随着我国城镇化进程的加快，餐厨垃圾作为城市生活垃圾的重要组成部分，正在以接近10%的年增长速率增加。餐厨垃圾厌氧发酵处理过程会产生大量的餐厨垃圾发酵废水，该类废水具有温度高（50~60℃）、有机物浓度高（COD>6000mg/L）、氨氮浓度高（>2000mg/L）、色度高、可生化性差、水质成分复杂等特点，处理难度较大，对水环境构成严重威胁。
现有餐厨垃圾发酵废水处理工艺主要有格栅调节池-水解酸化-A/O-超滤、格栅-调节池-混凝-UASB-接触氧化-生物沸石吸附-MBR-Fenton氧化、格栅-调节池-混凝-A/O-反渗透膜等预处理-生物-膜组合工艺。餐厨垃圾发酵废水中的高浓度氨氮会对微生物活性产生抑制，导致生物处理效能降低，成为高效生物处理的瓶颈。有研究发现，生物处理系统可通过氨适应性驯化来提高微生物对高浓度氨氮的耐受能力，但相关研究主要集中在固体废物处理方面，对耐受高氨氮的废水生物系统的构建及效能提升研究鲜见报道。另外，餐厨垃圾发酵废水中含有腐殖酸、富里酸等难降解有机物，主要通过膜处理或高级氧化工艺单元来去除，由于废水中的高油脂、盐类极容易导致膜组件堵塞，故存在投资及处理成本高、运行管理复杂等问题。研发中、小型餐厨垃圾发酵废水非膜法处理工艺成为该废水高效低成本处理的关键。
鉴于此，笔者以经过预处理的餐厨垃圾发酵废水为处理对象，以满足《污水综合排放标准》（GB8978—1996）三级排放标准为处理目标，研发厌氧好氧-混凝组合处理技术，重点探究耐高氨氮厌氧生物处理系统的构建，并利用16SrRNA高通量测序技术分析该厌氧生物系统中微生物菌群的演替规律；同时，在课题组前期研究的基础上，进一步考察厌氧-好氧-混凝组合系统对餐厨垃圾发酵废水的处理效能，并利用三维荧光光谱分析手段探究组合工艺对有机物的降解规律，以期为餐厨垃圾发酵废水的高效低成本处理提供技术参考。
1、试验材料与方法
1.1 试验装置
厌氧反应器ASBR的有效容积为400mL，密闭盖顶设有集气孔与进出水孔，反应器置于恒温培养箱中维持温度在（50±1）℃。好氧反应器SBBR的有效容积为400mL，内设天然纤维填料，挂膜密度为50%，反应器亦置于恒温培养箱中维持温度在（50±1）℃，在反应器底部设置曝气砂头。
1.2 试验用水水质
试验用餐厨垃圾发酵废水取自重庆市某餐厨垃圾发酵工程中经格栅、调节池预处理后的生物池进水，具体水质如下：COD为（6979.68±458.35）mg/L，BOD5为（2235.04±112.62）mg/L，BOD5/COD为0.32，温度为（50±1）℃，pH为7.78±0.21。启动ASBR时进水氨氮为（1950.1±88.6）mg/L，运行组合工艺时进水氨氮为（3600±100）mg/L。
1.3 试验方法
1.3.1 生物系统的构建及效能研究
①耐高氨氮的厌氧ASBR系统构建
ASBR系统接种城镇污水厂的脱水污泥（MLSS·110·www.cnww1985.com余舰波，等：高温高氨氮餐厨垃圾发酵废水组合处理技术研究第40卷第19期为10g/L），在水温为（50±1）℃、有机负荷（以COD计）为1.0kg/（m3·d）、氮初始负荷为0.13kg/（m3·d）的条件下运行反应器，运行模式为：瞬时进水→厌氧反应3d→瞬时出水。此后，通过5个阶段逐步提升氨氮浓度，阶段Ⅰ~Ⅴ的进水氨氮浓度分别为（1000±70）、1200~1800、1800~3000、3000~4200、4200~3600mg/L。试验期间测定进出水COD、NH4+-N浓度，并对ASBR系统构建前后的污泥样品进行16SrRNA高通量测序分析，探究微生物菌群结构的变化情况。②好氧SBBR系统构建在温度为（50±1）℃条件下，接种城镇污水厂的脱水污泥（MLSS为10g/L），采用平行试验，利用在线溶解氧仪控制好氧SBBR反应器的DO浓度分别为（4±0.5）、（5±0.5）、（6±0.5）mg/L，考察DO浓度对好氧SBBR系统构建的影响。反应器运行模式为：瞬时进水→好氧反应24h→瞬时出水。
1.3.2 厌氧-好氧-混凝组合工艺处理效能研究
在温度为（50±1）℃、ASBR的有机负荷（以COD计）为1.0kg/（m3·d）、SBBR的DO浓度为6mg/L、混凝系统投加200mg/L混凝剂FeCl3的条件下运行厌氧（ASBR）-好氧（SBBR）-混凝组合工艺，测定进出水水质，考察组合工艺的处理效能；同时测定各工艺单元进出水的三维荧光光谱，分析有机物的降解规律。
1.4 测试项目与方法
COD、NH4+-N浓度分别采用重铬酸钾消解-紫外吸收法、纳氏试剂分光光度法测定，DO浓度采用在线溶解氧仪测定。有机物的三维荧光光谱采用HitachiF-7000荧光光度计测定，参照Chen等的方法进行分析。
采集接种污泥及构建成功后的厌氧处理系统污泥样品，送至上海美吉生物技术有限公司，采用IlluminaMiSeq平台进行16SrRNA测序分析。
2、结果与讨论
2.1 厌氧生物处理系统的构建
逐步提升ASBR系统的进水氨氮浓度，运行210d后，系统对COD的去除效果基本稳定，ASBR在不同阶段的COD和氨氮浓度变化情况如图1所示。可知，随着进水氨氮浓度的阶梯式提升，ASBR对COD的去除效果呈现先下降后上升的趋势。在阶段Ⅰ，由于进水中的高浓度氨氮在启动初期对ASBR系统中微生物存在抑制作用，反应器对COD的平均去除率仅为22.65%；在阶段Ⅱ，随着进水氨氮浓度的提升，COD去除率甚至下降至15.02%；但在阶段Ⅲ，随着进水氨氮浓度的进一步提升，系统对氨氮的耐受能力逐渐增强，表现为COD去除率开始升高；运行至阶段Ⅳ，当进水氨氮浓度升至3600mg/L时，COD平均去除率达到68.4%，此后当氨氮浓度继续增至4200mg/L时，COD去除率开始下降，故在阶段Ⅴ将进水氨氮浓度逐步降至3600mg/L。系统稳定运行期间，COD平均去除率稳定在69.5%左右。上述试验结果表明，餐厨垃圾发酵废水厌氧生物处理系统构建成功，可耐受的氨氮浓度阈值为3600mg/L。同时，厌氧生物处理系统在阶段Ⅰ~Ⅳ对氨氮的平均去除率分别为6.95%、5.15%、3.31%、3.14%，去除率较低，氨氮主要通过生物合成及挥发被去除。
另外，对ASBR系统构建前后的生物样品进行16SrRNA高通量测序分析，结果如图2所示。可知，ASBR系统中的优势细菌属主要有Lysinibacillus（27.52%）、Coprothermobacter（16.75%）、Sporosarcina（10.88%）等，这些细菌均已被证实与蛋白质降解或者碳水化合物利用相关，这表明系统筛选出了可耐受高氨氮的水解酸化菌。另外，ASBR系统中的优势产甲烷古菌由Methanosarcina（63.35%）演变为Methanothermobacter（73.22%）。有关研究表明，在低氨氮高浓度有机废水的厌氧生物系统中，产甲烷古菌主要以嗜乙酸产甲烷菌Methanoseata或混合营养型古菌Methanosarcina为主，本研究中优势古菌Methanothermobacter为嗜氢产甲烷古菌，是一种嗜热、对高温和高氨氮有更强耐受性的古菌，并且其与水解酸化菌协同作用，实现了在高氨氮环境下对有机物的高效去除。
2.2 DO浓度对好氧生物系统构建的影响
不同DO浓度下SBBR反应器中COD浓度的变化情况如图3所示。
由图3可知，DO浓度对SBBR反应器去除COD效能的影响显著。当DO浓度分别为（4±0.5）、（5±0.5）、（6±0.5）mg/L时，SBBR系统对COD的平均去除率分别为54.08%、65.94%和69.08%。分析认为，在（50±1）℃高温下，嗜热菌的生存需要有较高的能量支撑，DO浓度越高，嗜热菌的氧化还原电位就越高，获得的能量越充足，故在DO浓度为（6±0.5）mg/L的条件下有机物去除效果更好。
2.3 厌氧-好氧-混凝组合工艺的处理效能
厌氧-好氧-混凝组合处理系统运行稳定后，在餐厨垃圾发酵废水COD浓度为（6979.68±458.35）mg/L的条件下，ASBR、SBBR、混凝工艺单元出水COD浓度分别为（2708.33±394.96）、（828.89±94.06）、（424.32±23.76）mg/L，最终出水浓度满足《污水综合排放标准》（GB8978—1996）的三级标准要求。组合工艺对COD的总去除率为94.80%，其中ASBR、SBBR、混凝工艺单元在COD去除过程中的分担率分别为61.20%、26.93%、6.67%。可以看出，厌氧生物处理工艺单元对COD的去除起主导作用；而混凝单元在投加FeCl3混凝剂后，对好氧SBBR出水中的COD削减率为48.85%。有研究表明，Fe3+可通过氧化还原反应氧化有机物，同时生成Fe（OH）3等胶体物质及4+、5+、7+和10+等大分子络合物来吸附、凝聚去除水中的部分有机污染物。此外，厌氧、好氧、混凝各单元进水BOD5/COD值分别为0.32、0.25和0.12，废水可生化性沿程逐渐降低，厌氧和好氧生物处理单元主要削减可生物降解的有机物，而混凝处理单元主要去除难降解有机物。
组合工艺进出水的三维荧光光谱如图4所示，荧光区域积分法（FRI）量化分析结果如图5所示。由图4可知，进水的三维荧光光谱在区域Ⅱ（酪氨酸类蛋白质）与区域Ⅳ（溶解性微生物代谢产物）处出现荧光峰，在区域Ⅲ（富里酸）和区域Ⅴ（腐殖酸）也有较高的荧光强度，表明餐厨垃圾发酵废水中含有富里酸、腐殖酸等难生物降解有机物。课题组采用SPME-GC/MS检测该废水中的典型难降解有机物，检出（-）-4-萜品醇、α-松油醇、4-甲基苯酚、桉叶油醇、2-丙基苯酚、吲哚等，主要为食用香精的组成部分。经厌氧、好氧、混凝单元处理后，溶解性有机物（DOM）的总荧光强度相对于进水被显著削弱。其中，ASBR、SBBR、混凝各处理单元出水的DOM总荧光强度分别比进水降低了42.57%、66.59%和72.45%。
由图5可知，经组合工艺处理后，各区域荧光强度也均显著下降。其中，ASBR出水在区域Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ的荧光强度相比进水分别下降了41.99%、52.14%、30.56%、53.03%、21.15%，表明ASBR对进水中色氨酸类蛋白质（区域Ⅰ）、酪氨酸类蛋白质（区域Ⅱ）和溶解性微生物代谢产物（区域Ⅳ）的降解效果较好，其中，区域Ⅳ（以可生物降解性较好的溶解性微生物代谢产物为主）的荧光强度降幅最大，区域Ⅴ（以可生物降解性较差的腐殖酸为主）的荧光强度降幅最小。经SBBR处理后，各区域的荧光强度进一步被削弱，出水在区域Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ的荧光强度相比ASBR出水分别下降了22.38%、38.51%、42.15%、47.76%、46.59%，表明SBBR对溶解性微生物代谢产物（区域Ⅳ）的去除效果最好，对富里酸（区域Ⅲ）和腐殖酸（区域Ⅴ）等难降解物质也有较强的去除能力。再经混凝单元处理后，区域Ⅱ~Ⅴ的荧光强度相比SBBR出水分别下降了29.85%、29.23%、17.73%、31.49%，区域Ⅴ（以较难降解的腐殖酸为主）的荧光强度进一步被削弱，表明混凝处理单元对腐殖酸类难降解有机物的去除效果显著。
此外，组合工艺的出水氨氮平均浓度为2254.93mg/L，总去除率为37.36%，其中厌氧、好氧、混凝单元对去除氨氮的分担率分别为3.26%、33.54%、0.56%，好氧工艺单元主要通过在高温下的曝气吹脱去除一部分氨氮。
3、结论
①采用逐步提升氨氮浓度的方式，餐厨垃圾发酵废水耐高氨氮厌氧生物处理系统构建成功，在温度为（50±1）℃、有机负荷为1.0kg/（m3·d）、氨氮浓度为3600mg/L的条件下，对COD的去除率可达到69.5%。厌氧生物系统的优势水解酸化细菌主要有Lysinibacillus、Coprothermobacter、Sporosarcina等，优势产甲烷古菌主要为Methanothermobacter（嗜氢产甲烷古菌）。
②DO浓度对餐厨垃圾发酵废水好氧生物处理系统的构建及运行效能影响显著。当DO浓度分别为（4±0.5）、（5±0.5）和（6±0.5）mg/L时，系统对COD的去除率分别为54.08%、65.94%和69.08%，最佳DO浓度为（6±0.5）mg/L。
③厌氧-好氧-混凝组合工艺对餐厨垃圾发酵废水中COD的总去除率可达到94.80%，出水浓度满足《污水综合排放标准》（GB8978—1996）的三级标准，厌氧、好氧、混凝处理单元对去除COD的分担率分别为61.20%、26.93%、6.67%，各单元进水BOD5/COD分别为0.32、0.25、0.12，厌氧和好氧生物单元对可生物降解有机物的去除起主导作用，混凝单元则主要承担对腐殖酸、富里酸等难降解有机物的去除作用。（来源：重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，中国市政工程中南设计研究总院有限公司，中铁二院重庆勘察设计研究院有限责任公司）