石舟翔， 楊建紅， 劉康齊， 沈 欣， 張 鄆， 王曉紅， 馮俊生

(常州大學環(huán)境與安全工程學院， 江蘇 常州 213164)

微污染河水的形成不僅會降低河道水的美學價值，還會破壞生態(tài)平衡，帶來許多衛(wèi)生問題[1]。而引起河水微污染主要是因為河水中總氮(TN)指標超標，因此，如何處理和治理微污染河道水脫氮是中國存在的一個普遍而嚴重的問題。但脫氮過程需要有機碳作為電子供體[2]，因此原始廢水中合適的碳氮比對于生物脫氮非常重要[3]。然而，我國河道水的碳氮比過低，反硝化作用受到碳源不足的限制，導致脫氮效率低下[4]。由于我國許多地表水水體富營養(yǎng)化嚴重，已加強了對微污染河水的治理，使河道水中的TN指標達到V類水標準低于2 mg·L-1。為了達到嚴格的總氮水質(zhì)指標，通常使用外部碳源，如甲醇、乙酸鈉或葡萄糖，以增強氮的去除[5]。但這樣傳統(tǒng)外部碳源的使用增加了河水治理的運行成本，因此，尋找廉價的外部碳源對于治理微污染河水是一個亟待解決的問題[6]。

雖然有報道稱利用廚余垃圾發(fā)酵液可以提高廢水的總氮去除效率[7]，但直接利用發(fā)酵液作為外加碳源用于河水反硝化脫氮的研究卻很少見。本文對廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源的可行性分析、發(fā)酵液組成以及利用產(chǎn)生的發(fā)酵液對微污染河水進行脫氮進行了研究。進一步分析脫氮后出水的特性，研究發(fā)酵液的使用對出水水質(zhì)的影響。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

活性污泥取自常州市某污水處理廠二沉池污泥，在接種反應器之前，先使用蒸餾水沖洗2遍以稀釋殘留吸附在在活性污泥上的氮，使用緩沖溶液將活性污泥稀釋至混合液懸浮固體濃度3 gMLSS·L-1。

廚余垃圾取自常州市某大學食堂，首先丟棄塑料、筷子、骨頭和蛋殼，然后用電動攪拌器將食物殘渣攪拌成漿狀，并儲存在4℃下備用。在將漿液加入發(fā)酵反應器之前，用蒸餾水將總固體含量稀釋至約10%。

實驗試劑硝酸鉀為優(yōu)級初含量為99%，無水乙酸鈉為分析純含量≥99%、牛血清白蛋白購為生化試劑BR，均購自國藥化學試劑有限公司。

1.2 實驗方法

1.2.1 實驗裝置及運行參數(shù)

實驗由兩部分組成，一是通過廚余垃圾發(fā)酵產(chǎn)生發(fā)酵液，二是以發(fā)酵液為碳源的模擬二級廢水脫氮。發(fā)酵工藝在間歇式反應器(SBR)中操作，脫氮工藝在反硝化反應器中進行，發(fā)酵反應器的溫度保持在30℃±2℃，由恒溫磁力攪拌器加溫度計控制，反硝化反應器在28℃±2℃厭氧條件下運行，pH值控制在6.5～8.0，由pH計控制去除河水中的氮化物。

圖1 實驗裝置圖

1.3 分析方法

1.3.1 發(fā)酵液成分分析實驗

(1)發(fā)酵液中總化學需氧量(TCOD)和溶解性化學需氧量(SCOD)測定：每天分別取用紗布過濾以獲得的發(fā)酵液10 mL至于兩支試管中，一支搖勻后取試管中間溶液3 mL，另一只靜置24 h后取上層清液3 mL分別用盛奧華6B-1800型水質(zhì)快速測定儀和盛奧華6B-24型雙溫區(qū)智能消解儀測定發(fā)酵液中TCOD和SCOD的含量。

(2)發(fā)酵液組成成分測定：取用紗布過濾以獲得的發(fā)酵液5mL樣品，采用氣質(zhì)聯(lián)用儀GC-MS安捷倫7890B-5977B測定其主要成分。

1.3.2 發(fā)酵液作為碳源對微污染河水脫氮效率實驗

(1)

(2)COD利用率測定：污泥反硝化COD利用率的主要依據(jù)是電子平衡原理，將1 g硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氮需要消耗2.86 g COD。取反硝化30 d后A1和A2反應器中溶液5 mL作為出水水樣，測定出水COD利用公式計算出COD利用率[8]，用η表示反硝化COD利用效率，公式如下：

(2)

(4)出水蛋白質(zhì)含量測定：取1 mL出水水樣至于試管中加5 mLFolin酚試劑甲，靜置8分鐘再加入1 mLFolin酚試劑乙試劑利用分光光度計與標準曲線比對從而得出樣品中蛋白質(zhì)含量。稱取1 g牛血清蛋白片溶于0.9%氯化鈉溶液中稀釋至500 mL作為標準溶液[9]。

(5)熒光光譜分析測定：取反硝化反應前A1和A2反應器中溶液5 mL作為進水水樣，取反硝化30 d后A1和A2反應器中溶液5 mL作為出水水樣，通過熒光光譜分析利用熒光分光光度計測定其性質(zhì)，測量波長范圍：激發(fā)波長(λEx)220～400 nm，發(fā)射波長(λEm)280～500 nm，掃描速度1200 nm·min-1。

2 結(jié)果分析與討論

2.1 廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源的可行性分析

2.1.1 碳源的產(chǎn)生

如圖2所示，在發(fā)酵開始時，TCOD和SCOD濃度隨著發(fā)酵過程的進行逐漸增加，然后穩(wěn)定在約52.21±4.12 g·L-1，直到實驗結(jié)束。這是因為在發(fā)酵過程中微生物活性不斷增高將食物殘渣分解成可溶性碳水化合物。另有一些學者研究報道說[10]，SCOD的濃度先迅速增加，然后穩(wěn)定下來。開始時的低SCOD可能是由于發(fā)酵初期細菌的微生物活性比較低。在穩(wěn)定發(fā)酵階段，SCOD/TCOD的比值約為90%，表明大部分食物殘渣被水解為可溶性小顆粒碳源。從而證明廚余垃圾發(fā)酵液能發(fā)酵產(chǎn)出豐富的可溶性碳水化合物，同時證明了作為碳源的可行性。

2.1.2 廚余垃圾發(fā)酵液成分的分析，

本實驗發(fā)酵液主要組成成分如圖4～圖7所示，其中揮發(fā)性脂肪酸是本實驗廚余垃圾發(fā)酵液中的主要有機成分，占化學需氧量的27.8%，而酰胺類和醇類占化學需氧量的2.3%。不溶性碳水化合物首先被溶解和水解成可溶性碳水化合物和單糖，然后轉(zhuǎn)化成丙酮酸，并進一步轉(zhuǎn)化成揮發(fā)性脂肪酸。這與以前的研究不同，以前的研究報道碳水化合物和蛋白質(zhì)都明顯地在反應器中積累[12]。本研究中的低酸堿度阻礙了蛋白質(zhì)的溶解和水解成氨基酸，進而轉(zhuǎn)化成中間產(chǎn)物酰胺，而由于厭氧的條件使發(fā)酵液中的醇類物質(zhì)積累。接著進一步分析了揮發(fā)性脂肪酸的組成，如圖6所示，在總揮發(fā)性脂肪酸中，乙酸占80%以上，其他揮發(fā)性脂肪酸的濃度很低。因此，發(fā)酵液中揮發(fā)性脂肪酸對反硝化作用的主要貢獻是乙酸。

圖2 廚余垃圾發(fā)酵液發(fā)酵過程中SCOD和TCOD的含量變化

圖3 廚余垃圾發(fā)酵液發(fā)酵過程中氮化合物含量變化

圖4 廚余垃圾發(fā)酵液中乙醇GC-MS質(zhì)譜圖

圖5 廚余垃圾發(fā)酵液中戊酸GC-MS質(zhì)譜圖

圖6 廚余垃圾發(fā)酵液中乙酸GC-MS質(zhì)譜圖

圖7 廚余垃圾發(fā)酵液中9-十八碳烯酰胺GC-MS質(zhì)譜圖

2.2 廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源對微污染河水脫氮效率的影響

2.2.1 反硝化速率

圖 8反應了A1廚余發(fā)酵液作為碳源和A2乙酸鈉作為碳源兩種系統(tǒng)的反硝化速率，從圖中可以看出， A2以乙酸鈉作為碳源系統(tǒng)的反硝化速率為10.8 mgNOX-N·g-1VSS·h-1，A1以廚余發(fā)酵液作為碳源系統(tǒng)的反硝化速率為 11.30 mgNOX-N·g-1VSS·h-1。雖然兩種系統(tǒng)中的污泥濃度都在3 gMLVSS·L-1，但反硝化速率卻不相同。在兩種碳源中乙酸鈉系統(tǒng)反硝化速率要低于廚余垃圾系統(tǒng)，這樣可以得出在反硝化過程中，以廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源與乙酸鈉相比更容易被反硝化微生物降解利用。可能是因為之前有學者研究，單一組分的物質(zhì)反硝化速率要低于混合物[13]，而廚余垃圾發(fā)酵液是由可溶性碳水化合物、酰胺類、揮發(fā)性脂肪酸、醇類以及可溶性蛋白質(zhì)等物質(zhì)組成。所以當用廚余垃圾發(fā)酵液作為反硝化碳源時，加入到反應器中反硝化微生物同時利用降解了可溶性碳水化合物、酰胺類、揮發(fā)性脂肪酸、醇類以及可溶性蛋白質(zhì)等物質(zhì)，實現(xiàn)了多種反硝化微生物協(xié)同作用共同脫氮的效果，因此A1廚余垃圾反硝化系統(tǒng)的反硝化速率高于A2乙酸鈉反硝化系統(tǒng)。另外碳源大致可以分為3個類別根據(jù)微生物降解的程度：容易生物利用的碳源(如乙酸鈉、乙酸、揮發(fā)性脂肪酸,葡萄糖,可溶性碳水化合物等)，可以緩慢生物利用碳源(如二塘、可溶性蛋白質(zhì)等)，還有內(nèi)源反硝化碳源的細胞物質(zhì)的微生物。綜上所述，由于乙酸鈉是屬于高效降解碳源而以廚余廢液發(fā)酵液作為碳源的反應速率要大于乙酸鈉，因此廚余廢液發(fā)酵液也可以歸類為快速降解的碳源。

圖8 A1和A2系統(tǒng)反硝化過程中反硝化速率的變化

2.2.2 COD利用率

圖 9顯示了乙酸鈉、廚余發(fā)酵液這兩種碳源系統(tǒng)的反硝化COD的利用率。 從圖中可以看出，以乙酸鈉為碳源的反硝化COD的利用率為17.27±3.5%，以廚余發(fā)酵液為碳源的反硝化COD的利用率為17.06±3.5%。通過對比可以看出這以兩種物質(zhì)作為碳源的反硝化系統(tǒng)COD的利用率基本一致，可能是因為在微生物反硝化過程中，微生物能夠更容易的利用以廚余廢棄物發(fā)酵液和乙酸鈉為碳源作為反硝化的供體提供的電子，因此其反硝化效果比較好，從而進一步證明以廚余垃圾發(fā)酵液作為反硝化碳源的可行性。

圖9 A1和A2系統(tǒng)反硝化過程中COD的利用率

2.2.3 脫氮效果

2.3 對反硝化出水特性水質(zhì)指標分析

如圖13所示，可以看出使用發(fā)酵液的出水中TCOD的殘留濃度為18.3±6.4 mg·L-1，而對照組使用乙酸鈉時，相應的值為17.5±5.7 mg·L-1，表明發(fā)酵液和乙酸鈉之間沒有明顯差異，出水后的COD指標達V類水標準，證明以廚余垃圾發(fā)酵液作為碳源并沒有使原水COD超標，并且由進出水前后TCOD的對比，發(fā)酵液被反硝化菌有效利用。

圖10 A1系統(tǒng)反硝化過程中氮化合物濃度的變化

圖11 A2系統(tǒng)反硝化過程中氮化合物濃度的變化

圖12 A1和A2系統(tǒng)反硝化過程中TN的去除率

如圖14所示，以發(fā)酵液為碳源的廢水中蛋白質(zhì)含量為3.7±1.8 mg·L-1，而以乙酸鈉為碳源的廢水中蛋白質(zhì)含量為3.8±2.2 mg·L-1，說明發(fā)酵液并沒有增加廢水中的蛋白質(zhì)殘留量。

圖13 A1和A2系統(tǒng)反硝化出水TCOD含量的變化

圖14 A1和A2系統(tǒng)反硝化出水蛋白質(zhì)含量變化

2.4 進水和出水熒光特性分析

根據(jù)以前的研究，(EX/EM=200-250 nm/280-330 nm)代表酪氨酸芳香蛋白化合物，(EX/EM=200-250 nm/330-380 nm)代表色氨酸芳香蛋白化合物，(EX/EM=200-250 nm/380-540 nm)代表黃腐酸化合物，(EX/EM=250-400 nm/280-380 nm)代表類蛋白化合物[15]。

如圖15所示是以發(fā)酵液為碳源的進水三維熒光色譜圖，圖16是以乙酸鈉為碳源的進水三維熒光色譜圖，圖17和圖18分別是其對應的反硝化出水三維熒光色譜圖。從圖中可以看出以發(fā)酵液為碳源的進水中檢測到酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸芳香蛋白和類蛋白化合物，而以乙酸鈉為碳源的進水中未檢測到這幾種化合物。但是在兩種流出物中都沒有檢測到熒光峰，表明當使用發(fā)酵液作為碳源時，在反硝化過程中利用了酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸樣芳香蛋白和類蛋白化合物。因此，該結(jié)果進一步證實了發(fā)酵液作為反硝化碳源的客觀可行性。

圖15 以發(fā)酵液為碳源的進水三維熒光色譜圖

圖16 以乙酸鈉為碳源的進水三維熒光色譜圖

圖17 以發(fā)酵液為碳源的反硝化出水三維熒光色譜圖

圖18 以乙酸鈉為碳源的反硝化出水三維熒光色譜圖

3 結(jié)果與討論

(1)對發(fā)酵液中組成成分分析得出總化學需氧量濃度達到52.21±4.12 g·L-1。酰胺類、醇類、揮發(fā)性脂肪酸是本實驗發(fā)酵液的主要成分且對反硝化作用的主要貢獻是乙酸。。

(2)對于反硝化脫氮效果分析得出以發(fā)酵液和乙酸鈉為碳源的最高反硝化速率分別為11.30 mgNOX-N·g-1VSS·h-1和10.8 mgNOX-N·g-1VSS·h-1，COD利用率分別為17.27±3.5%和17.06±3.5%，總脫氮效率分別為89.4±7.6%和94.0±5.5%。以兩種碳源進行反硝化后的出水特性指標總化學需氧量和蛋白質(zhì)無明顯差異，證實了發(fā)酵液用于深度脫氮的可行性。

(3)對進水和出水熒光特性分析，結(jié)果表明廚余垃圾發(fā)酵液中的酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸芳香蛋白和類蛋白化合物確實在客觀上參與了反硝化反應，從而客觀證明發(fā)酵液用于微污染河水深度脫氮的可行性。