厨余发酵液作为外增碳源对微污染河水脱氮效果的影响

石舟翔， 杨建红， 刘康齐， 沈 欣， 张 郓， 王晓红， 冯俊生

(常州大学环境与安全工程学院， 江苏 常州 213164)

微污染河水的形成不仅会降低河道水的美学价值，还会破坏生态平衡，带来许多卫生问题[1]。而引起河水微污染主要是因为河水中总氮(TN)指标超标，因此，如何处理和治理微污染河道水脱氮是中国存在的一个普遍而严重的问题。但脱氮过程需要有机碳作为电子供体[2]，因此原始废水中合适的碳氮比对于生物脱氮非常重要[3]。然而，我国河道水的碳氮比过低，反硝化作用受到碳源不足的限制，导致脱氮效率低下[4]。由于我国许多地表水水体富营养化严重，已加强了对微污染河水的治理，使河道水中的TN指标达到V类水标准低于2 mg·L-1。为了达到严格的总氮水质指标，通常使用外部碳源，如甲醇、乙酸钠或葡萄糖，以增强氮的去除[5]。但这样传统外部碳源的使用增加了河水治理的运行成本，因此，寻找廉价的外部碳源对于治理微污染河水是一个亟待解决的问题[6]。

虽然有报道称利用厨余垃圾发酵液可以提高废水的总氮去除效率[7]，但直接利用发酵液作为外加碳源用于河水反硝化脱氮的研究却很少见。本文对厨余垃圾发酵液作为碳源的可行性分析、发酵液组成以及利用产生的发酵液对微污染河水进行脱氮进行了研究。进一步分析脱氮后出水的特性，研究发酵液的使用对出水水质的影响。

1 材料与方法

1.1 实验材料

活性污泥取自常州市某污水处理厂二沉池污泥，在接种反应器之前，先使用蒸馏水冲洗2遍以稀释残留吸附在在活性污泥上的氮，使用缓冲溶液将活性污泥稀释至混合液悬浮固体浓度3 gMLSS·L-1。

厨余垃圾取自常州市某大学食堂，首先丢弃塑料、筷子、骨头和蛋壳，然后用电动搅拌器将食物残渣搅拌成浆状，并储存在4℃下备用。在将浆液加入发酵反应器之前，用蒸馏水将总固体含量稀释至约10%。

实验试剂硝酸钾为优级初含量为99%，无水乙酸钠为分析纯含量≥99%、牛血清白蛋白购为生化试剂BR，均购自国药化学试剂有限公司。

1.2 实验方法

1.2.1 实验装置及运行参数

实验由两部分组成，一是通过厨余垃圾发酵产生发酵液，二是以发酵液为碳源的模拟二级废水脱氮。发酵工艺在间歇式反应器(SBR)中操作，脱氮工艺在反硝化反应器中进行，发酵反应器的温度保持在30℃±2℃，由恒温磁力搅拌器加温度计控制，反硝化反应器在28℃±2℃厌氧条件下运行，pH值控制在6.5～8.0，由pH计控制去除河水中的氮化物。

图1 实验装置图

1.3 分析方法

1.3.1 发酵液成分分析实验

(1)发酵液中总化学需氧量(TCOD)和溶解性化学需氧量(SCOD)测定：每天分别取用纱布过滤以获得的发酵液10 mL至于两支试管中，一支摇匀后取试管中间溶液3 mL，另一只静置24 h后取上层清液3 mL分别用盛奥华6B-1800型水质快速测定仪和盛奥华6B-24型双温区智能消解仪测定发酵液中TCOD和SCOD的含量。

(2)发酵液组成成分测定：取用纱布过滤以获得的发酵液5mL样品，采用气质联用仪GC-MS安捷伦7890B-5977B测定其主要成分。

1.3.2 发酵液作为碳源对微污染河水脱氮效率实验

(1)

(2)COD利用率测定：污泥反硝化COD利用率的主要依据是电子平衡原理，将1 g硝态氮转化为氮需要消耗2.86 g COD。取反硝化30 d后A1和A2反应器中溶液5 mL作为出水水样，测定出水COD利用公式计算出COD利用率[8]，用η表示反硝化COD利用效率，公式如下：

(2)

(4)出水蛋白质含量测定：取1 mL出水水样至于试管中加5 mLFolin酚试剂甲，静置8分钟再加入1 mLFolin酚试剂乙试剂利用分光光度计与标准曲线比对从而得出样品中蛋白质含量。称取1 g牛血清蛋白片溶于0.9%氯化钠溶液中稀释至500 mL作为标准溶液[9]。

(5)荧光光谱分析测定：取反硝化反应前A1和A2反应器中溶液5 mL作为进水水样，取反硝化30 d后A1和A2反应器中溶液5 mL作为出水水样，通过荧光光谱分析利用荧光分光光度计测定其性质，测量波长范围：激发波长(λEx)220～400 nm，发射波长(λEm)280～500 nm，扫描速度1200 nm·min-1。

2 结果分析与讨论

2.1 厨余垃圾发酵液作为碳源的可行性分析

2.1.1 碳源的产生

如图2所示，在发酵开始时，TCOD和SCOD浓度随着发酵过程的进行逐渐增加，然后稳定在约52.21±4.12 g·L-1，直到实验结束。这是因为在发酵过程中微生物活性不断增高将食物残渣分解成可溶性碳水化合物。另有一些学者研究报道说[10]，SCOD的浓度先迅速增加，然后稳定下来。开始时的低SCOD可能是由于发酵初期细菌的微生物活性比较低。在稳定发酵阶段，SCOD/TCOD的比值约为90%，表明大部分食物残渣被水解为可溶性小颗粒碳源。从而证明厨余垃圾发酵液能发酵产出丰富的可溶性碳水化合物，同时证明了作为碳源的可行性。

2.1.2 厨余垃圾发酵液成分的分析，

本实验发酵液主要组成成分如图4～图7所示，其中挥发性脂肪酸是本实验厨余垃圾发酵液中的主要有机成分，占化学需氧量的27.8%，而酰胺类和醇类占化学需氧量的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单糖，然后转化成丙酮酸，并进一步转化成挥发性脂肪酸。这与以前的研究不同，以前的研究报道碳水化合物和蛋白质都明显地在反应器中积累[12]。本研究中的低酸碱度阻碍了蛋白质的溶解和水解成氨基酸，进而转化成中间产物酰胺，而由于厌氧的条件使发酵液中的醇类物质积累。接着进一步分析了挥发性脂肪酸的组成，如图6所示，在总挥发性脂肪酸中，乙酸占80%以上，其他挥发性脂肪酸的浓度很低。因此，发酵液中挥发性脂肪酸对反硝化作用的主要贡献是乙酸。

图2 厨余垃圾发酵液发酵过程中SCOD和TCOD的含量变化

图3 厨余垃圾发酵液发酵过程中氮化合物含量变化

图4 厨余垃圾发酵液中乙醇GC-MS质谱图

图5 厨余垃圾发酵液中戊酸GC-MS质谱图

图6 厨余垃圾发酵液中乙酸GC-MS质谱图

图7 厨余垃圾发酵液中9-十八碳烯酰胺GC-MS质谱图

2.2 厨余垃圾发酵液作为碳源对微污染河水脱氮效率的影响

2.2.1 反硝化速率

图 8反应了A1厨余发酵液作为碳源和A2乙酸钠作为碳源两种系统的反硝化速率，从图中可以看出， A2以乙酸钠作为碳源系统的反硝化速率为10.8 mgNOX-N·g-1VSS·h-1，A1以厨余发酵液作为碳源系统的反硝化速率为 11.30 mgNOX-N·g-1VSS·h-1。虽然两种系统中的污泥浓度都在3 gMLVSS·L-1，但反硝化速率却不相同。在两种碳源中乙酸钠系统反硝化速率要低于厨余垃圾系统，这样可以得出在反硝化过程中，以厨余垃圾发酵液作为碳源与乙酸钠相比更容易被反硝化微生物降解利用。可能是因为之前有学者研究，单一组分的物质反硝化速率要低于混合物[13]，而厨余垃圾发酵液是由可溶性碳水化合物、酰胺类、挥发性脂肪酸、醇类以及可溶性蛋白质等物质组成。所以当用厨余垃圾发酵液作为反硝化碳源时，加入到反应器中反硝化微生物同时利用降解了可溶性碳水化合物、酰胺类、挥发性脂肪酸、醇类以及可溶性蛋白质等物质，实现了多种反硝化微生物协同作用共同脱氮的效果，因此A1厨余垃圾反硝化系统的反硝化速率高于A2乙酸钠反硝化系统。另外碳源大致可以分为3个类别根据微生物降解的程度：容易生物利用的碳源(如乙酸钠、乙酸、挥发性脂肪酸,葡萄糖,可溶性碳水化合物等)，可以缓慢生物利用碳源(如二塘、可溶性蛋白质等)，还有内源反硝化碳源的细胞物质的微生物。综上所述，由于乙酸钠是属于高效降解碳源而以厨余废液发酵液作为碳源的反应速率要大于乙酸钠，因此厨余废液发酵液也可以归类为快速降解的碳源。

图8 A1和A2系统反硝化过程中反硝化速率的变化

2.2.2 COD利用率

图 9显示了乙酸钠、厨余发酵液这两种碳源系统的反硝化COD的利用率。 从图中可以看出，以乙酸钠为碳源的反硝化COD的利用率为17.27±3.5%，以厨余发酵液为碳源的反硝化COD的利用率为17.06±3.5%。通过对比可以看出这以两种物质作为碳源的反硝化系统COD的利用率基本一致，可能是因为在微生物反硝化过程中，微生物能够更容易的利用以厨余废弃物发酵液和乙酸钠为碳源作为反硝化的供体提供的电子，因此其反硝化效果比较好，从而进一步证明以厨余垃圾发酵液作为反硝化碳源的可行性。

图9 A1和A2系统反硝化过程中COD的利用率

2.2.3 脱氮效果

2.3 对反硝化出水特性水质指标分析

如图13所示，可以看出使用发酵液的出水中TCOD的残留浓度为18.3±6.4 mg·L-1，而对照组使用乙酸钠时，相应的值为17.5±5.7 mg·L-1，表明发酵液和乙酸钠之间没有明显差异，出水后的COD指标达V类水标准，证明以厨余垃圾发酵液作为碳源并没有使原水COD超标，并且由进出水前后TCOD的对比，发酵液被反硝化菌有效利用。

图10 A1系统反硝化过程中氮化合物浓度的变化

图11 A2系统反硝化过程中氮化合物浓度的变化

图12 A1和A2系统反硝化过程中TN的去除率

如图14所示，以发酵液为碳源的废水中蛋白质含量为3.7±1.8 mg·L-1，而以乙酸钠为碳源的废水中蛋白质含量为3.8±2.2 mg·L-1，说明发酵液并没有增加废水中的蛋白质残留量。

图13 A1和A2系统反硝化出水TCOD含量的变化

图14 A1和A2系统反硝化出水蛋白质含量变化

2.4 进水和出水荧光特性分析

根据以前的研究，(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)代表黄腐酸化合物，(EX/EM=250-400 nm/280-380 nm)代表类蛋白化合物[15]。

如图15所示是以发酵液为碳源的进水三维荧光色谱图，图16是以乙酸钠为碳源的进水三维荧光色谱图，图17和图18分别是其对应的反硝化出水三维荧光色谱图。从图中可以看出以发酵液为碳源的进水中检测到酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸芳香蛋白和类蛋白化合物，而以乙酸钠为碳源的进水中未检测到这几种化合物。但是在两种流出物中都没有检测到荧光峰，表明当使用发酵液作为碳源时，在反硝化过程中利用了酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸样芳香蛋白和类蛋白化合物。因此，该结果进一步证实了发酵液作为反硝化碳源的客观可行性。

图15 以发酵液为碳源的进水三维荧光色谱图

图16 以乙酸钠为碳源的进水三维荧光色谱图

图17 以发酵液为碳源的反硝化出水三维荧光色谱图

图18 以乙酸钠为碳源的反硝化出水三维荧光色谱图

3 结果与讨论

(1)对发酵液中组成成分分析得出总化学需氧量浓度达到52.21±4.12 g·L-1。酰胺类、醇类、挥发性脂肪酸是本实验发酵液的主要成分且对反硝化作用的主要贡献是乙酸。。

(2)对于反硝化脱氮效果分析得出以发酵液和乙酸钠为碳源的最高反硝化速率分别为11.30 mgNOX-N·g-1VSS·h-1和10.8 mgNOX-N·g-1VSS·h-1，COD利用率分别为17.27±3.5%和17.06±3.5%，总脱氮效率分别为89.4±7.6%和94.0±5.5%。以两种碳源进行反硝化后的出水特性指标总化学需氧量和蛋白质无明显差异，证实了发酵液用于深度脱氮的可行性。

(3)对进水和出水荧光特性分析，结果表明厨余垃圾发酵液中的酪氨酸芳香蛋白化合物、色氨酸芳香蛋白和类蛋白化合物确实在客观上参与了反硝化反应，从而客观证明发酵液用于微污染河水深度脱氮的可行性。