近年來，隨著城鎮化和人民生活水平的不斷提高，餐廚垃圾產生量逐步增加。厭氧發酵由于能耗低、占地少、資源可回收等優點成為餐廚垃圾的主流處理工藝，但會產生大量成分復雜且含有高濃度氨氮、SS、有機物和鹽分的餐廚沼液，餐廚沼液的有效處理處置對于餐廚垃圾無害化和資源化具有重大意義。目前國內對餐廚沼液的處理大部分采用“預處理+兩級A/O生化處理+深度處理”工藝。但是在實際工程應用中，兩級A/O生化處理工藝通常需要投加大量碳源，并且曝氣能耗較高、占地面積較大、運行成本較高。因此有必要開發新型高效、經濟、節能的餐廚沼液處理工藝。

短程硝化-厭氧氨氧化（PN/A）被認為是目前最高效的生物脫氮工藝，與傳統的硝化-反硝化生物脫氮工藝相比，PN/A工藝具有曝氣能耗低、無需外加碳源、污泥產率低等優勢，目前已被用于垃圾滲濾液、污泥消化液等高氨氮、低C/N廢水的處理。但餐廚沼液具有較高的COD濃度，直接進入PN/A系統容易引起異養菌的過度繁殖，與厭氧氨氧化菌（AnAOB）競爭NO2--N。因此，采用PN/A工藝處理餐廚沼液之前，需采用合適的前處理手段降低沼液的COD濃度。常見的降碳前處理手段包括混凝沉淀化學強化、厭氧消化（AD）和A/O生物處理等。其中，混凝沉淀工藝會引入新的化學物質，可能會抑制AnAOB活性，并且該工藝對有機物的去除能力有限；AD工藝雖然技術較為成熟，運行成本較低，但是反應時間較長，且需設置沼氣收集和處理系統，操作管理復雜；A/O工藝在實際工程中應用較為普遍，且流程簡單，反應時間相對較短，是去除COD的有效途徑。鑒于此，筆者以一體式PN/A池為核心脫氮單元，在其前端設置缺氧/反應沉淀一體式矩形氣升環流反應池（A/RPIR）作為除碳單元，并在其后端設置RPIR池作為深度處理單元，構建A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試裝置，用于處理深圳市某環境園的餐廚沼液，研究該組合工藝對餐廚沼液的脫氮除碳性能，并探討各單元的運行特性和對目標污染物的去除過程及機制，以期為餐廚沼液的處理提供一種經濟、高效的技術路徑。

1、材料與方法

1.1 工藝流程及設計參數

如圖1所示，中試采用的反應器為一體化撬裝式設備（V=53.7m3），包括A/RPIR池（V=24.3m3）、PN/A池（V=22.5m3）和RPIR池（V=6.9m3）3個反應單元。其中，A/RPIR池通過中間隔墻分為缺氧區（8.1m3）和好氧區（16.2m3），設有內回流裝置，實現好氧區到缺氧區的混合液回流，回流比在200%~400%之間；PN/A池的溶解氧（DO）濃度控制在0.5mg/L以下，pH控制在7.0~8.5，不控制水溫，實際監測溫度為25~35℃；RPIR池的DO濃度控制在2~5mg/L。各反應單元底部均設有曝氣系統，上部均設有RPIR模塊。各反應單元的混合液通過曝氣氣升作用進入RPIR模塊，在其內部發生沉淀分離，污泥回流至池體內，上清液出水進入下一反應單元。該組合工藝設計處理水量為10m3/d，無需設置沉淀池，減少占地面積的同時實現污泥齡的單獨控制。以10m3/d的設計處理水量計算，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池的水力停留時間（HRT）分別為2.4、2.2和0.7d。

組合工藝中試系統處理餐廚沼液的過程如下：沼液首先進入A/RPIR池發生硝化與反硝化反應，以去除有機物及少量TN；A/RPIR池出水進入PN/A池進行厭氧氨氧化（Anammox）脫氮，實現NH4+-N和TN的大幅去除；最后PN/A池出水進入RPIR池，進一步降低出水NH4+-N和COD濃度。

1.2 試驗用水和接種污泥

中試裝置位于深圳市某環境園，收集的餐廚垃圾經分離去渣、破碎制漿、三相離心后進入到CSTR反應器進行厭氧消化，厭氧消化之后的混合物通過板框壓濾機進行固液分離，分離后的液體為高氨氮、高有機物的餐廚沼液。本研究以此餐廚沼液為試驗用水，具體水質如下：COD為2214~8577mg/L、NH4+-N為1017~1579mg/L、TN為1046~1748mg/L、SS為340~1480mg/L、pH為7.25~7.87。

A/RPIR池和RPIR池的接種污泥均取自深圳市某污水處理廠生化池污泥，接種后A/RPIR池缺氧區和好氧區的污泥濃度分別為5540、9000mg/L，RPIR池的污泥濃度為4420mg/L。PN/A池的接種污泥取自實驗室培養的厭氧氨氧化顆粒污泥和污水處理廠的生化池污泥，接種后顆粒污泥濃度為1072mg/L，絮狀污泥濃度為2208mg/L，總污泥濃度為3280mg/L。

1.3 運行方式

A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試系統共運行86d，分為3個階段，各個階段的運行參數如表1所示（NLR為總氮負荷）。階段Ⅰ為低負荷運行階段，系統啟動初期PN/A池的厭氧氨氧化活性較低，因此將該階段A/RPIR池的一部分出水排入PN/A池，另一部分出水進入RPIR池，以緩解PN/A池的運行負荷壓力，并通過間歇曝氣方式精準控制PN/A池DO濃度，促進該階段PN/A池內AnAOB活性的逐步提升；階段Ⅱ為負荷提升階段，在該階段將PN/A池的曝氣方式改為連續曝氣，使得PN/A池的DO濃度能夠對應負荷增加的正向相關關系，保證AnAOB活性逐漸提高；階段Ⅲ為滿負荷運行階段，該階段的處理水量穩定在10m3/d以上，達到設計規模，系統穩定運行。

1.4 分析項目及檢測方法

各水質指標均采用標準方法進行測定。TN采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定；NO2?-N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測定；NO3?-N采用紫外分光光度法測定；COD采用重鉻酸鹽法測定；SS采用稱重法測定；pH和DO分別采用pH計和溶解氧測定儀測定。

氮平衡計算：參照Zhang等采用的化學計量方程反應式對PN/A單元進出水氮素指標進行氮平衡計算，以確定PN/A單元的氮素轉化質量和脫氮途徑。脫氮系統的氮素轉化主要考慮氮的氨氧化、亞硝酸鹽氧化、反硝化和厭氧氨氧化。

微生物測定：利用DNA試劑盒提取污泥樣品的DNA，并選用16SrDNAV3-V4區域的引物進行PCR擴增，擴增產物通過IlluminaMiSeq平臺進行高通量測序，測序結果在美吉生物云平臺進行分析。

2、結果與討論

2.1 組合工藝的脫氮除碳效果

2.1.1 氮素去除效果

A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝對氮素的去除效果如圖2所示。系統運行第3天，PN/A池出水TN和NH4+-N濃度分別為358和346mg/L，RPIR池出水TN和NH4+-N濃度分別為291和223mg/L，遠超過中試項目設計出水水質要求，這是由于啟動初期PN/A池的AnAOB活性不足，系統脫氮能力有限。因此，為快速降低PN/A池的NH4+-N和TN濃度，在第4~17天將A/RPIR池的一部分出水超越至RPIR池，降低PN/A池進水氮負荷，并配合間歇曝氣方式精準控制DO濃度，以促進AnAOB活性的提升，在此期間PN/A池出水NH4+-N和TN濃度逐步降至45和115mg/L，系統的厭氧氨氧化脫氮能力逐漸提高，總氮去除負荷（NRR）從0.04kg/（m3·d）提高至0.08kg/（m3·d）。運行至第19天，A/RPIR池出水全部進入PN/A池，PN/A池采用連續曝氣方式，PN/A池出水NH4+-N濃度能夠降至100mg/L以下，組合工藝中試系統的NH4+-N和TN去除率分別可達到91.15%和83.54%，NRR可達到0.10kg/（m3·d），可見此時系統已適應進水水質，實現了初步啟動，因此在后續階段系統保持全進全出的進水方式，正常運行并逐步提高進水NLR，探究逐步提高到滿負荷運行條件下組合工藝中試系統的脫氮性能及穩定性。

在階段Ⅱ，總氮負荷逐漸提升，組合工藝中試系統出水NH4+-N濃度穩定在45mg/L以下，出水TN濃度維持在40~150mg/L之間，NH4+-N和TN平均去除率分別為98.43%和92.57%，NRR由0.10kg/（m3·d）逐步提升至0.21kg/（m3·d），說明在負荷逐漸增加的條件下，系統仍能夠保持良好的脫氮效果，工藝穩定運行，具有一定的抗沖擊負荷能力。在階段Ⅲ，系統處理水量保持在10m3/d以上，達到設計規模，NH4+-N和TN平均去除率分別為97.10%和87.39%，最高分別可達98.96%和88.09%，NRR由0.21kg/（m3·d）逐步提升至0.31kg/（m3·d），說明此階段系統能夠維持穩定高效的脫氮效果。湯萌萌等采用預處理-兩級硝化反硝化-臭氧氧化工藝處理餐廚廢水，總HRT約為7d，進水NH4+-N濃度均值約為1250mg/L，NH4+-N去除率可達到98.87%，NRR約為0.18kg/（m3·d）；朱霞等采用UASB-A2/O-MBR組合工藝處理餐廚廢水，進水TN濃度在180~430mg/L，TN去除率達到70%以上，NRR約為0.05kg/（m3·d）。總體而言，組合工藝中試系統在滿負荷運行條件下，能夠實現餐廚沼液中NH4+-N和TN的高效穩定去除，達到較好的氮素污染物去除效果，而且相比傳統“預處理-兩級AO或A2/O-深度處理”工藝，其脫氮效率更高、占地面積小，同時無需外加碳源、節省曝氣能耗，為餐廚沼液的處理提供了一種高效、低成本的新途徑。

另外，從圖2（a）和（b）可以明顯看出，系統穩定運行期間，PN/A池出水NH4+-N和TN濃度相較于A/RPIR池出水大幅下降，RPIR池出水NH4+-N和TN濃度相較于PN/A池出水略微下降。在階段Ⅲ，餐廚沼液的NH4+-N和TN平均濃度分別為1477和1626mg/L，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池3個反應單元對NH4+-N的去除量分別為171、1217和46mg/L，對TN的去除量分別為206、1197、18mg/L，由此得出3個反應單元對NH4+-N的去除貢獻率分別為11.92%、84.87%和3.21%，對TN的去除貢獻率分別為14.50%、84.24%和1.26%，表明在組合工藝中試系統中PN/A池起到主要的生物脫氮作用，通過厭氧氨氧化自養脫氮實現NH4+-N和TN的大量去除，A/RPIR池和RPIR池分別通過硝化-反硝化和硝化作用去除少量NH4+-N和TN。

2.1.2 COD去除效果

A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝對COD的去除效果如圖3所示。可以看出，系統進水COD濃度存在較大波動，但系統出水COD能夠穩定在較低水平，在階段Ⅱ和階段Ⅲ穩定運行后期，出水COD濃度維持在500mg/L左右，階段Ⅱ和階段Ⅲ對COD的平均去除率分別達到83.58%和82.36%。王瀟采用AnMBR+PN-ANAMMOX組合工藝處理餐廚廢水，COD去除率能夠穩定在60%~70%；李恒英采用前置厭氧UASB-短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝處理餐廚垃圾發酵廢水，COD去除率平均值為82%。相比國內類似研究，本研究組合工藝中試系統對COD的去除效果能夠達到較高水平，同時具有良好的抗進水有機負荷波動性能。

另外，值得注意的是，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池3個反應單元出水COD濃度相差不大（在階段Ⅲ出水COD均值分別為982、731、577mg/L），表明餐廚沼液中大部分可生化有機物已通過A/RPIR池的反硝化作用去除。在階段Ⅲ，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池對COD的去除量分別為2620、251、154mg/L，對COD的去除貢獻率分別為86.61%、8.30%和5.09%，表明A/RPIR池起到主要的COD去除作用，A/RPIR池能夠充分利用并降解餐廚沼液中的可生化COD，避免進水COD對后續PN/A池的厭氧氨氧化脫氮性能產生不良影響。

2.2 A/RPIR單元的除碳特性

圖4為A/RPIR單元進出水C/N和COD去除率的變化。可以看出，盡管A/RPIR單元進水C/N波動較大（在1.56~8.19范圍內變化），進水水質不穩定，但A/RPIR單元出水始終能夠保持較穩定的C/N（基本維持在0~1范圍內）；在階段Ⅲ穩定運行期間，A/RPIR單元出水C/N平均值為0.62，同時A/RPIR單元能夠一直保持較高的COD去除率，COD平均去除率可達69.93%。Chamchoi等研究表明，當進水C/N超過2時，有機質的過度干預使異養菌在基質和生存空間的競爭中相對于自養菌具有絕對優勢，從而抑制PN/A反應過程中AOB和AnAOB的活性；Ni等研究發現，當進水C/N在0~1之間時，AnAOB能夠保持較高活性，有機物對厭氧氨氧化脫氮性能影響不大。綜上可知，組合工藝中試系統的A/RPIR單元具有較強的耐有機負荷沖擊能力和水質適應能力，能夠在進水水質波動較大的情況下實現高效、穩定的除碳性能，出水C/N保持在0~1的低水平，為后續PN/A單元創造了良好的進水條件，避免過多有機物產生競爭干擾，保障PN/A單元厭氧氨氧化脫氮過程的穩定進行。

2.3 PN/A單元的脫氮機理

2.3.1 PN/A單元的氮素去除過程

圖5為PN/A單元進出水氮素濃度和NRR的變化。在階段Ⅰ，PN/A單元進水NLR平均值僅為0.16kg/（m3·d），出水NH4+-N濃度由346mg/L逐漸降至88mg/L，NRR由0.06kg/（m3·d）逐漸提升至0.25kg/（m3·d），表明PN/A單元能夠在較短時間內完成厭氧氨氧化自養脫氮工藝的啟動。在階段Ⅱ提升進水氮負荷，PN/A單元進水NLR平均值為0.39kg/（m3·d），出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度基本保持穩定，在66~70d出水NH4+-N和NO2--N濃度分別穩定低于45和10mg/L，NRR提升至0.38kg/（m3·d），說明PN/A單元逐步呈現出較高的脫氮性能，AOB和AnAOB達到良好的協同脫氮作用，實現出水水質的穩定控制。在階段Ⅲ，處理水量達到設計規模，PN/A單元進水NLR平均值達到0.63kg/（m3·d），由于進水NH4+-N濃度較高，出水NH4+-N濃度相比階段Ⅱ有所增加，但出水氮素濃度仍保持穩定，NRR顯著提升至0.57kg/（m3·d）。葛聰等采用微氧曝氣-一段式厭氧氨氧化-反硝化組合工藝處理餐廚沼液，穩定運行后厭氧氨氧化單元的NRR為0.48kg/（m3·d）。趙航等采用陶瓷膜-微氧曝氣-MABR（PN/A）處理餐廚沼液，在最佳運行條件下NRR為0.30kg/（m3·d）。綜上可知，本研究組合工藝的PN/A單元啟動周期短、脫氮效果穩定高效，在進水氮負荷較高條件下仍能呈現優異的脫氮性能。

為了進一步明確PN/A單元的氮素轉化規律，對運行穩定后階段Ⅲ的進出水氮素指標進行氮平衡計算，結果如圖6所示。可知，PN/A單元進水中大約有82.12%的TN通過Anammox和反硝化作用轉化為N2，有3.27%的TN以有機氮形式貯存在AOB、NOB、AnAOB和反硝化菌（DNB）等微生物體內，剩余14.61%的TN殘留在出水中。PN/A單元生物脫氮過程中Anammox脫氮貢獻率為97.26%，反硝化脫氮貢獻率為2.74%，這進一步說明在PN/A單元中，厭氧氨氧化過程處于優勢狀態，而反硝化過程處于輔助狀態，這也充分說明了此PN/A單元和組合工藝的穩定性和優越性，保證厭氧氨氧化過程可以充分發揮高效的脫氮性能，實現TN的穩定去除。

2.3.2 PN/A單元的微生物群落結構

PN/A單元在不同階段的門水平微生物群落組成及相對豐度變化如圖7（a）所示。可知，在不同階段PN/A單元的主要優勢菌門均為Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidota和Planctomycetota，四者的相對豐度之和在各個階段均超過70%。

Proteobacteria是污水處理系統中的常見菌門，包含多種AOB、NOB和DNB。Bacteroidota大部分為厭氧桿菌，可以存在于缺氧和低氧條件下，參與反硝化降解有機物過程。Planctomycetota是目前已知AnAOB所屬的唯一菌門。Chloroflexi是一類多細胞絲狀細菌，其絲狀結構能在絮體污泥中起到骨架作用，絲狀菌相互纏繞形成顆粒核心，有利于顆粒污泥的形成，并且Chloroflexi可分解死亡的AnAOB，因此Chloroflexi在厭氧氨氧化體系中發揮著重要作用。階段Ⅰ至階段Ⅲ，Proteobacteria和Bacteroidota的相對豐度逐漸下降，分別由30.51%和22.38%降至18.67%和16.07%，而Chloroflexi和Planctomycetota的相對豐度逐漸上升，分別由17.33%和10.73%升至23.41%和20.32%，Chloroflexi和Planctomycetota在階段Ⅲ成為相對豐度最高和次高的菌門，說明隨著反應的進行，厭氧氨氧化自養菌群正在逐漸生長富集。

PN/A單元在不同階段的屬水平功能菌群相對豐度變化如圖7（b）所示。可知，PN/A單元存在Candidatus_Brocadia和Candidatus_Kuenenia兩種AnAOB屬，在階段Ⅰ兩種AnAOB屬的相對豐度分別為5.66%和0.52%，隨著運行時間的增長，AnAOB屬的相對豐度逐漸提高，在階段Ⅱ升至6.84%和1.29%，在階段Ⅲ進一步升至10.14%和2.45%，表明AnAOB在PN/A單元得到有效富集，培養的AnAOB能很好地適應水質環境，在體系中維持較高豐度，因此PN/A單元在階段Ⅱ和階段Ⅲ表現出優越的脫氮效果和穩定性。Nitrosomonas是目前唯一已知的自養AOB屬，從階段Ⅰ至階段Ⅲ其相對豐度呈上升趨勢，由0.66%升至2.23%。Nitrospira和Nitrolancea是本研究PN/A單元中檢測出的兩種NOB屬，從階段Ⅰ至階段ⅢNOB屬的豐度有所下降，Nitrolancea和Nitrospira相對豐度之和由0.59%降至0.49%。以上結果說明，反應過程中AOB活性逐漸增強，NOB活性被抑制，這是由于本研究在組合工藝運行期間通過采用低DO濃度（0.02~0.50mg/L）、間歇曝氣及弱堿性pH等多種手段結合的方式有效降低NOB活性，使得AOB處于競爭優勢，最終控制PN/A單元短程硝化不穩定的現象，保障厭氧氨氧化脫氮反應穩定進行。DNB是反應器內常見的菌屬，本研究PN/A單元中檢測到Denitratisoma、unclassified_f__Comamonadaceae、Thauera、Comamonas四種主要的DNB，從階段Ⅰ至階段Ⅲ四種DNB的總相對豐度顯著下降，由15.20%降至4.04%，印證了Proteobacteria和Bacteroidota菌門相對豐度的變化趨勢，證實DNB在PN/A單元中處于競爭劣勢，餐廚沼液經過A/RPIR單元處理后，有機物被大量去除，進入PN/A單元的沼液C/N得到有效控制，使得異養DNB未能實現富集，為AnAOB的富集和發揮脫氮性能提供了優質的環境，PN/A單元最終實現了對TN的穩定高效去除。另外，在PN/A單元中還檢測出一些豐度相對較高的其他異養菌群（OHB），主要包括unclassified_f__A4b、unclassified_o__SBR1031和Limnobacter。其中，unclassified_f__A4b、unclassified_o__SBR1031均屬于Chloroflexi菌門，在階段Ⅱ和Ⅲ相對豐度有所提高，促進厭氧氨氧化顆粒污泥的形成；Limnobacter屬于異養菌，研究表明Limnobacter能夠與AnAOB共生并可緩解有機物對AnAOB的影響，因此Limnobacter的存在一定程度上能夠強化厭氧氨氧化脫氮系統的穩定性。

綜上所述，PN/A單元經過86d的運行，AnAOB和AOB等脫氮功能菌得以富集，NOB和DNB的活性受到抑制，這從微觀層面上解釋了2.3.1節中從階段Ⅰ至階段ⅢPN/A單元的脫氮效率逐漸強化并維持穩定的原因，同時也印證了2.2節的結論，前端A/RPIR單元能夠有效降低進水有機物對PN/A單元的影響，避免反硝化異養菌和AnAOB菌群競爭問題，保障厭氧氨氧化脫氮反應的穩定進行，最終實現高效穩定脫氮。

3、結論

①采用A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝處理餐廚沼液可實現高效穩定的脫氮除碳效果，NH4+-N、TN和COD平均去除率分別可以達到97.10%、87.39%和82.36%，系統和PN/A單元的NRR最高分別可達0.31和0.57kg/（m3·d），相比傳統“預處理-兩級AO或A2/O-深度處理”工藝，該組合工藝具有高效、節能且低成本的優勢。

②在A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試系統中，A/RPIR單元對COD的平均去除率可達69.93%，在組合工藝中占據86.61%的貢獻度；另外，在進水水質波動較大的情況下，A/RPIR單元出水C/N始終保持在0~1的較低范圍，為后續PN/A單元創造了良好的進水條件，避免過多有機物進入PN/A單元而導致菌群競爭，保障了厭氧氨氧化脫氮反應的穩定進行。

③在A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試系統中，PN/A單元對脫氮的貢獻率達到了84.24%；微生物高通量測序結果顯示，在PN/A單元中AnAOB和AOB的相對豐度分別由階段Ⅰ的6.18%和0.66%升至階段Ⅲ的12.59%和2.23%，NOB和DNB的相對豐度分別由階段Ⅰ的0.59%和15.20%降至階段Ⅲ的0.49%和4.04%，說明A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝可以有效解決PN/A反應過程中功能菌群間競爭和短程硝化不穩定的問題，實現高效穩定的除碳脫氮性能。