兩級(jí)MBfR工藝處理高強(qiáng)度生活廢水能力研究

王優(yōu)，汪形艷，張良長，艾為黨，郭雙生

（1 湘潭大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，湖南湘潭411105； 2 中國航天員科研訓(xùn)練中心人因工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京100094）

引 言

受控生態(tài)生保系統(tǒng)( controlled ecological life support system，CELSS)依據(jù)地球生態(tài)圈循環(huán)原理構(gòu)建，有望在密閉空間實(shí)現(xiàn)食物、氧氣和水等全部最基本生保物資的持續(xù)再生供應(yīng)，是目前公認(rèn)的解決長期載人深空探測任務(wù)過程人的生命保障問題的有效途徑[1]。水循環(huán)是CELSS 的一個(gè)重要環(huán)節(jié)，涉及飲用水和植物灌溉用水的供應(yīng)，尿液、衛(wèi)生廢水以及冷凝水的處理等，其中尿液廢水的處理難度最大[2-3]，但尿液中同時(shí)也含有大量的N、K、S、Ca 等植物生長所需的營養(yǎng)元素[4]，因此，在實(shí)現(xiàn)水分回收利用的同時(shí)如何有效實(shí)現(xiàn)其中氮素等營養(yǎng)物質(zhì)的回收是CELSS中水循環(huán)必須考慮的一個(gè)重要問題。

目前，在生保系統(tǒng)領(lǐng)域，對(duì)于生活廢水的處理主要分為物化方法和生物方法[5]。物理/化學(xué)方法多應(yīng)用于尿液的水解產(chǎn)氨技術(shù)上，包括采用高溫酸化或催化、電催化厭氧技術(shù)促進(jìn)尿液的水解[6-7]，采用耦合真空熱剝離(VTS)技術(shù)將尿液中氮素以NH3形式剝離實(shí)現(xiàn)N 的回收[8]，或通過正向、反向滲透技術(shù)等實(shí)現(xiàn)尿液中N、P 的回收利用等研究[9-10]。物化手段雖高效穩(wěn)定，但能耗、物耗較高，不適用于CELSS中大水量長期運(yùn)行的處理要求。而生物方法能耗相對(duì)較低，裝置相對(duì)簡單，回收大量元素的可能性大，成為CELSS 中廢水處理的主要手段。20 世紀(jì)美國在為期2 年的封閉試驗(yàn)“生物圈2 號(hào)”試驗(yàn)中，采用厭氧池作為一級(jí)廢水處理，其出水進(jìn)入人工濕地進(jìn)行二級(jí)處理，利用濕地中的微生物將水凈化后補(bǔ)充植物生長所需營養(yǎng)，但其處理效率及出水水質(zhì)較低，限制了其在CELSS 中的實(shí)際應(yīng)用[11]。近年來我國開展了系列CELSS 綜合實(shí)驗(yàn)，北京航空航天大學(xué)構(gòu)建了“月宮一號(hào)”人工封閉生態(tài)系統(tǒng)，采用生物活性炭填充的膜反應(yīng)器作為衛(wèi)生廢水和廚房廢水的主反應(yīng)器，經(jīng)過生物處理后的廢水再進(jìn)一步凈化后泵入營養(yǎng)水箱回用于植物培養(yǎng)[12-13]。本課題組在4人180 天“綠航星際”受控生態(tài)生保系統(tǒng)集成試驗(yàn)中，構(gòu)建了以兩段膜生物反應(yīng)器（membrane-bioreactor，MBR）為核心的廢水生物處理系統(tǒng)，完成了180天密閉駐留期間4人乘組的生活廢水轉(zhuǎn)化處理，將生活廢水中大部分有機(jī)物轉(zhuǎn)換成CO2，并將其中的氮素轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮，回用于植物培養(yǎng)，從而實(shí)現(xiàn)了衛(wèi)生廢水和尿液中水分和礦物質(zhì)元素的100%循環(huán)利用[14-15]。然而，由于CELSS 系統(tǒng)中生活廢水（衛(wèi)生廢水和尿液的混合廢水）污染強(qiáng)度大，尿液和各類洗滌劑的濃度高，上述的實(shí)際應(yīng)用案例中，存在長期運(yùn)行過程膜污染嚴(yán)重的問題，工藝運(yùn)行維護(hù)成本較高，膜材料等消耗品補(bǔ)給量大，需進(jìn)一步優(yōu)化工藝配置，并提高技術(shù)的容積、能量利用效率。

本文在前期研究的基礎(chǔ)上，整合生物膜工藝和MBR 工藝，在厭氧和好氧生物反應(yīng)器中填充輕質(zhì)長壽命生物填料，構(gòu)建了厭氧膜生物膜反應(yīng)器（anaerobic membrane biofilm reactor，anMBfR）+好氧膜生物膜反應(yīng)器（aerobic membrane biofilm reactor，aMBfR）工藝，處理CELSS 系統(tǒng)特征性生活廢水（衛(wèi)生廢水和尿液的混合廢水），旨在將生活廢水中的大部分有機(jī)碳徹底礦化，將其中的氮素轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮，同時(shí)保留其他礦物質(zhì)元素，并研究水力停留時(shí)間（HRT）、尿液強(qiáng)度等對(duì)工藝效果的影響。以及通過工藝優(yōu)化應(yīng)用，降低膜污染，延長膜組件使用壽命，降低乘員維護(hù)時(shí)長的同時(shí)，降低長期運(yùn)行耗材補(bǔ)給，進(jìn)而提高技術(shù)成熟度。

1 試驗(yàn)裝置和方法

1.1 試驗(yàn)裝置

該研究采用的anMBfR+aMBfR 廢水處理裝置如圖1 所示，裝置由原水水箱、厭氧反應(yīng)器、好氧反應(yīng)器、出水水箱、堿液箱、外置式固液分離膜組件、進(jìn)出水泵、加藥泵、水力循環(huán)泵、曝氣泵，pH、溶解氧(DO)、溫度以及壓力等監(jiān)測單元、數(shù)傳與控制單元以及配套的管路系統(tǒng)等組成。各水箱和反應(yīng)器均采用SUS 304 不銹鋼材質(zhì)制作，其中原水水箱用于儲(chǔ)存待處理廢水，總?cè)莘e30 L，尺寸Ф300×450 mm。厭氧反應(yīng)器、好氧反應(yīng)器總?cè)莘e約為30 L，尺寸Ф300×450 mm，均采用外置式PVDF 管式膜組件完成固液分離。

圖1 anMBfR+aMBfR 工藝流程圖Fig.1 Schematic diagram of anMBfR+aMBfR

該裝置的主要特點(diǎn)有：①采用膜生物反應(yīng)器形式。厭氧、好氧反應(yīng)器出水采用管式超濾膜實(shí)現(xiàn)泥水分離，保證出水水質(zhì)同時(shí)維持反應(yīng)器內(nèi)微生物量，減少占地面積。②采用復(fù)合生物膜MBR 工藝。在厭氧、好氧反應(yīng)器內(nèi)添加輕質(zhì)塑料環(huán)填料，微生物能負(fù)載在生物填料上生長，使其具備吸附、過濾、生物降解于一體的作用，可大大減少膜污染問題。③全自動(dòng)無人值守運(yùn)行。工藝采用連續(xù)流運(yùn)行方式，通過流量計(jì)、閥門、液位傳感器等實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)流量控制和自動(dòng)連續(xù)運(yùn)行，并能通過pH 和加藥泵的聯(lián)動(dòng)，完成好氧反應(yīng)器內(nèi)pH的實(shí)時(shí)控制。

1.2 試驗(yàn)方法

反應(yīng)器接種污泥來自北京昌平沙河再生水廠二沉池中的回流污泥，接種污泥濃度約為5361 mg MLSS/L，下文影響因素試驗(yàn)期間厭氧反應(yīng)器維持在該污泥濃度水平，好氧反應(yīng)器經(jīng)過掛膜馴化后污泥濃度為1986 mg/L,VSS/TSS 為0.75，其中混合液中污泥濃度為287 mg/L,填料中污泥濃度為1699 mg/L，生物膜占比為85.5%。本文研究開始前，采用實(shí)際洗滌用品和新鮮尿液配制的生活廢水進(jìn)行了72 d的馴化試驗(yàn)。馴化用水根據(jù)前期CELSS 集成試驗(yàn)中實(shí)際產(chǎn)生的生活廢水量和水質(zhì)水平[16]進(jìn)行配制，采用1/10 的尿液強(qiáng)度（即廢水中尿液的稀釋比為10倍），配制方案如表1所示。

HRT 影響因素試驗(yàn)階段進(jìn)水維持1/10 尿液強(qiáng)度的生活廢水，運(yùn)行過程中定期新配廢水，其進(jìn)水總有機(jī)碳（TOC）和總氮（TN）含量如表2 所示，試驗(yàn)采用連續(xù)進(jìn)出水運(yùn)行方式，可通過流量計(jì)控制好氧、厭氧反應(yīng)器出水流速，整個(gè)試驗(yàn)過程中厭氧出水流速略大于好氧出水流速，故可通過調(diào)節(jié)好氧反應(yīng)器出水流速，控制厭氧反應(yīng)器和好氧反應(yīng)器的HRT，研究厭氧、好氧系統(tǒng)單個(gè)反應(yīng)器的HRT 分別為6.5、3.5、1、0.5 d 時(shí)系統(tǒng)有機(jī)物去除和硝化性能，下文所提的HRT 都是指厭氧、好氧系統(tǒng)單個(gè)反應(yīng)器的HRT。試驗(yàn)持續(xù)78 d，每個(gè)HRT 水平維持大于2.5 HRT。試驗(yàn)期間通過投加KHCO3溶液控制好氧反應(yīng)器內(nèi)pH 在6.4～6.5 范圍，并維持好氧反應(yīng)器中DO 值大于3.0 mg/L。整個(gè)試驗(yàn)過程除了采集活性污泥進(jìn)行測試之外，不外排剩余污泥。

尿液強(qiáng)度影響試驗(yàn)采用與HRT 因素試驗(yàn)相同的運(yùn)行模式，通過不同的尿液稀釋比改變進(jìn)水中TN濃度和氮負(fù)荷，即分別加入2、4、10 L 的尿液和表1中的洗漱物質(zhì)配制成1/10、1/5、1/2 尿液強(qiáng)度的生活廢水（表2）。試驗(yàn)持續(xù)40 d，每個(gè)尿液強(qiáng)度水平維持2 周以上，為提高試驗(yàn)系統(tǒng)對(duì)高強(qiáng)度廢水的適應(yīng)能力，試驗(yàn)過程HRT 維持在(2±0.15) d，其他條件同HRT因素試驗(yàn)。

序號(hào)1 2 3 4 5 6 7 8項(xiàng)目牙膏洗發(fā)水沐浴露洗衣液洗面奶洗手液新鮮尿液自來水品牌冷酸靈井鹽爽白飄柔長效清爽去屑舒膚佳藍(lán)月亮深層潔凈護(hù)理曼秀雷敦控油抗痘潔面乳（男士）藍(lán)月亮抑菌洗手液新鮮采集每次配水（20 L）用量2 cm 2 ml 2 ml 2 ml 2 ml 3 ml 2 L約18 L

1.3 測試指標(biāo)及方法

厭氧、好氧反應(yīng)器中pH，溫度以及DO參數(shù)值均采用工業(yè)級(jí)傳感電極及儀表進(jìn)行監(jiān)測，實(shí)時(shí)采集好氧反應(yīng)器中DO、pH值；試驗(yàn)期間每天同一時(shí)間取厭氧、好氧出水水樣進(jìn)行檢測分析。水樣中總氮(TN)含量采用TN 分析儀(Elementar-Vario TOC，高溫催化燃燒氧化法) 進(jìn)行分析，氨氮采用陽離子色譜儀(Thermo Fisher-Aquion 離子色譜儀，Dionox IonPac-CS12A 陽離子色譜柱，離子色譜法)，亞硝酸鹽和硝酸鹽氮含量采用陰離子色譜儀(DIONEX ICS-90 離子色譜儀，IonPac-AS14 陰離子色譜柱，離子色譜法) 分析，總有機(jī)碳(TOC) 采用島津TOC 分析儀(SHIMADZU TOC-Vcph，燃燒氧化非分散紅外吸收法) 進(jìn)行檢測分析；活性污泥的混合液懸浮物濃度(MLSS)和揮發(fā)性懸浮物濃度(VSS)采用標(biāo)準(zhǔn)方法(燃燒法)進(jìn)行測量。

尿液強(qiáng)度水平1/10 1/5 1/2 TOC/(mg/L)629±65 721±140 2462±150 TP/(mg/L)45.0±5 72.6±5 130±15 TN/(mg/L)558±35 1233±105 2652±400 NH4+-N/(mg/L)72.5±50 417±200 636±150 pH 6.59～7.95 6.85～7.80 6.02～9.07

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

對(duì)于密閉循環(huán)再生式CELSS 系統(tǒng)中生活廢水的處理而言，其主要目標(biāo)是實(shí)現(xiàn)廢水中水分及氮素等營養(yǎng)元素的回收，本文采用微生物途徑將氮素轉(zhuǎn)化成植物易于直接吸收利用的硝酸鹽氮，供給植物生長，進(jìn)而提供食物，從而實(shí)現(xiàn)氮素等礦物質(zhì)營養(yǎng)元素的循環(huán)。然而CELSS 系統(tǒng)內(nèi)空間、能量等資源有限，且為完全密閉環(huán)境，對(duì)生物處理工藝的選擇和運(yùn)行模式提出了更高要求。本試驗(yàn)采用MBfR 工藝，用超濾膜組件代替二沉池實(shí)現(xiàn)泥水分離，可大大節(jié)省占地面積和提高容積效率，同時(shí)延長膜組件使用壽命，降低耗材消耗和補(bǔ)給。而且對(duì)于密閉循環(huán)系統(tǒng)而言，剩余污泥的處理與處置也是非常困難的，因此本工藝采用類似延時(shí)曝氣（低污泥濃度，長HRT）的運(yùn)行模式，以提高微生物的內(nèi)源呼吸，從而降低剩余污泥產(chǎn)量。

2.1 不同HRT水平對(duì)系統(tǒng)性能的影響

圖2 不同HRT下厭氧出水中氨氮變化情況(a)及TOC變化情況(b)Fig.2 Changes in NH4+-N(a)and TOC(b)content in anMBfR effluent with different HRT

2.1.1 HRT 對(duì)厭氧性能的影響 厭氧反應(yīng)器主要功能在于完成表面活性劑、尿素等有機(jī)成分的水解，去除部分TOC 的同時(shí)，將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成無機(jī)氮，為下一步的好氧生物處理創(chuàng)造有利條件。圖2(a)給出不同HRT 下厭氧反應(yīng)器出水中氨氮變化情況，由圖可知，當(dāng)HRT 為6.5、3.5 d 時(shí)，厭氧系統(tǒng)出水中氨氮濃度比較穩(wěn)定，平均氨化率（氨氮占總氮的百分比）可達(dá)80%以上。當(dāng)HRT降為1 d時(shí)，其氨氮濃度有明顯的下降趨勢。為保證厭氧系統(tǒng)的穩(wěn)定，第55 d 回升HRT 為2 d，待處理效果回升后，再次調(diào)節(jié)HRT 為1 d，此時(shí)系統(tǒng)平均氨化率有所回升。當(dāng)HRT調(diào)至0.5 d的三天后，氨氮濃度和氨化率都有大幅度的下降，表明厭氧性能已經(jīng)受到較大程度的影響。圖2 (b)為不同HRT 下厭氧出水中TOC 變化情況，由圖可知，隨著HRT的降低，其TOC 整體呈上升的趨勢，TOC的去除率由82.2%下降至56.7%。

對(duì)于厭氧系統(tǒng)來說，HRT=0.5 d 時(shí)，有機(jī)物和氮素轉(zhuǎn)化效果均受到較為嚴(yán)重的影響，這說明厭氧微生物處理CELSS 特征性生活廢水時(shí)，需要一定的反應(yīng)時(shí)間。且當(dāng)HRT≥1 d 時(shí)，HRT 因素對(duì)其氮素的轉(zhuǎn)換效率無明顯的影響，但對(duì)其TOC 的去除效率有一定的影響。有研究表明，在厭氧消化過程中，微生物在有限時(shí)間內(nèi)會(huì)優(yōu)先利用尿素等易生物降解的有機(jī)物，而廢水中表面活性劑、尿酸等難生物降解有機(jī)物則有可能來不及降解[17]，這也是本文厭氧出水中TOC 濃度隨HRT 下降呈上升趨勢，而氨氮濃度基本穩(wěn)定的原因。

2.1.2 HRT 對(duì)好氧性能的影響 經(jīng)過厭氧反應(yīng)器處理后的廢水具有高氨氮濃度的水質(zhì)特點(diǎn)，其在硝化過程易出現(xiàn)亞硝酸鹽的積累[18]。生物硝化過程中起主要作用為氨氧化菌（AOB）和亞硝氧化菌（NOB）[19-20]。AOB、NOB 的生長速率取決于細(xì)菌生長的環(huán)境，其最大比增長速率所需的環(huán)境不同，且NOB 相對(duì)于AOB 的世代時(shí)間更長，對(duì)環(huán)境條件變化相對(duì)更敏感[21]。因此要實(shí)現(xiàn)本文所提出的氮素全程硝化的關(guān)鍵在于維持NOB的生長和活性，而HRT和氮負(fù)荷既是考量系統(tǒng)能力的重要參數(shù)，也會(huì)對(duì)好氧過程的硝化性能產(chǎn)生重要影響。

圖3(a)、(b)為不同HRT 下好氧出水中氮素含量及硝化效率變化，由圖可知，當(dāng)HRT≥2 d 時(shí)，出水中氮素主要為NO3--N，幾乎不存在NO2--N，且NH4+-N濃度低于12 mg/L。其硝化效率（NOx--N 占TIN 的百分比）高達(dá)97%以上，全程硝化率（NO3--N 占TIN 的百分比）高達(dá)96%以上，具有較高的氮素轉(zhuǎn)換效率。當(dāng)HRT 從2 d 降至1 d 時(shí)，硝化效率無明顯變化，其全程硝化率稍有下降至85.8%。進(jìn)一步降低HRT為0.5 d 后，出水中的NO2--N 迅速上升，NO3--N 不斷下降，其硝化效率最低下降至86.5%，其全程硝化效率最低為8.0%，出現(xiàn)了嚴(yán)重的短程硝化和亞硝酸鹽積累，說明系統(tǒng)難以在HRT為0.5 d條件下完成氮素的全程硝化。圖3(c) 為不同HRT 下好氧出水中TOC變化情況，由圖可知當(dāng)HRT≥1 d 時(shí)，出水TOC 濃度低于15 mg/L，其TOC 的去除效率可達(dá)90%以上；當(dāng)HRT 為0.5 d 時(shí)，TOC 的去除率略微下降，但仍具有89.8%的TOC 去除效率。系統(tǒng)整體表現(xiàn)出良好的TOC去除性能。

對(duì)于好氧系統(tǒng)來說，HRT 直接從3.5 d 降到1 d時(shí)，系統(tǒng)不能快速適應(yīng)，出現(xiàn)了亞硝酸鹽積累現(xiàn)象，而調(diào)至2 d 后性能隨即恢復(fù)，再由2 d 降到1 d 時(shí)，好氧系統(tǒng)表現(xiàn)出良好的適應(yīng)性，維持了較好的氮素轉(zhuǎn)化效率。由此說明，當(dāng)調(diào)節(jié)HRT 參數(shù)的過渡區(qū)間不同，微生物適應(yīng)性及系統(tǒng)處理效率也就不同。HRT=2 d 時(shí)，全程硝化的容積負(fù)荷（即單位容積單位時(shí)間內(nèi)硝酸鹽氮的生成量）和污泥負(fù)荷（即單位污泥單位時(shí)間內(nèi)生成的硝酸鹽氮量）分別為0.244 kg N/(m3·d)、0.122 kg N/(kg MLSS·d)。當(dāng)HRT=1 d 時(shí)，全程硝化效率有所下降，系統(tǒng)出水NO2--N 濃度上升至43.9 mg/L，但反應(yīng)器的全程硝化容積負(fù)荷、污泥負(fù)荷分別進(jìn)一步提升至0.418 kg N/(m3·d)、0.209 kg N/(kg MLSS·d)，明顯高于HRT=2 d 時(shí)的水平。有研究表明，當(dāng)植物營養(yǎng)液中NO2--N濃度小于10 mg/L時(shí)，亞硝酸鹽是某些植物生長的良好氮源，但當(dāng)NO2--N濃度超過10 mg/L 時(shí)，亞硝酸鹽開始對(duì)植物的生長有毒害作用[22]，因此，當(dāng)處理后出水作為植物營養(yǎng)液的補(bǔ)充時(shí)，其亞硝酸鹽氮濃度會(huì)被主流營養(yǎng)液稀釋，此時(shí)，可將該工藝HRT 參數(shù)放松至1 d，而當(dāng)處理后出水是主要植物營養(yǎng)液的唯一或主要來源時(shí)，選用2 d的HRT水平最為安全可靠。

圖3 不同HTR下好氧出水中氮素含量變化（a），好氧系統(tǒng)硝化效率（b）及好氧出水中TOC變化情況（c）Fig.3 Changes in nitrogen content(a),nitrification efficiency(b)and TOC levels(c)in aMBfR effluent with different HRT

2.2 不同尿液強(qiáng)度水平對(duì)系統(tǒng)性能的影響

2.2.1 尿液強(qiáng)度對(duì)厭氧性能的影響 在78 d 的HRT 因素影響試驗(yàn)后，調(diào)節(jié)系統(tǒng)HRT 為2 d，進(jìn)水依然用1/10 尿液強(qiáng)度的生活廢水，待系統(tǒng)效果回升且穩(wěn)定運(yùn)行2個(gè)周期后，進(jìn)水中尿液強(qiáng)度提升至1/5水平，21 d 后進(jìn)一步提升至1/2 水平（進(jìn)水水質(zhì)見表2）。每天同一時(shí)間取厭氧、好氧反應(yīng)器出水檢測分析，下文所提的平均濃度、平均效率都是指每個(gè)階段中性能穩(wěn)定時(shí)段的平均值。

圖4 不同尿液強(qiáng)度下厭氧出水中氨氮變化情況（a）及TOC變化情況（b）Fig.4 Changes in NH4+-N(a)and TOC(b)content in anMBfR effluent under different urine concentration

圖4(a)給出不同尿液強(qiáng)度水平下厭氧出水中氨氮變化情況。由圖可知，1/5、1/2 強(qiáng)度下的氨氮濃度呈先上升而后趨于平穩(wěn)的變化趨勢，這一方面是由于完全混合式的連續(xù)進(jìn)出水條件下，進(jìn)水強(qiáng)度提升時(shí)，反應(yīng)器中現(xiàn)有反應(yīng)液會(huì)對(duì)進(jìn)水進(jìn)行稀釋，這個(gè)稀釋作用一般需要經(jīng)過1～3 個(gè)HRT 時(shí)長才能消除，使得這段時(shí)間的氨氮濃度會(huì)呈現(xiàn)逐步上升的趨勢，另一方面，厭氧反應(yīng)器對(duì)高強(qiáng)度的廢水也會(huì)有一個(gè)適應(yīng)過程，兩者綜合作用，形成了先上升后趨于平穩(wěn)的變化趨勢。隨著進(jìn)水強(qiáng)度的逐步提升，其氨化率有所下降，分別為74.0%、67.1%、58.8%。說明尿液強(qiáng)度的提升對(duì)厭氧系統(tǒng)的氨化率有一定的影響。圖4(b) 為不同尿液強(qiáng)度水平下厭氧出水中TOC 含量變化情況，當(dāng)進(jìn)水尿液濃度由1/10 增加至1/5 時(shí)，厭氧出水中TOC 的濃度有上升趨勢，TOC 去除率略有下降。當(dāng)進(jìn)水TOC 濃度進(jìn)一步提升時(shí)，厭氧出水中TOC 濃度有明顯的上升趨勢，而其TOC 的去除效率卻提升至68.6%。說明該厭氧系統(tǒng)具備良好的抗有機(jī)污染負(fù)荷的能力，能較好地適應(yīng)高強(qiáng)度廢水。

2.2.2 尿液強(qiáng)度對(duì)好氧性能的影響 圖5(a)、(b)為不同尿液強(qiáng)度下好氧出水中氮素含量及硝化效率變化，由圖可知，當(dāng)系統(tǒng)穩(wěn)定后，好氧系統(tǒng)硝化效率可達(dá)98.6%，其全程硝化效率為97.5%，系統(tǒng)具有高效的氮素轉(zhuǎn)換能力。當(dāng)進(jìn)水尿液強(qiáng)度由1/10 提升到1/5 時(shí)，好氧出水中NO2--N、NH4+-N 的濃度有小幅度的上升，但全程硝化效率仍可達(dá)90.6%。當(dāng)進(jìn)水尿液強(qiáng)度進(jìn)一步增加至1/2 時(shí)，出水中的NO3--N首先有一明顯的上升趨勢，但是在第30 d 后出現(xiàn)急劇下降，NO2--N、NH4+-N 則出現(xiàn)大幅上升，直至后期形成嚴(yán)重的亞硝酸鹽積累（后期平均NO2--N濃度高達(dá)1008.7 mg/L），硝化效率下降至73.2%，其全程硝化效率僅為7.4%，好氧系統(tǒng)中NOB活性受到全面抑制。圖5 (c) 給出了不同尿液強(qiáng)度下好氧出水中TOC 變化情況，由圖可知，當(dāng)進(jìn)水尿液濃度由1/10增大到1/5 時(shí)，出水中TOC 濃度沒有明顯的變化趨勢，說明該系統(tǒng)對(duì)有機(jī)物的去除能力進(jìn)一步提升。當(dāng)進(jìn)水尿液濃度增至1/2 時(shí)，出水中的TOC 濃度持續(xù)上升，其最高濃度可達(dá)130.4 mg/L，系統(tǒng)出水水質(zhì)明顯下降。

綜上，本試驗(yàn)構(gòu)建的anMBfR+aMBfR 工藝在低HRT、低氮素負(fù)荷運(yùn)行模式下表現(xiàn)出相對(duì)更高的容積效率和污泥效率。當(dāng)HRT 為0.5 d、氮素負(fù)荷為1/10 尿液強(qiáng)度時(shí)，系統(tǒng)硝化能力最高，但由于出水中高的亞硝酸鹽濃度會(huì)對(duì)植物有毒害作用，該條件不適用于CELSS 中生活廢水的處理。當(dāng)HRT 提高至1 d 時(shí)，反應(yīng)器全程硝化能力達(dá)到最高，且出水基本能滿足廢水的回用要求，適用于處理后出水作為植物營養(yǎng)液補(bǔ)充時(shí)的情況。尿液強(qiáng)度適應(yīng)性方面，該系統(tǒng)最高能實(shí)現(xiàn)1/5 尿液強(qiáng)度廢水的轉(zhuǎn)化處理，系統(tǒng)全程硝化效率高，能適用于處理后出水作為植物營養(yǎng)液的唯一或主要來源時(shí)的情況。

圖5 不同尿液強(qiáng)度下好氧出水中氮素含量變化（a），好氧系統(tǒng)硝化效率（b）及好氧出水中TOC變化情況（c）Fig.5 Changes in nitrogen content(a),nitrification efficiency(b)and TOC levels(c)in aMBfR effluent under different urine concentration

2.3 FA和FNA變化及影響

圖6 不同HRT（a）、尿液強(qiáng)度（b）下好氧系統(tǒng)中FA、FNA濃度變化Fig.6 Changes in FA and FNA concentration in aMBfR under different HRT(a)and urine concentration(b)

游離氨(FA)、游離亞硝酸（FNA）在一定濃度下會(huì)抑制亞硝酸細(xì)菌和硝酸細(xì)菌的活性,且其對(duì)這兩類細(xì)菌的抑制效應(yīng)存在差異[23]。因此,好氧反應(yīng)器中FA、FNA 濃度水平與系統(tǒng)硝化效果尤為相關(guān)，由于廢水中FA、FNA 濃度無法直接測定,分別可用式（1）、式（2）[24]來計(jì)算。根據(jù)好氧出水中NH4+-N 及NO2--N 濃度情況，作出不同HRT、尿液強(qiáng)度下好氧系統(tǒng)中FA、FNA濃度變化圖，如圖6（a）、（b）所示。

當(dāng)HRT=1 d 時(shí)，好氧系統(tǒng)中AOB、NOB 的活性在HRT=2 d的基礎(chǔ)上分別上升了92%、71%，此時(shí)系統(tǒng)中FA 和FNA 分別為0.039 mg NH3-N/L、0.028 mg HNO2-N/L。有研究指出，10～150 mg NH3-N/L 的FA濃度范圍會(huì)對(duì)AOB 生長有抑制作用，而只要0.1～1.0 mg NH3-N/L 的FA 濃度范圍就會(huì)對(duì)NOB 的活性產(chǎn) 生 抑 制[24]。當(dāng)FNA 的 濃 度 為0.011～0.07 mg HNO2-N/L 時(shí)，NOB 的活性就會(huì)受到抑制，而當(dāng)FNA的濃度為0.42～1.72 mg HNO2-N/L時(shí)，AOB的活性下降50%[19]。理論上，此時(shí)系統(tǒng)中FNA 的濃度水平會(huì)對(duì)NOB活性產(chǎn)生抑制，但該系統(tǒng)中的NOB活性并未受到抑制。當(dāng)HRT=0.5 d 時(shí)，系統(tǒng)中FA 和FNA 分別為0.344 mg NH3-N/L、0.517 mg HNO2-N/L。而系統(tǒng)中AOB 活性在HRT=1 d 的基礎(chǔ)上進(jìn)一步提升了67%，NOB 活性下降了36%。因此該系統(tǒng)中高水平的FNA 及FA 并未對(duì)AOB 的活性產(chǎn)生抑制，而僅對(duì)NOB 的活性產(chǎn)生抑制，但對(duì)其抑制程度要遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于一般的硝化系統(tǒng)，系統(tǒng)硝化效率依然維持較高水平，其硝化容積負(fù)荷和污泥負(fù)荷高達(dá)0.774 kg N/(m3·d)、0.387 kg N/(kg MLSS·d)。說明該系統(tǒng)對(duì)抵抗FA及FNA的抑制能力較強(qiáng)，系統(tǒng)硝化性能穩(wěn)定。

當(dāng)尿液強(qiáng)度為1/5時(shí)，好氧系統(tǒng)中FA、FNA的平均濃度分別為0.1844、0.0796 mg/L，理論上該濃度水平會(huì)對(duì)NOB 的活性產(chǎn)生抑制作用，而該階段好氧系統(tǒng)硝化、全程硝化效率均保持在高效穩(wěn)定的狀態(tài)，未對(duì)AOB、NOB 活性起到抑制作用，進(jìn)一步證明系統(tǒng)具備相對(duì)更高的抵抗FA 及FNA 抑制的能力。當(dāng)進(jìn)水尿液強(qiáng)度為1/2 水平時(shí)，整個(gè)工藝系統(tǒng)的氮素轉(zhuǎn)換和有機(jī)物的礦化過程都嚴(yán)重受阻（圖5）。該階段好氧系統(tǒng)中FA、FNA 濃度一直持續(xù)上升，最高分別可達(dá)2.09、2.122 mg/L，研究表明FA 濃度為0.7～6 mg/L 時(shí)，NOB 的活性下降50%～100%[25-26]，F(xiàn)NA 濃度為0.07～0.22 mg/L 時(shí)，可完全抑制NOB 的活性[23]，從本文運(yùn)行結(jié)果來看，系統(tǒng)中AOB 活性并未受到抑制，而NOB 活性下降了82%，說明FA、FNA 對(duì)NOB的抑制作用明顯強(qiáng)于AOB。FA、FNA 對(duì)NOB 的抑制雖是可逆的，但其恢復(fù)時(shí)間相對(duì)較長[27]，因此為保證系統(tǒng)能穩(wěn)定高效運(yùn)行，系統(tǒng)最高的氮負(fù)荷建議為1/5尿液強(qiáng)度水平，該水平下氨氮能夠高效轉(zhuǎn)換為硝酸鹽氮，有利于氮素的回收利用。

綜上，改變HRT 和尿液強(qiáng)度時(shí)，較高的FA 和FNA 水平會(huì)給系統(tǒng)中NOB 的活性帶來一定的抑制作用，但抑制程度較小，而在整個(gè)試驗(yàn)過程中AOB的活性都未受到抑制，系統(tǒng)表現(xiàn)出較穩(wěn)定的硝化性能，且相同氮負(fù)荷條件下，高的HRT 系統(tǒng)具備相對(duì)更高的抵抗FA和FNA抑制的能力。

2.4 厭氧出水膜通量變化

本課題組在前期4 人180 天“綠航星際”受控生態(tài)生保系統(tǒng)集成試驗(yàn)中構(gòu)建厭氧、好氧MBR 工藝處理系統(tǒng)中的生活廢水（水質(zhì)與本文1/10 尿液強(qiáng)度廢水基本相同），其厭氧同樣采用PVDF 管式膜組件實(shí)現(xiàn)泥水分離，實(shí)際運(yùn)行膜通量為20 L/(m2·h)（內(nèi)部數(shù)據(jù)）。本試驗(yàn)構(gòu)建的兩級(jí)MBfR 工藝中厭氧出水采用四根同款PVDF 管式膜串聯(lián)實(shí)現(xiàn)泥水分離（內(nèi)徑為6 mm，長為50 cm）。試驗(yàn)過程中不同HRT 及尿液強(qiáng)度下厭氧膜通量變化情況分別如圖7（a）、(b)所示（圖中p點(diǎn)為循環(huán)泵故障，更換新泵的時(shí)間點(diǎn)），由圖可知，更換循環(huán)泵前后，管式膜平均膜通量為47.8，80.6 L/(m2·h)，且在不同HRT 和尿液強(qiáng)度水平下均穩(wěn)定維持。遠(yuǎn)大于4 人180 天“綠航星際”受控生態(tài)生保系統(tǒng)集成試驗(yàn)中的水平。說明本試驗(yàn)構(gòu)建的厭氧膜生物反應(yīng)器能一定程度緩解膜污染，延長膜組件使用壽命，降低固液分離物耗。有關(guān)好氧反應(yīng)器及整個(gè)系統(tǒng)的膜污染控制方式及運(yùn)行情況將在后續(xù)的專題論文中詳細(xì)闡述。

圖7 不同HRT（a）、尿液強(qiáng)度（b）試驗(yàn)過程中厭氧膜通量變化Fig.7 Variation in membrane flux in anMBfR under different HRT(a)and urine concentration(b)

3 結(jié) 論

本文構(gòu)建了anMBfR+aMBfR 工藝處理CELSS系統(tǒng)中特征性高強(qiáng)度生活廢水，并通過HRT、尿液強(qiáng)度因素試驗(yàn)，考察了其運(yùn)行效果及處理能力，結(jié)果表明該工藝具備良好的有機(jī)物的礦化和氮素的轉(zhuǎn)換能力，能適用于CELSS 系統(tǒng)中廢水處理與回用。主要結(jié)論如下：

（1）以1/10 尿液強(qiáng)度生活廢水為處理對(duì)象時(shí)，系統(tǒng)硝化能力在HRT 為0.5 d 時(shí)達(dá)到最高為0.774 kg N/(m3·d)，全程硝化能力在HRT為1 d時(shí)達(dá)到最高為0.418 kg N/(m3·d)，硝化能力高于常規(guī)的生物處理系統(tǒng)。當(dāng)HRT=2 d 時(shí)系統(tǒng)效果最佳且穩(wěn)定，系統(tǒng)出水TOC、NO2--N濃度分別低于12、8 mg/L。

（2）該系統(tǒng)可實(shí)現(xiàn)1/5 尿液強(qiáng)度的生活廢水的有效處理，完成94.3%的有機(jī)物去除以及90.6%的氮素轉(zhuǎn)換，進(jìn)水氮素負(fù)荷的增加對(duì)系統(tǒng)的運(yùn)行沒有太大的影響。且系統(tǒng)中NOB 活性未受到高濃度的FA、FNA 影響，表明該系統(tǒng)具有較強(qiáng)的抵抗游離氨及游離亞硝抑制的能力。

（3）結(jié)合CELSS 生活廢水的回用要求和該裝置處理能力研究結(jié)果，得出該裝置最佳的兩種運(yùn)行參數(shù)分別為：尿液強(qiáng)度為1/5、HRT 為2 d 以及尿液強(qiáng)度為1/10、HRT 為1 d，具體可根據(jù)CELSS 中水循環(huán)回路設(shè)計(jì)選取最合適的運(yùn)行參數(shù)。