趙博瑋，李建政，鄧凱文，孟佳

（哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 150090）

引 言

生豬養(yǎng)殖的規(guī)?；l(fā)展，導致了養(yǎng)豬廢水的集中排放，對環(huán)境安全造成了很大威脅[1]。厭氧消化技術已廣泛應用于養(yǎng)豬廢水的處理，其工藝比較成熟，而如何進一步有效處理厭氧消化液則是該研究方向的難點和熱點問題[2]。經(jīng)厭氧處理的養(yǎng)豬廢水，仍然有著較高的污染物濃度，如不妥善處理將帶來水體富營養(yǎng)化，人畜共患病傳播等危害[1]。養(yǎng)豬廢水厭氧消化液是典型的高氨氮(-N)、低碳氮比有機廢水，其高效脫氮是處理中的重點和難點?，F(xiàn)有的脫氮工藝，如A/O、SBR 傳統(tǒng)技術，在處理高-N 低碳氮比(C/N＜1.5)養(yǎng)豬廢水厭氧消化液時一般需要外加碳源，這無疑會提高處理成本和運行管理的復雜性。而新興的OLAND、CANON 和SHARON-ANAMMOX 等技術，雖然減少了曝氣技術的使用，可以降低處理成本，但目前尚不成熟[2-3]。土地滲濾是一種傳統(tǒng)的低成本廢水處理方法[4-6]。它充分利用了土壤的自凈能力，具有基建投資低、運行費用少、抗沖擊負荷強、操作管理簡便等優(yōu)點[7]。Lei 等[8]利用一種兩階段土壤滲濾系統(tǒng)處理養(yǎng)豬廢水厭氧消化液取得了良好的效果，但該系統(tǒng)的表面水力負荷(SHL)僅為0.05 m3·m-2·d-1。如何進一步提高水力負荷和處理效能，以減少設施用地和運行費用，是現(xiàn)有土壤滲濾工藝亟待突破的一個技術問題。

利用木質框架構建土壤滲濾床是一種提高土壤滲濾系統(tǒng)水力負荷和處理效果的有效方法[9]。它在形式上融合了土壤滲濾和生物滴濾池兩種工藝的優(yōu)點，與傳統(tǒng)土壤滲濾系統(tǒng)相比，具有傳質效率更加高效、微環(huán)境更加多樣、為異養(yǎng)反硝化提供緩釋碳源等優(yōu)點[6]。在前期探討木質框架土壤滲濾系統(tǒng)(WFSI)處理養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的有效性和微生物學特性的基礎上[9]，本研究通過改變進水COD、-N 濃度及SHL，考察了WFSI 的運行特性和處理效能，以期為進一步的工程應用提供工藝設計和運行控制參數(shù)。

1 材料與方法

1.1 處理裝置

圖1 所示為WFSI 處理裝置，主體反應器由有機玻璃圓柱制成。濾床有效高度1.2 m，直徑15 cm，有效體積21.1 L，下方連有一個體積為1 L 的錐形收集斗。廢水由反應器頂部的噴灑至濾料表面，底部出水。在錐形收集斗上緣同一平面上，對稱分布有2 個直徑為2 cm 的通氣口，自然通風。在濾床的側壁上的不同高度設有取樣口。濾床中作為框架的木條長3～5 cm，寬2～3 cm，厚0.5～0.8 cm。土壤為經(jīng)過160 目篩分的苗圃內(nèi)腐殖土。木條浸濕后與干土壤混拌以粘掛一定厚度的土壤，木條與土壤在濾床中的堆積體積比為2:1。滲濾柱填裝后通過重力壓實，其空隙率約為35%。

圖1 木質框架土壤滲濾系統(tǒng)裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of WFSI

表1 WFSI 的調(diào)控運行時期與運行參數(shù)Table 1 Stages and operating parameters of WFSI

1.2 試驗廢水

試驗廢水為本實驗室長期運行的一個UASB 的出水，UASB 的進水是取自哈爾濱市郊一家養(yǎng)豬場。如表1 所示，UASB 的出水水質隨著運行階段的不同有所變化。其中-N、TN 和TKN 十分接近，說明廢水中的TN 主要是由-N 構成，而廢水的COD/TN 介于0.5～0.8 之間，是一種典型的低C/N比有機廢水。

1.3 處理裝置的啟動與控制運行

WFSI 在室溫(18～23℃)下運行，共計379 d。如表1 所示，依照進水濃度和SHL 的不同，裝置的運行劃分為啟動、調(diào)整進水濃度和調(diào)整SHL 3 個時期。處理裝置在SHL 0.2 m3·m-2·d-1，進水COD和-N 分別為323、534.9 mg·L-1左右的條件下啟動。啟動完成后，固定SHL 為0.2 m3·m-2·d-1，分3 個階段改變進水COD 濃度(-N 等濃度隨之改變)運行。在調(diào)整SHL 時期，進水COD 濃度維持在260 mg·L-1(-N 等濃度隨之改變) 左右，分階段將SHL 分別調(diào)控為0.08 和0.32 m3·m-2·d-1運行。

1.4 分析方法

2 結果與討論

2.1 處理系統(tǒng)的啟動

WFSI 在SHL 0.2 m3·m-2·d-1，進水COD、-N 濃度分別為323 和534.9 mg·L-1左右的條件下啟動，經(jīng)過57 d 的運行，其出水水質達到了相對穩(wěn)定，具有了良好的COD、-N 和總氮去除效率（圖2），標志著WFSI 的啟動成功。

如圖2（a）所示，在WFSI 啟動的前5 d，其出水COD 高于進水，這可能是土壤原有的一部分有機物被沖刷出濾床所致。5 d 后，出水COD 逐漸下降，并在第33 d 后達到相對穩(wěn)定。在第33～65 d的穩(wěn)定期，系統(tǒng)出水的平均COD 為121 mg·L-1，去除率達到60.3%左右。

圖2 WFSI 的啟動運行Fig.2 Performance of WFSI during setup period

在啟動期的前13 d 內(nèi)，WFSI 出水TN 濃度逐漸提高，至第17 d 進出水TN 濃度基本相當，之后出水TN 濃度又逐步降低，至57 d 后基本穩(wěn)定[圖2 (d)]。在第57～65 d，WFSI出水平均TN濃度為284.4 mg·L-1，去除率為47.4%。分析認為，在啟動運行的前17 d，TN 的去除可能主要是由銨離子被吸附所導致的，而后續(xù)TN 去除能力的再次提高則主要依賴于微生物的硝化和反硝化能力的不斷加強[9]。

2.2 進水濃度對處理效果的影響

WFSI 啟動成功后，通過保持SHL 不變、分階段提高進水COD 濃度的方法(表1)，考察了進水濃度對系統(tǒng)處理效果的影響，結果如圖3 所示。

在COD 去除方面，WFSI 對進水水質變化具有較強的適應能力。如圖3(a)所示，在階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ(表1)初期改變進水濃度后，WFSI 出水的COD濃度均能在10 d 內(nèi)重新達到穩(wěn)定。隨著進水COD濃度的階段性提高，WFSI 對COD 的去除率隨之提高，但出水COD 濃度也相應升高。在階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ的穩(wěn)定運行期間，系統(tǒng)出水COD 濃度分別平均為73、137 和163 mg·L-1，去除率分別為52.3%、58.0%和61.2%左右。與Rajagopal 等[13]的報道比較，WFSI 對養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的COD 去除率并不算高。分析認為，養(yǎng)豬廢水經(jīng)厭氧消化后，其可生化性大幅降低，而作為緩釋碳源的填料木條在逐漸酸化腐敗過程中也可釋放出一些難降解有機物并隨水流出，導致出水COD 的升高，但足以滿足《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標準》中有關養(yǎng)豬廢水的排放標準[14]。如圖3(b)所示，在階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ的穩(wěn)定運行期，其進水pH 分別為7.9、8.3 和8.5 左右，而出水pH 則分別在4.6、5.8 和6.2 左右。中性偏酸的環(huán)境，有利于降解木質纖維素的真菌的滋生，可為異養(yǎng)反硝化提供碳源，這將有利于系統(tǒng)脫氮效能的提高[15]。

圖3 進水濃度對WFSI 處理效果的影響Fig.3 Effect of influent concentration on performance of WFSI

土壤滲濾系統(tǒng)對TN 的去除機制包括物化作用和生化作用兩大類[11]。如前文所述，WFSI 對TN去除的物化作用，主要表現(xiàn)為銨離子的吸附脫除，這一過程在WFSI 啟動初期較為顯著，而在后續(xù)運行中則轉變?yōu)橐陨镛D化為主。生物轉化作用又可分為異養(yǎng)反硝化、自養(yǎng)反硝化、生物同化和厭氧氨氧化等過程[2,16-17]。盡管這些生化作用的強度存在差異，但都可能在WFSI 內(nèi)存在[9]。濾床中木條的腐敗可為異養(yǎng)反硝化作用提供碳源，而土壤中的缺氧區(qū)域則為反硝化能力提供了必要還原條件[18]。因此，WFSI 表現(xiàn)出了良好的TN 去除效能。如圖3(d)所示，階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ的進水TN 分別為175.5、568.7和788.7 mg·L-1左右，在出水穩(wěn)定期間的平均去除率分別為28.6%、43.5%和33.5%。

2.3 SHL 對處理效果的影響

為測試SHL 對WFSI 處理效果的影響，將進水COD 濃度調(diào)控為266 mg·L-1左右(-N 濃度約為467.7 mg·L-1)，分兩個階段將SHL 控制為0.08和0.32 m3·m-2·d-1，運行結果如圖4 所示。

如圖 4(a)所示，在 SHL 為 0.08 和 0.32 m3·m-2·d-1的運行期間，其COD 去除率分別為60.7%和56.5%，說明SHL 的大幅提高并未對系統(tǒng)的COD 去除效能造成嚴重影響。如圖4(b)所示，階段Ⅳ和Ⅴ進水pH 均為8.3，但階段Ⅳ出水pH(4.4)顯著低于階段Ⅴ的6.4。這可能是由于低SHL 導致-N 負荷下降，使WFSI 內(nèi)的硝化過程更加充分而消耗了大量堿度[19]。如圖4(c)所示，在SHL 為0.08 m3·m-2·d-1的穩(wěn)定運行期間，WFSI 的出水-N，和分別平均為94.5、4.2 和247.1 mg·L-1，-N 平均去除率高達80.4%，且無明顯的積累現(xiàn)象。進入階段Ⅴ后，SHL大幅提高到0.32 m3·m-2·d-1，系統(tǒng)的-N 負荷隨之大幅增加，出水-N 濃度陡增。隨著系統(tǒng)的繼續(xù)運行出水-N 濃度緩慢下降并在第53 d 后穩(wěn)定在了217.3 mg·L-1，平均去除率為53.3%。在階段Ⅴ的前期出現(xiàn)了積累，最高濃度達到56.6 mg·L-1，但這一個積累現(xiàn)象在后續(xù)的運行中逐漸消失。以上結果表明，高SHL 會導致-N去除率大幅下降。分析認為，SHL 的大幅提高將顯著提高濾床的過水流速，出現(xiàn)更多的短流，導致污染物與濾床內(nèi)的微生物接觸概率下降，進而從總體上降低了WFSI 的-N 氧化能力。

2.4 WFSI 處理效能的綜合分析

WFSI 啟動成功后的運行依照進水濃度和SHL分為5 個階段(表1)，各階段的進水條件及穩(wěn)定期的特征指標如表2 所示。結果表明，即便是在SHL 0.08m3·m-2·d-1時，WFSI 對-N 和TN 的去除負荷也分別高達22.6 和8.3 g·m-3·d-1，顯著高于已報道的用于處理養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的土壤滲濾工藝[8]。

圖4 SHL 對WFSI 處理效果的影響Fig.4 Effect of SHL on performance of WFSI

表2 WFSI 在不同運行條件下的處理效能Table 2 Pollutant removal in WFSI under different conditions

WFSI 所具有的木質框架結構，使系統(tǒng)可以承受較高的SHL 并保持一定的-N 去除效果。用于處理養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的土壤滲濾系統(tǒng)，目前所報道的最高SHL 為0.05 g·m-3·d-1[8]。如表2所示，本研究所構建的WFSI，即便是在SHL 高達0.32 m3·m-2·d-1的階段Ⅴ，仍然保持了53.3%的-N 去除率(去除負荷61.2 g·m-3·d-1)和20.9%的TN 去除率(去除負荷24.5 g·m-3·d-1)。傳統(tǒng)的土壤滲濾系統(tǒng)中在較高的SHL 下易發(fā)生土層塌陷與壓實，造成空隙率變小，透水和通氣能力同步下降。而在本研究中的WFSI 中，木質框架可很好地阻隔和固定土壤顆粒，避免了濾層的沉降壓實，顯著提高了系統(tǒng)的抗水力沖擊能力。

木質框架填料是一種緩釋碳源，保證了WFSI具有一定的脫氮效能。依據(jù)和的還原脫氮反應，通過反硝化每去除1 g需要消耗1.71 g 的碳源(以COD 計)，即COD去除/TN去除為1.71；而對于的反硝化脫氮，COD去除/ TN去除為2.86[22]。養(yǎng)豬廢水厭氧消化液是典型的低C/N 比有機廢水，其COD/TN 介于0.5～0.8 之間(表2)。在WFSI 啟動成功后的運行中，其COD去除/ TN去除維持在0.76～1.51 之間，甚至不能滿足碳源需求較少的短程硝化反硝化的需求，說明系統(tǒng)中所發(fā)生的和的還原脫氮得到了一定的碳源補充，而這一補充碳源最可能是來自濾床木質纖維素的腐解。

此外，具有木質框架結構的WFSI，允許缺氧微環(huán)境廣泛分布于系統(tǒng)中。在這些缺氧微環(huán)境中會富集厭氧氨氧化菌群，催化以-N 作為電子供體、以作為電子受體的自養(yǎng)反硝化作用[15]，這可能是WFSI 相比于傳統(tǒng)的土壤滲濾系統(tǒng)，表現(xiàn)出更好-N 氧化和TN 去除的另一個重要原因。

3 結 論

針對養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的高氨氮、低碳氮比的水質特點，構建了具有緩釋碳源特性的WFSI，并通過調(diào)控運行探討了其處理效能。固定SHL 為0.2 m3·m-2·d-1，將進水COD 分別控制為152、326 和421 mg·L-1左右(-N 分別平均為175.5、568.7 和788.7 mg·L-1)時，系統(tǒng)的COD 去除率分別為52.3%、58.0%和61.2%，-N 去除負荷分別為23.0、61.0 和75.5 g·m-3·d-1，TN 去除負荷分別為8.7、39.2 和41.7 g·m-3·d-1；固定進水COD為265 mg·L-1左右(-N 平均為465 mg·L-1)，將SHL 調(diào)控為0.08 和0.32 m3·m-2·d-1時，系統(tǒng)的COD 去除率分別平均為60.7%和56.5%，-N平均去除負荷分別為22.6 和61.2 g·m-3·d-1，TN平均去除負荷分別為8.3 和24.5 g·m-3·d-1。木質填料及其附著層形成的-N 濃度梯度，可使系統(tǒng)承受較高的SHL 的同時獲得緩釋碳源，并保護氨氧化細菌免受自由氨毒性，相比于傳統(tǒng)的土壤滲濾系統(tǒng)，表現(xiàn)出了更好的COD、-N 和TN 去除效果。

[1]Lee H, Shoda M.Removal of COD and color from livestock wastewater by the Fenton method [J].Journal of Hazardous Materials,2008, 153: 1314-1319.

[2]Daverey A, Hung N T, Dutta K, Lin J G.Ambient temperature SNAD process treating anaerobic digester liquor of swine wastewater [J].Bioresource Technology, 2013, 141: 191-198.

[3]Wang F, Wang H Y, Zhou Y X, Xu J X, Yang L W, Zhang N.Research progress on the processing technology of piggery wastewater [J].Journal of Agricultural Catastrophology, 2012, 2(1): 25-29.

[4]Van C S, Siegrist R, Logan A, Masson S, Fischer E, Figueroa L.Hydraulic and purification behaviors and their interactions during wastewater treatment in soil infiltration systems [J].Water Research, 2001, 35(4): 953-964.

[5]Van C S, Siegrist R L.Virus removal within a soil infiltration zone as affected by effluent composition, application rate and soil type [J].Water Research, 2007, 41: 699-709.

[6]Murakami M, Sato N, Anegawa A, Nakada N, Harada A, Komatsu T, Takada H, Tanaka H, Ono Y, Furumai H.Multiple evaluations of the removal of pollutants in road runoff by soil infiltration [J].Water Research, 2008, 42: 2745-2755.

[7]Cheng X Z, Wu T B, Chen T Z, Yang T Z.Soil aquifer treatment technology: state of the art and perspective [J].Research of Environmental Sciences, 1999, 12(4): 33-36.

[8]Lei Z F, Wu T, Zhang Y, Liu X, Wan C L, Lee D J, Tay J H.Two-stage soil infiltration treatment system for treating ammonium wastewaters of low COD/TN ratios [J].Bioresource Technology, 2013, 128: 774-778.

[9]Zhao B W, Li J Z, Leu S Y.An innovative wood-chip-framework soil infiltrator for treating anaerobic digested swine wastewater and analysis of the microbial community [J].Bioresource Technology, 2014, 143: 384-391.

[10]Ministry of Environmental Protection(國家環(huán)境保護部).Detection and Analysis Method of Water and Wastewater(DSM-Ⅳ) (水與廢水檢測分析方法)[M].4th ed.Beijing: China Environmental Science Press, 2002: 12.

[11]Buelna G, DubéR, Turgeon N.Pig manure treatment by organic bed biofiltration [J].Desalination, 2008, 231: 297-304.

[12]Fux C, Boehler M, Huber P, Brunner I, Siegrist H.Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant [J].Journal of Biotechnology, 2002, 99: 295-306.

[13]Rajagopal R, Rousseau P, Bernet N, Béline F.Combined anaerobic and activated sludge anoxic/oxic treatment for piggery wastewater [J].Bioresource Technology, 2011, 102: 2185-2192.

[14]Ministry of Environmental Protection(國家環(huán)境保護部).Discharge standard of pollutants forlivestock and poultry breeding(畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標準)[S].GB 18596—2001.

[15]Eichorst S A, Kuske C R.Identification of cellulose-responsive bacterial and fungal communities in geographically and edaphically different soils by using stable isotope probing [J].Applied and Environmental Microbiology, 2012, 78(7): 2316-2327.

[16]Figueroa M, Vázquez-Padín J R, Mosquera-Corral A, Campos J L, Mendez R.Is the CANON reactor an alternative for nitrogen removal from pretreated swine slurry? [J].Biochemical Engineering Journal, 2012, 65: 23-29.

[17]GarzóN-Zúniga M, Lessard P, Aubry G, Buelna G.Nitrogen elimination mechanisms in an organic media aerated biofilter treating pig manure [J].Environmental Technology, 2004,26: 361-371.

[18]Poth M, Focht D D.15N kinetic analysis of N2O production by nitrosomonaseuropeae: an examination of nitrifierdenitrification [J].Applied and Environmental Microbiology, 1985, 49: 1134-1141.

[19]Yamamoto T, Takaki K, Koyama T, Furukawa K.Long-term stability of partial nitritation of piggery wastewater digester liquor and its subsequent treatment by Anammox [J].Bioresource Technology, 2007, 99: 6419-6425.

[20]Yuan Z G.Effect of free ammonia on the respiration and growth process of anenriched nitrobacterculture [J].Water Research, 2007, 4(1):826-834.

[21]Dosta J, Palau-S L P, Lvarez-J M A.Study of the biological N removal over nitrite in aphysico-chemical-biological treatment of digestedpig manure in a SBR [J].Water Science & Technology, 2008, 58(1): 119-125.

[22]Bernet N, Delgenes N, Akunna J C, Delgenes J P, Moletta R.Combined anaerobic and aerobic SBR for the treatment of piggery wastewater [J].Water Research, 2000, 34(2): 611-619.