沈志強(qiáng)，馬曉蕾，董婧，肖宇，周岳溪，武福平

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心 2.環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國環(huán)境科學(xué)研究院 3.中國標(biāo)準(zhǔn)化研究院 4.北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院 5.蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院

盡管集約化是我國畜禽養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展趨勢，但是分散養(yǎng)殖仍占養(yǎng)殖規(guī)模的近一半[1]。我國是豬肉消費(fèi)大國，生豬蓄養(yǎng)量大。養(yǎng)豬廢水具有污染物濃度高，水質(zhì)、水量波動大等特征，而且分散養(yǎng)豬戶技術(shù)、維護(hù)、管理水平低，難以直接采用規(guī)模化養(yǎng)豬廢水的工藝處理。分散養(yǎng)豬廢水主要采用沼氣池等簡單厭氧工藝處理后排放，造成嚴(yán)重的環(huán)境污染。因此，廢水處理已成為制約分散養(yǎng)豬業(yè)發(fā)展的關(guān)鍵問題。

厭氧折流板反應(yīng)器(ABR)用折流板將反應(yīng)器隔成多個相對獨(dú)立的空間，便于形成有差異性的微生物群落結(jié)構(gòu)[2]，使污染物厭氧去除過程具有相分離優(yōu)勢，且其耐水力和水質(zhì)沖擊，因此在養(yǎng)殖廢水處理領(lǐng)域受到廣泛關(guān)注[3-7]。通常，ABR在養(yǎng)殖廢水處理領(lǐng)域都是連續(xù)式運(yùn)行。但是，分散養(yǎng)豬廢水具有間歇產(chǎn)生的特點(diǎn)，ABR以間歇方式運(yùn)行，其后續(xù)可耦合潮汐流方式運(yùn)行的人工濕地[1,8]，從而在高差合適的地區(qū)，實(shí)現(xiàn)分散養(yǎng)豬廢水的零動力處理。

前期研究已證實(shí)了間歇式ABR處理分散養(yǎng)豬廢水的可行性[9]。分散養(yǎng)豬排放的廢水受諸多因素的影響，包括沖洗次數(shù)、沖洗水量、沖洗時間等;ABR作為厭氧生物裝置，其運(yùn)行性能必然受溫度的影響。為此，考察COD負(fù)荷、進(jìn)水次數(shù)、進(jìn)水時間、溫度對間歇式ABR性能的影響，以期為其應(yīng)用于實(shí)際分散養(yǎng)豬廢水處理提技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

經(jīng)過固液分離(漏糞地板，分離豬糞與液體)和液液分離(分開收集豬尿與沖洗廢水)的實(shí)際分散養(yǎng)豬沖洗水為原水。接種污泥取自長沙紅星冷庫上流式厭氧污泥床(UASB)，污泥的懸浮物(SS)濃度為21.65 g/L，揮發(fā)性懸浮物(VSS)/SS為65%。

1.2 試驗(yàn)裝置

ABR采用有機(jī)玻璃制作，裝置如圖1所示。ABR的長×寬×高為75 cm×20 cm×50 cm，從進(jìn)水口至出水口依次為第一格、第二格和第三格，每格長度分別為35、20、20 cm，有效水深為40 cm，有效容積為60 L[9]。

圖1 試驗(yàn)裝置示意Fig.1 Chart of test facility

1.3 試驗(yàn)方法

平行運(yùn)行2套ABR，其中裝置A連續(xù)進(jìn)水(對照組)，裝置B間歇進(jìn)水(每天09：00進(jìn)水1 h，其余時間靜置)。分別將37.5 L污泥加入反應(yīng)器，以逐步增加進(jìn)水量(10、20和40 L/d)的方式啟動，以COD去除率穩(wěn)定在60%以上為啟動成功的標(biāo)志[9]。在啟動末期(第95天～第138天)裝置A和裝置B的COD負(fù)荷為1.43 kg/(m3·d)，裝置A和裝置B出水COD分別為398和683 mg/L，對應(yīng)的COD去除率分別為80.8%和67.7%[9]。分散養(yǎng)豬沖洗水具有間歇產(chǎn)生的特點(diǎn)，為此在啟動后，分別考察COD負(fù)荷、進(jìn)水次數(shù)(裝置B進(jìn)水次數(shù)由1次改為2次)、進(jìn)水時間(裝置B進(jìn)水時間由1 h延長至2 h)和溫度對裝置B處理性能的影響。考察COD負(fù)荷影響時，通過減少豬舍沖洗水量，使進(jìn)水COD升高，通過排泥控制反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度為20 g/L。不同COD負(fù)荷時的ABR工況見表1。

表1 不同COD負(fù)荷時的ABR工況Table 1 ABR operation parameters at different COD load

1.4 分析方法

水樣的COD、pH和總磷濃度直接測定；氨氮濃度需先經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后再測定。氨氮和總磷濃度分別采用納氏試劑分光光度法和鉬銻抗分光光度法測定(UNIC UV-2100分光光度計(jì))[10]；COD采用快速消解法(華通CTL-12化學(xué)需氧量速測儀)測定；pH采用pH計(jì)(PHS-25，meter)測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 COD負(fù)荷

裝置B在啟動末期(COD約為2 000 mg/L，進(jìn)水量為40 L/d)對COD的去除率雖低于裝置A，但仍高于60%[9]。由于分散養(yǎng)豬通常采用人工方式?jīng)_洗豬舍，沖洗水量具有較大的隨機(jī)性。沖洗水量大時，污染物濃度較低；沖洗水量小時，污染物濃度較高。ABR是厭氧反應(yīng)器，由于厭氧微生物的活動特性，進(jìn)出水水質(zhì)的變化主要體現(xiàn)在有機(jī)物和氨氮濃度上。

考察啟動后COD負(fù)荷對裝置B處理性能的影響，以裝置A為對照，不同工況下對COD和氨氮的去除效果如圖2和圖3所示。由圖2可知，在4個運(yùn)行階段，裝置A的平均COD負(fù)荷分別為1.37、2.75、2.79和3.63 kg/(m3·d)，對應(yīng)的平均COD去除率分別為84.7%、87.2%、91.1%和91.1%；裝置B的平均COD負(fù)荷分別為1.03、2.06、1.39和1.82 kg/(m3·d)，對應(yīng)的平均COD去除率分別為76.2%、77.3%、86.0%和85.4%。盡管裝置A的COD負(fù)荷比裝置B高，但其出水COD均比裝置B低。裝置A連續(xù)運(yùn)行，COD負(fù)荷隨時間均勻分布，因此微生物降解有機(jī)物的效率更高。

圖2 COD負(fù)荷對COD去除效果的影響Fig.2 Effect of COD load on COD removal

圖3 COD負(fù)荷對氨氮去除效果的影響Fig.3 Effect of COD load on ammonia nitrogen removal

在R1工況下，裝置B的負(fù)荷由啟動末期的1.43 kg/(m3·d)降至1.03 kg/(m3·d)，出水平均COD由683 mg/L[9]降至485 mg/L，COD去除率由67.7%[9]升至76.2%；R2工況下，升高進(jìn)水COD，使負(fù)荷升至2.06 kg/(m3·d)，出水平均COD升至936 mg/L，COD去除率升至77.3%；R3工況下，COD負(fù)荷為1.39 kg/(m3·d)，與啟動末期相當(dāng)，但出水平均COD僅為584 mg/L，COD去除率為86.0%。在R2和R3工況下，負(fù)荷均比啟動末期的高(均是進(jìn)水COD比啟動末期高，進(jìn)水量比其低)，但COD去除率均比啟動末期高，表明進(jìn)水量對裝置B的影響比進(jìn)水COD大。

養(yǎng)豬沖洗水中總氮主要包括氨氮和有機(jī)氮，在ABR中，有機(jī)氮通過氨化作用轉(zhuǎn)化為氨氮，同時還有部分氨氮通過同化作用被去除。在4個運(yùn)行工況下，氨化作用產(chǎn)生的氨氮超過同化作用去除的氨氮，導(dǎo)致出水氨氮濃度比進(jìn)水高(圖3)。

由于養(yǎng)豬沖洗水的水質(zhì)比較復(fù)雜，進(jìn)水pH為7.3～8.8。在厭氧反應(yīng)過程中，pH存在先降后升的過程，而且如果系統(tǒng)沒有足夠的堿來中和所產(chǎn)生的有機(jī)酸，反應(yīng)器將會有酸化的趨勢[11]。裝置A和裝置B在4個工況下出水pH分別在7.6～8.1和7.5～8.0之間波動，表明均沒有過度酸化。ABR對總磷的去除效果不明顯，R1工況下，進(jìn)水總磷濃度為21.8～60.3 mg/L，裝置A和裝置B對總磷的平均去除率均為20.8%，可能是因?yàn)檫M(jìn)水中懸浮態(tài)總磷濃度較高，在ABR中通過沉淀去除所致。

2.2 進(jìn)水次數(shù)

單個進(jìn)水周期內(nèi)，間歇式ABR對COD去除率在進(jìn)水后12 h時就已經(jīng)趨于穩(wěn)定[9]。養(yǎng)殖戶在夏天會多次沖水以幫助豬場降溫，但在實(shí)際操作過程中，分散養(yǎng)豬戶每天沖水次數(shù)超過2次的概率較低。經(jīng)過長期監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，經(jīng)源分離后的分散養(yǎng)豬沖洗水的COD為2 000 mg/L左右。因此，將裝置B每天進(jìn)水次數(shù)由1次改為2次，每次進(jìn)水量為20 L/d，進(jìn)水間隔為12 h，裝置A作為對照，其進(jìn)水量為40 L/d，對COD和氨氮的去除效果如圖4所示。

注：裝置B出水COD為2次出水的平均值。圖4 進(jìn)水次數(shù)對COD、氨氮去除效果的影響Fig.4 Effect of influent times on COD and ammonia nitrogen removal

由圖4可以看出，裝置B對COD的平均去除率為80.8%，與裝置A(85.4%)相近，而且顯著高于啟動末期(每天進(jìn)水1次)的67.7%[9]。每天進(jìn)水2次單個進(jìn)水周期內(nèi)裝置B的COD負(fù)荷只有每天進(jìn)水1次時的1/2，進(jìn)水時的COD負(fù)荷未超過裝置B的處理能力，因此其對COD的去除率不僅顯著高于每日進(jìn)水1次時，而且只稍弱于裝置A。潮汐流人工濕地被證實(shí)是處理養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的高效、低成本工藝[1,8]。在有合適高差的分散養(yǎng)豬戶豬舍外，間歇式ABR可以耦合潮汐流人工濕地，利用自然高差(1～2 m)，實(shí)現(xiàn)養(yǎng)豬沖洗水的零動力處理。

有機(jī)氮的氨化反應(yīng)是一個快速的過程，進(jìn)水次數(shù)的變化對出水氨氮濃度的變化基本不會有影響。裝置A和裝置B出水氨氮平均濃度均高于進(jìn)水，表明有機(jī)氮的氨化作用大于微生物的同化作用。

2.3 進(jìn)水時間

進(jìn)水時間是影響COD負(fù)荷分布的關(guān)鍵因素。由于分散養(yǎng)豬戶每天沖洗豬舍的持續(xù)時間并不固定，因此，將裝置B的進(jìn)水時間由1 h延長至2 h，此時進(jìn)水量為40 L/d，裝置A作為對照，其進(jìn)水量為40 L/d，對COD和氨氮的去除效果如圖5所示。

圖5 進(jìn)水時間對COD和氨氮去除效果的影響Fig.5 Effect of influent time on COD and ammonia nitrogen removal

由圖5可以看出，裝置B對COD的平均去除率為81.9%，與每天進(jìn)水2次時相當(dāng)，且與裝置A(88.5%)相近，表明此時的COD負(fù)荷仍未超出裝置B的處理能力。在進(jìn)水期，裝置B的COD負(fù)荷為13.47 kg/(m3·d)。通常，ABR處理養(yǎng)殖廢水的COD負(fù)荷為3～5 kg/(m3·d)[5-6]。裝置B在進(jìn)水期(較短時間)能耐受如此高的COD負(fù)荷，主要與ABR的三格分離結(jié)構(gòu)有關(guān)。裝置B的有效容積為60 L，其中第一格和第二格的體積之和為44 L，連續(xù)進(jìn)水2 h后，總進(jìn)水量為40 L，未超過前兩格的體積之和。ABR對沖擊負(fù)荷具有優(yōu)異的耐受能力[12]。陳俊杰[13]以ABR處理農(nóng)村生活污水，試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)其具有較強(qiáng)的抗水力沖擊負(fù)荷和濃度沖擊負(fù)荷的能力。裝置A和裝置B出水氨氮濃度均高于進(jìn)水。

2.4 溫度

11月中旬后，氣溫開始逐漸下降。通常，低溫將導(dǎo)致生化反應(yīng)器的處理效率降低。因此，將裝置A和裝置B的進(jìn)水量均降為20 L/d，裝置B的進(jìn)水時間為1 h，溫度降低過程ABR運(yùn)行性能的變化如圖6所示。

圖6 溫度對ABR運(yùn)行性能的影響Fig.6 Effect of temperature on ABR performance

從圖6(a)可以看出，在第270天～280天時平均室溫約為17 ℃，裝置B出水COD基本保持穩(wěn)定，COD平均去除率為75.8%;第280天以后溫度降至15 ℃以下，裝置B出水COD明顯升高，COD平均去除率降至60.0%。低溫對裝置A的影響不大，COD去除率均在80%以上。裝置A和裝置B在低溫條件下運(yùn)行性能的差異，主要是由于裝置A以連續(xù)進(jìn)水方式運(yùn)行，進(jìn)水對系統(tǒng)的沖擊小，使得泥水接觸更加均勻，混合效果較好，而且COD負(fù)荷分布均勻，即使溫度降低減弱了微生物的活性，但是在較低的COD負(fù)荷下運(yùn)行仍能得到較好的處理效果。隨著溫度逐漸降低，裝置A和裝置B依然保持了較高的氨化效率〔圖6(b)〕，氨氮濃度分別升高了20.3%和15.3%。Nachaiyasit等[14]發(fā)現(xiàn)溫度對ABR運(yùn)行有明顯影響，溫度降至15 ℃后COD去除率下降20%。Langenhoff等[15]發(fā)現(xiàn)溫度由35 ℃降至10 ℃時，ABR對COD的去除率由80%降至60%。

從圖6(c)可以看出，裝置A和裝置B出水的pH基本低于進(jìn)水，這與溫度大于25 ℃時明顯不同。根據(jù)厭氧三階段理論，在厭氧反應(yīng)過程中將產(chǎn)生有機(jī)酸，導(dǎo)致pH降低；隨后的產(chǎn)甲烷過程中，隨著有機(jī)酸的消耗，pH增大。通常，與水解和酸化細(xì)菌相比，產(chǎn)甲烷細(xì)菌對低溫更敏感[16]。這是隨著溫度降低，ABR出水pH比進(jìn)水低的主要原因。

3 結(jié)論

(1)針對分散養(yǎng)豬沖洗水間歇產(chǎn)生的特點(diǎn)，結(jié)合后續(xù)潮汐流人工濕地的特征，對ABR可采用間歇進(jìn)水方式運(yùn)行，從而根據(jù)豬舍和處理設(shè)施間的高程差，實(shí)現(xiàn)養(yǎng)豬沖洗廢水的零動力處理。

(2)與進(jìn)水COD相比，裝置B對進(jìn)水量更敏感。裝置B的平均COD負(fù)荷分別為1.03、2.06、1.39和1.82 kg/(m3·d)時，對應(yīng)的COD平均去除率分別為76.2%、77.3%、86.0%和85.4%。增加進(jìn)水次數(shù)至每天2次，有利于提升裝置B的處理能力。延長進(jìn)水時間至2 h(進(jìn)水量為40 L)，對裝置B的處理性能沒有影響。

(3)低溫嚴(yán)重影響ABR的性能，溫度降至15 ℃以下時，裝置B對COD的平均去除率由17 ℃時的75.8%降至60.0%，而且低溫對產(chǎn)甲烷菌的影響比對水解酸化菌的大，導(dǎo)致ABR出水pH比進(jìn)水低。