宋愛紅，沈志強(qiáng)，周岳溪*，劉　珊，肖　宇，4，苗　瑩（.長安大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，陜西 西安 70054；2.中國環(huán)境科學(xué)研究院水污染控制技術(shù)研究中心，北京 0002；3.中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 0002；4.蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，甘肅 蘭州 730070）

以稻稈為固體碳源處理分散養(yǎng)豬沖洗水的試驗(yàn)研究

宋愛紅1，2，3，沈志強(qiáng)2，3，周岳溪2，3*，劉珊1，肖宇2，3，4，苗瑩1，2，3（1.長安大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，陜西 西安 710054；2.中國環(huán)境科學(xué)研究院水污染控制技術(shù)研究中心，北京 100012；3.中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012；4.蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，甘肅 蘭州 730070）

針對(duì)分散養(yǎng)豬廢水經(jīng)厭氧和人工濕地處理后存在 C/N低的問題，以廉價(jià)的稻稈作為固體碳源和生物膜載體，研究反應(yīng)器啟動(dòng)階段運(yùn)行性能、水力負(fù)荷的影響以及污染物沿程去除特性.結(jié)果表明 NO3--N主要在反應(yīng)器上部稻稈填充層被去除，去除率超過 95%，且無明顯NO2--N積累，反硝化速率為0.052mg/（g·h）.稻稈本身會(huì)浸出釋放有機(jī)物和氮（主要為NH4+-N），導(dǎo)致運(yùn)行前期出水COD和NH4+-N高于進(jìn)水，但仍遠(yuǎn)低于《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18596-2001）的排放限值，40d后COD逐步降至40mg/L左右.COD和NO3--N可在反應(yīng)器下部的磚渣填充層被進(jìn)一步去除.

稻稈；固體碳源；反硝化；分散養(yǎng)豬廢水

據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國的生豬養(yǎng)殖主要以小農(nóng)散養(yǎng)為基礎(chǔ)［1］.養(yǎng)豬廢水是一種富含氮磷的高濃度有機(jī)廢水，農(nóng)村分散養(yǎng)殖由于經(jīng)濟(jì)技術(shù)條件的限制，大量未經(jīng)有效處理的高濃度養(yǎng)殖廢水直接排入受納水體，造成嚴(yán)重的水環(huán)境污染.目前，農(nóng)村分散養(yǎng)殖廢水的主要處理技術(shù)有源分離、厭氧處理、生態(tài)處理等.干清糞等源頭削減措施被認(rèn)為是降低后續(xù)污水處理設(shè)施負(fù)荷的有效手段，厭氧處理是畜禽養(yǎng)殖廢水處理的常用方法，但對(duì)氮磷的去除率較低.人工濕地對(duì)有機(jī)物有較強(qiáng)的降解能力，且造價(jià)及運(yùn)行費(fèi)用低，但對(duì)氮磷的去除效果不佳.楊利偉［2］研究發(fā)現(xiàn)分散養(yǎng)豬廢水通過源分離技術(shù)，污染物負(fù)荷顯著降低，COD、氨氮、總氮的平均去除率分別為64.5%、48.5%、55.2%.趙華［3］研究發(fā)現(xiàn)源分離豬舍沖洗水沉降后 COD、平均濃度分別降為2197，110，217，32.8mg/L.本試驗(yàn)根據(jù)南方丘陵農(nóng)村地區(qū)養(yǎng)豬廢水的特點(diǎn)及經(jīng)濟(jì)技術(shù)條件采用源分離、厭氧及強(qiáng)化硝化人工濕地處理的組合工藝，使COD、氨氮等污染物得到有效去除.經(jīng)該工藝處理后，出水 COD、氨氮、硝氮、TN分別約為100，10，90，120mg/L左右.顯而易見，該廢水存在著C/N較低的問題.廢水中有機(jī)碳源不足會(huì)抑制異養(yǎng)反硝化過程，從而削弱氮污染物的去除效率［4］.利用不溶性固體有機(jī)物，如樹皮［5］、棉花［6］、蘆葦［7］、麥稈［8］、PCL［9-10］、PHAs［11］、PBS［12］、PCL/淀粉共混物［13-14］等作為碳源，能克服傳統(tǒng)工藝中可溶性碳源（如甲醇、乙醇、乙酸等）容易投加過量影響出水水質(zhì)，系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行和維護(hù)比較困難等弊端.但人工合成高聚物和生物合成高聚物費(fèi)用較高，不利于實(shí)際應(yīng)用.纖維素類物質(zhì)具有廉價(jià)、高效、易得、材料廣泛、無生物毒性等優(yōu)點(diǎn).

自然界中普遍存在能降解纖維素的微生物，理論上講任何一種植物都能夠作為生物反硝化的固體碳源和生物載體［15］.利用纖維素類物質(zhì)作為反硝化碳源已在廢水處理中得到一定的應(yīng)用，在文獻(xiàn)［16-17］的研究中，均發(fā)現(xiàn)向水中投加纖維素類物質(zhì)可顯著提高系統(tǒng)的反硝化性能.目前，以纖維素類物質(zhì)作為反硝化碳源在畜禽養(yǎng)殖廢水中還未得到應(yīng)用.本試驗(yàn)以價(jià)廉易得且纖維素類有機(jī)質(zhì)含量高的稻稈作為固體碳源，研究其浸出特性及處理經(jīng)源分離、厭氧及強(qiáng)化硝化人工濕地處理后的分散養(yǎng)殖沖洗水時(shí)的反硝化特性.

1　材料與方法

1.1試驗(yàn)材料

試驗(yàn)所用礫石和磚渣篩選出合適粒徑后，以自來水清凈，曬干后備用.稻稈清洗、晾干后剪為2～3cm備用.接種污泥取自湖南省長沙縣黃花鎮(zhèn)污水處理廠.源分離后的分散養(yǎng)豬沖洗水經(jīng)厭氧及強(qiáng)化硝化人工濕地處理后的出水作為試驗(yàn)的進(jìn)水，添加適量的葡萄糖和硝酸鈉，使 COD和分別為控制值.

1.2試驗(yàn)裝置

反應(yīng)器由PVC板材制成，長0.6m，寬1m，高0.6m，設(shè)有進(jìn)水口、取樣口及出水口，見圖1所示.取樣口、進(jìn)水口和出水口的孔徑分別為15，20，30mm.反應(yīng)器從底部依次填充粒徑為1～3cm的礫石5cm（底部設(shè)有直徑為5cm的集水管，礫石覆蓋并保護(hù)集水管），粒徑5～10mm的磚渣 28cm（磚渣層進(jìn)一步去除有機(jī)物及氮，同時(shí)支撐稻稈），水稻秸稈20cm（稻稈作為反硝化固體碳源），添加量為5.46kg.

圖1　反應(yīng)器示意Fig.1　The reactor schematic

1.3試驗(yàn)方法

1.3.1浸出性能分別稱取微生物利用前及利用 4個(gè)月后的稻稈（洗干凈并干燥）2，4，8g，加至250mL錐形瓶中，再加入200mL蒸餾水加蓋后室溫置于暗處.每次取樣后將浸泡液倒出，并換入200mL蒸餾水，每2d換水1次.

1.3.2反應(yīng)器啟動(dòng)及脫氮性能研究接種馴化期：將接種污泥加入進(jìn)水中（污泥濃度為1000mg/L），由蠕動(dòng)泵抽至反應(yīng)器頂部，出水管由反應(yīng)器底部引出，控制飽和液位在反應(yīng)器高度的53cm處（稻稈層頂部）.序批式進(jìn)水，每天進(jìn)水1次，每次1h，進(jìn)水量40L/d.接種3d后，進(jìn)水不再加入污泥，以NO-3-N能穩(wěn)定去除為啟動(dòng)成功的標(biāo)志.

1.4分析方法

COD使用快速消解法測(cè)定（華通CTL-12型化學(xué)需氧量速測(cè)儀）；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測(cè)定；NO3--N采用紫外分光光度法測(cè)定；TN采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法；NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測(cè)定（UNIC UV—2100分光光度計(jì)）［18］；木質(zhì)素采用紫外分光光度法測(cè)定［19］.

2　結(jié)果與討論

圖2　微生物利用前稻稈浸出性能Fig.2　Leaching performance of raw rice straw

圖3　微生物利用后稻稈浸出性能Fig.3　Leaching performance of utilized rice straw

2.1浸出性能

微生物利用前后稻稈的浸出實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2和3.從圖2和圖3中可以看出，有機(jī)物、N的浸出規(guī)律相似，即初期浸出濃度較高，浸出速度較快，隨后緩慢降低，最后趨近于零.這與浸出麥稈［20］、玉米、香蒲和蘆葦［21］得出的結(jié)果類似.經(jīng)微生物利用后稻稈的 COD、木質(zhì)素、總氮浸出濃度明顯低于利用前.利用前后稻稈浸出的氮均主要為利用后稻稈浸出的整體高于利用前，可能受微生物的作用，利用后稻稈自身蛋白質(zhì)、細(xì)胞等物質(zhì)分解，產(chǎn)生了較高濃度的氨氮.在浸出試驗(yàn)的前 8d，利用前稻稈浸出的COD和木質(zhì)素濃度均遠(yuǎn)高于利用后的，利用前2，4，8g稻稈的COD平均浸出速率分別為27.23，24.4，23.41mg/（g·d），木質(zhì)素平均浸出速率分別為3.74，4.04，4.62mg/（g·d）；利用后2，4，8g稻稈的COD平均浸出速率分別為 6.40，8.04，9.56mg/（g·d），木質(zhì)素平均浸出速率分別為0.58，1.06，1.32mg/（g·d）.微生物利用前稻稈的 COD、木質(zhì)素浸出速率明顯高于利用后.浸出的前8d，利用前2，4，8g稻稈木質(zhì)素與 COD平均浸出速率比值分別為0.14，0.17，0.20；利用后比值分別為 0.09，0.13，0.14.可見，隨稻稈質(zhì)量的增加，單位質(zhì)量稻稈COD浸出速率降低.由于微生物的分解利用及稻稈自身的浸出，利用后稻稈木質(zhì)素組分減少，浸出速率降低，故利用前稻稈木質(zhì)素與 COD的比值高于利用后.

2.2反應(yīng)器啟動(dòng)階段性能

圖4　反應(yīng)器啟動(dòng)階段性能Fig.4　Performance of the reactor in the start-up period

在反應(yīng)器啟動(dòng)階段，水力負(fù)荷為 0.067m3/ （m2·d）.由圖4可以看出，在啟動(dòng)階段的前12d出水COD明顯高于進(jìn)水，隨后出水COD緩慢下降，但仍高于進(jìn)水，且高于前段處理工藝的出水COD（約90mg/L）.測(cè)得此階段稻稈層的COD平均約為300mg/L，稻稈浸出的COD高于反硝化所需的碳源，由稻稈浸出實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知，稻稈初期浸出有機(jī)物較多，隨后逐漸減小，因此出水中增加的COD主要源于稻稈浸出的有機(jī)物，充分說明稻稈中富含有機(jī)質(zhì)，可提供充足的碳源.進(jìn)水不含木質(zhì)素，出水木質(zhì)素濃度初期下降明顯隨后緩慢下降至 14mg/L左右.這是由于稻稈中木質(zhì)素初期浸出速率較快，浸出濃度較高，隨后兩者都平緩降低所致.出水遠(yuǎn)低于進(jìn)水，平均為3.75mg/L，反硝化速率為 0.027mg/（g·h去除率達(dá)95.85%，表明稻稈可以為反硝化過程提供穩(wěn)定充足的碳源為反硝化過程的中間產(chǎn)物，由于稻稈在此階段能夠提供充足的碳源，反硝化過程進(jìn)行的較完全，因此出水濃度很低，平均為0.09mg/L.稻稈浸出過程會(huì)釋放，因此出水一直高于進(jìn)水.分散養(yǎng)豬沖洗廢水經(jīng)過處理后，COD、等指標(biāo)均遠(yuǎn)低于《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18596-2001）［22］的排放限值，且很好地實(shí)現(xiàn)了氮的去除.

2.3水力負(fù)荷影響

2.3.1污染物隨時(shí)間變化保持進(jìn)水時(shí)間為1h，提高流速，使水力負(fù)荷由 0.083m3/（m2·d）升至0.1m3/（m2·d），再升高至0.13m3/（m2·d）.由圖5可見，反應(yīng)器在運(yùn)行前85d（包括階段1、2及階段3前期），平均出水濃度為2.46mg/L，去除率可達(dá)97.32%.在運(yùn)行85d至96d（階段3后期），出水濃度逐漸上升至 25.1mg/L，主要是由于經(jīng)過較長時(shí)間的運(yùn)行，反應(yīng)器中殘留的稻稈量明顯減少，碳源不足使反硝化過程受到抑制.3個(gè)階段的反硝化速率分別為 0.035，0.041，0.052（76～85d）mg/（g·h），可見隨著水力負(fù)荷的增加，反硝化速率逐漸增加.Ines等［23］在以麥稈為固體碳源的填充床反硝化系統(tǒng)中，反硝化速率最高達(dá)0.054mg/（g·h），最低為 0.033mg/（g·h）.范振興等［24］利用輻照前后麥稈得出的反硝化速率分別為0.074，0.087mg/（g·h）.本試驗(yàn)由于反應(yīng)器是間歇運(yùn)行，每天僅進(jìn)水1h，故反硝化速率略低，但NO3--N的去除率與兩者相當(dāng).

圖5　不同水力負(fù)荷對(duì)污染物去除的影響Fig.5　The effect of different hydraulic loading onpollutants removal

隨著水力負(fù)荷的提高，出水COD由200mg/L先急劇下降，后緩慢下降至20mg/L左右.其中，階段1前期出水COD高于進(jìn)水，隨后COD逐漸低于進(jìn)水并穩(wěn)定至40mg/L左右；階段2、3出水COD已逐漸穩(wěn)定至20mg/L.COD的這種變化趨勢(shì)有3個(gè)原因：在反應(yīng)器運(yùn)行前期有機(jī)物浸出速率較快，浸出量較大，運(yùn)行后期浸出量減??；隨著微生物對(duì)稻稈的分解利用，反應(yīng)器中殘存的稻稈逐漸減少，微生物分解釋放的有機(jī)物的量也逐漸減少；隨著水力負(fù)荷的增加反硝化所消耗的有機(jī)物量增加（平均反硝化速率隨水力負(fù)荷的增加而升高）.在階段 1，2運(yùn)行中，出水一直較低，平均為0.34mg/L，且當(dāng)進(jìn)水中為4～6mg/L時(shí)，出水仍較低，表明進(jìn)水中的不會(huì)對(duì)反硝化產(chǎn)生抑制.運(yùn)行85d后，出水逐漸升高，主要是由于此時(shí)碳源不足，反硝化不完全，導(dǎo)致其中間產(chǎn)物的累積. 階段 1前期，出水高于進(jìn)水，隨后兩者相當(dāng).為了排除進(jìn)水中的影響，在反應(yīng)器運(yùn)行50d后開始配水，控制進(jìn)水為0.由圖5可以明顯看出，出水一直高于進(jìn)水，且逐漸降低，表明（階段 1水力負(fù)荷為0.08m3/（m2·d）；階段2為0.10m3/（m2·d）；階段3為0.13m3/（m2·d））出水中的主要來源于稻稈的浸出，并且隨著可利用稻稈質(zhì)量的減少，出水濃度逐漸降低.

2.3.2污染物沿程變化在進(jìn)水前，沿程取樣分析污染物去除情況.不同水力負(fù)荷條件下污染物的沿程變化如圖6所示.由圖6可以看出COD沿程下降較為明顯，且隨著水力負(fù)荷的增加也呈下降趨勢(shì).進(jìn)水為 90mg/L左右，稻稈層已降至2.5～5mg/L，表明主要在稻稈層被去除.磚渣層略上升至3～5.5mg/L，但底部出水濃度又降至0.5mg/L以下.磚渣層的略升可能是由于過高的水力負(fù)荷使稻稈表面微生物與進(jìn)水接觸時(shí)間較短，導(dǎo)致部分未完全反硝化的水進(jìn)入磚渣填充區(qū)，底部的降低說明磚渣中的微生物利用水中的有機(jī)物進(jìn)一步進(jìn)行反硝化作用，表明反應(yīng)器具有一定的抗水力沖擊負(fù)荷能力.被沿程還原可能是導(dǎo)致COD沿程降低的主要原因在磚渣層略有下降，在底部略有升高.由于反應(yīng)器中微生物多為反硝化菌群，對(duì)的去除不明顯，底部出水濃度的升高，可能是由于異化性硝酸鹽還原為氨的作用及流入反應(yīng)器底部的部分污泥釋放所致.沿程降低，表明其在磚渣層及反應(yīng)器底部被進(jìn)一步還原.水力負(fù)荷增加未造成的累積，3個(gè)階段底部出水的均低于1mg/L.

圖6　污染物沿程變化Fig 6　Change of pollutants along the height of the reactor

2.4掃描電鏡結(jié)果

圖7　稻稈掃描電鏡照片（×3000）Fig7　SEM photo of rice straw（×3000）

圖8　磚渣掃描電鏡照片（×2000）Fig8　SEM photo of brick slag（×2000）

由圖7可見，微生物利用后的稻稈上有大量微生物菌群附著，形成了致密的生物膜.充分說明稻稈可以作為反硝化微生物的生物膜載體.由圖8可見，磚渣表面附著了大量的微生物，并形成了生物膜.也進(jìn)一步說明磚渣可以成為微生物附著的載體，為磚渣層進(jìn)一步進(jìn)行反硝化及污染物降解提供了有力的證據(jù).

3　結(jié)論

3.1廉價(jià)的稻稈可以作為反硝化固體碳源及生物膜載體用于分散養(yǎng)豬沖洗水的脫氮.上層填充稻稈，下層填充磚渣的反應(yīng)器具有 95%以上的去除率，反硝化速率為 0.052mg/（g·h），持續(xù)提供充足碳源的周期為85d.

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Research on treating dispersed piggery rinse water using rice straw as solid carbon source.

SONG Ai-hong1，2，3，SHEN Zhi-qiang2，3，ZHOU Yue-xi2，3*，LIU Shan1，XIAO Yu2，3，4，MIAO Ying1，2，3（Institute of Environmental Science and Engineering，Chang 'an University，Xian 710054，China； Research Center of Water Pollution Control Technology，Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China； State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment，Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China； Institute of Environmental and Municipal Engineering，Lanzhou Jiaotong University，Lanzhou 730070，China）.

China Environmental Science，2015，35（7）：2052～2058

Against the low C/N ration in dispersed piggery wastewater after the treatment of anaerobic and constructed wetland，using low-cost rice straw as solid carbon source and biofilm carrier to study the performance in start-up stage，the effect of hydraulic loading and pollutants removal profile along the height of the reactor were investigated. The results showed that the NO3--N was removed mainly in the top layer of the reactor，which filled with rice straw. The removal rate of NO3--N was over 95% and the denitrification rate was 0.052mg/（g·h），the effluent without obvious accumulation of NO2--N，simultaneously. In addition，the COD and NH4+-N of effluent was higher than the influent at the early stage owing to the rice straw itself leaching organic and nitrogen substance （mainly is NH4+-N），but the concentration was still much less than the emission limits of discharge standard of pollutants for livestock and poultry breeding （GB18596-2001）. COD reduced to about 40mg/L gradually after forty days. COD and NO3--N can be further removed by the brick slag fill layers in the bottom reactor.

rice straw；solid carbon source；denitrification；dispersed piggery wastewater

X703

A

1000-6923（2015）07-2052-07

2014-12-10

國家科技支撐計(jì)劃課題（2012BAJ21B01-02）；中國博士后科學(xué)基金（2012M520351）

* 責(zé)任作者，研究員，zhouyuexi@263.net

宋愛紅（1990-），女，陜西西安人，長安大學(xué)碩士研究生，主要從事污水處理理論與技術(shù)研究.發(fā)表論文2篇.