李 鵬，王鵬超，馬 東，張成軍，郭 旋，趙同科，王 萱

(1.北京市農(nóng)林科學院植物營養(yǎng)與資源研究所，北京 100097；2.中國-新西蘭水環(huán)境研究聯(lián)合實驗室，北京 100097；3.青島農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，山東 青島 266109)

人民生活水平的不斷提高和農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)的調(diào)整使我國規(guī)?；s化養(yǎng)殖方式得以迅速發(fā)展，養(yǎng)殖廢水和畜禽糞便排放量急劇增加。部分地區(qū)畜禽糞尿污染已超過城鄉(xiāng)結(jié)合帶居民生活、農(nóng)田氮磷流失等對環(huán)境的影響，造成水體嚴重污染[1]。沼氣工程可將廢棄物轉(zhuǎn)化為清潔能源，是畜禽糞污處理的重要方式之一，發(fā)展迅猛[2-4]。中國沼氣發(fā)酵工藝多為濕法發(fā)酵(總固體質(zhì)量含量低于10%)，大中型沼氣工程每年都會產(chǎn)生大量沼液，因其含有豐富的氮、磷、鉀養(yǎng)分，大量鐵、鋅、銅等微量元素，有機質(zhì)、多種氨基酸、維生素及多種有益菌群等物質(zhì)[5-7]，沼液還田被認為是一種低成本的資源化、減量化利用方式，其中沼液滴灌技術(shù)發(fā)展迅速[8-10]。但中國大中型沼氣工程周邊往往沒有足夠的土地消納沼液[11]，加之沼液養(yǎng)分濃度相對較低、儲存與運輸設(shè)施不完善、農(nóng)作物季節(jié)性耕種等原因，農(nóng)民田間施用積極性不高。為了避免過量沼液直排而污染水體、浪費資源，我國每年有大量沼液需要處理[12-13]。因此，以沼液膜濃縮[14-16]為代表的沼液資源化處理技術(shù)已成為一條切實可行的解決途徑。然而由于沼液中存在大量懸浮物(SS)[17-19]，使膜濃縮與沼液滴灌兩類沼液資源化利用方式存在共同的技術(shù)障礙，即管道微孔與膜孔的堵塞。針對兩類沼液資源化方式中削減SS的前處理方法，國內(nèi)外均開展了相關(guān)研究，有曝氣/篩網(wǎng)加疊片式過濾、絮凝、秸稈過濾、微濾、臭氧/真空紫外光耦合等[20-28]。已有方法雖然對沼液SS削減有一定效果，但仍存在成本較高、操作復(fù)雜、對處理過程中養(yǎng)分變化考察不足等缺陷。因此，在去除SS的同時最大限度地保留養(yǎng)分依然是提高沼液資源化利用價值的關(guān)鍵。筆者在3種常見且廉價的過濾介質(zhì)和1種由堆存量不斷增長的工業(yè)廢渣簡單制備的濾料中，篩選出弱吸附氨氮的濾料，同時利用簡便易維護的濾柱預(yù)處理工藝填充篩選濾料，對養(yǎng)殖糞污沼液進行動態(tài)過濾試驗，研究其對沼液SS和氨氮的影響，探索既能有效去除沼液SS又能較多保留沼液氮素方法的可行性，為后續(xù)沼液氮的高效回收及資源化利用提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試養(yǎng)殖糞污沼液取自河北省廊坊市某生豬養(yǎng)殖廠糞污處理站UASB處理單元，該養(yǎng)殖場常年存欄生豬5萬頭，年出欄生豬15萬頭。沼液過0.25 mm孔徑尼龍篩后，冷藏備用。供試沼液pH為7.74，ρ(SS)為1 720 mg·L-1，ρ〔總氮(TN)〕為1 570 mg·L-1，ρ(氨氮)為1 511.6 mg·L-1，ρ〔總磷(TP)〕為22.49 mg·L-1，ρ(CODCr)為8 710 mg·L-1，電導(dǎo)率為5 734 μS·cm-1，TN、TP、氨氮和CODCr為樣品經(jīng)0.45 μm孔徑醋酸纖維濾膜過濾后測得。

氨氮的靜態(tài)吸附與解吸試驗供試濾料為海砂、沸石、石英砂和氧化鋁工業(yè)廢渣。沸石對NH4+具有優(yōu)異的選擇交換性能，是吸附水中氨氮性能較好的代表性濾料；海砂與石英砂均是過濾除濁水處理工藝的常用濾料；堆存量不斷增長的氧化鋁工業(yè)廢渣具有較大比表面積，對氨氮具有一定吸附能力。所選濾料既考慮到懸浮物的去除，又兼顧了沼液氨氮的特定作用。海砂、沸石和石英砂均為市售，氧化鋁工業(yè)廢渣取自某鋁業(yè)公司副產(chǎn)品堆置場，將其帶回實驗室粉碎后依次過2和1 mm孔徑尼龍篩，取2 mm孔徑篩下和1 mm孔徑篩上部分樣品。海砂、沸石、石英砂和氧化鋁廢渣4種濾料粒徑均為1～2 mm，分別標記為SSD、ZLT、QSD和GRM。

為了考察不同粒徑QSD濾料去除沼液SS及持留沼液氮素的作用差異及實際應(yīng)用的適用性，填充柱沼液動態(tài)過濾試驗選取0.5～1和3～5 mm兩種粒徑的QSD濾料作為供試濾料，均為市售。

1.2 試驗方法

1.2.1氨氮靜態(tài)吸附與解吸

氨氮等溫吸附：配制NH4Cl標準溶液，準確稱取3份(平行試驗)在(105±1) ℃條件下干燥2 h的濾料SSD、ZLT、QSD和GRM各0.5 g置于150 mL錐形瓶中，分別加入ρ(氨氮)為10、25、50、100、200、250、300和400 mg·L-1NH4Cl標準溶液100 mL并搖勻。錐形瓶用封口膜封口，在(25±1) ℃條件下振蕩24 h后靜置，測定上清液中氨氮濃度。以溶液吸附平衡時氨氮濃度對應(yīng)濾料氨氮吸附量做氨氮吸附等溫曲線。濾料氨氮吸附量計算公式為

(1)

式(1)中，qt為t時刻濾料的氨氮吸附量，mg·kg-1；C0為溶液初始氨氮濃度，mg·L-1；Ct為t時刻上清液氨氮濃度，mg·L-1；V為溶液體積，L；m為濾料質(zhì)量，g；0.001為將g換算成kg的系數(shù)。

氨氮等溫解吸：用10 mL無水乙醇洗滌經(jīng)氨氮等溫吸附后的濾料樣品，離心后棄去洗滌液，重復(fù)洗滌和離心操作1次。將洗滌后的濾料置入150 mL錐形瓶中，加入100 mL 0.02 mol·L-1CaCl2溶液，在(25±1) ℃條件下振蕩24 h后靜置過濾，測定濾液中氨氮濃度，計算吸附平衡后濾料氨氮解吸量，繪制氨氮解吸脫附特征曲線。

(2)

(3)

式(2)～(3)中，Q為解吸脫附量，mg·kg-1；C為濾液氨氮濃度，mg·L-1；V為溶液體積，L；0.001為將g換算成kg的系數(shù)；k為脫附率。

1.2.2濾料填充柱沼液動態(tài)過濾

構(gòu)建濾料填充柱動態(tài)過濾實驗裝置(圖1)，填料柱為有機玻璃材質(zhì)，內(nèi)徑為120 mm，高為1 180 mm，底部0～160 mm高度層為承托層，填裝直徑約為20 mm的鵝卵石，承托層以上900 mm高度層為濾料填充層，在該層裝填0.5～1和3～5 mm兩種粒徑濾料，每種粒徑濾料作為填充柱唯一濾料單獨裝填，承托層與濾料填充層間用多孔有機玻璃擋板隔開以保持填料層裝填穩(wěn)定性，兩個粒徑處理填充柱同時開展動態(tài)試驗。承托層75 mm高度處設(shè)置進水口和出水口，進水口與蠕動泵相連，兩者間連接1支壓力表，出水口接廢液桶。從濾料填充層底部往上100 mm開始，每隔100 mm在柱體側(cè)面設(shè)置1個取樣孔，采集對應(yīng)濾層水樣，共計9個濾層取樣點，考察裝置運行過程中不同濾層水樣指標變化情況。

裝置運行過程如下：首先將除最高層以外所有取水口關(guān)閉，調(diào)節(jié)蠕動泵以2.4 L·h-1流量進水(蒸餾水)，直到水位到達最高層出水口，將出水口關(guān)閉，繼續(xù)進水，記錄極限運行壓力。放掉柱中蒸餾水，重復(fù)極限運行壓力測試過程3次，記錄3次密閉系統(tǒng)進水的極限運行壓力，取3次平均值確定為該試驗系統(tǒng)所能達到的極限運行壓力，以便試驗開始后將該壓力作為試驗結(jié)束的指示。將極限運行壓力測試所用蒸餾水放空，進水換為供試沼液，進水期間進水桶中設(shè)有機械攪拌器以實現(xiàn)勻速持續(xù)攪拌，以各處理最頂端出水口開始能夠取到濾液的時間計為時間0點，之后于運行3、12、24和32 h時分別取濾出液樣品(包括頂層出水口樣品及8個中間濾層樣品，每層樣品在每個取樣時段取3個平行樣)。取樣體積為100 mL，其中，50 mL用于測定SS濃度，剩余樣品用于測定pH和氨氮濃度。

圖1 濾料填充柱實驗裝置示意

1.3 樣品分析

沼液TN采用過硫酸鹽消解法測定，沼液氨氮采用納氏試劑比色法測定，沼液TP采用鉬銻抗分光光度法測定，沼液SS采用重量法測定，沼液pH采用PHS-3C型精密數(shù)顯pH計測定，沼液CODCr采用重鉻酸鉀法(GB 11914—89)測定，沼液電導(dǎo)率采用HACH便攜式電導(dǎo)率計測定。沼液懸浮物粒度分布由HORIBA LA-950激光散射粒度分布分析儀測定。TN、氨氮、TP和CODCr指標為樣品經(jīng)0.45 μm孔徑醋酸纖維濾膜過濾后取濾過液測得。

1.4 數(shù)據(jù)分析

對數(shù)據(jù)采用獨立樣本t檢驗或配對樣本t檢驗，分析確定分組樣品相應(yīng)指標均值間統(tǒng)計學差異。采用SPSS 13.0 for windows軟件進行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析，采用Excel 2010和Origin 9.0軟件制圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 濾料氨氮吸附等溫線

根據(jù)4種濾料氨氮等溫吸附實驗結(jié)果繪制吸附等溫曲線(圖2)。結(jié)果表明，濾料對氨氮的吸附量均表現(xiàn)出隨氨氮平衡濃度增加而增加趨勢；究其原因，在較高氨氮初始濃度下產(chǎn)生了較大的濃度梯度，克服NH4+從液相轉(zhuǎn)移到固相中的驅(qū)動力加大[29]。在溶液氨氮濃度試驗范圍內(nèi)，相同濃度條件下濾料ZLT的氨氮吸附量顯著高于其他3種濾料，且隨著氨氮濃度升高，ZLT氨氮吸附量與其他3種濾料間絕對差異也增大。在相同氨氮初始濃度下，ZLT吸附等溫曲線上升較快，平衡濃度低。當氨氮初始濃度為400 mg·L-1時，ZLT對氨氮的吸附量達到最大值。當氨氮初始濃度小于100 mg·L-1時，QSD濾料氨氮吸附量明顯低于SSD和GRM濾料，當氨氮初始濃度超過100 mg·L-1時，QSD濾料氨氮吸附量仍然低于SSD濾料，而與GRM濾料相近。因此，不論氨氮濃度低還是高，QSD濾料對氨氮的吸附能力為供試濾料中最低的，利用QSD濾料對養(yǎng)殖糞污沼液進行過濾處理，對氨氮的吸附作用最弱。

圖2 25 ℃條件下供試濾料氨氮吸附等溫曲線與脫附率曲線

恒溫條件下固體表面發(fā)生的吸附現(xiàn)象，可采用吸附等溫模型來表征單位質(zhì)量固體(吸附劑)所吸附的吸附質(zhì)與溶液中剩余吸附質(zhì)平衡濃度之間的關(guān)系。常用的吸附等溫模型有Langmuir和Freundlich模型。濾料對氨氮吸附等溫曲線擬合參數(shù)見表1。

表1 濾料對氨氮吸附等溫曲線擬合參數(shù)

由表1可知，濾料ZLT和SSD對氨氮的吸附等溫線與模型擬合曲線的決定系數(shù)(R2)均在0.90以上，前者更適用于Freundlich吸附等溫曲線擬合，后者更適用于Langmuir吸附等溫曲線擬合，這說明ZLT對氨氮的吸附是多層分子吸附過程，過程較為復(fù)雜，SSD對氨氮的吸附主要屬于單分子層吸附過程。濾料QSD對氨氮的吸附等溫線與Freundlich模型擬合R2為0.880，較Langmuir模型擬合性更好，屬于非均質(zhì)表面多層吸附[30]。濾料GRM對氨氮的吸附等溫線與兩種曲線模型擬合R2均低于0.3。濾料ZLT吸附等溫線模型參數(shù)KF為0.543 8，大于其他濾料KF，濾料QSD的KF較其他濾料低3～4個數(shù)量級，由此說明在4種濾料中ZLT吸附氨氮能力最強，QSD最弱。

2.2 濾料對氨氮的解吸脫附特征

濾料吸附飽和后的氨氮釋放特征也是考察其固持氮素的重要依據(jù)之一。若某濾料有較強的氨氮吸附能力，同時脫附率卻相對較大，則并非理想的氮素固持材料；濾料脫附率越大，其釋放氨氮的概率也就越大，適宜被用作以氮素資源化為目標工藝的預(yù)處理濾料。由圖2可知，濾料ZLT、GRM、SSD和QSD的平均脫附率分別為0.415、0.375、0.035和0.047，ZLT對氨氮的脫附率最高，GRM次之，SSD和QSD脫附率遠小于前兩者。結(jié)合濾料氨氮吸附等溫線(圖2)可知，濾料ZLT具有較高的氨氮吸附能力，即使其脫附率在4種濾料中最高，也不宜作為濾料用于以沼液氮素回收利用為目的的處理工藝中。SSD濾料氨氮脫附率最低，同時氨氮吸附能力較高，也不適用于以沼液氮素回收為目的的過濾預(yù)處理工藝。QSD濾料吸附氨氮能力以及氨氮脫附率均很低，可推斷過濾中對沼液氮素影響最小，在4種濾料中可優(yōu)先用于以沼液氮素資源化為目標的預(yù)處理工藝中。在吸附平衡溶液氨氮濃度大于80.0 mg·L-1條件下，GRM濾料吸附氨氮能力不高，脫附率僅低于ZLT，沼液氨氮濃度較高[17]，可作為以沼液氮素回收利用為目的的處理工藝預(yù)處理濾料?？紤]到最大限度地降低氮素損失，以對接后續(xù)資源化利用單元，首選QSD濾料用于以氮素回收為主要目的的沼液SS過濾預(yù)處理工藝中。

2.3 濾料填充柱對沼液SS的動態(tài)去除

沼液過濾通量為212.2 L·m-2·h-1，經(jīng)填充柱過濾后，不同高度濾層沼液SS濃度動態(tài)變化見圖3。

圖3 不同運行時間兩種粒徑QSD濾料填充柱不同高度濾層沼液SS濃度分布

0.5～1和3～5 mm兩種粒徑QSD填料柱各層濾出沼液SS濃度均隨填料層高度增加呈降低變化趨勢，這是因為動態(tài)過濾填料柱為上流式進水，沼液SS首先被下層濾料過濾截留，隨沼液所至填料層高度越高，其所經(jīng)過的流程越長，沼液SS去除率就越高。3～ 24 h時濾液SS濃度隨時間延長基本呈增加趨勢。24 h時，0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱各層濾液、3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱60 cm以下各層濾液SS較3和12 h時相應(yīng)層濾液SS濃度顯著升高(P<0.01，圖3)。從24 h時0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱各層濾液SS濃度分布來看，10 cm濾料層取水孔堵塞，無水樣可取，20～40 cm濾料層濾液SS濃度增幅較大，說明沼液經(jīng)0.5～1 mm粒徑QSD濾柱過濾24 h后下層開始發(fā)生堵塞現(xiàn)象。32 h時0.5～1 mm粒徑QSD填充柱濾液SS濃度較24 h時濾液SS濃度顯著降低(P<0.01)，這可能與24 h后濾料層堵塞致使濾料間隙減小，形成濾餅層提高了SS去除效果有關(guān)。此現(xiàn)象與張智燁等[26]的研究結(jié)果相同。運行至24 h后，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱下層10、30和50 cm濾料層因堵塞無濾液可??；20和40 cm濾料層所取濾液SS濃度很高，超過10 000 mg·L-1；60 cm及以上濾料層受下層堵塞的影響，濾液SS濃度顯著降低(P<0.01)，接近3 h時濾液SS濃度。32 h時，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱各層完全堵塞，均無濾液可取。濾料間隙形成的濾餅層在短期內(nèi)提高了SS的去除效果；但是隨著時間的推移，進水壓力的驅(qū)動使得濾餅層沿水流路徑發(fā)展，直到孔隙完全淤堵，這也是水流率先到達的濾料層濾液SS濃度驟然增加而后無濾液的主要原因。

由圖3可知，除24和32 h時底部10 cm濾料層堵塞無濾液外，32 h內(nèi)0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱各層基本均可穩(wěn)定出水。除3 h時濾柱各層及24 h時填充柱上部(70 cm以上)0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱濾液SS濃度高于3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱濾液SS濃度外，其余時間0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱各層濾液SS濃度均顯著低于3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱濾液SS濃度(P<0.01)。嚴重堵塞發(fā)生之前，0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱頂層濾液SS去除率普遍高于55%，最高為86.1%，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱頂層濾液SS去除率則普遍高于45%，最高為83.7%。就相同堆積體積而言，較細的濾料比表面積更大，懸浮顆粒與濾料接觸次數(shù)可能隨之增加[31]，濾料對水樣懸浮物的粘附作用更強，促進了SS的去除效果。運行24 h后兩種粒徑QSD濾料填充柱下部濾料層發(fā)生堵塞現(xiàn)象，0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱堵塞出現(xiàn)在10 cm濾料層，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱堵塞出現(xiàn)在10、30和50 cm濾料層。當含有懸浮雜質(zhì)的水通過過濾介質(zhì)時，一些大顆粒懸浮物會由于吸附和機械篩除作用，被表面濾料截留堵塞在濾料孔隙中，造成孔隙減小，由于越積越多而在濾料表面形成一層懸浮物所組成的膜，這是濾料柱運行24 h后出現(xiàn)堵塞現(xiàn)象的主要原因。運行32 h之后3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱所有濾層均不出水，這主要是因為3～5 mm粒徑濾料孔隙較大，大顆粒懸浮物更易附著于濾料表面，更容易發(fā)生大顆粒物堵塞現(xiàn)象。在相同水力負荷條件下，若要達到沼液SS所需去除效果，0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱較3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱可持續(xù)運行時間更長，濾料填充柱所需填充高度更小。

由圖4可知，24 h時0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱90 cm濾料層濾出液懸浮物粒徑主要分布在0.45～152.45 μm范圍，進水懸浮物粒徑主要分布在0.77～344.21 μm范圍。對比兩組樣品懸浮物粒徑分布可知，供試沼液經(jīng)90 cm 0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱過濾后，去除了77.34～344.21 μm粒徑范圍的大部分懸浮物顆粒。

2.4 濾料填充柱動態(tài)運行對沼液氨氮濃度的影響

不同高度濾料層濾出沼液氨氮濃度動態(tài)變化見圖5，0.5～1和3～5 mm兩種粒徑QSD填料柱每個時期(3 h時除外)各層沼液氨氮濃度間變異性較小(P>0.05)，多集中在1 500～1 600 mg·L-1之間，與入水氨氮濃度之間無顯著差異(P>0.05)。這說明沼液通過QSD濾料填充柱后，其氨氮并未被各濾層吸附截留，印證了筆者研究認為QSD濾料氮素吸附能力低的結(jié)論，進一步表明QSD濾料適用于以氮素回收為主要目的的沼液過濾預(yù)處理工藝中。

圖4 運行24 h時0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱進水及90 cm濾料層沼液SS粒徑(d)分布

運行24 h時0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱下部開始發(fā)生濾料堵塞現(xiàn)象，孔隙率和孔隙當量直徑均下降，使得沼液過濾過程中的水流剪力和水頭損失增加[31]，不同濾層間水流相對更為平穩(wěn)，從而使后續(xù)階段各層沼液氨氮濃度間變異性較24 h之前各層沼液氨氮濃度間變異性減小(圖5)。運行24 h時，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱各層沼液氨氮濃度均很高，超過1 900 mg·L-1，此階段下層濾料堵塞，20～40 cm濾料層濾液SS濃度超出前期各層濾液至少2.5倍(圖3)，且對應(yīng)濾液pH顯著低于上層濾液pH(P<0.05，圖6)，這表明沼液酸堿變化與堵塞物中氨氮的溶出關(guān)系較為密切。濾液堵塞物以沼液懸浮物為主，多為有機物，其中含氮有機物發(fā)生生物降解，例如蛋白質(zhì)在細菌分泌的水解酶催化作用下降解為氨基酸，氨基酸進一步水解生成NH3[32]，同時伴隨著有機酸的生成；另外，當pH降低時，H+濃度增加，由于H+半徑遠小于NH4+半徑，前者對濾料及堵塞物吸附點位的競爭強于后者，故NH4+吸附能力下降，NH4+解吸作用增強[33]。上述原因促進堵塞物中氨氮溶出及被吸附NH4+的解吸，最終導(dǎo)致沼液氨氮濃度超過初始沼液氨氮濃度。苑宏英等[34]對剩余污泥厭氧發(fā)酵過程中pH對溶液中氨氮變化影響研究結(jié)果表明，酸性條件下氨氮溶出量大于堿性條件下，pH為7條件下氨氮濃度高于pH為8條件下，筆者研究結(jié)論與之相一致。

由圖3可知，運行24 h后兩種粒徑QSD濾料填充柱下部濾料層均出現(xiàn)堵塞，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱堵塞更嚴重，pH的下降造成該時段濾出沼液氨氮濃度較0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱濾液氨氮濃度明顯升高；運行32 h時，3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱所有濾層取樣點均無出水。在相同水力負荷條件下，濾料層無堵塞時，兩種粒徑QSD濾料填充柱各層濾液氨氮濃度間并無顯著差異(P>0.05，圖5)，兩種粒徑QSD濾料對沼液氨氮過濾效果的影響無區(qū)別。

圖5 不同運行時間兩種QSD粒徑濾料填充柱不同高度濾層沼液氨氮濃度分布

圖6 運行24 h時不同粒徑濾料填充柱不同高度濾層沼液pH

3 結(jié)論

(1)4種供試濾料對氨氮的吸附能力由強到弱依次為ZLT、SSD、GRM和QSD，濾料QSD的KF較其他濾料低3～4個數(shù)量級，對溶液氨氮的吸附能力最低；濾料SSD和QSD的氨氮脫附率遠小于濾料ZLT和GRM；濾料QSD對沼液氮素濃度影響最小。

(2)供試沼液經(jīng)QSD濾料填充柱連續(xù)動態(tài)過濾，在2.4 L·h-1水力負荷條件(通量為 212.2 L·m-2·h-1)下發(fā)生嚴重堵塞之前沼液SS去除率最高可達86.1%，0.5～1 mm粒徑QSD填充柱SS去除率普遍高于3～5 mm粒徑QSD填充柱，兩種粒徑QSD濾料對沼液氨氮的去除效果無顯著差異。

(3)濾料填充柱運行24 h時，自進水端開始出現(xiàn)堵塞現(xiàn)象，32 h時3～5 mm粒徑QSD濾料堵塞嚴重；若要達到相同沼液SS去除效果，0.5～1 mm粒徑QSD濾料填充柱較3～5 mm粒徑QSD濾料填充柱有更強的持續(xù)運行能力和更小的濾料填充高度；0.5～1 mm粒徑QSD濾料更適用于沼液SS過濾預(yù)處理單元，有利于后續(xù)氮回收。