餐廚垃圾水解酸化液作為外加碳源處理養(yǎng)豬廢水

周明明 陳龍喜 曾勝庭

摘要 采用分段進水多級A/O工藝處理低C/N的養(yǎng)豬廢水以解決農村地區(qū)水污染問題，確定了分段進水的最佳配比為9∶1，但是其出水NH4+-N仍不能達標。為提高脫氮效果，提出以餐廚垃圾水解酸化液作為處理養(yǎng)豬廢水的外加碳源，并與甲醇、葡萄糖、乙酸鈉等傳統(tǒng)碳源相比較，確定了甲醇、葡萄糖、乙酸鈉和餐廚垃圾水解酸化液的最佳C/N分別為4.8、7.3、4.2和5.0。甲醇、乙酸鈉、餐廚垃圾水解酸化液在最佳C/N的條件下，多級A/O工藝出水COD分別為319、301、354 mg/L，出水NH4+-N分別為36、25、22 mg/L，均能達標排放。此外，測定了餐廚垃圾固體物料的生化產沼氣潛力（BMP）為546 NmL/gVS，并確定了處理養(yǎng)豬廢水與餐廚垃圾的聯(lián)合工藝布局。

關鍵詞 分段進水;多級A/O工藝;外加碳源;餐廚垃圾

Abstract The segmented influent multistage A/O process was used to treat low C/N pig wastewater to solve the environmental pollution problem in rural areas. The optimal ratio of segmented influent was determined to be 9∶1， but the concentration of NH4+N in the effluent could not meet emission standards. In order to improve the denitrification effect， household kitchen waste hydrolysis acidification solution （KWHAS） as an additional carbon source for treating pig waste water was proposed. Compared with traditional carbon sources for wastewater treatment， the optimum C/N for Methanol， Glucose， Sodium Acetate， and KWL was determined to be 4.8， 7.3， 4.2， and 5.0. Under the optimal C/N conditions of Methanol， Sodium Acetate and KWHAS， the effluent COD of the multistage A/O process was 319， 301 and 354 mg/L， and the effluent NH4+N was 36， 25 and 22 mg/L， respectively. In addition， the BMP of household kitchen waste solid materials was measured to be 546 NmL/gVS， and the structural layout of the combined process of treating pig wastewater and kitchen waste was determined.

Key words Segmented influent;Multistage A/O process;Additional carbon source;Kitchen waste

養(yǎng)豬業(yè)產生的廢物，包括糞便和尿液、用于清潔糞便和尿液的水以及食物殘渣，其導致的水質惡化嚴重污染環(huán)境。因此，越來越多的研究關注開發(fā)具有經濟效益的技術，去除廢水中的有機物和營養(yǎng)物質，特別是氮和磷[1-2]。國內外開展了眾多關于養(yǎng)豬廢水處理的研究，分別采用人工濕地、物理化學、電化學、活性污泥法或者不同工藝之間的相互組合[3]。其中，分段進水多級A/O工藝具有修建和改造成本低、運行費用低、充分利用碳源、脫氮效果好、靈活可控、技術成熟等特點[4-6]。然而，對于低碳氮比（C/N）的養(yǎng)豬廢水，碳源不足往往限制了其脫氮除磷的效果，補充碳源作為電子供體，可以提高反硝化脫氮的效果[7]。餐廚垃圾具有很高的資源利用價值，其水解酸化液有機質含量高、可生化性好、價格低廉、無毒害作用，是一種良好的碳源[8-10]。筆者在確定多級A/O工藝最佳進水配比的基礎上，優(yōu)化外加碳源的投加，最終實現(xiàn)養(yǎng)豬廢水和餐廚垃圾協(xié)同處理。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

試驗所用養(yǎng)豬廢水取自惠州市某養(yǎng)豬場，其沼氣池出水水質相關指標分別為COD 1 500～3 000 mg/L、TP 60～120 mg/L、NH4+-N 750～1 200 mg/L、SS 1 500～3 000 mg/L、pH 7～8。

多級A/O工藝試驗及反硝化所用的活性污泥均來自深圳市某污水處理廠二沉池。

反硝化碳源分別為甲醇、葡萄糖、乙酸鈉和餐廚垃圾水解酸化液。餐廚垃圾水解酸化液取自深圳市某運行穩(wěn)定的餐廚垃圾厭氧發(fā)酵處理廠，COD濃度為50.60 g/L、揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）10.87 g/L、NH4+-N濃度為1.30 g/L。

1.2 試驗裝置

裝置為有機玻璃制成，尺寸為180 cm×44 cm×50 cm，有效容積為240 L，第一段A/O與第二段A/O對應的有效容積分別為44、100、32、64 L，中沉池、二沉池和混凝沉淀池容積均為10 L。采用兩段進水的方式，分別由第一和第二缺氧池進水;消化液回流為兩段式回流，剩余污泥分別由中沉池回流第一缺氧池和終沉池回流至第二缺氧池，試驗過程中的進水、混合液回流和污泥回流均采用蠕動泵輸送。裝置缺氧池安裝攪拌器，好氧區(qū)由曝氣頭曝氣。該裝置工藝流程如圖1所示。

1.3 水質檢測方法

COD、NH4+-N、NO3-N、NO2-N的測定均參照國家環(huán)?？偩志帉懙摹端蛷U水監(jiān)測分析方法》（第四版）。

COD采用快速密閉消解法測定;

NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定;

NO3--N采用紫外分光光度法測定;

NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二銨光度法測定。

2 結果與分析

2.1 進水配比的影響

為了合理分配碳源，優(yōu)化最佳進水配比，需要探究不同進水配比對多級A/O工藝脫氮除磷效果的影響。裝置運行參數(shù)為：進水流量為36 L/d，進水C/N=（2～3）∶1，HRT=6 d，回流比均為150%，裝置的污泥回流比為60%。設置第一缺氧池和第二缺氧池原水進水配比分別為9∶1、8∶2、7∶3、6∶4，試驗進水水質：COD為（2 100±400）mg/L，NH4+-N為（700±100）mg/L，TP為（70±10）mg/L。

2.1.1 COD的去除效果。

不同進水配比下A/O工藝對COD的去除效果如圖2所示，采用單點進水和以9∶1、8∶2的分段進水方式，多級AO工藝出水COD均可滿足《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標準》中COD含量400 mg/L以下的要求。而以7∶3和6∶4的進水配比，出水COD高于排放標準甚至超過500 mg/L，不能達標。

采用單點進水方式，出水COD的平均濃度為240～300 mg/L。采用分段進水，隨進水配比的減小，出水COD濃度先降低后升高。其主要原因是在單點進水條件下，一級A/O段承擔主要的污染負荷，二級A/O段因進水可降解有機物的減少，以及一級A/O段出水的沖擊，不能滿足污泥的正常生長，一級A/O段的污染物處理效果基本決定了整個工藝。利用兩點進水向第二缺氧池補充一定易降解有機物，作為反硝化菌的碳源，促進污泥生長，在減少一級A/O段污染負荷的基礎上增加二級A/O段的處理效果，以便更好地去除水體中的有機物。但隨著第一缺氧池進水量的不斷減少，降低了一級A/O段對原水中有機物的去除，使得二級A/O段超負荷運行，導致出水變差甚至不達標。

2.1.2 NH4+-N的去除效果。

不同進水配比下A/O工藝對NH4+-N的去除效果如圖3所示，在單點進水和兩點進水分配比為10∶0、9∶1、8∶2、7∶3和6∶4時，出水NH4+-N的濃度分別在120、100、115、155和190 mg/L左右，均大于80 mg/L《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標準》（GB 18596—2001），不能達標排放。這表明在好氧區(qū)的硝化容量相對不足，脫氮能力有限。在進水配比為6∶4時，NH4+-N出水濃度遠高于其他4種進水配比下的出水濃度，主要由于進水中40%的污水進入第二段A/O區(qū)，導致該段A/O區(qū)NH4+-N的去除超負荷運行。因為第二段A/O區(qū)中的NH4+-N主要以硝化液回流的方式進入缺氧池而被去除，而第一段A/O區(qū)在脫氮過程中消耗了大量的堿度，對第二段A/O區(qū)的硝化過程造成很大的壓力，導致出水不能達標且遠超過排放標準。

2.1.3 各污染物沿程的變化。

為了探究單點進水和分配進水對污染物去除效果的影響，對沿程COD、NH4+-N、TP和pH進行了分析，結果如表1所示。從表1可看出，整個工藝段單點進水和9∶1配比進水對COD的去除率分別為86.97%和88.92%，而NH4+-N的去除率則分別為81.44%和86.67%。當以9∶1的進水配比時，NH4+-N的去除有較可觀提升，但出水NH4+-N含量約為96 mg/L，仍不能達標。單點進水和9∶1的配比進水對COD和NH4+-N的去除都主要發(fā)生在一級A/O段，COD的去除率分別為77.39%和79.43%，NH4+-N的去除率則分別為72.10%和75.56%。9∶1的進水配比可以有效地降低一級A/O段的進水負荷，其NH4+-N的去除效果要優(yōu)于單點進水。2種進水方式的二級A/O段COD的去除率分別為9.24%、8.91%，NH4+-N的去除率分別為8.50%和10.27%，對污染物的去除并沒有明顯差異。表1中的pH持續(xù)下降，表明二級A/O段堿度不足，導致氨氮去除效果變差，這主要是由于一級好氧區(qū)消耗了大量堿度。同時，二級缺氧池因易降解有機物不足，造成其反硝化過程難以補充足夠的堿度，最終使得二級好氧區(qū)硝化效果變差，出水NH4+-N難以達標。因此，可通過直接投堿或外加碳源間接提高堿度的方式來強化脫氮，并確定進水配比9∶1為最佳進水配比。

2.2 外加碳源的優(yōu)化

根據以上的研究發(fā)現(xiàn)，堿度不足是導致出水氨氮不達標的主要原因。因此，補充硝化過程所需堿度，可以增加氨氮的去除效果，而合理投加碳源可以有效地解決因反硝化不充分導致的堿度不足的問題[11]。

2.2.1 確定合理的碳氮比。

適宜碳氮比是指當完全去除水質中的硝酸鹽氮時所需的最少有機物量與硝酸鹽氮的比值[10]。該試驗以餐廚垃圾水解酸化液、甲醇、葡萄糖和乙酸鈉作為外加碳源進行反硝化試驗，碳氮比的范圍由理論值和參考文獻確定的。從圖4可以看出，甲醇、葡萄糖、乙酸鈉和餐廚垃圾水解酸化液的最佳碳氮比分別為4.8、7.3、4.2和5.0。水解酸化液的反硝化速率優(yōu)于甲醇，產生這一現(xiàn)象的原因是甲醇在作為碳源的過程中，首先需要被轉化成相應的VFA，才可被用于微生物代謝循環(huán)，故其反硝化速率應低于直接利用VFA作為外加碳源時的反硝化速率。而餐廚垃圾水解酸化液含有較多的乙酸、丙酸和丁酸，屬含有多種VFA的混合物，故其反硝化速率較高[10，12]。

2.2.2 污染物去除效果。

第二缺氧池進水質：COD為（450±100）mg/L，NH4+-N為（180±50）mg/L，在最適宜碳氮比情況下，將不同碳源投加入第二缺氧池。

2.2.2.1 COD的去除效果。

從圖5可以看出，經過30 d的穩(wěn)定運行，其出水COD含量均小于400 mg/L，滿足排放標準。由于餐廚垃圾水解酸化液成分比較復雜[13-14]，存在部分難降解有機物，導致出水COD的含量有一定升高，但仍在排放標準范圍內。

2.2.2.2 NH4+-N的去除效果。

從圖6可以看出，經過30 d的穩(wěn)定運行，在有外加碳源的條件下出水NH4+-N含量均小于80 mg/L，滿足排放標準。

水解酸化液作為外加碳源對于氨氮的去除，可以與甲醇、乙酸鈉等傳統(tǒng)碳源的效果沒有明顯差別，其作為外加碳源可以克服反硝化碳源不足的問題。在反硝化過程中沒有碳源的限制，可以為硝化過程補充足夠的堿度，促進硝化反應的發(fā)生，體系中NH4+-N濃度不斷減少。由圖7可以進一步推斷，外加碳源在促進反硝化過程后，為硝化過程補充了一定量的堿度，進一步提高了二級A/O段的氨氮去除效果。當沒有碳源投加時，水體中NO3--N濃度從136 mg/L降低至72 mg/L，其主要是由于水體中易降解有機物不足而導致反硝化效果較差。補充碳源后可以看出，二級A池進水NO3--N濃度反而升高，出水NO3--N濃度降低。其主要是因為碳源的投加促進了二級A池的反硝化效果，在增強反硝化過程的同時產生更多堿度，進而補充二級O池中的堿度，促使NH4+-N轉為NO3--N，最終，通過回流增加了二級A池的進水NO3--N濃度。

3 結論與建議

（1）采用分段進水多級A/O工藝處理養(yǎng)豬廢水，在9∶1最佳進水配比下NH4+-N的去除效果比較可觀，但是仍不能達標，出水NH4+-N含量約為96 mg/L。

（2）對養(yǎng)豬廢水的外加碳源進行了優(yōu)化，確定了甲醇、

葡萄糖、乙酸鈉和餐廚垃圾水解酸化液的最佳碳氮比分別為4.8、7.3、4.2和5.0;在最佳碳氮比的條件下，出水中COD、NH4+-

N的濃度均能達標。

參考文獻

[1] DE LA MORAOROZCO C，GONZLEZACUA I，SAUCEDOTERN R，et al.Removing organic matter and nutrients from pig farm wastewater with a constructed wetland system[J].International journal of environmental research & public health，2018，15（5）：1-16.

[2] 周娟，劉鋒，尹黎明，等.南方農村分散養(yǎng)豬廢水生態(tài)處理技術研究[J].水處理技術，2018，44（6）：101-104，109.

[3] 歐陽婷，王濤，樊華.養(yǎng)豬廢水深度治理技術研究進展[J].安徽農業(yè)科學，2016，44（35）：81-83，112.

[4] ZHU G B，PENG Y Z.Theoretical evaluation on nitrogen removal of stepfeed anoxic/oxic activated sludge process[J].Journal of Harbin Institute of Technology （New Series），2006，13（3）：263-266.

[5] ZHU G B，PENG Y Z，WANG S Y，et al.Effect of influent flow rate distribution on the performance of stepfeed biological nitrogen removal process[J].Chemical engineering journal，2007，131（1）：319-328.

[6] ZHU G B，PENG Y Z，ZHAI L M，et al.Performance and optimization of biological nitrogen removal process enhanced by anoxic/oxic step feeding[J].Biochemical engineering journal，2009，43（3）：280-287.

[7] 鄧凱文，李建政，趙博瑋.WFSI處理低C/N比養(yǎng)豬廢水的效果及脫氮機制[J].中國環(huán)境科學，2016，36（1）：87-91.

[8] LIM S J，AHN Y H，KIM E Y，et al.Nitrate removal in a packed bed reactor using volatile fatty acids from anaerobic acidogenesis of food wastes[J].Biotechnology & bioprocess engineering，2006，11（6）：538-543.

[9] BARIK S，PAUL K K.Potential reuse of kitchen food waste[J].Journal of environmental chemical engineering，2017，5（1）：196-204.

[10] 李夢露，蔣建國，張昊巍.餐廚垃圾水解酸化液作碳源的脫氮效果研究[J].中國環(huán)境科學，2014，34（4）：917-923.

[11] GU M Q，YIN Q D，WANG Z Z，et al.Color and nitrogen removal from synthetic dye wastewater in an integrated mesophilic hydrolysis/acidification and multiple anoxic/aerobic process[J].Chemosphere，2018，212：881-889.

[12] CYSNEIROS D，THUILLIER A，VILLEMONT R，et al.Temperature effects on the trophic stages of perennial rye grass anaerobic digestion[J].Water science & technology，2011，64（1）：70-76.

[13] HUSSAIN A，F(xiàn)ILIATRAULT M，GUIOT S R.Acidogenic digestion of food waste in a thermophilic leach bed reactor：Effect of pH and leachate recirculation rate on hydrolysis and volatile fatty acid production[J].Bioresource technology，2017，245（Pt A）：1-9.

[14] LI Y Y，JIN Y Y，BORRION A，et al.Effects of organic composition on mesophilic anaerobic digestion of food waste[J].Bioresource technology，2017，244（Pt 1）：213-224.