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SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化

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郑效旭, 李慧莉, 徐圣君, 张宝, 张旭坡, 安娜, 白志辉. SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
引用本文: 郑效旭, 李慧莉, 徐圣君, 张宝, 张旭坡, 安娜, 白志辉. SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
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ZHENG Xiaoxu, LI Huili, XU Shengjun, ZHANG Bao, ZHANG Xupo, AN Na, BAI Zhihui. Process optimization of SBR-biological stabilization ponds for swine wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
Citation: ZHENG Xiaoxu, LI Huili, XU Shengjun, ZHANG Bao, ZHANG Xupo, AN Na, BAI Zhihui. Process optimization of SBR-biological stabilization ponds for swine wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
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SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化

  • 1.

    兰州理工大学土木工程学院，兰州 730050

  • 2.

    中国科学院生态环境研究中心，北京 100085

  • 3.

    中国科学院大学资源与环境学院，北京 100049

    • 作者简介: 郑效旭(1990—)，男，博士研究生。研究方向：水污染控制技术。E-mail：xxzheng@rcees.ac.cn
    通讯作者: 白志辉(1971—)，男，博士，研究员。研究方向：环境生物技术。E-mail：zhbai@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    中国科学院重点部署项目(ZDRW-ZS-2016-5)；国家水体污染控制与治理科技重大专项(2015ZX07206006)

  • 中图分类号: X703.1

Process optimization of SBR-biological stabilization ponds for swine wastewater treatment

  • 1.

    College of Civil Engineering, Lanzhou University of Technology, Lanzhou 730050, China

  • 2.

    Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

  • 3.

    College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

    • Corresponding author: BAI Zhihui, zhbai@rcees.ac.cn

摘要

  • 摘要: 针对亚热带地区某规模化养猪场SBR处理低碳氮比(C/N)沼液出水不达标的问题，研究了以乙酸钠为速效碳源时其投加量对SBR运行效果的影响，并采用4级串联生物强化稳定塘工艺对SBR出水进行强化处理。结果表明：当乙酸钠投加量为400 mg·L−1时，SBR工艺对COD、氨氮和总氮的平均去除率分别从16%±1%、25%±4%和14%±1%提高到了32%±1%、55%±2%、27%±4%；串联生物强化稳定塘(BSPs)工艺对COD、氨氮、总氮和总磷的平均去除率达到了65%±2%、80%±4%、79%±3%和83%±4%，出水平均浓度分别为(155±5)、(67±2)、(89±2)和(6±1) mg·L−1，均可满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001)的要求。以生物膜和双穗雀稗构成的前2级生物强化稳定塘系统对COD、氨氮、总氮和总磷的消纳量分别占整个串联稳定塘系统消纳量的57%、50%、51%和81%。进一步分析可知，串联生物强化稳定塘工艺对养猪废水主要污染物(COD、氨氮、总氮、总磷)的去除效果显著，采用此技术可实现废水的达标排放。
    Abstract: In order to solve the problem not up to the regulatory standards for sequencing batch reactor (SBR) effluent during treating the low C/N ratio swine wastewater from a large-scale pig farm in a subtropical area, the influence of sodium acetate dosage on the SBR treatment of swine wastewater was studied. In addition, a four-stage biological stabilization ponds (BSPs) was used to strengthen the SBR effluent treatment. The results showed that at sodium acetate dosage of 400 mg·L−1, the average removal rates of COD, ammonia nitrogen, and total nitrogen in the SBR were improved from 16%±1%, 25%±4%, 14%±1% to 32%±1%, 55%±2%, 27%±4%, respectively. The average removal rates of COD, ammonia nitrogen, total nitrogen and total phosphorus in the four-stage BSPs were 65%±2%, 80%±4%, 79%±3% and 83%±4%, respectively, and their corresponding average effluent concentrations were (155±5), (67±2), (89±2) and (6±1) mg·L−1, respectively, all of which met the requirements of the Discharge Standards of Pollutants for Livestock and Poultry Breeding(GB 18596-2001). The first two stages of the BSPs, which consisted of biofilms and Paspalumdistichum, could account for 57%, 50%, 51% and 81% of the total reduction of COD, ammonia nitrogen, total nitrogen, and total phosphorus along the entire BSPs, respectively. These results indicated that SBR-biological stabilization ponds could achieve the significant removal effects on the main pollutants in swine wastewater, such as COD, ammonia nitrogen, and total nitrogen and total phosphorus, and realize the discharge standard.

  • 塑料的商业生产始于20世纪50年代[1]，现广泛应用于包装、医疗、农业等行业，仅2019年全球塑料产量就高达3.68亿吨[2]。塑料在光照辐射、机械磨损、风化侵蚀、动物和微生物的作用下，可逐渐分解成粒径更小的塑料颗粒[3]。微塑料(microplastics, MPs)的概念最早出现在2004年Science发表的一篇文章[4]，定义为粒径小于5 mm的塑料颗粒[5]，粒径小于100 nm的被称为“纳米塑料”(nanoplastics, NPs)[6]。MPs通过大气、洋流等作用在全球范围内长距离运输[7]，并在环境中持续存在和积累。水体[8]、沉积物[9]、土壤[10]、大气[11]甚至深海和极地都能检测到MPs[7]。尽管多项研究回顾了MPs在水环境中的发生、分布、生态风险及水体MPs与其他污染物的环境地球化学行为[8, 12-13]，但关于陆地MPs的综述论文却很少[14-15]。陆地MPs是海洋MPs的主要来源，其MPs污染程度可能是海洋的4—23倍[16]。土壤作为陆地系统中MPs的汇[17]，对MPs的储存和转移起着至关重要的作用[18]。因此，充分认识MPs在土壤环境中的丰度、来源、迁移和生态毒性对于科学评估和源头控制土壤MPs污染十分关键。

    在Web of Science核心数据库中以“microplastics”和“soil”为关键词进行了搜索(截至2021年8月21日)，产生了608篇文献。通过共现网络分析(图1)，发现土壤环境MPs的研究始于2016年，相关研究主要包括：1)土壤类型，全球学者普遍注重农田土壤MPs的研究；2)MPs的来源，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥料的施用、污水灌溉和地膜覆盖等；3)MPs的分析方法，包括采样、分离(筛分、密度分离、消解等)、鉴定(目检法、光谱法、热解质谱分析法等)；4)土壤MPs的丰度、类型(如聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS))、形状(如纤维、薄膜、碎片、颗粒等)；5)MPs的生物效应，包括对植物、动物和微生物的影响。由此可见，MPs的来源、种类、分布、检测方法及生态健康风险是当前土壤MPs污染研究的热点方向。已发表的文献中，Praveena等[19]、陈雅兰等[20]较为全面的综述了土壤中MPs的提取与鉴定方法，郝爱红等[14]、Zhao等[15]从土壤中MPs的来源、迁移、分析方法、污染特征和生态风险等方面入手，揭示了土壤MPs的归宿和生态风险，但有关土壤MPs与多种有害污染物共同暴露的生物毒性、土壤中老化或降解MPs的生态风险鲜有报道。有学者对全球土壤MPs污染做了简单的总结[17, 21]，但所收集的数据不够全面。因此，本文在总结最新国内外研究进展的基础上，从土壤环境中MPs的来源、丰度、迁移及其生态健康风险方面进行了综述，并提出了相关领域未来的研究重点。相比先前的研究，本文更加全面的总结了土壤中MPs的丰度，通过绘制分布图以更加直观的形式展现了全球土壤MPs污染，并将土壤老化/降解MPs的生态风险以及MPs的复合污染毒性和潜在生态风险展开了系统地回顾和展望，填补该领域综述论文的空白。本文将为评估土壤MPs潜在的生态健康风险提供有价值的参考。

    图 1  已发表论文中以“微塑料”、“土壤”为关键词的共现网络分析图[22]。
    Figure 1.  Co-occurrence network analysis of published research papers with “microplastics” and “soil” as keywords
    每个节点(关键词)大小与其出现频次成正比，连线颜色表示论文发表年份，数据截至2021年8月21日
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    1.   土壤MPs的来源、丰度和迁移 (Source, abundance and migration of soil MPs)

    1.1   土壤MPs的来源

    土壤中MPs的来源十分广泛(图2)，人们日常生活(如未合理处置的塑料垃圾)和农业活动(如污泥堆肥、有机肥施用、地膜覆盖及农田灌溉等)产生的MPs会直接进入土壤[23-26]，或通过地表径流[27]和大气沉降[28]间接输送到土壤环境。

    图 2  土壤中MPs的来源与迁移
    Figure 2.  Origin and migration of MPs in soil
    (红色和黑色箭头/文字分别表示MPs的来源和迁移路径)
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    1.1.1   未合理处置的塑料垃圾

    土壤中存在着与水环境类似、种类繁多的MPs碎片[29]，它们与塑料污染密不可分。根据目前的塑料废弃物管理趋势预测，2050年全球产生的塑料垃圾中将有120万吨进入垃圾填埋场或自然环境[30]，必然会对生态环境造成影响。日常生活使用的一次性塑料袋/瓶、口罩/手套、衣服等均含有塑料，如使用后被随意丢弃在路边或非法倾倒地点[31]，会造成附近土壤塑料污染。作为塑料垃圾的重要组成部分，塑料袋全球每年的消费量约为5000—10000亿个，其中900多亿个塑料袋不可回收[32]，可在环境中老化降解生成MPs。自2020年新冠疫情爆发以来，大量一次性口罩排放到环境中。据估计，2020年全球生产的一次性口罩约520亿个[33]。每片新口罩中可释放（183.0±78.4）个MPs，而使用过的口罩因附着了空气中的MPs会释放更多的MPs(每片（1246.6±403.5) 个) [34]。由此，未合理处置的一次性口罩引起的土壤塑料和MPs污染不容忽视。

    1.1.2   污泥堆肥的长期积累

    污泥堆肥可能导致土壤MPs的增加[24]。生活废水经污水处理厂，可大大减少MPs(去除率约99%)向水环境直接排放[24]，但未被处理的MPs通常积聚在污泥中[35]，由于污泥含有丰富的N、P、K等营养元素[36]，许多地区将污泥用作农田肥料[24]，MPs便由此进入土壤。不同国家污泥中MPs的含量与经济发展水平、人口密度和废物处置等因素有关[37]。对于经济发达、人口密度高的国家，因使用药品、个人护理品(PPCPs)及洗衣产生的污水量大[38]，污泥中MPs的含量相应较高。在欧洲和北美地区，每年通过污泥堆肥进入农田的MPs分别有约6.3×104—4.3×105和4.4×104—3.0×105吨[39]。土壤MPs的丰度随污泥施用量的增加而增加[24]。研究发现，在农田中仅施用一次污泥，15年后该区域土壤中仍可检测出塑料纤维[40]，表明MPs在土壤中难以降解，会产生持久性污染。

    1.1.3   有机肥料的施用

    有机肥料的重复施用除了会引起重金属和抗生素等污染残留[41]，还会导致土壤MPs污染，而后者常常被人们忽视[42]。研究发现，有机肥中普遍含有的MPs可能来自运输饲料的塑料管道、储存消毒剂或抗生素的塑料瓶[43]。江西鹰潭，猪粪中MPs的平均年丰度约为（1250±640）个·kg−1(干重)，施用了猪粪的农田中MPs的年均累积量约为（1.25±0.61）个·kg−1[42]；施用猪粪22年后的农田中MPs丰度（(43.8±16.2)个·kg−1)明显高于未施用猪粪的农田（(16.4±2.7)个·kg−1)[42]。德国是全球对肥料质量要求最严格的国家之一，但每年通过施用有机肥进入农田的MPs高达3.5×1010—2.2×1012个[26]。我国作为有机肥生产和使用大国，据估计，我国每年通过有机肥进入农田土壤中的MPs可达52.4—26400吨[3]。但该数据仅仅基于德国波恩、斯洛文尼亚等地区关于有机肥中塑料污染的报道[23, 26, 44]，并结合我国有机肥每年实际施用量(2200万吨左右)来进行估算的，该估算忽略了粒径小于0.5 mm的MPs，且缺乏我国有机肥中关于MPs丰度的报道，因此，未来的研究中还应多关注我国有机肥中MPs的污染情况，以便全面评估我国通过有机肥进入土壤的MPs量。

    1.1.4   农业灌溉和地表径流

    农业灌溉是MPs进入土壤的又一重要途径。据统计，全球每年生活污水产生量超过356 km3，处理后的出水中有23.8 km3主要用于农业灌溉[45]。生活污水中含有大量源于PPCPs和衣物的MPs。虽然常规的处理工艺可有效去除污水中绝大部分MPs，但出水中仍有残留的MPs通过农业灌溉进入土壤环境[15]。在部分水资源匮乏的国家，未经处理的污水也会被用于灌溉农田[23]。据报道，全球约有3.6×105 km2的农田是使用未处理或者部分处理的生活污水进行灌溉的[46]，必然会向土壤中输入更多的MPs。此外，天然水体中也存在MPs，例如：我国长江水中MPs高达6.6×103个·m−3[47]，珠江水中MPs的丰度介于397—7924个·m−3之间[48]，即使在偏远的内陆湖泊沿岸也有大量MPs存在，如青藏高原湖泊中MPs丰度可达（625±411）个·m−3[49]。这些水环境中的MPs也可通过灌溉或随地表径流进入土壤环境中。随着研究的深入，人们开始对生态环境敏感区(如青藏高原[49]、沙漠[50]、黄土高原[51])MPs污染进行研究，作为东南亚多条河流重要发源地的青藏高原，无处不在的MPs可能使其污染范围不断扩大到其他水系，或通过地表径流进入土壤环境，而该地区生态环境脆弱，存在调查难度大、恢复年限长等问题，未来的研究应该更加注重生态环境敏感区MPs污染及其健康风险评价。

    1.1.5   地膜的广泛应用

    地膜是农田土壤MPs污染的重要来源[23, 25]。2016年全球农用塑料薄膜市场交易量为400万吨，预计到2030年将以每年5.6%的速度增长[25]。全球约有1.29×105 km2的农田覆盖有地膜[52]，我国地膜使用量最大，占全世界地膜覆盖面积的90%[17]。从田地中去除地膜费时费力，大量被残留的地膜在阳光辐射等作用下逐步破碎裂解，形成MPs[29]。农田土壤中MPs的含量随覆盖时间的延长逐渐增加[17]。在我国石河子市，随着地膜连续覆盖时间从5年增加至30年，MPs丰度从10.10 mg·kg−1增加到了61.05 mg·kg−1[53]。目前，大力研制与推广的环保型可降解地膜是解决塑料污染最有效的途径，但研究表明，MPs对污染物(如抗生素、农药等)的吸附能力大小排序为：老化可降解MPs>可降解MPs>非可降解MPs，且老化程度越高对污染物的吸附量越大[54-55]，在这种情况下可降解地膜的使用，特别是地膜在环境中不可避免的老化行为，可能会给环境带来更大的生态危害，在未来的农业发展中应该重视这一问题。

    1.1.6   大气沉降输入

    土壤MPs也有部分来自大气中悬浮的塑料颗粒。多项研究表明，大气中存在MPs，如南海西北部大气中MPs的丰度为（0.035±0.015）n·m−3[56]。大气中的MPs主要来源于建筑材料、纺织品磨损、灰尘、道路油漆、轮胎和制动器磨损[57]。轮胎磨损产生的MPs主要来自各种车辆，全球车辆轮胎磨损的MPs排放量为人均0.81 kg·a−1[58]，飞机轮胎磨损释放的MPs相对较少，约占荷兰轮胎磨损MPs排放总量的2%[58]。空气中密度小的大塑料颗粒和MPs可通过大气沉降和风力传输沉积在城市或乡村陆地表面[59]，还可传输到偏远、人烟稀少的地区[28]。据报道，我国烟台市大气MPs沉降通量达1.5×105个·(m2 a)−1[60]；法国巴黎大气MPs沉降通量达2—355个·(m2 d)−1，且该地区每年有3—10吨的纤维被大气沉降物沉积[59]。由此可见，大气沉降是MPs沉积到陆地的重要途径。值得思考的是，粒径小于50 μm的MPs可以重新悬浮到大气中[61]，增加人体吸入MPs的风险，而多数国家并没有将大气中的MPs作为空气污染的一部分进行监测，为了明晰MPs对人类健康构成的潜在风险，将MPs纳入空气污染的监测范围迫在眉睫，尤其是在MPs污染严重的大城市。

    总体来看，国内外大量关于土壤中MPs的来源研究仅停留在对来源的简单陈述，只有少部分做了MPs的溯源追踪方法。目前，环境中MPs的溯源方法主要集中于水体和沉积物，通过非仪器分析法(目视分析法、密度分析法、灼烧分析法等)从MPs的颜色、形状、密度等特性初步判识MPs的外观及用途[62]，或通过仪器检测(光谱分析法、显微分析法、色谱质谱分析法等)判识MPs的化学成分及结构[63]，两者相结合可追溯环境中MPs的来源。从已有研究成果来看，土壤MPs的溯源依旧没有可靠且简单易行的检测方法。值得注意的是，进入到环境的塑料碎片和MPs，由于各种物理化学作用，最终会破碎形成NPs，更小的粒径以及颜色、形状等特性不够显著增加了对MPs来源追溯的难度，因此亟需建立适合更小粒径的NPs的检测方法和理化指标。

    1.2   土壤MPs的迁移行为

    MPs在土壤中可发生水平和垂直迁移[64]，其迁移行为受土壤和MPs理化性质的影响[21, 65]。土壤的理化性质(包括孔隙度、土壤质地、矿物和腐殖质含量等)对MPs的迁移有重要影响。土壤的孔隙大小由其质地决定，可直接影响MPs的迁移[30]，砂土表面的MPs在渗透作用下可垂直迁移至距地表1.5—7.5 cm的土壤中[66]。由于土壤裂缝，干燥气候可能会加速MPs向下移动[66]。土壤矿物和腐殖酸共存时会增加MPs的垂直传输距离(9—10 cm)[67]。Wu等[68]发现, PS微球的迁移能力随土壤矿物(Fe/Al氧化物)含量的增高而降低，这是由于带负电的MPs与带正电的Fe/Al氧化物发生静电吸引所致。此外，MPs的特性(包括粒径、形状、电荷和表面化学等)也会影响其在土壤中的迁移。当MPs的粒径小于土壤孔隙尺寸时，MPs能通过土壤孔隙和裂缝向下移动，粒径小的MPs也容易被土壤动物摄食而转移到更深层的土壤中[69-70]。由于MPs与土壤团聚体的相互作用不同，不同形状的MPs可能对土壤中MPs的迁移产生阻塞作用影响其迁移行为[65]。如：塑料微球和微粒比微纤维更易下移到土壤深层，因为微纤维与土壤颗粒缠结形成土块后无法迁移[71]。高密度的MPs(如PET(聚对苯二甲酸乙二醇酯))可能会因重力作用而促进其在土壤中的迁移[72]。表面含有羧基、磺酸基、低密度氨基官能团的PS微球，比含有高密度氨基官能团的PS微球更易在海沙中迁移，这是由于带正电的高密度氨基MPs与带负电的沙粒之间存在静电吸引，从而阻碍MPs的迁移行为[73]。

    除了在土壤内部迁移外，土壤中的MPs也会在风力、气流、地表径流等作用下迁移到空气和水等环境介质中[64, 66]。土壤表面的MPs尤其是微纤维等轻质塑料颗粒，可以被风和气流抬升到空气中，最终长距离传播到其他陆地或地表水中[59]。此外，地表径流可促使MPs进入深层土壤甚至含水层。据报道，澳大利亚维多利亚州地下水中MPs的平均丰度为38个·L−1[74]，向地下水迁移的MPs可能带来新的环境问题，但目前仍缺乏对地下水MPs污染的环境风险预测、评估和防控研究。

    1.3   全球土壤环境中MPs的丰度

    我们收集了全球不同地区土壤环境中检出的MPs的理化性质和丰度，绘制了图3。目前，虽然只有少量研究报道了土壤环境中MPs的丰度情况，但可看出MPs广泛存在于多种土壤中(如农业土壤、公园土壤、湿地土壤、沙漠土壤等)，其丰度从几个·kg−1到数万个·kg−1不等，多数地区土壤MPs丰度在0—5×103个·kg−1之间，粒径大多小于1 mm[75-77]；MPs形状有纤维、薄膜、碎片、颗粒等，PP、PE、PS是土壤中最主要的聚合物类型。土壤环境中MPs的丰度普遍高于水和沉积物中的[8]，说明土壤环境是MPs重要的汇。在全球范围内，亚洲、欧洲、北美、大洋洲的土壤环境中都发现了MPs，且不同地区丰度差异较大。从图3中可看出，智利梅利皮利亚县田地因长期施用污泥导致土壤MPs丰度高达18000—41000个·kg−1，明显高于其他地区[24]；西班牙东南部穆尔西亚蔬菜农田土壤和墨西哥坎佩切家庭花园土壤中也检测到了数量较高的MPs，丰度分别为（2116±1024）个·kg−1和（870±1900）个·kg−1[78-79]；但德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州农田表层土壤中MPs仅有（5.8±8）个·kg−1[80]，且该国弗兰科尼亚中部农田中MPs的丰度最低，仅为（0.34±0.36）个·kg−1[81]。

    图 3  文献报道的全球部分地区土壤环境MPs污染情况
    Figure 3.  MPs pollution of soil environment in some regions of the world reported in the literatures
    (数据更新于2021年10月，没有标记的区域不代表没有MPs污染)
    (Updated in October 2021, unmarked areas do not represent no MPs contamination)
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    作为最大的塑料生产国和消费国[82]，我国土壤MPs污染引起了越来越多的关注。在我国大多数受人为活动影响较少的土壤中MPs含量较低，如山东东营黄河三角洲湿地无植物覆盖的土壤和长江沿岸休耕的土壤中MPs丰度仅为60个·kg−1[83]和（28.4±22.0）个·kg−1[84]；但农业土壤中MPs的含量通常较高，如:云南滇池柴河流域土壤MPs丰度为7100—42960个·kg−1[85]；湖北武汉、山东寿光的农田土壤中也含有较高丰度的MPs(4.3×104—6.2×105、275—4165个·kg−1)[76-77]，这可能是塑料地膜老化降解、污泥施用和污水灌溉所致。而少数地区如黄土高原[51]、上海菜地[75]等农田土壤中MPs丰度较小。在工业活动频繁的地区，也可能会引入较高丰度的MPs，广东贵屿电子废物拆解区土壤中MPs的丰度达34100个·kg−1[86]。沿海地区可通过海水养殖、旅游和港口建设等活动引入大量MPs[87]。一些偏远地区也存在少量MPs，可能是通过游客活动、卡车轮胎磨损和农用地膜引入的[88]，或与大气传输有关。

    土壤中MPs的垂直分布没有明显的规律[76]。例如我国上海郊区[75]、山东寿光[76]和德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州[80]农田中表层土壤MPs丰度高于深层土壤MPs丰度，黄土高原[51]、山东胶州湾菜地和果园土壤[89]、毛里求斯农业土壤[90]中深层土壤含有更多的MPs，而我国云南滇池柴河流域农田[85]和墨西哥家庭花园[79]的表层和深层土壤MPs含量无显著差异。不同地区土壤MPs垂直分布可能会受到土壤翻耕、地表径流等因素的影响[51]，动物的摄食和排泄行为也可能影响MPs在表层和深层土壤之间的垂直转移[58, 64]。此外，少数研究还报道了土壤质地、植被覆盖、栽培时间、恢复年限等与MPs丰度的关系[50, 76, 85]。例如: 我国山东寿光的农业土壤和砂质壤土中MPs丰度显著高于粉质壤土[76]，毛乌素沙漠土壤MPs丰度高于草地和林地[50]；设施栽培时间>25与<10年的农田土壤中MPs丰度差异不显著，表明早期的设施栽培措施导致土壤中MPs的累积数量不高[85]。由此可见，土壤中MPs无处不在，不同地区土壤MPs污染水平之间的差异是人类农业活动、工业生产等因素共同作用的结果。值得注意的是，已有研究采用的分离、计数MPs的方法不一，在单位上也有区别，可能会低估或高估了土壤中MPs的真实污染水平。因此，未来的研究亟需建立土壤MPs分离和检测标准。在深层土壤中，MPs受阳光辐照的影响减小，且可降解塑料的微生物种群较少[91]，这意味着土壤深处MPs的老化降解可能减慢，其持久性可能会更长。那么，除了表层土壤，检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤中MPs的污染状况。

    2.   土壤MPs污染的生态健康风险（Ecological health risks of soil MPs pollution）

    土壤MPs可通过多种途径对生态系统构成潜在威胁(图4)。MPs的存在可直接影响土壤动植物、微生物的生长[92-94]，后经食物链的积累和传递可能对人体健康构成潜在威胁[79]。土壤MPs在土壤环境中能够吸附多种污染物质(如重金属、抗生素、农药等)[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，这会给土壤动植物的生长带来极大的危害，而土壤环境中的MPs大多处于老化/降解状态，较原生MPs对污染物表现为更高的吸附能力[97]，可能会对土壤生态系统构成更大的威胁。

    图 4  土壤MPs污染的生态健康风险
    Figure 4.  Ecological health risks of soil MPs pollution
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    2.1   MPs对陆生植物的影响

    MPs进入农业土壤会对植物产生暴露，阻塞种子孔隙、限制根吸收水和养分[92]，影响植物的芽高、生物量和发芽率等[98-100]。Bosker 等[101]发现，绿色荧光塑料颗粒(50、500、4800 nm, 107个·mL−1)因堵塞种子的荚膜孔道会限制水芹种子发芽。而含PP、高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)和PET的土壤MPs能促进番茄植株的生长，但会延迟结果和降低果实产量[102]。MPs还可通过改变土壤结构、容重、持水能力和营养成分[103-104]，间接影响植物根系性状、生长状态和养分吸收[99, 105]。de Souza Machado等[100]发现，MPs污染使得土壤容重降低，通气增加，有助于植物根系渗透到土壤中。然而，MPs(如微纤维)也会缠住幼根，阻碍幼苗的生长[92]。

    MPs对植物生长的影响与其类型、暴露浓度、粒径等因素有关。de Souza Machado等[105]发现，PA、PE、HDPE、PP(均为2.0%)均会改变大葱的生物量、元素组成和根系性状，其影响程度因聚合物类型而异。Boots等[98]对比研究了生物降解的聚乳酸(PLA, 65.6 μm, 0.1% W/W)和难降解合成纤维((丙烯酸(AA)和尼龙混合物), 0.001% W/W)对黑麦草发芽的影响，发现两种MPs均会降低发芽率，PLA还会降低芽高。Qi等[99]也报道了类似的结果，即1%的淀粉基生物降解塑料和PE均抑制了小麦生长，且前者比后者的抑制作用更强。由此，生物降解材料来源的MPs对植物可能产生更强的毒性效应，值得进一步研究。一些研究表明粒径大小不同的MPs对植物的影响也不同，与5 μm PS(10、50、100 mg·L−1)相比，100 nm PS对蚕豆的生长抑制作用、遗传毒性和氧化损伤更强[106]。但目前，对于MPs在植物中的积累和转运以及对植物的毒性作用和机制等的认识仍不清楚。

    2.2   MPs对陆生动物的影响

    MPs被动物摄入后会影响其摄食行为、生长和繁殖[107]。与水生动物相比，MPs对陆生动物影响的生态毒理学研究非常有限，且主要集中在无脊椎动物(如蚯蚓)[93]。已有研究证实MPs暴露对蚯蚓的毒性作用主要包括抑制生长、体重减轻、肠道损伤、免疫响应、肠道微生物群落的改变，以及死亡率增加[70, 108-109]。少数研究报道了土壤MPs也会影响蜗牛[110]、土壤线虫[111]、小鼠[112]等的健康。MPs对动物的影响存在剂量-效应关系。Huerta Lwanga等[107]发现，0.2%的PE(<150 μm)对蚯蚓(Lumbricidae)的生长和存活没有影响，但较高的添加量(1.2%)有抑制作用。Cao等[108]同样发现，低剂量(≤0.5%)的PS(58 μm)对蚯蚓生长的影响不明显，但高剂量(1%、2%)的MPs显著抑制了蚯蚓的生长，死亡率达40%。PS(0.05—0.1 μm)在高暴露量(10%)下可观察到蚯蚓肠道微生物群的明显变化[113]。虽然低浓度MPs暴露不会明显影响动物的生长和引起动物死亡，但会诱使动物组织病理损伤和免疫响应[70]。在评估MPs对动物健康的影响时，粒径是除暴露剂量之外的重要影响因素，Lei等[111]研究了不同粒径的PS(0.1、0.5、1.0、2.0、5.0 μm)对土壤线虫(Caenorhabditis elegans)的影响，发现相同质量浓度(1 mg·L−1)下1.0 μm PS暴露后土壤线虫的存活率最低。然而，对于MPs对陆生动物的潜在影响，如MPs在动物组织中的积累和运输、MPs对动物的毒性作用和机制等方面的认识仍存在空白。

    2.3   MPs对土壤微生物的影响

    MPs内含或吸附的有机物可为微生物提供碳源[21]，微生物在MPs表面定殖后形成生物膜[114]，继而构成具有特殊微生物群落组成和功能的“塑料圈”[115]。研究发现，电子拆解厂区域的MPs(如PP、聚碳酸酯(PC)和ABS)及其周围环境的细菌群落存在显著差异，这可能是因为MPs为微生物提供了新的生态位[116]，或通过改变土壤理化性质(如破坏土壤结构、降低土壤密度、改变土壤持水能力等)影响了微生物的群落结构和功能[65, 117]。添加MPs后土壤微生物群落多样性的影响研究还处于起步阶段，Huang、Judy等[118-119]认为，HDPE(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PVC(<2 mm, 0.01%、0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PET(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)和LDPE(2 mm×2 mm, 0.076 g·kg−1)的存在并没有显著改变土壤微生物群落的丰度和多样性。但也有研究发现土壤中添加低或高浓度(1%、5%)的LDPE(678 μm)和高浓度(5%)的PVC(18 μm)均显著增加了β变形杆菌目(Betaproteobacteriales)和假单胞菌目(Pseudomonadales)的相对丰度，而高浓度的PVC(18 μm, 5%)显著降低了鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)的丰度[120]。这些研究结果之间的差异可能与MPs的类型、浓度、以及土壤的理化性质有关。不同类型的MPs对微生物活性影响不同，PP颗粒(<180 μm, 7%、28%)对土壤微生物活性有积极影响[103]，然而，Lozano等[94]发现PP碎片(<5 mm, 20%)会降低土壤微生物活性，PS颗粒(32.6 nm±11.9 nm, 1000 ng·g−1)、LDPE(643 μm, 17%)也对土壤微生物活性显示出负面影响[65, 121]，de Souza Machado等[105]的研究也报道了类似的结果，但在这些研究中，MPs粒径、形状、大小和浓度各不相同，因此很难得出MPs对微生物毒性的一般性结论。

    此外，MPs作为致病菌和耐药菌的载体[122]，可能影响土壤中ARGs的分布和迁移。MPs与ARGs在环境中广泛共存，由于ARGs对人类健康的潜在不利影响，其传播越来越受到关注。水生环境中，多项研究表明MPs(如PVC、聚乙烯醇(PVA))可影响ARGs的分布和传播[123]。在土壤中，PS(0.08—0.10 mm, 0.1%)的存在已被证实会增加抗生素和ARGs的保留时间[124]，Lu等[125]也得出了类似的结果，MPs可促进土壤中ARGs丰度和数量，但还需要更多的证据来证实MPs污染是否促进ARGs在土壤环境中传播的结论。此外，Zhu等[126]发现土壤温度和湿度的升高均显著提高了MPs上ARGs的丰度，因此，在全球气候变化的情况下，土壤MPs对ARGs影响需引起更多的关注。

    2.4   MPs对人类健康的潜在影响

    MPs可通过改变土壤理化性质、降低土壤肥力，影响土壤的生态功能和粮食生产[127]，对人类的生存和发展产生潜在影响。MPs也可经陆生食物链传递进入人体。MPs及其吸附的污染物可在动植物体内积累[79]，食用植物可以从土壤中吸收和积累微型(0.2 μm)荧光PS珠[128]，100 nm PS可以在蚕豆、生菜根中积累，然后运输到茎叶[106]。一些重要的家禽(如鸡)也可食用MPs[79]，而当人们食用被污染的家禽或蔬菜时，MPs可能在人体内大量积累。据估计，在墨西哥每人每年通过食用鸡肉就可摄入840个塑料颗粒[79]，MPs一旦进入人体，可能引起炎症与应激反应、产生生殖与发育毒性，或改变肠道微生物的组成和功能[129]。MPs(＜150 μm)可能会从肠腔转移到淋巴和循环系统，进而导致全身暴露[129]。Schirinzi等[130]证明了MPs(PS, 10 μm)和NPs(PS, 40、250 nm)可诱导人体细胞发生氧化应激，并在细胞水平上引起细胞毒性。MPs和NPs与免疫系统作用还可能会导致免疫毒性，进而引发不良反应(即免疫抑制、免疫激活和异常炎症反应)[131]。Prata[132]还发现，由于摄入MPs引起的慢性炎症和刺激可能会因DNA损伤而导致癌症。此外，常见的塑料添加剂，如邻苯二甲酸盐、阻燃剂、双酚A等，与生殖和发育障碍有关，可能引发乳腺癌、血液感染、青春期过早和生殖器缺陷[133]。目前开展的土壤MPs由食物链传递被吸食进入人体的研究还比较少，但已经在人类食物[129]和粪便[134]中检测到了MPs，甚至在人类胎盘、婴儿粪便、婴儿内脏中也发现了MPs的存在[135]，虽然没有证据表明这些MPs是来源于土壤环境，但该结果应该足以引起人们对土壤MPs的重视。此外，大气MPs或许能通过反射阳光辐射对气候有冷却效果[136]，而土壤中的MPs通过扬尘进入大气环境是否也有同样的效应，进而引起一系列的生态健康问题，如气候变化、水文调节及粮食安全等[137]。

    2.5   MPs与其他污染物的复合污染毒性及生态风险

    MPs因疏水性强、比表面积大[138]，可以吸附多种有机和无机污染物，如多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、重金属等[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，从而影响土壤动植物的生长。对植物来说，Gao等[96]发现当加入邻苯二甲酸二丁酯(DBP)时，PS (100—1000 nm、>10000 nm)加重了DBP诱导的植物毒性，增强了对生菜(Lactuca sativa L. var . ramosa Hort)的负面影响，且小粒径PS（100—1000 nm）对生菜的不利影响略大。Liu等[139]发现土壤中PE(200—250 μm，0.5%、1%、2%、5%、8% W/W)和菲(100 mg·kg−1)共同污染比单一处理对小麦幼苗(Triticum aestivum L. cv. NAU 9918)的毒性更强，PE的单一污染破坏了小麦叶片的光合系统，而PE和菲复合污染则加剧了这种破坏。MPs与土壤中重金属等无机污染物的复合污染也引起了人们的关注。Dong等[140]研究发现，在As(Ⅲ)存在下，大尺寸的PS(5 µm)可以迁移到胡萝卜的叶和根部，这是由于As(Ⅲ)增加了PS表面的负电荷，同时As(Ⅲ)也会导致细胞壁扭曲和变形，并导致更多的MPs进入胡萝卜，降低其质量。另一项研究表明，PET(<2 mm)还可以作为载体将重金属运输到小麦根际区域[141]。而Zong等[142]的研究表明，与单一重金属处理相比，PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)与Cu2+、Cd2+的结合增加了小麦中叶绿素含量，增强了光合作用，减少了活性氧(ROS)的积累，表明PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)对Cu2+、Cd2+的生物利用度和毒性具有缓解作用。对动物来说，Zhou等[143]发现PP(<150 μm, 0.03%、0.3%、0.6%、0.9%)与重金属(Cd, 8 mg·kg−1)二者联合暴露会对蚯蚓(Eisenia foetida)产生更强的负面影响，降低蚯蚓的生长速度并增加其死亡率。而另一项研究却发现，PVC可能通过吸附/结合As(Ⅴ)，降低As(Ⅴ)的生物利用度来缓解As(Ⅴ)对肠道菌群的影响，从而防止As(Ⅴ)的减少和总砷在肠道中的积累，降低对蚯蚓(Metaphire californica)的毒性[144]。然而，Sun等[145]发现，MPs(40—50 μm, 10 mg·kg−1、300 mg·kg−1)可显著增加毒氟磷杀虫剂在蚯蚓体(Eisenia fetida)内的生物蓄积性，加重对蚯蚓的氧化损伤和干扰代谢。Boughattas等[146]将MPs(100 µg·kg−1)和除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2-4-D)(7 mg·kg−1)共同暴露于土壤中，结果表明，MPs增加了蚯蚓中的2,4-D生物积累，破坏了溶酶体膜的稳定性和氧化状态，并增加了抗氧化基因的表达。

    目前，不管是对MPs的单一毒性研究还是与其他污染物的复合毒性研究，都存在受试动植物类别有限、土壤类型单一、研究周期短等问题，且MPs的种类、大小和浓度与实际土壤环境有一定的差异，如实验室研究中所用MPs浓度往往会高于实际土壤环境中MPs的最大浓度（6.7%）[147]，未来的研究应在环境相关浓度条件下评估生态效应。更重要的是，没有充分考虑自然环境因素，真实土壤环境中MPs更多是处于老化或被生物膜定殖的状态，这无疑增加了MPs上的吸附位点，可能使得MPs上吸附的污染物更多，对陆地生态系统构成更严重的威胁。此外，粒径较小的MPs，特别是NPs，可能对陆地生态系统的健康风险更大[21]，应作为重点评估的对象。

    2.6   MPs的老化/降解及其潜在生态风险

    MPs在土壤中的长期积累可以进一步老化或降解[21]。除光照辐射、机械磨损、风化侵蚀外，土壤环境中动物群和微生物(如细菌和真菌)也可以降解MPs[21, 107, 148]。从土壤中分离得到的假单胞菌属细菌AKS2对LDPE的降解率在45 d内达到4%—6%[149]，在地膜中分离得到的红球菌C208对PE塑料薄膜的降解率在30 d内达8%[150]。但目前从土壤中分离出能降解MPs的菌株种类较少，因此探究用于降解土壤MPs的微生物可能是进一步研究的方向之一。而生物体可以通过咬、咀嚼或消化碎片来物理降解MPs[151-152]。蜡螟(Waxworms)、印度谷螟(Indian Mealmoths)已被证实能吞食PE并在其肠道微生物的帮助下降解塑料聚合物[153]。此外，大麦虫(Zophobas Morio)、黄粉虫(Tenebrio molitor)、蚯蚓等均具有降解MPs的能力[154-156]。老化/降解会改变MPs的表面结构、疏水性、结晶度和比表面积，并增加MPs表面C—O、C=O、—OH等含氧官能团的数量[8, 97]，导致老化或降解MPs具有更高的吸附能力，使其可以吸附其他污染物质，对土壤生态系统构成更大的威胁。

    目前，关于土壤MPs的老化或降解对陆地生态系统的危害研究并不多，主要是以下几个方面。首先，长期风化会使MPs分解成为NPs，许多研究已证明粒径较小的NPs可能较MPs具有更大的环境流动性和毒性[111]。Muhammad等[157]发现家蚕(Bombyx mori)暴露于PS MPs(5—5.9 μm, 10 μg·mL−1)的个体在感染后存活得更好，而暴露于PS NPs(50—100 nm, 10 μg·mL−1)的个体则表现出更高的死亡率。Liu等[158]也得出了类似的结果，相较于100 nm PS NPs，20 nm PS NPs(0.1—100 μg·L−1)对线虫(Caenorhabditis elegans)表现出更强的毒性。其次，老化MPs对污染物表现为更强的吸附能力，且老化的可降解MPs更强[51, 159]。Zhang等[159]研究发现，搁浅的PS泡沫对土霉素的吸附能力高于原始PS泡沫的吸附能力，Fan等[55]的研究也发现通过紫外线的老化过程，PLA、PVC对四环素、环丙沙星的吸附能力增加，且可降解PLA表现出更好的吸附能力，这些研究表明更多的有机污染物可以吸附并浓缩到老化的MPs上，形成的复合污染可能对生物体造成更严重的危害。最后，一些研究还探究了在超纯水和模拟肠液中，抗生素在原生/老化MPs上的解吸行为，发现与原生MPs相比，抗生素在老化MPs上解吸量更大，且模拟肠液中的抗生素解吸量比超纯水中大，这可能会对生物体造成更严重的危害[55]。除了老化MPs对生物体的危害外，也可能会带来其他的环境问题，如老化后形成的NPs由于粒径太小，如何从土壤环境中检测丰度及去除也是一大难题。综上，老化MPs的生态毒性问题及其带来的环境污染问题值得高度关注。

    3.   结论与展望（Conclusion and perspective）

    （1）土壤MPs的来源途径很多，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥的施用、农业灌溉、地膜覆盖等，但当前的研究仅停留在对土壤MPs来源的描述上，很少聚焦MPs的溯源研究，现有的技术条件无法将MPs从环境中根除，因此从源头管控就显得尤为重要。但如今土壤MPs溯源几乎处于空白状态，建议加强这方面的研究，为土壤中MPs的源头控制提供关键支撑。

    （2）MPs污染在全球土壤环境中普遍存在，应加大力度调查土壤MPs丰度。不同地点、土地类型、不同深度土壤中MPs污染水平和特征存在较大差异，频繁的农业活动导致农田土壤MPs污染较为严重，PE、PP、PS是土壤中最常见的MPs类型。通过大气传输、植物积累、动物摄食、翻耕等多种途径，MPs最终可迁移到深层土壤甚至含水层，因此检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤MPs的污染状况。迁移到地下水中的MPs可能带来新的环境问题，但相关的环境风险预测、评估和防控仍缺乏。

    （3）土壤MPs的存在会对动植物的生长产生不同影响，关于这方面的研究存在暴露时间短、受试动植物类别有限、土壤类型单一以及MPs种类、粒径大小和浓度与实际土壤环境有一定差异等问题，未来应结合实际土壤环境状况加强这方面的研究。土壤MPs经陆生食物链的传递和积累，可能对人类健康构成严重威胁，但关于环境相关浓度土壤MPs对不同类型动植物的阈值毒性水平及其在食物链中转移的研究还不足，这些问题在后续研究中需重点考虑，以全面揭示陆地生态系统中MPs带来的生态风险。

    （4）MPs因疏水性强、比表面积大，可以吸附多种有机和无机污染物，从而影响土壤生物的生长，MPs还可与自身释放的添加剂等形成复合污染，使得MPs的环境行为更加复杂。但目前关于土壤MPs与其携带的污染物结合和释放的机理尚不清楚，与多种有害污染物共同暴露对陆生生物的毒性效应和人体健康的风险亟待研究。未来的研究重点应关注MPs进入到土壤中如何参与其他元素(如重金属)和污染物的环境地球化学行为及生物效应。

    （5）土壤MPs的存在可改变微生物的群落结构和功能，反过来，在微生物、土壤动物、光照辐射等作用下MPs可进一步老化或降解，可能对土壤生态系统构成更大的威胁。但MPs影响土壤微生物的机制和途径暂不明晰，未来探究MPs对微生物群落结构、微生物活性的影响，MPs对全球生态系统和生物地球化学循环及对ARGs的影响是研究的重点方向之一。此外，还应寻找绿色、高效且环保的控制措施，以减少生物体对MPs的吸收，并降低其在土壤生态系统中的迁移。

  • 图 1  养猪废水处理工艺流程图

    Figure 1.  Process flow chart of pig wastewater treatment

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    图 2  微生物膜和双穗雀稗组成的生物强化控氮稳定塘

    Figure 2.  BSPs being consisted of biofilm fillers and Paspalumdistichum

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    图 3  SBR运行工况

    Figure 3.  Operating conditions of SBR system

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    图 4  投加乙酸钠对SBR工艺的影响

    Figure 4.  Effect of sodium acetate dosage on SBR process

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    图 5  BSPs对COD的去除

    Figure 5.  Removal of COD in BSPs

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    图 6  BSPs的脱氮效果

    Figure 6.  Denitrification effect in BSPs

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    图 7  BSPs对总磷的去除

    Figure 7.  Removal of total phosphorus in BSPs

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    表 1  原进、出水水质与排放标准

    Table 1.  Original quality of influent and effluent standard

    水质及标准pHCOD/(mg·L−1)SS/(mg·L−1)NH4+-N/(mg·L−1)TP/(mg·L−1)
    原进水6~93 500~6 0002 000~4 000620~960100~280
    原出水6~9300~540450~600300~51030~40
    排放标准6~9≤400≤200≤80≤8
    水质及标准pHCOD/(mg·L−1)SS/(mg·L−1)NH4+-N/(mg·L−1)TP/(mg·L−1)
    原进水6~93 500~6 0002 000~4 000620~960100~280
    原出水6~9300~540450~600300~51030~40
    排放标准6~9≤400≤200≤80≤8
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    表 2  各处理单元对污染物的消纳量与容积负荷

    Table 2.  Amount of pollutants reduction and volumetric loading in each treatment unit

    处理单元消纳量/(kg·d−1)容积负荷/(g·(m3·d)−1)
    COD氨氮总氮总磷COD氨氮总氮总磷
    第1级稳定塘10.4±1.09.2±0.89.6±0.71.8±0.15.2±0.54.5±0.44.7±0.30.9±0.1
    第2级稳定塘9.8±1.16.9±0.79.8±0.51.1±0.16.3±0.74.4±0.56.3±0.30.7±0.1
    第3级稳定塘10.5±0.812.8±0.513.5±0.50.3±0.11.9±0.12.3±0.12.4±0.10.1±0.0
    第4级稳定塘4.7±0.73.6±0.35.1±0.30.3±0.15.9±0.94.4±0.36.4±0.30.4±0.0
    处理单元消纳量/(kg·d−1)容积负荷/(g·(m3·d)−1)
    COD氨氮总氮总磷COD氨氮总氮总磷
    第1级稳定塘10.4±1.09.2±0.89.6±0.71.8±0.15.2±0.54.5±0.44.7±0.30.9±0.1
    第2级稳定塘9.8±1.16.9±0.79.8±0.51.1±0.16.3±0.74.4±0.56.3±0.30.7±0.1
    第3级稳定塘10.5±0.812.8±0.513.5±0.50.3±0.11.9±0.12.3±0.12.4±0.10.1±0.0
    第4级稳定塘4.7±0.73.6±0.35.1±0.30.3±0.15.9±0.94.4±0.36.4±0.30.4±0.0
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-02-10
  • 录用日期:  2019-04-23
  • 刊出日期:  2020-06-01
郑效旭, 李慧莉, 徐圣君, 张宝, 张旭坡, 安娜, 白志辉. SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
引用本文: 郑效旭, 李慧莉, 徐圣君, 张宝, 张旭坡, 安娜, 白志辉. SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
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ZHENG Xiaoxu, LI Huili, XU Shengjun, ZHANG Bao, ZHANG Xupo, AN Na, BAI Zhihui. Process optimization of SBR-biological stabilization ponds for swine wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
Citation: ZHENG Xiaoxu, LI Huili, XU Shengjun, ZHANG Bao, ZHANG Xupo, AN Na, BAI Zhihui. Process optimization of SBR-biological stabilization ponds for swine wastewater treatment[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
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SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化

    通讯作者: 白志辉(1971—)，男，博士，研究员。研究方向：环境生物技术。E-mail：zhbai@rcees.ac.cn
    作者简介: 郑效旭(1990—)，男，博士研究生。研究方向：水污染控制技术。E-mail：xxzheng@rcees.ac.cn
  • 1. 兰州理工大学土木工程学院，兰州 730050
  • 2. 中国科学院生态环境研究中心，北京 100085
  • 3. 中国科学院大学资源与环境学院，北京 100049
  • 收稿日期:  2019-02-10
  • 录用日期:  2019-04-23
  • 网络出版日期:  2020-06-10
基金项目:
中国科学院重点部署项目(ZDRW-ZS-2016-5)；国家水体污染控制与治理科技重大专项(2015ZX07206006)

摘要: 针对亚热带地区某规模化养猪场SBR处理低碳氮比(C/N)沼液出水不达标的问题，研究了以乙酸钠为速效碳源时其投加量对SBR运行效果的影响，并采用4级串联生物强化稳定塘工艺对SBR出水进行强化处理。结果表明：当乙酸钠投加量为400 mg·L−1时，SBR工艺对COD、氨氮和总氮的平均去除率分别从16%±1%、25%±4%和14%±1%提高到了32%±1%、55%±2%、27%±4%；串联生物强化稳定塘(BSPs)工艺对COD、氨氮、总氮和总磷的平均去除率达到了65%±2%、80%±4%、79%±3%和83%±4%，出水平均浓度分别为(155±5)、(67±2)、(89±2)和(6±1) mg·L−1，均可满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001)的要求。以生物膜和双穗雀稗构成的前2级生物强化稳定塘系统对COD、氨氮、总氮和总磷的消纳量分别占整个串联稳定塘系统消纳量的57%、50%、51%和81%。进一步分析可知，串联生物强化稳定塘工艺对养猪废水主要污染物(COD、氨氮、总氮、总磷)的去除效果显著，采用此技术可实现废水的达标排放。

English Abstract

    全文HTML

  • 近年来，随着我国农业产业化工作的不断推进，规模化畜禽养殖企业得到了迅猛发展，但养殖规模急剧扩增的同时也加剧了污染物排放与生态环境保护之间的矛盾。据2010年全国第一次污染源普查公报的结果显示，畜禽养殖业对环境带来的污染已然成为我国农业面源污染之首，其排放的化学需氧量(COD)、总氮(TN)和总磷(TP)分别占农业面源污染的95.8%、37.9%和56.3%[1]。目前，规模化养猪废水的处理模式主要有3种：还田模式、工业化处理模式以及生态处理模式[2]。传统的还田模式不仅需要大量的耕种土地进行消纳，还存在传播人畜疾病的危险；工业化处理模式虽占地面积小，但是投资大，能耗高，且需要专门的技术人员运行维护。规模化养猪场多远离城市，土地资源相对丰富，高效的生态处理模式在我国南方地区具有应用推广的优势[3]。

    目前，国内外大部分规模化养猪场多采用工业化处理模式，其流程基本一致，多为固液分离-厌氧消化-好氧组合工艺，但是对于经厌氧消化后的低C/N沼液废水，由于碳源不足导致好氧段工艺普遍存在脱氮效率低、出水水质难达标等问题[4-5]。序批式活性污泥法(sequencing batch reactor，SBR)作为养猪废水好氧段常用生物处理技术，具有工艺简单、运行方式灵活、自动化程度高等优点，但利用该工艺对消化液的脱氮除磷问题依旧未得到很好的解决[6-7]。相较于传统的SBR工艺，间歇曝气序批式活性污泥法 (intermittently aerated SBR，IASBR)能够降低硝化过程中氧气的消耗量和反硝化过程中对碳源的需求量，但碳源不足仍然是制约短程硝化反硝化处理效果的主要因素[8-10]。王亮等[1]在间歇曝气序批式火性污泥法的基础上进行了改进，提出分步进水序批式活性污泥法(step-fed SBR，SFSBR)，该工艺在每一次运行周期的缺氧段补充35%的原水为反硝化过程提供碳源。但相较于甲醇或乙酸钠等外加速效碳源，反硝化过程中原水利用率偏低，脱氮效率不高，并且原水中含有较高浓度的TP，使得SFSBR系统除磷工艺也不理想[11]。因此，选择性地投加易于生物降解的有机物，可以快速有效地提高低C/N废水的脱氮效率[12]。

    近年来，以稳定塘为代表的生态处理工艺得到广泛应用。稳定塘作为一种天然的或经过人为修整构建的生态池塘，通过对塘内的废水进行稀释和沉淀作用，水生植物的吸收作用、微生物代谢作用以及浮游生物作用使得污染物得以降解[13]。传统的稳定塘处理技术按照工作原理可分为好氧塘、兼性塘、厌氧塘和曝气塘。随着塘工艺运行设计的不断改进和完善，生物滤塘、藻类沉降塘、水生植物塘和高效复合厌氧塘等新型塘处理工艺逐渐解决了传统塘工艺占地面积大、水力停留时间长以及塘泥堆积严重等问题[14-16]。在实际的工程应用中，单一的塘处理工艺很难对高浓度的养殖废水进行高效处理，通常是将不同类型的塘处理工艺进行优化组合来提高养殖废水的处理效果，以此实现达标排放[17]。

    本研究主要针对规模化养猪场经厌氧消化后的低C/N废水(沼液)在SBR段脱氮效率低和出水不达标的问题，在SBR段投加碳源强化脱氮的基础上，结合生态处理技术的特点，依据猪场周边实际情况，提出并构建了串联生物强化稳定塘处理工艺；通过现场检测分析该组合工艺对养殖废水主要污染物(COD、氨氮、总氮、总磷)的去除效果，实现减控去污的目的，以期为规模化养猪场的废水达标处理提供参考。

1.   材料与方法

    1.1.   废水治理工程概况与技术简介

  • 某规模化养猪场所处位置为湖南省株洲市，该养殖场现存栏种猪5 000余头，养殖废水的每日排放量约120 m3(夏季)，主要为猪栏冲洗水和猪粪尿水。该地年平均气温17.8 ℃，无霜期292 d，年降水量约1 410 mm，属典型的亚热带地区。养殖场原采用固液分离-厌氧消化-SBR组合工艺处理养殖猪水，经该处理后的废水出水水质无法满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001)排放要求，原进、出水水质与排放标准如表1所示。

    针对该养殖场原废水处理工艺(厌氧消化+SBR)出水不达标问题，提出了向SBR段投加速效碳源(乙酸钠)的方法。同时，结合养殖场周围环境和地形特征，设计了4级串联生物强化稳定塘系统，该生态处理系统仅对原废水处理工艺二沉池出水进行处理，总工艺流程如图1所示。

    原废水处理工艺SBR池尺寸(L× B× H)为10 m × 8 m × 4 m，半地下式钢砼结构，池底设搅拌系统及膜片式曝气器，采用2台鼓风机，1用1备，鼓风机流量为3.2 m3·h−1。第1级生物强化稳定塘是由生物膜软性填料和水生植物构成的稳定塘，总面积约1 500 m2，塘深1.8~2.0 m，水深1.2~1.5 m，水力停留时间10~18 d，生物强化控氮稳定塘照片如图2所示。水面以下悬挂生物膜软性填料，材质为合成纤维，平均悬挂长度1.0 m，间距300 mm，悬挂面积1 300 m2；水面以上培植本土优势植物-双穗雀稗(Paspalumdistichum)，植物覆盖面积占塘总面积约70%~80%。第2级生物强化稳定塘系统也是由生物膜软性填料和水生植物构成的稳定塘，塘总面积约1 300 m2，塘深1.8~2.0 m，水深1.0~1.5 m，水力停留时间8~15 d。水面以下悬挂生物膜软性填料，悬挂面积1 100 m2，平均悬挂长度0.8 m，间距300 mm；水面以上培植双穗雀稗，植物覆盖面积占塘总面积约80%~90%。第3级稳定塘总面积约4 500 m2，塘深2~3 m，水深1~1.5 m，水力停留时间40~60 d；水面以下不悬挂生物膜填料，水面以上自然生长多种本土水生植物，如双穗雀稗、莲花、水花生等，植被总覆盖面积约30%~40%。第4级稳定塘为植物塘，塘总面积约2 000 m2，塘深0.6~1.0 m，水深0.3~0.5 m，水力停留时间5~8 d，塘内双穗雀稗种植覆盖面积达90%以上。

    串联生物强化稳定塘工程于2018年3月开始建设，施工周期为40 d。工程施工前，首先将第1级和第2级塘系统中原储存的废水抽至周边茶园和林地进行水肥一体化土地消纳。施工结束后，系统开始启动，将原废水处理系统二沉池出水排放至第1级生物强化稳定塘系统，同时向SBR池投加乙酸钠(碳源)，SBR池运行工况如图3所示。系统稳定运行3个月以后，塘内栽种的双穗雀稗生长情况良好，膜填料大量附着优势菌群，废水中氮、磷等污染物在串联塘系统中逐步得到降解，并从第4级塘系统出水口达标排放。

    • 1.2.   样品采集与分析方法

  • 该串联生物强化稳定塘系统于2018年4月中旬建成并开始运行，运行期间每隔12 h(1个运行周期)对SBR工艺的进、出水进行取样，并于2018年8月起，每3 d对串联塘系统的每一级进、出水口采集水样。各营养盐指标的测定主要依据文献中的方法[18]，消解和分析仪器均产自美国哈希(HACH)公司，型号分别为DRB200和DR3900，COD的测定采用消解比色法，氨氮的测定采用水杨酸法，总氮的测定采用过硫酸盐氧化法，总磷的测定采用消解-钼锑抗分光光度法。

    • 1.3.   污染物去除率计算方法与数据分析

  • 污染物(COD、氨氮、总氮、总磷)消纳量采用式(1)计算。

    式中：W为某处理单元或生态塘系统对污染物的消纳量，kg·d−1；Q0为某处理单元或生态塘系统进水流量，m3·d−1；Q1为某处理单元或生态塘系统出水流量，m3·d−1。

    容积负荷采用式(2)计算。

    式中：P为某处理单元或生态塘系统单位容积对污染物的消纳量，g·(m3·d)−1；V为某处理单元或生态定塘系统有效容积，m3。

    采用Excel 2013和SPSS Statistics 25软件进行数据处理和分析，采用OriginPro 2017进行作图。

2.   结果与分析

    2.1.   投加碳源后SBR工艺处理效果

  • SBR工艺对污染物的去除效果随乙酸钠投加量的变化情况如图4所示。当乙酸钠投加量为0 mg·L−1时，SBR工艺进水COD、氨氮、总氮、总磷的进水浓度分别为(530 ± 19)、(416 ± 23)、(453 ± 15)和(34 ± 1) mg·L−1，出水浓度分别为(445 ± 14)、(310 ± 5)、(389 ± 8)和(23 ± 4) mg·L−1；进水C/N很低，其平均值只有1.2左右。由于碳源严重不足且原有SBR池设计容积较小，且进水碳源严重不足，C/N比仅为1.2左右，难以满足污染物的降解要求。SBR工艺对COD、氨氮、总氮和总磷的去除率仅为16%、25%、14%和32%左右。

    如图4(a)所示，COD的去除率随乙酸钠投加量的增加逐渐增加，并在乙酸钠投加量为400 mg·L−1时达到最大值32% ± 3%。COD去除率上升的原因可能是投加的乙酸钠为水中微生物细胞的合成提供了所需的能源物质，增强了微生物代谢活动。如图4(b)和图4(c)所示，随着乙酸钠投加量的增加，氨氮和总氮的去除率呈现先大幅升高后微弱降低的趋势，并在乙酸钠投加量为400 mg·L−1时达到最大值。说明投加的乙酸钠提升了废水的可生化性，好氧段大量积累的硝酸盐在缺氧段被反硝化菌还原成N2而得到释放，提高了TN的去除率。废水体中硝酸盐和亚硝酸盐的浓度通过反硝化过程的顺利进行有了大幅度的降低，很好的解决了好氧段累计的亚硝酸盐抑制微生物活性而导致氨氮去除率低的问题[19-20]。当乙酸钠投加量为500 mg·L−1时，氨氮和总氮的去除率开始下降，可能是因为好氧段内其他异养型微生物利用投加过量的乙酸钠大量消耗水中的溶解氧，进而抑制亚硝化细菌和硝化细菌的代谢活动，影响脱氮效果。此外，总磷的进出水浓度在监测期间波动较大，去除率低，乙酸钠的投加对总磷出水浓度几乎没有影响，如图4(d)所示。

    由上面的分析可知，投加碳源后，除总磷以外，SBR工艺对COD、氨氮、总氮的去除率分别从16% ± 1%、25% ± 4%、14% ± 1%提高到了32% ± 1%、55% ± 2%、27% ± 4%。虽然SBR工艺对污染物的去除效果有所提升，但仍无法达到《畜禽养殖业污染物排放标准》的排放要求，需要后续工艺对尾水进行深度处理。

    • 2.2.   串联生物强化稳定塘处理工艺对污染物的去除效果

     

  • 1)串联生物强化稳定塘处理工艺对COD的去除效果。串联生物强化稳定塘关于COD进出水浓度和去除率在监测期间的变化如图5所示。监测结果表明，COD的平均进水浓度为(450±10) mg·L−1，进水COD在305~540 mg·L−1之间变化。由图5可以看出，虽然系统进水COD浓度波动较大，但经过串联塘系统处理过的出水浓度较低。观测期内COD的平均去除率为65%±2%，平均出水浓度为(155±5) mg·L−1，浓度在106~208 mg·L−1之间变化，远低于国家《畜禽养殖业污染物排放标准》中所要求的排放阈值。

    •  

  • 2) 串联生物强化稳定塘处理工艺对氮的去除效果。串联生物强化稳定塘关于氮的进、出水浓度以及去除率随时间变化如图6所示。监测结果(图6(a))表明，总氮的平均进水浓度为(406±5) mg·L−1，进水浓度在349~438 mg·L−1之间变化，进水浓度波动较大。观测期内总氮的平均去除率为79% ± 3%，出水平均浓度为(89±2) mg·L−1，浓度在72~103 mg·L−1之间变化，说明该系统对总氮的脱除效果较好；如图(图6(b))所示，氨氮的平均进水浓度为(338±5) mg·L−1，进水浓度在281~385 mg·L−1之间变化。氨氮的进水浓度也存在着较大的波动，但出水比较稳定，观测期内氨氮的平均去除率为80%±4%，出水平均浓度为(67±2) mg·L−1，出水浓度在52~78 mg·L−1之间变化，低于国家《畜禽养殖业污染物排放标准》中所要求的排放阈值，说明该串联生物强化稳定塘系统对氨氮具有高效的去除能力。

    •  

  • 3) 串联生物强化稳定塘处理工艺对磷的去除效果。如图7所示，总磷的平均去除率为83%±4%，平均进水浓度为(35±1) mg·L−1，进水浓度在28~49 mg·L−1之间变化，平均出水浓度为(6±1) mg·L−1，浓度在3~8 mg·L−1之间变化，低于国家《畜禽养殖业污染物排放标准》中所要求的排放阈值，说明该串联稳定塘处理系统对总磷的去除效果明显。

    • 2.3.   串联生物强化稳定塘处理工艺各处理单元对污染物的去除效果

  • 串联生物强化稳定塘工艺各处理单元对污染物的日平均消纳量和容积负荷如表2所示。可以看出，每一级处理单元对输入的COD、总氮、氨氮、总磷均具有去除效果，并且各处理单元对不同类型污染物的消纳量和去除能力也不同。从污染物的消纳量来看，由双穗雀稗和生物膜共同构成的前2级生物强化塘对输入的污染物均能够表现出较强的消纳能力，尤其是对总磷的去除效果最好，前2级生物强化塘对总磷的消纳量占整个串联系统消纳量的90%。

3.   讨论

  • 邓良伟等[21]分别通过SBR工艺、厌氧-SBR工艺以及厌氧-加原水-间隙曝气(Anarwia)工艺对猪场废水的处理效果进行了分析比较。其结果表明：相较于其他2个工艺，以厌氧-SBR工艺为代表的常规厌氧-好氧组合工艺对猪场养殖废水的处理效果不明显，不适用于猪场养殖废水的处理。近年来，出现的一些新的养殖废水处理技术在技术层面上解决了大部分养猪场普遍采用厌氧-好氧组合工艺去除率低的问题，取得了比较好的治理效果。金海峰等[22]采用UASB+A/O+Fenton工艺对猪场养殖废水进行处理，并在A/O段采用MBR工艺代替二沉池进行固液分离，经处理后的废水COD从8 000 mg·L−1降至100 mg·L−1以下，氨氮从600 mg·L−1降至15 mg·L−1以下。王亮等[1]采用UASB-SFSBR-MAP(磷酸铵镁结晶)组合工艺实验了对养殖废水的高效去除，该技术对COD、氨氮和总磷的去除率分别达到了95.1%、92.7%和88.8%，其中MAP对磷的回收率达到了83.8%。以上技术处理效果较好，但工程投资和运行成本较高。因此，对于有土地资源的养殖场来说，以稳定塘为基础的低成本生态处理技术可以为养殖废水的末端处理提供参考。

    本研究介绍的原有SBR工艺的处理效率过低，污水污染负荷仍然很高，这就对串联稳定塘的处理能力提出了较高要求。以生物膜+双穗雀稗为核心的前2级生物强化稳定塘，其主要治污机理在于以下3个方面：1) 悬挂在水面以下的微生物膜填料具有机械强度强、比表面积大的特点，不仅能够很好的起到固定微生物的作用，也为水生动物提供良好的栖息场所，有利于提高环境中生物种群的丰度和密度，形成复杂的食物链系统；2) 本工程所筛选的水体修复植物双穗雀稗具有根系发达、耐污能力强等优势，其根系不仅能够从水体中大量地吸收氮、磷等营养元素，还能够向水体中分泌可供微生物利用的O2和有机酸等代谢产物，促进根系与微生物膜填料之间形成丰富的微生物群落，提高生物强化塘系统的脱氮除磷效果[23]。通过对双穗雀稗进行定期收割和饲料化加工，可同时实现较高的水质净化效果和经济收益；3) 栽种于生物膜填料中的双穗雀稗，其发达的根系与生物膜填料在空间上相互交叉缠绕，形成复杂的立体式空间结构。生物膜填料可以为双穗雀稗的稳定生长提供结构上的支撑，而双穗雀稗分泌的代谢产物又可以为附着在生物膜填料表面的微生物群落提供必需的养分，二者相互作用，充分发挥各自的优势，从而实现高效去除氮磷等污染物的目的[24]。

    实际上，由生物膜和双穗雀稗构成的前2级生物强化稳定塘系统已经将绝大部分污染物质进行了吸收和降解。可能是由于前2级生物强化塘系统中双穗雀稗覆盖率较高、根系发达，使得截留在根系和生物膜上的污染物能够充分的被植物和微生物所利用，从而实现高效的去污效果。第3级塘系统对COD、氨氮和总氮的消纳量也比较高，其主要的原因是该塘占地面积大、水深较深，废水能够在塘内停留很长的时间而被水体中的植物和微生物所吸收利用。相对于其他几个塘处理单元，第3级塘系统未经过较多的人工修饰和强化，水环境中微生物的种类和密度相较于前2级塘系统较少，塘中的莲花、水花生等植物多为自然生长，植被的覆盖率也较低，因此该塘系统虽然能够大量的消纳污染物质，但单位容积内对污染物的消纳量偏少，消纳能力较差。经过前3级塘系统的消纳，废水中绝大部分污染物已被降解和去除，再经过第4级植物塘的强化作用，使得废水中的污染物浓度能够在串联生物强化稳定塘系统中逐级递减，系统出水最终能够达到并优于国家《畜禽养殖业污染物排放标准》中的排放要求。

    通过对原SBR工艺进行优化以及在原废水处理工艺之后增设串联生物强化稳定塘系统，虽然能够使处理后的养殖废水达标排放，但还需要持续跟踪和研究该系统的长期运行效果和维护方法。此外，现阶段国家《畜禽养殖业污染物排放标准》对污染物浓度的限值较高，若按照此标准向环境中排放养殖废水，仍然存在一定的污染风险。建议养殖企业加强与种植行业的合作，开发种养结合的生态循环技术模式，实现养分的资源化利用[20]。

4.   结论

  • 1)向SBR工艺缺氧段投加乙酸钠，可以有效提高猪场沼液废水中COD和氮的去除率。当乙酸钠投加量为400 mg·L−1时，COD、氨氮、总氮的去除率可以提高约1倍。

    2)增设串联生物强化稳定塘系统对原处理工艺排放的尾水进行深度处理，该系统对COD、氨氮、总氮和总磷的去除率分别可达到65%、80%、79% 和83%，出水水质满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001)中所要求的排放阈值。

    3)由双穗雀稗和生物膜构成的前2级生物强化稳定塘能够大量削减废水中COD和氮磷等污染物，表现出较高的容积负荷。

参考文献 (24)

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