規模化豬場不同污水處理工藝污染物降解率的研究

劉英俊，吳華東，江作川，蘭方菲，張泳楨，黃愛民，吳紅翔，舒鄧群*

（1.江西農業大學動物科學技術學院，南昌 330045；2.江西齊順畜牧科技有限責任公司，萬年 335500）

隨著我國生豬養殖的規模化發展，豬場排泄物對環境的污染也越來越突出，據《第一次全國污染源普查公報》顯示，在農業面源污染中，比較突出的是畜禽養殖業污染，畜禽養殖業的化學需氧量、總氮和總磷排放分別占農業源的95.78%、37.89%和56.34%。豬場產生大量的生產和生活污水，這些污水具有水量大、排放集中、富含營養、易污染環境的特點，已成為水源、土壤和空氣的主要污染源之一[1-2]，但目前我國對于養豬業的污染治理工作基礎相對薄弱，大多養豬場糞污沒有得到有效的治理，據調查，全國約80 %的規模化畜禽養殖場沒有污染治理設施，畜禽糞污通常未經任何處理就排放，導致環境污染。

規模化豬場應建立起相應的污水處理系統，有效地處理好豬場產生的大量污水，減少并消除養殖污水對周圍環境的污染。我國豬場污水的處理主要采用沼氣發酵，對產生沼氣后的沼液再經過后續處理，然后排放至環境中，但不同的處理模式產生的效果存在差異，謝金防等(2001)探討了規模化豬場4種不同污水處理方式對污水的處理效果[3]。本研究以江西省南昌、萬年、吉安3個市縣的規模化豬場為研究對象，對采用不同污水處理工藝的3個規模化豬場分別測定不同處理階段各污染物的含量，研究各處理工藝中每個階段污染物的變化和降解率，為優化豬場污水處理工藝和改進處理設施提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗是以江西省內3個規模化豬場為研究對象，分別命名為豬場A、豬場B和豬場C，3個豬場都采用干清糞工藝，其中豬場A采用的是厭氧-自然處理模式；豬場B采用的是厭氧-人工濕地處理模式；豬場C是污水二次厭氧發酵還田模式。

1.2 污水處理工藝

1.2.1 豬場A的污水處理工藝

豬場A（見圖1）的模式為厭氧-自然處理模式。沼氣池為地下式沼氣發酵池，沼液經過200 m溝渠后到達氧化塘中，該氧化塘由一池塘改建而成，經氧化塘后出來的污水直接排放到周圍的農田中。

1.2.2 豬場B的污水處理工藝

豬場B（見圖2）的模式為厭氧-人工濕地處理模式。豬場污水經過固液分離后通過地下管道聯通到調節池中，調節池中的污水經過靜置后上層水流入到沼氣池中發酵，沼氣池為地下式沼氣池，人工濕地為一大塊荒地改制而成，未種植牧草，但生長著許多水草，人工濕地較魚塘水位更高，人工濕地中污水經靜置后上層水流入魚塘中，魚塘與一個大型活水湖泊相連匯集到水壩，最后出來的水清澈，適合魚類的養殖。

圖1 豬場A的污水處理工藝

圖2 豬場B的污水處理工藝流程

圖3 豬場C的污水處理工藝流程

1.2.3 豬場C的污水處理工藝

豬場C（見圖3）的模式為二次厭氧發酵還田模式。采用二次發酵工藝，廢水經固液分離后，直接進入3個地下沼氣池進行第1級發酵，沼液都進入調節池酸化調節后，抽濾進入地上沼氣發酵塔，該塔式發酵池有500 m3容積，沼液出來后進入1 000 m3的沼液儲存池靜置后，一部分沼液稀釋后流入周圍的魚塘中；一部分直接通到地下，給附近的園藝苗木提供作肥料。

1.3 污水的采集和保存

該試驗采樣方法參照《水質樣品的保存和管理技術規定》（HJ 493-2009），采樣前，用自來水和洗滌劑洗凈采樣塑料瓶和玻璃瓶，再用1∶3硫酸溶液浸泡過夜，然后用蒸餾水沖洗干凈，倒置放干，備用。

依據豬場的污水處理工藝進行采樣，每個處理階段選擇有代表性的3個點采集污水樣，在每個點對每個指標分別采集3個重復水樣，采集位置在液面以下0～15 cm處。水樣采集后，現場測定水樣的pH值，根據不同指標的要求，采用不同的保存方法，具體各指標的保存方法參照《水質樣品的保存和管理技術規定》，然后將樣品放入2～5 ℃冰箱中冷藏保存，備用。

1.4 測定指標和分析方法

測定指標包括污水中的pH、SS、NH3-N、TP和CODcr，測定方法采用國標規定的方法進行，各項指標的測定方法見表1。

1.5 數據分析

表1 測定指標及分析方法

表2 不同豬場污水pH變化

測定每個豬場污水各處理階段污染物的含量，計算污水處理后污染物的降解率，并將處理后的污染物指標與《污水綜合排放標準》（GB8978-1996）和《畜禽養殖業污染物排放標準》（GB18596-2001）進行比較，分析各污染物的處理效果。

2 結果與分析

2.1 不同污水處理工藝各處理階段pH的變化

不同污水處理工藝各處理階段pH的變化見表2，從表中可以看出，豬場C集水池中的pH較高，明顯高出了豬場A和B集水池的pH，達到了9.08，但在其經過發酵池后pH顯著降低；在酸化池階段通過調節pH使得污水在進入沼氣池時可達到更適合發酵菌生長的酸堿環境。從發酵池出來后，豬場A和B的pH保持在7.00左右，而豬場C的pH達到了7.61，這可能是沼液在儲存池靜置的原因。從沼氣池出來后豬場A和B的pH都略有上升，最后3個豬場排放污水的pH都達到了污水排放標準。

2.2 不同污水處理工藝各處理階段懸浮物（SS）的降解率

不同污水處理工藝各處理階段懸浮物（SS）的降解情況見表3。從表中可以看出，在集水池階段豬場A的SS含量明顯低于豬場B和C，豬場B和C的含量很高；在沼氣池階段，豬場A顯著高于豬場B，基本是豬場B的2倍含量，而豬場B又顯著高于豬場C的含量，達到了4倍差距，其原因是因為豬場A對SS的降解效率較低，為37.37 %，這從數據上可以看出，而豬場C含量低是因為豬場C進行了2次的沼氣池發酵降解后，在沼液儲存池中靜置過一段時間的結果。豬場A最終的排放含量為833.33 mg/L，豬場B和C與其相比，差距甚大。

2.3 不同污水處理工藝各處理階段NH3-N的降解率

不同污水處理工藝各處理階段NH3-N的降解情況見表4。從表中可知，豬場A和B的初始NH3-N含量相差不大，但豬場C的含量卻比豬場A和B要高，這可能是因為豬場C的飼料配方中蛋白含量更高所致；在沼氣池階段，豬場A含量顯著低于豬場B和C，豬場A相比初始略有增長，豬場B增長近1倍，豬場C降低30 %，最終使得A顯著低于豬場B和C，而B和C含量接近；最終排放污水NH3-N含量又不同于上階段，豬場A含量達到了279.41 mg/L，豬場B含量為280.04 mg/L，豬場C含量為418.72 mg/L，均超過了排放標準的日允許最高排放量。

2.4 不同污水處理工藝各處理階段總磷（TP）的降解率

不同污水處理工藝各處理階段總磷（TP）的降解情況見表5。由表中可以看出，3個豬場TP的初始含量都很高，都達到了5 000 mg/L之上，豬場B含量最高；在沼氣池階段，豬場A的TP含量略有降低，但顯著高于豬場B和C的含量，其中豬場C的降解效率最高，比之豬場B降解效果顯著；最終排出時，3個豬場污水中總磷含量都超標，對磷的處理效果都不好。

2.5 不同污水處理工藝各處理階段化學耗氧量（CODcr）的降解率

不同污水處理工藝各處理階段化學耗氧量（CODcr）的降解情況見表6。由表中可知，不同豬場初始污水的CODcr差別很大，豬場A為2 464.00 mg/L，而豬場C達到了11 312.00 mg/L。在酸化池階段豬場B和C的CODcr相比初始都有明顯減少；在沼氣池階段，相比豬場A，豬場B和C的CODcr明顯更低，這是因為豬場A固液分離進行的不完善，在酸化池階段污水中還有大量的固體糞污存在，預處理階段處理效果不理想，進入沼氣池發酵時效果不理想；在排出階段，豬場ACODcr超標嚴重，而豬場B和C相比A來說，CODcr明顯更低，處于排放標準最高排放濃度左右。

表3 不同豬場污水中懸浮物(SS)降解率

表4 不同豬場污水中氨氮(NH3-N)的降解率

表5 不同豬場污水中總磷(TP)的降解率

表6 不同豬場污水中化學耗氧量(CODcr)降解率

3 討論與小結

不同規模化豬場采用不同的污水處理工藝，對污水的處理效果有所不同。從污染物的降解效果來看，豬場C的處理效果較其他2個豬場更好，但總體來說，3個豬場污水處理效果都不甚理想，污水處理工藝有待進一步的優化改進。

污水處理工藝主要包括清糞工藝的選擇、固液分離、沼氣池的類型選擇和結構以及沼液的后續處理等。

1）清糞工藝的選擇。目前，規模化豬場主要有3種清糞工藝，包括干清糞、水沖糞和水泡糞，相對而言，干清糞工藝產生的污水量少，且其中的污染物含量低，易于凈化處理。水沖糞工藝耗水量大，污染物濃度高，而水泡糞工藝糞便長時間在豬舍內停留，形成厭氧發酵，產生大量的有害氣體，另外，糞水混合物的污染物濃度更高，后續處理也更加困難[4]。所以，我國在2010年頒布的《畜禽養殖業污染防治技術政策》（環發[2010]151號）要求規模化畜禽養殖場排放的糞污應實行固液分離，糞便應與廢水分開處理和處置。應逐步推行干清糞方式，最大限度地減少廢水的產生和排放，降低廢水的污染負荷。

2）固液分離。在生化處理系統前必須做好固液分離的預處理工作，預處理階段對污水的處理不完全大大影響了沼氣池階段產沼氣菌對有機物的降解，目前，在國內固液分離基本上都是利用格柵、濾網等進行。楊朝暉等（2002）利用格柵、濾網等工藝對進入UASB反應器前的廢水進行固液分離，經固液分離后可去除30 %～40 %的SS和25 %～30 %的BOD5與CODcr[5]。豬場A處理工藝較簡單，其固液分離效果不理想，實地采樣時發現，在酸化池污水液面上有大量的固體糞渣，有研究表明，污水中混有的豬糞、飼料等固形物會加大污水中SS和總固體物質等的含量，而這類固體物質很難被生化處理系統中的微生物利用降解，含量過高會導致生化系統活性成分降低或中毒，甚至導致系統崩潰[6]。

酸化調節池對經固液分離階段分離后的污水進行混合、儲存和調節，起到初步酸化水解作用，以滿足厭氧發酵工藝的技術要求[7]。

3）沼液的后續處理。經過沼氣池發酵后的沼液，有的直接排放到環境中，或作為肥料重新利用，但大部分規模化豬場一般要經過后續處理再進行排放，主要有水體凈化法和土壤凈化法，屬于水體凈化法的有氧化塘，又稱為生物穩定塘，在凈化過程中包括有物理因素（如沉淀、凝聚）、化學因素（如氧化、還原）和生物因素，主要用來降低水體的有機污染物，提高溶解氧的含量，并適當除去水中的氮和磷，減輕水體富營養化的程度。林東教等（2004）利用漂浮栽培方式種植蕹菜和水葫蘆，經漂浮栽培蕹菜和水葫蘆之后廢水的理化性質發生較大變化，兩種植物都能大量地吸收利用水體中的N、P元素，生長旺盛，凈化效果顯著[8]。

土壤凈化法主要是人工濕地，在人工濕地污水處理系統中，起凈化作用是植物、基質和微生物，可通過沉淀、吸附、阻隔、微生物同化分解、硝化、反硝化以及植物的吸收等途徑去除水中的懸浮物、有機物、氮、磷和重金屬等。吳振斌等（2001）研究人工濕地對污水中磷的去除效果，結果表明蘆葦、茭白和無植物人工濕地的總磷去除率分別達到了61 %、65 %和28 %[9]。廖新 等（2002）分別以香根草和風車草為植被，建立人工濕地，隨季節不同，去除效果不同，CODcr去除率可達90 %以上，BOD5可達80 %以上，抗有機負荷沖擊能力強[10]。人工濕地與傳統的污水二級生化處理工藝相比，它具有凈化效果好、去除氮磷能力強、工藝設備簡單、運轉維護管理方便、能耗低、出水具有一定的生物安全性、生態環境效益顯著和可實現廢水資源化等特點[11]。從豬場B的工藝流程來看，其處理后污水最后排放到的魚塘是與一個大型活水湖泊相連，該湖泊可以大大稀釋污水中污染物的濃度，實地采樣時發現，該豬場的人工濕地階段沒有充分利用其優勢，因為該豬場人工濕地上只生長有許多水草，建議可在人工濕地上種植對N、P吸收能力較強或耐重金屬的牧草植物和水生植物，如水芹菜和水空心菜等，可大大加強人工濕地對污水中污染物或重金屬的吸收沉淀作用。

[1] 舒鄧群，黃春景，胡四清. 規模化豬場的主要污染物對環境的危害[J].畜禽業，2001（4）：28.

[2] 何余湧，吳志勇，謝國強，等. 生豬養殖小區污水處理前后污染物產量及濃度的變化研究[J].安徽農業科學，2010，38（28）：15662-15664.

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