混凝沉淀對豬場污水中污染物的凈化效果

張國生，余相共，袁興云，臧一天，張 斌，危霄月，舒鄧群*

（1.江西省農業技術推廣中心，江西 南昌 330046；2.江西省宜黃縣農業農村局，江西 宜黃 344000；3.江西農業大學 動物科學學院，江西 南昌 330045；4.江西省鷹潭市余江區畜牧獸醫局，江西 鷹潭 335200）

近年來，我國生豬的養殖朝著集約化、規?；较蜓杆侔l展。據國家統計局2017年的統計數據，中國2017年的生豬出欄量為68861萬頭，豬肉產量5340萬t，出欄量及豬肉消費量均占世界總量的50%左右［1］。與此同時，生豬規?；B殖帶來的環境污染問題也日益突出，根據第一次全國污染源普查畜禽養殖業源產排污系數手冊測算，1頭生豬1年產生糞尿1.44 t、污水3.65 t、COD 152.74 t、TN 12.13 t、TP 22.05 t［2］，因此，區域內急劇增加的糞污排放量已成為制約生豬產業可持續健康發展的重要因素。

秉承著“既要金山銀山，又要綠水青山”的環保理念，養殖廢水的有效處理一直受到政府和業內人士的高度重視。豬場污水主要由豬的排泄物、飼料殘渣和豬舍沖洗水組成，其水質特點主要表現為有機物含量高、氨氮含量高、懸浮物質含量較高、病原微生物數量多、碳氮比低，但可生化性較好［3］。由于豬場污水的懸浮物質含量較高，直接對其進行處理會增加處理難度和成本，因此在進行生化處理前常增加預處理環節，以減輕負荷?；炷恋矸ㄗ鳛轭A處理的常用工藝之一，不僅能有效去除污水中的膠體和懸浮顆粒物質，降低濁度、色度等感官指標，而且還具有操作簡便、經濟有效等優點，越來越受到廣大學者的關注［4］。

本試驗采用混凝沉淀法，研究了不同比例的混凝劑明礬+助凝劑硅酸鈉組合對沼液和固液分離污水中污染物的凈化效果，以期為優化豬場污水處理工藝、改進處理設施提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗污水樣品取自江西省上饒市萬年縣某生豬規模養殖場。該豬場的糞污采用“厭氧-還田”處理模式，采用干清糞工藝收集糞便；豬舍排出的污水經固液分離后，經過酸化池，進入沼氣池；污水經過厭氧發酵后，沼液進入沼液儲存池，最后還田利用。豬場污水處理的工藝流程如圖1所示。

圖1 豬場污水處理的工藝流程

1.2 采樣及樣品處理

用塑料瓶和玻璃瓶采樣。先洗凈塑料瓶和玻璃瓶，然后用1∶3的硫酸溶液浸泡過夜，最后用蒸餾水沖凈，晾干，備用。使用手持式桿狀深層聚創800C型瓶式水樣采樣器，分別采集沼液儲存池中的沼液（簡稱沼液）和經固液分離后的酸化池污水（簡稱固液分離污水），在每個點采集3個重復樣，采集位置在液面以下15 cm處，每個水樣均為10 L。水樣采集后，現場測定其pH值［5］，之后參照《水質采樣樣品的保存和管理技術規定》（HJ 493─2009）［6］，根據各指標的測定要求采用相應的保存方法，備用。

1.3 試驗設計

本試驗共設置6個處理，各處理用不同量的明礬加助凝劑硅酸鈉分別對沼液和固液分離污水進行處理，不同處理的明礬和硅酸鈉的具體用量見表1。每個處理設置3個重復，每個重復的水樣體積均為500 mL。觀察不同處理對污水中污染物的凈化效果。

表1 不同處理的明礬和硅酸鈉的用量

1.4 測定指標與方法

污水中污染物指標包括pH值，以及NH3-N、化學需氧量（COD）、懸浮物（SS）、總氮（TN）、總磷（TP）含量。pH值的測定采用玻璃電極法；NH3-N含量的測定采用納氏試劑分光光度法；COD含量的測定采用高錳酸鉀法；SS含量的測定采用重量法；TN含量的測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法；TP含量的測定采用鉬酸銨分光光度法。

1.5 凈化效果分析

使用Excel 2007對試驗數據進行整理，采用“平均值±標準差”表示。采用Duncan法進行統計分析，以P＜0.05作為差異顯著性判斷標準。

各處理在加入混凝劑與助凝劑后，測定在不同時間段（24 h與48 h）上清液中污染物相關指標的含量，計算污染物的降解率，并將處理后水樣的pH值與《污水綜合排放標準》（GB 8978─1996）［7］進行比較；將NH3-N、COD、SS、TN、TP等指標的含量與《畜禽養殖業污染物排放標準》（GB 18596─2001）［8］進行比較，分析不同處理對污染物相關指標的影響。降解率的計算公式如下：

2 結果與分析

2.1 凈化處理對pH值的影響

從表2可以看出：向沼液中加入凈化劑，24 h后，沼液的pH值大幅度降低，其中處理B的pH值顯著低于其他處理（P＜0.05）；48 h后，沼液的pH值繼續降低，其中處理C的pH值顯著高于其他處理（P＜0.05）。向固液分離污水中加入凈化劑，24 h后，處理D的pH值顯著低于其他處理（P＜0.05）；48 h后，污水的pH值繼續降低，但各處理之間無顯著性差異。處理前沼液和固液分離污水的pH值均在排放標準范圍內［9］，但處理后沼液和固液分離污水均呈酸性，pH值低于排放標準。

表2 凈化處理后不同時段沼液和污水的pH值

2.2 凈化處理對NH3-N含量的影響

由表3可知：向沼液中加入凈化劑，24 h后，處理A、處理B和處理C沼液的氨氮含量下降，其中處理C下降了12.07%，效果最好，而處理D、處理E和處理F不降反升；48 h后，除處理E外，其他處理沼液的氨氮含量均隨時間推移而繼續增加。向固液分離污水加入凈化劑后，所有處理污水的氨氮含量均有所提高。各處理對沼液NH3-N的凈化效果優于固液分離污水，但是沼液和固液分離污水在處理前、后的NH3-N含量都高于排放標準。

表3 凈化處理后不同時段沼液和污水的NH3-N含量

2.3 凈化處理對COD含量的影響

從表4中可以看出：向沼液中加入凈化劑，24 h后，各處理沼液的COD降解率在1.81%～19.22%之間，其中處理C、處理D、處理E和處理F的降解率顯著高于處理A和處理B（P＜0.05）；48 h后，除處理D外，沼液的COD含量繼續下降，處理E和處理F的COD降解率顯著高于其他處理（P＜0.05）。向固液分離污水中加入凈化劑，24 h后，處理C、處理D、處理E和處理F污水的COD降解率顯著高于處理A和處理B（P＜0.05）；48 h后，除處理B和處理D外，污水的COD含量繼續下降，處理F的COD降解率顯著高于其他處理（P＜0.05），效果最佳。不同處理對沼液COD的凈化效果優于對固液分離污水的效果。沼液在處理前、后的COD含量均達到了國家排放標準，而固液分離污水在處理后COD含量仍無法達到國家排放標準。

表4 凈化處理后不同時段沼液和污水的COD含量

2.4 凈化處理對懸浮物含量的影響

從表5中可以看出：向沼液中加入凈化劑，24 h后，沼液懸浮物的降解率隨明礬和硅酸鈉用量的增加而升高，其中處理C、處理D、處理E和處理F沼液懸浮物的降解率顯著高于處理A和處理B（P＜0.05）；48 h后，沼液的懸浮物含量繼續下降，處理D、處理E和處理F沼液懸浮物的降解率顯著高于處理A、處理B和處理C（P＜0.05）。向固液分離污水中加入凈化劑，24 h后，處理F污水懸浮物的降解率顯著高于其他處理（P＜0.05）；48 h后，污水的懸浮物含量繼續下降，處理F的懸浮物降解率達74.26%，仍顯著高于其他處理（P＜0.05）。不同處理對固液分離污水懸浮物的凈化效果優于對沼液的效果。但是，本試驗沼液和固液分離污水在處理前、后的懸浮物含量均高于國家排放標準（200 mg/L），說明僅使用混凝劑明礬加助凝劑硅酸鈉的混凝方法雖可以降解22.01%～74.26%的懸浮物，但仍達不到國家規定的排放標準。

表5 凈化處理后不同時段沼液和污水的懸浮物含量

2.5 凈化處理對不同時段TN含量的影響

由表6可知：向沼液中加入凈化劑，在24 h和48 h后，處理A沼液的TN降解率均顯著低于其他處理（P＜0.05）。向固液分離污水中加入凈化劑，24 h后，處理E和處理F污水的TN降解率顯著高于其他處理（P＜0.05）；48 h后，除處理B和處理C外，污水的TN含量繼續下降，處理E和處理F污水的TN降解率仍顯著高于其他處理（P＜0.05）。不同處理對沼液TN的凈化效果優于對固液分離污水的效果，但在處理前、后，沼液和固液分離污水的TN含量均超過了排放標準，故經混凝處理后仍需采取其他凈化措施。

表6 凈化處理后不同時段沼液和污水的TN含量

2.6 凈化處理對不同時段TP含量的影響

由表7可見：向沼液中添加凈化劑，24 h和48 h后，處理E和處理F沼液的TP降解率均顯著高于其他處理（P＜0.05）。向固液分離污水中加入凈化劑，24 h和48 h后，處理F污水的TP降解率均顯著高于其他處理（P＜0.05）。不同處理對沼液TP的凈化效果優于固液分離污水。沼液和固液分離污水在處理前、后的TP含量均符合國家排放標準。

表7 凈化處理后不同時段沼液和污水的TP含量

3 討論

pH值是水污染的常規分析指標之一，是水質監測、評價、利用以及污染治理的主要依據［10］。本試驗結果表明，無論是沼液還是固液分離污水，在加入凈化劑后，pH值都有不同程度的下降。pH值下降是因為明礬在水中電離出兩種金屬離子：KAl（SO4）2=K++Al3++2SO42-，其中Al3+容易水解，生成氫氧化鋁膠體：Al3++3H2O?Al（OH）3+3H+，氫氧化鋁膠體吸附水里懸浮的雜質，形成沉淀［9］，水解反應趨向右方，H+含量上升，使得pH值降低［11］。

NH3-N含量是水體環境監測的主要指標之一，豬場污水含有豐富的NH3-N，如果直接排放，那么會污染水環境［12］。本試驗結果表明，除處理C沼液在24 h后的氨氮含量下降了12.07%外，其他處理對氨氮的凈化效果較差甚至呈現出負降解效果，這與于淼［13］的研究結果“利用預臭氧聯合混凝處理松花江源水，其NH3-N的含量不降反升”相符，其可能原因是混凝沉淀去除的氨氮大部分是有機態的氨氮，明礬及硅酸鈉在靜置過程中將部分有機態氨氮轉化成了無機態氮。此外，本研究有些處理對氨氮的降解率較低，其原因可能是鋁鹽和鐵鹽在水解的過程中不斷產生H＋，使氨氮趨于以NH3＋的形式存在［14］。

COD含量可以反映水中受還原性物質污染的程度［15］。本試驗結果表明，沼液和固液分離污水中COD的降解率與凈化處理時長成正比，以處理F（80 mg/L明礬+3 mg/L硅酸鈉）的效果最佳，這與李文波等［16］利用一定量的明礬加聚丙烯酰胺助凝劑處理奶牛養殖廢水，在靜置一定時間后，污水的COD含量降低，有機物去除率提高的結果一致。

懸浮物隨污水擴散，易堵塞土壤孔隙，使土壤的透氣性和透水性降低，土壤易板結［17］。本試驗發現，沼液和固液分離污水中懸浮物的降解率隨凈化劑添加量和處理時長的增加而增加，以80 mg/L明礬+3 mg/L硅酸鈉處理48 h后的效果最佳，這與馮一然等［18］的研究結果“明礬對豬糞沼液SS的去除效果呈現先上升后下降的趨勢，以4 g/L為最佳投放量”基本一致。明礬的投加對懸浮物的去除有一定效果但是效果不佳的可能原因：當絮凝劑投加量較少時，主要發生由絮凝劑提供的大量正離子和水中帶負電的膠體顆粒的電性中和作用，同時形成粒徑過小的絮凝體，懸浮于水中，因此殘留的污染物含量高［19-20］。

氮超標會使含氮化合物被氧化成硝酸鹽或厭氧分解成硝酸鹽，積聚于表土層，從而引起土壤組成和性狀發生改變；另外也會使土壤鹽分積累增加，影響植物生長［21］。本試驗結果顯示，將凈化劑加入沼液和固液分離污水中，TN的降解率在1.69%～23.38%之間，處理效果不佳。究其原因，可能是因為豬場廢水中的TN大部分以NH3-N的形式存在，絮凝劑只對少量的顆粒態N素起作用［22］。

磷是引起水體富營養化的關鍵物質，含磷廢水進入自然水體后，會導致水質惡化，破壞生態環境，甚至威脅人類和水生生物的生存［23］。本試驗結果表明，沼液和固液分離污水中TP的降解率隨凈化劑添加量和處理時長的增加而增加，以80 mg/L明礬+3 mg/L硅酸鈉處理48 h后的效果最佳。去除TP的可能機制是：隨著懸浮物的聚合沉降，污水中的顆粒態磷得到去除，同時產生大量的PO43-等；相反電荷的化學物質吸附在磷酸根離子表面，使得表面電荷減少，通過吸附電中和作用和壓縮雙電層作用使磷酸根離子脫穩，粒子之間相互凝聚沉淀［24］。

4 結論

混凝沉淀處理對污水的污染物有一定的凈化作用，COD、TP、pH值、SS及TN的降解率均隨凈化劑用量的增加而提高，且處理48 h的效果優于24 h；NH3-N的降解率隨凈化劑用量的增加而下降，且處理24 h的效果優于48 h。

混凝沉淀處理對固液分離污水中pH值和懸浮物的凈化效果優于沼液；對沼液中NH3-N、COD、TN及TP的凈化效果優于固液分離污水。

經混凝沉淀處理后沼液中的COD和TP含量，以及固液分離污水中的TP含量可以達到國家排放標準；其他指標仍高于國家排放標準，需要采取其他措施進行進一步的凈化處理。