兩種典型生豬糞污資源化利用路徑下污染物消減規律分析

李佩洋 童慶芳 蔡立梅 鄧兵 濮振宇 *

（1.長江大學資源與環境學院，湖北武漢 430100；2.湖北省武漢市農業科學研究院畜牧獸醫研究所，湖北武漢 430209；3.武漢市江夏區動物疫病預防控制中心，湖北武漢 430200）

1 引言

隨著生豬養殖企業規模化、集約化水平提高，生豬養殖效率大幅提升，但集中產生的糞便和污水也給企業帶來巨大的治理負擔。豬場糞污中富含氮、磷、鉀等有機物，也含有抗生素、重金屬等污染因子。經過科學的處置（如厭氧發酵、A/O 曝氣），豬場糞污能夠變廢為寶，成為可供農業利用的糞肥資源。目前，農業農村部正在大力推進糞肥資源的科學還田利用。

沼氣工程是規模化生豬養殖場常配套的糞污處理設施，工藝主要包括混合式厭氧法（CSTR）、上流式厭氧污泥床法（UASB）［1］。厭氧處理工藝的優點是工藝流程相對簡單、對有機質的降解效果較好且能產生能源物質沼氣，缺點是受氣溫變化的影響較大、處理效果不穩定。近年來，隨著市政污水處理工藝的日趨成熟，豬場糞污處理過程中也開始引入好氧處理方法，如多級氧化、接觸氧化等工藝［2］。相較于厭氧處理，好氧處理的效果更加徹底，出水水質更好，但是相應的藥品投入成本、運行維護成本也更高，目前還未得到廣泛應用［3］。

為了評估厭氧和好氧兩種典型污水處理工藝對豬場糞污的處理效果，本研究選取了兼具這2 種處理工藝的某大型生豬養殖場，在6 個時間點采集不同處理階段的污水樣品：分別為集污池中的原糞，調節池中固液分離后的糞污，沼液池中的沼液，一級生化好氧池中的污水和二級生化好氧池中的污水，終沉池中的終沉水，以及處理后排到農田中的農田水和農田附近溝渠中的溝渠水，對這8 種樣品進行了總氮（TN）、總磷（TP）、COD、氨氮（NH3－N）、溶解氧（DO）、氧化還原電位（Eh）、濁度、電導率、pH 指標的檢測，分析了生豬養殖場糞污處理及其還田利用各階段污染因子消減規律。

2 材料與方法

2.1 材料

本研究采集的實驗樣品是在武漢市某豬場的資源化利用工作站中集污池中的原糞、調節池中的固液分離的糞污、沼液池中的沼液、一級生化好氧池中的一級生化水、二級生化好氧池中的二級生化水、終沉池中的終沉水，以及還田區域中的農田水，并采集了實驗藕田附近的溝渠水作為對照。沼氣站簡易流程如圖1。

圖1 沼氣站簡易流程

2.2 實驗方法

2.2.1 樣品處理

樣品采集之后，存放到4 ℃冰箱之中；在測定NH3－N 濃度時，調節樣品pH 至10.5 左右（參考GB 7479—87《水質 銨的測定 納氏試劑比色法》）。

2.2.2 水質指標的檢測方法

TN 的檢測參照GB 11894—89 堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法；TP 的檢測參照GB/T 11893—89鉬酸銨分光光度法；NH3－N 的檢測參照GB 7479—87 納氏試劑比色法；COD 的檢測參照GB 11914—89 重鉻酸鉀法。

對于DO 和電導率以及Eh 等物理性質的檢測，采用美國HQ series 便攜式檢測儀進行；濁度利用HACH2100Q 進行測定。

2.2.3 數據處理方法

每組實驗處理設置3 個重復，利用Excel 對TN，TP，NH3－N，COD 進行方差分析；利用Origin2018 進行柱狀圖的繪制。

3 結果與分析

3.1 水質部分物理指標變化分析

DO 是研究水體自凈能力的一種依據，水中DO值越小，說明水質被污染得越嚴重；DO 值相對越大，說明水體污染不嚴重［4］。實驗樣品各階段DO 變化趨勢見圖2，從圖2 中可以看出，DO 指標整體呈上升趨勢。原糞、固液分離的糞水、沼液的DO 濃度變化趨勢較平穩，從一級生化水開始，DO 值上升。說明糞污在集污池到沼液池期間的凈化處理的效果并沒有那么明顯；從一級生化好氧池到終沉池，糞污處理效果明顯，最終還田利用時，DO 值約為7.2 mg/L，溝渠水DO 值為8.0 mg/L，二者差距不大。

圖2 實驗樣品各階段的DO 濃度變化趨勢

電導率是以數字表示溶液傳導電流的能力，這種能力的產生取決于離子的性質和濃度、溶液的溫度和黏度等，所以對糞污進行電導率的檢測，某種程度上也可以反映水體處理的效果［5］。實驗樣品各階段的電導率變化趨勢整體呈下降趨勢，見圖3，從圖3 中可以看出，變化趨勢大體可分為3 個階段，原糞、固液分離的糞水、沼液電導率在9.1～10.5 mS/cm之間，趨勢較平穩；從一級生化池開始下降，在一級生化好氧池、二級生化好氧池、終沉池又趨于平穩；從終沉池到還田利用的農田，電導率下降到0～1 mS/cm，與溝渠中的水結果接近。電導率的變化趨勢反映出的結果與DO 結果相似，從一級生化好氧池開始，處理效果明顯。

圖3 實驗樣品各階段的電導率變化趨勢

在氧化還原反應中，電子從一種物質轉移到另一種物質，在這兩種物質之間產生了電位差，它反映了體系中所有物質表現出來的宏觀氧化—還原性。氧化還原電位越高，氧化性越強，表明廢水中有機污染物濃度低，DO 或氧化性物質濃度高，氧化環境占優；反之，表明廢水處理系統中還原性物質或有機污染物含量高，DO 濃度低，還原環境占優［6］。實驗樣品各階段的Eh 變化趨勢如圖4。

圖4 實驗樣品各階段的Eh 變化趨勢

從圖4 中可以看，從豬場排出的糞污在還田之前，Eh 都是負值，水體表現為還原性；在還田之后，Eh 為正值，表現為氧化性。且從集污池開始，Eh 絕對值慢慢降低，表明糞污經過凈化處理，還原性逐漸減弱。附近溝渠中的水經檢測也呈氧化性，且其氧化性與還田之后的農田水氧化性相差不大，證明凈化處理效果顯著。

pH 是水體酸堿性強弱的指標，實驗樣品各階段的pH 變化趨勢如圖5，從圖5 中可以看出，糞污在凈化處理的過程中，pH 沒有明顯的變化，pH 在7.0～7.5 之間，呈中性。

圖5 實驗樣品各階段的pH 變化趨勢

濁度是由水中所存在的顆粒物質（如黏土、淤泥）、膠體顆粒、浮游生物及其他微生物而形成的，它是水對光的散射和吸收能力的量度，與水中顆粒的數目、大小、折光率及入射光的波長有關，是表現水體渾濁程度的指標，也可以從某種程度上表現出水體受污染的程度［7］。實驗樣品各階段的濁度變化趨勢如圖6。

圖6 實驗樣品各階段的濁度變化趨勢

從圖6 中可以看出，糞污在終沉池之前，濁度在500～800 NTU 之間，證明在終沉池之前水體還處于受污染比較重的狀況，經過沼液池厭氧工藝后，濁度并未發生明顯變化，可能與采樣時采集的方式有關。但最終經過還田利用后，濁度下降明顯，截留率達到了90%以上，凈化效果顯著。

3.2 水質化學指標變化分析

實驗樣品各階段的TN 濃度變化趨勢如圖7 所示，從圖7 中可看出，TN 濃度整體呈下降趨勢。集污池中原糞的TN 濃度在700 mg/L 左右；原糞在經過固液分離之后，一部分流向沼液池，一部分流向生化好氧池；一部分到達沼液池時，TN 下降到500 mg/L左右，該階段主要是因為經過凈化處理，有機氮被降解沉淀，進而TN 濃度下降；另一部分從調節池到達生化好氧池時，TN 濃度下降到300 mg/L，TN 去除率為55%。此過程可能是氨氣的揮發以及NH3-N 的硝化與反硝化導致［8］。糞污最終還田利用后，TN 濃度在2 mg/L 左右，溝渠水TN 濃度在0.95 mg/L 左右，含量接近且符合標準，表明凈化處理效果顯著。

圖7 實驗樣品各階段的TN 變化趨勢

實驗樣品各階段的NH3－N 濃度變化趨勢如圖8所示，趨勢與TN 濃度類似，NH3－N 濃度分別在沼液池以及生化好氧池發生了急劇下降，從600 mg/L 下降到400 mg/L；從調節池經過生化好氧池到終沉池時，NH3－N 濃度從600 mg/L 下降到90 mg/L，還田利用后NH3－N 濃度為0.8 mg/L，與溝渠水NH3－N 濃度接近，NH3－N 去除率達到95%以上。在此過程中，NH3－N濃度下降原因與TN 濃度下降原因相似，可能是NH3－N 的揮發以及硝化與反硝化作用［8］。這個過程還可以說明糞污中氮主要以NH3－N 的形式存在。

圖8 實驗樣品各階段的NH3-N 變化趨勢

實驗樣品各階段的TP 濃度變化趨勢如圖9 所示，從圖9 中可以看出，TP 濃度整體呈下降趨勢。一部分糞污在到達沼液池時，下降幅度明顯，從230 mg/L 下降到60 mg/L；另一部分糞污流向生化好氧池時，從230 mg/L 下降到120 mg/L；還田利用后TP濃度不足0.4 mg/L，與溝渠水TP 濃度接近。此過程可能主要是土壤、農作物蓮藕以及糞污中的微生物對磷的吸收而導致TP 濃度下降明顯；最后經過凈化處理，TP 濃度下降。

圖9 實驗樣品各階段的TP 變化趨勢

實驗樣品各階段的COD 濃度變化趨勢如圖10所示，從圖10 中可以看出，COD 濃度整體呈下降趨勢。一部分糞污流經沼液池時，COD 濃度下降明顯，從7 000 mg/L 下降到3 000 mg/L 左右；另外一部分糞污流經生化好氧池時，COD 濃度從7 000 mg/L 下降到3 700 mg/L；最終還田利用時，COD 濃度下降到400 mg/L，與溝渠水COD 濃度接近。COD濃度下降可能是因為污水中的微生物對有機物質的吸附和代謝而產生沉淀。

圖10 實驗樣品各階段的COD 變化趨勢

此次實驗田附近溝渠中的溝渠水經檢測，根據GB 3838—2002《地表水環境質量標準》要求已達到Ⅴ類水的排放標準。

4 討論與結論

4.1 討論

從圖9 中可以看出，當一部分糞污經凈化處理到沼液池里時，TP 濃度比另一部分流經生化好氧池TP 濃度低，是因為經過固液分離后的糞污在沼液池中形成沉淀，而磷容易被顆粒滯留，形成沉淀后沉入池底，故而沼液里的TP 濃度低于在生化好氧池中污水的TP 濃度，這與前人的研究結論相一致［9］。

此次實驗Eh 和pH 的數值僅進行了簡單的測量后進行分析，得出在不同凈化處理環節會有不同的數值。根據向交等［10］的研究，由Eh 和pH 的變化可以判斷出硝化與反硝化的起始點，進而反應TN 的變化，從而可以檢測反應的進程。此次實驗并沒有檢測到兩者的關系，也許是樣本量不夠大，這一點可以在下一次進行改進。

由圖9 和圖10 可以看出，COD 與TP 濃度的變化趨勢類似，在到達沼液池之后，也許磷形成了沉淀，所以沼液池中TP 的濃度比在生化好氧池中TP的濃度低；而COD 濃度也是同樣的現象，也許是因為生化好氧池需要為微生物提供能量，利用微生物的吸附、氧化等作用把復雜的有機大分子氧化分解為簡單的無機物，從而達到凈化廢水的目的，所以COD 濃度在生化好氧池中比在沼液池中要高。后續在處理豬場廢水時，可以縮短前期沉淀池的時間，來降低后續處理的難度［11］。

經檢測，如果僅使用原有的厭氧工藝，也可以將水質凈化到標準之內。增加水質凈化有氧設備，雖然維護費用等有所增加，但是可以達到更好的凈化效果。

4.2 結論

（1）實驗站點生豬養殖場直接排出的糞污TN 含量600～700 mg/L，TP 含量200～300 mg/L，COD 含量6 000～8 000 mg/L，經過凈化處理后，水質的TN，TP，COD 濃度與溝渠水相近。

（2）該養殖場在經過站點的凈化處理后，最終流向溝渠水以及農田水中TN，TP，COD 等污染物去除效果明顯，根據農用沼液國家標準（GB/T 40750—2021）已達到排放標準。

（3）厭氧工藝和水質凈化設備共同使用，可以更好地達到凈化效果。