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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。
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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。
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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。
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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。
1.1. 废水治理工程概况与技术简介
1.2. 样品采集与分析方法
1.3. 污染物去除率计算方法与数据分析
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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。
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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。
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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。
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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。
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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%。
2.1. 投加碳源后SBR工艺处理效果
2.2. 串联生物强化稳定塘处理工艺对污染物的去除效果
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
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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]。
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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。
