畜禽产品需求量的大幅增加促进了规模化、集约化养殖业的兴起与迅速发展^[1-3]。2014年，全国生猪存栏4.66亿头，出栏7.35亿头，年出栏500头以上的规模养殖比例达到41.8%^[4]。规模化养殖具有缩短畜禽养殖的生长周期、提高产量、节约成本、便于管理等优点^[5]。但与此同时，也带来了大量粪污废水的处理问题，由于这类废水具有排水量大 (我国每年畜禽养殖的废水排放量超过1×10¹⁰ t) 和污染负荷高 (COD、NH₃-N、TP含量高) 等特点^[6]，排入水体后不仅会污染地表水体，引起水体富营养化，还会对地下水和农田生态系统造成破坏，带来一系列的环境污染问题^{[5, 7]}。因此，采用环保达标排放型废水处理工艺，如厌氧产沼-生化处理 (A/O、A²O等)，是许多大型规模化猪场粪污废水处理的主流工艺，但这些规模化猪场周围配套的可供用于沼液浇灌的农地面积有限，往往不适合采用“猪-沼-果 (作物)”生态循环模式。目前就一个长时间运行的典型猪场废水生化处理设施的运行效果，尤其是不同单元的运行效果报道不多，而且现有的这类报道大都来自业主或工艺提供方，所以还需要第三方的客观评价。此外，目前常规生化处理往往需要增加其他处理工艺或加长工艺路线才能获得较好的处理效果。为此本文以湖南某规模化猪场粪污废水处理设施为例，较长时间系统地调查研究了常规生化处理各单元对猪场废水的处理效果，探讨原处理工艺存在的问题并分析原因，进而针对性地提出提高规模化猪场废水处理效率、缩短处理流程的建议，对新建猪场废水处理工艺方法的选择、已建成规模化猪场废水处理工艺与方法的改进与优化具有一定借鉴意义。

湖南省某猪场为年出栏4万头的规模化养殖场，采用水冲粪工艺清理粪污，日产粪污400 t左右。粪污处理工艺主要包括固液分离，厌氧产沼发电、好氧厌氧生化处理的污水处理系统和粪渣高温发酵堆肥制有机肥系统两部分。从猪舍清理的粪污排入铺设的沟渠后，汇入布有格栅的集粪池以去除木棍、塑料袋、秸秆等较大的悬浮或漂浮物，抽入固液分离机进行固液分离后，产生的粪渣制有机肥，分离后的废水进行常规厌氧产沼发电-好氧厌氧生化处理。废水生化处理的主要工艺流程如图 1所示。该猪场废水处理设施始建于2001年，后经三次升级改造，于2013年改建完毕，一直连续运行至今，是我们所调研的众多规模化猪场中环保设施和运行效果最好的猪场之一，其生化处理工艺在我国环保达标型猪场废水处理工艺中具有很好的代表性。

图 1猪场废水生化处理工艺流程图 Figure 1The process flow chart of biological treatment on swine wastewater

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2015年8月13日至2016年1月5日共4个多月，作者驻现场定期采样检测各项指标。猪场粪污废水采自该猪场排出的原始粪污经固液分离后所产生的分离废水，其基本理化性质见表 1。生化处理各单元进出水采集后一部分指标现场即时测定，另一部分置于4 ℃冰箱后，在实验室尽快完成检测。测定的基本水质指标包括pH、SS、COD、NH3-N、TN、TP、色度等。

表 1 供试猪场粪污废水基本性质 Table 1 The primary physicochemical properties of the selected swine slurry after solid-liquid separation

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采用Delta 320型精密pH计 (梅特勒-托利多) 测定pH值；水质指标色度、SS、COD、NH₃-N、TN和TP均采用标准方法^[8]测定，分别为稀释倍数法、重量法、重铬酸钾法、纳氏试剂光度法、过硫酸钾氧化-紫外分光光度法、钼锑抗分光光度法。

猪场粪污经固液分离后由于污染物浓度高，直接好氧处理较为困难，一般先进行厌氧消化处理^{[5, 9]}。如图 2所示，废水经厌氧产沼反应后，SS浓度由3040~4900 mg·L^-1降至3012~4412 mg·L^-1，仅去除 (5.44±4.52)%的SS，COD浓度由6440~11 290 mg·L^-1变化为7174~8780 mg·L^-1，降低 (14.44±18.75)%，SS和COD去除率低。沼液进入紧接其后的竖流式沉淀池，但因沉淀时间很短，沉淀效果较差，进入后续生化处理的负荷高。为有效处理这种高负荷的进水，生化处理工艺较长，包括一级接触氧化+水解酸化+二级曝气氧化处理，二沉池出水SS浓度为31~186 mg·L^-1，COD浓度为276~292 mg·L^-1。理论上，厌氧消化工艺能够大幅度去除废水中COD^[1]，如刘珊^[10]研究报道的两家处理工艺较成熟的规模化猪场，其废水经厌氧发酵后COD浓度分别由19 370、7610 mg·L^-1降至6315、2077 mg·L^-1，分别去除67.4%与72.7%。本处理设施与其相比效果较差，可能是由于进入沼气池的SS较高，加之废水在沼气池中的HRT很短 (3~6 d)，导致大量的以“惰性”或“颗粒物”形态存在的COD难以被去除。

Ⅰ：固液分离后废水；Ⅱ：沼液，Ⅲ：二沉池出水；Ⅳ：CASS池出水；Ⅴ：混凝沉淀出水 Ⅰ indicates swine wastewater after solid-liquid separation, Ⅱ indicates biogas slurry, Ⅲ indicates the effluent of secondary clarifier, Ⅳ indicates the effluent of CASS tanks, Ⅴ indicates the effluent of coagulation 图 2猪场废水生化处理各阶段出水SS与COD Figure 2The variation of SS and COD in the effluent of different biological treatment stages

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图 3反映了固液分离后废水和经厌氧产沼处理后的沼液过滤去除SS前后COD的变化。沼液中溶解性COD (即过滤液中COD) 为592~1362 mg·L^-1，仅占总COD (指沼液过滤前的COD) 的6.74%~18.99%，沼液中绝大部分为惰性COD，因此增加了后续生化处理的压力。固液分离废水中溶解性COD为3128~3563 mg·L^-1，占总COD的27.93%~31.56%，进入沼气池之前，废水中“惰性”COD浓度为7727~8071 mg·L^-1，而沼气发酵后沼液中“惰性”COD浓度仍达5812~8188 mg·L^-1。这进一步证明厌氧消化过程大部分去除的是废水中可溶性COD，而由SS产生的惰性COD去除较少。

图 3猪场粪污固液分离后废水及其沼液过滤前后的COD Figure 3The variation of COD in swine wastewater after solid-liquid separation and its biogas slurry before and after filtration

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由于目前畜禽养殖场沼气工程进水的SS和COD过高，重“沼气产生量”轻“COD消减量”，即较少考虑废水处理效果问题，导致带入的大量SS进入沼气池后易沉渣，有效容积减少，HRT进一步缩短，对厌氧效率及程度产生很大影响。另一方面出水沼液SS、COD浓度高，进入后续生化处理负荷高，影响后续处理效果，在冬季温度低时尤其明显，冬季厌氧产沼对SS与COD的去除率与夏季相比分别降低约10%和33%。若将沼气工程的侧重点从能源利用为主要目的转变为提升废水处理效果，同时兼顾生物质能源化，如在进入沼气池前用物化法 (如气浮法等) 将废水中SS大量去除，使废水中“惰性”或“颗粒物”形态存在的COD预先大量去除，则厌氧处理去除COD的效率必然大幅提升，而且黏附于颗粒物上的氨氮与有机磷均能得到一定去除。或者清粪方式由“水冲粪”、“水泡粪”改成“干清粪、水冲洗”，将粪便与污水分离，直接减少进入沼气池的污染负荷。吴根义等^[3]调查发现，以能源利用为目标的沼气工程 (粪、污水混合进入沼气池) 产生的沼液，其COD、TN、TP、NH3-N浓度均远高于干清粪后仅污水进入沼气池产生的沼液。厌氧单元可以选择高效UASB反应器代替普通沼气池来提升厌氧处理的效果^[11]。有了适合的前处理，则后端处理压力减小，利于缩短处理流程。

水冲粪养殖场粪污废水含有较高的氨氮，可达到近1000 mg·L^-1，使废水散发出浓烈刺鼻的臭味^[1]。如图 4所示，该猪场粪污经固液分离后废水氨氮含量为652.3~1044 mg·L^-1，经过厌氧产沼与一级好氧处理后，废水氨氮浓度降至148.8~190.7 mg·L^-1，去除 (82.41±0.69)%的氨氮，随后经过水解酸化与二级曝气氧化的二沉出水氨氮浓度为37.9~108.7 mg·L^-1，去除效率下降，出水氨氮浓度不能稳定达到《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB18596-2001)^[12]。这与报道的许多采用二级生化处理的规模化猪场处理结果一致。刘珊^[10]调查报道的两家猪场，其废水经厌氧发酵及序批式反应池 (Sequencing batch reactor，SBR) 处理后，氨氮浓度分别由520、352 mg·L^-1降至92、78 mg·L^-1，分别去除82.3%与80.9%的氨氮，出水浓度和去除率与本研究猪场二沉池出水相近。而处理工艺相对简单、落后的猪场 (如王磊^[13]调研的一家东莞市规模化猪场)，其废水氨氮处理效果则较差，经过二级生化与氧化塘处理之后，氨氮浓度仍达150~200 mg·L^-1。

Ⅰ：固液分离后废水；Ⅱ：沼液；Ⅲ：一级好氧出水；Ⅳ：水解酸化出水；Ⅴ：二沉池出水；Ⅵ：CASS池出水；Ⅶ：混凝沉淀出水 Ⅰ indicates swine wastewater after solid-liquid separation, Ⅱ indicates biogas slurry, Ⅲ indicates the effluent of primarily aerobic tank, Ⅳ indicates the effluent of hydrolysis-acidification tank, Ⅴ indicates the effluent of secondary clarifier, Ⅵ indicates the effluent of CASS tanks, Ⅶ indicates the effluent of coagulation 图 4猪场废水生化处理各阶段出水NH3-N与TN Figure 4The variation of NH3-N and TN in the effluent of different biological treatment stages

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该猪场为使出水氨氮能稳定达标，后接了CASS工艺反复间歇曝气以降低氨氮浓度。二级生化出水进一步经过CASS工艺处理后，氨氮浓度可大幅降低到0.54~3.2 mg·L^-1，但延长了工艺路线与处理时间，增加了成本。除CASS池反应阶段，TN浓度在各阶段的变化与氨氮变化基本一致，CASS反应后TN浓度从179.1~203.4 mg·L^-1降至171.1~171.8 mg·L^-1，仅去除 (10.00±5.53)%，而此阶段的氨氮几乎得到全部去除，去除率为 (95.93±2.54)%。由此判断CASS反应阶段基本以硝化反应为主，而反硝化脱氮过程受阻。这可能与二沉池出水极低的COD/TN (C/N) 有关，由于二沉池出水C/N < 2，无法为反硝化细菌提供充足的碳源，导致反硝化过程中没有足够的电子供体而限制了反硝化过程，使得TN的去除率较低^[14]。由于目前排放标准^[12]对TN并无要求，所以大部分猪场对废水中TN浓度并无特别关注，二级生化出水TN浓度范围不一。高云超等^[15]调查报道广州市钟落潭种猪场其二沉池出水TN浓度为289 mg·L^-1，与本研究猪场二沉池出水TN浓度179.1~203.4 mg·L^-1相差较小。而刘颂东等^[16]调查发现深圳市新龙达石井猪场其接触氧化池出水TN浓度高达543.6 mg·L^-1。随着今后越来越严格的畜禽污水排放标准，废水中TN浓度亦值得关注。

已有较多研究表明高浓度氨氮对活性污泥微生物具有抑制作用^[17-19]。这是因为较高的氨氮浓度导致系统中有大量的游离氨 (Free ammonia，FA)^[14]，会对有机物降解菌、氨氧化菌 (Ammonia-oxidizing bacteria，AOB) 和亚硝酸盐氧化菌 (Nitrite-oxidizing bacteria，NOB) 产生抑制作用^[20-22]。相关文献报道^[23]称游离氨浓度在50 mg·L^-1时即对厌氧产甲烷微生物产生抑制作用，唐崇俭等^[20]在猪场废水游离氨为140~230 mg·L^-1时直接进行厌氧生物处理，反应器的COD去除率仅为8.1%~15.6%，反应器产气几乎停止，丧失处理功能。本研究猪场废水中游离氨浓度根据文献[24]估算，由氨氮浓度换算后为6.02~66.05 mg·L^-1，其最高浓度超过报道抑制浓度，故厌氧消化时COD去除率为 (14.44±18.75)%，亦较低。其原因除沼气池的HRT很短、进水SS过高外，游离氨的抑制作用也不能被排除^[25-27]。

游离氨会抑制硝化菌的活性，因此厌氧消化后的沼液氨氮浓度过高亦会影响后续生化处理硝化反应的顺利进行。对于不同的废水，FA对AOB和NOB的抑制浓度目前尚无统一定论。有报道^[21]称FA对AOB和NOB的抑制浓度分别为10~150 mg·L^-1和0.1~1.0 mg·L^-1，而Rongsayamanont等^[22]的研究结果为60~120 mg·L^-1和0.6~60 mg·L^-1。该猪场沼液中游离氨浓度为5.55~16.51 mg·L^-1，对后续生化处理的硝化反应有一定影响，好氧池污泥活性不高，SVI值 ( < 50) 较低，常规二级生化处理后二沉池出水氨氮不能稳定达标。

猪场废水中除含有大量有机物和氮外，还含有较高浓度的磷。图 5反映了废水中TP在生化处理各阶段的变化。固液分离后废水TP浓度达55.5~148.1 mg·L^-1，由于磷多数存在于颗粒物中，经监测，固液分离前原始猪场粪污废水TP约200 mg·L^-1，与其他研究者关于猪场废水中TP达100~300 mg·L^-1的报道相吻合^[28]。利用厌氧-好氧工艺的生物除磷法是目前相对较为经济的除磷方法^[29-30]。该猪场废水厌氧消化后TP浓度变化较小，经过一级接触氧化+水解酸化+二级曝气氧化后降至20.1~41.6 mg·L^-1，TP平均去除 (67.87±4.04)%，CASS反应阶段TP基本没有变化，出水TP浓度 (28.5~39.2 mg·L^-1) 超标。这可能是由于生化处理过程中碳源紧缺，无法同时满足聚磷菌厌氧释磷与反硝化菌反硝化脱氮，从而影响了系统充分释磷。如果在厌氧段释磷不充分，则在好氧段吸磷不完全，使系统的除磷效率降低^[31-32]。

Ⅰ：固液分离后废水；Ⅱ：沼液；Ⅲ：二沉池出水；Ⅳ：CASS池出水；Ⅴ：混凝沉淀出水 Ⅰ indicates swine wastewater after solid-liquid separation, Ⅱ indicates biogas slurry, Ⅲ indicates the effluent of secondary clarifier, Ⅳ indicates the effluent of CASS tanks, Ⅴ indicates the effluent of coagulation 图 5猪场废水生化处理各阶段出水TP与pH Figure 5TP and pH variation of the effluent of different biological treatment stages

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图 5还显示了猪场废水生化处理各阶段pH的变化。固液分离后废水pH为7.20~8.14，厌氧消化及二沉池出水pH均稳定在7~8，CASS反应后pH降至6.35~7.08。这是由于硝化过程消耗碱度，而CASS反应阶段反硝化过程受限 (如本文3.2所述)，则碱度得不到“回补”，导致pH降低。由于混凝阶段大量化学药剂 (PAC+石灰+PAM) 的加入，混凝沉淀出水pH升高至7.58~10.25。

目前较多猪场废水生化处理后出水呈较深的棕黄色^[33]，图 6反映了该猪场二沉池出水、CASS池出水及混凝沉淀出水的色度变化。结果显示，常规的生化处理很难将养殖废水的色度完全消减，即使再连接CASS反应，出水色度仍达40。尽管目前畜禽养殖业污染物排放标准 (GB18596-2001) 对色度没有要求，但排水色度深则有不好的感观。值得指出的是，由于CASS阶段出水TP浓度超标、色度较深，该污水处理站增加了化学混凝沉淀工艺脱色、除磷，混凝沉淀后废水中TP得到全部去除，色度降至2，外观无色无味，最终出水完全达标。但化学脱色、除磷工艺需要消耗化学药剂并产生大量化学污泥，不但延长工艺路线与时间，还增加了处理成本^[34]。

图 6猪场废水二级生化处理后各阶段出水色度 Figure 6Chroma variation of the effluent of different stages after secondary biological treatment

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(1) 水冲粪猪场废水经过固液分离后，COD、NH3-N、TP含量仍然很高，最高分别达11 290、1044、148.1 mg·L^-1。传统厌氧反应器短时间的厌氧消化大部分去除的是废水中可溶性COD，沼液可生化性变差，传统沼气池没有充分发挥消减COD的功效，增加了后端处理负担。

(2) 常规二级生化处理后二沉池出水不能稳定达标。后接CASS工艺进一步处理后，除氨氮达标外，TN和TP去除率仍较低，出水TP浓度超标、色度深，养殖废水常规固液分离-厌氧产沼-多级生化处理仍难达标。增加化学混凝沉淀工艺能使废水完全达标，出水无色无味，但会产生大量化学污泥并消耗化学药剂，延长工艺路线并增加成本。

(3) 建议将沼气工程的侧重点从能源利用转变为废水处理，同时兼顾生物质能源化，通过物化法预先去除进水SS，或改清粪方式为“干清粪、水冲洗”，同时选择高效UASB反应器代替普通沼气池。有了适合的前处理则后端处理压力减小，利于缩短处理流程。