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农村养猪分散户废水处理及其消化液资源化 * 信欣方鹏姚力叶芝祥羊依金 成都信息工程学院资源环境学院， 成都 610225 摘要 基于污染物源分离技术， 结合 “生物 － 生态耦合” 理念， 提出符合农村分散式养猪废水的处理技术方案。倡导干 清粪方式， 废水采用厌氧池和二级氧化塘工艺联合处理; 同时探讨厌氧消化液作为制备生物絮凝剂的替代培养原料的 可行性。实验结果表明 1 采用干清粪工艺的养猪废水的主要污染物指标 COD、 NH 4- N、 TN 和 TP 经“厌氧 兼性 塘 好氧塘” 工艺处理后， 出水达 GB 185962001 畜禽养殖业污染物排放标准 。2 以消化液为主要培养基质， 外加 蔗糖2. 0 g/L， K2HPO41. 6 g/L， KH2PO40. 8 g/L 为发酵基质时， 产絮菌群 B- 737 发酵24 h， 可达1. 5 g/L， 微生物絮凝剂 的培养基成本降低 80左右。 关键词 农村养猪废水; 处理方案; 消化液资源化 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201403004 DISPEＲSED HOUSEHOLDS PIGGEＲY WASTEWATEＲ TＲEATMENT IN ＲUＲAL AＲEAS AND ITS DIGESTIVE JUICES ＲESOUＲCE UTILIZATION TECHNOLOGY Xin XinFang PengYao LiYe ZhixiangYang Yijin College of Ｒesource and Environment，Chengdu University of Ination Technology，Chengdu 610225，China AbstractDispersed households piggery wastewater treatment in rural areas and its digestive juices resources technology was proposed based on the pollutant source separation technique and combined with the concept of biological- ecological． Advocated the dry desludging way，the wastewater treatment adopted the anaerobic tank and two oxidation ponds． Moreover，It was discussed the feasibility of anaerobic digestive juices as the replace materials to prepare the bioflocculant． The experimental results showed that 1The pollutant index COD，NH 4- N，TN and TP in effluent by anaerobic facultative pond aerobic pond could meet the“Livestock and Poultry Breeding Industry Standards for Discharge of Water Pollutants” GB 18596 2001 ． 2When the digestive juices was the main culture medium，and added sucrose 2. 0 g/L，K2HPO41. 6 g/L，and KH2PO40. 8 g/L，the floc amount of 1. 5 g/L of bioflocculant- produced bacteria of B- 737 was achieved under their fermentation for 24h，and the production cost was reduced about 80． Keywordspiggery wastewater in rural areas;processing scheme;digestive juices resources * 中华环境保护基金会 TOTO 水环境基金资助项目 12H304 ; 四川省 科技支撑计划项目 2013GZ0067 。 收稿日期 2013 －06 －14 0引言 养猪废水是一种高浓度有机废水， 直接排入或随 雨水冲刷进入江河湖库， 可造成水体富营养化。目前 由于对猪场废水及粪便的处理技术不成熟或无处理， 分散式养猪业造成的污染已经成为我国农村或城郊 环境污染的主要原因。由于工业化处理模式 物理 － 化学法等 ［1- 5 ］， 具有投资大、 能耗高、 运行费用高等 缺点， 并不适宜在农村推广。而农村中小型养猪场短 时间内不可能通过关、 停、 并、 转等强制手段实现规模 化养殖， 必须要针对其养殖地域、 规模和废水的特点， 提出适合我国现阶段密集型小型养猪分散户废水处 理技术， 以解决其带来的环境污染问题。 本文对四川省嘉陵江流域农村分散养猪户废水 处理存在的难题和弊端， 提出适合农村小型养猪户废 水处理技术方案， 并通过小试实验， 验证提出该工艺 方案的可行性， 为农村养猪散养户废水的治理及资源 化提供良好的技术支撑和实验依据。 1实验部分 1. 1实验材料 1. 1. 1实验废水 本实验采用干清粪方式的养猪废水。启动阶段 51 水污染防治 Water Pollution Control 废水 ρ COD 为 1 989. 0 ～5 289. 6 mg/L， ρ 氨氮 为 85. 3 ～ 221. 7 mg/L， ρ TN 为 180. 6 ～ 363. 4 mg/L， ρ TP 为 12. 1 ～ 48. 6 mg/L， pH 6. 8 ～7. 5。 1. 1. 2絮凝剂产生菌来源 实验所用菌种来自本课题组分离筛选出的两株高 效絮凝剂产生菌， 编号分别为 B- 37 和 B- 7［ 6 ］， 将这两菌 株以1∶1的配比复配成新型复合产絮菌群 B- 737［ 7 ］。 菌种培养基组份为 ［6- 7 ］ 蔗糖 30 g， KH 2PO42 g， K2HPO43 g， NH4 2C2O4 H2O 1g， NaCl 0. 1 g， MgSO4 0. 1 g， 蒸馏水 1 L，pH 7. 0。 1. 2实验方法 1. 2. 1实验室废水处理装置 厌氧发酵罐， 直径 D 0. 32 m， H 0. 75 m， 有效 体积为52 L， 水力停留时间为5 d; 兼性氧化塘尺寸为 0. 58 m 0. 29 m 0. 8 m， 有效容积为100 L， 水力停 留时间为 12 d; 好氧塘尺寸为 0. 64 m 0. 3 m 0. 35 m， 有效容积为60 L， 水力停留时间为6 d。采用 逐步提高氨氮负荷的方式启动。 1. 2. 2消化液资源化制备生物絮凝剂的发酵条件优化 将产絮菌群 B- 737 按照接种比 1∶ 1000 V/V 接 种于种子培养基中， 在 30 ℃， 160 r/min 条件下培养 24 h; 取适量活化液按照接种比 2∶ 100 V/V 于灭菌 好的养猪废水中， 在 30 ℃， 160 r/min 条件下培养 24 h， 考察外加碳源和磷源量对产絮菌群 B- 737 产絮 能力的影响。 2方案设计 2. 1调查地区养猪废水排放情况 四川省嘉陵江流域南充市高坪区的散养户养猪 场是较多农村中小型养猪场的缩影。该地区农村 养猪均为散养式养殖， 养猪数目一般在 50 ～ 100 头。大部分沿河密集分布， 在短短不足 1 km 的河 道边密集分布着 7 家散养型养殖户， 且养猪场与人 群居住地很近。在当地政府的鼓励下， 养猪户修建 了沼气池， 但是由于缺少相应的配套处理设施和管 理， 处理工况和利用率不理想， 大多数未经处理的 粪便、 污水直接排放到河流。排放时间一般为上午 8 点和下午 5 点， 排放期间， 河流颜色明显变深， 并 伴随臭味。调查地区目前养殖户多用家用地下水 进行水冲式清粪， 不仅产生了大量的养猪废水， 而 且造成处理负荷过高。大部分的养殖废水直接排 放进入河流， 再汇入嘉陵江， 对环境造成了不可估 量的危害。 2. 2处理方案设计 本课题组针对农村分散式养猪废水的污染源排 放特征， 遵循 “低能耗、 经济、 可行” 的原则， 提出符合 农村分散式养猪废水经济可行的处理技术方案。倡 导采用干清粪工艺及固液分离技术， 有效降低排放污 染源中污染物。养猪废水经厌氧工艺处理后， 废水中 氨氮和磷的含量依然很高。消化液再经过二级氧化 塘工艺进一步处理废水中的氮和磷， 从而避免造成水 体的富营养化。同时， 根据厌氧消化液的特点， 验证 其作为制备生物絮凝剂的替代培养基原料的可行性 实验。具体方案设计流程图见图 1。 图 1猪场废弃物处理及资源化流程 Fig1．The flowchart of piggery waste treatment and resource 2. 2. 1干清粪工艺 养猪废水的水质、 水量和清粪工艺密切相关。目 前主要有三种清粪方式 水冲式、 水泡粪和干清粪。 水冲式和水泡式清粪工艺， 耗水量大， 排出的污水和 粪尿混合在一起， 污染负荷高， 且给后续处理带来很 大困难。干清粪工艺固态粪污含水量低， 粪中营养成 分损失小， 便于高温堆肥或其他方式的处理利用， 且 产生的污水量少， 污染物含量低， 易于净化处理 ［8- 9 ］。 对于小型农村散养户来讲， 劳动力资源比较丰富， 是 较为理想的清粪工艺。表 1 为两种清粪方式产生废 水的水质情况。以 100 头的小型养猪户为例， 采用干 清粪工艺后， 产生的废水 COD、 氨氮、 总氮以及总磷 浓度明显降低， 根据文献［ 8］ ， 采用干清粪的冲洗水 用量比水冲粪工艺节水 60 ～ 70， 每天节省大约 2 500 L 水 表 2 。 2. 2. 2厌氧工艺及消化液的处理及资源化 养猪废水经厌氧处理后， 它的消化液中含丰富的 氮、 磷、 钾、 多种氨基酸以及微量元素等营养物质， 如 直接排放会造成不同程度的污染。所以对消化液的 61 环境工程 Environmental Engineering 表 1水冲粪与干清粪工艺废水指标 Table 1The wastewater indicators of ing manure and dry cleaning manure processmg/L 项目水冲粪工艺干清粪工艺 ρ COD4 000 ～8 000 1 989. 0 ～5 289. 6 ρ 氨氮600 ～1 200 85. 3 ～221. 7 ρ TN700 ～1 300 180. 6 ～363. 4 ρ TP 50 ～7012. 1 ～48. 6 表 2水冲粪与干清粪用水量 Table 2The water usage of ing manure and dry cleaning manureL/d 清粪工艺水冲粪清洗干清粪清洗节约用水 平均每头清洗水用量35 ～4010 ～1525 100 头猪场总清洗水用量3 500 ～4 0001 000 ～1 500 2 500 处理有两种途径 第一是污水处理途径， 利用氧化塘 技术进一步处理。厌氧消化液首先进入兼性塘， 然后 再流入好氧塘， 经两级氧化塘工艺处理后再排放。消 化液经兼性塘后， 其中的有机污染物和磷、 氮等营养 物质均会得到较好地去除和降解。为了进一步确保 出水达标排放， 后续接入好氧塘。好氧塘深度较浅， 阳光能透至池底， 是利用藻类和细菌两类生物功能上 的协同作用处理污水的一种生态系统。藻类光合作 用产生的氧以及空气中的氧来维持好氧状态， 使池塘 内废水中污染物在好氧微生物作用去除和降解。第 二是消化液资源化途径， 即以消化液作主要基质， 制 备生物絮凝剂。生物絮凝剂 MBF 相对于传统的无 机及有机絮凝剂而言， 具有安全、 高效、 用量小、 无二 次污染等特点， 具有广阔的应用前景。但目前， 微生 物絮凝剂还没有实现规模工业化， 原因是利用传统培 养基制备微生物絮凝剂成本过高［10- 11 ］， 相比于化学 絮凝剂仍然不具备竞争优势， 因此寻找廉价的培养基 具有重要的现实意义。 3实验结果 3. 1废水处理实验 为了进一步证实废水处理方案的可行性， 在实验 室进行小试。在反应器启动的前 2 个月里， 由于是夏 季， 温度适合厌氧发酵， 并且进水氨氮浓度低， 废水经 厌氧发酵处理后， 废水中大约 80 以上的 COD 被去 除， 大约 41. 74 的总磷被去除。但是， 在反应装置 启动的后两个月里， 由于慢慢进入秋季， 自然温度下 降， 以及进水氨氮浓度的提高， 厌氧发酵罐对废水 COD 去除率效果略有下降， 对 TP 去除率明显下降， 而整个启动过程中， 厌氧反应器对废水中氨氮和总氮 的效果去除不明显， 两者平均去除率分别为 25. 88 和26. 10 见图2 。厌氧消化液经后续兼性塘和好 氧塘处理， 废水中总氮、 总磷和氨氮大部分被去除， 同 时部分有机物也得到降解。出水可达GB 18596 2001畜禽养殖业污染物排放标准 要求， 结果见 表 3。 图 2废水主要污染物经厌氧反应器处理前后的变化 Fig．2The changes of major pollutants before and after anaerobic wastewater treatment 3. 2消化液制备生物絮凝剂实验 养猪废水厌氧出水消化液， 氨氮浓度较高， 可作 71 水污染防治 Water Pollution Control 表 3废水中主要污染物的变化 Table 3The changes of major pollutants in wastewatermg/L 项目 干清粪后 进水 厌氧工艺 出水 兼性氧化塘 出水 好氧塘 出水 排放 标准 ρ COD 1 989.0 ～5 289.6 336. 2 ～1 713. 0 280. 3 ～500210. 5 ～315. 8 400 ρ 氨氮85. 3 ～221. 7 59. 5 ～220. 4240. 2 ～120. 631 ～70. 480 ρ TN180. 6 ～363. 4 75. 2 ～221. 865. 8 ～140. 445. 4 ～77. 880 ρ TP12. 1 ～48. 6 8. 1 ～27. 87. 0 ～15. 34. 0 ～6. 68 为主要培养基质， 加蔗糖 2. 0 g/L， K2HPO41. 6 g/L， KH2PO40. 8 g/L 为发酵基质时， 产絮菌群 B- 737 发酵 18 ～24 h 可达 1. 5 g/L 产絮量， 对高岭土悬浊液絮凝 率达 85 图 3 。实验结果表明 养猪废水可为产 絮菌群 B- 737 提供必需的营养和能源物质， 同时说明 菌群 B- 737 有较强的环境适应能力， 能够在含有多种 化合物的养猪废水中生长并产生絮凝剂。从而表明 产絮菌群 B- 737 不仅能够利用葡萄糖、 蔗糖等简单的 单糖或双糖小分子， 也可利用高浓度有机废水中的复 杂大分子化合物进行生长和产絮［12 ］。 图 3发酵过程中产絮菌群 B- 737 产絮量及絮凝率的变化 Fig．3The flocculant amount produced by bacteria B- 737 during fermentation and the change of flocculation removal rate 4讨论 采用干清粪方式处理农村养猪户废物最大限度 的保留有机质的肥效、 节约水资源且有效降低了废水 中主要污染物 COD、 氨氮、 总氮以及总磷的污染负 荷， 减轻后续处理废水的负担。废水处理工艺依托于 当地政府鼓励修建沼气池的措施， 在原有沼气池基础 上增加氧化塘生态系统。废水经 “厌氧 兼性塘 好 氧塘” 联合工艺处理后， 主要水质指标 COD、 NH 4- N、 TN 和 TP 均可达 GB 185962001 排放标准 表 3 。猪 场厌氧沼液由于含有丰富的碳、 氮、 磷等营养物质， 可 作为微生物产絮菌株的良好替代培养基。目前， 培养 微生物产絮发酵培养基的碳源大多数是葡萄糖 10 ～20 g/L 或蔗糖 10 ～20 g/L ， 酵母膏、 硫酸铵、 蛋白胨等作为氮源 ［6- 7， 10- 11 ］。它们的大量使用使絮凝 剂培养成本较高。一般使用的培养基制备微生物絮 凝剂的成本是110 ～150 元/t［13 ］。其中碳源费用占总 成本的 2/3， 酵母膏费用约占 1/4， 而磷酸盐费用仅占 1/10 左右或更少。本实验所使用的养猪消化液培养 基， 只需添加少量碳源及磷酸盐， 就能达到较好的生 长和产絮效果， 使微生物絮凝剂的培养基成本降低 80左右， 达到廉价培养的目的。 5结论 1针对农村分散式养猪废水的排放特征， 倡导 实施以干清粪工艺和固液分离技术， 废水经厌氧池和 二级氧化塘联合工艺处理。其主要污染物 COD、 NH 4 - N， TN 和 TP该 经 工 艺 处 理 后， 出 水 可 达 GB 185962001 的排放标准。 2以 100 头的小型养猪户为例， 采用干清粪工 艺， 猪场清洗水量每天节省 2500 L， 比水冲粪工艺节 水 60 ～70; 农村劳动力较丰富， 且散养户规模不 大， 比较适合干清粪方式。 3以养猪消化液为主要培养基质， 外加蔗糖 2. 0 g/L， K2HPO41. 6 g/L， KH2PO40. 8 g/L 为发酵基 质时， 产絮菌群 B- 737 发酵 24 h 可达到 1. 5 g/L， 使 微生物絮凝剂的培养基成本降低 80左右。 参考文献 ［1］胡晓莲， 王西峰， 杨民． 改良式两段内循环厌氧反应器处理养猪 废水［J］． 中国给水排水， 2010， 26 14 71- 73， 77. ［2］欧阳超， 尚晓， 王欣泽， 等． 电化学氧化法去除养猪废水中氨氮 的研究［J］． 水处理技术， 2010， 36 6 111- 115. ［3］鲍小丹， 叶志隆， 马建华， 等． 鸟粪石法回收养猪废水中磷时 pH 对沉淀物组分的影响［J］． 环境科学， 2011， 32 9 2598- 2603. ［4］秦德韬， 徐勐， 潘寻， 等． 优化控制 SBＲ 工艺处理养猪废水中试 研究［J］． 环境工程学报， 2012， 6 2 362- 365. ［5］朱乐辉， 孙娟， 龚良启， 等． 升流厌氧污泥床/生物滴滤池/兼性 塘处理养猪废水［J］． 水处理技术， 2010， 36 7 126- 128. ［6］崔钶， 信欣， 羊依金， 等． 絮凝剂产生菌 B- 7 的培养条件优化及 生长动力学研究［J］． 环境工程学报，2011，5 10 2375- 2379. ［7］夏丽容， 信欣， 周迎芹， 等． 生物絮凝剂产生菌群发酵特性及动 力学［J］． 环境工程学报， 2012， 6 8 2909- 2912. ［8］杨利伟． 分散式养猪废水处理技术工艺研究［D］． 西安 西安 建筑科学大学， 2011． ［9］张明峰．日益严重的畜牧污染问题 ［ J］ ．世界农业， 1996 1 37- 39. 下转第 59 页 81 环境工程 Environmental Engineering 子交换膜的性能对膜电解效果影响也很大， 本实验 中全氟离子交换膜的电解效果远优于普通离子交 换膜。 3结论及展望 膜电解技术是一种新型污染治理技术。膜电解 系统中随着电解产物的分离， 待处理液可根据不同的 处理要求来决定是进入阴隔室还是阳隔室， 具有较大 的灵活性和调节范围， 电解过程几乎不消耗化学药 品。膜电解技术还特别适合处理高浓度的废水。在 废水处理过程中， 离子膜电解技术在发挥电极氧化作 用的同时， 阳离子能通过离子交换膜的作用在阴极室 富集， 所以在降解污染物的同时还能回收有用物质， 达到污染治理和资源回收的双重目的。 常规的单室或双室电解氯化钴工艺中， 由于氯离 子的析氧电位比氢氧根离子的析氧电位低， 因而在阳 极会优先电解生成大量的氯气， 使操作环境恶化。双 膜三室电解的方法不仅解决了大量产生氯气的问题， 彻底消除了氯气对环境的污染， 环境效益和社会效益 明显， 而且可以回收利用盐酸， 提高经济效益。阳极 室的稀硫酸并无消耗， 电解过程中无需添加其他化学 药剂， 降低了运行成本， 且简单易行。 目前国内外商品膜的性能差异较大。国产膜的 选择透过性基本在 90 ～ 96， 而要彻底消除氯气 产生以及防止 H 进入阴极室的金属电解液中， 则需 要膜的选择透过性能达到 99 或以上。实验中发现 在双膜三室氯化钴电解过程中， 阳极仍有少量氯气产 生， 而中隔室所富集的 HCl 浓度也不大。因此在以 后的实验研究中， 研究膜的性能问题是关键。膜性能 的研究包括 膜的选择透过性， 膜电阻， 膜寿命， 膜对 酸碱的耐受程度， 最终确定所采用膜的型号、 产地、 应 用方式以及膜的改性工艺。其次， 阳极所涉及的阳极 极板材料， 各室电解液成分与浓度等最基本的膜电解 工艺参数的确定也是今后要研究的重点。 参考文献 ［1］Perales Perez，Oscar Tohji，Kaznyuki Umetsu，et al． Theorry and pratice of the removal of heavy- metal ions by their precipitation as ferrite- typecompoundsaqueoussolutionatambient temperature［J］． Metall Ｒev MMIJ， 2001， 17 2 137- 179. ［2］Ｒonbanch Apiratikul，Prassert Pavasant． Batch and column studies of biosorption of heavy metals by caulerpa lentillifera［J］． Bioresour Technol， 2008， 91 8 2766- 2777. ［3］Sofia A Cavaco， Sandra Femandes，Margarida，et al． Ｒemoval of chrominm from electroplating industry effluents by ion exchange resins［J］． J Hazard Mater， 2007， 144 3 634- 638. ［4］Lee Ik Hyung，Jung Yongiu，Kim Seok，et al． Preparation and application of chelating polymer- mesoporous carbon composite for copper- ion adsorption［J］． Carbon， 2009， 47 4 1043- 1049. ［5］吴真洁， 常蕴玉， 李光明， 等． 电解钴废水的研究［J］． 环境保护 科学， 2003， 30 122 30- 31. ［6］张梅玲， 蔚东升， 陶阳宇， 等． 离子交换膜技术在废水处理中的 应用研究进展［J］． 工业水处理， 2006， 26 8 5- 7. ［7］冯玉杰， 李晓岩， 尤宏， 等． 电化学技术在环境工程中的应用 ［M］． 北京 化学工业出版社， 2000. ［8］刘述忠， 徐晓军， 戴向东， 等． 钴矿及含钴废水选矿处理的研究 现状［J］． 国外金属矿选矿， 1999 3 33. ［9］张永峰， 许振良． 重金属废水处理最新进展［J］． 工业水处理， 2003， 23 6 1- 5. ［ 10］刘汉初， 骆宏卫， 邱萍． 电镀废水的处理研究 ［J］． 环境工程， 1997， 15 3 11- 12， 60. ［ 11］李春华． 离子交换法处理电镀废水［M］． 北京 轻工业出版社， 1998 156- 169. ［ 12］张玉梅． 含钴废水处理的实验研究［J］． 环境工程， 1995， 13 1 15- 20. ［ 13］陈经明． 电镀废水治理新工艺的研究［J］． 工业水处理， 1995， 15 5 6- 7. ［ 14］孟祥和． 重金属废水处理［M］． 北京 化学工业出版社， 2002. ［ 15］徐铜文， 黄川徽． 离子交换膜的制备与应用技术［M］． 北京 化 学工业出版社， 2008 99- 116. ［ 16］余翯， 徐铜文． 均相阳离子交换膜研究进展［J］． 水处理技术， 2005， 31 3 1- 4. 第一作者 金美珊 1988 － ， 女， 硕士， 主要从事水处理技术方面的研 究。 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 jinmeishanjms163． com 上接第 18 页 ［ 10］Bo X W，Gao B Y， Peng N N， et al． Coagulation perance and flocpropertiesofcompoundbioflocculant- aluminumsulfate dualcoagulant in treating kanlin- humic acid solution［ J］． Chemical Engineering Journal， 2011， 173 400- 406. ［ 11］Kim D G， La H J， Ahn C Y，et al． Harvest of Scenedsmus sp． with bioflocculant and reuse of culture medium for subsequent high- density cultures［ J］ ． Bioresource Technology， 2011， 102 3163- 3168. ［ 12］裴瑞林， 信欣， 张雪乔， 等． 养猪废水培养微生物絮凝剂产生菌 群 B- 737 及发酵特性［J］． 环境科学， 2013， 34 5 1951- 1957. ［ 13］敖黎鑫． 微生物絮凝菌的筛选及应用养殖废水制备生物絮凝剂 的研究［D］． 重庆重庆工商大学， 2010. 第一作者 信欣 1976 － ， 女， 博士， 副教授， 主要研究方向为水污染控 制技术与资源化。xx cuit． edu． cn 95 水污染防治 Water Pollution Control