由于規�；i場糞污廢水COD、氨氮、總磷等污染物含量高，且含有大量的病原物，如不進行妥善處理，將會帶來一系列環境污染問題。目前，規�；i場多采用厭氧-好氧組合工藝，厭氧段產沼效率低，對有機物去除率不高，出水氨氮和懸浮固體含量(SS)通常較高。這些SS大量進入生化處理系統，加上厭氧處理后水質碳氮比失衡等問題，導致采用常規生化處理工藝出水水質很難達標和氨氮去除效果差等問題。例如，廣東省某年出欄5萬頭豬場采用此厭氧-好氧組合常規工藝，其沼氣池因缺乏有效維護，淤塞嚴重，出水污染物濃度不但不降，較進水反而有所上升，且含較高SS的沼液直接進入好氧生化處理段，導致最終處理出水COD、氨氮和總磷仍明顯超過廣東省地方畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)。后來該豬場增加了芬頓高級氧化+化學混凝處理工藝，直接運行成本增加到17.8元·t−1，但對氨氮的去除效果仍不理想。
針對現階段我國豬場糞污廢水處理以及該豬場傳統處理工藝存在的問題，本課題組曾研發了生物聚沉氧化新工藝(bio-coagulation dewatering followed by bio-oxidation, BDBO)，以期為規�；i場糞污廢水常規處理難達標的問題提供一種解決方案。生物聚沉氧化新工藝是利用一種有絮凝作用的微生物菌液對糞污廢水進行絮凝沉降，糞渣或沉淀污泥則采用生物聚沉深度脫水技術進行脫水，脫水后的清澈濾液和絮凝后上清液采用生化方法快速處理，使其達標的一種新工藝。該工藝雖有小試或中試的研究報道，但迄今還缺乏在實際工程上的應用的研究。為此，本研究以該豬場糞污廢水為對象，利用構建好的實際工程平臺，研究新工藝各個處理單元的去除效果，驗證該工藝工程應用的可行性，為其應用推廣提供科學依據。
1 實驗部分
1.1 工程概況及工藝介紹
該豬場位于廣東省惠州市惠城區汝湖鎮仍北村，為全程飼養式養殖模式的規�；B殖場，2016年，該豬場年出欄量5萬頭。建有2個2萬頭生產線和1個1萬頭生產線、1個3 000頭的種豬場、1個年加工能力2萬t的飼料廠以及1個污水處理廠，豬場采用水沖糞的清糞模式。污水處理廠分有2套互不干擾的污水處理系統，原常規處理系統(原水-固液分離-沼氣池-A/O生化處理-芬頓氧化-化學混凝-排水)日處理能力200~300 t，但處理效果不好且運行成本較高。新系統則采用生物聚沉氧化新工藝，廢水處理量60 t·d−1，污泥(大部分來自原常規處理系統和積存污泥)處理量50 t·d−1，處理出水能穩定達到廣東省地方畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)，且使用生物聚沉深度脫水技術處理后的污泥相對于普通調理污泥脫水效率更高，最終產生的糞渣或污泥有較低的含水率(<55%)。生物聚沉氧化新工藝流程見圖1。
圖1 豬場糞污廢水生物聚沉氧化新工藝流程圖
從豬舍清理的糞污廢水經鋪設的溝渠后，流入具有格柵的集水井，以去除較大顆粒的懸浮雜物。集水井的糞污廢水泵入固液分離機進行前脫水處理，此固液分離機為螺旋擠壓式，主要由篩網、螺旋絞龍、螺旋葉片構成。分離后的固體用作有機肥原料，液體進入沉砂池，該沉砂池采用8級串聯沉砂的方式，分隔成8個容積相同的單元(小池)串聯，每個小池之間設置有攔渣裝置，總水力停留時間約為1 d。沉砂池出水泵入生物絮凝池，加入具有絮凝功能的微生物菌液(主要由嗜酸菌Acidiphilium sp. JZ6、鐵氧化細菌A.ferrooxidans LX5等近10株微生物組成，添加含N、P、K、Fe、S、Si、Ca等營養劑現場培養，發酵液中含生物聚鐵成分，見專利201510859702X和201810242583.3)絮凝，以去除大部分的懸浮固體SS，降低糞污廢水進入生化池的污染物負荷。生物絮凝后的混合液進入初沉池(豎流式沉淀池)沉降，沉降時間設置為4 h左右，沉降后的上清液進入A2/O生化池進行生化反應。該池設置有內回流裝置，硝化液回流比控制在200%~300%，水力停留時間為2.5 d。A2/O工藝能在同一系統中完成去除有機物、脫氮除磷功能，流程簡單且運行管理方便[11]。生化池出水經消毒后達到廣東省地方畜禽養殖業排放標準(DB 44/613-2009)[7]排放。其中，部分沉砂池的污泥、生物絮凝產生的沉降污泥及生化池的剩余污泥則進入生物聚沉反應池深度脫水后，所產生的濾液回到生化池處理排放，產生的糞渣餅及污泥餅進行堆肥處理。
目前，我國深度脫水預處理仍以化學法調理為主，在污泥中使用三氯化鐵-石灰/粉煤灰/硅藻土等-聚丙烯酰胺(PAM)化學藥劑組合，然后機械脫水到含水率60%以下，該方法無機藥劑用量較大，通常需要達到污泥干物質的25%~60% (取決于污泥有機質含量)，不僅最終污泥干物質量不降反增，而且原來的有機污泥濾餅無機物所占比例顯著增加，有機質和熱值大幅降低，影響了其后續資源化。
而經生物聚沉反應后，壓濾機糞污處理量大幅度提高，其壓濾糞餅含水率<55%，達到了糞污明顯減量化的目的。與常規化學調理深度脫水的工藝相比，該方法所獲的糞餅(或污泥)干基有機質含量幾乎不損失，有利于后續資源化利用。此外，反應過程中因避免了化學物質的過多加入，因此除渣后的糞餅是很好的堆肥材料。
1.2 新工藝各單元水樣采集及測定
2017年6—10月連續4個多月，動態取樣測定各工藝單元出水水質。同時在測定污染物總量(混合測定)時，還測定其中溶解性污染物濃度(即通過0.45 μm膜過濾完全去除水中SS后測定)。豬場糞污原水采樣點為集水井，固液分離出水采樣點為固液分離機泵入沉砂池管道出口，沉砂池出水采樣點為沉砂池第8單元格泵入生物絮凝池回流口，生物絮凝-初沉出水采樣點為生物絮凝后經初沉池沉降溢流上清液，A2/O-二沉出水采樣點為二沉池溢流出水。豬場糞污廢水原水基本理化性質及廣東省地方畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)見表1。
每天采集新工藝各單元水樣，并立即到污水處理廠配套的水質監測實驗室測定，測定的指標包括pH、SS、色度、COD、氨氮、TN、TP。
表1 豬場糞污廢水原水基本理化性質及廣東省畜禽養殖業污染物排放標準
1.3 水質測定方法
pH用雷磁pHS-25型數字pH計測定;水質指標SS、色度、COD、氨氮、TN和TP均采用國家標準方法測定，分別為重量法、稀釋倍數法、重鉻酸鉀法、納氏試劑分光光度法、過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法、鉬銻抗分光光度法。
2 結果與討論
2.1 新工藝各單元pH、SS及色度變化
固液分離及沉砂等物理處理均未改變糞污原水的pH。原水、固液分離出水以及沉砂池出水pH均穩定維持在7.5~7.7之間。生物絮凝后的上清液pH中性偏堿，此上清液進入A2/O進行反應。由于好氧池中發生的硝化反應會消耗堿度，pH在反應后會降低至6左右，為使好氧池硝化菌處于最適pH范圍(pH=7.5~8)，調節好氧段pH以提高硝化反應效率。系統最終出水pH穩定在6.8左右。
圖2反映了新工藝各個單元出水的SS和色度變化情況。糞污廢水依次經固液分離、沉砂及生物絮凝處理后，SS從原水的6 710 mg·L−1降低到生物絮凝-初沉池后的184 mg·L−1，去除率為97.3%。其中，固液分離去除約24.7%，沉砂處理去除約46.5%，生物絮凝去除約26.1%，生物絮凝后上清液已經從原水的濃漿狀變得清澈。大量固體狀態或惰性狀態的污染物在進入生化池前被絕大部分去除，降低了生化池污染物負荷的同時也使其中的微生物更好地利用溶解態的污染物完成自身的生長，提高了生化池的處理效率。韓偉鋮等研究也表明，由SS產生的顆粒態COD若進入后續生化處理會降低生化處理效率。經A2/O處理和二沉池后，出水SS為117 mg·L−1，外觀較為清澈。
圖2 豬場糞污廢水新工藝沿程各單元出水SS和色度的變化
豬場糞污原水色度為427倍，外觀濃黑色，散發刺鼻臭味。經生物絮凝后色度降低為28倍，外觀呈淡黃色，且臭味大幅下降。最終出水時色度為4倍。
2.2 新工藝各單元COD和溶解性COD變化情況
新工藝各單元COD、溶解性COD(SCOD)變化情況及相應累積去除率見圖3。值得注意的是，前3個單元廢水(糞污原水池、固液分離單元、沉砂池)的總COD中，以顆粒態形態存在的COD占大部分，大約為71%~76%。這部分顆粒態COD與溶解性COD相比，它們被微生物分解的難度要大得多。而隨后的單元(生物絮凝-初沉池、A2/O-二沉池)出水的總COD則主要為溶解性COD，顆粒態COD 僅占7.6%~16.5%，溶解性COD最易于被活性污泥中微生物分解。顯然，對前3個單元的廢水，采用物理方法及絮凝沉降除渣降低顆粒態COD的濃度對去除總COD有很大貢獻。
圖3 豬場糞污廢水新工藝沿程各單元出水COD和溶解性COD的變化
圖3表明，原水經固液分離、沉砂及生物絮凝，約89.7%總COD被去除，主要源于顆粒態COD被大量去除的貢獻，因為固液分離、沉砂和生物絮凝階段對顆粒態COD去除非常有效，總去除率高達97.5%。固液分離后顆粒態COD為7 914 mg·L−1，經沉砂后顆粒態COD降低到約4 216 mg·L−1，生物絮凝并經初沉池后顆粒態COD降低到198 mg·L−1，此時總COD中大部分已為SCOD(557 mg·L−1)。這種以SCOD為主的初沉池出水，經A2/O生化處理，總COD從進水的754 mg·L−1降低到出水的273 mg·L−1，生化池對COD的去除率為63.8%。從原水COD 11 697 mg·L−1到系統處理出水COD 273 mg·L−1，總去除率達到97.7%，出水COD完全達標。結合圖2中SS變化趨勢可以看出，COD的降低與SS的減少有極顯著的正相關(y = 1.731 8x + 1 011，R = 0.98，n = 4)。在整個新工藝系統中，COD的去除大約有90%是源自SS去除的貢獻。因此，在生化反應前設法去除糞污廢水中絕大部分SS以削減顆粒態COD及部分SCOD的方法，是豬場糞污廢水處理達標的關鍵環節或前提。具體聯系污水寶或參見http://www.xhxdt.com更多相關技術文檔。
2.3 新工藝各單元氨氮、TN及相應溶解態指標變化情況
豬場糞污廢水具有高氨氮的特點，會產生濃烈刺鼻的臭味。長期以來，氨氮達標排放一直是豬場廢水處理的最大“瓶頸”，難度極大。圖4顯示了新工藝各單元氨氮、溶解性氨氮及相應累積去除率情況。與COD的情況不同，固液分離、沉淀等去除SS措施對氨氮濃度的影響并不大。表現在原水經固液分離和沉砂處理后，盡管SS去除高達71.2%，但氨氮濃度幾乎沒有變化，仍保持在827 mg·L−1左右。即使進一步通過生物絮凝-初沉池，去除大部分更細小的顆粒物包括膠體后，SS累積去除率達到97.3%，但氨氮濃度僅降低到560 mg·L−1，去除率僅為32.3%。這是因為氨氮是水溶性形態，主要存在于水相中，無論在哪個單元，水溶性或水相中氨氮占總氨氮的76%~100%(見圖4)。而顆粒物中氮主要為非水溶性的有機氮，生物絮凝-初沉后氨氮少部分的減少可能是由于少量氨氮黏附在細小膠體顆粒物上被去除的緣故。第2階段為生化反應階段，經A2/O-二沉池后，出水氨氮可從560 mg·L−1削減到44.1 mg·L−1，出水穩定滿足廣東省地方畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)，該單元氨氮去除率為92.1%。圖4還表明，整套工藝氨氮去除率達94.7%，其中生化單元對氨氮去除的貢獻率為61.6%，生物絮凝的貢獻達到38.4%。說明氨氮的去除主要依賴于生化池對氨氮的轉化去除，其次是生物絮凝單元。這與高濃度豬場廢水中COD去除大約有90%是源自前段沉淀分離去除SS的貢獻明顯不同。
圖4 豬場糞污廢水新工藝沿程各單元出水氨氮和溶解性氨氮的變化
圖5為新工藝各單元TN、溶解性TN及相應的累積去除率。結合圖4可以看出，在污水進入生化池前，TN中絕大部分為氨氮(平均占87.9%)。因此，這些總氮也主要存在于水相中，從原水到最終排水的各單元出水中水相中總氮占混合液總氮72.1%~97.3%，且越往后面的單元，總氮中水溶性總氮比例越高。TN變化趨勢在污水進入生化池前與氨氮變化規律基本一致：原水、固液分離廢水、沉砂池出水TN基本維持在942~1 034 mg·L−1，平均980 mg·L−1，生物絮凝沉淀后TN有40.7%的降低，達到581.6 mg·L−1。生化處理階段TN的去除率為51.4%，出水為282.5 mg·L−1，去除率較氨氮的去除率92.1%要低得多。說明生化池反硝化脫氮過程受阻，其原因是厭氧缺氧段池容明顯不足降低了反硝化的效率，導致生化池TN的去除率不高，其次是C/N比不充足也降低了TN處理效率，整套工藝的TN總去除率約72.7%。由于本系統出水標準未考慮總氮，因此，設計的缺氧厭氧池的池容只有理論設計值(考慮總氮達標)的50%左右。因此，未來為滿足排水達到更高的要求(如GB 18596修訂標準、綜合廢水一級排放標準等)，需要擴大生化池中反硝化單元的池容，同時可以采用添加碳源提高反硝化效率，以達到總氮的排放標準。
圖5 豬場糞污廢水新工藝沿程各單元出水TN和溶解性TN的變化
2.4 新工藝各單元TP及溶解性TP變化情況
圖6為新工藝各單元TP、溶解性P及相應去除率。雖然糞污原水中TP主要以顆粒態形式存在(占83.1%)，但值得關注的是，機械固液分離和沉砂處理盡管對SS去除效果明顯，去除率分別為24.7%和46.5%(見圖2)，然而對TP卻沒有明顯的去除作用。原水、機械固液分離后出水以及沉砂池出水的TP平均在526 mg·L−1，三者沒有統計上的差異。通過生物絮凝處理卻能完全去除這些顆粒態TP，TP可一步降低到(21.4±5.4)mg·L−1，比原廢水中溶解性磷濃度(90.3 mg·L−1)還要低得多。這說明，原廢水中的顆粒態磷主要存在于極細小(≤0.05 mm)的顆粒包括膠體顆粒上，因為機械固液分離的篩網為10目(孔徑約1.6 mm)，按Stokes定律推算，沉砂池沉淀后沒有被沉淀的顆�！�0.05 mm。生物絮凝對顆粒態TP和對溶解性TP均能達到極好的去除作用。通過生化反應進一步處理，TP為(4.5±1.0)mg·L−1，達到廣東省地方畜禽養殖業排放標準(DB 44/613-2009)。此階段TP去除率為79.0%，主要利用聚磷菌在厭氧-好氧條件下超量放磷、攝磷，通過排放富磷污泥實現除磷。聚磷菌分為2類種群：一類是以O2作為電子受體，在好氧條件下完成吸磷;另一類以NO3−作為電子受體，在缺氧條件下完成吸磷，稱為反硝化聚磷菌。二者都在厭氧條件下釋磷，并吸收水中揮發性脂肪酸，完成磷的代謝循環。整套工藝去除了約99.2%的TP，顯示出了生物聚沉氧化新工藝對TP較好的去除效果。
圖6 豬場糞污廢水新工藝沿程各單元出水TP和溶解性TP的變化
2.5 豬場糞污廢水生物聚沉氧化新工藝總體運行效果及運行成本
為監測新工藝運行效果及穩定性，圖7~圖9為1個月內逐日采樣監測生物聚沉氧化新工藝處理豬場糞污廢水實際運行效果的情況。結果清楚地表明，豬場原水水質指標波動較大，COD為3 071~20 655 mg·L−1，氨氮為748~1 163 mg·L−1，TP為160~1 301 mg·L−1，經處理后COD在145~334 mg·L−1，平均(272±58)mg·L−1;氨氮在31.0~63.0 mg·L−1，平均(44±9)mg·L−1;TP在0.6~5.3 mg·L−1 ，平均(4.5±1.0)mg·L−1，出水穩定達標，且水質明顯優于廣東省地方畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)。而該污水處理廠原處理工藝系統經厭氧-好氧常規組合工藝處理后，生化段出水COD、氨氮和TP的含量分別為(947±188)、(238±94.9)和(76.1±17.7)mg·L−1，后經芬頓高級氧化+化學混凝處理工藝，其COD和TP含量降低至124~169 mg·L−1和0.1~5.0 mg·L−1，然而氨氮仍高達130~305 mg·L−1，平均為(238±94.9)mg·L−1，氨氮嚴重超過廣東省畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)。說明生物聚沉氧化新工藝系統連續運行穩定，具有明顯的抗沖擊能力，雖然進水水質波動很大，但出水均能穩定達標。
圖7 豬場糞污廢水生物聚沉氧化新工藝進出水COD濃度及去除效果
圖8 豬場糞污廢水生物聚沉氧化新工藝進出水氨氮濃度及去除效果
圖9 豬場糞污廢水生物聚沉氧化新工藝進出水總磷濃度及去除效果
該工藝每天菌液投入量為待處理污水量的4%，必要時投加極少量助凝劑。每處理1 t廢水，折合菌液和藥劑總成本約為3.0元·t−1。每天電耗折合到處理1 t廢水，大約為2.5元。因此，直接成本大約5.5元·t−1。而該豬場采用的“A/O生化+芬頓物化”組合工藝的常規處理系統，藥劑成本約為14.43元·t−1(主要為硫酸亞鐵和雙氧水的投入)，電耗2.64元·t−1，直接運行成本17.8元·t−1，而且出水氨氮仍在130~305 mg·L−1。處理同樣的廢水，新工藝運行成本只有原處理工藝的1/2~1/3，而且水質易于達標，充分展現了生物聚沉氧化新工藝在豬場廢水處理上具有明顯優勢和應用前景。
3 結論
1)在水力停留時間僅為2.5 d的生物聚沉氧化新系統中，原水COD、氨氮、TP分別為(11 697±1 484)、(837±25)、(532±97)mg·L−1，處理后的出水COD、氨氮和TP濃度分別降低到(272±58)、(44±9)和(4.5±1.0)mg·L−1，出水水質均優于廣東省地方畜禽養殖業污染物排放標準(DB 44/613-2009)，解決了豬場糞污廢水現階段處理模式中存在的難以達標排放的問題。
2)在新系統中，COD的去除約90%由SS的去除貢獻，而氨氮主要是水溶性形態，通過生化處理單元得到去除。原廢水中的顆粒態磷主要存在于極細小的顆粒包括膠體顆粒上，生物絮凝對顆粒態TP和對溶解性TP均能達到極好的去除效果。
3)豬場糞污廢水生物聚沉氧化新系統連續運行處理效果穩定，且該系統抗沖擊能力強，直接運行成本相對較低。(來源；環境工程學報 作者：葉韜)
