唐夏軍 ，臧一天 ，王尚江 ，劉寶金 ，盛孝維 ，舒鄧群

（1．江西農(nóng)業(yè)大學(xué)動科院，江西 南昌 330045；2．樂平市畜牧獸醫(yī)局；3．樂平市金園牧業(yè)有限責(zé)任公司）

近年來，生豬規(guī)?；B(yǎng)殖迅速發(fā)展，截止到2016年，我國生豬存欄43 504萬頭，生豬出欄量68 502萬頭，豬肉產(chǎn)量5 299萬噸[1]。養(yǎng)豬業(yè)迅速發(fā)展的同時，豬場廢棄物對環(huán)境的污染成為了制約社會和養(yǎng)豬業(yè)發(fā)展的主要原因之一。據(jù)統(tǒng)計，一個萬頭豬場每年至少產(chǎn)生1.26萬噸糞便[2]。由于當(dāng)前我國畜牧業(yè)環(huán)保意識較差，大量糞便和污水未經(jīng)處理被直接排入環(huán)境中，糞便在土壤中不斷累積，進而降低土壤利用率，影響農(nóng)作物生長，造成水質(zhì)污染。高濃度的N和P造成水體富營養(yǎng)化，而糞便堆積發(fā)酵后，產(chǎn)生氨氣和硫化氫等有害氣體，嚴(yán)重影響空氣質(zhì)量[3]。此外，未被動物吸收的金屬元素通過糞便和污水排入環(huán)境中，可能會引起土壤金屬元素富集，危害環(huán)境[4]。因此，如何降低豬場糞污對環(huán)境的危害已經(jīng)成為當(dāng)今養(yǎng)豬業(yè)發(fā)展面臨的首要問題。

有研究表明，雖然當(dāng)前關(guān)于豬場污水處理的方法有很多，但是污水處理效率仍然很低[5]。導(dǎo)致處理率低的原因主要包括豬場對污水治理的資金投入低、環(huán)境意識淡薄、執(zhí)法不嚴(yán)、對畜禽養(yǎng)殖廢水處理認識模糊、處理模式單一等。然而事實上，各地的自然、經(jīng)濟條件千差萬別,養(yǎng)殖場的規(guī)模大小不一,環(huán)境容量有大有小,廢水排放要求也不盡相同,糞污處理模式也應(yīng)該多種多樣。因此，有必要對各地畜禽養(yǎng)殖廢棄物的不同處理方法進行調(diào)查研究和技術(shù)經(jīng)濟評價。

大量調(diào)查和文獻檢索表明，目前國內(nèi)污水處理工藝可歸納為三類：厭氧-還田模式、厭氧-自然處理模式和厭氧-好氧處理模式[6]。本試驗以江西省贛州市的一規(guī)?；i場為研究對象，從不同處理階段中污染物和金屬元素含量變化的角度，來討論該豬場污水排放的處理能力和效果，通過試驗結(jié)果分析該豬場污水處理存在的不足以及提出適當(dāng)?shù)母倪M措施，旨在為實際生產(chǎn)提供理論及參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗水樣取自江西贛州某規(guī)?；i場，年可提供種豬6 000余頭，年出欄商品豬1.8萬頭。該豬場采用厭氧-好氧污水處理模式，豬舍排出的污水分別通過固液分離池、厭氧發(fā)酵池和氧化池等一系列處理后進行排放。該豬場污水處理工藝流程如圖1所示。

圖1 豬場污水處理工藝流程

1.2 試驗設(shè)計

分別在固液分離池、厭氧發(fā)酵池和氧化池三個位置采取污水樣，采集時間為生產(chǎn)時間，上午、下午各采集2個樣本，每個樣本均為500 mL，所有污水均用聚乙烯塑料瓶收集，并及時進行水樣標(biāo)記，混合均勻，然后按照“四分法”取3個樣本。之后參照《水質(zhì)采樣樣品的保存和管理技術(shù)規(guī)定》（GB 12999-91）[7]，將水樣密封保存，根據(jù)各檢測指標(biāo)要求的不同，采用不同的保存方法，隨后將樣本送至東華理工大學(xué)分析檢測研究中心進行檢測。

檢測內(nèi)容包括豬場污水各個處理階段污染物和重金屬元素的含量，之后計算污水處理后污染物和金屬元素的降解率，并將樣本水樣測定的數(shù)據(jù)結(jié)果與《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)GB18596-2001》、《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)GB 18918-2002》允許日均排放的最大值和擬定“十二五”期間目標(biāo)值，現(xiàn)有畜禽場的排放標(biāo)準(zhǔn)（限度值）3個標(biāo)準(zhǔn)進行比較，分析在不同處理池中污染物和金屬元素含量的變化及處理效果。

1.3 測定指標(biāo)與方法

1.3.1 營養(yǎng)素測定的指標(biāo)及方法。COD含量的測定采用《水和廢水檢測方法（第四版）》 ；BOD5含量的測定采用稀釋與接種法（GB 7488-1987）；TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法（HJ 535-2009）；TP采用鉬酸銨分光光度法（GB 11893-1989）；NH3+-N采用納氏試劑分光光度法（HJ 535-2009）；SS采用重量法（GB 11901-1989）；氯化物采用硝酸銀滴定法（GB11896-1989）。

1.3.2 重金屬的測定指標(biāo)及方法。Cr6+的測定采用二苯碳酰二肼分光光度法（GB7467-1987）；Na的測定采用火焰原子吸收分光光度法（GB11904-1989）；Cd的測定采用原子吸收分光光度法（GB7475-1989）；Cu的測定采用原子吸收分光光度法（GB7475-1989）；Fe的測定采用火焰原子吸收分光光度法（GB 11911-1989）；Mn的測定采用火焰原子吸收分光光度法（GB11911-1989）；Zn的測定采用原子吸收分光光度法(GB7475-1989)。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)使用Excel 2007進行整理,并計算各指標(biāo)的降解率。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理階段污染物含量的變化

表1 不同處理階段污染物含量的變化

由表1可知，污水中COD含量在處理過程中一直處于下降趨勢，在經(jīng)過固液分離池后，COD的含量從沼氣池中的2 650 mg/L下降到氧化池中的1 020 mg/L，沼氣池和氧化池中的降解率分別達到41.3%和77.4%，但是含量依然高于污染物排放標(biāo)準(zhǔn)；污水中BOD5含量從進入固液分離池開始就低于規(guī)定排放標(biāo)準(zhǔn)，但進入沼氣池有所增加，來到氧化池又回到初始狀態(tài)，所以污水中BOD5含量在處理階段整體波動不大并且達到排放標(biāo)準(zhǔn)；污水中總氮含量經(jīng)過處理也是先增加后降低的趨勢，經(jīng)過沼氣池和氧化池的二輪處理后，總氮含量降解率達到了68.6%，但還是超過了規(guī)定污染物排放標(biāo)準(zhǔn)；水樣中總磷含量在處理過程中一直在減少，在沼氣池和氧化池中的降解率分別達到了36.7%和81.3%，可以看出污水中總磷的處理效果還算不錯并且達到了排放標(biāo)準(zhǔn)；水樣中氨氮的含量也是先上升后下降的趨勢，并且最終處理結(jié)果也未達到排放標(biāo)準(zhǔn)；而水樣中懸浮物的含量則呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢，在沼氣池中懸浮物的降解率達到了93.2%，但經(jīng)過氧化池后含量又略有升高，降解率相比沼氣池也下降到56.1%，但總體來說還是達到了規(guī)定排放標(biāo)準(zhǔn)。

表2 不同處理階段金屬元素含量的變化

2.2 不同處理階段金屬元素含量的變化

由表2可知，大部分金屬元素經(jīng)過豬場的沼氣池和氧化池處理后在污水中含量下降都較明顯，其中的Cr6＋雖然在沼氣池中的含量比在固液分離池中增加了一倍，但經(jīng)過沼氣池的處理后，Cr6＋在污水中并未被檢測出，所以達到了規(guī)定排放標(biāo)準(zhǔn)；Na和氯化物的含量在污水處理的過程中都是在沼氣池中先增加，然后在氧化池中下降，二者降解率分別為69.7%和67.6%，處理效果大致相近；而Cd雖然在經(jīng)過固液分離池后經(jīng)過了兩次處理，但在氧化池中處理效果似乎并不理想，與在沼氣池中測定的含量一樣，Cd降解率僅為28.8%，并且沒有達到排放標(biāo)準(zhǔn)；水樣中Cu的含量在測定中始終低于現(xiàn)有畜禽場的排放標(biāo)準(zhǔn)，含量從0.85 mg/L下降到0.27 mg/L再到最后的0.09mg/L，沼氣池和氧化池的降解率分別為68.2%和89.4%；水樣中Fe的含量從2.72 mg/L下降到0.91 mg/L，在經(jīng)過氧化池后又上升到1.45 mg/L，最終的降解率為46.7%；水樣中Mn和Zn的變化趨勢都是先下降再上升，但Mn的變化幅度比鋅元素要大，Mn二次處理的降解率分別為80.1%和52.8%，顯然Mn經(jīng)過沼氣池的處理效果比經(jīng)過氧化池要好，而Zn經(jīng)過二次處理后的降解率分別為64.6%和61.8%，兩次處理的變化不大，但Mn和Zn在污水中的含量最終都達到了規(guī)定的排放標(biāo)準(zhǔn)。

3 討論

3.1 不同處理階段污染物含量的變化

研究發(fā)現(xiàn)，高濃度的有機污水排入江河湖泊中，污水中的高濃度的N、P造成水體富營養(yǎng)化，進而會對人畜健康造成危害[8]。其次，污水中的SS堵塞土壤空隙，降低土壤的透氣性和透水性，影響農(nóng)作物的生長[9]。本試驗結(jié)果表明，經(jīng)過固液分離后的污水在經(jīng)過沼氣池和氧化池處理后，污染物中的COD、TN、NH3+-N、BOD5、TP 和 SS 含量均有明顯降低，這與羅義春等[10]的研究結(jié)果一致，說明該豬場實行的厭氧-好氧處理模式可顯著降低污水中有機質(zhì)的含量，但是除了BOD5、TP和SS外，其它的仍然不符合國家要求的排放標(biāo)準(zhǔn)，分析其可能原因是豬場采用水沖糞處理模式，造成污水樣品中的有機質(zhì)濃度過高，進而增加了污水處理的難度，影響最終的處理效果。因此，就以上問題提出幾點相關(guān)建議：

①建議在沖洗欄舍時，應(yīng)減少傳統(tǒng)的水沖式清糞方式，實現(xiàn)糞水分離，采用干清糞工藝，減輕豬場糞污水無害化處理的壓力。

②通過添加無公害的添加劑（如微生態(tài)制劑、益生菌等）來改善飼料結(jié)構(gòu)，進而提高飼料利用率，減少NH3+-N的排出。

③合理設(shè)計飼料配方，在滿足畜禽生長所必需氨基酸的前提下降低日糧中蛋白質(zhì)的含量以減少N的排放。

④改造排水系統(tǒng)，實行雨污分離以減少污水的產(chǎn)生量。在場區(qū)內(nèi)外設(shè)置的污水收集輸送系統(tǒng)要采取暗溝布設(shè)。

⑤采用合成氨基酸代替日糧中的蛋白質(zhì)（如在仔豬玉米-豆粕型日糧中添加0.2%的L-氨基酸，降低粗蛋白的水平）。

3.2 不同處理階段金屬元素含量的變化

在畜禽養(yǎng)殖過程中，重金屬因為能促進動物生長和防治疾病，廣泛作為飼料添加劑添加到飼料中[11]。研究發(fā)現(xiàn)，豬場飼料中添加的重金屬的量普遍超過動物的需求量，使大量的重金屬隨排泄物排出體外，進而在環(huán)境中造成污染，對人類健康和生態(tài)系統(tǒng)造成危害[12]。本試驗結(jié)果表明，經(jīng)過固液分離后的污水在經(jīng)過沼氣池和氧化池處理后，污染物中Na、Cd、Cu、Fe、Mn、Zn、氯化物的含量都有明顯降低，說明厭氧 - 好氧處理模式對 Cu、Fe、Mn、Zn、氯化物都有較好的去除效果。但Na、Fe和氯化物含量偏高，Cd含量超過國家排放標(biāo)準(zhǔn)，結(jié)合表2數(shù)據(jù)，分析其可能原因是豬飼料中Na、Fe、Cd等金屬元素的添加量過高所導(dǎo)致。因此，針對數(shù)據(jù)結(jié)果中顯示的Na、Fe、Cd、氯化物等含量過高或超標(biāo)的問題，減少Na、Fe、Cd、氯化物的排放是該豬場治理污染的關(guān)鍵?，F(xiàn)就以上問題提出幾點相關(guān)建議：

①用有機微量元素復(fù)合物來取代無極微量元素（如用有機Cu來代替無機Cu在飼料中的添加），進而減少飼料中微量元素的添加量。

②在污水處理工藝流程中加入明礬等混凝劑。如危霄月[8]等研究發(fā)現(xiàn)，經(jīng)混凝沉淀后，污水中的Fe、Cd、Cu、Zn 等元素含量明顯下降。

4 結(jié)論

根據(jù)試驗結(jié)果可以看出，該豬場的污水處理體系對污水中污染物和重金屬元素的處理有一定的效果，但是仍有一些排放物質(zhì)沒有達到規(guī)定排放標(biāo)準(zhǔn)。可見該豬場當(dāng)前的污水處理工藝雖然在一定程度上可行，但是還需要一定的改進和優(yōu)化，如在氧化池后再添加農(nóng)田或濕地的自然處理步驟來進行改善。