稻草—綠狐尾藻復合人工濕地技術處理養豬廢水?綜合效益分析

李遠航，劉洋，劉銘羽，李希，周腳根，李裕元，吳金水

（1. 中國科學院亞熱帶農業生態研究所亞熱帶農業生態過程重點實驗室，湖南 長沙 410125；2. 中國科學院大學，北京 100049；3. 桃源縣農業資源與環境保護管理站，湖南 桃源 415700）

近年來，農業面源已成為中國乃至世界各地主要的污染源之一，其過量輸入水體的氮（N）、磷（P）等營養物質導致了大規模的水體富營養化問題，嚴重破壞水體生態環境[1]。2010年第一次全國污染源普查公報數據顯示，在農業源主要污染物排放總量中，畜禽養殖來源的化學需氧量（COD）、總氮（TN）和總磷（TP）排放分別為96%、38%和57%，養殖業導致的污染問題十分突出，已經成為我國最主要的污染源。其主要原因在于我國農業生產長期以來存在的一些結構性問題，即種植—養殖—加工分離，循環利用措施缺位[2-3]。養豬場產生的廢水，由于其具有排放量大、有機物濃度和氨氮含量高等特點，極易導致下游河流湖泊的水質惡化[4-5]。因此，養豬廢水的排放問題已經成為國內許多養豬業集中地區的棘手問題，對養豬廢水的治理問題已經成為規模化養豬業可持續發展的主要瓶頸。

目前對養殖廢水的處理工藝主要有好氧法、厭氧法和人工濕地處理法等工程或生態處理技術措施，并在此基礎上建立了各種養殖廢水處理模式[6]，主要有還田處理模式、自然處理模式和工業化處理模式。還田處理模式指直接將養殖廢水作為肥料還田[7]，該模式具有投資少、低耗能和運行費低等優點，但也存在明顯的缺點：需要大量土地面積以消納養殖廢水，并且在雨季和非用肥季節無法處理；長期施用還可能引起土壤氮磷累積并造成淋失、流失等二次污染，并對地下水和地表水水質構成一定威脅。自然處理模式主要采用氧化塘、土地處理系統或人工濕地等自然處理系統對養殖場糞便污水進行處理[8-9]。該模式優點在于：投資少、低耗能和運行費低，缺點在于：土地面積需求大，單用氧化塘、土地處理系統或人工濕地無法實現廢水處理達標。工業化處理模式包括厭氧處理、好氧處理以及厭氧—好氧處理等不同處理組合系統[10-12]。工業化模式的主要優點在于占地少，適應性廣，不受地理位置限制和季節溫度變化的影響。其主要缺點是工程建設投資大；能耗高和運轉費用高；機械設備多，需要專人維護。目前，國內使用傳統的厭氧好氧組合工藝處理大規模養豬場廢水居多，此工藝中大部分可降解的有機物在厭氧處理階段可被去除，COD降低，可生化性差，同時厭氧消化過程中有機氮被轉化為氨氮，厭氧出水中氨氮含量依然很高，系統出水很難達到《畜禽養殖業污染物排放標準》（GB 18596—2001）的要求。因而在通過厭氧池之后的廢水處理顯得尤為重要。

近5年來中國科學院亞熱帶農業生態研究所針對養殖廢水治理的問題研發了稻草—綠狐尾藻（M.elatinoides）生態治理技術[13-15]，具有工程投資少和運行成本低的特點，本文主要針對該技術在大規模養豬場的實際應用情況，通過對實際處理效果的動態監測，系統分析了該技術對養殖廢水主要污染物（COD、總氮、氨氮、總磷）的去除效果，并對其產生的直接經濟效益進行了初步測算，以期為該技術在規模化養殖場的推廣應用與治理效果定量評價提供案例和數據基礎。

1 材料與方法

1.1 示范工程概況與技術簡介

示范工程位于浙江省紹興市上虞區某大型養豬場，區內為濱海平原地貌，屬東南濕潤季風氣候，多年平均降水量約為1 400 mm，年平均氣溫16.4 ℃，無霜期251 d左右。

廢水處理示范工程建設時間為2013年8—11月，養殖場內有存欄生豬5萬頭，廢水排放量約為500 m3/d，處理系統總面積為54 000 m2，工程建設總投資為300萬元（不含征地費）。廢水治理采用中國科學院亞熱帶農業生態研究所研發的稻草—綠狐尾藻生態治理技術[13-15]，該工程僅處理經過固液分離并厭氧處理以后的養殖廢水（沼液），總的工藝流程見圖1。工程主體由稻草生物基質消納系統和綠狐尾藻濕地消納系統兩部分組成。其中稻草基質消納系統總面積為4 000 m2，等分為兩級，為半地下混凝土池式建筑，池深1.2 m，水深0.8～1 m，池周與底部全部做防滲處理，基質池的水力停留時間為6～14 d，運行前投放干稻草約200 t；綠狐尾藻生態濕地總面積為50 000 m2，為地下式混凝土池塘式建筑，底部為夯實土底，四周為混凝土澆筑，濕地內不加填料。整個濕地系統根據地形分為4級，各級之間通過三個管徑300 mm的管道聯通。每一級的面積分別為8 000～15 000 m2，濕地深度1.5～1.8 m，水深為1.2～1.5 m，水力停留時間為90～120 d。系統開始運行前抽入部分清水，水深30 cm左右，并栽種綠狐尾藻使其蓋度達到40%～60%。

圖1 養殖廢水生態治理技術工藝流程圖Fig. 1 The process chart of ecological disposal technology for swine wastewater

系統啟動后，首先將經過厭氧無害化處理的廢水泵入第一級稻草基質消納池，然后廢水利用自然落差逐級向下游濕地流動。養殖廢水經過系統綜合處理，水體中的氮磷等污染物逐步得到消納，到末端出水口的廢水可以達到安全排放標準。豬場污染負荷產生量和工程對污染物的消納量見表1。運行過程中，要對生態濕地中的綠狐尾藻進行定期（一般間隔2～3個月）收獲，適當清洗之后可作為母豬的青綠飼料進行利用。工程運行2個月以后，在末端兩級生態濕地（約為20 000 m2）內可放入魚苗，魚苗種類以鯉魚、鰱和鳙魚為主，魚苗投放量約為20 000尾（尾重50～60 g），采用“人放天養”模式（即不投喂飼料）進行水產養殖，魚類以濕地內的浮游生物為食，可強化綠狐尾藻濕地的凈化能力。當年11月份投放的魚苗，一般在第二年10—11月份可以陸續打撈。

表1 某規模化養豬場污染負荷產生量與工程消納總量Table 1 The total loadings and consumption amount in the engineering of pollutants produced in a large scale pig farm

1.2 樣品采集與分析

工程于2013年11月竣工并開始運行，2014年3—12月份每月在系統的進出水口和每一級濕地末端（共計7個監測點）出口附近的不同位置采集3個水樣（500 ml）并分別測定，取平均值作為該監測點的結果。每次采集的樣品隨即用冷藏箱保存并帶回實驗室，對樣品首先進行預處理：取100 ml左右的水樣用0.45 μm濾膜進行抽濾，用于測定氨氮，剩余未抽濾水樣用于測定COD、總氮和總磷。樣品一般在48小時之內進行分析，不能及時分析的先放入-18 ℃冰箱冷凍保存。

各個指標的測定主要參考國標方法[17]并采用相關儀器進行測定。COD采用重鉻酸鉀消解—紫外分光光度法，氨氮采用流動分析儀法，總氮采用堿性過硫酸鉀消解—流動分析儀法，總磷采用過硫酸鉀消解—鉬藍比色法。

1.3 污染物去除率與減排量計算方法

污染物去除率計算方法為：

式中：r為污染物（COD、氮、磷）的去除率（%）；C1為系統或某一環節污染物的進水濃度（mg/L）；C2為系統或某一環節污染物的出水濃度（mg/L）；C0為污染物進入系統的起始濃度（mg/L）。

污染物年減排量的估算方法為：

式中：Qin為污染物年輸入量（t/a）；i為月份；為輸入污染物的月平均濃度（mg/L）；Vi每月污水排放量（m3/月）（根據監測可知每月的污水排放量為15 000 m3）；Qout為污染物年輸出量（t/a）；為輸出污染物濃度（mg/L）；Q為工程年消納量（t/a）。1、2月份未監測，進出水質濃度均采用12月份監測數據（均為冬季）。本文忽略了廢水處理系統的水面蒸發、植物蒸騰和濕地系統的滲漏量。

1.4 效益分析

直接經濟效益測算方法為：

式中：E為年經濟效益，P1為魚的單價（根據當地魚的價格，均價為12元/kg）；Y1為魚的年產量（kg）（養魚濕地共計20 000 m2，2014年實測產量為10 000 kg魚）；P2為綠狐尾藻作為青飼料的單價，估計為0.2元/kg；Y2為綠狐尾藻作為青飼料的產量，綠狐尾藻濕地共計50 000 m2，其中能作為青飼料的濕地30 000 m2，綠狐尾藻蓋度為60%，經測算每平方米產30 kg綠狐尾藻，總產量為5.4×105kg；P3為魚苗單價（2元/尾）；Y3為魚苗數量20 000尾；P4為綠狐尾藻苗單價（3元/kg）；Y4為綠狐尾藻苗的數量（按蓋度30%，2 kg/m2投放，總計18 000 kg）；P5為稻草投入量（200 t/a），Y5為稻草單價（0.4 元/kg）；M為人工管理費，約為3萬元/a。

1.5 統計分析

分別采用Excel2007軟件進行數據初步處理，用SPSS19.0對逐月數據進行方差分析，差異顯著的（P＜0.05）再進一步進行多重比較。

2 結果與分析

2.1 系統對廢水中COD的去除效果

對COD的監測結果表明，其濃度變化范圍為753～2 487.5 mg/L，最低濃度出現在9月份，最高濃度在12月份（圖2），觀測期內進入稻草—綠狐尾藻系統的廢水COD平均濃度為1 500 mg/L左右。總體而言，夏秋季（6—10月）進水COD濃度相對較低，而冬春季則相對較高（11月—翌年5月）。由圖2可以看出，系統對COD的處理效果很好，全年工程總出水的COD濃度變化范圍為14～65 mg/L，即使是出水的最高濃度也遠低于國家養殖廢水排放標準（≤400 mg/L），其中夏季6—8月份的出水水質甚至達到了國家地表水環境質量Ⅳ類水質標準（≤30 mg/L），而4月份和11月份的出水達到了Ⅴ類水質標準（≤40 mg/L）。

圖2 稻草—綠狐尾藻養殖廢水生態處理系統進出水COD季節動態變化（2014年）Fig. 2 The dynamic changes of COD of the influent and effluent in the ecological swine wastewater disposal systems of rice straw –M. elatinoides（2014）

對養豬場污染物產生量的估算結果表明，示范豬場每年的COD產生量高達6 166.7 t（表1），經過干清糞、沼氣或厭氧發酵等環節的處理（圖1），輸入到廢水處理工程的COD總量約為273.5 t/a，而工程消納的量約為265.2 t/a，工程對COD的消納強度達到53 t/(萬頭·a)。

COD去除率的逐月變化情況表明，觀測期內各月總去除率均在94%以上，平均達到97.3% （表2），但是系統各環節的處理效率有所不同，其中在稻草基質池部分的平均去除率為49.6%，而綠狐尾藻濕地的平均去除率為47.7%。總體而言，稻草基質消納系統和綠狐尾藻濕地系統前端對COD的去除效率更高，前三級一般在65%以上，以下呈逐級遞減趨勢。

表2 稻草—綠狐尾藻系統對養殖廢水中COD的去除率（%）Table 2 Removal efficiency of COD in the ecological swine wastewater disposal systems of rice straw –M. elatinoides (%)

2.2 系統對廢水中氮的去除效果

圖3 稻草—綠狐尾藻養殖廢水生態處理系統進出水氮的季節動態變化Fig. 3 The dynamic changes of nitrogen concentration of the influent and effluent in the ecological swine wastewater disposal systems of rice straw –M. elatinoides（2014）

總氮的監測結果表明，其進水平均濃度為808.1 mg/L，變化范圍為294.8～1 290.0 mg/L；出水水質最高濃度僅為40.5 mg/L（圖3），其中10月份和11月份的出水水質達地表水Ⅴ類標準（≤2 mg/L）。氨氮的監測結果表明，進水平均濃度為700 mg/L，變化范圍為273.15～1078 mg/L，冬春季較高，夏秋季較低；氨氮出水濃度在秋冬季相對低，添加稻草基質池后的出水濃度都比較低，氨氮出水最高濃度是在5月，為26.2 mg/L。其余月份的氨氮濃度都小于4 mg/L，所有月份的出水水質都遠低于國標GB 18596—2001中氨氮的排放標準（＜80 mg/L）。總氮與氨氮的變化趨勢基本一致，出水濃度也在秋冬季相對較低。

對污染物產生量的估算結果（表1）表明，示范豬場每年總氮和氨氮的產生量分別為463.6 t和262.0 t，輸入到廢水處理工程的總氮和氨氮總量分別為148.0 t/a和127.4 t/a，而工程消納量分別為145.7 t/a和126.8 t/a，工程對總氮和氨氮的消納強度分別為29.1 t/（萬頭·a）和25.4 t/（萬頭·a）。消納量占產污量比達到31.4%和48.4%。

總氮與氨氮每月的平均去除率基本均在94.7%以上，9—11月份相對較高（表3）。從系統各環節的比較可見，稻草基質池對總氮的平均去除率為36.4%，而綠狐尾藻濕地對氨氮的平均去除率為62.6%，稻草基質池對氨氮的平均去除率為37.2%，而綠狐尾藻濕地對氨氮的平均去除率為62.7%。總氮與氨氮的去除效果大致相似。

表3 稻草—綠狐尾藻養殖廢水生態處理系統總氮和氨氮的去除率（%）Table 3 Removal efficiency of total nitrogen and ammonia nitrogen in the ecological swine wastewater disposal systems of rice straw –M. elatinoides （%）

2.3 系統對廢水中磷的去除效果

進入系統的總磷平均濃度為35.0 mg/L，其變化范圍為21.8～49.3 mg/L（圖4），進水濃度隨季節差異波動不大。出水TP濃度均在5 mg/L以下，顯著低于國家畜禽養殖廢水排放標準（國標GB 18596—2001）的最大限值（8 mg/L）。

對豬場總磷產生與消納量的估算結果表明，示范豬場每年的總磷產生量達58.6 t，輸入到廢水處理系統的總磷量約為6.1 t/a，而工程消納的量約為5.6 t/a，消納強度達到1.1 t/（萬頭·a）（表1）。

TP去除率的逐月變化情況表明，觀測期內各月總去除率基本都在88%以上，平均達到92.7%，其中在稻草基質池部分的平均去除率為38.7%，而綠狐尾藻濕地的平均去除率為54%（表4）。從各環節來看，前2級稻草基質消納系統對總磷的去除效果有波動，但全年的平均去除率差異不大；綠狐尾藻濕地系統前兩級的去除率明顯較高（合計占57.9%），而后基本呈逐級遞減趨勢。

2.4 經濟效益分析

稻草—綠狐尾藻治污系統經濟效益分析結果表明，綠狐尾藻濕地養魚無需投加魚飼料，養魚成本僅為魚苗成本4 000元，當年養魚的銷售收入約為12萬元，養魚產生的直接經濟效益為11.6萬元。根據前文計算，綠狐尾藻種苗成本為5.4萬元，綠狐尾藻作為青飼料產生的收入為10.8萬元。此外，每年消耗的稻草成本為8萬元，工程運行過程中還需一定的人工管理，管理費為3萬元/a。因此，經初步測算，該生態治理養殖廢水處理工程在正常運行條件下，每年可產生直接經濟效益約為6萬元，每萬頭豬產生的直接經濟效益約1.2萬元/a（表5）。

圖4 稻草—綠狐尾藻養殖廢水生態處理系統進出水總磷的季節動態變化Fig. 4 The dynamic changes of total phosphorus concentration of the influent and effluent in the ecological swine wastewater disposal systems of rice straw –M. elatinoides（2014）

表4 稻草—綠狐尾藻養殖廢水生態處理系統總磷的去除率（%）Table 4 Removal efficiency of total phosphorus in the ecological swine wastewater disposal systems of rice straw –M. elatinoides （%）

表5 稻草—綠狐尾藻治污工程直接經濟效益構成Table 5 The constituents of direct economic benefit of rice straw- M. elatinoides swine waste-water disposal engineering

3 討論

長期以來，高負荷養殖廢水環境污染與治理問題是困擾企業發展的主要瓶頸，特別是近年來隨著政府對環境治理力度的加大，養殖企業也面臨著很大的環境壓力。因此近年來探討各種不同技術治理高負荷養殖廢水已經成為國內的一個研究熱點，并取得了很大進展。如高春芳等[18]研究了采用表面流、水平潛流和垂直潛流人工濕地以及地下滲濾系統組合生態工藝處理養殖廢水技術，結果顯示其對COD、TN、NH4+-N和TP的去除率分別達到87.0%、95.0%、97.0%和95.0%，去除效果良好。葉勇等[19]在香港沿海地區的研究表明，利用高耐鹽性的紅樹植物木欖（Bruguiera gymnorrhiza）和秋茄（Kandelia candel）處理牲畜廢水，其中木欖對N、P的去除效率達到95.5%和91.8%，秋茄對N、P的去除效率達到84.3%和79.2%，均有良好的處理效果。張寒冰等[20]研究了生物膜法對養殖廢水的處理效果，發現該方法對COD和氨氮的去除率分別可達到79.0%和99.0%。Lin等[21]研究發現，采用水菠菜（Ipomoea aquatica）和蘆葦（Phragmitesaustralis）構建表面流和潛流人工濕地治理養殖廢水，對NH4+-N和磷酸鹽的去除效率可達98%和71%。劉長娥等[22]采用4級復合人工濕地以間歇進水的方式處理低濃度豬場廢水，結果表明其對TN、TP和NH4+-N去除率分別為94.7%、79.4%和91.0%。可見，這些生態治理技術均有較好的治理效果，但多數研究或技術研發還主要處在實驗室或中試階段，尚未得到大范圍的工程應用。由于多數水生植物的生物量低且不耐收割，因此一般的自然生態濕地對氮磷污染物的消納容量十分有限，因此難以應用于高負荷的養殖廢水治理[23-24]。本文的研究結果表明，采用稻草—綠狐尾藻生態治理技術對高負荷養豬廢水COD、氨氮、總氮和總磷的去除率分別達到了96.4%、99.3%、97.9%和90.6%，出水水質顯著優于國家養殖廢水排放標準的要求（表2～表4），而且從示范工程全年的運行效果來看也相當穩定，由圖3中看出5月份氨氮濃度相對較高，其原因可能是當月對綠狐尾藻進行了收割管理，在一定程度上影響了濕地的處理效果，但其實際濃度也僅為26.2 mg/L，僅為國家養殖廢水排放標準（80 mg/L）的1/3，表明該技術是一項行之有效的生態治污新技術，值得在廣大亞熱帶地區推廣應用。

稻草—綠狐尾藻生態治理技術的主要治污機理在于：1）利用稻草作為碳源和微生物附著體，為纖維分解菌、硝化菌和反硝化菌等功能微生物種群在污水中的生長與繁殖提供適宜條件，促進養殖廢水中難降解有機殘留物及抗生素、激素等有機污染物的降解，快速降低廢水的COD，并促進有機氮磷的礦化[13-15]；2）構建綠狐尾藻生態濕地消納廢水氮磷，由于綠狐尾藻具有耐高氮磷污染物濃度、生長時間長（在亞熱帶地區全年生長期可達10個月以上）、生物量大等顯著優勢[25-26]，通過植物收割可從水體中移除更多的氮磷污染物，并利用收割的植物加工飼料，從而實現廢水N、P污染物的資源化利用[27-29]。

大量的工程實踐表明，對于經濟收益率相對較低且市場波動大的畜禽養殖企業而言，工程建設費與運行成本是影響其治污技術應用的主要制約因素。事實上，當前應用的多數工業化治污技術在技術層面上都具有很好的治理效果，如厭氧—好氧—化學沉淀綜合處理技術對COD、N、P的去除率均可達到95%以上[10-12]，且也不斷有一些新的工業化治污技術出現，如UASB-SFSBR（分步進水序批式反應器）–MAP（磷酸銨鎂結晶）技術，這是當前一種新型工業化處理養殖廢水的技術，該技術通過現代生物技術和物理化學技術（如微曝氣、氨濃縮與氨吹脫、磷化學結晶等）實現對養殖廢水污染物的去除，副產品還可以作為肥料實現N、P污染物的資源化利用，該技術對COD、氨氮和總磷的去除率分別可達到95.1%、92.7%和88.8%[3,30-31]。吳義誠等[32]研發了利用光微生物燃料電池實現對養豬廢水治理和資源化利用技術，分別將光合細菌和微藻作為陽極和陰極接種物，構建成雙室光微生物燃料電池，該技術對COD、氨氮、總磷的去除率分別達到91.8%、90.2%和81.7%。這些工業化處理技術的共同優點就是占地少和處理效率高，但其缺陷也十分明顯，即前期工程投資大和運行成本高，一般的養殖企業難以承受。以本文研究的試驗豬場為例，在應用本技術以前，其治污方法主要是曝氣工程工藝，運行成本很高，單是電費一項每天就需要約1 500元，全年運行的話就需要至少50萬元以上，還不包括一些消耗材料費用，可見工業化治污工程對于養殖企業而言可謂是“建得起而用不起”，這也正是導致社會上存在大量“曬太陽”環保工程的根本原因。因此，國內外研究者和企業都在試圖探索采用低成本的生態治理技術[33]。

另一方面，傳統的工業化治污技術主要是將污染物N、P從廢水中移除并實現廢水的“達標排放”，多數未考慮對N、P的利用問題，因此這些技術在不同程度上造成了N、P資源的浪費，不符合我國當前“資源節約”的政策導向。稻草—綠狐尾藻治污技術恰恰彌補了這一缺陷，不僅工程投資低（約80萬元/萬頭豬），每年通過濕地水產養殖和飼料加工等還可以產生一定的經濟效益，扣除運行費和稻草的成本還略有盈余（表5），在一定程度上減輕了工程運行的成本負擔，也增加了稻草的利用，因此是一種典型的“資源節約型”和“環境友好型”生態治理技術，值得大力推廣和應用。

此外，由于養殖廢水通常還含有一定量的重金屬和抗生素，因此公眾對廢水及治污過程中所產生植物生物質的資源化利用也有一定的擔心。但作者所在團隊的相關研究表明，稻草—綠狐尾藻治污技術對磺胺類和奎洛酮類抗生素的平均去除率達98%以上，對土霉素和四環素的去除率達91%（結果尚未發表）。對養殖廢水中生長的綠狐尾藻成份的測定結果也顯示，重金屬砷（As）、鎘（Cd）、鉛（Pb）含量分別為0.02、0.03和0.3 mg/kg，遠低于國家飼料衛生標準（GB 13078—2001，As≤10.0 mg/kg、Cd≤0.5 mg/kg、Pb≤40.0 mg/kg），因此可以安全用作畜禽飼料。吳飛等[34]最新研究還表明，豬飼糧中添加10%左右的綠狐尾藻，對肥育豬的生長性能無顯著影響，而且還可顯著改善豬的血清生化指標，降低平均背膘厚，減緩肌肉pH下降速度，降低損失，即總體上改善豬肉品質。因此，在濕地系統后端進行水產養殖和對綠狐尾藻進行飼料化利用不存在抗生素有機污染和重金屬污染的風險。

4 結論

基于5萬頭生豬存欄大規模養豬場示范工程的觀測結果表明，稻草—綠狐尾藻養豬廢水生態治理技術具有良好的治理效果，該系統出水COD、總氮和總磷濃度均優于國家養殖廢水排放標準，每萬頭豬COD、總氮、氨氮和總磷的污染物減排量分別達到265.2、145.7、126.8和5.7 t/a。

通過生態濕地系統綠狐尾藻生物質的飼料化利用與濕地水產養殖等資源化利用途徑，在扣除工程運行成本條件下，每萬頭豬產生的直接經濟效益約1.2萬元/a，可以實現治污工程運行費的基本自給并略有盈余。因此，稻草—綠狐尾藻養殖廢水生態治理技術是一項投資少、運行成本低、可產生一定經濟效益的生態治污新技術，值得在我國亞熱帶地區大力推廣應用。

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