多級生態藕塘-表流濕地系統對養豬廢水的凈化應用研究

王珵瑞 ，雷俊山*，郭成久

1. 沈陽農業大學水利學院/遼寧省水土流失防控與生態修復重點實驗室，遼寧 沈陽 110866；2. 長江水資源保護科學研究所，湖北 武漢 430051

經濟的發展使中國肉蛋奶的消費需求穩定增長，禽畜養殖規模隨之增加，但環保意識及有效措施的滯后，使養殖廢水污染問題日漸凸顯，尤其是農村禽畜養殖作為農村經濟發展的重要部分，其廢水隨意排放造成的水污染在農村面源污染中占有一定比重，已經影響到農村居民的飲水用水安全，同時也惡化了農村生態環境（楊紅梅，2018；許文志等，2017；陳宏剛，2016；盧玉愛，2016；趙雅光等，2016）。因此，探索科學有效的方法對農村養殖廢水進行集中凈化再排放至關重要。

近年來，生態塘及人工濕地因為低能耗、低成本、低投資及水質凈化顯著的特點，成為凈化非工業污水的常用方法，并已開始應用于農業污水的處理（王曉玲等，2017；王妹等，2016；齊丹等，2016；崔麗娟等，2011；陳曉強等，2010）。生態塘可通過食物網的物質遷移、轉化和能量傳遞，凈化有機廢水的同時，輸出水產、水禽及水生植物，使污水處理與經濟發展結合，實現污水處理資源化（陳曉強等，2010）。而人工濕地則通過系統中的基質-微生物-水生植物連續體的協同作用來實現凈化水體的目的（Mahmoud et al.，2010；崔麗娟等，2010；Vymazal，2009；Kadlec et al.，1996；吳曉磊，1995），可以充分利用水體空間，具有占地面積相對較小但供氧好、凈化能力高的特點（吳振斌等，2002）。

目前，將多級生態塘與人工濕地聯合配置實際應用于農村禽畜養殖廢水的凈化處理研究較少。蓮藕能夠吸收轉化養殖廢水及塘底沉積基質中的氮、磷等，且能增加額外經濟效益（鄧梅，2013）。將生態藕塘和人工濕地聯合用于禽畜養殖廢水的凈化，符合“內循環、外封閉”的養殖理念（王妹等，2016），可以部分解決經濟發展和流域生態環境污染之間的矛盾。本實驗監測了在丹江口市余家灣小流域余家灣村建立的多級生態藕塘-表流濕地系統，旨在通過分析其對養豬廢水的凈化作用，為其推廣應用提供數據支撐，并為小流域禽畜養殖廢水治理提供借鑒。

1 工程概況

生態藕塘-表流濕地系統位于丹江口市余家灣小流域余家灣村（111°15′52.44″E，32°46′00.05″N），由3 級生態藕塘（A、B、C）和表流濕地（D）組成，地勢呈臺梯式，其東側、南側為主河道，西側、北側為水稻田。系統主要處理潤秋公司的養豬廢水（年養豬900 頭），養豬廢水經自建沼氣池匯集和厭氧發酵（運行啟動時間為30 d，啟動后每日保持進出料平衡且適量）處理后排入系統，依次在生態藕塘及表流濕地滯留凈化后排入河道，水流方式為堤埂淺層埋管溢滿自流。工藝流程見圖1。

三級生態塘A、B、C 均以蓮藕（Nelumbo nucifera）為主要植物，伴少量香蒲（Typha orientalisPresl）、水芹（Oenanthe javanica）、雀稗（Paspalumthunbergii）、蓼（Polygonum）和荻（Triarrhena sacchariflora），單塘植物密度約25 plant·m-2，面積分別為600、850、1 400 m2，底深均為1.8 m，平均水深均為0.75 m，總容積2 137.5 m3。表流濕地D以水芹、雀稗、蓼和荻隨機密集分布，植物覆蓋率100%，面積750 m2，底深1.0 m，平均水深0.10 m，容積75.0 m3。

圖1 工藝流程圖 Fig. 1 Flow chart of treatment process

2 研究方法

2.1 采樣方法

圖2 采樣點布設圖 Fig. 2 Setting map of sampling sites

在系統各節點，即1#、2#、3#、4#、5#五處設置采樣點，位置見圖2。用500 mL 廣口聚乙烯試劑瓶于五處節點采集水樣，并用尺測法與計時法測取各處過水斷面面積及流速，以便計算節點水流量與污染物負荷。采樣年份為2017 年。系統在此次監測之前已較早建成運行，每年3—6 月為蓮藕的萌發生長期，且因蓮藕的經濟效益，每年12 月生態藕塘的蓮藕塊根已被挖出售賣，在12 月至下一年5月，養豬糞污多數用于潤秋公司核桃林地漚肥，少量經沼氣池進入系統，故本研究只考察7—11 月系統對養豬廢水的凈化作用。且此次監測時段一是遇到意外擾動情況，水力條件有顯著變化，二是涵蓋了夏季系統生物量繁盛時期及秋季系統生物量衰減時期，在環境溫度變化上也體現出明顯差別，適合于探討系統穩定性，故采樣時段選為7—11 月。采樣次數為14 次。

2.2 測定指標與測定方法

根據養豬廢水的特點（萬風等，2012），主要監測指標為：高錳酸鹽指數（CODMn）、總氮（TN）、總磷（TP）、氨氮（NH3-N）、硝態氮（NO3--N）和懸浮物（SS），分別采用酸性法、過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法、鉬銻抗分光光度法、納氏試劑法、紫外分光光度法、重量法進行測定，具體參考《水與廢水監測分析方法》第4 版（國家環境保護總局，2002）。

2.3 評價方法

根據廢水流量及污染物含量等數據，分析污染物含量在單元間及隨時間的變化，并計算污染物負荷削減率，比較單元之間及與系統之間對污染物削減效果的差異；各環節污染物負荷削減率計算方法如下：

式中，R 為污染物負荷削減率；ρ1和ρ2分別為進水和出水污染物質量濃度；F1和F2分別為進水和出水每日水流量。

采用單因子污染指標法和綜合污染指數法定量評價系統進出水水質（段田莉等，2017），分析系統對養豬廢水的凈化能力。

單因子污染指標法評價項目：CODMn、TN、NH3-N、NO3--N、TP 及SS，采用《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）評價出水水質。

綜合污染指數法評價項目：CODMn、TN、NH3-N及TP，采用《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅴ類水質標準進行計算。計算方法（蔣火華等，1999）如下：

式中，P 為綜合污染指數；Pi為i 污染物的污染指數；n 為污染物的種類數；ρi為i 污染物實測質量濃度平均值（mg·L-1）；ρ0為i 污染物的評價標準值（mg·L-1）。評價分級見表1（孫濤等，2014）。

3 結果與分析

3.1 水力條件

第一時段（7 月16 日—8 月6 日），系統進水（1#）僅為經沼氣池所排次生廢水，為相對高濃度低流量時段，流量為0.106—0.199 L·s-1，各單元平均水力停留時間（HRT）依次為34.0、51.6、85.0、6.1 d；第二時段（8 月8 日—11 月14 日），因毗鄰生態溝施工影響，系統進水（1#）為沼氣池次生廢水、生態溝水及農田排水混合水體，為相對低濃度高流量時段，流量為1.333—8.866 L·s-1，各單元平均HRT 依次為0.9、1.4、2.3、0.2 d。系統日進水流量變化見圖3，系統進水各污染物平均質量濃度見表2。

圖3 系統日進水流量（Fd）變化 Fig. 3 Variation of the system daily influent flow (Fd)

表2 系統進水各污染物平均質量濃度 Table 2 Average mass concentration of pollutants in influent of the system mg·L-1

3.2 對污染物的削減效果

3.2.1 對CODMn的削減效果

單元及系統對CODMn的負荷削減率變化見圖4。第一時段A、C 起削減作用，平均削減率分別為42.00%和40.82%；而B、D 呈負削減作用，平均削減率分別為-24.81%和-11.55%。第二時段C 起削減作用，平均削減率為26.27%；B、D 平均削減率分別為0.50%和-2.68%，基本維持水質；A 呈負削減作用，平均削減率為-11.62%。分析認為：第二時段進水流量較大，且CODMn含量較小，引起A 原固持有機物釋放；B 因進水CODMn含量已有所增加，且B 的容積與生物量有所增加，故略有削減作用；C 因容積及生物量遠大于其他單元，凈化能力也較大；D 因進水流量增加，即HRT 較短，雖進水CODMn含量較低，但削減率有所增加。

表1 綜合污染指標評價分級 Table 1 Evaluation and grading of Comprehensive pollution Indexes

圖4 CODMn負荷削減率（R1）變化 Fig. 4 Load reduction rate (R1) changes of CODMn

圖5 系統進水CODMn質量濃度變化 Fig. 5 Variation of CODMn mass concentration in influent of system

系統進水CODMn質量濃度變化見圖5。第一時段質量濃度為8.31—24.69 mg·L-1，波動較大，系統平均負荷削減率為52.36%；第二時段質量濃度為5.31—9.93 mg·L-1，相對穩定，系統平均負荷削減率為17.36%。結合圖3 及圖4：第一時段濃度為主變量，系統負荷削減率變化與濃度變化規律一致，濃度增加則削減率增加，濃度減小則削減率減小；第二時段流量為主變量，流量呈梯度增減時，系統負荷削減率均穩定在40%左右。8 月8 日流量激增58.8 倍、濃度銳減80%，系統負荷削減率減小190%；10 月14 日流量突增3.2 倍，濃度穩定，系統負荷削減率減小71%。因此，穩定或呈梯度增減的進水流量和較高的進水CODMn含量有利于系統對CODMn的削減。

3.2.2 對氮素的削減效果

圖6 TN 負荷削減率（R2）變化 Fig. 6 Load reduction rate (R2) changes of TN

圖7 NH3-N 負荷削減率（R3）變化 Fig. 7 Load reduction rate (R3) changes of NH3-N

圖8 NO3--N 負荷削減率（R4）變化 Fig. 8 Load reduction rate (R4) changes of NO3--N

單元及系統對TN、NH3-N 及NO3--N 的負荷削減率變化見圖6—圖8。對TN，第一時段A、B、C、D 各單元平均削減率依次為 88.47%、1.62%、59.73%、46.91%；第二時段對應值為22.35%、7.82%、59.88%、5.12%。對NH3-N，第一時段各單元平均削減率依次為74.08%、-10.07%、83.94%、53.68%；第二時段對應值為 22.35%、7.82%、59.88%、5.12%。對NO3--N，第一時段各單元平均削減率依次為62.01%、32.07%、16.42%、21.90%；第二時段對應值為36.45%、15.27%、10.93%、28.64%。氮素削減率的變化仍然是由各級進水氮素含量變化和流量變化綜合所致，但同時受各單元削減潛力制約；進水氮素含量較高時，經過某一單元時可削減空間就較大，削減率便較高；進水流量較大時，污水HRT 較短，在各單元反應時間不充分，削減率便較低；綜合考慮進水流量與污染物含量時，則含量高時，流量適宜減小，以便有充足削減時間，含量低時，流量適宜增大，使HRT 不超過有效削減時間；單元容積越大或生物量越多，則其對污染物削減潛力越大，本底值越低，耐受范圍內其削減率就越高或削減作用越穩定。

圖9 系統進水TN 質量濃度變化 Fig. 9 Variation of TN mass concentration in influent of system

圖10 系統進水NH3-N 質量濃度變化 Fig. 10 Variation of NH3-N mass concentration in influent of system

圖11 系統進水NO3--N 質量濃度變化 Fig. 11 Variation of NO3--N mass concentration in influent of system

系統進水TN、NH3-N 及NO3--N 的質量濃度變化見圖9—圖11。對TN 及NH3-N，第一時段質量濃度分別為55.66—159.53 mg·L-1和15.2—109.81 mg·L-1，波動較大，系統平均負荷削減率分別為98.85%和97.97%；第二時段質量濃度分別為15.31—22.51 mg·L-1和12.19—20.14 mg·L-1，相對穩定，系統平均負荷削減率分別為77.42%和82.96%。結合圖3、圖6、圖7，第一時段濃度為主變量，系統TN 及NH3-N 負荷削減率均穩定在90%以上，并不隨濃度明顯變化。第二時段流量為主變量，流量呈梯度增減時，系統TN 及NH3-N 負荷削減率均穩定在80%以上。8 月8 日，系統TN 及NH3-N 負荷削減率均仍達80%以上；而10 月14 日，系統TN 及NH3-N 負荷削減率分別減至33.26%和41.17%。另外，第二時段系統TN 及NH3-N 負荷削減率均低于第一時段。綜上，流量穩定時，濃度變化對系統TN及NH3-N 負荷削減率無顯著影響；濃度穩定時，流量呈梯度增減對系統TN 及NH3-N 負荷削減率均無顯著影響，但流量由較低值突增時會導致系統TN及NH3-N 負荷削減率顯著減小；流量激增而濃度銳減時，系統TN 及NH3-N 負荷削減率不受顯著影響；低流量高濃度進水比高流量低濃度進水更有利于系統對TN 及NH3-N 的削減。對NO3--N，結合圖3、圖8，全時段質量濃度為0.45—6.72 mg·L-1，波動較大，系統負荷削減率均較高，與流量及濃度變化無明顯對應趨勢，所以流量與濃度變化對系統NO3--N 負荷削減率無明顯影響。

3.2.3 對TP 的削減效果

圖12 TP 負荷削減率（R5）變化 Fig. 12 Load reduction rate (R5) changes of TP

單元及系統對TP 的負荷削減率變化見圖12。第一時段A、C、D 各平均削減率分別為83.48%、73.20%、35.61%；B 呈負削減作用，平均削減率為-14.09%。第二時段A、C、D 各平均削減率依次為3.68%、40.82%、10.00%，均有大幅減小；B平均削減率為20.13%，有大幅增加。分析認為：對A、C、D，一是進水TP 含量較低，延緩了削減作用啟動；二是HRT 較短，削減作用時間不充分。對B，應是其進水TP 含量相對較高，促進了削減作用啟動，但HRT 不足限制了其削減率進一步提高。

系統進水TP 含量變化見圖13。第一時段質量濃度為7.62—37.05 mg·L-1，波動較大，系統平均負荷削減率為97.95%；第二時段質量濃度為2.67—6.84 mg·L-1，相對穩定，系統平均負荷削減率為67.22%。結合圖3、圖12：第一時段濃度為主變量，系統負荷削減率穩定高達95%以上。第二時段流量為主變量，流量呈梯度增減時，系統負荷削減率有所減小但穩定在70%以上。8 月8日，系統負荷削減率減至55.29%；10 月14 日，系統負荷削減率減至27.31%。因此，流量穩定時，濃度變化對系統TP 負荷削減率無顯著影響；濃度穩定時，流量呈梯度增減對系統TP 負荷削減率無顯著影響；較高的進水TP 濃度有利于提高其負荷削減率；流量由較低值突增會導致系統TP 負荷削減率大幅減小。

圖13 系統進水TP 質量濃度變化 Fig. 13 Variation of TP mass concentration in influent of system

3.2.4 對SS 的去除效果

單元及系統對SS 的負荷削減率變化見圖14。第一時段各單元平均削減率依次為 44.32%、-13.20%、19.72%、4.93%。第二時段各單元平均削減率依次為26.57%、-2.23%、45.86%、3.04%。變化原因同CODMn。

圖14 SS 負荷削減率（R6）變化 Fig. 14 Load reduction rate (R6) changes of SS

圖15 系統進水SS 質量濃度變化 Fig. 15 Variation of SS mass concentration in influent of system

系統進水SS 含量變化見圖15，全時段波動較大，質量濃度為4.00—69.00 mg·L-1。結合圖3、圖14：第一時段濃度為主變量，系統SS 負荷削減率變化與濃度變化規律基本一致，濃度高則SS 負荷削減率高；濃度低則SS 負荷削減率低。第二時段流量與濃度均為約束變量，除突變外，系統SS 負荷削減率均高達62%以上，難以分析流量影響。8月8 日，系統SS 負荷削減率減小240.3%；10 月14 日，系統SS 負荷削減率減小183.1%。因此，流量穩定時，濃度變化對系統SS 負荷削減率有很大影響，濃度越高越有利于SS 負荷的削減；流量激增且濃度銳減時，則SS 負荷削減率銳減。圖14 中個別單元個別時段出現SS 濃度極大增加，SS 負荷削減率均為顯著異常值，現場調查發現是由附近村民時有在系統周圍散放耕牛擾動出水所致。

3.3 污染物凈化效果的點位間比較

圖16 CODMn、TN、NH3-N、NO3-N、TP、SS 質量濃度點位間變化 Fig. 16 Variation in mass concentrations of CODMn, TN, NH3-N, NO3--N, TP and SS at different sampling points

污染物凈化效果的點位間差異通過其點位間的濃度變化分析，見圖16。1#為系統進水，各污染物濃度最高；2#、3#、4#分別為第1、2、3 級生態藕塘出水；5#為表流濕地出水也即系統出水，各污染物濃度基本為五點間最低，能達到Ⅲ類或Ⅳ類水質標準，符合凈化養豬廢水的目的。由圖知，6 種污染物通過3 級生態藕塘滯留凈化，濃度均已削減至較低水平；多數污染物的削減過程主要發生在單元A 和C，而B、D 單元則基本維持當前水質；系統對進水污染物濃度具有較高的耐受限度，運行過程中未有突破，且在限度內污染物濃度越高，系統削減效果越好；第二時段各單元多數污染物的削減效果要差于第一時段，表明較高污染物濃度、較低進水流量的進水條件更有利于系統對污染物的削減。NO3--N 第二時段進水濃度較高，但削減情況較差，同一點位第二時段含量均遠高于第一時段。

4 運行效果評價

4.1 單因子污染指標評價

系統進出水水質見圖17，進水水質較差，6 種污染物濃度均較高，而出水水質得到顯著改善。系統第一時段出水CODMn、TN 和NH3-N 質量濃度均低于Ⅲ類水質標準限值，TP 質量濃度低于Ⅳ水質標準限值，總體水質良好，Ⅳ類水質達標率100%；第二時段CODMn和NH3-N 質量濃度均低于Ⅴ類水質標準限值，TN 和TP 質量濃度則均高于Ⅴ類水質標準限值（但均有大幅削減），總體水質欠佳。兩個時段系統進出水NO3--N 及SS 質量濃度均較低。

圖17 系統進出水水質對比 Fig. 17 Comparison of influent and effluent quality of system

4.2 綜合污染指數評價

經計算，第一時段系統進水P 值為29.26，水質屬嚴重污染；出水P 值為0.42，水質良好。第二時段系統進水P 值為7.90，水質屬重污染；出水P值為1.98，水質屬輕污染。

5 討論

本試驗為實際應用試驗，非控制性試驗，處理的原廢水為養豬場實際產生的養殖廢水，具有非常重要的現實意義。生態塘選擇蓮藕作為主要耐污植物具有非常好的凈化優勢，蓮藕本身喜淤泥耐有機性污水，對有機污染具有良好的吸收作用，同時根莖與種實具有良好的經濟效益，荷花與蓮葉又具有很好的景觀觀賞性，將水質凈化、經濟效應與景觀作用同時進行了結合，符合生態治理理念（鄧梅，2013）。此外，將多級生態藕塘-表流濕地系統與沼氣池技術進行了結合，養殖廢水首先經過沼氣池匯集和發酵處理，有機物可得到大量分解，有害微生物含量也會銳減（侯如梁，2014；姚亮等，2005），這不僅可以產生沼氣供養殖場作為清潔能源使用，而且有利于系統對養殖廢水的富營養成分進行快速轉化和吸收，也有利于降低出水微生物危害的風險。

由各污染物負荷削減率變化可知，第一時段單元B、D 對CODMn、SS 等污染物呈負削減作用或微削減作用，分析認為可能原因：一是A、C 出水污染物含量已分別低于B、D 的自然本底值；二是A、C 出水污染物含量雖未分別低于B、D 本底值，但較低含量下，水體在B、D 的HRT 超過有效時間（張毓媛等，2016）。全時段進水流量和濃度與NO3--N 的削減變化無對應關系，但第二時段其系統負荷削減率呈線性遞減，考慮到隨季節變化，水溫逐月遞減，因此認為第二時段水溫是約束變量，NO3--N 削減率的遞減可能是因水溫降低抑制了相關生化降解過程（段田莉，2016）。

由各污染物點位間含量變化可知，總體上看，系統中A、C 對進水起主要凈化作用，而B 與D 則基本維持進水水質。分析認為，各單元均存在自然本底值，當次生廢水經過A 后，污染物含量已削減至與B 本底值相近，所以B 削減作用不明顯；而C出水污染物含量又有小幅削減，是因C 面積更大，其HRT 較長，且生物量更多，能夠轉化、降解和吸收更多污染物量，從而本底值更低；D 出水污染物含量又無明顯變化，表明D 與C 本底值相近。又可看出D 出水水質優于B，說明D 本底值低于B。因B、C 的面積大于D，所以若面積相同，表流濕地的本底值要遠低于生態藕塘，也表明前置生態藕塘、后置表流濕地的配置是合理的。

分析發現多級生態藕塘-表流濕地系統的凈水作用對進水污染物濃度有很高的耐受限度，對進水流量波動也有很強的穩定性。系統污染物削減率在第一時段低流量高濃度以及第二時段高流量低濃度兩種顯著不同的進水條件下均能達到較高水平，但第一時段污染物削減率更高更穩定，第一時段出水水質更良好。所以認為系統在耐受范圍內，對進水流量的大幅波動相比于污染物濃度的大幅波動更敏感。因為流量波動會導致污水HRT 變化，流量越大，HRT 越小，污染物在系統中的生化降解反應越不充分（王世和等，2003）；且流量波動會影響微生物的種群穩定性，過大的流量波動會抑制微生物的增殖與相關生化反應（邱立平等，2004），從而使各單元的凈化效果不穩定。

6 結論

（1）多級生態藕塘-表流濕地系統對養豬廢水中主要污染物有穩定而顯著的削減效果，且在進水流量與污染物濃度穩定條件下，系統出水綜合水質能夠明顯優于《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅳ類標準。

（2）系統的凈化作用能夠耐受較大波動的進水流量和污染物濃度，但適當較大的進水污染物濃度和適當較小的進水流量能夠更充分地發揮系統的凈化作用。

（3）若面積相同，則表流濕地的環境背景閾值要低于生態藕塘，生態藕塘有利于處理較高污染物濃度進水，表流濕地有利于處理較低污染物濃度進水，前置生態藕塘、后置表流濕地的搭配模式有利于對養殖廢水的凈化。

（4）在進水流量與污染物濃度頻繁波動條件下，系統出水水質一直保持穩定良好，出水可作為河道補充用水或農業灌溉，因此多級生態藕塘-表流濕地系統具有良好的環境與經濟效益，可以有效應用于小流域禽畜養殖廢水的處理上。