高效生物集成养猪废水处理新工艺模拟模型

高效生物集成养猪废水处理新工艺模拟模型

注释

本案例由南昌大学资源环境与化工学院万金保教授牵头，朱衷榜博士具体负

责工艺、电气设计，万莉、顾平博士具体负责工业设计、调试运行，依托江西省

教育厅科技落地计划项目“高效内外循环生物集成废水处理新工艺在规模化养猪

场转化与示范”（GJJ）开展

本案例涉及典型厌氧、好氧、自然处理技术原理及其应用方式，同时体现了

实验研究的一般手段、分析测试的具体方法、实验结果的分析探索，具有较好的

深度和综合性，符合现代发展的需要，应用与理论结合，体现了废水处理的典型

性、客观性、先进性和创新性，可在相关专业范闱内共享。

摘要

针对猪场废水具有有机物浓度高、富含氮磷、厌氧出水C/N比失调等特点,

总结前期工程经验提出了固液分离-升流式固体厌氧反应器(UpflowAnaerobic

SolidReactor,USR-沼气，也-生物接触氧化1池(8诂1。8化21ContactOxidation,BCO)-ff

批式生物膜反应器(SequencingBatchBiofilmReactor,SBBR)-曝气生物滤池

(BiologicalAeratedFilter,BAF)-人工湿地(ConstructedWetlandCW)新型养猪废水

处理系统，既克服了厌氧处理不达标的缺陷，又克服了好氧处理能耗大、抗冲击

负荷能力小及占地面积大等缺点。

结合工程调试及文献查阅，得出重金属、抗生素会对猪场废水处理产生影响，

为此，制作一套建立以SBBR为主体的高效生物集成养猪废水处理新工艺模拟

模型探明重金属(Cu(l【)、Zn(II))、抗生素(土霉素(oxytetracycline,OTC)、磺胺间

甲氧啥咤(sulfamonomelhoxine,SMM))对其废水处理效果及污泥性状影响，为后期

猪场废水治理、调试奠定理论基础。

关键词：猪场废水、SBBR、BCO、重金属、抗生素

引言

随着日益加剧的市场竞争和人们对猪肉产品质量要求的不断提高，分散饲养

已经难以适应市场的要求，养猪业已逐渐向规模化、集约化发展。规模化养猪带

来了经济的极大发展，同时也带来了严重的环境问题。在我国，猪场废水的处理

技术相对滞后。猪场排放的大量粪尿与废水，大多未经妥善处理与处置便直接排

放到水体、土壤等环境中，大量的猪场废水的排放对环境造成严重的污染，使得

猪场废水成为一种主要的农业污染。如何有效处理养猪废水既是环境保护的要求

也是养猪场实行清洁生产的必要途径。

案例模型自2014年10月设计，并于12月在鄱阳湖环境与资源利用教育部

重点实验室制成，已经过10月的调试运行，得到一些有价值实验数据。

案例兼顾理论与实践，模型设计基于前期实验室在猪场废水治理方面的理论

研究，总结江西星子某养猪场废水治理工程经验，在江西万年某规模化养猪场提

出了固液分离-USR-沼气池-BCO-SBBR-BAF-CW新型养猪废水处理系统。既克

服了厌氧处理不达标的缺陷，又克服了好氧处理能耗大、抗冲击负荷能力小及占

地面积大等缺点。此外，BCO、SBBR池均在传统池型进行了改进，即增设两道

隔墙，将池体分为硝化区、反硝化区，在曝气的作用下，形成一个无动力的反硝

化-硝化-反硝化的内循环，以此进一步提升脱氮除磷效果。结合工程调试、文献

查阅发现重金属、抗生素对猪场废水治理会产生一定影响，为此，建立以SBBR

为主体的高效生物集成养猪废水处理新T艺模拟模型探明重金属(6(1【)、Zn

(II))、抗生素(土霉素(oxytelracycline,OTC)>磺胺间甲氧啥咤(sulfamonomethoxine,SMM))

对其废水处理效果及污泥性状影响，为后期猪场废水治理、调试奠定理论基础。

背景介绍

世界约一半的生猪在我国饲养，我国是当之无愧的生猪饲养第一大国，而养

猪业在我国畜牧业中也占绝对主导地位。据统计,2012年我国生猪的出、存栏

量相比2003年分别上涨了17.6%和1.5%,呈稳步增长趋势，此外，养猪业也正

大步向标准化、集约化方向发展。参照国家环保总局（现国家环保部）推荐的相关

生猪排泄系数（如表1）可推算出2012年全年生猪产生粪便总量18822.21万吨，

BOD5为1228.63万吨,CODcr为1258.39万吨,NH3-N为97.92万吨,TP为80.41

万吨,TN为213.34万吨，其中排放的COD,总量远远超过全国人口排放的CODcr

总量。

表1生猪排污系数/[kg/（头M

畜禽名称粪尿

BOD5CODcrNH3-NTPTN

猪398.00656.7025.9826.612.071.704.51

与养猪业大步发展相矛盾的是猪场废水治理技术存在明显瓶颈，存在明显的

达标难等问题，亟需开发新型处理技术，同时饲料中添加剂及兽药的滥用，导致

猪场废水除含有大量有机物、氮磷还含有微量重金属、抗生素，而重金属、抗生

素除了对环境造成危害同样会对生物处理造成影响，故有必要研究其是对生物处

理的影响。SBBR是将生物膜法引入序批式活性污泥反应器（SequencingBatch

Reactor,SBR）,具有占地少、生物量大、同步去碳脱氮除磷、运行灵活等特点，

已广泛应用于猪场废水的治理中，重金属与抗生素对SBBR处理猪场废水的具体

影响的研究势在必行。

第1章猪场废水处理技术

1.1猪场废水的产生及其基本性质

猪场废水主要含冲栏水、猪尿、部分或全部的猪粪和饲料残渣(取决于清粪

方式)等，部分猪场将生活废水也纳入猪场废水处理范畴。清粪方式不同会导致

猪场废水的水质、水量均存在较大差异，具体如表1.2。

表1.1三种清粪方式对应养猪场废水水质、水量

项目水冲清粪水泡清粪干清粪

水量平均每头/(L/d)35〜4020〜2510〜15

水质指标BODs7700〜880012300~153003960〜5940

/(mg/L)CODcr17000~1950027200~340008790~13200

SS10300〜1170016400〜205003790—568()

注：数据源自华南农业大学资料

由上表可知：猪场废水具有高CODcr.高SS、富含氮磷、可生化较好、水

量波动较大等特点。

1.2猪场废水的危害

猪场废水危害主要表现为对水体、大气、土壤、病源菌、重金属、抗生素污

染等，具体如表1.2所示：

表1.2猪场废水的危害

污染类别产生原因具体危害

水体污染有机物浓度高、富含氮2012年养猪业排放的CODcr总最远远超过全

磷国人口排放的CODcr总量。

大气污染含NH、、H2S、CH.|、CO2NH3、H2s等不及时清除会产生甲基硫醉、甲

等气体硫酸等恶臭气体，严重恶化养殖场大气质量，

危害工作人员健康，影响畜禽的生产性能。

土壤污染土地面积不配套、废水养猪业过分推崇“种养结合”模式，但大多存在

横流配套土地面积不足，难以消纳产生的废水，导

致过度灌溉，最终致使土壤性质改变、板结等。

病源菌污染含有禽流感、结核病、目前严重的“人畜共患传染病''很多，其中约有

布氏杆菌病、钩端螺旋25种，可经猪粪尿等排泄物进行传染。

体、炭疽等病源菌

重金属、抗生素含有Cu、Zn等重金属；为了追求更大的经济利益，饲料中往往添加超

污染磺胺类、四环素类等抗量的重金属、抗生素，同时存在兽药滥用的情

生素况，但大多随粪尿排出体外，影响环境的同时

危害人类健康。

L3猪场废水的处理技术发展现状

猪场废水治理方面已拥有大量的实验研究和工程实践资料•，经归纳发现猪场

废水处理技术多采用以下四种模式：还田模式、自然处理模式、工业化处理模式、

组合处理模式。

(1)还田模式

猪场废水属放错了地方的资源，含有丰富的有机物、钾、氮、磷等营养物质，

可作为肥料用于农业、林业生产，这种处理模式称为还田模式，该模式在处理污

染物的同时也直接减少了污染物的排放。美国约有90%的养殖场采用该模式处理

畜禽粪污，而英国、日本等国家也改变饲养模式，制肥还田，实现废物资源化利

用。

(2)自然处理模式

采用稳定塘、人工湿地等天然或人工构筑物的处理系统对猪场废水进行处

理。1995年，美国以墨西哥海湾计划(GMP)为契机，构建了人工湿地处理养

殖废水的数据库，得出人工湿地对此类废水中BOD5、NH3-N、TN、TSS、TP的

去除率分别为：65%、48%、42%、53%、42%。力金保等人采用分别种植户苇、

菱白、菖蒲的三级表面流人工湿地作为猪场废水后续处理；廖新悌、邓仕槐等人

分别开展了规模化养猪场废水处理系统中人工湿地的应用研究和人工湿地植物

耐受性、抗逆性、种植方法优化的研究。

(3)工业化处理模式

对于那些缺乏土地的养猪场，只能采用占地面积较小的工业化处理模式。这

种模式主要包括预处理、生物处理法等。

①预处理

猪场废水SS很高，若直接流入后续处理环节，易影响出水水质，一般都会

采取预处理措施，而固液分离因其简单、有效，广泛应用于猪场废水治理。常见

设备有格栅、固液分离机等。

②厌氧处理

猪场废水中CODc「浓度较高，而厌氧处理在去除大部分COD”的同时产生可

回收利用的甲烷、杀灭部分病菌，提高猪场防疫水平，故被广泛应用于猪场度水

治理中。目前国内外常用的厌氧处理工艺有：沼气池、AF、UASB以及新兴起

的IC、IOC、EGSB、ASBR等高效厌氧处理工艺。

③好氧处理

厌氧处理出水仍含有一定量有机物及大量的氮磷，随着富营养化的加剧及对

水质要求的加强,猪场沼液的进一步治理势在必行，好氧处理则是一条新的出路。

目前常用的好氧处理工艺有SBR、SBBR、BCO、A/0、BF等。

序批式生物膜反应器(SequencingBatchBiofilmReactor,SBBR)是将生物

膜引入序批式活性污泥反应器(SequencingBatchReactor,SBR),具有占地少、

生物量大、同步去碳脱氮除磷、运行灵活等特点。万金保等将SBBR应用于猪场

厌氧消化液治理中，对其挂膜、处理效果、运行方式等开展了大量的实验研究及

工程应用，结果表明SBBR对猪场沼液具有较好的处理效果，添加部分原水后污

染物去除率分别为COD：41.7%~83.1%、NH3-N：53.6%~97.6%、TP：69.7%~85.7%。

表1.3好氧处理工艺优缺点

好氧处理工艺优点缺点

体积负荷高、处理时间短、

需要大量填料及其支撑结

生物接触氧化占地面积少、污泥产量低、

构，不便于运输和装填

不需污泥回流。

工艺简单，运行管理方便，

BOD负荷小、占地面积大、

氧化沟出水水质好，具有一定的脱

运行费用高

氮除磷效果

占地面积小，机械设备少，

运行费用低，操作简单，自

SBR进水阀门频繁开关易坏

动化程度高，脱氮除磷效果

较好

除具有SBR优点以外还具有

除SBR缺点以外还

SBBR污泥浓度高，生物相丰富，

需要填料及其支撑结构

脱氮除磷效果好

(4)组合处理模式

猪场废水CODcr浓度很高，单一厌氧处理出水CODcr,N,P浓度仍较高,

而单一好氧处理工艺投资太大、运行费高、容易出现污泥膨胀等问题，组合处理

模式应运而生。

①预处理-厌氧-综合利用

充分结合当地资源条件，根据猪场粪污排放量和作物营养物质需求量，将粪

污进行无害化处理后，用于农、林业。

②预处理-厌氧■好氧

好氧工艺成本太高，单独的厌氧又无法满足徘放要求，厌氧+好氧治理模式

应运而生。但相关研究表明猪场沼液直接利用好氧工艺进行处理效果往往不佳。

如：杨虹等采用ABR-ICEAS组合工艺处理养猪场废水，最终NH3-N去除率仅

为60%,COD去除率也不高；主要是因为厌氧后的猪场废水B/C低、缺乏碱度,

导致反硝化过程受阻、PH降低，最终降低微生物活性，影响出水水质。邓良伟

等在此基础上提出添加原水为核心的Anarwia工艺，实践证明该工艺在技术上、

经济上均具有相当优势。

③预处理-厌氧-好氧-自然处理

当出水水质要求较高，若仍继续使用好氧投资及运行费会太高。自然处理具

有投资省、运行费低、后续处理效果好等优点，所以近年来厌氧+好氧+自然处

理的组合模式被广泛应用。万金保等采用IOC-SBBR-CW工艺处理某万头养猪场

废水，水量为100n?/d,总投资98.8万元，出水水质远优于GB18596-2001的要

求［⑵。

(5)猪场废水处理领域存在的不足之处

①废水处理设施不配套，大多猪场未建有废水处理设施或只建有厌氧处理

设施，尤其是小型养猪场；

②冬季气温低，极大影响了规模化养猪场厌氧处理设施的运行效果，易对

整个废水处理系统构成冲击，影响最终出水水质；

③SBR工艺为目前猪场废水处理中应用最为常用的好氧工艺，但其运行模

式仍缺乏系统研究，池形结构仍有待优化，运行参数(水力停留时间、曝气量等)

仍需明确；

④猪场废水治理着重点仍停留在末端治理，忽视源头削减；

⑤针对厌氧后的猪场废水好氧处理效果不佳，目前研究多集中在如何调整

C/N、C/P比，改善可生化性，平衡系统碱度上，对猪场废水中含有的微量重金

属、抗生素等污染物市好氧处理系统可能产生的负面影响则关注较少。

第2章新型猪场废水处理技术

猪场废水具有有机物浓度高、悬浮物浓度高、富含氮磷且冲击负荷大等特点,

一般先采用厌氧进行处理，降解废水中大部分有机物，但其出水(沼液)中的有机

物、氮磷浓度仍然很高，需进一步处理，且碳氮比较低，处理难度大。故有必

要探索出一套技术、经济上均可行的新型猪场沼液处理工艺，并进行工程示范，

为猪场沼液治理奠定基础。

2.1工程概况

江西省某规模化养猪场的废水排放量为150m3/d,之前已建有厌氧设施：

USR及沼气池，但运行效果不佳，为进一步保护周边环境，启动废水深度处理

工程，使出水满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB18596—2001)0

2.1.1废水的水质水量

该养猪场废水主要来源于冲栏水、猪粪尿等，具体水质水量及相应排放标准

见表2.1o

表2.1废水水质及排放标准

项目原水沼液排放标准

COD/(mg-L1)5426-12640568~1810400

1

BOD5/(mg-L-)3152〜7487112-326150

SS/(mg-L-1)2177-7124268~749200

NHj-N/(mg-L1)547-1685366-145080

TP/(mg-L1)20.8-56.519.0-44.88

PH7.5~8.57.2-836~9

2.1.2工艺流程

依据实验室中试结果，总结另一猪场废水治理示范经验并结合该猪场实际情

况，笔者确定采用以下工艺流程，见图2.1。

发电/锅炉一.一名封/脱水/脱污泥干化床—、

沼气包「一•二二二二二二A__________瞥垩___(f

原水1--------------------------------------------

-斗固液分离肉匀浆池.AUSR卜A沼气池M调节池十

达标1:

挑国人工湿地6BAF池<卜中间水池<SBBR池+超警1

图2.1猪场废水处理工艺流程

猪场废水经固液分离后去除部分大颗粒悬浮物，后进入USR与沼气池进行

厌氧去除大部分有机物，厌氧后的猪场沼液首先进入调节池，调节水质水量，经

泵提升后，由穿孔管喷洒到接触氧化池未曝气区(反硝化区)，进行水解酸化及反

硝化，随后进入曝气区(硝化区)进一步去除有机物并进行硝化反应，再经溢流堰

自流入SBBR池，经过缺氧一好氧一沉淀等过程，出水流入中间水池，经恒液位

给水设备匀速自流入BAF池，进一步去除污水中的有机物、氮、磷和悬浮物，

最后流入人工湿地进行深度处理并最终达标排放.

USR及SBBR池产生的污泥定期排入污泥干化床进行干化处理，并与固液

分离产生的粪渣共同出售。

2.2主要构筑物及设备

2.2.1调节池

半地下式砖混结构，尺寸20mx9.5mx4.0m,有效水深1.8m,有效容积342

nA水力停留时间54.72h,用于收集厌氧出水，调节水质水量，同时进行水解

酸化，降低好氧处理部分的负荷，内设2台(1用1备)污水提升泵，型号为

50WQ15-12-l.lo

2.2.2生物接触氧化池

1座，地上式钢混结构，尺、J8.3mx4.Omx5.5m,内设4道隔墙将池体区分

为硝化区、反硝化区，其尺寸分别为4.5mx4.0mx5.5m、2.8mx4.0mx5.5m,

停留时间分别为16.32、9.79h,有效水深5.1m,气水比为1:25。池底安装72

套。215mm膜式微孔曝气器,空气流量1.5〜3m3/h,服务面积0.3〜0.7m2,氧

转移效率20.4%〜33.7%,阻力损失18〜280mm七0,池内添设组合生物填料，

高度为3.5m,填料体积120m3。

2.2.3SBBR池

2座，地上式钢混结构，单池尺寸8.()mx4.()mx5.()m,在传统池型上增设2

道隔墙，分为硝化区、反硝化区，其尺寸分别为8.0mxl.9mx5.0m、8.0mx1.6

mx5.0m,排水比为1:4,滞水深度1.2m,浑水器型号为PS-50。池底安装60套

D215mm膜式微孔曝气器，其余参数同生物接触氧化池，有效水深4.5m,池内

添设组合生物填料，高度为3.0m,填料体积96m3。周期为12h,具体为曝气4

h、缺氧2h、曝气4h、沉淀1h、排水1ho

2.2.4中间水池

1座，地上式钢混结构，用于贮存SBBR池出水，以保证后续处理工段连续

运行，尺寸为8.3mx20mx4.0m,有效水深3.3m,水力停留时间为8.77h。

2.2.5BAF池

2座，半地下式钢混结构，单池尺寸3.0mx2.0mx5.0m,有效水深4.5m,

内设直径为3~5mm陶粒，滤料高度为2.5m,底下设240个单孔膜曝气器，空

气流量0.24~0.43nrVh,服务面积0.20〜0.28nf,氧转移效率22.6%,阻力损失

<2500Pa,反冲洗采用气水联合冲洗，反冲洗废水排至调节池，反冲洗水水泵型

号100WQ100-1()-7.5o

2.2.6人工湿地

人工湿地分三级,第一级人工湿地属表面流人工湿地，尺寸14.0mx8.0mxl.O

m,种植植物为酸模、菖蒲；第二、三级人工湿地属潜流人工湿地，尺寸分别为

11.7mx8.0mx1.()m,16.0mx8.0mxl.Om,种植菖蒲及黄花莺尾、水芹菜和水生

美人蕉。

2.2.7供气系统

两座SBBR池分别采用两台型号为HC60S的回转式风机供气，风量为1.71

m3/min,风压为49kPa,转速为450r/min,功率为2.2kW,生物接触氧化池及

两座BAF池则由两台型号为BK5003的罗茨风机供气，风量为3.4n?/min,风压

为60kPa,转速为1350r/min,功率为7.5kW。

2.2.8主要特色

(1)在传统生物接触氧化池内增设4道隔墙，隔墙底部悬空，将池体分成

硝化区、反硝化区，废水由反硝化区上端喷淋管进入，利用污水中的碳源进行反

硝化反应，随后经隔墙底部进入硝化区，由于曝气作用，废水会自流入反硝化区，

为反硝化反应提供硝酸盐，如此形成了一个无动力的内循环，提高了脱氮除磷效

果。

(2)在SBBR池内增设2道隔墙，形成内循环，同时在时间上将反应段分

为缺氧-好氧交替，如此设计，时空上的改进提升了SBBR脱氮除磷功能。

2.3调试运行

2.3.1污泥培养驯化

调试初期，以经过稀释的猪场废水为底物，并向生物接触氧化池、SBBR池

内分别接种7.5、3n?某城镇污水处理厂的脱水污泥(含水率约80%)o为了使

微生物尽快培养驯化，向污水中投加一定量的营养物以补充碳源，污泥经过3d

闷曝后，每日定时排掉池内部分废水，同时补充新鲜废水，并逐步提升补充新鲜

废水量，使污泥逐渐适应废水水质，需注意曝气阶段强度不宜过大以免冲刷掉已

挂在填料上的生物膜，但必须具有一定的搅拌作用以保证活性污泥与填料的充分

接触。一周后，观察到填料表面附着生长了一层黄褐色的生物膜，手感黏稠且质

薄，但生物膜并没有连片生长，SV30在15%左右；继续提高负荷，经过近三个

月的调试，生物膜连片生长，SV30在30%左右，镜检发现存在很多形状各异的

菌胶团，系统对各污染物的去除率稳定在较高水平，认为系统调试结束。

2.3.2系统运行效果

由于猪场沼液的碳氮比低，可生化性差，不适合微生物生长，故定时向废水

中添加一定量的营养物，以提高B/C。系统运行至今，各单元处理效果稳定，经

生物接触氧化、SBBR、BAF、人工湿地处理后，出水水质可满足《畜禽养殖业

污染物排放标准》(GB18596—2001)中的相关要求，监测结果见表2.2。

表2.2出水水质监测结果

项目

CODBOD5SSNH3-NTPpH

进水165579470980632.57.4

调节池出水157675067280632.57.1

去除率/%4.85.65.2—————

生物接触出水69229932030516.36.9

氧化池去除率/%56.160.252.462.250.0—

出水3221281451227.27.2

SBBR池

去除率/%53.557.154.760.056.2——

出水1776771836.17.0

BAF池

去除率/%45.147.851.132.215.5—

出水1224448604.57.3

人工湿地

去除率/%31.134.332.228.726.5—

总去除率/%91.794.593.292.686.2—

注：除pH外其余项目单位均为mg/L°

233运行效果分析

（1）向猪场沼液添加营养物后，B/C提升至0.48,碳氮比提高到2,明显

改善了猪场沼液的可生化性。

（2）调节池对废水没有明显的处理效果，仅由于水解酸化、沉淀作用去除

了少部分有机物及悬浮物“

（3）改进后的SBBR池、生物接触氧化池对猪场沼液这种低碳氮比废水有

良好的脱氮除磷效果。

（4）人工湿地适用于猪场沼液的深度

处理，在进一步优化出水水质的同时，还具有较好的景观美学效果。

2.4技术经济分析

本工程好氧部分总投资101.45万元，其中土建工程投资45.05万元，设备工

程投资56.40万元。好氧部分本工程装机容量30.6kW,使用功率21.25kW,每

日耗电280.92kWh,则每日电费157.31元,系统采用PLC自动控制,只需一名

操作工即可，人工费每日60元，每日定期向废水中投加营养物质约40kg,费用

约每日99.2元，即运行成本为2.117E/（m3-d）0

2.5小结

（1）USR-BCO-SBBR-BAF-人工湿地组合工艺对高浓度猪场废水处理方面

具有明显的优势，抗冲击负荷能力强，水力停留时间短，一般小于12h（传统厌

氧反应器水力停留时间一般大于25h）,出水水质稳定满足《畜禽养殖业污染物排

放标准》（GB18596—2001）中的相关要求，解决了猪场废水有机污染物含量高、

排放量大、浓度变化大带来的问题。

（2）改良型的生物接触氧化池与SBBR池及缺氧-好氧交替的运行模式适于

处理碳氮比低的猪场沼液，脱氮除磷效果较好。

（3）猪场沼液碳氮比低，调试运行时可定期向废水中投加适量营养物，增

加废水中的碳源，使废水碳氮磷比例适宜微生物生长，提高处理效果。

第3章重金属与抗生素对SBBR处理猪场废水的影响

猪场废水具有有机物、氮磷浓度很高等特点，处理难度较大，目前针对猪场

废水处理已开展了广泛研究，多集中在研发高效生物反应器、调整反应器结构，

优化运行方式以更加经济、有效去除废水中有机物、氮、磷等方面，已有相关研

究表明，由于饲料添加剂及兽药的滥用，导致猪场废水除含有大量有机物、氮磷

还含有微量重金属、抗生素，而重金属、抗生素除了对环境造成危害同样会对生

物处理造成影响，目前已有其对厌氧消化抑制情况的研究，但其对猪场废水好氧

生物处理影响的研究还较少。SBBR是将生物膜法引入SBR,具有占地少、生物

量大、同步去碳脱氮除璘、运行灵活等特点，已广泛应用于猪场废水的治理中，

重金属与抗生素对SBBR处理猪场废水的具体影响及相互作用关系的研究势在

必行。

3.1单一Cu(II)、Zn(II)对SBBR处理猪场废水的影响

部分金属如：铜、锌、碑、铭，作为动物生长所必须的微量元素，能提高动

物的采食量及其体内有关酶的活性，进而提高饲料利用效率同时还能防治疾病，

但人们出于对经济效益的过分追求，使得饲料中普遍添加超量的重金属，大部分

重金属不能被动物有效吸收而是随粪尿排出，如此，除对环境造成危害外，废水

中的重金属亦会对废水好氧处理产生影响，实脸选用猪场废水好氧处理常用

SBBR反应器(由于装置规格较小，添加的填料数量较少，故实验采用的SBBR

仍以悬浮活性污泥法为主)，研究猪饲料中添加量最大的铜、锌单独及复合作用

下对好氧处理猪场废水产生的影响势在必行。

经测定万年某养猪场废水中Cu(II)、Zn(n)的浓度分别为4.55、12.41mg/L,

孙建平测定了杭州某规模化养猪场废水中Cu(H)、Zn(II)的浓度分别为13.60、

27.00mg/L,李刚等测得某规模化猪场实际废水Cu(H)、Zn(II)的浓度分别为

2.32、5.11mg/L,说明猪场废水中重金属的浓度具有一定差异性，这是因为清爽

方式及预处理模式的不同所导致，为此选定Cu(II)的浓度梯度为0.5、1、2、4、

8、16mg/L,Zn(II)的浓度梯度为1、2、4、8、16、32mg/L,不同浓度重金属

分别投加于不同的反应器中进行实验，同时设一空白组，共13组实验，以明确

不同浓度重金属对SBBR处理猪场废水的影响，为SBBR更有效的运行提供依

据。

3.1.1单一Cu(II)、Zn(II)对废水处理效果的影响

(1)单一Cu(H)、Zn(II)对COD的影响

图3.1中的(a)、(b)可知，空白组出水COD较稳定，在289〜334mg/L,平均

去除率为80.14%,系统具有良好的去碳能力，Cu(H)浓度为().5、1mg/L非但没

有对系统的去碳能力产生抑制，反而有一定的促进作用，浓度为0.5mg/L时出

水COD最低为201mg/L,去除率可达87.06%,平均去除率为84.30%,浓度为

1mg/L时出水COD平均去除率较空白组也略有上升,为81.40%。当Cu(H)浓

度分别增加到2、4、8、16mg/L时，对系统去除有机物的能力产生不同程度的

抑制作用，且随浓度的升高而升高，具体为：浓度为2mg/L时，在第()〜10天系

统出水COD呈逐步上升趋势，第10天系统出水COD高至509mg/L,COD去

除率降至67.23%,而后期的11〜20天系统出水COD在波动中逐渐下降，第20

天出水COD恢复为329mg/L,去除率为78.82%,整个实验期间平均去除率为

74.70%；浓度为4mg/L时，第0~8天出水COD逐步上升，第8天达到最高值

为566mg/L,后期在波动中有所下降，但始终在400mg/L以上，整个实验期间

平均去除率为70.50%；浓度为8mg/L时，第6天出水COD达到最高值为859

mg/L,后期在波动中下降至600mg/L左右，整个实验期间平均去除率为56.90%；

浓度为16mg/L时，同样在第6天出水COD达到最高值，高达1186mg/L,对

系统造成了严重的冲击，后期出水COD有所下降，但幅度较小，出水COD仍

高达800mg/L左右，整个实验期间平均去除率仅为45.80%。综上所述，当Cu(II)

浓度二2mg/L时—，对系统去碳能力均有所抑制，且呈现前期抑制明显，分别在第

10、8、6、6天出水COD达到最大值，但恢复程度因浓度而不同，且很难达到

未添加时的去除水平。

(

S

S

)

§

式

归

(a)不同浓度Cu(II)对出水COD的影响(b)不同浓度Cu(II)对COD去除率的影响

90

081216208121620

时间(d)时间(d)

(c)不同浓度Zn(Il)对巴水COD的影响(d)不同浓度Zn(II)对COD去除率的影响

图3.1不同浓度Cu(H)、Zn(H)对出水COD及其去除率的影响

图3.1中的(c)、(d)反应了不同浓度的Zn(II)对出水COD及其去除率的影响,

具体趋势与Cu(II)大体相似，仅在浓度为1mg/L对系统降解有机物的能力有所

促进作用，COD平均去除率为83.00%,较空白组高2.86%,浓度为2、4、8、

16、32mg/L时;均表现出抑制作用，当浓度为2、4mg/L时抑制作用较小，平

均去除率分别为79.00%、74.50%；浓度为8mg/L时，在第0〜8天系统出水COD

逐步上升，后期又逐渐下降，最高出水COD为546mg/L,整个实验期间平均去

除率为69.93%；浓度为16mg/L时，第6天出水COD上升至最高，为752mg/L,

去除率下降至51.59%,后期恢复至后63.43%,整个实验期间平均去除率为

60.61%；浓度为32mg/L时，同样在第6天出水COD达到最高值为1020mg/L,

去除率仅为34.33%,经后期恢复仅达到51.70%；与Cu(II)相比,Zn(H)抑制程

度较小，无论是最高出水COD浓度或是平均去除率。

(2)单一Cu(H)、Zn(II)对NH3-N的影响

由图3.2中的(a)、(b)可知，空白组出水NH3-N在33.70〜51.80mg/L,去除率

为77.23%〜85.19%,平均去除率为82.51%,系统对NH3-N具有很稳定的去除效

果，亚硝化细菌及硝化细菌活性较高，添加0.5mg/LCu(II)对系统的脱氮能力有

轻微的促进作用，平均去除率可提升至83.60%；Cu(II)浓度分别增大至1mg/L

则表现出抑制作用，但抑制作用较小，最高出水NH3-N为50.90mg/L,平均去

除率为78.64%；添加2mg/L的Cu(H)出水NH3・N在41.4水73.40mg/L,出水

NH3-N仍保持在8()mg/L以下，平均去除率降至72.30%,当Cu(【【)浓度达到4

mg/L时抑制作用较明显，出水NH3-N最高可达116.60mg/L,平均去除率仅为

58.68%,去除率相对抑制率达到28.88%,Cu(II)浓度继续增大，抑制作用也随

之增大，Cu(H)浓度为8mg/L时'出水NH3-N最高可达146.50,平均去除率仅

为45.00%,浓度达到16mg/L时，出水NH3・N最大值高达180.60,平均去除率

也仅为31.20%。

(a)不同浓度Cu(II)对出水NH3-N的影响(b)不同浓度Cu(II)对NH3-N去除率的影响

3

/

8

3

)

N

—r

w

汨

(c)不同浓度Zn(II)对出水NH3-N的影响(d)不同浓度Zn(II)对NH3-N去除率的影响

图3.2不同浓度Cu(H)、Zn(II)对出水NH3-N及其去除率的影响

图3.2(c)、(d)显示,Zn(H)对NHR-N的影响规律与Cu(II)相似,低浓度(Zn(II)

浓度为1mg/L)时具有一定的促进作用，浓度增大则表现出抑制作用，且抑制作

用随Zn(II)浓度的增大而增强。Zn(II)浓度为2mg/L,出水NH3-N在34.50-52.40

mg/L,平均去除率为79.80%,抑制作用很小；Zn(II)浓度为4mg/L时，最高出

水氨氮为67.60mg/L,平均去除率为74.10%；Zn(II)浓度为8、16、32mg/L,

平均去除率分别下降至64.61%、53.90%、42.52%,对比Cu(H),Zn(II)毒性明

显比其小。

此外，Cu(II)-,Zn(II)单独存在时对去除NHs-N的影响与其对除碳的影响

不一样，实验前期(重金属浓度越大、影响越快)，出水NH3-N随着时间的增长而

变大，后期有所波动，但整体呈现无法恢复或恢复能力较弱的趋势，说明当Cu

(II)、Zn(H)浓度达到一定水平时对NH3-N产生的影响属于不可逆的。与程丽、

谢冰得到的结论相类似，即：高浓度重金属对硝化菌的抑制，难以通过驯化作用

得到恢复，具有持久、难恢复的特点。

3.1.2单一Cu(n)、Zn(II)对污泥活性的影响

(1)单一Cu(II)、Zn(H)对活性污泥浓度MLSS的影响

(a)Cu(II)对MLSS的影响(b)Zn(II)对MLSS的影响

图3.3不同浓度Cu(H)、Zn(II)对MLSS的影响

活性污泥浓度是评价污泥活性的直观指标之一，其大小直接与废水处理效果

挂钩，由图3.3(a)可知，空白组活性污泥浓度稳定在5〜6g/L,平均污泥浓度为

5.59g/L较常规活性污泥法要求的3~4g/L要高，这是因为本系统有机负荷较高,

较高的污泥浓度有利于污染物的去除，同时，空白组活性污泥浓度始终保持稳中

有升的态势，说明系统稳定、环境因素控制得当，适宜微生物生长；当添加0.5、

lmg/LCu(H)时，污泥浓度与空白组相似，平均污泥浓度均较空白组略高，这与

其对废水处理效果有所促进相符;但继续增加Cu(H)浓度，则会抑制污泥的增长,

导致污泥浓度降低，且添加Cu(II)浓度越大，抑制作用越明显，且呈现前期逐渐

下降，降至最低点后有所恢复，恢复程度取决于Cu(II)投加量，Cu(II)浓度分别

为2、4、8、16mg/L时，分别在第8、6、4、4天MLSS降至最低，这较废水处

理效率最低点出现时间早,MLSS平均值分别为4.67、4.23、3.72、3.29g/L。图

3.3(b)所揭示的Zn(II)对MLSS的影响规律与Cu(H)相似，Zn(II)浓度为1、2

mg/L时,MLSS儿乎未受影响，平均MLSS分别为5.59、5.71g/L,Zn(II)浓度

为4、8、16、32mg/L时，MLSS均有所下降,分别为4.88、4.70、4.33、3.86g/L,

且实验前期MLSS明显高于后期MLSS,说明重金属长期抑制作用明显大于短期

抑制作用。

(2)单一Cu(H)、Zn(II)对活性污泥SVI的影响

(a)Cu(11)对SVI的影响(b)Zn(II)对SVI的影响

图3.4不同浓度Cu(II)、Zn(II)对SVI的影响

污泥体积指数是衡量污泥沉降浓缩性能的一个重要指标，SVI在10()750

mL/g时认为污泥具有较好的沉降浓缩性能，SVI过高(>200mL/g),污泥絮体

较大，污泥沉降浓缩性能差，SVI过低，污泥絮体较小，易流失，含无机物质较

多,活性差作叫图3.9反应了不同浓度Cu(II)、Zn(II)随时间的变化对SVI的影

响，由图3.9(a)知，空白组SVI在99.50〜110.24,污泥沉降浓缩性能较好,Cu(II)

浓度为().5、Img/L时对污泥沉降性能不产生影响，但随着Cu(II)浓度的增加对

SVI造成不同程度的影响，当Cu(II)浓度为2mg/L时，仅有轻微的影响SVI虽

有所下降但基本维持在80mL/g,影响较小，Cu(H)浓度为4、8、16mg/L时SVI

急剧下降至60、5()、40mL/g左右，而且呈现无法恢复的特点。图3.9(b)为Zn(II)

对SVI的影响与Cu(H)基本相似，Zn(H)浓度为1、2、4mg/L时对•污泥沉降浓

缩性能不产生影响或影响很小，Zn(II)浓度为8、16、32mg/L,SVI有所下降，

分别维持在70、60、50mL/g左右，相较Cu(II)影响较小。

SVI二沉淀污泥的体积/MLSS,也就是说SVI变化取决于SV30与MLSS的变

化，当重金属达到一定浓度后MLSS呈下降趋势，而SV30也呈现下降的趋势，

且下降程度大于MLSS下降程度，才导致SVI随时间的延长急剧下降。

3.2单一OTC、SMM对SBBR处理猪场废水的影响

抗生素能够抑制或杀灭病原细菌的作用，抑制肠道中病原微生物的生长，减

少肠道内营养物质的消耗，提高营养物质的利用率，此外，抗生素还能促进营养

物质的吸收，因为抗生素可是动物肠壁变薄，利于营养物质透过肠膜，目前兽用

抗生素不仅被广泛用于预防和治疗动物疾病，更被长期作为饲料添加剂加入词料

中，以此促进动物的生长，而四环素类、磺胺类抗生素由于其广谱性等特点，被

广泛应用于养猪业，选取这两类抗生素中用量相对较大的土霉素(oxytetracycline,

OTC)、磺胺间甲氧喀咤(sulfamonomethoxine,SMM)这两种抗生素为代表，h开究

其单独及复合作用下行SBBR处理猪场废水的影响。

抗生素在猪场废水中含量相对较低，相关文献表明OTC浓度大于SMM浓

度，且浓度水平均在mg/L以下，考虑到清粪方式及预处理技术的差异，选取

OTC浓度梯度为：().1、().2、0.4、0.8、1.6mg/L,SMM浓度梯度为().()5、().1、

0.2、0.4、0.8mg/L,不同浓度抗生素分别投加于不同的反应器中进行实验，同

时设一空白组，共11组实验，以明确不同浓度抗生素对SBBR处理猪场废水的

影响，为SBBR更有效的运行提供依据。

3.2.1单一OTC、SMM对废水处理效果的影响

(1)单一OTC、SMM对COD的影响

由图3.5(a)、(b)可知：空白组出水COD在289~334mg/L,去除率在

78.50%~81.39%,平均去除率为80.14%,说明去除COD的能力稳定，添加不同浓

度的OTC会对COD的去除产生不同程度的影响，OTC浓度为().1mg/L时，遁着

时间的增长，COD不断增长，后期稳定在390mg/L左右，整个实验期间平均去

除率为75.99%,较空白组下降了4.15%；OTC浓我为0.2mg/L时，前16天，出

水COD随时间不断上升，第16天出水COD上升至469mg/L,去除率下降至

69.81%,整个实验期间平均去除率为73.59%；OTC浓度为0.4mg/L时，出水COD

在第14天就达到了最高,为520mg/L,后期稳定在500mg/L；OTC浓度为0.8ing/L

时，出水COD在第6天就达到了最高，实验后期基本保持在550mg/L左右，整

个实验期间平均去除率为67.54%,OTC浓度为0.8mg/L时，第0〜6天，出水COD

随时间不断上升，最高为648mg/L,后期有小幅波动，整体维持在62()mg/L左右,

平均去除率为62.78%,较空白组平均去除率下降了18.36%。

700

6TI0

C

〈

V次

8

3)

S将

J鳗

W

王

(a)不同浓度OTC/出水COD的影响(b)不同浓度OTC对COD去除率的影响

(80

12?8

/

8?«

s)74

a据

o^

j350

w出

aa

o

j

048时间(d1)21620048时间《d1)21620

(c)不同浓度SMM对出水COD的影响(d)不同浓度SMM对COD去除率的影响

图3.5不同浓度OTC、SMM对出水COD及其去除率的影响

图3.5中的(c)、(d)反应了不同浓度SMM对出水COD及其去除率的影响情

况，与OTC对COD的影响基本相同，随浓度的升高，抑制率有所提升，但整

体较OTC低，当SMM浓度为0.05、0.1、0.2mg/L时，对异养菌降解COD的

能力影响较小，出水COD较第0天略有上升,稳定在320、340、370mg/L左右,

平均去除了分别为79.91%、79.16%、78.31%,较空白组仅仅略有下降；SMM浓

度升高至0.4mg/L时，出水COD在第1()天达到最高，为402mg/L,后期稳定

在390mg/L左右，平均去除率为76.19%,SMM浓度为0.8mg/L时，平均去除

率为75.13%,出水COD随时间增长至420mg/L,由于SMM添加浓度较低及毒

性相对较小，实验浓度范围内，SMM对COD降解能力影响均较小。

(2)单一OTC、SMM对NH3-N的影响

由图3.6(a)、(b)可知，空白组出水NH3-N在33.7〜51.8mg/L,NH3-N平均去

除率为达到82.51%,系统具有相当稳定的脱氮能力，不同浓度的OTC均会对系

统脱氮能力带来冲击，OTC浓度为0.1mg/L,第0〜10天出水NH3-N不断上升,

达到60.5mg/L,后期不再上升；OTC浓度为0.2mg/L,HI水NH3-N在第8天达

到最高，为76.3mg/L,后期同样不再上升，小有波动，平均去除率为73.32%；

OTC浓度为0.4mg/L,在第0〜8天出水NH3-N在OTC的影响下不断上升，第8

天达到84.5mg/L,后期基本稳定在80mg/L左右；OTC浓度为0.8mg/L时，经

过前期的上升后期最终出水NH3-N稳定在90mg/L左右，平均去除率降至

65.33%；OTC浓度进一步提升至1.6mg/L时，出水NH3-N在6天升至最高，为

108.9mg/L,后期基本不变，平均去除率为58.77%,较空白组下降了13.74%。

(a)不同浓度OTC对出水NHvN的影响(b)不同浓度OTC对NH3-N去除率的影响

时间(d)

(c)不同浓度SMM对出水NH.rN的影响(d)不同浓度SMM对NH3-N去除率的影响

图3.6不同浓度OTC、SMM对出水NHyN及其去除率的影响

图3.6(c)、(d)反应的SMM对出水NHa-N的影响方式与OTC基本相似，当

SMM浓度为0.05、0.1、0.2mg/L,对NH3-N的影响不大，最高出水NH3-N浓

度均出现在第8天分别为47.5、48.4、55.3mg/L,平均去除率分别为81.71%、

80.12%、77.89%,相对抑制率分别为相96%、2.90%、5.60%,当SMM浓度达到

0.4>0.8mg/L,SMM对NHs-N的影响略有上升，出水NH3-N降至58、66mg/L

左右，平均去除率分别为75.46%、74.76%,相对抑制率分别为8.55%、9.39%,

综上所述SMM浓度在0~0.8mg/L时，对脱氮的影响很小。

322单一OTC、SMM对污泥活性的影响

(1)单一OTC、SMM对活性污泥浓度MLSS的影响

图3.7(a)知