韓偉鋮，顏成，周立祥*

（1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院環(huán)境工程系，南京 210095；2.南京貝克特環(huán)保科技有限公司，南京 211505）

規(guī)?；i場(chǎng)廢水常規(guī)生化處理的效果及原因剖析

韓偉鋮1，顏成2，周立祥1*

（1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院環(huán)境工程系，南京 210095；2.南京貝克特環(huán)保科技有限公司，南京 211505）

通過連續(xù)4個(gè)多月現(xiàn)場(chǎng)采樣測(cè)定并分析湖南某水沖糞豬場(chǎng)典型廢水處理工藝各階段水質(zhì)，包括pH、懸浮固體（SS）、化學(xué)需氧量（COD）、氨氮（NH3-N）、總氮（TN）和總磷（TP）的變化情況，探究規(guī)?；i場(chǎng)廢水常規(guī)生化處理的實(shí)際效果，并分析存在的問題與可能的原因。結(jié)果表明，豬場(chǎng)常規(guī)固液分離后廢水SS、COD、NH3-N、TN、TP含量依然較高，分別為3040～4900、6440～11 290、652.3～1044、721.3～1187、55.5～148.1mg·L-1，厭氧消化大部分去除的是廢水中可溶性有機(jī)物，COD去除較少，進(jìn)入后續(xù)生化處理負(fù)荷高。常規(guī)二級(jí)生化處理后二沉池出水水質(zhì)指標(biāo)中NH3-N為37.9～108.7mg·L-1，TN為179.1～203.4mg·L-1，TP為20.1～41.6mg·L-1，不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)；后接CASS工藝進(jìn)一步處理后，NH3-N濃度可大幅降低到0.54～3.2mg·L-1，但TN和TP去除率低，表明該階段以硝化反應(yīng)為主，而反硝化脫氮過程受阻。CASS池出水TP濃度超標(biāo)且色度較深，通過增加化學(xué)混凝沉淀工藝脫色、除磷，最終出水達(dá)標(biāo)，但由此產(chǎn)生大量化學(xué)污泥并消耗化學(xué)藥劑，延長了工藝路線，處理成本高達(dá)近10元·t-1。豬場(chǎng)糞污傳統(tǒng)固液分離-厭氧產(chǎn)沼-多級(jí)生化處理工藝水質(zhì)達(dá)標(biāo)困難的主要原因在于進(jìn)入水處理系統(tǒng)的依附于SS中的“惰性”COD、氮和磷濃度較高，妨礙了其降解或轉(zhuǎn)化。因此，改進(jìn)并研發(fā)在前端快速高效去除SS和“惰性”污染物再進(jìn)行生化處理的工藝，是有效提高處理效果、縮短處理周期和降低處理成本的可行途徑。

豬場(chǎng)廢水；生化處理；水質(zhì)；效果；原因

畜禽產(chǎn)品需求量的大幅增加促進(jìn)了規(guī)?；?、集約化養(yǎng)殖業(yè)的興起與迅速發(fā)展[1-3]。2014年，全國生豬存欄4.66億頭，出欄7.35億頭，年出欄500頭以上的規(guī)模養(yǎng)殖比例達(dá)到41.8%[4]。規(guī)?；B(yǎng)殖具有縮短畜禽養(yǎng)殖的生長周期、提高產(chǎn)量、節(jié)約成本、便于管理等優(yōu)點(diǎn)[5]。但與此同時(shí)，也帶來了大量糞污廢水的處理問題，由于這類廢水具有排水量大（我國每年畜禽養(yǎng)殖的廢水排放量超過1×1010t）和污染負(fù)荷高（COD、NH3-N、TP含量高）等特點(diǎn)[6]，排入水體后不僅會(huì)污染地表水體，引起水體富營養(yǎng)化，還會(huì)對(duì)地下水和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)造成破壞，帶來一系列的環(huán)境污染問題[5，7]。因此，采用環(huán)保達(dá)標(biāo)排放型廢水處理工藝，如厭氧產(chǎn)沼-生化處理（A/O、A2O等），是許多大型規(guī)?；i場(chǎng)糞污廢水處理的主流工藝，但這些規(guī)?；i場(chǎng)周圍配套的可供用于沼液澆灌的農(nóng)地面積有限，往往不適合采用“豬-沼-果（作物）”生態(tài)循環(huán)模式。目前就一個(gè)長時(shí)間運(yùn)行的典型豬場(chǎng)廢水生化處理設(shè)施的運(yùn)行效果，尤其是不同單元的運(yùn)行效果報(bào)道不多，而且現(xiàn)有的這類報(bào)道大都來自業(yè)主或工藝提供方，所以還需要第三方的客觀評(píng)價(jià)。此外，目前常規(guī)生化處理往往需要增加其他處理工藝或加長工藝路線才能獲得較好的處理效果。為此本文以湖南某規(guī)?；i場(chǎng)糞污廢水處理設(shè)施為例，較長時(shí)間系統(tǒng)地調(diào)查研究了常規(guī)生化處理各單元對(duì)豬場(chǎng)廢水的處理效果，探討原處理工藝存在的問題并分析原因，進(jìn)而針對(duì)性地提出提高規(guī)?；i場(chǎng)廢水處理效率、縮短處理流程的建議，對(duì)新建豬場(chǎng)廢水處理工藝方法的選擇、已建成規(guī)?；i場(chǎng)廢水處理工藝與方法的改進(jìn)與優(yōu)化具有一定借鑒意義。

圖1 豬場(chǎng)廢水生化處理工藝流程圖Figure 1 The process flow chartofbiological treatmenton swinewastewater

1 材料與方法

1.1 處理設(shè)施及工藝概況

湖南省某豬場(chǎng)為年出欄4萬頭的規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)，采用水沖糞工藝清理糞污，日產(chǎn)糞污400 t左右。糞污處理工藝主要包括固液分離，厭氧產(chǎn)沼發(fā)電、好氧厭氧生化處理的污水處理系統(tǒng)和糞渣高溫發(fā)酵堆肥制有機(jī)肥系統(tǒng)兩部分。從豬舍清理的糞污排入鋪設(shè)的溝渠后，匯入布有格柵的集糞池以去除木棍、塑料袋、秸稈等較大的懸浮或漂浮物，抽入固液分離機(jī)進(jìn)行固液分離后，產(chǎn)生的糞渣制有機(jī)肥，分離后的廢水進(jìn)行常規(guī)厭氧產(chǎn)沼發(fā)電-好氧厭氧生化處理。廢水生化處理的主要工藝流程如圖1所示。該豬場(chǎng)廢水處理設(shè)施始建于2001年，后經(jīng)三次升級(jí)改造，于2013年改建完畢，一直連續(xù)運(yùn)行至今，是我們所調(diào)研的眾多規(guī)?；i場(chǎng)中環(huán)保設(shè)施和運(yùn)行效果最好的豬場(chǎng)之一，其生化處理工藝在我國環(huán)保達(dá)標(biāo)型豬場(chǎng)廢水處理工藝中具有很好的代表性。

1.2 供試豬場(chǎng)糞污與生化處理工藝各處理階段水樣采集及測(cè)定

2015年8月13日至2016年1月5日共4個(gè)多月，作者駐現(xiàn)場(chǎng)定期采樣檢測(cè)各項(xiàng)指標(biāo)。豬場(chǎng)糞污廢水采自該豬場(chǎng)排出的原始糞污經(jīng)固液分離后所產(chǎn)生的分離廢水，其基本理化性質(zhì)見表1。生化處理各單元進(jìn)出水采集后一部分指標(biāo)現(xiàn)場(chǎng)即時(shí)測(cè)定，另一部分置于4℃冰箱后，在實(shí)驗(yàn)室盡快完成檢測(cè)。測(cè)定的基本水質(zhì)指標(biāo)包括pH、SS、COD、NH3-N、TN、TP、色度等。

表1 供試豬場(chǎng)糞污廢水基本性質(zhì)Table 1 The primary physicochemicalpropertiesof the selected swine slurry after solid-liquid separation

1.3 測(cè)定方法

采用Delta 320型精密pH計(jì)（梅特勒-托利多）測(cè)定pH值；水質(zhì)指標(biāo)色度、SS、COD、NH3-N、TN和TP均采用標(biāo)準(zhǔn)方法[8]測(cè)定，分別為稀釋倍數(shù)法、重量法、重鉻酸鉀法、納氏試劑光度法、過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法、鉬銻抗分光光度法。

2 結(jié)果與討論

2.1 生化處理各階段出水SS與COD的變化

圖2 豬場(chǎng)廢水生化處理各階段出水SS與CODFigure 2 The variation of SSand COD in the effluentofdifferent biological treatmentstages

豬場(chǎng)糞污經(jīng)固液分離后由于污染物濃度高，直接好氧處理較為困難，一般先進(jìn)行厭氧消化處理[5，9]。如圖2所示，廢水經(jīng)厭氧產(chǎn)沼反應(yīng)后，SS濃度由3040～4900 mg·L-1降至3012～4412mg·L-1，僅去除（5.44± 4.52）%的SS，COD濃度由6440～11 290mg·L-1變化為7174～8780 mg·L-1，降低（14.44±18.75）%，SS和COD去除率低。沼液進(jìn)入緊接其后的豎流式沉淀池，但因沉淀時(shí)間很短，沉淀效果較差，進(jìn)入后續(xù)生化處理的負(fù)荷高。為有效處理這種高負(fù)荷的進(jìn)水，生化處理工藝較長，包括一級(jí)接觸氧化+水解酸化+二級(jí)曝氣氧化處理，二沉池出水SS濃度為31～186mg·L-1，COD濃度為276～292mg·L-1。理論上，厭氧消化工藝能夠大幅度去除廢水中COD[1]，如劉珊[10]研究報(bào)道的兩家處理工藝較成熟的規(guī)?；i場(chǎng)，其廢水經(jīng)厭氧發(fā)酵后COD濃度分別由19 370、7610 mg·L-1降至6315、2077mg·L-1，分別去除67.4%與72.7%。本處理設(shè)施與其相比效果較差，可能是由于進(jìn)入沼氣池的SS較高，加之廢水在沼氣池中的HRT很短（3～6 d），導(dǎo)致大量的以“惰性”或“顆粒物”形態(tài)存在的COD難以被去除。

圖3反映了固液分離后廢水和經(jīng)厭氧產(chǎn)沼處理后的沼液過濾去除SS前后COD的變化。沼液中溶解性COD（即過濾液中COD）為592～1362mg·L-1，僅占總COD（指沼液過濾前的COD）的6.74%～18.99%，沼液中絕大部分為惰性COD，因此增加了后續(xù)生化處理的壓力。固液分離廢水中溶解性COD為3128～3563mg·L-1，占總COD的27.93%～31.56%，進(jìn)入沼氣池之前，廢水中“惰性”COD濃度為7727～8071mg·L-1，而沼氣發(fā)酵后沼液中“惰性”COD濃度仍達(dá)5812～8188mg·L-1。這進(jìn)一步證明厭氧消化過程大部分去除的是廢水中可溶性COD，而由SS產(chǎn)生的惰性COD去除較少。

圖3 豬場(chǎng)糞污固液分離后廢水及其沼液過濾前后的CODFigure3 The variation ofCOD in swinewastewaterafter solidliquid separation and itsbiogas slurry before and after filtration

由于目前畜禽養(yǎng)殖場(chǎng)沼氣工程進(jìn)水的SS和COD過高，重“沼氣產(chǎn)生量”輕“COD消減量”，即較少考慮廢水處理效果問題，導(dǎo)致帶入的大量SS進(jìn)入沼氣池后易沉渣，有效容積減少，HRT進(jìn)一步縮短，對(duì)厭氧效率及程度產(chǎn)生很大影響。另一方面出水沼液SS、COD濃度高，進(jìn)入后續(xù)生化處理負(fù)荷高，影響后續(xù)處理效果，在冬季溫度低時(shí)尤其明顯，冬季厭氧產(chǎn)沼對(duì)SS與COD的去除率與夏季相比分別降低約10%和33%。若將沼氣工程的側(cè)重點(diǎn)從能源利用為主要目的轉(zhuǎn)變?yōu)樘嵘龔U水處理效果，同時(shí)兼顧生物質(zhì)能源化，如在進(jìn)入沼氣池前用物化法（如氣浮法等）將廢水中SS大量去除，使廢水中“惰性”或“顆粒物”形態(tài)存在的COD預(yù)先大量去除，則厭氧處理去除COD的效率必然大幅提升，而且黏附于顆粒物上的氨氮與有機(jī)磷均能得到一定去除?；蛘咔寮S方式由“水沖糞”、“水泡糞”改成“干清糞、水沖洗”，將糞便與污水分離，直接減少進(jìn)入沼氣池的污染負(fù)荷。吳根義等[3]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，以能源利用為目標(biāo)的沼氣工程（糞、污水混合進(jìn)入沼氣池）產(chǎn)生的沼液，其COD、TN、TP、NH3-N濃度均遠(yuǎn)高于干清糞后僅污水進(jìn)入沼氣池產(chǎn)生的沼液。厭氧單元可以選擇高效UASB反應(yīng)器代替普通沼氣池來提升厭氧處理的效果[11]。有了適合的前處理，則后端處理壓力減小，利于縮短處理流程。

2.2 生化處理各階段出水NH3-N與TN的變化

圖4 豬場(chǎng)廢水生化處理各階段出水NH3-N與TNFigure4 The variation ofNH3-N and TN in the effluentofdifferent biological treatmentstages

水沖糞養(yǎng)殖場(chǎng)糞污廢水含有較高的氨氮，可達(dá)到近1000mg·L-1，使廢水散發(fā)出濃烈刺鼻的臭味[1]。如圖4所示，該豬場(chǎng)糞污經(jīng)固液分離后廢水氨氮含量為652.3～1044mg·L-1，經(jīng)過厭氧產(chǎn)沼與一級(jí)好氧處理后，廢水氨氮濃度降至148.8～190.7mg·L-1，去除（82.41±0.69）%的氨氮，隨后經(jīng)過水解酸化與二級(jí)曝氣氧化的二沉出水氨氮濃度為37.9～108.7mg·L-1，去除效率下降，出水氨氮濃度不能穩(wěn)定達(dá)到《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18596—2001）[12]。這與報(bào)道的許多采用二級(jí)生化處理的規(guī)?；i場(chǎng)處理結(jié)果一致。劉珊[10]調(diào)查報(bào)道的兩家豬場(chǎng)，其廢水經(jīng)厭氧發(fā)酵及序批式反應(yīng)池（Sequencing batch reactor，SBR）處理后，氨氮濃度分別由520、352mg·L-1降至92、78mg·L-1，分別去除82.3%與80.9%的氨氮，出水濃度和去除率與本研究豬場(chǎng)二沉池出水相近。而處理工藝相對(duì)簡(jiǎn)單、落后的豬場(chǎng)（如王磊[13]調(diào)研的一家東莞市規(guī)模化豬場(chǎng)），其廢水氨氮處理效果則較差，經(jīng)過二級(jí)生化與氧化塘處理之后，氨氮濃度仍達(dá)150～200mg·L-1。

該豬場(chǎng)為使出水氨氮能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，后接了CASS工藝反復(fù)間歇曝氣以降低氨氮濃度。二級(jí)生化出水進(jìn)一步經(jīng)過CASS工藝處理后，氨氮濃度可大幅降低到0.54～3.2mg·L-1，但延長了工藝路線與處理時(shí)間，增加了成本。除CASS池反應(yīng)階段，TN濃度在各階段的變化與氨氮變化基本一致，CASS反應(yīng)后TN濃度從179.1～203.4mg·L-1降至171.1～171.8mg·L-1，僅去除（10.00±5.53）%，而此階段的氨氮幾乎得到全部去除，去除率為（95.93±2.54）%。由此判斷CASS反應(yīng)階段基本以硝化反應(yīng)為主，而反硝化脫氮過程受阻。這可能與二沉池出水極低的COD/TN（C/N）有關(guān)，由于二沉池出水C/N＜2，無法為反硝化細(xì)菌提供充足的碳源，導(dǎo)致反硝化過程中沒有足夠的電子供體而限制了反硝化過程，使得TN的去除率較低[14]。由于目前排放標(biāo)準(zhǔn)[12]對(duì)TN并無要求，所以大部分豬場(chǎng)對(duì)廢水中TN濃度并無特別關(guān)注，二級(jí)生化出水TN濃度范圍不一。高云超等[15]調(diào)查報(bào)道廣州市鐘落潭種豬場(chǎng)其二沉池出水TN濃度為289mg·L-1，與本研究豬場(chǎng)二沉池出水TN濃度179.1～203.4mg·L-1相差較小。而劉頌東等[16]調(diào)查發(fā)現(xiàn)深圳市新龍達(dá)石井豬場(chǎng)其接觸氧化池出水TN濃度高達(dá)543.6mg·L-1。隨著今后越來越嚴(yán)格的畜禽污水排放標(biāo)準(zhǔn)，廢水中TN濃度亦值得關(guān)注。

已有較多研究表明高濃度氨氮對(duì)活性污泥微生物具有抑制作用[17-19]。這是因?yàn)檩^高的氨氮濃度導(dǎo)致系統(tǒng)中有大量的游離氨（Freeammonia，F(xiàn)A）[14]，會(huì)對(duì)有機(jī)物降解菌、氨氧化菌（Ammonia-oxidizing bacteria，AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（Nitrite-oxidizing bacteria，NOB）產(chǎn)生抑制作用[20-22]。相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道[23]稱游離氨濃度在50mg·L-1時(shí)即對(duì)厭氧產(chǎn)甲烷微生物產(chǎn)生抑制作用，唐崇儉等[20]在豬場(chǎng)廢水游離氨為140～230mg· L-1時(shí)直接進(jìn)行厭氧生物處理，反應(yīng)器的COD去除率僅為8.1%～15.6%，反應(yīng)器產(chǎn)氣幾乎停止，喪失處理功能。本研究豬場(chǎng)廢水中游離氨濃度根據(jù)文獻(xiàn)[24]估算，由氨氮濃度換算后為6.02～66.05mg·L-1，其最高濃度超過報(bào)道抑制濃度，故厭氧消化時(shí)COD去除率為（14.44±18.75）%，亦較低。其原因除沼氣池的HRT很短、進(jìn)水SS過高外，游離氨的抑制作用也不能被排除[25-27]。

游離氨會(huì)抑制硝化菌的活性，因此厭氧消化后的沼液氨氮濃度過高亦會(huì)影響后續(xù)生化處理硝化反應(yīng)的順利進(jìn)行。對(duì)于不同的廢水，F(xiàn)A對(duì)AOB和NOB的抑制濃度目前尚無統(tǒng)一定論。有報(bào)道[21]稱FA對(duì)AOB 和NOB的抑制濃度分別為10～150mg·L-1和0.1～1.0 mg·L-1，而Rongsayamanont等[22]的研究結(jié)果為60～120 mg·L-1和0.6～60mg·L-1。該豬場(chǎng)沼液中游離氨濃度為5.55～16.51mg·L-1，對(duì)后續(xù)生化處理的硝化反應(yīng)有一定影響，好氧池污泥活性不高，SVI值（＜50）較低，常規(guī)二級(jí)生化處理后二沉池出水氨氮不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。

2.3 生化處理各階段出水pH、TP與色度的變化

豬場(chǎng)廢水中除含有大量有機(jī)物和氮外，還含有較高濃度的磷。圖5反映了廢水中TP在生化處理各階段的變化。固液分離后廢水TP濃度達(dá)55.5～148.1 mg·L-1，由于磷多數(shù)存在于顆粒物中，經(jīng)監(jiān)測(cè)，固液分離前原始豬場(chǎng)糞污廢水TP約200mg·L-1，與其他研究者關(guān)于豬場(chǎng)廢水中TP達(dá)100～300mg·L-1的報(bào)道相吻合[28]。利用厭氧-好氧工藝的生物除磷法是目前相對(duì)較為經(jīng)濟(jì)的除磷方法[29-30]。該豬場(chǎng)廢水厭氧消化后TP濃度變化較小，經(jīng)過一級(jí)接觸氧化+水解酸化+二級(jí)曝氣氧化后降至20.1～41.6mg·L-1，TP平均去除（67.87±4.04）%，CASS反應(yīng)階段TP基本沒有變化，出水TP濃度（28.5～39.2mg·L-1）超標(biāo)。這可能是由于生化處理過程中碳源緊缺，無法同時(shí)滿足聚磷菌厭氧釋磷與反硝化菌反硝化脫氮，從而影響了系統(tǒng)充分釋磷。如果在厭氧段釋磷不充分，則在好氧段吸磷不完全，使系統(tǒng)的除磷效率降低[31-32]。

圖5還顯示了豬場(chǎng)廢水生化處理各階段pH的變化。固液分離后廢水pH為7.20～8.14，厭氧消化及二沉池出水pH均穩(wěn)定在7～8，CASS反應(yīng)后pH降至6.35～7.08。這是由于硝化過程消耗堿度，而CASS反應(yīng)階段反硝化過程受限（如本文3.2所述），則堿度得不到“回補(bǔ)”，導(dǎo)致pH降低。由于混凝階段大量化學(xué)藥劑（PAC+石灰+PAM）的加入，混凝沉淀出水pH升高至7.58～10.25。

目前較多豬場(chǎng)廢水生化處理后出水呈較深的棕黃色[33]，圖6反映了該豬場(chǎng)二沉池出水、CASS池出水及混凝沉淀出水的色度變化。結(jié)果顯示，常規(guī)的生化處理很難將養(yǎng)殖廢水的色度完全消減，即使再連接CASS反應(yīng)，出水色度仍達(dá)40。盡管目前畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)（GB18596—2001）對(duì)色度沒有要求，但排水色度深則有不好的感觀。值得指出的是，由于CASS階段出水TP濃度超標(biāo)、色度較深，該污水處理站增加了化學(xué)混凝沉淀工藝脫色、除磷，混凝沉淀后廢水中TP得到全部去除，色度降至2，外觀無色無味，最終出水完全達(dá)標(biāo)。但化學(xué)脫色、除磷工藝需要消耗化學(xué)藥劑并產(chǎn)生大量化學(xué)污泥，不但延長工藝路線與時(shí)間，還增加了處理成本[34]。

圖5 豬場(chǎng)廢水生化處理各階段出水TP與pHFigure 5 TPand pH variation of the effluentofdifferentbiological treatmentstages

圖6 豬場(chǎng)廢水二級(jí)生化處理后各階段出水色度Figure 6 Chroma variation of the effluentofdifferentstagesafter secondary biological treatment

3 結(jié)論

（1）水沖糞豬場(chǎng)廢水經(jīng)過固液分離后，COD、NH3-N、TP含量仍然很高，最高分別達(dá)11 290、1044、148.1mg·L-1。傳統(tǒng)厭氧反應(yīng)器短時(shí)間的厭氧消化大部分去除的是廢水中可溶性COD，沼液可生化性變差，傳統(tǒng)沼氣池沒有充分發(fā)揮消減COD的功效，增加了后端處理負(fù)擔(dān)。

（2）常規(guī)二級(jí)生化處理后二沉池出水不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。后接CASS工藝進(jìn)一步處理后，除氨氮達(dá)標(biāo)外，TN 和TP去除率仍較低，出水TP濃度超標(biāo)、色度深，養(yǎng)殖廢水常規(guī)固液分離-厭氧產(chǎn)沼-多級(jí)生化處理仍難達(dá)標(biāo)。增加化學(xué)混凝沉淀工藝能使廢水完全達(dá)標(biāo)，出水無色無味，但會(huì)產(chǎn)生大量化學(xué)污泥并消耗化學(xué)藥劑，延長工藝路線并增加成本。

（3）建議將沼氣工程的側(cè)重點(diǎn)從能源利用轉(zhuǎn)變?yōu)閺U水處理，同時(shí)兼顧生物質(zhì)能源化，通過物化法預(yù)先去除進(jìn)水SS，或改清糞方式為“干清糞、水沖洗”，同時(shí)選擇高效UASB反應(yīng)器代替普通沼氣池。有了適合的前處理則后端處理壓力減小，利于縮短處理流程。

致謝：湖南原生生物科技有限公司李世梅主任、南京貝克特環(huán)?？萍加邢薰疚簯c經(jīng)理在現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查中給予了較多幫助，特此致謝。

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Investigation on water quality of the effluentof large-scale sw inewastewater treatment p lant

HANWei-cheng1,YANCheng2,ZHOU Li-xiang1*
（1.Department of Environmental Engineering,College of Resources and Environmental Sciences,Nanjing Agricultural University,Nanjing 210095,China;2.Nanjing BACTEnvironmentalSolutionsCo.Ltd,Nanjing211505,China）

In this study,we investigated and determined for successive 4months the water quality indexes（pH,SS,COD,NH3-N,TN and TP）of the effluentatdifferent treatmentstages from a large-scale swinewastewater treatmentplant located in Changsha,Hunan.The results showed that the effluentachieved by solid-liquid separator still contained high concentration of SS,COD,NH3-N,TN and TPwith 3040～4900,6440～11 290,652.3～1044,721.3～1187 mg·L-1and 55.5～148.1 mg·L-1,respectively.The anaerobic digestion processmainly removed soluble COD instead of the insoluble COD attached to SS,which resulted in high organic loads of anaerobic fermentation slurry into subsequent biological treatment system.Consequently,the effluent from the secondary clarifier still contained 37.9～108.7mg·L-1NH3-N, 179.1～203.4mg·L-1TN and 20.1～41.6mg·L-1TP,which couldn′tmeet thewaterquality standard regulated by China.Therefore,additional two CASS tanks had to be constructed to continuously treat the effluent from the secondary clarifier.However,the effluentby CASSprocess only could achieve low concentration of NH3-Nwith 0.54～3.2mg·L-1,but TN and TP could notbe removed effectively,implying thatnitrification reaction occurredmuch stronger than denitrification in the CASS tanks.In addition,the effluent from CASS tank was ofhigh chroma.Asa result,in the plant,the coagulation and sedimentation processeswere needed and used to remove phosphorus and chroma.Unfortunately,this process consumed greatamountsofchemicalsand producedmore chemicalsludge needed to be treated,which undoubtedly increased the operation cost to ashigh asnearly 10 yuan（RMB）·t-1.Obviously,itwas stillvery difficult for conventionalbiological treatment technique to treat the large-scale swine slurry to completelymeetwater quality standard.High concentration of SSand“inert”COD,N and Pwere found to be responsible for the phenomenon.Therefore,to develop a new techniquewith completely removalof SS in the firststage followed by conventionalsecondary biological treatmentwasexpected to enhance the effectivenessof large-scale swinewastewater treatmentplant.

swinewastewater;biological treatment;waterquality;effectiveness;cause analyses

X713

A

1672-2043（2017）05-0989-07

10.11654/jaes.2016-1508

2016-11-27

韓偉鋮（1991—），男，浙江嘉興人，碩士研究生，研究方向?yàn)樾笄蒺B(yǎng)殖廢水處理。E-mail：2014103068@njau.edu.cn

*通信作者：周立祥E-mail：lxzhou@njau.edu.cn

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（21637003）

Project supported：The NationalNaturalScience Foundation ofChina（21637003）

韓偉鋮，顏成，周立祥.規(guī)?；i場(chǎng)廢水常規(guī)生化處理的效果及原因剖析[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2017,36（5）：989-995.

HANWei-cheng,YANCheng,ZHOU Li-xiang.Investigation on water quality of the effluent of large-scale swinewastewater treatment plant[J].Journal of Agro-EnvironmentScience,2017,36（5）:989-995.