多级生态藕塘-表流湿地系统对养猪废水的净化应用研究

王珵瑞 ，雷俊山*，郭成久

1. 沈阳农业大学水利学院/辽宁省水土流失防控与生态修复重点实验室，辽宁 沈阳 110866；2. 长江水资源保护科学研究所，湖北 武汉 430051

经济的发展使中国肉蛋奶的消费需求稳定增长，禽畜养殖规模随之增加，但环保意识及有效措施的滞后，使养殖废水污染问题日渐凸显，尤其是农村禽畜养殖作为农村经济发展的重要部分，其废水随意排放造成的水污染在农村面源污染中占有一定比重，已经影响到农村居民的饮水用水安全，同时也恶化了农村生态环境（杨红梅，2018；许文志等，2017；陈宏刚，2016；卢玉爱，2016；赵雅光等，2016）。因此，探索科学有效的方法对农村养殖废水进行集中净化再排放至关重要。

近年来，生态塘及人工湿地因为低能耗、低成本、低投资及水质净化显著的特点，成为净化非工业污水的常用方法，并已开始应用于农业污水的处理（王晓玲等，2017；王妹等，2016；齐丹等，2016；崔丽娟等，2011；陈晓强等，2010）。生态塘可通过食物网的物质迁移、转化和能量传递，净化有机废水的同时，输出水产、水禽及水生植物，使污水处理与经济发展结合，实现污水处理资源化（陈晓强等，2010）。而人工湿地则通过系统中的基质-微生物-水生植物连续体的协同作用来实现净化水体的目的（Mahmoud et al.，2010；崔丽娟等，2010；Vymazal，2009；Kadlec et al.，1996；吴晓磊，1995），可以充分利用水体空间，具有占地面积相对较小但供氧好、净化能力高的特点（吴振斌等，2002）。

目前，将多级生态塘与人工湿地联合配置实际应用于农村禽畜养殖废水的净化处理研究较少。莲藕能够吸收转化养殖废水及塘底沉积基质中的氮、磷等，且能增加额外经济效益（邓梅，2013）。将生态藕塘和人工湿地联合用于禽畜养殖废水的净化，符合“内循环、外封闭”的养殖理念（王妹等，2016），可以部分解决经济发展和流域生态环境污染之间的矛盾。本实验监测了在丹江口市余家湾小流域余家湾村建立的多级生态藕塘-表流湿地系统，旨在通过分析其对养猪废水的净化作用，为其推广应用提供数据支撑，并为小流域禽畜养殖废水治理提供借鉴。

1 工程概况

生态藕塘-表流湿地系统位于丹江口市余家湾小流域余家湾村（111°15′52.44″E，32°46′00.05″N），由3 级生态藕塘（A、B、C）和表流湿地（D）组成，地势呈台梯式，其东侧、南侧为主河道，西侧、北侧为水稻田。系统主要处理润秋公司的养猪废水（年养猪900 头），养猪废水经自建沼气池汇集和厌氧发酵（运行启动时间为30 d，启动后每日保持进出料平衡且适量）处理后排入系统，依次在生态藕塘及表流湿地滞留净化后排入河道，水流方式为堤埂浅层埋管溢满自流。工艺流程见图1。

三级生态塘A、B、C 均以莲藕（Nelumbo nucifera）为主要植物，伴少量香蒲（Typha orientalisPresl）、水芹（Oenanthe javanica）、雀稗（Paspalumthunbergii）、蓼（Polygonum）和荻（Triarrhena sacchariflora），单塘植物密度约25 plant·m-2，面积分别为600、850、1 400 m2，底深均为1.8 m，平均水深均为0.75 m，总容积2 137.5 m3。表流湿地D以水芹、雀稗、蓼和荻随机密集分布，植物覆盖率100%，面积750 m2，底深1.0 m，平均水深0.10 m，容积75.0 m3。

图1 工艺流程图 Fig. 1 Flow chart of treatment process

2 研究方法

2.1 采样方法

图2 采样点布设图 Fig. 2 Setting map of sampling sites

在系统各节点，即1#、2#、3#、4#、5#五处设置采样点，位置见图2。用500 mL 广口聚乙烯试剂瓶于五处节点采集水样，并用尺测法与计时法测取各处过水断面面积及流速，以便计算节点水流量与污染物负荷。采样年份为2017 年。系统在此次监测之前已较早建成运行，每年3—6 月为莲藕的萌发生长期，且因莲藕的经济效益，每年12 月生态藕塘的莲藕块根已被挖出售卖，在12 月至下一年5月，养猪粪污多数用于润秋公司核桃林地沤肥，少量经沼气池进入系统，故本研究只考察7—11 月系统对养猪废水的净化作用。且此次监测时段一是遇到意外扰动情况，水力条件有显著变化，二是涵盖了夏季系统生物量繁盛时期及秋季系统生物量衰减时期，在环境温度变化上也体现出明显差别，适合于探讨系统稳定性，故采样时段选为7—11 月。采样次数为14 次。

2.2 测定指标与测定方法

根据养猪废水的特点（万风等，2012），主要监测指标为：高锰酸盐指数（CODMn）、总氮（TN）、总磷（TP）、氨氮（NH3-N）、硝态氮（NO3--N）和悬浮物（SS），分别采用酸性法、过硫酸钾氧化-紫外分光光度法、钼锑抗分光光度法、纳氏试剂法、紫外分光光度法、重量法进行测定，具体参考《水与废水监测分析方法》第4 版（国家环境保护总局，2002）。

2.3 评价方法

根据废水流量及污染物含量等数据，分析污染物含量在单元间及随时间的变化，并计算污染物负荷削减率，比较单元之间及与系统之间对污染物削减效果的差异；各环节污染物负荷削减率计算方法如下：

式中，R 为污染物负荷削减率；ρ1和ρ2分别为进水和出水污染物质量浓度；F1和F2分别为进水和出水每日水流量。

采用单因子污染指标法和综合污染指数法定量评价系统进出水水质（段田莉等，2017），分析系统对养猪废水的净化能力。

单因子污染指标法评价项目：CODMn、TN、NH3-N、NO3--N、TP 及SS，采用《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）评价出水水质。

综合污染指数法评价项目：CODMn、TN、NH3-N及TP，采用《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）Ⅴ类水质标准进行计算。计算方法（蒋火华等，1999）如下：

式中，P 为综合污染指数；Pi为i 污染物的污染指数；n 为污染物的种类数；ρi为i 污染物实测质量浓度平均值（mg·L-1）；ρ0为i 污染物的评价标准值（mg·L-1）。评价分级见表1（孙涛等，2014）。

3 结果与分析

3.1 水力条件

第一时段（7 月16 日—8 月6 日），系统进水（1#）仅为经沼气池所排次生废水，为相对高浓度低流量时段，流量为0.106—0.199 L·s-1，各单元平均水力停留时间（HRT）依次为34.0、51.6、85.0、6.1 d；第二时段（8 月8 日—11 月14 日），因毗邻生态沟施工影响，系统进水（1#）为沼气池次生废水、生态沟水及农田排水混合水体，为相对低浓度高流量时段，流量为1.333—8.866 L·s-1，各单元平均HRT 依次为0.9、1.4、2.3、0.2 d。系统日进水流量变化见图3，系统进水各污染物平均质量浓度见表2。

图3 系统日进水流量（Fd）变化 Fig. 3 Variation of the system daily influent flow (Fd)

表2 系统进水各污染物平均质量浓度 Table 2 Average mass concentration of pollutants in influent of the system mg·L-1

3.2 对污染物的削减效果

3.2.1 对CODMn的削减效果

单元及系统对CODMn的负荷削减率变化见图4。第一时段A、C 起削减作用，平均削减率分别为42.00%和40.82%；而B、D 呈负削减作用，平均削减率分别为-24.81%和-11.55%。第二时段C 起削减作用，平均削减率为26.27%；B、D 平均削减率分别为0.50%和-2.68%，基本维持水质；A 呈负削减作用，平均削减率为-11.62%。分析认为：第二时段进水流量较大，且CODMn含量较小，引起A 原固持有机物释放；B 因进水CODMn含量已有所增加，且B 的容积与生物量有所增加，故略有削减作用；C 因容积及生物量远大于其他单元，净化能力也较大；D 因进水流量增加，即HRT 较短，虽进水CODMn含量较低，但削减率有所增加。

表1 综合污染指标评价分级 Table 1 Evaluation and grading of Comprehensive pollution Indexes

图4 CODMn负荷削减率（R1）变化 Fig. 4 Load reduction rate (R1) changes of CODMn

图5 系统进水CODMn质量浓度变化 Fig. 5 Variation of CODMn mass concentration in influent of system

系统进水CODMn质量浓度变化见图5。第一时段质量浓度为8.31—24.69 mg·L-1，波动较大，系统平均负荷削减率为52.36%；第二时段质量浓度为5.31—9.93 mg·L-1，相对稳定，系统平均负荷削减率为17.36%。结合图3 及图4：第一时段浓度为主变量，系统负荷削减率变化与浓度变化规律一致，浓度增加则削减率增加，浓度减小则削减率减小；第二时段流量为主变量，流量呈梯度增减时，系统负荷削减率均稳定在40%左右。8 月8 日流量激增58.8 倍、浓度锐减80%，系统负荷削减率减小190%；10 月14 日流量突增3.2 倍，浓度稳定，系统负荷削减率减小71%。因此，稳定或呈梯度增减的进水流量和较高的进水CODMn含量有利于系统对CODMn的削减。

3.2.2 对氮素的削减效果

图6 TN 负荷削减率（R2）变化 Fig. 6 Load reduction rate (R2) changes of TN

图7 NH3-N 负荷削减率（R3）变化 Fig. 7 Load reduction rate (R3) changes of NH3-N

图8 NO3--N 负荷削减率（R4）变化 Fig. 8 Load reduction rate (R4) changes of NO3--N

单元及系统对TN、NH3-N 及NO3--N 的负荷削减率变化见图6—图8。对TN，第一时段A、B、C、D 各单元平均削减率依次为 88.47%、1.62%、59.73%、46.91%；第二时段对应值为22.35%、7.82%、59.88%、5.12%。对NH3-N，第一时段各单元平均削减率依次为74.08%、-10.07%、83.94%、53.68%；第二时段对应值为 22.35%、7.82%、59.88%、5.12%。对NO3--N，第一时段各单元平均削减率依次为62.01%、32.07%、16.42%、21.90%；第二时段对应值为36.45%、15.27%、10.93%、28.64%。氮素削减率的变化仍然是由各级进水氮素含量变化和流量变化综合所致，但同时受各单元削减潜力制约；进水氮素含量较高时，经过某一单元时可削减空间就较大，削减率便较高；进水流量较大时，污水HRT 较短，在各单元反应时间不充分，削减率便较低；综合考虑进水流量与污染物含量时，则含量高时，流量适宜减小，以便有充足削减时间，含量低时，流量适宜增大，使HRT 不超过有效削减时间；单元容积越大或生物量越多，则其对污染物削减潜力越大，本底值越低，耐受范围内其削减率就越高或削减作用越稳定。

图9 系统进水TN 质量浓度变化 Fig. 9 Variation of TN mass concentration in influent of system

图10 系统进水NH3-N 质量浓度变化 Fig. 10 Variation of NH3-N mass concentration in influent of system

图11 系统进水NO3--N 质量浓度变化 Fig. 11 Variation of NO3--N mass concentration in influent of system

系统进水TN、NH3-N 及NO3--N 的质量浓度变化见图9—图11。对TN 及NH3-N，第一时段质量浓度分别为55.66—159.53 mg·L-1和15.2—109.81 mg·L-1，波动较大，系统平均负荷削减率分别为98.85%和97.97%；第二时段质量浓度分别为15.31—22.51 mg·L-1和12.19—20.14 mg·L-1，相对稳定，系统平均负荷削减率分别为77.42%和82.96%。结合图3、图6、图7，第一时段浓度为主变量，系统TN 及NH3-N 负荷削减率均稳定在90%以上，并不随浓度明显变化。第二时段流量为主变量，流量呈梯度增减时，系统TN 及NH3-N 负荷削减率均稳定在80%以上。8 月8 日，系统TN 及NH3-N 负荷削减率均仍达80%以上；而10 月14 日，系统TN 及NH3-N 负荷削减率分别减至33.26%和41.17%。另外，第二时段系统TN 及NH3-N 负荷削减率均低于第一时段。综上，流量稳定时，浓度变化对系统TN及NH3-N 负荷削减率无显著影响；浓度稳定时，流量呈梯度增减对系统TN 及NH3-N 负荷削减率均无显著影响，但流量由较低值突增时会导致系统TN及NH3-N 负荷削减率显著减小；流量激增而浓度锐减时，系统TN 及NH3-N 负荷削减率不受显著影响；低流量高浓度进水比高流量低浓度进水更有利于系统对TN 及NH3-N 的削减。对NO3--N，结合图3、图8，全时段质量浓度为0.45—6.72 mg·L-1，波动较大，系统负荷削减率均较高，与流量及浓度变化无明显对应趋势，所以流量与浓度变化对系统NO3--N 负荷削减率无明显影响。

3.2.3 对TP 的削减效果

图12 TP 负荷削减率（R5）变化 Fig. 12 Load reduction rate (R5) changes of TP

单元及系统对TP 的负荷削减率变化见图12。第一时段A、C、D 各平均削减率分别为83.48%、73.20%、35.61%；B 呈负削减作用，平均削减率为-14.09%。第二时段A、C、D 各平均削减率依次为3.68%、40.82%、10.00%，均有大幅减小；B平均削减率为20.13%，有大幅增加。分析认为：对A、C、D，一是进水TP 含量较低，延缓了削减作用启动；二是HRT 较短，削减作用时间不充分。对B，应是其进水TP 含量相对较高，促进了削减作用启动，但HRT 不足限制了其削减率进一步提高。

系统进水TP 含量变化见图13。第一时段质量浓度为7.62—37.05 mg·L-1，波动较大，系统平均负荷削减率为97.95%；第二时段质量浓度为2.67—6.84 mg·L-1，相对稳定，系统平均负荷削减率为67.22%。结合图3、图12：第一时段浓度为主变量，系统负荷削减率稳定高达95%以上。第二时段流量为主变量，流量呈梯度增减时，系统负荷削减率有所减小但稳定在70%以上。8 月8日，系统负荷削减率减至55.29%；10 月14 日，系统负荷削减率减至27.31%。因此，流量稳定时，浓度变化对系统TP 负荷削减率无显著影响；浓度稳定时，流量呈梯度增减对系统TP 负荷削减率无显著影响；较高的进水TP 浓度有利于提高其负荷削减率；流量由较低值突增会导致系统TP 负荷削减率大幅减小。

图13 系统进水TP 质量浓度变化 Fig. 13 Variation of TP mass concentration in influent of system

3.2.4 对SS 的去除效果

单元及系统对SS 的负荷削减率变化见图14。第一时段各单元平均削减率依次为 44.32%、-13.20%、19.72%、4.93%。第二时段各单元平均削减率依次为26.57%、-2.23%、45.86%、3.04%。变化原因同CODMn。

图14 SS 负荷削减率（R6）变化 Fig. 14 Load reduction rate (R6) changes of SS

图15 系统进水SS 质量浓度变化 Fig. 15 Variation of SS mass concentration in influent of system

系统进水SS 含量变化见图15，全时段波动较大，质量浓度为4.00—69.00 mg·L-1。结合图3、图14：第一时段浓度为主变量，系统SS 负荷削减率变化与浓度变化规律基本一致，浓度高则SS 负荷削减率高；浓度低则SS 负荷削减率低。第二时段流量与浓度均为约束变量，除突变外，系统SS 负荷削减率均高达62%以上，难以分析流量影响。8月8 日，系统SS 负荷削减率减小240.3%；10 月14 日，系统SS 负荷削减率减小183.1%。因此，流量稳定时，浓度变化对系统SS 负荷削减率有很大影响，浓度越高越有利于SS 负荷的削减；流量激增且浓度锐减时，则SS 负荷削减率锐减。图14 中个别单元个别时段出现SS 浓度极大增加，SS 负荷削减率均为显著异常值，现场调查发现是由附近村民时有在系统周围散放耕牛扰动出水所致。

3.3 污染物净化效果的点位间比较

图16 CODMn、TN、NH3-N、NO3-N、TP、SS 质量浓度点位间变化 Fig. 16 Variation in mass concentrations of CODMn, TN, NH3-N, NO3--N, TP and SS at different sampling points

污染物净化效果的点位间差异通过其点位间的浓度变化分析，见图16。1#为系统进水，各污染物浓度最高；2#、3#、4#分别为第1、2、3 级生态藕塘出水；5#为表流湿地出水也即系统出水，各污染物浓度基本为五点间最低，能达到Ⅲ类或Ⅳ类水质标准，符合净化养猪废水的目的。由图知，6 种污染物通过3 级生态藕塘滞留净化，浓度均已削减至较低水平；多数污染物的削减过程主要发生在单元A 和C，而B、D 单元则基本维持当前水质；系统对进水污染物浓度具有较高的耐受限度，运行过程中未有突破，且在限度内污染物浓度越高，系统削减效果越好；第二时段各单元多数污染物的削减效果要差于第一时段，表明较高污染物浓度、较低进水流量的进水条件更有利于系统对污染物的削减。NO3--N 第二时段进水浓度较高，但削减情况较差，同一点位第二时段含量均远高于第一时段。

4 运行效果评价

4.1 单因子污染指标评价

系统进出水水质见图17，进水水质较差，6 种污染物浓度均较高，而出水水质得到显著改善。系统第一时段出水CODMn、TN 和NH3-N 质量浓度均低于Ⅲ类水质标准限值，TP 质量浓度低于Ⅳ水质标准限值，总体水质良好，Ⅳ类水质达标率100%；第二时段CODMn和NH3-N 质量浓度均低于Ⅴ类水质标准限值，TN 和TP 质量浓度则均高于Ⅴ类水质标准限值（但均有大幅削减），总体水质欠佳。两个时段系统进出水NO3--N 及SS 质量浓度均较低。

图17 系统进出水水质对比 Fig. 17 Comparison of influent and effluent quality of system

4.2 综合污染指数评价

经计算，第一时段系统进水P 值为29.26，水质属严重污染；出水P 值为0.42，水质良好。第二时段系统进水P 值为7.90，水质属重污染；出水P值为1.98，水质属轻污染。

5 讨论

本试验为实际应用试验，非控制性试验，处理的原废水为养猪场实际产生的养殖废水，具有非常重要的现实意义。生态塘选择莲藕作为主要耐污植物具有非常好的净化优势，莲藕本身喜淤泥耐有机性污水，对有机污染具有良好的吸收作用，同时根茎与种实具有良好的经济效益，荷花与莲叶又具有很好的景观观赏性，将水质净化、经济效应与景观作用同时进行了结合，符合生态治理理念（邓梅，2013）。此外，将多级生态藕塘-表流湿地系统与沼气池技术进行了结合，养殖废水首先经过沼气池汇集和发酵处理，有机物可得到大量分解，有害微生物含量也会锐减（侯如梁，2014；姚亮等，2005），这不仅可以产生沼气供养殖场作为清洁能源使用，而且有利于系统对养殖废水的富营养成分进行快速转化和吸收，也有利于降低出水微生物危害的风险。

由各污染物负荷削减率变化可知，第一时段单元B、D 对CODMn、SS 等污染物呈负削减作用或微削减作用，分析认为可能原因：一是A、C 出水污染物含量已分别低于B、D 的自然本底值；二是A、C 出水污染物含量虽未分别低于B、D 本底值，但较低含量下，水体在B、D 的HRT 超过有效时间（张毓媛等，2016）。全时段进水流量和浓度与NO3--N 的削减变化无对应关系，但第二时段其系统负荷削减率呈线性递减，考虑到随季节变化，水温逐月递减，因此认为第二时段水温是约束变量，NO3--N 削减率的递减可能是因水温降低抑制了相关生化降解过程（段田莉，2016）。

由各污染物点位间含量变化可知，总体上看，系统中A、C 对进水起主要净化作用，而B 与D 则基本维持进水水质。分析认为，各单元均存在自然本底值，当次生废水经过A 后，污染物含量已削减至与B 本底值相近，所以B 削减作用不明显；而C出水污染物含量又有小幅削减，是因C 面积更大，其HRT 较长，且生物量更多，能够转化、降解和吸收更多污染物量，从而本底值更低；D 出水污染物含量又无明显变化，表明D 与C 本底值相近。又可看出D 出水水质优于B，说明D 本底值低于B。因B、C 的面积大于D，所以若面积相同，表流湿地的本底值要远低于生态藕塘，也表明前置生态藕塘、后置表流湿地的配置是合理的。

分析发现多级生态藕塘-表流湿地系统的净水作用对进水污染物浓度有很高的耐受限度，对进水流量波动也有很强的稳定性。系统污染物削减率在第一时段低流量高浓度以及第二时段高流量低浓度两种显著不同的进水条件下均能达到较高水平，但第一时段污染物削减率更高更稳定，第一时段出水水质更良好。所以认为系统在耐受范围内，对进水流量的大幅波动相比于污染物浓度的大幅波动更敏感。因为流量波动会导致污水HRT 变化，流量越大，HRT 越小，污染物在系统中的生化降解反应越不充分（王世和等，2003）；且流量波动会影响微生物的种群稳定性，过大的流量波动会抑制微生物的增殖与相关生化反应（邱立平等，2004），从而使各单元的净化效果不稳定。

6 结论

（1）多级生态藕塘-表流湿地系统对养猪废水中主要污染物有稳定而显著的削减效果，且在进水流量与污染物浓度稳定条件下，系统出水综合水质能够明显优于《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）Ⅳ类标准。

（2）系统的净化作用能够耐受较大波动的进水流量和污染物浓度，但适当较大的进水污染物浓度和适当较小的进水流量能够更充分地发挥系统的净化作用。

（3）若面积相同，则表流湿地的环境背景阈值要低于生态藕塘，生态藕塘有利于处理较高污染物浓度进水，表流湿地有利于处理较低污染物浓度进水，前置生态藕塘、后置表流湿地的搭配模式有利于对养殖废水的净化。

（4）在进水流量与污染物浓度频繁波动条件下，系统出水水质一直保持稳定良好，出水可作为河道补充用水或农业灌溉，因此多级生态藕塘-表流湿地系统具有良好的环境与经济效益，可以有效应用于小流域禽畜养殖废水的处理上。