人工湿地对规模化养猪废水处理效果评价

刘小真，石湖泉 ，陈福根

1. 南昌大学资源环境与化工学院/鄱阳湖环境与资源利用教育部重点实验室，江西 南昌 330031；2. 南昌务求环保科技有限公司，江西 南昌 330006

近年来，中国许多规模化养猪场由于大部分采用水冲式清粪工艺，产生了相当数量的含高浓度有机质、氮和磷废水（Wang et al.，2013），这些废水给当地造成了较大的环境污染，并且越来越多地造成周边水体的富营养化（Deng et al.，2008；Zhu，2007），甚至成为流域面源污染的主要来源之一（刘小真等，2010）。

人工湿地是设计和构建的工程化系统，利用湿地植被、土壤介质及其相关微生物相关组合的自然功能在受控制的环境中进行废水处理（Kadlec，2009）。由于其具有污染物去除效率好、安装和维护成本相对较低、操作简单、水和养分重复利用潜力大（Prochaska et al.，2007；张骁栋等，2016）等特点，人工湿地被运用于许多类型的废水，包括工业废水（Comino et al.，2011；杨旭等，2013）、农业径流（Zhang et al.，2017）、湖水（Martín et al.，2013）、垃圾渗滤液（Speer et al.，2011）、暴雨径流（Heyvaert et al.，2006）和泥炭提取流出物（Postila et al.，2015）等。人工湿地可缓冲畜禽废水的污染负荷冲击，且能够有效去除营养物质及病原体（颜明娟，2012；Hill et al.，2001），被越来越多地运用于养猪废水处理（张燕等，2018；刘树元等，2012；高春芳等，2011）。

本研究以永丰县某农场为试验基地，针对复合人工湿地存在的地下水污染问题，建立防渗膜连为一体的复合型人工湿地畜禽养殖废水系统，该系统包括沼气池、沉淀池、曝气池、缓冲池、潜流人工湿地、地表流人工湿地、氧化塘处理单元。对美人蕉（Canna indica）、水芹菜（Oenanthe javanica）、菖蒲（Acorus calamus）、水葱（Scirpus tabernaemontani）和水葫芦（Eichhornia crassipes）人工湿地植物进行栽培，旨在研究复合人工湿地对猪废水的处理效率，为中小型养猪场的废水处理提供一种可行方案。

1 材料与方法

1.1 研究现场

本研究以永丰县某猪场新建的复合人工湿地为研究现场。该复合湿地2017年3月正式投入运行，设计处理规模达140 t·d-1。处理废水是养猪场冲栏后在沼气池汇集预处理后排出的废水，该废水水质见下表1。

表1 复合人工湿地进水水质Table 1 The quality of inlet water to composite constructed wetlands

1.2 复合人工湿地系统简介

本研究复合人工湿地系统由预处理单元、湿地单元和后续处理单元组成，各单元之间依次用 PE软管连接。其工艺流程图如图1所示。

预处理单元：养猪废水依次经过沼气池、沉淀池和曝气池Ⅰ的前处理后，通过PE软管流入缓冲池。

湿地单元：湿地单元由缓冲池、潜流人工湿地Ⅰ、潜流人工湿地Ⅱ、地表流人工湿地Ⅰ、地表流人工湿地Ⅱ、潜流人工湿地Ⅲ组成。潜流人工湿地和地表流人工湿地底层铺厚度为1.0 mm的PE防渗膜；床体由下至上按池底坡降为4%，铺设煤渣层、砾石层、粗砂及土壤覆盖层（潜流人工湿地(图2)：煤渣层的厚度为15～20 cm；砾石层的厚度为30～35 cm，砾石粒径为5～20 mm；粗砂覆盖层大约5 mm，由粒径为1～2 mm的粗细砂组成；土壤层25～30 cm。地表流人工湿地(图3)：煤渣层的厚度为10～15 cm；砾石层的厚度为20 cm，砾石粒径为5～20 mm；粗砂覆盖层大约5 mm，由粒径为1～2 mm的粗细砂组成；土壤层25～30 cm），在土壤层上面种植种植净化污水能力强并具有一定观赏性的水生植物，主要是美人蕉、水芹菜、菖蒲、水葱。

后续处理单元：后续处理单元由氧化塘和曝气池Ⅱ组成。氧化塘底层铺厚度为1.0 mm的PE防渗膜，保持水位80 cm，塘内种植水葫芦；曝气池Ⅱ为水泥池，为应对高温时出现的水质变化加建，用1 kW的曝气泵进行多点曝气。

1.3 复合人工湿地设计参数

本研究以永丰县某猪场为研究区现场，根据《人工湿地污水处理工程技术规范》（HJ 2005—2010）设计各处理单元尺寸，以及《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB 18596—2001）设计人工湿地排放水质，其具体设计参数见表2。

1.4 现场采样及分析

试验期间每月进行1次采样，按照工艺流程，采集各处理单元出水样，每个采样口采集2瓶水样（检测时均匀混合）。送实验室检测CODCr、氨氮、总磷及悬浮物等指标。水样分析按照《水和废水检测分析方法》（第4版）进行，并做平行样，其中CODCr按照《水质 化学需氧量 重铬酸盐法》（HJ 828—2017）测定，氨氮按照《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》（HJ 535—2009）测定，总磷按照《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》（GB 11893-89）测定，悬浮物测定采用滤纸法，并结合国家《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB 18596—2001）进行处理效果评价。

图1 复合人工湿地工艺流程图Fig. 1 Flowchart of omposite constructed wetlands

图2 潜流人工湿地填料分层图Fig. 2 Layer-built of underflow constructed wetlands

图3 地表流人工湿地填料分层图Fig. 3 Layer-built of surface flow constructed wetlands

表2 复合人工湿地设计参数Table 2 Design Parameters of omposite constructed wetlands

2 结果与分析

2.1 复合人工湿地启动初期对废水中污染物去除效率

潜流人工湿地和地表流人工湿地于 2017年 2月分别在土壤覆盖层上栽培了美人蕉、水芹菜、菖蒲和水葱，通过一个月的培养，这些水生植物基本上存活，且长出了部分新叶。湿地单元从2017年3月启动，复合人工湿地运行1个月后，4月份在处理单元进出水口采集水样，湿地各单元对废水中污染物的去除效率见图4。

图4 4月废水污染物去除效率Fig.4 Removal efficiency of pollutants in wastewater in February

从图4可知，潜流湿地Ⅰ对污染物去除效果不明显；潜流湿地Ⅱ对TP的去除效果较好，此期间基质对磷的物理过滤、吸附和化学沉淀起决定性的作用（Kaseva，2004）。总体而言，湿地单元对TP的去除效果比NH4+-N和CODCr好，潜流人工湿地Ⅲ对废水中NH4+-N、TP和CODCr的去除率分别达到53.6%、61.4%和41.7%，而后污染物去除效率提升较少。经过1个月的运行，湿地植物生长良好，由于栽培时为幼苗，虽然长出的新叶，尚未形成发达的根系和较大的植物量，因此，污染物处理效果不尽理想（石雷等，2010）。人工湿地底层铺设的煤渣层、砾石层、粗砂为床体提供了多孔结构，可以吸附废水中有机物，并且截留可沉降颗粒；同时，多孔结构有利于空气中的氧进入湿地内部，提升湿地系统的复氧能力，为微生物硝化作用的进行提供条件。因此，该阶段湿地对污染物的去除以基质的物理作用占主导。

2.2 复合人工湿地后期对废水中污染物去除效率

复合人工湿地启动运行后每月采样1次，由于8月当地持续的高温天气导致地表流湿地单元生长植物基本上死亡，造成人工湿地处理效果暂时性下降，因此在曝气塘Ⅱ安装曝气泵进行多点曝气，提高NH4+-N处理效果。

图 5a表明，湿地单元对污染物去除效果明显优于运行初期，NH4+-N、TP和CODCr的出去效率分别达到了 98.7%、62.1%和 87.1%。该阶段湿地经过启动初期的稳定运行，植物在湿地中经过 3个月的稳定生长，形成了由基质-植物-微生物组成的人工湿地处理系统，养猪废水在湿地前端的水平推流作用下，依次通过基质、植物根须、微生物群落达到净化。废水流经潜流湿地Ⅲ去除效果有明显的提升，总体上看，湿地单元对TP和NH4+-N的处理效果比CODCr好。此阶段，人工湿地中基质-水生植物-微生物的物理、化学和生物的协同作用形成，TP和 NH4+-N通过基质的过滤、吸附、沉淀、植物吸收和微生物的分解达到净化，而CODCr主要通过植物根系生物膜的吸附、吸收生物代谢降解去除。

从图5b可知，9月湿地系统处理TP的效果比较低，主要受8月持续高温影响，湿地植物基本枯死，经过1个月的栽培恢复，湿地植物量还不够大，植物吸附磷的效能低，此阶段基本通过微生物群落中磷细菌的代谢活性达到去磷效果，TP的去除效果差。养猪废水流经曝气塘Ⅱ之后，NH4+-N的去除效果达到了98.72%，主要是9月之后在该处理单元增设了1 kW的曝气泵进行多点曝气，可见曝气是提高人工湿地处理NH4+-N效应的有效方法。此阶段人工湿地对养猪废水中的NH4+-N、TP和CODCr的出除效率分别达到了98.7%、62.1%和87.1%。

从图5c可知，10月潜流湿地Ⅰ和潜流湿地Ⅱ的处理效果比9月好，此阶段湿地植物重新恢复，发达的根须根区为微生物提供良好的生长条件促进根际污染物的降解，其分泌的各种酶能参与多种生物化学过程，加速部分污染物的降解（敖子强等，2016）。此外，人工湿地床体内部形成许多的好氧、缺氧和厌氧区，基质-植物-微生物系统处理废水中污染物达到高效状态，床体内部生物膜中微生物的硝化、反硝化、摄磷等同化反应达到峰值。从图5d可知，12月地表流Ⅰ和Ⅱ对污染物去除效果不及10月好，可能是由于进入冬季，人工湿地植物地下污染物积累受到影响（周旭丹等，2015）。

2.3 气温变化对复合人工湿地净化效果的影响

图5 复合人工湿地运行后期污染物去除效率Fig. 5 Removal efficiency of pollutants in wastewater in later stage

图6 人工湿地系统污染物去除效率与气温变化图Fig. 6 Pollution removal efficiency and temperature variation of constructed wetlands

人工湿地通过物理、化学和生物复杂的过程去除污染物，诸如沉降、过滤、挥发、吸附、植物吸收和各种微生物过程，这些过程通常直接或间接地受到外部环境条件的影响。通过绘制人工湿地对污染物的去除效率和温度变化曲线图，探讨气温变化对人工湿地净化效果的影响，结果如图6所示。从图6可知，NH4+-N和TP去除效率变化基本同步，说明人工湿地影响NH4+-N和TP处理效能的因素基本相同。10月NH4+-N、TP和CODCr的去除率都达到最大值，分别为98.8%、62.1%和87.1%。8月气温达到最高（最高气温达36 ℃），NH4+-N和TP的去除效率达到最低，由于8月持续的高温造成湿地植物大量枯死，湿地植物对NH4+-N和TP的吸收作用很小；同时影响到了湿地基质中微生物的数量和活性，进而影响基质微生物群落的硝化-反硝化作用和无机磷酸盐转化作用（郑疆秋等，2012）。9月、10月NH4+-N和TP处理效率又提高，说明湿地植物根系和植株恢复正常，湿地植物量和微生物群落达到峰值。12月NH4+-N、TP和CODCr的去除效率相对于 10月都降低了，同时气温也达到了最低（5 ℃）。人工湿地系统由基质、植物、微生物组成，不同的成员在系统中发挥着不同的作用，尤其是在污染处理过程中，微生物群落起到了关键作用（Coban et al.，2015；周旭丹等，2015），低温可以抑制湿地植物根区微生物的活性（Wang et al.，2017）。同时，12月是湿地植物枯萎期，植物光合作用降低，导致供养能力和根系分泌物减少，进而影响根区微生物的生长繁殖和活性。因此，12月湿地处理污染物效率又降低。

通过比较 NH4+-N、TP和 CODCr的去除效率变化曲线图可以看出，气温对NH4+-N和TP去除效果影响明显大于 CODCr去除的影响。这与Rozema et al.（2016）研究的结果一致，气温对人工湿地处理 CODCr的效率影响较小，这可能与CODCr去除主要依赖于湿地植物的吸收利用有关，微生物活性变化对CODCr去除的影响不是很大。

3 结论

本研究以永丰县某农场为试验基地，建立复合型人工湿地畜禽养殖废水系统，对其人工湿地处理处理单元处理废水污染物效率进行了评价，并对温度与系统处理污染物效率的变化进行分析，得到以下结论：

（1）人工湿地启动初期污染物去除效率较低，需要形成良好的根系结构后对污染物的去除能力才会稳定提高。

（2）复合人工湿地处理养猪废水污染物效率在10月达到最高，NH4+-N、TP和CODCr的去除效率分别为98.8%、62.1%和87.1%，排放浓度达到《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB 18596—2001）；同时，湿地后续单元增加曝气能有效处理养猪废水中的NH4+-N。

（3）人工湿地处理 NH4+-N、TP和 CODCr的去除效率受气温影响，且对 CODCr去除效率影响更加明显。

（4）采用湿地填料和底层铺设 PE防渗膜的方法，且在人工潜流湿地和人工地表流湿地种植美人蕉、水芹菜、菖蒲、水葱、水葫芦等湿地植物对养猪废水中的污染物去除效果较好，可以进一步推广到中小型养猪场人工湿地废水处理中应用。