農(nóng)村規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖污染生態(tài)綜合治理技術(shù)研究進(jìn)展

張靖雨 汪邦穩(wěn) 夏小林

摘要 基于近年來國內(nèi)外已有研究成果，圍繞不同養(yǎng)殖類型的糞污特征進(jìn)行闡述，從畜禽養(yǎng)殖糞污收集方式、固液分離、貯存技術(shù)以及無害化處理等多個(gè)方面的處理全過程尺度對(duì)糞污治理模式進(jìn)行分析總結(jié)，以期明確我國畜禽養(yǎng)殖污染物資源化利用技術(shù)發(fā)展方向，為畜禽糞便的儲(chǔ)存、分離、剩余利用技術(shù)優(yōu)選及適宜糞污生態(tài)綜合治理模式的構(gòu)建提供思路。

關(guān)鍵詞 畜禽糞污;固液分離;貯存;生態(tài)處理

中圖分類號(hào) X713 ?文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A ?文章編號(hào) 0517-6611（2020）19-0009-06

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2020.19.003

Abstract Based on the achievements at home and abroad in recent years， the characteristics of different types of manure in livestock and poultry breeding were described in this paper. The treatment modes were analyzed and summarized from the aspects of collection mode， solidliquid separation， storage technology and harmless treatment in the whole process， so as to clarify the development direction of resource utilization technology of livestock and poultry breeding pollutants in China. It was also expected that this review would provide ideas for the storage and separation of livestock and poultry manure， the optimization of residual utilization technology and the construction of a suitable comprehensive ecological management mode of manure and sewage.

Key words Livestock and poultry manure;Solidliquid separation;Storage;Ecological treatment

隨著畜禽養(yǎng)殖業(yè)集約化和規(guī)?；厔莶粩喟l(fā)展，由于養(yǎng)殖糞便污染物成分的復(fù)雜性，畜禽糞污的資源化利用與處理問題受到各界的廣泛關(guān)注，治理不達(dá)標(biāo)的糞污直接排放到農(nóng)田、水體、空氣中，一旦消納過剩極易造成土壤結(jié)構(gòu)破壞、水體富營養(yǎng)化等污染問題。

有研究表明，農(nóng)田、農(nóng)村畜禽養(yǎng)殖、生活污水以及農(nóng)田不合理的灌溉排水和施肥等造成的農(nóng)業(yè)面源污染，其對(duì)水體污染的貢獻(xiàn)率大大超過城市、工業(yè)的點(diǎn)源污染[1]。畜禽養(yǎng)殖污染物主要包括畜禽糞便、圈舍沖洗廢水中的有機(jī)質(zhì)、重金屬、沉積物、細(xì)菌、病毒和微生物以及氮、磷等，在收集、儲(chǔ)存、運(yùn)輸、還田的過程中均對(duì)環(huán)境產(chǎn)生較大污染，尤其對(duì)水體威脅更大[2]。Mallin等[3]通過對(duì)糞便中TN、TP排放量的估算，指出規(guī)?；B(yǎng)殖場是水生生態(tài)系統(tǒng)中氮和病原微生物污染的主要來源;Dzikiewicz[4]認(rèn)為處理設(shè)施的缺乏是引起周圍河流湖泊及地下水污染的主要原因。畜禽糞便中有機(jī)質(zhì)比市政污水濃度高50～250倍，有機(jī)質(zhì)分解及藻類大量繁殖，水中氧氣消耗過快，導(dǎo)致魚類及其他水生生物死亡;有機(jī)膠體物質(zhì)絮凝沉淀，加速底泥積累，破壞水生態(tài)平衡。同時(shí)畜禽養(yǎng)殖的廢水淋溶性極強(qiáng)，極易通過土壤滲入地下，污染地下水域。為此，筆者從畜禽養(yǎng)殖糞污收集方式、固液分離、貯存技術(shù)及無害化處理等多個(gè)方面的處理全過程對(duì)糞污治理模式進(jìn)行分析總結(jié)，以期明確我國畜禽養(yǎng)殖污染物資源化利用技術(shù)的發(fā)展方向，為畜禽糞便的儲(chǔ)存、分離、剩余利用技術(shù)優(yōu)選以及適宜的糞污生態(tài)綜合治理模式的構(gòu)建提供思路。

1 規(guī)模畜禽養(yǎng)殖主要類型及污染特點(diǎn)概述

雞糞、豬糞、牛糞和羊糞等多種養(yǎng)殖類型的畜禽糞便污染物均具有含水率高、抗生素與銅、鋅、鉛等重金屬污染物含量高及氮、磷等營養(yǎng)元素含量高的特點(diǎn)。但不同的畜禽糞便，其主要養(yǎng)分氮、磷、鉀、鋅、銅含量存在較大差異，雞糞和豬糞中的氮、磷、鉀、鋅、銅含量明顯高于牛糞和羊糞，但這幾種畜禽糞便中鉀素含量相當(dāng)[5]。另外豬糞中鋅、銅的超標(biāo)最為嚴(yán)重，其次是雞糞。各類型糞污特點(diǎn)概述如下：

1.1 養(yǎng)雞場糞污特點(diǎn)

相比牛、羊、豬等其他動(dòng)物，雞糞富含易降解有機(jī)物組分，還富含鉀、磷、鈣和鋅等微量元素，被認(rèn)為是最具轉(zhuǎn)化為清潔能源潛力的畜禽廢棄物之一[6-7]。雞糞中磷、銅和鋅主要以可提取態(tài)存在，有較高的生物有效性和移動(dòng)性，并且雞糞中氨基酸組成比較完善，且賴氨酸、胱氨酸和蘇氨酸含量較高。風(fēng)干蛋雞糞粗蛋白含量高出豬糞、牛糞的2倍左右。未腐熟雞糞中含有大量的有機(jī)酸等物質(zhì)會(huì)影響作物根系的營養(yǎng)吸收功能，在土壤中發(fā)酵消耗氧含量，導(dǎo)致作物根系缺氧，并且發(fā)酵過程中釋放的氨氣及亞硝酸經(jīng)植物氣孔和根系在植物中累積而影響作物生長[8]。此外，由于雞的消化道較短，80%～95%的藥物抗生素等通過糞便和尿液排出體外[9]，畜禽糞便的排放是獸用抗生素輸入環(huán)境的重要來源。如金霉素等抗生素會(huì)抑制縮氨酸生長和蛋白質(zhì)合成，最終導(dǎo)致包括產(chǎn)甲烷細(xì)菌在內(nèi)的革蘭氏陰性菌細(xì)菌死亡，影響雞糞的厭氧消化效果[10]。

1.2 奶牛場糞污特點(diǎn)

與其他畜禽養(yǎng)殖場一樣，奶牛場糞便具有含水率高、抗生素與銅、鋅、鉛等重金屬含量高及氮、磷等營養(yǎng)元素含量高的一般特點(diǎn)。奶牛場糞污中鉀、鎂、鈉等無機(jī)鹽含量較高，過量的鈉和鉀離子會(huì)通過反聚作用造成土壤微孔減少、土壤孔隙阻塞，使土壤因透氣性和透水性下降而造成板結(jié)，破壞土壤結(jié)構(gòu)。此外，不同鹽類離子在土壤中的遷移能力隨奶牛糞尿灌溉強(qiáng)度的增加而增加[11]。奶牛場的沖洗廢水中包括未消化完全的纖維素、蛋白質(zhì)等有機(jī)物，有監(jiān)測結(jié)果顯示，奶牛場有機(jī)質(zhì)排污系數(shù)達(dá)到1 826.5 g/d，占比8.4%～10.6%，污染負(fù)荷高[12]。奶牛場氮的產(chǎn)污系數(shù)約50%來自糞便，50%來自尿液，糞便中氮素濃度高于肉牛，顯著低于豬、雞等家禽。與豬糞為基質(zhì)的沼渣相比，牛糞沼渣中有機(jī)質(zhì)、全鉀平均含量較高，而全磷、微量元素的含量較低。經(jīng)調(diào)查，奶牛在養(yǎng)殖過程中的抗生素使用量在45 mg/kg左右[13]，也處于相對(duì)較低水平。

1.3 肉牛場糞污特點(diǎn)

肉牛養(yǎng)殖糞便中水分較多，因而多以儲(chǔ)存農(nóng)用的方式處理。不同飼養(yǎng)階段牛的固體糞便平均含水率80.3%。牛糞干物質(zhì)中含粗蛋白13.7%、粗脂肪1.7%、粗纖維43.6%和無氮浸出物22.9%，合計(jì)81.9%的可利用有機(jī)物質(zhì)[14]。對(duì)于不同階段肉牛來說，糞便中重金屬含量差異很小，且受飼料中含量組分影響較為明顯[15]，可通過電導(dǎo)率和干物質(zhì)含量預(yù)測其中的營養(yǎng)成分。據(jù)不同資料報(bào)道，牛糞中全氮、全磷和全鉀的含量分別占比2.2%、0.8%和0.5%[16];鋅、銅含量明顯低于豬、雞等家禽，而氯化鉀含量相近;Xing等[17]收集了215個(gè)畜禽糞便樣本，測試分析豬、牛、雞和羊糞便中銅的含量分別為31.8、19.6、81.8、66.85 mg/kg。肉牛糞中四環(huán)素、土霉素和金霉素的殘留含量分別在0.2～5.8、0.5～7.8和 0.4～6.3 mg/kg變化[18]。另外由于不同季節(jié)采取的飼喂方式、清糞方式、糞污處理方式等存在差異，肉牛糞便中的污染因子含量隨季節(jié)呈現(xiàn)一定波動(dòng)性。風(fēng)干的肉牛糞樣中，不同污染因子及其年均值含量在四季的大小順序均依次為有機(jī)質(zhì)>全氮>全磷>鋅>銅。

1.4 生豬場糞污特點(diǎn)

生豬養(yǎng)殖糞便中水分較多，多以儲(chǔ)存農(nóng)用的方式處理。過量施用糞肥尤其是豬糞仍然會(huì)導(dǎo)致養(yǎng)分流失及淋失，引起地表水、地下水污染[19]。有研究表明，豬攝入的氮和磷總體上有60%～80%從糞便中排出[20]。豬糞中的總氮、BOD5、COD產(chǎn)生量最大，Picher等[21]試驗(yàn)結(jié)果表明，豬場糞尿中溶解性有機(jī)碳濃度達(dá)到180 mg/L會(huì)抑制氧化亞鐵硫桿菌和其他產(chǎn)硫酸桿菌活性，可能制約生物瀝濾去除重金屬的效果。另外，因常以氧化鋅、硫酸鋅作為鋅源添加到豬飼料中以防止豬腹瀉，加之畜禽對(duì)微量元素的利用率較低，導(dǎo)致豬糞中鋅含量很高，62.9%豬糞樣品的鋅含量超過1 000 mg/kg[22]，銅、鋅、砷超標(biāo)最嚴(yán)重。

豬場廢棄物經(jīng)過固液分離后，重金屬主要存在于固相中[23]。Daniel等[24]研究發(fā)現(xiàn)，由于長期施用豬糞，美國南部平原表層0～50 cm土壤中的氮、磷含量分別增加了5倍和4倍。畜禽排泄物中抗生素含量也普遍較高，其中豬糞的抗生素平均殘留量最高，并以四環(huán)素類抗生素為主。Zhi[25]等在對(duì)天津養(yǎng)殖廢水的調(diào)查過程中發(fā)現(xiàn)，廢水中含有44種抗生素，且養(yǎng)豬場廢水中抗生素的含量明顯比奶牛場廢水中的高，不同養(yǎng)殖場之間糞污中殘留抗生素的種類差異也很大。農(nóng)田消納糞肥是畜禽養(yǎng)殖中抗生素進(jìn)入環(huán)境的主要途徑，Hamscher等[26]通過研究多年施用養(yǎng)豬場排泄物土壤中抗生素的殘留量發(fā)現(xiàn)：四環(huán)素在0～10、10～20、20～30 cm土層中平均含量分別為86.2、198.7和171.7 μg/kg。

2 畜禽養(yǎng)殖污染處理技術(shù)

規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖糞便的治理主要分為產(chǎn)前、產(chǎn)中和產(chǎn)后3個(gè)階段。產(chǎn)前主要是規(guī)劃布局，科學(xué)配方，控制氮磷排放量;產(chǎn)中強(qiáng)化管理，控制畜禽飼養(yǎng)環(huán)境。據(jù)研究，多階段飼喂法可使飼料的轉(zhuǎn)化率提高到70%，并有效減少氮的排泄量[27]。產(chǎn)后對(duì)畜禽糞尿進(jìn)行資源化、無害化處理。例如，加拿大用作物秸稈、木屑和城市垃圾等與畜禽糞便一同堆肥腐熟后作商品肥;美國伊利諾伊州立大學(xué)采用高溫高壓和熱液處理技術(shù)，使用合適的催化劑，畜禽糞便不經(jīng)前處理直接轉(zhuǎn)換成液體燃料[28-29]。產(chǎn)前、產(chǎn)中的治理只能相對(duì)減少畜禽糞便對(duì)環(huán)境的污染，不能從根本上消除，產(chǎn)后處理才是消除畜禽糞便污染環(huán)境的最關(guān)鍵階段。

2.1 糞污收集方式

傳統(tǒng)的畜禽養(yǎng)殖糞污收集方式一般包括干清糞、水沖糞和水泡糞3種工藝，水泡糞工藝是注水稀釋糞尿后貯存一定時(shí)間，隨糞污管道排出的清糞方式，由于糞污在厭氧環(huán)境下長期停留，危害畜禽及人員健康?，F(xiàn)階段規(guī)?；B(yǎng)殖場糞污收集方式主要以水沖糞工藝和干清糞工藝為主。水沖糞是沖洗集糞溝后集中匯入地下貯糞池，耗水量大、后期糞污處理壓力大。不同糞污收集方式的產(chǎn)排污系數(shù)均不同[30]。干清糞工藝通過機(jī)械或人工收集清除豬舍內(nèi)的糞便，尿液、沖洗水從排污管道自動(dòng)排出，經(jīng)干濕分離后的污水中有機(jī)污染濃度大大降低。在規(guī)模化養(yǎng)豬場中干清糞方式所占比例最高，達(dá)63.0%，肉牛育肥牛的糞尿收集率為83.5%，20%～30%的糞污直接排放[31]。水沖糞時(shí)，水體COD和TP濃度隨時(shí)間推移不斷升高;且其中COD、TN、TP、NH4+-N的負(fù)荷量分別是干清糞的15.5、5.7、9.5、11.5倍[32]。干清糞工藝對(duì)畜禽糞便中營養(yǎng)成分造成的損失更小，排污量僅為其他2種方式的1/3～1/2，其COD濃度一般在1 000～7 600 mg/L范圍，可采用發(fā)酵水力負(fù)荷較高的工藝處理;而水沖糞或水泡糞收集的污水有機(jī)物和懸浮物濃度都較高，更適宜采用全混合或者推流式沼氣發(fā)酵工藝[33-34]。

2.2 糞污固液分離技術(shù)

固液分離技術(shù)作為一種畜禽養(yǎng)殖場糞污的前處理技術(shù)，是畜禽糞便綜合處理的重要工序，可去除糞污水中40%～50%的SS，同時(shí)去除約40%的COD，從而減輕后續(xù)工藝處理負(fù)荷;另一方面分離后的固體糞渣經(jīng)處理后可作為良好的農(nóng)用肥料回用農(nóng)田。國外已開展了對(duì)物理沉降、化學(xué)絮凝、機(jī)械篩分、反滲膜等多種固液分離技術(shù)[35]的研究，且已發(fā)展較成熟并得到了較廣泛使用。Pérez-sangrador等[36]在糞水固液分離中加入聚丙烯酰胺等絮凝劑，顯著提高了懸浮固體和 COD的脫除效率。重力沉降方面，Kruger等[37]采用流動(dòng)的重力沉淀分離方式，在不添加任何絮凝劑的條件下去除55%的總固含物、70%的揮發(fā)性固體、20%的總氮和40%的總磷。篩分技術(shù)上，Shutt等[38]發(fā)現(xiàn)，對(duì)于1.0 mm篩網(wǎng)，當(dāng)入流速率從123 L/min提高到313 L/min后，總固體去除率從35.2%下降到11.3%。壓濾技術(shù)方面，F(xiàn)angueiro等[39]使用螺旋擠壓機(jī)實(shí)行固液分離后對(duì)糞便進(jìn)行絮凝沉淀，能夠去除牛糞中90%的總氮和70%以上的氨氮。國內(nèi)的固液分離技術(shù)研究起步較晚，但也已在規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖糞污處理技術(shù)領(lǐng)域取得了顯著應(yīng)用成果。盛婧等[40]基于固液分離-液體厭氧發(fā)酵處理模式，研究了基于規(guī)模養(yǎng)豬場廢棄物完全消納和作物養(yǎng)分需求的不同種植模式農(nóng)田匹配面積以及農(nóng)田畜禽糞便承載量。關(guān)正軍等[41]研究發(fā)現(xiàn)，螺旋壓榨固液分離機(jī)處理后的分離液發(fā)酵甲烷產(chǎn)率比原牛糞提高32.68%，縮短了發(fā)酵水力停留時(shí)間，研究結(jié)果對(duì)高寒地區(qū)牛糞資源化利用具有參考價(jià)值。

最常用的糞水固液分離設(shè)備為螺旋擠壓式固液分離機(jī)[42]，分離后干物質(zhì)含水率60%～70%，TS去除率達(dá)40%左右，具有構(gòu)造簡單、成本低和處理能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)。Mller等[43]利用螺旋擠壓方式研究認(rèn)為，牛糞的固液分離效率高于豬糞，原因是牛糞中直徑大于0.25 mm顆粒所占比例較高。Rico等[44]采用螺旋擠壓式分離與離心式分離相結(jié)合的方式對(duì)高濃度牛糞液進(jìn)行固液分離，生化處理的水力停留時(shí)間僅1～2 d，COD去除效率可達(dá)80%以上。王明等[45]研究發(fā)現(xiàn)，采用臥螺旋離心方式處理糞液可使廢水中總固體、COD以及氮、磷的去除率分別為50%～65%、45%～55%和30%～50%，且厭氧生化物質(zhì)去除率達(dá)50%以上，大大降低了生化處理成本。

2.3 糞污貯存技術(shù)

糞污貯存設(shè)施主要是用于貯存待處理或待利用的糞便及尿液等的建筑結(jié)構(gòu)。根據(jù)糞污類型，一般可分為貯存固體糞便和廢棄墊料的堆糞場、貯存固液混合的糞便和污水的貯糞池和專門貯存污水的污水池[46]。糞便貯存設(shè)施選址應(yīng)根據(jù)當(dāng)?shù)氐匦魏娃r(nóng)田分布實(shí)際，布置緊湊，遠(yuǎn)離飲用水水源地，與主要生產(chǎn)設(shè)施之間保持100 m以上距離。美國艾奧瓦州要求，糞污貯存設(shè)施距離農(nóng)業(yè)用水井的距離大于150 m，且距小溪、河流的距離大于60 m;加拿大要求，糞便貯存池的建設(shè)選址需考慮對(duì)地下水的影響。

固液分離后的沼液中含大量氮、磷、鉀和氨基酸、有機(jī)酸等有機(jī)物，是農(nóng)業(yè)種植良好的速效肥料。但大量沼液需經(jīng)貯存一段時(shí)間后才能用于農(nóng)田種植，滿足季節(jié)性施肥需要。而不同的貯存條件會(huì)促使沼液中各養(yǎng)分出現(xiàn)形態(tài)的轉(zhuǎn)化或不同程度的化學(xué)反應(yīng)，從而改變沼液特性[47]。吳華山等[48]通過室外模擬研究認(rèn)為，沼液貯存90 d后TN減少76.05%～87.08%，TP減少68.70%～94.86%，而硝氮含量大幅提高;沼液加蓋貯存后，在前期可減少沼液中TN、TP、NH4+-N含量的下降，但貯存至90 d時(shí)，其貯存方式對(duì)沼液養(yǎng)分影響已不明顯。Popovic等[49]則研究發(fā)現(xiàn)，沼液在貯存時(shí)NH4+-N較糞污原水中的氮素有更高的損失率。

2.4 糞污無害化處理技術(shù)

產(chǎn)后畜禽養(yǎng)殖糞便的無害化處理是當(dāng)前研究的熱點(diǎn)，主要有物理、物理化學(xué)、化學(xué)及生物處理法幾大類，其中生物處理法研究最多。目前常用的生物處理方法主要有好氧堆肥法、沼氣池發(fā)酵處理法、氧化塘處理法和人工濕地處理法等。

2.4.1 堆肥。

目前對(duì)畜禽糞便的堆肥處理研究多數(shù)集中在重金屬的形態(tài)變化和不同鈍化劑的處理效果方面。Hsu等[50]研究發(fā)現(xiàn)，豬場固體廢棄物堆肥過程中銅、錳、鋅主要以有機(jī)物結(jié)合態(tài)、固體顆粒態(tài)、有機(jī)物絡(luò)合形態(tài)存在，溶出風(fēng)險(xiǎn)顯著降低。劉浩榮等[51]研究表明，堆肥處理能促進(jìn)豬糞中重金屬鋅、銅等的形態(tài)向活性低的方向轉(zhuǎn)化，并發(fā)現(xiàn)海泡石對(duì)降低豬糞中重金屬銅的生物有效性效果最好。吳曉鳳[52]在規(guī)?；逊尸F(xiàn)場調(diào)查和中試規(guī)模豬糞堆肥的研究結(jié)果顯示，整個(gè)堆肥過程中有機(jī)物結(jié)合態(tài)的銅所占比例一直維持在80%～85%。堆肥也對(duì)畜禽糞便中殘留抗生素的去除有一定改善作用。Arikan等[53]的試驗(yàn)結(jié)果表明，牛糞中土霉素濃度在堆肥初期6 d內(nèi)就開始迅速下降，最終的去除率達(dá)95%。但在Bao等[54]的研究中，堆肥對(duì)豬糞中金霉素的降解率僅為27%，去除效果受到溫度、pH、微生物、TOC等多重因素影響。溫沁雪等[55]研究認(rèn)為，堆肥過程可使重金屬固化，銅、鋅的生物可利用態(tài)逐漸轉(zhuǎn)化為生物毒性低的可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)，而金霉素的去除呈現(xiàn)了與生物可利用態(tài)銅、鋅較顯著的正相關(guān)性。

2.4.2 厭氧發(fā)酵。

厭氧發(fā)酵不僅可實(shí)現(xiàn)糞臭、病原菌等污染消減，產(chǎn)生沼氣等清潔能源，還能通過富含營養(yǎng)物的終產(chǎn)物利用促進(jìn)循環(huán)。因此厭氧發(fā)酵已被廣泛應(yīng)用于規(guī)模化畜禽養(yǎng)殖場廢棄物處理，是處理有機(jī)廢棄物的理想方法和解決能源環(huán)境問題的重要途徑之一。Ermawati等[56]利用高溫厭氧發(fā)酵及好氧組合工藝處理奶牛養(yǎng)殖場廢水，BOD5、TOC、天然雌激素的去除率分別達(dá)90%、84%和99%以上。畜禽糞便的厭氧發(fā)酵過程主要分為3個(gè)階段，即水解階段、酸化階段和產(chǎn)甲烷階段。有學(xué)者通過調(diào)控手段，將水解酸化過程和產(chǎn)甲烷過程分解成2個(gè)獨(dú)立的處理部分，與全混合的厭氧發(fā)酵過程相比，實(shí)現(xiàn)了生物相分離，大幅提高了發(fā)酵設(shè)備利用效率，并提高了有機(jī)物等污染物的去除效果。例如，Ueno等[57-58]分別在中溫（35.0±0.1）℃和高溫55.0 ℃條件下，利用兩相厭氧發(fā)酵工藝處理有機(jī)固體廢棄物生產(chǎn)氫氣和甲烷，縮短了水力停留時(shí)間和提高有機(jī)負(fù)荷。關(guān)正軍等[59]通過設(shè)置反應(yīng)器產(chǎn)酸相HRT 3 d、產(chǎn)甲烷相HRT 7 d、總HRT 11 d的運(yùn)行條件時(shí)，COD去除率達(dá)52.8%，VS產(chǎn)氣率達(dá)181.5 L/kg。

厭氧發(fā)酵效率受到很多因素的制約，諸如污泥濃度、有機(jī)物、營養(yǎng)比、負(fù)荷率等。糞便本身C/N比過低，如豬糞中C/N比僅為11.3，不利于微生物活動(dòng)，厭氧發(fā)酵的適宜C/N比為20～30[60]，因此僅用畜禽糞便制取甲烷的效果并不好，實(shí)際過程中需加入農(nóng)作物秸稈、纖維素等高碳含量的原料。溫度也是影響糞便厭氧發(fā)酵的重要因素之一。一般而言，高溫（50～55 ℃）、中溫（32～38 ℃）更適合微生物活動(dòng)而有利于厭氧發(fā)酵處理。Angelidaki等[61]試驗(yàn)表明，中溫厭氧消化的適宜溫度是37℃。張翠麗等[62]分析認(rèn)為，影響豬糞、牛糞、雞糞厭氧消化的最優(yōu)消化溫度、消化時(shí)間和最大干物質(zhì)累積產(chǎn)氣量分別為（35.9 ℃，81 d，0.495 L/g），（33.8 ℃，74 d，0.398 L/g）和（32.2 ℃，73 d，0.324 L/g）。厭氧發(fā)酵過程的影響因素還包括接種物的選取以及微量元素等。富含足夠數(shù)量優(yōu)良沼氣菌種的接種物是沼氣發(fā)酵啟動(dòng)的必要條件。在農(nóng)村接種物普遍存在于糞坑底部污泥、沼渣、豆制品作坊下水溝中的污泥等。試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，事先對(duì)接種物馴化培養(yǎng)后可大大提高發(fā)酵產(chǎn)氣水平，氮損失和磷增加率較未馴化組分別高14.9%和1.2%，能最大限度的保留沼液中的營養(yǎng)成分[63]。同樣厭氧發(fā)酵微生物生長繁殖必需的重金屬等微量元素如鐵、鈷、鎳、銅、鋅等都是多種產(chǎn)甲烷菌和酶系統(tǒng)的重要組成成分。Zayed等[64]的研究表明，產(chǎn)酸菌對(duì)毒性重金屬的抗性要比產(chǎn)甲烷菌好;而Hickey等[65]則認(rèn)為，對(duì)于突然加入一定濃度的金屬離子而言，產(chǎn)甲烷菌的抗性要比厭氧消化過程中其他微生物更好。

2.4.3 好氧生物處理。

污水處理工程中，好氧生物處理法主要有活性污泥法和生物膜法2大類。近年來序列間歇式活性污泥法（SBR）及其改進(jìn)工藝處理畜禽養(yǎng)殖廢水的應(yīng)用日益受到關(guān)注，該工藝剩余污泥處置便捷、抗負(fù)荷沖擊強(qiáng)、泥齡短、活性高，有很好的脫氮除磷效果。Maekawa等[66]以氨結(jié)晶作為預(yù)處理的SBR工藝處理養(yǎng)豬場廢水，發(fā)現(xiàn)當(dāng)NH4+-N∶PO4--P∶Mg=1∶0.6∶0.9時(shí)，可實(shí)現(xiàn)氮磷的共同去除，去除率分別達(dá)79.3%～87.5%、40.3%～88.5%。利用UASB-SBR耦合工藝，杜龑等[67]實(shí)現(xiàn)了對(duì)廢水COD、NH4+-N和TN 90.9%、98.7% 和71.6%的去除率，且交替好氧缺氧過程中亞硝酸鹽的積累率較高，出現(xiàn)了短程硝化反硝化，對(duì)C/N低的養(yǎng)殖廢水具有較強(qiáng)的處理能力。李莉等[68]發(fā)現(xiàn)，COD主要去除作用主要發(fā)生在厭氧的UASB階段，而氨氮和磷酸鹽的去除主要發(fā)生在好氧段。

與活性污泥法相比，生物膜法的生物相多樣性更高、剩余污泥產(chǎn)量少、能耗更低，主要包括生物濾池、生物轉(zhuǎn)盤以及生物膜反應(yīng)器等。2000年美國學(xué)者M(jìn)oore[69]等提出的采用多級(jí)反濾層結(jié)構(gòu)的生物濾池，結(jié)合不同粒徑基質(zhì)填料的優(yōu)點(diǎn)，能有效解決單一粒徑面臨的硝化性能和反沖洗頻次的矛盾。周俊等[70]研究表明，生物瀝浸結(jié)束后對(duì)銅和鋅的去除率分別達(dá)87.3%和91.9%，含量低于污泥農(nóng)用時(shí)污染物控制標(biāo)準(zhǔn)限值，且重金屬鋅先于銅從豬糞中溶出。膜生物反應(yīng)器作為一種新型生物化學(xué)反應(yīng)系統(tǒng)，結(jié)合了濾膜與活性污泥的雙重優(yōu)點(diǎn)，Gerardo等[71]將膜過濾技術(shù)和Gong等[72]用缺氧-好養(yǎng)膜生物反應(yīng)器處理沼液均取得良好效果。朱春蘭等[73]把序批式運(yùn)行模式應(yīng)用到好氧三相內(nèi)循環(huán)生物流化床中，認(rèn)為交替好氧/缺氧運(yùn)行方式處理效果優(yōu)于單一的好氧/缺氧方式，當(dāng)采用3 h曝氣—1.5 h停曝—1.5 h曝氣—1 h停曝的模式時(shí)，對(duì)TN和NH4+-N處理效果最好。

2.4.4 自然處理工藝。

自然處理工藝宜作為厭氧—好氧兩級(jí)生物處理后出水的后續(xù)處理單元，主要依靠天然水體、土壤和生物的共同作用，經(jīng)過一系列的物理、化學(xué)和生物的綜合作用去除廢水中污染物質(zhì)，其中人工濕地和穩(wěn)定塘技術(shù)較為常見。

穩(wěn)定塘通過利用設(shè)置防滲層后的天然池塘中的微生物降解、吸附作用達(dá)到凈化水質(zhì)目的，主要適用于距城市較遠(yuǎn)，廣袤土地有灘涂、荒地等，養(yǎng)殖規(guī)模中等的地區(qū)。根據(jù)運(yùn)行方式不同，氧化塘可進(jìn)一步分為厭氧塘、兼性塘和好氧塘。單一功能的氧化塘難以長期滿足廢水處理標(biāo)準(zhǔn)化的要求，一級(jí)氧化塘的低氨氮去除率成為廢水達(dá)標(biāo)排放的限制性因素，僅在20%～30%[74]。因此氧化塘經(jīng)常采用的是多級(jí)串聯(lián)運(yùn)行的高級(jí)綜合穩(wěn)定塘工藝，如潘涌璋[75]設(shè)計(jì)了一種由底部用于污泥消化的深坑型消化區(qū)、深坑中部屬兼氧反應(yīng)區(qū)的懸浮污泥層以及塘上部有好氧菌和藻類的好氧區(qū)3個(gè)不同微生物反應(yīng)區(qū)構(gòu)成的具備兼性塘、高負(fù)荷塘及藻類沉降塘、生態(tài)塘功能特點(diǎn)的高級(jí)綜合穩(wěn)定塘工藝，用于處理養(yǎng)豬場廢水，經(jīng)實(shí)際運(yùn)用后去除率分別為CODCr99.5%、BOD5 99.6%、NH4+-N 93.5%和SS 98%。魯秀國等[76]采用組合厭氧塘/兼氧塘/強(qiáng)化好氧塘工藝處理養(yǎng)豬廢水，出水COD≤400 mg/L，NH4+-N≤70 mg/L，可以滿足一定規(guī)模廢水排放達(dá)標(biāo)要求。

自20世紀(jì)90年代起，西方國家就已開展了不同濕地技術(shù)處理牛、豬、水產(chǎn)等養(yǎng)殖廢水的相關(guān)試驗(yàn)研究。北卡羅來納州構(gòu)建了潛流型人工濕地來處理附近養(yǎng)豬場產(chǎn)生的廢水[77];德國學(xué)者Hiraishi等[78]提出了固相反硝化技術(shù)，將固體碳源投加到人工濕地中，不僅解決了碳源不足反硝化效率低的問題，同時(shí)避免了傳統(tǒng)添加液態(tài)碳源的弊端。張琳琳等[79]認(rèn)為人工濕地在HRT為5 d時(shí)對(duì)養(yǎng)殖廢水的處理效果最佳，COD、TN、NH4+-N及TP的平均去除率為9.8%、60.3%、71.7%和90.9%。植被是吸收糞污中有機(jī)物及氮磷的主要貢獻(xiàn)者，除了自身可從糞污水中吸收營養(yǎng)成分外，其根系還能分泌供微生物生長的營養(yǎng)物質(zhì)以及加速大分子污染物分解的酶。De la Noüe等[80]測試了3種微藻清除豬糞厭氧消化液排出液的能力。批次試驗(yàn)證實(shí)，在12 d內(nèi)所有3個(gè)培養(yǎng)基都能完全去除氮，磷的去除率達(dá)到90%以上，殘留COD去除率為60%～90%。近年來浙江大學(xué)的邊磊[81]、邵瑜[82]等團(tuán)隊(duì)也對(duì)微藻系統(tǒng)的養(yǎng)殖廢水脫氮除磷機(jī)理和作用參數(shù)開展了大量研究，并在預(yù)處理、藻種篩選、N/P以及微藻濕地系統(tǒng)的啟動(dòng)和回收階段控制條件的優(yōu)化方面取得了大量成果。然而，人工濕地受植物長勢影響，在季節(jié)性上具有一定的局限性。此外，由于植物對(duì)污染濃度的耐受程度有限，人工濕地處理的污水大多數(shù)為中低濃度的有機(jī)廢水，難以依靠單一物種、單一技術(shù)處理污染負(fù)荷較高的養(yǎng)殖糞污水。敖子強(qiáng)等[83]認(rèn)為用于養(yǎng)殖廢水處理的人工濕地植被應(yīng)具備抗逆性好、去污能力強(qiáng)、生物量大且根系發(fā)達(dá)等特征，并提出巨菌草+酸模、楊樹+夾竹桃等植物組合是人工濕地中對(duì)廢水的脫氮除磷效果較好的選擇。

2.4.5 生物生態(tài)組合處理技術(shù)。

畜禽養(yǎng)殖廢水成分復(fù)雜，單一依靠某種物理、化學(xué)、生物處理方法難以達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。只有總結(jié)國內(nèi)外已有成果，研究出多種高效的組合方法才是最佳措施。我國2018年修訂的《畜禽糞便無害化處理技術(shù)規(guī)范》提出畜禽養(yǎng)殖廢水組合處理的一般工藝流程為預(yù)處理（格柵、沉砂池、固液分離系統(tǒng)、水解酸化池）—厭氧生物處理—好氧生物處理—自然處理。萬金保等[84]采用A/O—SBBR—氧化塘—人工濕地組合工藝對(duì)沼液進(jìn)行深度處理，處理規(guī)模400 m3/d，CODCr、SS、NH4+-N、TP去除率分別為85.9%、89.9%、94.8%、88.7%。Suzuki等[85]設(shè)計(jì)了一套以結(jié)晶、曝氣、靜沉3個(gè)階段組成的反應(yīng)裝置處理養(yǎng)殖廢水，該裝置先將廢水進(jìn)行以鳥糞石結(jié)晶法為核心的預(yù)處理，然后再充分曝氣和沉淀，實(shí)現(xiàn)廢水的凈化之外，成型鳥糞石的沉降還可用來回收氮磷，作為肥效很好的緩釋肥。浙江大學(xué)的張冬梅[86]研究表明，養(yǎng)豬場養(yǎng)殖廢水經(jīng)磷酸銨鎂（MAP）結(jié)晶沉淀法處理后，NH4+-N、SS和PO43-濃度均顯著降低，結(jié)晶回收效果明顯，并且尾水中C/N比和厭氧產(chǎn)沼效能都得到較大提高。

3 研究展望

自2013年國務(wù)院發(fā)布《畜禽規(guī)模養(yǎng)殖污染防治條例》以來，國內(nèi)對(duì)畜禽養(yǎng)殖糞污處理技術(shù)的研發(fā)與應(yīng)用等方面的關(guān)注程度快速提高，規(guī)模化養(yǎng)殖糞污治理取得了大幅進(jìn)展和顯著成果。目前，我國畜禽養(yǎng)殖廢棄物資源化利用生態(tài)綜合治理模式研究尚處于起步階段，為了促進(jìn)畜禽養(yǎng)殖業(yè)可持續(xù)發(fā)展，亟需開展如下幾個(gè)方面工作：

（1）因地制宜構(gòu)建糞污生態(tài)治理模式。畜禽養(yǎng)殖污染成分復(fù)雜，并與地域環(huán)境、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式、養(yǎng)殖場規(guī)模、經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平密切相關(guān)。糞污治理應(yīng)結(jié)合不同糞污類型與當(dāng)?shù)貐^(qū)域?qū)嶋H，因地制宜，合理布局，形成一套運(yùn)行便捷、處理高效的生態(tài)治理模式。家禽類糞便水分較少，產(chǎn)沼潛力高，可通過青貯法、厭氧發(fā)酵法、氨化法和干燥法等方法加工為動(dòng)物飼料，也可作為肥料回用農(nóng)田;針對(duì)清糞方式存在的缺點(diǎn)，國內(nèi)已有不少豬、奶牛等養(yǎng)殖場將微生物與谷殼或秸稈等按一定比例混合，高溫發(fā)酵后作為有機(jī)物墊料制成發(fā)酵床[87]及時(shí)分解和消化排出的糞尿，全過程實(shí)現(xiàn)了無污水外排的清潔生產(chǎn)。

（2）綜合運(yùn)用各種技術(shù)處理畜禽糞污。單一依靠某種物理、化學(xué)、生物處理方法難以滿足《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》。堆肥及厭氧發(fā)酵處理技術(shù)雖對(duì)有機(jī)廢棄物具有較好的去除效果，但發(fā)酵后的沼液、養(yǎng)殖場沖洗廢水若直接排放農(nóng)田，一旦無法消納就會(huì)造成二次污染，需在厭氧消化后設(shè)置進(jìn)一步的好氧或生態(tài)生物等組合處理技術(shù)。此外，人工濕地等生物處理技術(shù)受植物長勢影響，在季節(jié)性上具有一定的局限性;水生植物對(duì)污染濃度的耐受程度有限，自然處理方式大多只能應(yīng)對(duì)中低濃度的有機(jī)廢水，難以依靠單一物種處理污染負(fù)荷較高的養(yǎng)殖糞污水。因此，應(yīng)在總結(jié)提煉國內(nèi)外已有實(shí)際成果基礎(chǔ)上，研究多種高效的組合方法，不斷探索適宜不同氣候特點(diǎn)的濕地植物、物種組合以及基質(zhì)填料等技術(shù)重點(diǎn)。

（3）深入開展畜禽糞便污染物中抗生素、重金屬的治理研究。如開展養(yǎng)殖畜禽糞便中抗生素種類、含量、土壤質(zhì)量等數(shù)據(jù)的調(diào)查監(jiān)測技術(shù)開發(fā);探明不同重金屬、抗生素在糞便、土壤、水體中的遷移規(guī)律，并評(píng)估環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)性;探討添加重金屬鈍化劑對(duì)畜禽糞便堆肥處理后的生物有效性研究，為今后畜禽養(yǎng)殖廢棄物的高效資源化利用提供技術(shù)支撐。

參考文獻(xiàn)

[1] 張維理，冀宏杰，KOLBE H，等.中國農(nóng)業(yè)面源污染形勢估計(jì)及控制對(duì)策II.歐美國家農(nóng)業(yè)面源污染狀況及控制[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué)，2004，37（7）：1018-1025.

[2] WHITEHEAD T R，COTTA M A.Stored swine manure and swine faeces as reservoirs of antibiotic resistance genes[J].Letters in applied microbiology，2013，56（4）：264-267.

[3] MALLIN M A，CAHOON L B.Industrialized animal productionA major source of nutrient and microbial pollution to aquatic ecosystems[J].Population & environment，2003，24（5）：369-385.

[4] DZIKIEWICZ M.Activities in nonpoint pollution control in rural areas of Poland[J].Ecological engineering，2000，14（4）：429-434.

[5] 李書田，劉榮樂，陜紅.我國主要畜禽糞便養(yǎng)分含量及變化分析[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2009，28（1）：179-184.

[6] 韓婭新，張成明，陳雪蘭，等.不同農(nóng)業(yè)有機(jī)廢棄物產(chǎn)甲烷特性比較[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2016，32（1）：258-264.

[7] ANJUM R，GROHMANN E，KRAKAT N.Anaerobic digestion of nitrogen rich poultry manure：Impact of thermophilic biogas process on metal release and microbial resistances[J].Chemosphere，2017，168：1637-1647.

[8] 黃炎.雞糞生物有機(jī)肥的研制及其促生防病效果與機(jī)制研究[D].南京：南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，2016.

[9] YVENES K，POKRANT E，PREZ F，et al.Assessment of three antimicrobial residue concentrations in broiler chicken droppings as a potential risk factor for public health and environment[J].Environmental research and public health，2018，16（1）：24-36.

[10] YIN F B，DONG H M，JI C，et al.Effects of anaerobic digestion on chlortetracycline and oxytetracycline degradation efficiency for swine manure[J].Waste management，2016，56：540-546.

[11] HAO X Y，CHANG C.Does longterm heavy cattle manure application increase salinity of a clay loam soil in semiarid southern Alberta？[J].Agriculture， ecosystemsand environment，2003，94（1）：89-103.

[12] 欒冬梅，李士平，馬君，等.規(guī)模化奶牛場育成牛和泌乳牛產(chǎn)排污系數(shù)的測算[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2012，28（16）：185-189.

[13] VAN BOECKEL T P，BROWER C，GILBERT M，et al.Global trends in antimicrobial use in food animals[J].Proceedings of the national academy of sciences of the United States of America，2015，112（18）：5649-5654.

[14] MOORE J A，GAMROTH M J.Calculating the fertilizer value of manure form livestock operations[R].Oregon State University Administrative Services A442 EC1094，1993：1-7.

[15] MARTNEZSULLER L，AZZELLINO A，PROVOLO G.Analysis of livestock slurries from farms across Northern Italy：Relationship between indicators and nutrient content[J].Biosystems engineering，2008，99（4）：540-552.

[16] 劉更另.中國有機(jī)肥料[M].北京：農(nóng)業(yè)出版社，1991.

[17] XING L，CHEN L J，HAN L J.Rapid analysis of layer manure using nearinfrared reflectance spectroscopy[J].Poultry science，2008，87（7）：1281-1286.

[18] LOOFT T，JOHNSON T A，ALLEN H K，et al.Infeed antibiotic effects on the swine intestinal microbiome[J].Proceedings of the national academy of sciences，2012，109（5）：1691-1696.

[19] CORDOVIL C M D S，CABRAL F，COUTINHO J.Potential mineralization of nitrogen from organic wastes to ryegrass and wheat crops[J].Bioresource technology，2007，98（17）：3265-3268.

[20] GERBER P J，CARSJENS G J，PAKUTHAI T，et al.Decision support for spatially targeted livestock policies：Diverse examples from Uganda and Thailand[J].Agricultural systems，2008，96（1/2/3）：37-51.

[21] PICHER S，DROGUI P，GUAY R，et al.Wastewater sludge and pig manure used as culture media for bioleaching of metal sulphides[J].Hydrometallurgy，2002，65（2/3）：177-186.

[22] 彭來真.畜禽糞便中銅、鋅、砷在土壤-蔬菜系統(tǒng)的遷移和富集[D].福州：福建農(nóng)林大學(xué)，2007.

[23] GIUSQUIANI P L，CONCEZZI L，BUSINELLI M，et al.Fate of pig sludge liquid fraction in calcareous soil：Agricultural and environmental implications[J].Journal of environmental quality，1998，27（2）：364-371.

[24] DANIEL T C，SHAIPLEY A N，STEWART S J，et al.Environmental impact of animal manure management in the southern plains[R].Spokane，Washington：UADA-ARS，1993：6-7.

[25] ZHI S L，ZHOU J，YANG F X，et al.Systematic analysis of occurrence and variation tendency about 58 typical veterinary antibiotics during animal wastewater disposal processes in Tianjin，China[J].Ecotoxicology and environmental safety，2018，165：376-385.

[26] HAMSCHER G，SCZESNY S，HPER H，et al.Determination of persistent tetracycline residues in soil fertilized with liquid manure by highperformance liquid chromatography with electrospray ionization tandem mass spectrometry[J].Animal chemical，2002，74（7）：1509-1518.

[27] KIM H C，CHOI W J，MAENG S K，et al.Ozonation of piggery wastewater for enhanced removal of contaminants by S.quadricauda and the impact on organic characteristics[J].Bioresource technology，2014，159（5）：128-135.

[28] URBINATI E，DE OLIVEIRA R A.Anaerobicaerobic treatment of swine wastewater in uasb and batch reactors in series[J].Eng Agric，2014，34（1）：124-142.

[29] MAGR A，BLINE F，DABERT P.Feasibility and interest of the anammox process as treatment alternative for anaerobic digester supernatants in manure processingAn overview[J].Journal of environmental management，2013，131：170-184.

[30] 董紅敏，朱志平，黃宏坤，等.畜禽養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)污系數(shù)和排污系數(shù)計(jì)算方法[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，27（1）：303-308.

[31] GERARDO M L，ALJOHANI N H M，OATLEYRADCLIFFE D L，et al.Moving towards sustainable resources：Recovery and fractionation of nutrients from dairy manure digestate using membranes[J].Water research，2015，80：80-89.

[32] 劉永豐，許振成，吳根義，等.清糞方式對(duì)養(yǎng)豬廢水中污染物遷移轉(zhuǎn)化的影響[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40（6）：318-320.

[33] VERGELES Y，VYSTAVNA Y，ISHCHENKO A，et al.Assessment of treatment efficiency of constructed wetlands in East Ukraine[J].Ecological engineering，2015，83：159-168.

[34] RAJAGOPAL R，ROUSSEAU P，BERNET N，et al.Combined anaerobic and activated sludge anoxic/oxic treatment for piggery wastewater[J].Bioresource technology，2011，102（3）：2185-2192.

[35] BURTON C H.The potential contribution of separation technologies to the management of livestock manure[J].Livestock science，2007，112：208-216.

[36] PREZSANGRADOR M P，LENCFRECES M C，ACTORESBENAVENTE M，et al.Solids and nutrient removal from flushed swine manure using polyacrylamides[J].Journal of environmental management，2012，93（1）：67-70.

[37] KRUGER I，TAYLOR G，F(xiàn)ERRIER M.Effluent at workAustralian pig housing series[R].Tamworth，NSW Agriculture，1995.

[38] SHUTT J W，WHITE R K，TAIGANIDES E P，et al.Evaluation of solids separation devices[C]//Proceedings of 3rd international symposium on agricultural wastes，managing livestock wastes.Illinos，USA：American Society of Agricultural Engineers Urbana，1975：463-467.

[39] FANGUEIRO D，SENBAYRAN M，TRINDADE H，et al.Cattle slurry treatment by screw press separation and chemically enhanced settling：Effect on greenhouse gas emissions after land spreading and grass yield[J].Bioresource technology，2008，99（15）：7132-7142.

[40] 盛婧，孫國峰，鄭建初.典型糞污處理模式下規(guī)模養(yǎng)豬場農(nóng)牧結(jié)合規(guī)模配置研究I.固液分離-液體厭氧發(fā)酵模式[J].中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2015，23（2）：199-206.

[41] 關(guān)正軍，李文哲，鄭國香，等.固液分離對(duì)牛糞利用效果的影響[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，27（4）：259-263.

[42] RIAO B，GARCAGONZLEZ M C.Onfarm treatment of swine manure based on solidliquid separation and biological nitrificationdenitrification of the liquid fraction[J].Journal of environmental management，2014，132：87-93.

[43] MLLER H B，SOMMER S G，AHRING B K.Separation efficiency and particle size distribution in relation to manure type and storage conditions[J].Bioresource technology，2002，85（2）：189-196.

[44] RICO C，RICO J L，LASA C.Anaerobic digestion of the liquid fraction of dairy manure separated by screw pressing and centrifugation in a upflow anaerobic sludge blanket reactor at 25℃[J].Biosystems engineering，2012，112（4）：344-351.

[45] 王明，孔威，晏水平，等.豬場廢水厭氧發(fā)酵前固液分離對(duì)總固體及污染物的去除效果[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2018，34（17）：235-240.

[46] 張淑芬，付龍，丁昕穎.寒區(qū)畜禽養(yǎng)殖場糞污的貯存技術(shù)[J].中國畜牧雜志，2016，52（10）：65-67.

[47] CARNEY K N，RODGERS M，LAWLOR P G，et al.Treatment of separated piggery anaerobic digestate liquid using woodchip biofilters[J].Environmental technology，2013，34（5）：663-670.

[48] 吳華山，郭德杰，馬艷，等.豬糞沼液貯存過程中養(yǎng)分變化[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2012，31（12）：2493-2499.

[49] POPOVIC O，JENSEN L S.Storage temperature affects distribution of carbon，VFA，ammonia，phosphorus，copper and zinc in raw pig slurry and its separated liquid fraction[J].Water research，2012，46（12）：3849-3858.

[50] HSU J H，LO S L.Effect of composting on characterization and leaching of copper，manganese，and zinc from swine manure[J].Environment pollution，2001，114（1）：119-127.

[51] 劉浩榮，宋海星，榮湘民，等.鈍化劑對(duì)好氧高溫堆肥處理豬糞重金屬含量及形態(tài)的影響[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào)，2008，24（3）：74-80.

[52] 吳曉鳳.豬糞生物處理過程中殘留四環(huán)素類抗生素與重金屬銅的遷移轉(zhuǎn)化[D].北京：中國科學(xué)院大學(xué)，2011.

[53] ARIKAN O A，SIKORA L J，MULBRY W，et al.Composting rapidly reduces levels of extractable oxytetracycline in manure from therapeutically treated beef calves[J].Bioresource technology，2007，98（1）：169-176.

[54] BAO Y Y，ZHOU Q X，GUAN L Z，et al.Depletion of chlortetracycline during composting of aged and spiked manures[J].Waste management，2009，29（4）：1416-1423.

[55] 溫沁雪，曹永森，陳志強(qiáng).豬糞堆肥過程中金霉素去除及重金屬形態(tài)變化[J].環(huán)境科學(xué)，2017，38（10）：4405-4411.

[56] ERMAWATI R，MORIMURA S，TANG Y Q，et al.Degradation and behavior of natural steroid hormones in cow manure waste during biological treatments and ozone oxidation[J].Journal of bioscience and bioengineering，2007，103（1）：27-31.

[57] UENO Y，TATARA M，F(xiàn)UKUI H，et al.Production of hydrogen and methane from organic solid wastes by phaseseparation of anaerobic process[J].Bioresource technology，2007，98（9）：1861-1865.

[58] COONEY M，MAYNARD N，CANNIZZARO C，et al.Twophase anaerobic digestion for production of hydrogenmethane mixtures[J].Bioresource technology，2007，98（14）：2641-2651.

[59] 關(guān)正軍，李文哲，鄭國香，等.牛糞固液分離液兩相厭氧發(fā)酵技術(shù)[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2011，27（7）：300-305.

[60] ZHANG P Y，ZENG G M，ZHANG G M，et al.Anaerobic codigestion of biosolids and organic fraction of municipal solid waste by sequencing batch process[J].Fuel processing technology，2008，89（4）：485-489.

[61] ANGELIDAKI I，AHRING B K.Anaerobic thermophilic digestion of manure at different ammonia loads：Effect of temperature[J].Water research，1994，28（3）：727-731.

[62] 張翠麗，楊改河，任廣鑫，等.溫度對(duì)4種不同糞便厭氧消化產(chǎn)氣效率及消化時(shí)間的影響[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2008，24（7）：209-212.

[63] 劉榮厚，郝元元，葉子良，等.沼氣發(fā)酵工藝參數(shù)對(duì)沼氣及沼液成分影響的實(shí)驗(yàn)研究[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2006，22（S1）：85-88.

[64] ZAYED G，WINTER J.Inhibition of methane production from whey by heavy metalsprotective effect of sulfide[J].Appl Microbiol Biotechnol，2000，53（6）：726-731.

[65] HICKEY R F，VANDERWIELEN J，SWITZENBAUM M S.The effect of heavy metals on methane production and hydrogen and carbon monoxide levels during batch anaerobic sludge digestion[J].Water research，1989，23（2）：207-218.

[66] MAEKAWA T，LIAO C M，F(xiàn)ENG X D.Nitrogen and phosphorus removal for swine wastewater using intermittent aeration batch reactor followed by ammonium crystallization process[J].Water research，1995，29（12）：2643-2650.

[67] 杜龑，周北海，袁蓉芳，等.UASB-SBR工藝處理規(guī)?；笄蒺B(yǎng)殖廢水[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2018，12（2）：497-504.

[68] 李莉，孫勇，曹俊.UASB偶聯(lián)SBR強(qiáng)化畜禽養(yǎng)殖廢水去除氮磷及產(chǎn)氣的研究[J].工業(yè)安全與環(huán)保，2019，45（7）：92-96.

[69] MOORE R，QUARMBY J，STEPHENSON T.The effects of media size on the performance of biological aerated filters[J].Water research，2001，35（10）：2514-2522.

[70] 周俊，王電站，劉奮武，等.生物瀝浸法去除豬糞中重金屬和提高其脫水性能研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，31（2）：388-394.

[71] GERARDO M L，ALJOHANI N H M，OATLEYRADCLIFFE D L，et al.Moving towards sustainable resources：Recovery and fractionation of nutrients from dairy manure digestate using membranes[J].Water research，2015，80（1）：80-89.

[72] GONG W J，LI W Z，LIANG H.Application of A/OMBR for treatment of digestate from anaerobic digestion of cow manure[J].Journal of chemical technology & biotechnology，2010，85（10）：1334-1339.

[73] 朱春蘭，鄧仕槐，肖鴻，等.新型SBBR處理畜禽廢水脫氮實(shí)驗(yàn)研究[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2010，4（7）：1525-1528.

[74] CAMARGO VALERO M A，MARA D D，NEWTON R J.Nitrogen removal in maturation waste stabilisation ponds via biological uptake and sedimentation of dead biomass[J].Water science & technology，2010，61（4）：1027-1034.

[75] 潘涌璋，唐紀(jì)進(jìn)，張臨蘇.高級(jí)綜合穩(wěn)定塘處理養(yǎng)豬場廢水[J].環(huán)境工程，2004，22（5）：12-13.

[76] 魯秀國，饒婷，范俊，等.氧化塘工藝處理規(guī)?；B(yǎng)豬場污水[J].中國給水排水，2009，25（8）：55-57.

[77] GERSBERG R M，ELKINS B V，LYON S R，et al.Role of aquatic plants in wastewater treatment by artificial wetlands[J].Water research，1986，20（3）：363-368.

[78] HIRAISHI A，KHAN S T.Application of polyhydroxyalkanoates for denitrification in water andwastewater treatment[J].Appl Microbiol Biotechnol，2003，61（2）：103-109.

[79] 張琳琳，紀(jì)婧，李應(yīng)程，等.UBF-復(fù)合生物濾池-人工濕地處理分散養(yǎng)殖廢水研究[J].水處理技術(shù)，2017，43（7）：98-102.

[80] DE LA NOE J，SEVRINREYSSAC J，MARIOJOULS C，et al.Biotreatment of swine manure by intensive lagooning during winter[J].Bioresource technology，1994，50（3）：213-219.

[81] 邊磊.微藻對(duì)氮磷營養(yǎng)鹽的脫除利用與廢水凈化[D].杭州：浙江大學(xué)，2010.

[82] 邵瑜.微藻對(duì)養(yǎng)豬廢水氮磷的資源化利用研究[D].杭州：浙江大學(xué)，2016.

[83] 敖子強(qiáng)，付嘉琦，桂雙林，等.處理養(yǎng)豬廢水的人工濕地植物篩選綜述[J].家畜生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，37（7）：87-90.

[84] 萬金保，付煜，鄧覓，等.A/O-SBBR-氧化塘-人工濕地處理豬場沼液[J].工業(yè)水處理，2017，37（8）：101-104.

[85] SUZUKI K，TANAKA Y，OSADA T，et al.Removal of phosphate，magnesium and calcium from swine wastewater through crystallization enhanced by aeration[J].Water research，2002，36（12）：2991-2998.

[86] 張冬梅.豬場廢水氮磷MAP回收工藝及其對(duì)傳統(tǒng)厭氧—好氧處理系統(tǒng)的影響研究[D].杭州：浙江大學(xué)，2013.

[87] 張慶東，耿如林，戴曄.規(guī)?；i場清糞工藝比選分析[J].中國畜牧獸醫(yī)，2013，40（2）：232-235.