养殖场低浓度废水处理的研究 95页

STUDYoNTHETREATMENToFLoWCoNCENTRATIoNWASTEⅥ後TERFRoMLⅣESTOCKFARMSByHuangYinpingSupervisedbyProfessorHuangWeiyiATHESISSubmittedtoNanjingAgriculturalUniversityInPartialFulfillmentoftheRequirementsForMasterDegreeCompletedinMay，2012\n原创性声明I炒墅燃㈣攀本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下，独立进行研究工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本论文不包含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的作品成果。对本文的研究做出重要贡献的个人和集体，均已在文中以明确方式标明。本人完全意识到本声明的法律结果由本人承担。学位论文作者(需亲笔)签名：童年艮辱加／Z年加阳学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，同意学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅和借阅。本人授权南京农业大学可以将本学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存和汇编学位论文。保密口，在——年解密后适用本授权书。本学位论文属于不保熏吵(请在以上方框内打“√’’)学位论文作者(需亲笔)签名茹，獬导师c需亲笔，签名：苗南，如亿年占月p日拍，2年6月／()日\n目录摘要⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。IABSTRACT⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．。⋯⋯⋯．．⋯⋯⋯。．⋯⋯。。。⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。⋯⋯⋯。⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．III第一章文献综述⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l第一节养殖场低浓度废水污染现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯1l我国养殖场污染物的排放现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。12养殖场低浓度废水的特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．2第二节养殖场除臭技术的研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯31物理化学方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。32生物方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。4第三节养殖场低浓度废水处理工艺的研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．4l还田模式⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．42自然处理模式⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．53工业化处理模式⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．6第四节电渗析技术的发展和应用⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯71电渗析技术原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一72电渗析技术特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。83几种电渗析装置类型⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。94电渗析技术的应用及发展前景⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯10第五节高效聚磷菌除磷的研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．101聚磷菌除磷机理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯102聚磷微生物和主要相关工艺简介⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．1l第六节本研究的目的、意义和内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．141目的意义⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯142研究内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯15第二章过氧化氢对养殖场低浓度废水的除臭⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。171材料与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯171．1材料⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。171．2方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．172结果与分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．182．1pH对H202除臭效果的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．182．2不同H202投加量对除臭效果的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯183讨论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．194结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。20第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．211材料与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯211．1材料⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯211．2方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯212结果与分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯23\n34第四章124第五章122．1蓝藻去除猪尿中TN、TP的效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一232．2蓝藻去除沼液中TN、TP的效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。26讨论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一293．1蓝藻适合处理废水的浓度⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．293．2蓝藻处理废水的可行性分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．293．3试验中的不足⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．30结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。31电渗析对养殖场低浓度废水的处理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一33材料与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯33】．1材料⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯331．2方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯34结果与分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯352．1电渗析试运行的结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．352．2电渗析对南京川田沼液处理的效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．432．3电渗析处理恩平猪场废水的效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一442．4电渗析处理腰古猪场废水的效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一46讨论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．z173．1总磷在淡水中含量高的问题⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．473．2电渗析适合使用的处理环节⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．473．3浓、淡水的后续处理和再利用⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．483．4电渗析成本分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．48结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．49高效聚磷菌的筛选与鉴定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一51材料与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．511．1材料⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯511．2聚磷菌株的分离、纯化及筛选⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．511．3菌株的聚磷能力的测定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．521．4生理生化鉴定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．521．5菌株16SrRNA基因序列的测定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一521．6菌株亲缘关系的确定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．531．7菌株NM．18生长曲线的测定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯541．8环境条件对菌株NM一18生长的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯54结果与分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯542．1聚磷菌株的分离、纯化及筛选⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。542．2菌株NM．18、NM．21的聚磷能力的测定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯542．3菌株形态及生理生化特征⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．572．4菌株NM一18、NM一21的16SrRNA基因扩增⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．592．5菌株NM．18、NM一21的16SrRNA序列测定及亲缘关系确定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．592．6菌株NM．18的生长曲线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯632．7环境条件对菌株NM．18生长的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯63t!f论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．6zI3．1聚磷菌株生长需要生长因子⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．64\n4第六章1233．2聚磷菌株在不同培养基中聚磷效果不同⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。643．3聚磷菌生长产碱对聚磷率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．653．4试验中存在的不足⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．65结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．65聚磷菌在废水处理中的应用⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯67材料与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．671．1材料⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯671．2方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯67结果与分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．682．1菌株NM．18、NM．21处理曝气池废水的预试验效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一682．2菌株NM一18连续曝气处理稀释的混合实际废水的试验效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯692．3菌株NM一18问歇曝气处理稀释的混合实际废水的试验效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯70讨论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．713．1菌株NM．21聚磷特性不稳定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯713．2聚磷菌对碳源的需求⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．7l3．3聚磷菌在培养基和实际废水中聚磷效果的差异⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。723．4絮凝剂对聚磷菌的絮凝效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．724结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．73第七章全文讨论与总结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一751全文讨论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯752全文总结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯76附录16SrRNA序列⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯77参考文献⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一79致谢⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．85\n\n摘要养殖场低浓度废水处理的研究摘要随着集约化养殖业的迅速发展，大量的畜禽养殖污染物成为继工业污染、生活污染后的第三大污染源，若不能集中处理或合理利用，则会严重影响空气、水、土壤的质量，并会由此引发一系列其他问题。大多数的集约化养殖场，采用水冲式清除畜禽粪便，然后进行固液分离，由此产生了大量的有机废水。目前养殖场废水处理方法较多，但存在受季节影响大、占地面积大、运行复杂或成本高等问题。为寻求一种良好的废水处理方法，本课题以体积大、物质浓度虽低但又大大超过国家标准的养猪场废水为研究对象，进行了如下研究：畜禽尿液是养殖场废水中主要成分，同时是臭气的重要来源。研究猪尿的除臭方法对养殖场除臭具有较大意义。利用H202的强氧化性去除猪尿臭气的试验显示：H202在中性或碱性条件下对猪尿具有较好的除臭效果；猪尿呈近中性或偏碱性，放置时间越长碱性越大，猪尿越新鲜越容易除臭；新鲜猪尿以0．42％H202投加量可以除臭，长时间放置的猪尿要稍大于这个比例。蓝藻能大量吸收废水中的氮、磷进而净化废水，利用蓝藻这一特性，将其在不同浓度废水中自然光照下培养，以检测对废水处理的效果。蓝藻可在COD417．1～173．8mg／L、TN215．74-89．89mg／L、TP14．81-6．17mg／L猪尿和COD675-337．5mg／L、TN279．63～139．82mg／L、TP8．634．32mg／L沼液中生长，在此范围内废水浓度越高，蓝藻生长的适应期越长，蓝藻TP去除率出现的平缓期越长，而废水浓度越小，蓝藻的TP去除效率越高。结果表明：40～56天蓝藻对TP、TN的去除率分别是55％一95％、73％～96％。废水pH在7～8时，对蓝藻去除氮、磷没有影响。废水在COD400mg／L、TN180mg／L、TP12．3mg／L以下时，当平均气温在15℃以上时，蓝藻培养40～56天后，会把废水TN、TP净化到国家标准。因蓝藻冬季不能生长，为此寻找到了一种不受季节影响的电渗析方法。它可将废水分为浓水和淡水，期望此方法减少原有废水处理方法的占地面积，淡水可将作为养殖舍冲洗水再次利用。利用电渗析技术处理废水的结果表明-废水预处理时添加的絮凝剂聚合氯化铝和聚丙烯酰胺可去除固体悬浮物，减少废水臭味，同时降低了约50％的TP和COD浓度。电渗析对NH3-N、COD分离效果明显，尤其是NH3．N，使淡水的COD、NH3-N较易达到排放标准，特别是NH3．N。电渗析装置应用在COD950mg／L、NH3．N373mg／L、TP163mg／L沉砂池出口处，可产生占废水总体积88．5％的淡水，\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究其水质的NH3-N、COD达到了国家排放标准，处理费用约3．2～3．6元。但出现了TP浓度在浓水中低而在淡水中高的现象。为解决电渗析淡水中磷含量高的问题，从被污染的河流污泥中分离得到两株聚磷茵NM．18和NM．21。两菌株在富磷培养基中30"C，180r／min培养120h，一直保持聚磷状态，最高聚磷率分别是120h的88％和56％，两菌株在LB培养基中同等条件下培养96h，基本保持聚磷状态，最高聚磷率分别是73％和63％。根据生理生化特征分析及16SrRNA基因相似性序列比较，将菌株NM．18、NM．21初步鉴定为Acinetobactersp．和Aeromonassp．。菌株NM．18在25～37。C和初始pH5．0～9．0条件下，均能生长良好。在30℃，180r／min摇床条件下，菌株NM．18和菌株NM．21单独处理曝气池废水在48h时的聚磷率分别是62％和64％，两菌株混合使用聚磷率为69％。菌株NM-18在自制模拟反应器中处理稀释的混合实际废水在120h曝气连续和120h间歇曝气不同条件下，在24h时都出现了最高聚磷率分别是17％和56％。关键词：养殖场废水；除臭；氮；磷；蓝藻；电渗析；聚磷菌II\nABSlRACTSTUDYoNTHETREATMENToFLoWCoNCENTR—▲TIONWASTEⅥ纨TERFROMLⅣESToCKFARMSABSTRACTWiththerapiddevelopmentofintensivelivestockraising，livestockpollutantsbecamethet11irdlargestpollutionfollowingindustrialpollutionanddomesticpollution．Ifnotberationallytreated，theywouldseverelyaffectthequalityofair，water，soilandtriggeraseriesofotherproblems．Thesefarmsgeneratedalotoforganicwastewaterwithwaterflushingthemanureandsolid—liquidseparation．Nowthere’resomeproblemssuchastheseasonaleffects，thelargerarea,runcomplexorhighcostinwastewatertreatmentmethods．Forseekingabetterwastewatertreatmentmethod，thispapertookthelarge—volume，low．concentrationwastewaternotreachingnationalstandardsastheobject，andcarriedoutfollowingstudies：It’SsignificanttostudyondeodorizingswineurinewhichWasthemaincompositionofpoultrywastewaterWasanimportantsourceofodor．WimstrongoxidantH202removingitsodor，theresultsshowedthat0．42％H202hadgooddeodorizingeffectonthefreshswineurinewhichWasnearneutral．ThelongplacedUrillewasalkalinewithslightlylargerdosageof1-1202todeodcIrize．Makinguseofcyanobacteriaabsorbingnitrogenandphosphorustotreatwastewater，theresultsindicatedthatfor40,～56dcyanobacteriaremoved55％'---'95％TPand73％～96％TNinswineurineofCOD417．1-173．8mg／L，TN215．74-89．89mg／L，TP14．81-6．17mg／LandinbiogasslurryofCOD675-337．5mg／L，TN279．63～139．82mg／L，TP8．63-4．32mg／Lundernaturallightculture．Thehigherconcentrationofwastewater，thelongerthegrowingadaptationofcyanobacteriaandthesteadystageofTPremovalrate．Thelowerconcentration，thehighertheTPremovalrate．pH7-8ofwastewaterhadnoeffectoncyanobacteriaremovingofTNandTP．IfwastewaterWasinbelowCOD400mg／L，TN180mg／L，TP12．3mg／L，Itcostcyanobacteria40-56dtomakeTN，TPofwastewaterreachnationalstandardswithaveragetemperatureabovel5℃．Notaffectedbytheseasonsnotlikingcyanobacteria,electrodialysis(ED)madeIII\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究wastewaterdivideintoconcentratedwaterandfreshwater．It’Shopedtoreducetheareaoftheexistingwastewatertreatmentandmakefreshwaterbecomewashwaterofpoultrybeds．Theresultsshowedthattheodorandabout50％ofTP，CODwerereducedbyflocculantinwastewaterpretreatment．It’SgoodtoseparateNH3-NandCOD谢mED，whichmadebothofthemmeetnationalstandardseasier，especiallyNH3-N．Itcouldbeappliedtotheexitofgritchamber丽mwastewaterCOD950mg／L，NH3二N373mg／L，TP163mg／L，whichcouldproduce舶shwateraccountingfor88．5％ofthetotalvolume．NH3-N．CODoffreshwaterreachedthenationalstandardswitllthecostofCNY3．2-3．6．However，TPWaslowinconcentratedwaterbuthighinthefresh．Twophosphate-accumulatingorganismsNM一18andNM-21wereisolatedfromthesludgeofacontaminatedriver．Twostrainshadbeeninthestateofaccumulatingphosphorusindifferentmediaunder30℃．180r／mincondition．，nlemaximumphosphorusremovalratesofthemwere88％and56％at120hinphosphorus—richmedium．They’re73％and63％respectivelyat96hinLBmedium．NM一18andNM-21werepreliminarilyidentifiedasAcinetobactersp．andAeromonassp．，accordingtotheirphysiologicalandbiochemicalcharacteristicsandtheanalysisof16SrRNAgenesequences．NM-18Cangrowwellin25～7℃andinitialpH5．0-9．0．MlenNM．18，NM．21andmixedtwostrainsdealtwithaerationtankwastewaterunder30℃，180r／mincondition，theirphosphorusremovalrateswere62％，64％and69％respectivelyat48h．Under120hrscontinuousaerationand120hrsintermittentaerationconditionsinself-developedreactor,thehighestphosphorusremovalratesofNM—l8treatingdilutingactualmixedwastewaterat24hwere17％and56％respectively．KEYWORDS：livestockwastewater；deodorization；nitrogen；phosphorus；cyanobacteria；electrodialysis；phosphate—accumulatingorganismsIV\n第一章文献综述第一节养殖场低浓度废水污染现状1我国养殖场污染物的排放现状有关资料(中华人民共和国国家统计局，2010)统计了1996-2009年我国肉猪出栏头数如图1．1所示，由此可知，近13年来我国饲养生猪的数量呈缓慢上升趋势。随着我国养殖业集约化和机械化程度的发展，我国已成为养猪大国，猪及猪肉产品约占世界产量的一半，在世界养猪业中起到举足轻重的作用(王慧军等，2008)。^泳RV籁泳罂丑恕霞年份图l一11996--2009年全国肉猪出栏头数变化情况Fig．1—1Changeofthenumberofhogsgivingcolumnnationwidefrom1996to2009养殖业生产随之带来的排泄物对生态环境的污染也越来越严重。2002年和2003年，我国畜禽粪便产生量分别为27．50亿吨和31．90亿吨，分别是工业固体废弃物的2．91倍和3．20倍(王方浩等，2006)。养殖场废水主要包括尿液、残余的粪便、饲料残渣、冲洗水和生活污水，尿液是养殖场废水的主要成分，其中冲洗水占了绝大部分。据统计，规模化养猪场每生产1头肥猪约产生4t污水，1个年出栏10000头的肥猪生产线，每天清洁地面、冲洗粪沟及猪饮水时浪费而产生的污水总量为100"--150m3，总氮(TN)量接近1100mg／L，总磷(TP)量约为440mg／L(霍本齐，2011)。据原国家环境保护总局对全国23个省(区)、市规模化畜禽养殖业污染状况调查表明，畜禽粪便化学需氧量(COD)远远超过我国工业废水和生活污水COD排放量之和(李远，2002)。因此畜禽养殖污染己成为继工业污染、生活污染之后的第三大污染源。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究2养殖场低浓度废水的特点2．1养殖场废水污染的负荷废水污染负荷高，相对浓度较低：一般未经处理的畜禽养殖废水化学需氧量(CODcr)=5000～15000mg／L，五日生化需氧量(BODs)=3000～10000mg／L，悬浮物(SS)=1000～2000mp=／L，氨氮(NH3-N)=300～1500mg／L(刘志勇，2009)。虽然污染负荷很高，但其浓度又达不到直接提取污染物的程度，所以此类废水又具有相对浓度低，体积大的特点。2．2养殖场废水对环境的污染养殖场产生的大量粪尿，如不能集中进行加工处理或合理利用，让其随意堆集在露天，则会严重影响空气、水、土壤的质量，并由此可能引发一系列的其他问题。据分析，畜禽粪便散发出的臭气含有臭味化合物168种，其中含量最多的有硫化氢、二氧化碳、氨气、脂肪族的醛类、粪臭素(甲基吲哚)、甲烷和硫醇类等(刘培芳等，2002)。这些恶臭、有害气体和携带病原微生物的粉尘，若不加以控制，则会造成严重的空气污染，威胁人畜的身心健康。世界卫生组织和联合国粮农组织资料调查显示，动物传染给人的人畜共患传染病达90多种。某研究发现居住于某养殖场所附近的居民有头痛，流鼻水，喉咙痛，咳嗽过多，腹泻，眼睛灼痛等现象(WingetaL，2000)。养殖业对水体的污染也越来越严重，主要表现为有机污染、N和P污染。实践表明，未经处理的粪尿中含有大量的N和P等营养物质，流入河流和池塘，可造成水体的富营养化，使水中藻类大量繁殖，溶解氧下降，导致鱼类死亡。另外，养殖业的畜禽粪便中还含有大量的病原微生物，此类微生物进入水体，会影响水质，引起水生生物发病，通过食物链危害人体健康。养殖业对土壤的污染，主要指规模化养殖场密集分布地区，产生的粪尿大大超过本地农田的消纳容量，长期施用将会造成土壤中的磷一部分被吸附于土壤表面，与土壤中的钙、铜、铝等元素结合成不溶性复合物，造成土壤板结，影响农作物的生长(丁迎伟等，1999)。未经处理的畜禽粪尿中含有大量的病原微生物、寄生虫及虫卵，可在土壤中生存和繁殖，进而扩大传染源，长期存在人兽共患病的危险(施平等，2011)。2．3养殖场废水的开发潜力猪场粪尿中含有作物生长所需的大量元素如N、P、K等，施用到农田后，对于提高土壤肥力，改善土壤结构，增强土壤持续生产能力具有重要作用，既可减少化肥用量，又能消纳粪尿。据估计，我国畜禽粪便主要污染物COD、BOD5、NH3-N、TP、2\n第一章文献综述TN的流失量分别为797．31万吨、580．87万吨、155．8．8万吨、46．76万吨和407．14万吨。畜禽粪便中N、P的流失量己超过化肥的流失量，约为化肥流失量的122％和132％(李远，2002)。养殖场废水是一种具有有机肥料开发潜力的资源，如果能将其中的营养元素浓缩收集起来增加有机肥的N、P、K含量，对有机肥行业和废水处理行业来说具有重要意义，不仅解决了废水中的污染物问题，并且变废为宝增加了有机肥的养分含量。2．4养殖场废水治理的难度国家环保总局和国家质量监督检验检疫总局于2001年12月28日联合颁布了《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB18596---2001)，如表1．1所示，该标准于2003年1月1日开始实施。从国家标准和猪场废水特点来看：养殖场废水污染负荷高，废水体积大，处理此类废水无疑是一项艰巨的任务；从公司角度看：养猪行业属微利行业，在自然风险和市场经济双重压力的前提下，养殖场不可能投入较多资金用于处理废水，造成在全国范围内的养殖场废水处理率较低；从技术上考虑：目前我国对猪场废水的处理技术尚不是很成熟，主要表现为一次性投资大和运行费用高，处理效果不稳￡j矗盘^匕专于O表1—1集约化畜禽养殖水污染最高允许日均排放浓度Tablel一1Maximumpermissibleemissionconcentrationsofwaterpollutantsforintensivelivestockandpoultrybreedingaveragedaily控制五日生化需氧量化学需氧量悬浮物氨氮总磷(以P计)粪大肠菌群数蛔虫卵堕旦!型垦!!里型垡(翌吐!(里吐)(型吐)!全!!QQ些!!全!堕标准值150400200808．010002．0第二节养殖场除臭技术的研究进展本章第一节在养殖场废水特点中已概述了养殖场废水的臭气成分及其危害，对于这种由多种混合气体产生恶臭气味的处理方法做如下综述。1物理化学方法国内外使用物理化学法的除臭方法主要有掩蔽、氧化法、吸收法、吸附法等。掩蔽法：利用芳香类化合物比恶臭物质更强烈的香气物质，使其挥发到畜禽舍中掩蔽恶臭，从而减轻臭气刺激。一般对NH3可用薄荷油、肉桂油等，对H2S可用松叶油、香叶油、橙皮油等(黄仁术，2010)。因此没有达到真正消除有害气体的目的，这种方法很不稳定，现已较少使用。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究氧化法：用氧化剂或加热的方式将有机成分氧化成C02、HEO，无机成分如H2S被氧化成S042。(陈书安，2000)。如甲醛、高锰酸钾、氯气、次氯酸钠、高铁酸盐、臭氧、过氧化氢等氧化剂。吸收法：通过溶液中的化学试剂与臭气化合物发生化学反应，改变臭气成分在液相中的浓度，降低了臭气的释放(刘冰等，2010)。吸附法是指将流动状物质(气体或液体)与粒子状物质接触，这类粒状物质可从流动状物质中分离或贮存一种或多种不溶物质(贾华清，2007)。如活性炭、硅胶、沸石、活性粘土及活性炭纤维等。我国大型养猪场大多采用冲水方式清洗猪场粪污，经固液分离后再单独处理粪便和污水，所以对于养殖场产生的大流量、低浓度的挥发性恶臭气体，使用物理化学方法处理存在较多问题如投资大、操作复杂、运行成本高等。2生物方法生物除臭法指利用微生物来分解、转化臭气成分以达到除臭的目的，因此也叫微生物除臭法(张克强等，2004)。生物除臭法主要有活性污泥除臭法、生物过滤除臭法、土壤除臭法、珍珠岩棉除臭法、堆肥除臭法、泥炭除臭法和锯末除臭法等。这些方法具有净化效果高，投资运行费用低，无二次污染，易于管理等优点。目前微生物用于畜禽粪便的除臭有着诱人的前景，微生物菌剂的安全和有效剂量的研究成为研究热点，而且研发高效、经济、环保的混合菌种的研究意义深远。但微生物菌剂的研究还是存在一些问题。目前研究出的微生物菌剂大多针对NH3和H2S两种气体的，而养殖场畜禽粪尿产生的恶臭气体成分多而复杂，在生物除臭过程中，要尽快使接入到畜禽粪便中的微生物菌剂成为优势菌群，要加强高效、广谱除臭菌种的筛选和驯化研究，以及混合菌群的发酵工艺条件研究。第三节养殖场低浓度废水处理工艺的研究进展国内外对养殖业低浓度废水的处理技术很多，主要归纳为还田模式、自然处理模式和工业化处理模式。1还田模式还田模式是畜禽粪便污水还田作肥料为传统而经济有效的处置方法，可使畜禽粪尿不排往外界环境，达到污染物零排放(Choudharyeta1．，1996)。既可有效处置污染4\n第一章文献综述物，又能将其中有用的营养成分循环于土壤．植物生态系统中，家庭分散养殖户畜禽粪便污水处理均采用该法。该模式适用于远离城市、土地宽广且有足够农田消纳粪便污水的经济落后地区，特别是种植常年需施肥作物的地区，要求养殖场规模较小。还田模式主要优点，一是污染物零排放，最大限度实现资源化，可减少化肥施用量，提高土壤肥力；二是投资省，耗能少，不需专人管理，运转费用低等。但是这种处理方式也有明显的不足(鲁聪达等，2003)，一是需要大量农田来利用畜禽废水，一般认为一头奶牛需4000m2农田来撒其粪便；二是不合理的利用方式或连续过量利用会导致硝酸盐、磷及重金属的沉淀，从而对地表水、地下水构成威胁；三是在生物降解过程中可能有NH3及H2S等有害气体释放，对大气造成污染；四是在废水浇灌过程中存在着传播畜禽疾病和人畜共患病的危险。美国粪便污水还田前一般未经专门厌氧消化装置厌氧发酵，而是贮存一定时间后直接灌田。由于担心传播畜禽疾病和人畜共患病，畜禽粪便废水经过生物处理之后再适度应用于农田已成为新趋势。德国等欧洲国家则将畜禽粪便污水经过中温或高温厌氧消化后再进行还田利用，以达到杀灭寄生虫卵和病原菌的目的。我国一般采用厌氧消化后再还田利用，可避免有机物浓度过高而引起的作物烂根和烧苗，同时经过厌氧发酵可回收能源CH4，减少温室气体排放，且能杀灭部分寄生虫卵和病原微生物(邓良伟，2006)。2自然处理模式自然处理模式是利用天然水体、土壤和生物的物理、化学与生物的综合作用来净化污水。其净化机理主要包括过滤、截留、沉淀、物理和化学吸附、化学分解、生物氧化以及生物吸收等(陈蕊等，2005)。其原理涉及生态系统中物种共生、物质循环再生原理、结构与功能协调原则，分层多级截留、储藏、利用和转化营养物质机制等。自然处理的主要模式有氧化塘、土地处理系统或人工湿地处理法等。适用于距城市较远、气温较高且土地宽广有滩涂、荒地、林地或低洼地可作污水自然处理系统、经济欠发达的地区，要求养殖场规模中等。其主要优点有：一是投资少、耗能低、运行管理费用低、便于管理；二是工艺简单、产泥量少，不需复杂的污泥处理系统；三是无臭味、无噪声：四是可缓冲对水力和污染负荷的冲击；五是可提供直接或间接的效益，如CH4、水产、建材等。缺点是：一是占地面积大；二是处理效果受季节温度影响较大；三是有污染地下水的可能；四是设计运行参数上不精确；五是易受病虫害的影咐。自然处理法在澳大利亚、德国及东南亚一些国家应用较多(崔理华等，2000)。澳大利亚昆士兰州一个规模为1000头种猪的养猪场采用厌氧塘一兼性塘．好氧塘工艺\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究处理养猪废水，废水在每个塘中停留200d，出水通过贮水池收集并循环使用；德国推广了畜禽废水氧化塘与土地联合进化工艺，废水在氧化塘中总停留时间为300d，年灌溉量不超过600m3／tma2；新加坡一个规模为215万头的畜禽养殖场废水采用厌氧消化池．厌氧塘工艺，COD去除率高达80％。目前，国外对畜禽废水自然处理法的研究主要集中于数据库和设计指南的开发、机理的研究及改良人工湿地技术。美国自然资源保护服务组织(NRCS)已编制了养殖废水处理指南，建议人工湿地生物化学需氧量(BOD5)负荷为73kg／hm2·d，水力停留时间至少12d；美国EPA已出版发行了一些关于湿地的设计导则和指南(USEPA，2000；USEPA，1993)；墨西哥海湾项目(GMP)已经建立了养殖废水湿地处理数据库，发现污染物平均去除率BOD5为65％，SS为53％，NH4+二N为48％，TN为42％，TP为42％(Roberteta1．，2000)。植物是人工湿地的核心(傅伟军等，2005)，我国在利用人工湿地处理畜禽废水方面的研究和应用主要集中于植物筛选和处理效果的考察(廖新悌等，2002)。我国南方地区如浙江、福建和广州等省也多应用自然处理法处理养殖废水，但大多采用厌氧预处理后再进入氧化塘进行处理。3工业化处理模式工业化处理技术主要包括好氧生物处理、厌氧生物处理及其组合工艺。这种处理方式适合于经济较发达、土地资源紧张、规模较大的养殖场。其优点有：一是占地少；二是适用性广；三是处理效果受环境变化影响较小。缺点主要是：一是投资大；二是能耗高；三是运转费用高；四是维护管理困难；五是需要专门的技术人员管理(冷庚等，2009)。早期好氧生物处理工艺主要包括活性污泥法、生物接触氧化、生物转盘以及氧化沟等。这些工艺在脱氮方面效果较差，而采用间歇曝气处理畜禽废水，其有机物与N、P去除效果较好(Bortoneeta1．，1992)。因此，以问歇曝气为特点的序批式反应器及其改进工艺广泛应用于养殖废水中，如序批式活性污泥法(SBR)、间歇式排水延时曝气(DEA)、循环式活性污泥系统(CASS)及间歇式循环延时曝气活性污泥法(ICEAS)等。在养殖场废水好氧生物处理技术中，膜生物反应器(MBR)工艺以其生物量大、污泥停留时间长、出水稳定、处理效率高、设备紧凑、占地面积少等优点受到越来越多的重视并成为研究的热点(Marroteta1．，2004；BenAimeta1．，2002；Heeetal．，2008)。养殖废水厌氧生物处理工艺通常有厌氧滤池(AF)、上流式厌氧污泥床(UASB)、复合厌氧反应器(UASB+AF)、厌氧折流板反应器(ABR)、以及内循环厌氧反应器(IC)等。IC反应器，是荷兰PAQUES公司在20世纪80年代中期研究开发成功的\n第一章文献综述第三代超高效厌氧反应器，1986年以后该公司迅速把该项技术应用子生产中。IC反应器经过十几年的发展，已成功应用于多种工业的生产规模废水处理，通过缩短水力停留时间或增加容积负荷等来处理不同的水质，成为目前研究的热点。厌氧生物处理技术与好氧生物处理技术相比，具有造价低、占地少、能量需求低及可以产生能源CI-h的优点。由于处理过程不需要氧气，所以不受传氧能力的限制，因此具有较高的有机物负荷潜力，能分解一些好氧微生物不能降解的有机物污染物(冷庚等，2009)。由于养殖场废水是高浓度有机废水，N、P含量高，单独采用好氧处理或厌氧处理在经济上和处理效果上均不理想。目前，国内外对高浓度有机废水主要采用厌氧+好氧+生物净化组合工艺。一般国外更注重坚持资源化、无害化、减量化的处理原则，并考虑到人口数量、土地承载力而控制规模化猪场的发展速度和规模。第四节电渗析技术的发展和应用1电渗析技术原理电渗析(electrodialysis，简称ED)技术是膜分离技术的一种，它是将阴、阳离子交换膜交替排列于正负电极之间，并用特制的隔板将其隔开，组成除盐(淡化)和浓缩两个系统，在直流电场作用下，以电位差为推动力，利用离子交换膜的选择透过性，把电解质从溶液中分离出来，从而实现溶液的浓缩、淡化、精制和提纯(陈东升，1998)。图1-2电渗析工作原理图Fig．1-2Workingprinciplediagramofelectrodialysis电渗析装置由离子交换膜、隔板、电极、夹紧装置等主要部件组成。离子交换膜对不同电荷的离子具有选择透过性。阳膜只允许通过阳离子，而阴离子不能通过，阴膜只允许通过阴离子，而阳离子不能通过。在外加直流电场的作用下，水中离子作定\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究向迁移。由于电渗析器是由多层隔室组成，故淡室中阴阳离子迁移到相邻的浓室中去，从而使含盐水淡化(吕建国等，2010)。电极用以供给直流电，通入和引出极水，排出电极产物，从而保证电渗析器的正常工作。夹紧装置是用来夹紧电极、极室和交替排列的膜及隔板装置，其作用是使电渗析装置在运行过程中不致产生内渗外漏的现象。电渗析工作原理图(周军等，2007)如图1．2所示。原水中阴离子向阳极迁移，淡化室中的阴离子透过阴膜进入浓缩室，但浓缩室中的阴离子受阻于阳膜而留下，于是从淡化室和浓缩室可分别得到淡化液(淡水)和浓缩液(浓水)。电渗析装置处理水的流程是：原水经过过滤器以后进入电渗析装置中，经过电渗析装置的电化学处理后分为三路：一路是极水，直接排掉或注入原水中：一路是淡水，是被电渗析出的离子浓度较低的水，经过换向电磁阀阀门进入淡水贮水桶；还有一路是浓水，是被析出的离子浓度很高的废水，也要经过换向电磁阀阀门才能进入浓水贮水桶。2电渗析技术特点电渗析技术具有以下的特点：(1)能量消耗低电渗析除盐过程中，只用电能来迁移水中的盐分离子，而大量的水不发生相的变化，其耗电量大致与水中的含盐量成正比。(2)试剂耗量少，环境污染小常规的离子交换方法处理废水时，树脂失效后需用酸、碱进行再生，再生后生成大量酸、碱老化液，水洗时还要排放大量酸、碱性废水。电渗析处理废水时不必再生，仅酸洗时需要少量的酸。(3)对原水含盐量变化适应性强电渗析器的大小和结构流程可按需要进行调节。产水量可按需要从每日几吨至上万吨变化，可根据设计一台电渗析器中的段数、级数或多台电渗析的串联、并联或不同除盐方式(直流式、循环式或部分循环式)来适应。(4)易于实现机械化、自动化电渗析器一般是控制在恒定直流电压下运行，不需要频繁的调节流速、电极及电压来适应水质、温度的变化。因此容易做到机械化、自动化操作。(5)设备紧凑耐用，预处理简单电渗析器是用塑料隔板、离子交换膜及电极组装而成，其抗化学污染和抗腐蚀性能均良好，隔板和膜多层叠加在一起，运行时通电即可使待处理液体淡化，因此设备\n第一章文献综述紧凑耐用。由于电渗析中水流是在膜面平行流过，而不需要透过膜，一般经沙滤即可或者加精过滤，相对而言预处理比较简单。(6)水的利用率高电渗析运行时，浓水和极水可以循环使用，水的利用率较高，可达到70％-～80％，国外可高达90％。另外，废弃的水量少，再利用和后处理都比较简单。但是，电渗析也有它自身的不足。如电渗析只能除去水中的盐分，而对水中的有机物不能去除，某些高价离子和有机物还会污染膜。电渗析运行过程中易发生浓差极化而产生结垢，以上缺点是电渗析技术较难掌握而又必须重视的问题。3几种电渗析装置类型目前电渗析装置类型主要有：倒极电渗析(electrodialysisreversal，简称EDR)是根据ED原理，每隔一定时间(一般为15-20min)，正负电极极性相互倒换，能自动清洗离子交换膜和电极表面形成的污垢，以确保离子交换膜工作效率的长期稳定及淡水的水质水量。在20世纪80年代后期，倒极电渗析器的使用，大大提高了电渗析操作电流和水回收率，延长了运行周期。EDR在废水处理方面尤其有独到之处，其浓水循环、水回收率最高可达95％。填充床电渗析(electrodeionization，简称EDI)是将电渗析与离子交换法结合起来的一种新型水处理方法，它的最大特点是利用水解离产生的H+和OH。自动再生填充在电渗析器淡水室中的混床离子交换树脂，从而实现了持续深度脱盐。它集中了电渗析和离子交换法的优点，提高了极限电流密度和电流效率。填充床电渗析技术具有高度先进性和实用性，在电子、医药、能源等领域具有广阔的应用前景，可望成为纯水制造的主流技术。EDI在我国已研制多年，已在纯水制备和放射性废水处理中投入试用(杨洪渊，1985；徐新等，1996)。双极膜电渗析(electrodialysiswithbipolarmembrane，EDBM)中的双极膜是一种新型离子交换复合膜，它一般由阴离子交换树脂层和阳离子交换树脂层及中间界面亲水层组成。在直流电场作用下，从膜外渗透入膜间的H20即刻分解成矿和OH‘，可作为H+和OH’的供应源。双极性膜电渗析突出的优点是过程简单，能效高，废物排放少。目前双极性膜电渗析工艺主要应用在酸、碱制备。现在开发的应用领域还有废气脱硫、离子交换树脂再生、钾钠的无机过程等。近年来，随着对传统电渗析过程的改进，尤其是双极膜电渗析技术和填充床电渗析技术的发展，使电渗析技术成为新的热门研究领域(徐铜文等，2001；Roux—deBalmannetaL，2002；PaleologouetaI．，1997)。无隔板电渗析器是一种不需要配置隔板，直接由离子交换网膜和电极为主要部件9\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究组装而成的新型电渗析器。它由江维达在1994年设计出来的(江维达，1994)，其特点是在相同条件下与有隔板的电渗析器相比，脱盐速率更快，电耗可降低20％以上(鲁学仁，1999)。4电渗析技术的应用及发展前景随着膜技术，特别是离子交换膜技术的开发和应用，电渗析已逐渐成为一种成熟的分离技术，由于它在技术上的先进性和其他分离方法所不能替代的优异性，被广泛应用于水处理、化工、食品、医药等各领域中(马成良，1998)。比如乳清和白酒稳定化，蛋白质溶液的提纯(Reedeta1．，1984)，有机和无机酸的回收利用(Barneyeta1．，1978)，分离氨基酸和蛋白质(Leeetal．，1992)，电镀废水中金属的回收利用(Itoieta1．，1980)，矿业工艺废水重金属回收(Gefingelal．，1988)，放射性废水的处理(Norton甜a1．，1994)，去除饮用水中硝酸盐(Kesoreeta1．，1997)，污水中硝酸铵的处理(GainPfa1．，2002)和氨氮的去除(余光亚等，2008)，污水中铅离子的去除(Mohammadieta1．，2004)，去除苦咸水中的氟化物(ZakiaAmoreta1．，1998)等。电渗析在天然水淡化，海水浓缩制盐，废水处理等(汪建芳等，2002)方面已成为一种较为成熟的水处理方法。电渗析装置操作简便，效率高，占地少，运行可靠，适合于各种规模的水处理，因而在国民经济各领域中的应用正在不断扩大(张艳华，1997)。然而ED在畜禽废水方面的研究鲜有人报道。第五节高效聚磷菌除磷的研究进展1聚磷菌除磷机理20世纪50年代首次报道了关于一些活性污泥法污水处理厂去除的磷超过一般生物代谢需求量的发现(Harper，1992)。从此过量除磷现象开始引起人们的关注。污水中磷的生物去除有两种方式(Schlegel，1993)：一种是微生物正常生长所需要的磷，随生物体的排除而去除，如在常规二级生物处理系统中，磷作为微生物生长所需的元素成为生物污泥的组分，污泥含磷量为干重的1．5％-2．3％，通过剩余污泥的排放只能获得10％--一30％的除磷效果；另一种，在生物除磷系统中，污泥含磷量的典型值在4％～6％左右，有些能达到8％～12％，最高可达到15％，系统除磷效率可达80％,---95％(CroceRietaL，2000)。贮磷细菌是生物除磷的主要完成者，Comeau等人将所有既能积累多聚磷酸盐\n第一章文献综述(poly．P)又能积累聚13一羟基烷酸盐(PHA或PHB)的细菌称为聚磷菌(Comeaueta1．，1986)。一般认为，聚磷菌分为两种，一种是兼性厌氧的反硝化聚磷菌(DenitrifyingPhosphate—AccumulatingOrganisms，DNPAOs，或DenitrifyingPhosphorusRemovingBacteria，DPB)(Johonwaneta1．，2002)，另外一种是好氧聚磷菌(PAO-phosphorusaccumulatingorganism)，其中反硝化聚磷菌能利用氧或硝酸盐作为电子受体，而好氧聚磷菌只能利用氧作为电子受体(Kubaeta1．，1996)。国外许多研究者对生物除磷的机理进行了深入研究，并开发出了多个代谢机理模型，颇具代表性的有Comeau．Wentzel模型、Mino模型及改进的Mino模型(刘燕等，2006；郭杰等，2006)。三种模型主要区别是关于还原力来源问题的差异。现在，国际上普遍认可和接受的生物除磷理论是聚磷菌在厌氧条件下释放磷，好氧条件下摄取磷的原理。目前公认的是Comeau．Wentzel模型提出的生物除磷理论。该理论认为：在厌氧条件下，聚磷菌在厌氧阶段吸收废水中的小分子有机物，并将其转化为胞内碳能源贮存物聚．13．羟基烷酸酯(poly．B．hydroxyalkanoates，PHA)，所需要的能量来自体内多聚磷酸盐的水解，并导致磷酸盐的释放；在好氧阶段或缺氧阶段聚磷菌氧化胞内PHA产生能量，吸收体外的磷酸盐合成ATP和核酸，过剩的磷酸盐合成为细胞贮存物多聚磷酸盐。由于好氧或缺氧吸收的磷大于厌氧释放的磷，污水中的磷酸盐被净摄入聚磷菌体内，形成磷的“超量”摄取，最终通过排放富磷污泥来达到除磷的目的(郑兴灿等，1998)。近几年的研究发现，兼性厌氧反硝化除磷细菌(DPB)能在缺氧、存在N03-的环境下摄取磷，且被证实具有和PAOs相似的除磷机理。研究发现，聚磷菌在厌氧阶段释磷越多，好氧阶段摄磷越多，除磷效果越好(张可方，2003)。生物除磷技术的关键在于厌氧阶段PHB的合成，在厌氧阶段合成的PHB量对于好氧阶段摄取磷具有决定性意义(高宇，2005)。2聚磷微生物和主要相关工艺简介目前已经分离出多种聚磷微生物，如不动杆菌(Acinetobacterspp．)、气单胞菌(Aeromonasspp．)、假单胞菌(Pseudononasspp．)、聚磷小月菌(Microlunatusphosphovorus)、俊片菌(Lampropediaaspp．)、产碱杆菌(Alcaligenesspp．)、红环菌属(Rhodocyclus)、肠杆菌(Enterobacterspp．)、棒杆菌(Corynebacteriumspp．)、节杆菌(Arthrobacterspp．)、链球菌(Streptococcusspp．)、微丝菌属(Microthrix)、放线菌属(Actinomyces)、诺卡氏菌属(Nocardia)、费氏柠檬酸杆菌属(Citrobacterfreundi)、迂回螺菌(Spirillumvoiutans)、丙酸杆菌、克雷伯氏菌、放射土壤杆菌、枯草芽孢杆菌、着色菌属、副球菌属等也具有过量摄取废水中的磷并于细胞内形成多聚磷酸盐\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究的能力(吴蕾等，2007；王琳等，2006)。随着人们对聚磷菌不断地深入了解和认识，利用聚磷菌特殊的富磷作用，设置特定的厌氧(缺氧)、好氧环境，各国开发了多种生物除磷工艺，主要有：A／O(厌氧／好氧)工艺，A2／O(厌氧／缺氧／好氧)工艺、AAAM(交替式缺氧／厌氧膜生物反应器)工艺、Phostrip(侧流除磷)工艺、Bardenpho(巴颠甫)工艺、UCT(UniversityofCapeTown)工艺、VIP(VirginiaIniti撕vePlant)工艺、JHB(Johannesburg)工艺、EASC(延时厌氧污泥接触)工艺、Renpho工艺、SBR(序批式活性污泥法)工艺以及CCAS(连续循环曝气系统工艺)工艺等(俞栋等，2004)，都是利用聚磷菌形成高磷污泥并排出系统，从而达到废水中除磷的效果。生物除磷工艺有多种，按照磷的最终去除方式和构筑物的组成，现有的除磷工艺流程可以分成侧流除磷工艺和主流除磷工艺两类。两类除磷技术虽各有特点，但也存在着不足。(1)侧流除磷工艺该工艺是将部分回流污泥分流到厌氧池脱磷并用石灰沉淀，厌氧池在回流污泥的侧流中，除磷过程在污泥回流径流上完成，因此称为侧流工艺。Phostrip工艺作为侧流除磷工艺的代表，结合生物除磷和化学除磷，将部分回流污泥分流到厌氧池除磷并用石灰沉淀。它处理出的水含磷量低，对进水水质波动的适应性较强，比较适合于对现有工艺的改造，只需在污泥回避管线上增设小规模的处理单元，且在改造过程中不必中断处理系统的正常运行。在污泥回流线上，部分回流污泥被引入一完全封闭的厌氧罐中，磷在此释放与污泥分离。放磷后的污泥再返回曝气池，含磷的上清液则后续用石灰等以磷酸钙形式沉淀。(2)主流除磷工艺主流除磷工艺的厌氧池在污水水流方向，磷的最终去除通过剩余污泥排放。主流除磷工艺有多个系列，主要包括A／O系列、Phoredox系列及SBR系列。为了提高除磷的效率，在A／O工艺的基础上发展出许多工艺如A2／O、UCT工艺、Phoredox工艺、VIP工艺、氧化沟工艺、SBR工艺等。所有的生物除磷系统都有以下几个特点：保证厌氧区真正处于厌氧状态，既不存在游离态的溶解氧，也不存在硝酸根等结合态氧，如通过改变污泥回流方式和路径以避免硝酸根进入厌氧区，而防止厌氧区的反硝化作用，对聚磷菌厌氧释放磷的竞争抑制作用；保证厌氧区进水中易生物降解有机物的含量，以使聚磷菌能在与其它细菌对食料的争夺中占优势，如可在进水中加入初沉污泥酸性发酵液等。A／O工艺：即厌氧／好氧工艺。该工艺是使污泥和污水顺次进入厌氧池和好氧池交替循环的最简单的生物除磷工艺。该工艺的优点是流程简单、建设和运行费用较低。缺点是除磷效率低。用以处理城市污水除磷率在75％左右，出水磷含量约1mgm或\n第一章文献综述略低，很难进一步提高；二沉池内易产生磷的释放，除磷效率不稳定，国内早期常采用这种工艺。A2／o工艺也称为有硝化的A／O工艺：在A／O工艺的基础上增设一个缺氧区，并使好氧区中的混合液回流至缺氧区，构成既能除磷又能脱氮的厌氧／缺氧／好氧系统。该工艺将污水生物脱氮除磷融为一体，流程相对比较简单，易于运行管理；脱氮时不需要投加外加碳源，运行费用较低。该系统除磷效果受污泥龄、回流污泥中的携带的N03‘和DO的限制，不可能十分理想；脱氮能力取决于混合液回流比，由于受回流比不宜太高的限制，处理效果难以进一步提高。加上聚磷茵与硝化茵对基质的竞争，很难同时取得好的脱氮除磷效果，这种工艺是我国目前较为常用的工艺之一。UTC工艺是将A2／O中的污泥回流由厌氧区改到缺氧区，．使污泥经反硝化后再回流至厌氧区，使回流污泥中的硝酸盐含量降低。避免了N03"-N对厌氧段聚磷菌释磷的干扰，提高了磷的去除率，也对脱氮没有影响，该工艺对氮和磷的去除率都大于70％(钟四姣，2007)。VIP工艺由厌氧、缺氧和好氧3个反应器组成，而且都是由多个完全混合反应器串联组成的，因此使有机物产生一定的浓度梯度，从而提高了厌氧池释磷和好氧池摄磷的速度，缩短了水力停留时间，减小了反应器总容积(郑兴灿等，1998)。由于传统的生物除磷脱氮工艺存在着硝酸盐影响释磷等问题，为了解决脱氮除磷的矛盾，国内外学者通过研究，提出了一些新的理论与工艺，其中最受重视的就是反硝化除磷技术(尹军等，2009)。氧化沟工艺，严格地说，不属于专门的生物除磷脱氮工艺。它实际上是活性污泥法的一种变形，它的水力流态和普通活性污泥法相差较大，是一种首尾相接的循环流，通常采用延时曝气(郭继锋等，2009)。但由于氧化沟特有的技术经济优势和除磷脱氮的客观需求使一系列除磷脱氮技术与氧化沟技术相结合。这些氧化沟通过设置适当的缺氧段、厌氧段、好氧段都能取得较好的除磷脱氮效果。设置厌氧、缺氧段的Carrousel氧化沟(A2／C氧化沟)具有较好的除磷功能，是目前城市生活污水处理的主流工艺之一。A2／C氧化沟将厌氧、缺氧、好氧过程集中在一个反应池内完成，各部分用隔墙分开自成体系但又彼此联系。该工艺充分利用污水在氧化沟内循环流动的特性，把好氧区和缺氧区有机结合，实现了污水的无动力回流。SBR工艺是一个间歇式的活性污泥系统，所谓间歇式有两种含义：一是运行操作在空间上是按序排列、间歇的。由于污水大都是连续排放且流量波动很大，这时SBR至少为两个池或者多个池，污水连续按序列进入每个反应器；二是每个SBR的运行操作在时间上也是按次序排列的、间歇的，水期、反应期、沉淀期、排水期和闲置期，一般可以按运行的次序分为五个阶段：进称为一个运行周期。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究目前，SBR工艺出现了多种变形工艺，具有投资少，操作简单，效率高的特点，又有有效防止污泥膨胀和高BOD、高P043--p去除率的优点，在污水除磷中得到了广泛的应用。由于除磷要在有好氧、厌氧交替状态的条件下进行，而SBR可以很容易形成这种除磷所需的条件。所以，与传统活性污泥法相比，更能达到很好的除磷目的。在生物除磷脱氮SBR系统中，由于必须在一池中完成生物硝化、反硝化、污泥吸磷和释磷等过程，彼此的影响相对较严重，从而使生物脱氮和除磷难以同时满足自身的最佳条件，所以该系统也很难同时获得最佳的处理效果。因其灵活性、可程序控制等特点尤其适用于国内中小城镇的污水处理厂采用。近几年来一些学者研究了有别于传统除磷理论的现象即单一好氧环境下的生物除磷，研究发现即使没有厌氧阶段，在单一的好氧环境中也可以实现强化生物除磷。其除磷特征为：在直接曝气条件下，某些特定的微生物大量合成糖原质却无PHA合成也能将废水中磷酸盐合成聚磷酸盐，只是单一好氧环境下的生物除磷不能持久，在约7d后系统恶化、不再有磷去除，碳源类型对除磷效果影响较大(Pijuanetal，2005；Pijuanetal，2006；王冬波等，2007；王冬波等，2008；王冬波等，2009)。然而目前对单一好氧强化生物除磷现象的研究还是尚少，还需要进一步研究单一好氧强化生物除磷现象并进行分析，探明单一好氧生物除磷的实现、维持条件及代谢机制，完善生物除磷理论，为进一步开发新的高效生物除磷技术奠定基础。然而目前生物除磷还存在一些问题如聚磷菌筛选的较少，稳定性较差，菌种不能在聚磷菌工艺中表现好氧聚磷和厌氧释磷的聚磷特性等。第六节本研究的目的、意义和内容1目的意义本研究的目的是寻找一种良好的方法处理养殖场低浓度废水。随着我国养殖产业化的快速发展，规模化养殖场的数目逐年增加。养殖场排放的大量而集中的粪尿和废水已成为许多城市和农村的新兴污染源。各级政府主管部门已将解决集约化、规模化畜禽养殖场和养殖区污染物问题提到了重要的议事日程。目前有许多种养殖场废水处理工艺，但存在受季节影响大、占地面积大、运行复杂或成本高等问题。因此，探索出一种新型的猪场废水处理方法，具有重要的理论意义和实践意义。14\n第一章文献综述2研究内容本研究主要围绕体积大，物质浓度低且又大大超过国家排放标准的养猪场废水展开研究，欲利用电渗析技术处理此类废水，以减少原有废水处理方式的占地面积，电渗析出的淡水可作为养殖舍冲洗水再次利用。试验首先考察某猪场原有废水处理方式中COD、NH3-N(或TN)、TP的变化趋势，然后研究电渗析对猪场各个处理池废水的处理效果，以找到电渗析适合处理的环节，并研究生物除磷对猪场废水中磷的去除效果。具体研究内容如下：(1)双氧水对猪尿的除臭；(2)蓝藻对猪尿废水和奶牛场沼液废水的处理效果；(3)电渗析对猪场废水的处理效果；(4)筛选聚磷菌，研究聚磷菌对猪场废水中磷的去除效果。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究16\n第二章过氧化氢对养殖场低浓度废水的除臭在畜禽养殖场污染中，臭气是最深的感官印象，因此除臭成为养殖场首要解决的问题。养殖场畜禽种类不同、饲料成分不同，畜禽粪尿所产生的臭气成分也存在差异，而养猪场以猪粪散发低级脂肪酸类臭气物质为主(冯福海等，2010)。双氧水具有强氧化性，能产生活性极强的羟基自由基(·OH)，·OH与有机物反应，使其发生碳链裂变，最终氧化成C02和H20，进而可能氧化去除各种臭气成分，使臭味消失。同时利用其强氧化性，杀灭微生物，从根本上抑制臭气的产生，无二次污染。本章以养猪场废水中的主要成分猪尿为试验对象，研究双氧水的除臭效果和较佳投加量。l材料与方法1．1材料1．1．1样品来源猪尿：南京五百户某一家庭养猪户1．1．2试验试剂30％过氧化氢(分析纯)1．2方法1．2．1恶臭气体的测量方法表2．1日本六7级臭气强度等级表衣Z-l口令、圾吴．、拽厦吞城农Table2—1SixlevelsofthestinkstrengthgradeinJapan强度等级内容0级1级2级3级4级5级无臭刚闻到，但气味强度和种类难以判断能判断何种气味明显闻到气味气味强气味很强用感官法(东北农学院，1990)划分猪尿臭气的等级，臭气强度等级表示方法如表2．1所示。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究1．2．2pH对H202除臭效果的影响以放置若干天pH=9的猪尿为试验材料，设定猪尿pH--4，pH=7，和pH_9(未调pH的猪尿)3个pH梯度，研究pH值对H202除臭效果的影响，以未加H202的pH=4、pH=7和pH=9的猪尿作对照，经过几个小试试验，选定5％H202的投加量(30％H202与猪尿以1：5比例混合，H202最终浓度为5％)，用感官法判断不同pH条件下H202的除臭效果。1．2．3不同H202投加量对除臭效果的影响根据1．2．2的试验结果，确定下步试验H202的投加量和除臭的较佳pH，以确定H202除臭效果较好的最小投加量，用感官法判断H202的除臭效果。2结果与分析2．1pH对H202除臭效果的影响通过表2．2可以看出，在酸性、中性和碱性环境下，5％H202都具有除臭效果，臭气的强度等级由5级降到0---'2级，但在中性和碱性环境中，H202对猪尿的除臭效果较好，臭气的强度等级降为0级，而在酸性环境中，猪尿仍带有一点猪腥味，臭气强度等级为2级。猪尿和猪场废水呈近中性和偏碱性，H202可直接处理此类废水无需调节pH。表2-2pH对H202除臭效果的影晌Table2-2EffectofpHonH202deodorization处理—型型业翌———世L———J些L一未加H2025％H202未加H2025％H202强度等级5级0级5级2级5级0级2．2不同H202投加量对除臭效果的影响以放置18h较为新鲜的pH=6．5-7．0猪尿为试验材料，设定了不同的H202投加量，具体按照表2．3所示。不同H202投加量对猪尿除臭效果的结果如表2．4所示。H202投加量在2．73％～0．42％之间对猪尿的除臭效果均较好，臭味消失，臭气强度等级为0级。在投加量为0．42％时，臭气强度等级为0级，并且投入量最少。而少于0．42％H202投加量的猪尿仍带有猪腥味。\n第二章过氧化氢对养殖场低浓度废水的除臭表2—3H202的投加量和H202在猪尿中的最终浓度Table2·3H202dosageandtheH202fmalconcentrationinswineurine两者1：10l：15l：201：251：301：40l：501：60l：70l：801：901：100比例最终2．731．881．431．150．97O．73O．590．49O．42O．370．330．30浓度(％)注：两者比例指30％H202与猪尿的混合比例；最终浓度指H202在己加入H202的废水中的浓度。表2．4不同H202投加量对猪尿除臭效果的影响Table2-4EffectofdifferentH202dosageondeodorizingswineurineH2022．73l。881．431．150．970．730。590．490．420．37O．330．30浓度(％)强度0级0级0级0级0级0级0级0级0级l级2级等级3讨论表2-5H202除臭的成本估算Table2-5CostofH202deodorizingswineurine试验发现H202对猪尿除臭具有良好的效果，按照0．42％H202投加量处理1t猪尿的成本估算如图2．5所示。由此表可以看出，纯猪尿使用H202除臭，其成本至少为11元／吨，费用偏高，但H202除臭无任何污染可应急使用。在试验过程中，发现加入H202的猪尿pH会升高，H202的投加量越多，除臭效果既快又好，液体也越清澈。其主要原因可能是H202具有强氧化性，使一些含氮有机物被氧化分解成NH3，NH3溶于液体中使pH升高。H202投加量越多，产生的羟基自由基越多，氧化性越强，使猪尿中产生臭气的物质和固体小颗粒状物质氧化分解，猪尿臭味消失，并且H202还具有漂白的作用，使猪尿原本颜色黄色褪去，进而使猪尿经H202的作用，变得清澈无臭味。通过试验还发现：新鲜猪尿比长时间放置的猪尿较容易去除液体的臭味和颜色。19\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究从养猪户取来的新鲜猪尿pH=6．0“．5，无臭味。将它密闭放置的时间越长，臭味越大，pH也越大，最高达到pH=9，液体颜色逐渐加深，由淡黄变为深黄。其原因可能是在放置过程中，尿素和尿酸盐在储存过程中不断地分解而产生较高pH值，一些有机物质如蛋白质、氨基酸等因微生物的活动而发生反应，而产生带有臭味且有颜色的物质。4结论(1)H202在中性或碱性条件下对猪尿具有较好的除臭效果，猪尿和猪场废水呈近中性和偏碱性，H202可直接处理此类废水无需调节pH。(2)猪尿越新鲜越容易除臭，新鲜猪尿以0．42％H202投加量可以除臭，长时间放置的猪尿要稍大于这个比例，利用H202除臭成本偏高，但可应急使用。\n第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理一般认为藻类造成水体的富营养化，污染水体，实际上藻类也可以为人类所利用进行污水的净化。为了研究蓝藻处理废水时，能承受的最高氮、磷浓度是多少，进行了以下试验。1材料与方法1．1材料1．1．1样品来源图3-1试验所用蓝藻Fig．3·1Cyanobactedaappliedinexperiment蓝藻：中国科学院南京地理与湖泊研究所提供的太湖自然生长的非纯种蓝藻如图3．1所示。猪尿：南京五百户某一家庭分散养猪户。沼液：南京川田奶牛场。1．1．2蓝藻液体培养将蓝藻接种于AlienBG．11(陈宇炜等，1999)培养基中自然光照下培养，待获得足够生物量后用于试验研究。1．2方法\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究1．2．1蓝藻去除猪尿中总氮(TN)、总磷(TP)的试验表3-1不同稀释倍数的猪尿初始浓度Table3-1Initialconcentrationofswineurineofdifferentdilutemultiple塑量叠登堡塑巳垡堡塑(咝)型!里吐!!!里吐!CK未稀释92085．61078．7274·033×8．5659．2359．5724．683×5x5×8x8×10x12x659．2417．1260．7208．6173．8359．5724．68215．7414．81215．7414。81134．849．25134．849．25107．877．4089．896．17通过预试验得知，蓝藻无法在较高浓度的猪尿原液中生长，因此将pH=9的猪尿原液进行3倍、5倍、8倍、10倍、12倍的浓度稀释，并设置稀释3倍、5倍、8倍且调节pH=7的溶液做对照，其不同稀释倍数的猪尿初始浓度见表3．1。将蓝藻接种到装有已稀释猪尿的500mL三角瓶中(蓝藻接种到猪尿中后浓度约3．0×106个／mL)，并用八层纱布封口，在自然光照下培养，每8天取一次样，测定处理系统中TN、TP浓度变化，以确定蓝藻对TN、TP的去除效果。1．2．2蓝藻去除沼液中TN、TP的试验将蓝藻接种于装有经2倍、3倍、4倍稀释，并调节pH=7沼液的500mL三角瓶中，并用八层纱布封口，以未接种蓝藻的沼液原液(未稀释，pH=9)作对照，在自然光照下培养，每8天取一次样，测定处理系统中TN、TP浓度变化，以确定蓝藻对TN、TP的去除效果。不同稀释倍数的沼液初始浓度见表3．2，蓝藻接种到沼液中后浓度约3．0×106个／mL。表3-2不同稀释倍数的沼液初始浓度Table3-2Initialconcentrationofbiogasslurryofdifferentdilutemultiple绳量叠登堡墼巡堡Q里(里吐)型!翌鲣!婴!望吐!CK未稀释91349．9559．2717．272x7675279．638．633×4x1450186．425．767337．5139．824．32787”712345678\n第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理1．2．3测定指标和方法含蓝藻废水的TN、TP测定方法是将藻液离心后，测定上清液中"IN、TP含量，其测定方法如下：TN测定：采用水质总氮的测定《碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(GB11894—89)：TP测定：采用水质总磷的测定《钼酸铵分光光度法》(GB11893—89)。2结果与分析2．1蓝藻去除猪尿中TN、TP的效果353025p20簧15105O+最低温度一最高温度152229364350时间(天)图3-2试验期间温度变化Fig．3-2Changeoftemperatureduringexperiment本试验利用自然光照培养蓝藻，受外界气候环境影响较大，因此记录了试验期间2011年3月11日到2011年5月5日(共计56天)，南京的温度变化情况(如图3．2所示)，温度数据来自中国天气网(www．weather．com．on)。在稀释3倍、5倍和此稀释倍数下并调节pH=7的4个猪尿处理中，蓝藻培养8天后，蓝藻的颜色变淡，24天后，这些颜色变淡的蓝藻又几乎全部变白而死亡，其中在稀释5倍并调节pH=7的猪尿中培养的蓝藻相对存活率较高，随着时间的推移，存活的蓝藻己适应培养环境，不断增殖。30天后，稀释5倍和其调节pH=7的猪尿中，蓝藻几乎充满了整个三角瓶。在稀释8倍、10倍、12倍和稀释8倍并调节pH=7的猪尿中，蓝藻一直都能较好的生长。在蓝藻培养56天过程中，测定的上清液中TN、TP浓度的结果如图3．3，图3．4所示。\n\n第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理且发现pH7"-'8对TN的去除没有影响。国家标准规定集约化畜禽养殖业NH3-N的日均排放浓度最高为80mg／L，目前还没有规定TN浓度的排放要求，但随着国家和人们对环保问题的密切关注，TN浓度的排放要求也终会得到重视。本课题将TN的排放浓度最高拟定为80mg／L。在稀释5倍和此稀释倍数下调节pH=7的猪尿中，蓝藻40天将含有，rN217．74mg／L降到近80mg／L，此时TN已到达拟排放标准，56天下降到11．74～31．65mg／L。在稀释8倍和此稀释倍数下调节pH=7的猪尿中，蓝藻32天将含有TN134．84mg／L的废水下降到了55．06～62．86mg／L，此时TN已达到拟排放标准，56天下降到5．66～13．63mg／L。在稀释10倍的猪尿中，蓝藻8天将含有TN107。87mg／L的废水下降到78．47mg／L，此时TN已达到拟排放标准，40天下降到了11．15mg／L。在稀释12倍的猪尿中，蓝藻8天将含有TN89．89mg／L的废水下降到63．67mg／L，已达到拟定排放标准，40天下降到12．87mg／L。分析其TN下降的原因：一方面由于自然蒸发散失了部分氨气，另一方面是藻类自身繁殖吸收了一些含氮物质。从图3-4可知，蓝藻在猪尿稀释5倍、8倍及在此稀释倍数下调节pH=7的条件下，发现pH7一-,8对TP的去除没有影响，猪尿中TP浓度在0～8天出现了短暂的下降，在8～32天，TP浓度几乎没有变化，随着培养时间的增长，逐渐下降。而在稀释10倍、12倍的猪尿中，也出现了上述类似的情况，但仅在8～16天较短时间内出现了TP浓度几乎无变化的现象。对于上述现象，究其原因是：猪尿浓度较高，刚接种到猪尿中的蓝藻，能暂时生长，出现了TP浓度短暂的下降现象，但随着时间的增长，蓝藻不能适应这样的生长环境，不断死亡，影响了TP的去除率，然而部分存活的蓝藻慢慢地不断增殖，才又使得TP浓度不断下降。国家标准规定集约化畜禽养殖业废水TP最高排放量不超过8mg／L。由图3．4可知，在稀释5倍和此稀释倍数下调节pH=7的猪尿废水中，蓝藻培养48天，将含有TP14．81mg／L降低到国家排放标准，56天时降到了5．85--6．73mg／L。在稀释8倍和此稀释倍数下调节pH=7的猪尿废水中，蓝藻培养32天，将TP9．25mg／L降低到国家排放标准，56天下降到0．49～1．32mg／L。蓝藻在40天的培养下，将含有TP7．40mg／L的废水下降到了0．51mg／L，将含有TP6．17mg／L的废水下降到O．42mg／L。废水中TP浓度的减少，其原因是藻类生物量的大量增加而吸收了含磷物质。为进一步了解蓝藻处理废水TN、TP的能力，比较了不同处理间蓝藻每8天累计TN、TP去除率如图3．5、图3-6所示。通过这2张图发现，蓝藻每8天累计TN或TP去除率呈逐渐上升的趋势，在最后TN去除率达85％,--96％，TP去除率达55％～95％。在本试验设计的5倍、8倍、10倍、12倍四个稀释梯度中，发现蓝藻易于处理稀释倍数较大的废水中的TP。25\n\n第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理皂邑赵避懿羽30025020015010050O+稀释2倍+稀释3倍—卜稀释4倍082432404856时间(天)图3．8不同稀释倍数的沼液接种蓝藻后总氮浓度变化Fig．3·8ChangesofTNconcentrationofbiogasslurryofdifferentdilutemultipleinoculatedwithcyanobacteria+稀释2倍+稀释3倍—卜稀释4倍0时间(天)243240图3-9不同稀释倍数的沼液接种蓝藻后总磷浓度变化Fig．3—9ChangesofTPconcentrationofbiogasslurryofdifferentdilutemultipleinoculatedwithcyanobacteria27一rI／暑g一谜璐聪蹲O98765432lO\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究在未加蓝藻的沼液原液中，因氨氮的挥发，TN浓度不断减少，TP浓度稍有增加。由图3—8可知，在3种不同沼液稀释倍数下，通过培养蓝藻，都可以降低沼液废水TN浓度，并且随着时间的增长，TN浓度不断降低。在稀释2倍的沼液中，蓝藻56天，将TN279．63mg／L下降到66．87mg／L，此时TN已达到拟排放标准；在稀释3倍的沼液废水中，蓝藻40天将TN186．42mg／L降低到74．97mg／L，此时TN已达到拟排放标准，培养48天，下降到50．12mg／L。在稀释4倍的沼液废水中，蓝藻24天将TN139．82mg／L下降到65．10mg／L，此时TN已达到拟排放标准，培养40天，下降到23．04mg／L。由图3-9可知，在3种不同沼液稀释倍数下，蓝藻都可以降低TP浓度，并且随着时间的增长，TP浓度基本上呈不断降低趋势，仅在8～16天，出现了TP浓度没有变化的现象，其情况和蓝藻去除猪尿中的TP相似。蓝藻56天，将含有TP8．63mg／L的沼液废水下降到0．57mg／L；蓝藻48天将含有TP5．76mg／L的废水降低到0．38mg／L，蓝藻40天将TP4．32mg／L下降到0．33mg／L。为了进一步了解蓝藻处理沼液废水TN、TP的能力，比较了不同处理间蓝藻每8天累计TN、TP去除率如图3．10、图3．11所示。通过这2张图发现，蓝藻每8天累计TN／TP去除率呈逐渐上升的趋势，在最后TN去除率达730／o~84％，TP去除率达92％～93％。+稀释2倍+稀释3倍+稀释4倍+稀释2倍一稀释3倍+稀释4倍时间(天)图3．10蓝藻每8天累计总氮去除率Fig．3—10TheaccumulativedremovalrateofTNofcyanobacteriaevery8days一摹一替篮戒整蘧816243240时问(天)图3．11蓝藻每8天总磷累计去除率Fig．3·11TheaccumulativedremovalrateofTPofcyanobacteriaevery8days∞舳印加0\n第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理3讨论3．1蓝藻适合处理废水的浓度国家标准规定集约化畜禽养殖业废水排放的TP最高浓度不得超过8mg／L，猪尿稀释10倍和12倍后，TP浓度已经达到排放标准，在此稀释倍数下，TN、TP去除率较高，对于治理要求更为严格的地表水环境污染具有较好的参考价值。在猪尿稀释5倍的情况下，当蓝藻培养48天后，废水TP浓度由14．81mg／L，降低了50％左右，已达到排放标准。由于在此稀释倍数下COD417．1mg／L和TN215．74mg／L浓度过大，蓝藻在培养前期出现了大量死藻，影响了TN、TP的去除效率，不适合利用蓝藻处理此种浓度的废水。在猪尿稀释8倍的情况下，蓝藻去除TN、TP的效果均较好。综合考虑，在处理其类似于猪尿稀释6倍或7倍或低于此浓度的废水即水质在COD347．5mg／L、TN179．7mg／L、TP12．3mg／L以下时，利用蓝藻处理废水，有较好的TN、TP去除效果，在40～56天，TN、TP的去除率分别是85％～96％、55％～95％。沼液稀释3倍和4倍后，TP浓度已经达到排放标准，TN浓度在此稀释倍数下浓度较高分别为186．42mg／L和139．82mg／L，但随着稀释倍数的增大，蓝藻对TN的去除率越高。沼液稀释2倍的TP浓度为8．63mg／L，接近国家标准8mg／L，而COD675mg／L和TN279．63mg／L含量均较高，导致蓝藻在培养初期出现少许死藻，生长不旺盛，但存活的蓝藻后来大量繁殖，对TN、TP浓度的减少起到了重要作用。综合考虑，在处理其类似于此类COD、TN浓度高，TP浓度接近于国家排放标准的沼液废水时，利用蓝藻培养能良好的去除TN、TP，但废水水在COD450mg／L、TN186mg／L以下，而且浓度越小处理效果越好，在40天，TN、TP的去除率分别是73％～84％、92～93％。3．2蓝藻处理废水的可行性分析蓝藻繁殖速度快、生命力强，适宜在氮、磷含量高，有机物较多，水体流动小，光照充足的水体中生长，最适宜生长温度为25。C～30℃。由于自身吸收养分能力强，因而其积累的养分含量较高，有研究表明从太湖打捞的蓝藻含氮量达8～10％，含磷量为0．7％。每打捞lt鲜藻(含水量为90％)，可从太湖中带走8～10埏氮、0．7蚝的磷，如果每天打捞蓝藻1000t，可带走约10t的氮、1t的磷。因此，蓝藻打捞可以将蓝藻带出水体，进而去除水体中的氮、磷，这对减轻太湖水体富营养化将起到举足轻重的作用(杜静，2008)。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究同理，利用蓝藻的大量繁殖也可将养殖场废水中的氮、磷去除。本试验研究表明利用猪尿、沼液培养蓝藻，蓝藻可在一定浓度的废水中快速繁殖，具有较高的氮、磷去除率。如果能够高效地从废水中清除蓝藻，就可降低废水中的氮、磷浓度。所以如何将大量繁殖的蓝藻从水体中分离出来、分离后蓝藻的处理及蓝藻在寒冷冬天不能生长成为有待解决的问题。目前人工和机械打捞是分离蓝藻的主要手段。国内很多湖泊在蓝藻暴发季节都会组织多次打捞，以降低湖面藻细胞的密度，打捞除藻可在除藻的同时去除湖泊的部分营养负荷。有人在实验室试验的基础上，根据气浮原理开发了规模化清除蓝藻藻华方法和藻水分离技术，使蓝藻藻华清除率>95％，该技术对藻渣的处理，采用改进的离心脱水工艺进行脱水，经脱水后的藻渣含水率可以降至80％"--'90％(胡明明等，2011)。将脱水的沼渣进行沼化或有机肥生产。沼化是以脱水后的蓝藻干物质发酵产生沼气，或进一步用于生物发电，蓝藻发酵后沼液沼渣中含有丰富的氮、磷、钾及氨基酸等营养，是一种优质的有机肥。有机肥生产是脱水蓝藻直接进行堆肥化处理。这两种方法最终是将蓝藻生产成为有机肥。有研究表明脱水蓝藻经过堆肥化处理，可以实现无害化、资源化的目标。在考虑资源化利用措施时，人们对藻毒素的去除效果非常关注。我国现颁布执行的生活饮用水水质卫生规范和地表水环境质量标准(GB3838．2002)规定微囊藻毒素(MC．LR)为1}tg／L。蓝藻藻毒素自然降解极慢，但采用堆肥好氧发酵后，藻毒素迅速降解。微囊藻毒素microcystin．LR(MC—L鼬和microcystin—RR(MC—RR)，在堆肥前20天均急剧下降，其中MC—RR从2．61“g儋，下降至0．07p∥g，降解率高达97．32％，而MC．LR高达98．07％，主要原因是藻毒素是多肽类物质，容易被微生物利用降解(杜静，2008)。利用蓝藻处理废水受季节、温度等因素影响较大，在寒冷的冬季不能采用此方法。那么在冬季低温时期可种植用于污水处理抗寒性好的水生植物如香根草、黑麦草，它们根系发达、生物量大，可降低污水中的氮、磷、BOD和COD等物质含量，净化水体。3．3试验中的不足在蓝藻去除废水TN、TP的试验过程中，本计划通过测定含藻废水的吸光度值，进行蓝藻生物量变化的统计，从而获得蓝藻生物量与废水TN、TP浓度变化的关系。但由于部分蓝藻接种到废水中后凝结成团，即使混匀后取样测定，其吸光度值也不稳定，因而没有采用此方法测定，也没有寻找其它方法检测。30\n第三章蓝藻对养殖场低浓度废水的处理4结论(1)从蓝藻处理COD417．1～173．8mg／L、TN215．74～89．89mg／L、TP14．81～6．17mg／L猪尿废水和COD675-337．5mg／L、TN279．63-139．82mg／L、TP8．63~4．32mg／L沼液废水的效果来看，蓝藻在处理浓度较高的废水时，如果能适应废水的生长环境存活下来，则可以去除废水中的氮、磷，若废水浓度越高，蓝藻TP去除率出现的平缓期越长，废水浓度越小，蓝藻的TP去除效率越高。废水pH在7"-'8之间时，对蓝藻去除氮、磷没有影响。在40"-'56天时蓝藻处理上述废水的TP、TN去除率分别是55％'--"95％、73％"--'96％。(2)利用蓝藻处理水质COD400mg／L、TN180mg／L、TP12．3mg／L以下的废水时，在平均气温15℃以上的条件下，蓝藻培养40"---56天后，会把废水TN、TP净化到国家标准。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究32\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理目前处理养殖场废水的方法较多，归纳起来有还田模式、自然处理模式、工业化处理模式，但存在如受季节影响大、占地面积大、运行复杂或处理费用高等问题。利用电渗析技术处理养殖场废水，不受季节影响，占地面积小，现在关于此方面的研究鲜有人报道。本试验研究期望电渗析适用于原有废水处理方式中的某一个环节则可省去废水后续处理环节以减少处理成本，电渗析出的淡水可达到国家标准排放或可作为猪舍冲洗水再次利用。本试验以广东温氏食品集团有限公司(简称“温氏集团”)猪场废水为试验材料进行电渗析试验。温氏集团现有100多个养猪场，通过考察恩平和腰古两个典型猪场，总结出两种废水处理方式，其流程图如图4．1、图4．2所示。区亟H丽}区斗压互U互亟困斗排放图4-1厌氧池+氧化塘废水处理方式(恩平猪场)Fig．4-1MethodofwastewatertreatmentforEnpingpigfarm叵丑止亟●压三U三亟互]日排放图4-2厌氧池+曝气池+氧化塘废水处理方式(腰古猪场)FiR．4．2MethodofwastewatertreatmentforYaozuDi￡farm1材料与方法1．1材料1．1．1废水来源温氏集团恩平和腰古两猪场的各个废水处理池(如图4．1、图4．2所示)出口处的水；水泡鸡粪废水(自制：将装有干鸡粪的编织袋投入自来水桶中，浸泡半天即得)；南京市川田奶牛场沼气池的沼液。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究1．1．2试验仪器DS2x4一T型电渗析，规格200mmx400mm，产水量50蚝m，脱盐率≥85％DS2x6．T型电渗析，规格200mmx600mm，产水量0．5T／h，脱盐率>／85％TDS测试笔1．2方法1．2．1测定指标和方法化学需氧量(COD)测定：采用水质化学需氧量的测定《重铬酸钾法》(GBll914--89)。总氮(TN)测定：采用水质总氮的测定《碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(GB11894—89)。总磷(TP)测定：采用水质总磷的测定《钼酸铵分光光度法》(GB11893—89)。铵氮(NH3．N)测定：采用水质铵的测定《纳氏试剂比色法》(GB7479_87)。TDS测定：TDS是英文totaldissolvedsolids的缩写，表示水中溶解性总固体，使用TDS测试笔测定。TDS测试笔是通过测量水的电导率从而间接反映水中溶解性总固体的含量。从物理意义上来说，水中溶解物越多，水的TDS值就越大，水的导电性也越好，其电导率值也越大。通俗的讲：TDS值代表了水中溶解物杂质含量，TDS值越大，说明水中的杂质含量大，反之，杂质含量小。pH值的测定：精密pH试纸(5．5．9．0)、PHS．3C精密pH计。1．2．2电渗析的试运行以自来水和水泡鸡粪废水为预试验材料，检测电渗析运行是否正常及摸索电渗析运行时流量和电压设定。1．2．3温氏集团恩平、腰古两猪场2种不同猪场废水处理方式的效果测定将温氏集团恩平和腰古废水水样按照1．2．1测定指标和方法进行水质测定。1．2．4电渗析对废水的处理1．2．4．1废水的预处理根据废水水质情况，添加一定量的聚合氯化铝和聚丙烯酰胺两种絮凝剂进行预处理，以去除水中的机械杂质、悬浮物、胶体物质、有机物、微生物以及某些对电渗析阴、阳膜产生毒害作用的物质。猪场废水呈近中性，先加入聚合氯化铝溶液，边加入边缓慢搅拌，当有小的絮状物生成时停止加入，然后再加入聚丙烯酰胺溶液，同样边加入边缓慢搅拌，当小的絮状物结合形成大的絮状物时停止加入和搅拌。然后将预处34\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理理的水样静置一段时间。聚合氯化铝溶液的配制：将固体块状聚合氯化铝配制成约2．5％的水溶液。聚丙烯酰胺溶液的配制：将该固体物质配制成0．1％～0．5％溶液，配制时要陆续加入并搅拌，保证充分溶解。1．2．4．2废水的电渗析处理待上清液和形成的絮状物充分分离时，取其上清液进行电渗析。电渗析过程中，根据电渗析试运行的参数，将浓水流量设置为较小值，淡水流量设置为较大值，以保证电渗析出的淡水体积接近于最大，浓水体积趋于最小。在电渗析过程中，记录正、反向流量，电压、电流值，并对浓水、淡水进行取样，检测水质的TDS、pH值、COD、NH3-N(或TN)和TP浓度。2结果与分析2．1电渗析试运行的结果2．1．1电渗析对自来水的试运行以温氏集团新兴县华南农牧设备有限公司中的自来水为试验材料，该自来水TDS=IOmg／L。本试验以电渗析出的浓水体积越小越好为出发点，先设置电渗析的电压一定150V，浓水最小流量60L／h，调节淡水流量，测定水质TDS前后变化如表4．1所示，以确定较佳淡水流量。表4．1自来水电渗析前后水质变化结果Table4—1Resultsofwaterqualitychangesoftapwaterbeforeandafterelectrodialysis将浓水流量提高到100L／h，调节淡水流量，测定水质TDS前后变化如表4．2所示，以确定较佳淡水流量。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究表4．2自来水电渗析前后水质变化结果Table4-2Resultsofwaterqualitychangesoftapwaterbeforeandafterelectrodialysis通过表4．1、表4．2大体可以得出，在150V电压下电渗析自来水，设置浓水60L／h比100L／h电渗析出的浓水浓度均高，所以将浓水流量设定为60L／h，考虑到希望淡水流量较大但又要小于极限流量，所以设置淡水流量为500L／ll较合适。由表4．3可知，在浓水流量60L／h、淡水流量500Lm时，电压设置为190V较好。表4-3在一定流量不同电压下自来水电渗析前后水质变化结果Table4-3Resultsofwaterqualitychangesoftapwaterbeforeandafterelectrodialysisunderacertainflowanddifferentvoltages2．1．2电渗析对水泡鸡粪废水的试运行表4-4水泡鸡粪废水电渗析处理结果Table4-4Resultsofelectrodialysistreatingwastewatermadebychickenmanuresteepedintapwater\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理表4．5水泡粪废水电渗析后水质TDS浓度的差异显著性(LSD法测验)Table4-5Significanceofdifferenceofwater’STDSconcentrationafterelectrodialysis(LSDtest)注：试验结果是利用SPSS17．0软件采用LDS多重比较方差分析方法进行差异显著性分析的。电渗析处理水泡鸡粪废水的结果由表4．4可知，通过测定电渗析前后水质的TDS可大体得出，浓水被浓缩了3．4～5．8倍，淡水仅是原水(未电渗析的水)浓度的27～37％。从表4．5可以看出，浓水、原水、淡水三者之间差异显著性达到a=O．05水平，使用电渗析浓缩和淡化水泡鸡粪废水具有较理想的效果。2．2广东恩平和腰古两猪场采用不同方式处理废水的水质测定结果我国《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB18596--2001)规定集约化畜禽养殖水污染最高允许日均排放浓度如表4-6所示。第一次检测采用不同废水处理方式的温氏集团恩平和腰古两猪场的废水处理效果时，其水样水质测定结果见表4．7和表4．8。通过比较可以得出，两猪场最终排放塘(指恩平猪场的第四水葫芦塘和腰古猪场的鱼塘)的COD、NH3-N两个指标合格，已达到国家排放标准。由于地理位置原因，恩平猪场的最终排放塘的水样未取，通过后数第二个处理池的水质来看，TP浓度在国家排放标准的边缘。腰古猪场的TP指标不合格，其浓度是国家标准的1．5倍。可以看出，这两种废水处理方式，在除磷方面效果都不太好。表4．6集约化畜禽养殖水污染最高允许日均排放浓度Table4-6Maximumpermissibleemissionconcentrationsofwaterpollutantsforintensivelivestockandpoultrybreedingaveragedaily控制五日生化需氧量化学需氧量悬浮物氨氮总磷(以P计)粪大肠菌群数蛔虫卵堕旦!咝!!垩吐!i婴吐)!里吐)!堡吐)!全!!塑里!!坠!兰!标准值150400200808．010002．0\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究表4．7恩平猪场废水水质测定结果里尘!皇兰：2垦呈!坠!堡Q!!璺壁曼型坐!!箜笪g望型i盟鱼!!j唑i望g2ig塑序号测定项目化学需氧量(COD)氨氮(NH3-N)总磷(TP)墨丝堡至堇些旦丝查壁(型丝21望曼尘2(翌曼丝11原水263226459．62格栅池167621452．23沼气池112931457．14沉砂池58031654．45二级氧化塘’2889026．96三级氧化塘‘3668．3注：宰：氧化塘种植的水葫芦又称水葫芦塘；表4．7至表4．14中化学需氧量(COD)、氨氮(NH3．N)和总磷(TP)数据在温氏环境工程实验室使用美国HACH消解仪(DRB200)、HACH分光光度计(DR2700)及配套的试剂盒测定。表4-8腰古猪场废水水质测定结果!垫!皇垒：墨墼!旦!堡旦!!箜!曼型坐!!堂!g型迎塑!垫理巳ig!．跏序号测定项目化学需氧量(COD)氨氮(NH3-N)总磷(TP)查丝堡墅堇些旦丝查壁!里曼丝)鱼竖尘21里曼丝21格栅池3052296138．42沼气池1412228122．43厌氧池524400146．04沉淀池27236041．65一级氧化塘+63672．56二级氧化塘+2208017．57三级氧化塘+1125213．08鱼塘1023512．6注：木：一级氧化塘种植的水葫芦：二级氧化塘种植的水草；三级氧化塘有蓝藻和水葫芦。38\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理表4-9两猪场各废水处理环节的去除率比较Table4．9Comparionofremovalrateofevery盟!墅箜避里呈!!i坚!塾坐垫堂QPig!垒塑!测定项目COD去除率(％)NHs-N去除率(％)TP去除率(％)序号——处理环节恩平腰古恩平腰古恩平腰古格栅池沼气池沉砂池厌氧池曝气、反硝化池一级氧化塘二级氧化塘三级氧化塘四级氧化塘养鱼池注：“-”表示未测定；“／”表示无此项。为了进一步比较两种处理方式的效果，将各个处理环节的COD、NH3-N、TP的去除率【即去除率=(处理环节进水浓度．该处理环节出水浓度)／处理环节进水浓度×100％]进行了比较，其结果如表4-9所示。由此表可知，恩平和腰古两猪场的各个处理环节对COD具有33％---88％的较高去除率。恩平和腰古两猪场的氧化塘对NH3-N具有较高的去除率。恩平猪场的氧化塘和腰古猪场的曝气、反硝化池及氧化塘对TP具有较高的去除率。同时又比较了各个处理环节COD、NH3-N、TP的去除量占原水(即格栅池出口处水)物质浓度的百分比，称为总去除率(如表4—10所示)。从COD总去除率来看，恩平猪场起主要作用的是沼气池、沉砂池；腰古猪场主要是沼气池、厌氧池。从NH3-N总去除率来看，恩平和腰古两猪场起主要作用的都是氧化塘。从TP总去除率来看，恩平猪场其主要作用的是氧化塘；腰古猪场主要是曝气、反硝化池。通过恩平、腰古猪场COD、NH3-N、TP总去除率可知，两种废水处理方式对COD、NH3-N、TP的去除率都较高，均在85％以上。一轮一∞记舛似钞／，他母5／钉∞一／彤m引曲嬲／弱侈肿嘶／佗够一／一舛一酩铝"抛弘／9弘驺钙／∞踌一／123456789K\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究表4．】0两猪场各废水处理环节在总过程中的去除率比较Table4-10Comparionofeverywastewaterprocessinglinkof!!!里Q!型曼垒堕i翌尘皇Q!皇墅堂!P!Q璺曼!!垫垒翌Q型ig!垒旦坠!序号测定项目COD去除率(％)N}13-N去除率(％)TP去除率(％)处理环节恩平腰古恩平腰古恩平腰古注：去除率=(处理环节进水浓度．处理环节出水浓度)／格栅池出水浓度×100％；恩平总去除率=(格栅池出水浓度．三级氧化塘出水浓度)／格栅池出水浓度×100％；腰古总去除率=(格栅池出水浓度．养鱼池出水浓度)／格栅池出水浓度×100％；“．”表示未测定；“／”表示无此项。通过比较表4．9和表4．10可知，单个处理环节COD、NH3-N、TP去除率高的，总去除率不一定高。从两个猪场的整个废水方式来看，COD含量的降低，主要是沼气池、沉砂池、厌氧池的作用，NH3-N含量的降低主要是氧化塘的作用，TP含量的降低主要是氧化塘和曝气、反硝化池的作用。第二次在恩平和腰古两猪场取水样时，与第一次的不同点是这时两猪场的氧化塘全部种植的是水葫芦，没有水草和蓝藻，所以将氧化塘称为水葫芦塘，其水质测定结果如表4．11、4．12所示。通过比较可以得出，两猪场最终排放塘(指恩平猪场的第四水葫芦塘和腰古的鱼塘)的COD、NH3-N两个指标合格，己达到国家排放标准。而TP指标不合格，其浓度是国家标准的4～9倍。可以看出，这两种废水处理方式，除磷效果都不理想。\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理表4．11恩平猪场废水水质测定结果!垒垒!曼兰：!!墼兰坚!垒Q!!箜!呈型墅笪!垒塑!g型迎鱼!至业i篮P堡鱼翌序号测定项目化学需氧量(COD)氨氮(NH3-N)总磷(TP)格栅池沼气池沉砂池一级水葫芦塘二级水葫芦塘四级水葫芦塘206012729505201291483043643732457379192．O165．2163．0108．466．176．7表4．12腰古猪场废水水质测定结果!型堡兰：!三墅型堡垒!型璺坐型型里!箜笪g型i盟丛!垫艘巳选!．锄序号测定项目化学需氧量(COD)氨氮(NH3-1'4)总磷(TP)格栅池沼气池厌氧池曝气池沉淀池一级水葫芦塘二级水葫芦塘三级水葫芦塘鱼塘174856028828072826454260316366609617．22．411．10．497．0219．O179．0160．O161．065．053．745．334．0为了进一步比较两种处理方式的效果，将各个处理环节的COD、NH3-N、TP的去除率进行了比较，其结果如表4．13所示。由表4．13可知，恩平猪场的水葫芦塘、沼气池和腰古猪场的水葫芦塘、沼气池对COD具有较高的去除率。恩平猪场的水葫芦塘、腰古猪场的曝气池和水葫芦塘对NH3-N具有较高的去除率。两猪场的水葫芦塘均对TP具有较高的去除率。同时又比较了各个处理环节COD、NH3-N、TP的总去除率如表4．14所示。从41l23456123456789\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究COD总去除率来看，恩平猪场起主要作用的是沼气池，其次是水葫芦塘；腰古猪场主要是沼气池。从NH3-N总去除率来看，恩平猪场起主要作用的是水葫芦塘；腰古猪场主要是曝气池，其次是水葫芦塘。从TP总去除率来看，两猪场起主要作用的都是水葫芦塘。通过恩平、腰古猪场COD、NH3-N、TP总去除率可知，两种废水处理方式TP的去除率较低，仅有60％～65％，而COD总去除率在93％"--97％，NH3-N在74％～100％。通过比较表4．13和表4．14可知，单个处理环节COD、NH3-N、TP去除率高的，总去除率不一定高。从两个猪场的整个废水处理方式来看，COD含量的降低，主要是沼气池和水葫芦塘的作用，NH3-N含量的降低主要是曝气池和水葫芦塘的作用，TP含量的降低主要是水葫芦塘的作用。表4．13两猪场各废水处理环节的去除率比较．．——Table4-13Comparionofeverywastewaterprocessinglinkofremovalrateintwopigfarms．．．．．．——测定项目COD去除率(％)NH3-N去除率(％)TP去除率(％)序号处理环节恩平腰古恩平腰古恩平腰古沼气池3868．20．2214—126沉砂池2549～．16l18厌氧池／曝气池／3／84／1l沉淀池／0／．60／．1一级水葫芦塘457434823360二级水葫芦塘75．1470863917三级水葫芦塘22．36316-15．8．16四级水葫芦塘一鱼塘／16／96／25总去除率9397741006065注：“-”表示未测定；“／”表示无此项。42l23456789K\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理表4．14两猪场各废水处理环节在总过程中的去除率比较Table4-14Comparionofeverywastewaterprocessinglinkof墅型翌Q∑型曼型星i坠坐皇Q!曼趔!卫翌璺曼!!i坠垒翌卫ig垂翌里!测定项目COD总去除率(％)NH3-N总去除率(％)TP总去除率(％)序号处理环节恩平腰古恩平腰古恩平腰古注：COD、NH3-N、TP总去除率=(处理环节进水浓度．该处理环节出水浓度)／格栅池出水浓度+100％；恩平总去除率=(格栅池出水浓度．第四水葫芦塘出水浓度)／格栅池出水浓度*100％；腰古总去除率=(格栅池出水浓度．鱼塘出水浓度)／格栅池出水浓度*100％；“_”表示未测定；“／”表示无此项。2．2电渗析对南京川田沼液处理的效果表4．15沼液废水电渗析后水质测定结果里尘!曼兰：!兰墼!坠坠Q￡坠i里g箜!!坚型：!!堑笪g型i壁垒曼鱼堡塑垒垒墼!呈!呈呈塑垒i型!坐测定项目(mg／L)电渗析第1次电渗析第2次电渗析第3次电渗析第4次电渗析前水质浓水淡水浓水淡水浓水淡水浓水淡水TN(mg／L)TP(mg／L)TDS(mg／L)42-3l72．991．24ll1．192．29105．8l2．83117．1l3．9l6．20O．565．360．714．831．00176040409649206649101455150218pH值7．08．55．58．55．59．05．59．05．5由于电渗析每小时处理废水的体积较大，所取的沼液水样体积不够，因此将沼液用自来水进行了稀释。电渗析时，控制淡水出水率在75"--78％之间[淡水出水率(％)43\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究=淡水体积／(淡水体积+浓水体积)×100％]，四次电渗析水质测定结果如表4—15所示。表4．16水质TP、TN浓度的差异显著性(LSD法测验)Table4-16Thesignificanceofdifferenceofwater’STP、TNconcentrationafterelectrodialysis(LSDtest)将原水(预处理后的上清液)、浓水和淡水的TN、TP浓度进行单因素方差分析，其结果见表4．16。可以得出原水、浓水、淡水三者之间的TN浓度在0．05水平上均差异显著，原水和浓水的TP浓度无显著性差异，而两者与淡水的TP浓度在0．05水平上分别存在显著性差异。因此电渗析对TN浓缩、淡化和对TP淡化具有较好的效果。2．3电渗析处理恩平猪场废水的效果本试验对恩平猪场第二氧化塘(水葫芦塘)、沉砂池、格栅池的水样进行了电渗析。因上述三种水样悬浮物均较多，水质较差，都添加了聚合氯化铝和聚丙烯酰胺两种絮凝剂进行预处理。预处理后的废水，臭味减小，絮凝物沉于底部，取其上清液进行电渗析处理，试验结果如表4．17、表4．18、表4．19所示。表4．17恩平猪场水葫芦塘水样电渗析结果Table4—17Resultsofwatersamplefromwaterhyacinthpondbeforeandafterelectrodialysis水葫芦塘水样测定项目水葫芦塘水样絮凝后水质水质水葫芦塘水样絮凝后电渗析浓水水质淡水水质COD(mg／L)NH3·N(mg／L)rP(mg／L)pH1297366．16．5—7．0697236．56．5．7．02201003．77．O．7．5403．19．26．01堕!里g鱼2箜Q堑!12墨Q兰!二级水葫芦塘水样电渗析时，淡水流量500L／h，浓水流量60L／h，淡水体积占处理废水总体积的89．3％。由表4．17得知，水葫芦塘水样COD、NH3-N浓度都己达到排放标准，但TP浓度不合格。该水样预处理后，COD、TP浓度都降低近50％，而\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理NH3-N浓度基本不变。经电渗析处理，淡水的COD、NH3-N浓度指标合格，但TP9．2mg／L稍高于国家排放标准而不合格。表4．18恩平猪场沉砂池水样电渗析结果Tab—le—4-18Resul—t—sofwatersamplefromgritchamberbeforeandafterelectrodialysis水样絮凝后电渗析测定项目沉砂池水样水质水样絮凝后水质——浓水水质淡水水质COD(mg／L)950264758190NH3-N(mg／L)37337048269TP(mg／L)16357．72．729．9pH7．07．56．51堡墨【翌g箜兰12Q!竺鱼旦三鱼璺Q鱼!!沉砂池水样电渗析时，淡水流量460L／h，浓水流量60L／h，淡水体积占总处理废水体积的88．5％。由表4．18得知，沉砂池水样的COD、NH3-N、TP浓度均较高，三个指标都不合格。该水样预处理后，COD和TP浓度都降低了近50％，COD指标合格，TP和NH3-N两指标均不合格。经电渗析处理，淡水的COD、NH3-N浓度指标合格，但TP浓度29．9mg／L偏高而不合格。表4．19恩平猪场格栅池水样电渗析结果Table4-19Resultsofwatersamplefromgrillepoolbeforeandafterelectrodialysis测定项目格栅池水样水质水样絮凝后水质水样絮凝后电渗析浓水水质淡水水质COD(mg／L)20601358825794NH3-N(mg／L)30429026844TP(mg／L)19269．45．227．6pH6．5～7．07．07．56．51旦墨(坐g型121Q12QQ三鱼兰Q丝2格栅池水样电渗析时，淡水流量440L／h，浓水流量60L屈，淡水体积占处理废水总体积的88％。由表4．19可知，格栅池水样的COD、NH3-N、TP浓度远大于国家排放标准，为不合格水质。该水样预处理后，COD和TP浓度都降低了近50％，而NH3．N浓度基本不变，3个指标都不合格。经电渗析处理，淡水的NH3-N指标合格，但COD、TP浓度均较高而不合格。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究2．4电渗析处理腰古猪场废水的效果本试验对腰古猪场沉淀池、曝气池、格栅池3个处理池的水样进行了电渗析。因上述三种水样水质混浊，添加聚合氯化铝和聚丙烯酰胺两种絮凝剂进行了预处理。因格栅池水样加入絮凝剂1天后，絮凝物漂浮上来，无法进行固液分离，因此没有对这个水样进行电渗析处理。所以加入絮凝剂的水样，静置一段时间后，当固液分离明显时，立即将上清液分离出来，以防絮凝物漂浮上来或絮凝物重新溶解到水中。另外两个处理池的水样预处理后取其上清，进行电渗析处理，结果如表4．20、表4．21所示。表4．20腰古猪场曝气池水样电渗析结果Table4-20Resultsofwatersamplefromaerat—ion一．tankbefor—ea—ndafterelectrodialysis水样絮凝后电渗析测定项目曝气池水样水质水样絮凝后水质——浓水水质淡水水质COD(mg／L)280239344117NH3-N(mg／L)60129．63046．4TP(mg／L)16082。428．935．1pH6．57．05．51堕(里g型!!!Q!至堡Q垫jQZZ曝气池水样电渗析时，淡水流量440L／h，浓水流量60L／h，淡水体积占处理废水总体积的88％。由表4．20可知，曝气池水样的水质COD、NH3-N两指标合格，而TP指标不合格。该水样预处理后，COD浓度稍微降低、TP浓度降低一半左右，而NH3-N浓度上升了约2倍。经电渗析处理，淡水的COD、NH3-N浓度指标均合格，但TP指标不合格。表4．21腰古猪场沉淀池水样电渗析结果Table4-21Resultsofwatersamplefromsedimentationtankbeforeandafterelectrodialysis水样絮凝后电渗析测定项目沉淀池水样水质水样絮凝后水质——浓水水质淡水水质COD(mg／L)280306319184Ni13一N(mg／L)9610428920．8TP(mg／L)16183．717．241．2pH6．56．5—7．06．01旦墨【堡嫂211塑!!主翌丝Z殳望垒\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理沉淀池水样电渗析时，淡水流量500L／h，浓水流量60L／h，淡水体积占处理废水体积的89．3％。由表4．21可以看出，沉淀池水样的水质COD已达到国家排放标准，而NH3-N、TP浓度还未达到国家标准。该水样预处理后，COD浓度稍微升高了一点、TP浓度降低约50％，而NH3-N浓度基本不变。经电渗析处理，淡水的COD、NHa-N浓度指标合格，但TP浓度偏高而不合格。总之，电渗析前废水预处理时，聚丙烯酰胺和聚合氯化铝两种絮凝剂在去除固体悬浮物时，可以降低TP、COD浓度，但几乎不降低NH3-N浓度。电渗析对NH3-N、COD分离效果较好，特别是NH3-N，而TP分离情况出现反常，浓水TP浓度比淡水低。电渗析出的淡水体积占废水总体积的80％～90％。3讨论3．1总磷在淡水中含量高的问题恩平和腰古两猪场的5个水样电渗析结果均表明，TP浓度在浓水中比淡水中低。分析其原因可能与以下几方面有关：(1)废水中磷可能多以有机态存在，从广东腰古猪场所取水样在南京检测的水质结果来看，格栅池和曝气池的TP含量分别为97mg／L和160mg／L，磷酸盐浓度分别为38．44mg／L和50．52mg／L，两处理池的有机态磷占TP的60．37％和68．42％。由于水样从采取到检测，时间间隔较长，新鲜水样的实际有机态磷含量会比上述检测值稍高。由此推断，电渗析前，磷的无机化处理是工作的重点。若采用84消毒液或双氧水氧化法使有机态磷无机化，可能使电渗析出的淡水NH3-N、COD、TP三者浓度一致趋向于较小。(2)可能与电渗析出的浓、淡水比例较大和浓、淡水浓度差较大有关，因浓度差越大扩散随之增大，磷酸根离子返回到淡水层的速率增多。(3)由于废水中会含有各种金属离子如Ca2+、M92+等，浓水被浓缩时，这些金属离子也同时浓缩了，它们可能与磷酸根离子生成沉淀，而被截留在电渗析的阴、阳膜之间，因而从电渗析装置中排出的浓水含磷量减少了，而在淡水中情况则相反，不会生成磷酸盐沉淀，所以总磷在淡水中含量高。3．2电渗析适合使用的处理环节在试验所用的恩平、腰古5个处理池水样中，其中恩平第二级水葫芦塘、腰古曝气池和腰古沉淀池这3个处理池的原水(未经任何处理的水样)水质，NH3-N、COD基本达到排放标准，仅有TP浓度远超过国家标准而不合格，所以使用电渗析处理这47\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究种仅有一项指标不达标的废水仅有理论意义。而恩平格栅池水样NH3-N、COD、TP浓度太高，电渗析结果只能使NH3-N达到标准，故使用电渗析处理格栅池水样不合适。沉砂池的NH3-N、COD、TP浓度比格栅池稍低，但浓度也超过国家标准很多倍，结果表明电渗析对NH3-N、COD分离效果较好，能达到国家排放标准。若磷的问题能解决，那么电渗析处理沉砂池出口处的水质较合适，这样可以省去3"---4级水葫芦塘，减少了猪场处理废水的用地面积。3．3浓、淡水的后续处理和再利用此次试验，电渗析出的浓水COD的浓度与原水差不多，浓水的NH3-N浓度是原水的1"--'5倍，浓水、淡水TP浓度都比原水低。浓水浓度与原水加絮凝剂后的上清液水质相比，浓水的COD浓度是其l～3倍，NH3-N浓度是其1～2倍，浓、淡水TP的浓度都比其浓度低。所以浓水浓度与原水、原水加絮凝剂后的上清液浓度相比，浓水浓缩的效果不明显。然而浓水浓度与淡水浓度相比，浓缩效果较好。其原因是含有NH3-N、COD、TP的固体悬浮物在絮凝过程中，被去除了一部分；其次滤芯过滤也拦截了小部分固体杂质。如果从浓液回收的角度来看，浓水不够浓，虽仅占处理废水总体积的10％-20％，而对于日排放废水量较大的养殖场来说，浓水体积不能忽视，可将浓水排入一级废水处理池再经后续几级处理池的处理，当水质达到电渗析要求时，再进行电渗析，这样每次电渗析的淡水直接排放或再次利用，浓水再一次进入一级处理池，于是电渗析与原有废水处理方式紧密结合起来就形成一个循环体系，从而使废水体积不断减少。从电渗析出的淡水是否达到排放标准来看，有占废水总体积88％'--'90％的淡水其NH3-N、COD达到了国家标准，如果TP的问题解决了，其浓度在淡水中较低，那么淡水可以直接排放或者作为猪舍清洗水使用。3．4电渗析成本分析本试验的电渗析成本分析主要从絮凝剂成本和电渗析电费两个方面进行。废水在电渗析之前，预处理时使用的絮凝剂是阴离子聚丙烯酰胺和聚合氯化铝。根据废水水质不同，絮凝剂加入量也不同。阴离子聚丙烯酰胺2万元／吨左右，处理1吨水的用量为1～5g，废水处理成本为0．02一-'0．1元／吨。聚合氯化铝大约2000元／吨，处理1吨水的用量为100"--'300g，废水处理成本为0．2～0．6元／吨。所以使用两种絮凝剂处理1吨废水的成本大约为0．22"～0．7元／吨。使用絮凝剂预处理废水，将产\n第四章电渗析对养殖场低浓度废水的处理生一定量的絮凝物。絮凝物中含有大量有机物和植物生长所需的其他营养元素，可将其压缩后作为有机肥生产原料。根据废水电渗析后，排出的淡水流量及损耗的电量，得出电渗析装置处理出1吨淡水的电费成本估算如表4．22所示。在电压一定的情况下，淡水流量越大或者欲处理废水水质越差，电流也越大，耗电量也随之升高，电费也固然增大。由图4．22可知，电渗析出1吨淡水的费用是1．O～3．0元，在电渗析较适合使用的环节一沉砂池是2．94元／吨，结合使用的絮凝剂一起计算，废水处理费用大约为3．2～3．6元／吨。表4．22电渗析装置处理废水的电费估算Table4-22Electricitybillsofwastewatertreatmentusingelectrodialyser淡水流量电量电费处理水样——(L／h)电压(V)电流(A)(元／吨)注：电费按每度电的价格1．0元计算。4结论(1)废水预处理时，添加絮凝剂聚合氯化铝和聚丙烯酰胺可去除固体悬浮物，减少废水臭味，同时降低约50％的TP和COD浓度。(2)电渗析出的淡水，其COD、NH3-N较易达到国家排放标准，尤其是NH3-N。(3)电渗析装置应用在COD950mg／L、NH3-N373mg／L、TP163mg／L沉砂池出口处，可产生占废水总体积88．5％的淡水，该水质的NH3-N、COD达到了国家排放标准。(4)猪场废水中磷的去除是工作重点。49\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究50\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定在第四章中发现废水电渗析后，总磷在浓水中含量低而淡水中含量高。磷本是养殖业废水中较难处理的物质，解决废水中磷的问题成为课题研究的重点。当今生物除磷是研究的热点，鉴于此，本实验采用传统的微生物学方法，欲从污泥中分离出具有聚磷功能的菌株，探明其聚磷特性，以为养殖业废水处理筛选出高效聚磷菌株。l材料与方法1．1材料1．1．1样品来源污泥：采自南京友谊河南京理工大学河段1．1．2培养基(1)牛肉膏蛋白胨培养基：牛肉浸膏5g、蛋白胨10g、NaCl5g、水1000mL、pH7．0～7．2。(2)LB培养基：酵母浸膏5昏胰蛋A胨10g、NaCl10g、水1000mL、pH7．0。(3)富集培养基：在1L牛肉膏蛋白胨培养基中加入25mgKH2P04。(4)富磷培养基：CH3COONa5g／L、NH4C12g／L、K2HP04·3H200．25g／L、MgS04。7H200．5g／L、CaCl20．2g／L、pH值7．0-7．2。1．2聚磷菌株的分离、纯化及筛选称取10g污泥样品置于装有100mL无菌水的250mL三角瓶中，加入若干玻璃珠，于30℃摇床振荡30min。取混合液O．5mL于装有4．5mL无菌水的试管中，振荡混匀，制成不同浓度梯度的菌悬液。取10一、10‘4、10一、10。6稀释度的菌悬液O．2mL涂布于富集培养基平板上，每个稀释度重复三次，30℃培养2d。从平板中挑选出形态不同的菌落，在牛肉膏蛋白胨平板上划线纯化，将纯化的菌株转接至牛肉膏蛋白胨斜面培养基上，30℃培养2d后，于4。C条件下保存。将上述分离纯化出的菌株接入装有牛肉膏蛋白胨液体培养基的三角瓶中，30℃、180r／min摇床培养24h，即为种子液。按5％的接种量接种于含100mL富磷培养基的250mL三角瓶中，30℃、180r／min摇床培养10d。将菌液于5000r／min离心20min，\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究采用钼锑抗分光光度法，测定上清液中磷酸盐的含量即培养基中剩余的磷酸盐含量，并以未接菌培养基中的磷酸盐浓度作对照，计算菌株的聚磷率，以筛选出具有良好聚磷效果的菌株。聚磷率(％)=【(A．B)／A]×100％A．一未接菌培养基的磷酸盐浓度B一接菌培养基的上清液中磷酸盐浓度1．3菌株的聚磷能力的测定表5-1试验设计Fig．5·1Experimentaldesign编号不同处理CKlCl(212未做任何处理的培养基用于培养种子的培养基按5％体积加入培养基中菌株NM．18按5％的接种量加入培养基中菌株NM．21按5％的接种量加入培养基中将富磷培养基和LB培养基作为预处理的废水，把筛选出菌株的种子液按5％的接种量接种于含100mL待处理废水的250mL三角瓶中，30。C、180r／min摇床培养，定时取样，将菌液于5000r／min离心20min，利用钼锑抗分光光度法(国家环境保护总局，2002)测定上清液中磷酸盐(P043"-P)浓度变化和计算聚磷率，以确定菌株不同时间段好氧聚磷能力，试验设计如表5．1所示。1．4生理生化鉴定生理生化特性鉴定参见《常见细菌系统鉴定手册》(东秀珠等，2001)，进行了如下试验：接触酶、氧化酶、甲基红、V-P测定、吲哚、明胶液化、硝酸盐还原、反硝化、产氨试验、淀粉水解、葡萄糖氧化发酵、苯丙氨酸脱氨酶、脲酶、丙酸盐利用、10％NaCl、7％NaCl、5％NaCl、阿拉伯糖。1．5菌株16SrRNA基因序列的测定1．5．1菌株总DNA的提取菌体基因组DNA的提取采用高盐法(MillerSAetal．，1988)。将纯化好的菌株接\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定种到3mLLB液体培养基中，于30℃、200r／rain培养至OD600舯≈2．00。取1．5mL菌液于1．5mL离心管内，12000r／min离心1min收集菌体；用1．0mLTE重悬菌体，12000r／min离心1min收集菌体，加入1．0mLTEN悬浮菌体，加入100此10％SDS和10此蛋白酶K(20mg／mL)，37℃水浴过夜。加入l／3体积的饱和NaCI溶液剧烈振荡15S，12000r／min离心5min，将上清转移到新的1．5mL离心管内，用等体积的酚：氯仿抽提至界面上无白色沉淀，12000r／min离心5min收集上清液，加入0．6倍体积的异丙醇沉淀DNA；用熔封的毛细管将总DNA挑出后，于70％乙醇洗涤3次，待乙醇挥发后加入50I．tLTE，放置4"C冰箱溶解过夜，1．5．2菌株16SrRNA基因的PCR扩增以菌株的总DNA为模板，使用．20℃冻存。16SrDNA通用引物：forwardprimer5'-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG一3',reverseprimer5"-CGTTACCTTGTTACGACTT-3’。PCR反应体系(25pL)为：模板lpL，dNTP(25rnmol／L)2此，引物(1retool／L)各1肛L，10xTaq缓冲液2．5肛，Mg”(25mmol／L)2．5IxL，Taq酶(5U／ptL)0．3“L，超纯水14．7此。PCR反应条件：954C，4mill；94。C，30S；52℃，30S；72℃，1min；循环25次，72℃延伸10min。1．5．3PCR产物的T／A克隆采用PCR回收试剂盒回收目的片段，将回收的DNA酶连到pMDl8．TSimple载体上。酶连体系(10此)为：pMDl8一TSimple0．2此，PCR产物3．0斗L，T4ligationBufferl此，T4Ligase0．5肛L，16℃过夜。1．5．4感受态细胞的制备与酶连产物的转化E．coli感受态细胞的制备与酶连产物的转化参照文献【14】进行。1．5．516SrRNA基因序列测定挑取平板上的白色单菌落，接种到3mL含有100mg／LAmp的LB液体培养基中，于37"C、200r／min培养12h。经质粒提取，挑选有正确大小插入片段的转化子进行测序。测序工作由南京金斯瑞生物科技有限公司完成。1．6菌株亲缘关系的确定将聚磷菌株16SrRNA的测序结果，先登录到GenBank数据库中申请序列号，然后在EzTaxonserver2．1进行序列相似性比较，并应用MEGA3．1软件建亲缘关系树。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究1．7菌株NM．18生长曲线的测定以5％接种量将供试菌株NM一18接入到装有100mLLB培养基的250mL三角瓶中，在30。C下180r／min摇床培养，然后每隔2h取一次样，在600nlll处测定其OD值(即OD6咖)，以培养时间作横坐标，OD600姗作纵坐标作图。1．8环境条件对菌株NM一18生长的影响1．8．1温度对菌株NM．18生长的影响将菌株NM一18在LB液体培养基中培养至对数生长后期，按3％的接种量接种到装有100mLLB培养基的250mL三角瓶中，在25℃、30℃、37。C不同的温度下180r／min摇床培养24h，测定OD600llm。1．8．2初始pH对菌株NM．18生长的影响将在LB培养基中培养好的菌株NM．18种子液按3％的接种量接种到装有100mL且pH值分别为5．0、6．0、7．0、8．0和9．0的LB培养基的250mL三角瓶中，30"C、180r／min摇床培养24h，测定OD600I瑚。2结果与分析2．1聚磷菌株的分离、纯化及筛选经在富集培养基和牛肉膏蛋白胨培养基上分离、纯化，得到53株菌株。将这些菌株在富磷培养液中，摇床培养10d，检测培养基上清液中磷酸盐含量变化，结果表明其中2株菌的聚磷率在90％≯E右。将这两株菌分别命名为菌株NM．18和菌株NM．21。2．2菌株NM-18、NM．21的聚磷能力的测定2．2．1菌株NM一18、NM．21在富磷培养基中培养0""120h时的聚磷效果菌株NM．18、NM．21在富磷培养基摇床培养过程中，测定的24h、48h、72h、96h、120h茵液离心后上清液中磷酸盐的含量变化如图5．1所示，菌株NM．18、NM．21的聚磷率如图5．2所示。54\n\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究上清液中磷酸盐浓度下降缓慢，在120h时，聚磷率达到88％。接种菌株NM．21的富磷培养基在0"-'96h之间，上清液中磷酸盐浓度一直下降很缓慢，在96"-"120h时，磷酸盐含量下降较快，NM．21菌株的聚磷率由10％增加到56％。由图5．2可知，菌株NM．18和NM一21在24"--48h之间聚磷率差别较小，在72"--120h之间，菌株NM．18聚磷率比菌株NM．21明显较高。在120h时，菌株NM．18的聚磷率达到了88％，而菌株NM．21的聚磷率仅为56％。2．2．2菌株NM．18、NM．21在LB培养基中培养O～96h时的聚磷效果菌株NM-18和NM一21在LB培养基中连续摇床培养96h，测定的24h、48h、72h、96h菌液离心后上清液中磷酸盐含量变化如图5．3所示，菌株NM．18、NM一2l的聚磷率如图5．4所示。由图5-4可以得出，接种菌株NM．18、NM一2l的LB培养基24h后，上清液中磷酸盐含量一直在10"～20mg／L之间变化，变化幅度不大，菌株NM．18的聚磷率为62％～73％，菌株NM．21聚磷率为50％"-'63％(如图5-4所示)。—●hCK+NM．1R+NM．2172时间(h)图5．3菌株NM．18、NM．21菌液上清液中磷酸盐浓度的变化曲线Fig．5—3CurveofchangeofP043"concentrationinsupematantseparatedfrominoculatedwithstrainNM-18、NM一21fermentationliquor如帖柏弱如筋加：2m，O(1／8m)越爨箍铽餐哥餐蜓q\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定^摹V稃攀※口NM．18田NM．2124487296时间∞图5-4菌株NM．18和NM-21聚磷率的比较Fig．5-4ComparisonofphosphorusremovalratesofNM-18andNM-212．3菌株形态及生理生化特征菌株NM．18、NM．21均属于革兰氏阴性菌。两菌株的菌体和菌落形态特征如图5．5，图5．6，图5．7，图5-8所示，其观察结果如表5．2所示。两株菌进行了部分生理生化试验，其试验结果如表5．3所示。图5．5NM．18菌体形态(10×100倍)Fig．5-5MorphologyofstrainNlVl-1857图5-6NM．21菌体形态(10X100倍)Fig．5-6MorphologyofslrainNM-21∞粥∞加∞卯柏如加m0\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究图5．7NM．18菌落形态Fig．5·7ColonyofstrainNM-18图5-8NM．21菌落形态Fig．5-8ColonyofstrainNM一21表5-2菌株NM．18和NM-21的菌落特征菌株个体形态菌落特征大小边缘表面隆起状态透明度菌落颜色表5．3菌株NM．18和NM．21的生理生化特征鉴定项目NM．18NM．21鉴定项目NM-18NM．21接触酶+苯丙氨酸脱氨酶．氧化酶．+明胶液化．+甲基红．+反硝化+硝酸盐还原．+脲酶．淀粉水解一+丙酸盐利用+Vop测定．10％NaCl．产氨反应．7％NaCl．吲哚．5％NaCl+葡萄糖氧化发酵氧化型发酵型阿拉伯糖．注：+：阳性反应；．：阴性反应。58\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定2．4菌株NlVl．18、NIVI．21的16SrRNA基因扩增菌株NM．18和NM．21的基因组DNA提取结果为：提出大小约为23kb的DNA，结果见图5-9，提取的基因组DNA可以用于PCR扩增。12Mbp2313094166557436123222027图5-9菌株NM．18和NM-21基因组DNA电泳图Fig．5—9AgarosegelelectrophoresisofgenomicDNAM：kDNA／HindlIIMarker；1：genomieDNAofswainNM-18；2：genomicDNAofstrainNM-212．5菌株NM．18、NM．21的16SrRNA序列测定及亲缘关系确定以菌株NM．18和NM．21的基因组DNA为模板，采用细菌16SrRNA通用引物进行PCR扩增，得到长度约为1．5kb的扩增产物如图5．10所示。将PCR产物送至南京金斯瑞生物科技有限公司进行序列测定，结果见附录1。所得序列在GenBank上提交后，获得菌株NM．18的序列号：JQ765576，菌株NM．21的序列号：JQ894500。两菌株的16SrRNA序列通过EzTaxonserver2．1软件进行序列比对，结果显示：菌株NM．18和Acinetobacterjohnsonii(GenBankAccessionNo．X81663)相似性达98．861％，与Acinetobacterbouvetii(GenBankAccessionNo．AF509827)相似性达98．415％，与Acinetobacterbeijerinckii(GenBankAccessionNo．AJ626712)相似性达97．868％。菌株NM．2l和Aeromonashydrophilasubsp．ranae(GenBankAccessionNo．AJ508766)相似性达99．433％，与Aeromonashydrophilasubsp．hydrophila(GenBankAccessionNo．CP000462)相似性为99．364％，与Aeromonaspunctatasubsp．caviae(GenBankAccessionNo．X74674)相似性为99．360％。59\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究12M20001000750500250100图5．10菌株NM．18和Ⅻ订．21的16SrRNA基因的PCR结果Fig．5一10PCRproductof16SrRNAgeneofstrainNM-18andNM-211：productofstrainNM-18；2：productofstrainNM-21；M：DL2000DNAmarker目前公认，当某2个细菌的16SrRNA相似性大于97％时，可将其归为同一属，再结合生理生化特征将菌株NM．18、NM．21初步鉴定为不动杆菌属(Acinetobactersp．)和气单胞菌属(Aeromonassp．)。应用MEGA3．1软件作系统发育树(如图5-11、图5．12所示)。\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定Ool图5．11菌株NM．18基于16SrRNA基因序列相似性的亲缘关系树Fig．5—1lPhylogenetictreeofstrainNM一18basedonthe16SrRNAgenehomologyGU731671)\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究卜—————■0．002009859)图5-12菌株NM．21基于16SrRNA基因序列相似性的亲缘关系树Fig．5-12PhylogenetictreeofstrainNM一21basedonthe16SrRNAgenehomology62\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定2．6菌株NM．18的生长曲线菌株NM．18的生长曲线如5．13所示。由此图可知，菌株NM．18在培养大约2h后进入对数期，在7～8h时进入稳定期。32．5’古1．5o10．50242832364044时间咖图5．13菌株NM．18生长曲线Fig．5-13CurveofthegrowthofstrainNM-182．7环境条件对菌株NM．18生长的影响2．7．1温度对菌株NM．18生长的影响菌株NM．18在25。C、30。C、37"C不同的温度下180r／min摇床培养24h，测定的OD600mn结果如图5．14所示。菌株NM一18在25。C～37。C之间均能良好生长。3037温度(℃)图5．14培养温度对菌株NM．18生长的影响Fig．5-14EffectoftemperatureOnthegrowthofstrainNM·186335，、I‘，15021O。。口Qo\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究2．7．2初始pH对菌株NM．18生长的影响初始pH对菌株NM．18生长的影响结果如图5．15所示，菌株ⅫⅥ．18在pH5．0-9．0时都能生长良好。3讨论32．52g古1．5o10．507pH图5—15初始pH值对NM一18生长的影响Fig．5-15EffectofinitialpHonthegrowthofstrainNM·183．1聚磷菌株生长需要生长因子试验过程中发现，种子液离心后，将收集的菌体接种到富磷培养基中，菌体在富磷培养基中生长较慢，并且聚磷效果不理想。而将含有牛肉膏蛋白胨培养基或LB的未离心种子液接入富磷培养液中，菌株的聚磷效果较好，这可能与聚磷菌生长需要某些生长因子有关。3．2聚磷菌株在不同培养基中聚磷效果不同菌株NM．18和NM．21在富磷培养基中摇床培养0～120h的最高聚磷率分别是88％和56％，两菌株在LB培养基中同等条件下培养0--一96h的最高聚磷率分别是73％和63％，并且两株菌在不同培养基中表现的聚磷趋势也不同。分析其原因，一方面与两菌株在不同培养基中培养时间不同有关，另一方面可能与聚磷菌吸收／释放磷所需要的碳源种类和浓度等不同有关。由于聚磷菌生长繁殖需要有机物做碳源，有研究者比较了以乙酸钠、淀粉、蛋白胨为有机碳源时的释磷速率和释磷量，其中以乙酸钠为最大，其次为淀粉，最后为蛋白胨(荣宏伟，等2004)。而碳源浓度(COD)比较低时，\n第五章高效聚磷菌的筛选与鉴定不能满足聚磷菌生长对碳源的需求，合成的PHA量少，影响好氧阶段对磷的吸收，聚磷的效果比较差。如果增加COD浓度，对聚磷效率有明显的改善。当COD浓度增加到一定程度，已经完全满足了微生物对碳源的需要，继续增加COD效果不是很明显，甚至会导致除磷效率的降低(行智强等，2006)。3．3聚磷菌生长产碱对聚磷率的影响试验发现本人筛选出的聚磷菌在富磷培养基和LB培养基中随培养时间的延长，培养基的pH不断增大，由pH=7增加到8．0以上，而培养基中的钙、镁离子与磷酸盐在碱性条件下生成沉淀，并随着碱性的增强，沉淀增多，造成本试验通过测定上清液计算出的聚磷率比实际数值偏大。试验以菌株NM．18在磷酸盐约37mg／L的富磷培养基中培养120h为例，研究了沉淀对聚磷率的影响，试验发现，沉淀含量为14．81-22．92mg／L，占总磷酸盐的40％～62％，由此可以看出培养基中约50％磷酸盐含量的降低是由生成磷酸盐沉淀造成的，所以聚磷菌的实际聚磷率比测定值要减少约50％。3．4试验中存在的不足试验过程中均采用单一好氧的培养方式进行聚磷菌的研究，试验表明聚磷菌在连续好氧的培养条件下可以聚磷，本试验分离的聚磷菌株NM．18在富磷培养基中好氧培养120h，聚磷率最高达88％。但本课题只进行了聚磷菌在单一好氧条件下聚磷率的初步研究，对于机理探索还有待于下一步研究。4结论(1)从被污染的河流污泥中分离得到两株聚磷菌NM．18和NM一21，两菌株在富磷培养基中30℃，180r／min好氧培养120h，一直处于聚磷状态，最高聚磷率分别是120h的88％和56％，两菌株在LB培养基中同等条件下培养96h，也基本处于聚磷状态，最高聚磷率分别是73％和63％。(2)根据生理生化特征分析及16SrRNA基因相似性序列比较，将菌株NM．18、NM．21初步鉴定为Acinetobactersp．和Aeromonassp．。菌株NM．18在25-37。C和初始pH5．0～9．0条件下，均能生长良好。65\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究\n第六章聚磷菌在废水处理中的应用第六章聚磷菌在废水处理中的应用为了研究菌株NM-18处理实际废水中磷的效果，因此本章对此展开了研究。1材料与方法1．1材料1．1．1废水来源广州温氏集团腰古猪场曝气池废水南京川田奶牛场沼液1．1．2供试菌株菌株NM．18(Acinetobactersp．)、菌株NM．21(Aeromonassp．)1．1．3试验装置自制反应器(上端开口的柱形容器：高25cm，底面直径10cm)，增氧泵，曝气头，定时器1．2方法1．2．1菌株NM．18、NM．21处理曝气池废水的预试验将NM．18、NM．21种子液按5％接种量接种到装有100mL曝气池废水的250mL三角瓶中，30。C、180r／min摇床培养。在48h和144h时，检测废水中的总磷(TP)浓度和计算菌株NM．18、NM．21的聚磷率。试验设计如表6．1所示。表6．1试验设计Fig．6—1Experientaldesign编号不同处理CKlCK21，，3不作任何处理的废水牛肉膏蛋白胨液体培养基按5％的体积加入废水中菌株NM．18按5％的接种量加入废水中菌株NM．21按5％的接种量加入废水中2．5％菌株NM一18+2．5％菌株NM．21的接种量加入废水中\n\n\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究2．3菌株NM．18间歇曝气处理稀释的混合实际废水的试验效果接种菌株NM．18的废水在O～120h间歇曝气，测定的0h、24h、48h、72h、96h、120h培养基中磷含量变化如图6．3所示。由此图可知：在O～120h，未离心的废水中TP含量随时间的增长，由于水分少量挥发，出现了稍微上升的趋势；未离心的废水中磷酸盐含量出现小幅度上升后又趋于稳定，但其浓度始终高于离心后的磷酸盐浓度，在24h时，浓度存在显著性差异；离心后的TP、磷酸盐含量在24h时出现了最低浓度，之后又逐渐上升，在48h-120h，浓度又趋于稳定。分析其主要原因，可能与菌株NM．18在吸收／释放磷酸盐时，一些磷酸盐吸附在了细菌表面有关。香运避一总磷(未离心)+磷酸盐(未离心)～一～总磷(离心)十磷酸盐(离心)O247296120时问(h)图6．3接种菌株NM．18的废水间歇曝气时废水磷含量的变化Fig．6-3ChangesofthephosphoruscontentinwastewaterinoculatedwithstrainNM-18underintermittentaerationsystem8642O86420\n第六章聚磷菌在废水处理中的应用^摹V褂整磔+连续曝气一间歇曝气△。一l，o40～。!时l司(h)图6．4菌株NM．18在废水连续曝气和间歇曝气时的聚磷率Fig．6-4PhosphorusremovalrateofthestrainNM一18undercontinuousflowaerationandintermittentaerationsystem由图6．4可知，在0～120h连续曝气和间歇曝气过程中，接种在废水中的菌株NM．18在24h时都出现了最高聚磷率分别是17％和56％。在其他时间内，菌株NM-18的聚磷率较小并且出现了负值。本试验中聚磷率指接种聚磷菌的废水离心后总磷浓度占初始废水总磷浓度的百分比。由于本试验是在开放装置中进行连续曝气和间歇曝气的，曝气时间长，水分挥发较快，所以废水浓度会稍微升高，尤其是连续曝气，所以聚磷率出现了负值。3讨论3．1菌株NIVI．21聚磷特性不稳定试验过程中发现菌株NM．21的聚磷特性不稳定。在初始测定菌株聚磷能力时，菌株NM．21在富磷培养液中培养120h，聚磷率为82％，而经多次传代培养，在同等条件下检测菌株NM．21的聚磷能力时，而聚磷率不到50％。由于菌株NM．21的聚磷特性不稳定，其效果不如菌株NM．18好，所以在大部分试验中以菌株NM．18为供试菌株。3．2聚磷菌对碳源的需求试验中发现，在废水中未加入任何物质的对照中(CKl)，总磷含量没有变化，加∞如∞如加mO加加如\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究没有聚磷现象，而在废水中不加聚磷菌株，只加入5％体积牛肉膏蛋白胨培养基的对照中(CK2)出现了聚磷现象。分析其原因可能是废水自身也存在聚磷菌，由于曝气池废水已经过沼气池、酸化池等处理，COD含量大大降低仅约有250mg／L，而TP含量约60mg／L。有研究者发现，生物除磷系统中，进水的BOD5／TP至少应在15以上，通常在20～30之间才能满足聚磷菌的有机物需求从而达到较好的除磷效果(徐亚同，1994；沈耀良，1999)。所以曝气池废水COD含量比较低，不能满足聚磷菌生长对碳源的需求，合成的PHA量少，影响好氧阶段对磷的吸收，聚磷的效果比较差，因此出现了CKl的情况。而在加入牛肉膏蛋白胨培养基的废水中增加了COD浓度，聚磷效果有了明显的改善，因此出现了CK2的情况。3．3聚磷菌在培养基和实际废水中聚磷效果的差异试验发现，在好氧条件下，筛选出的聚磷菌株在装有富磷培养基和LB的250mL三角瓶试验中96～120h表现出连续聚磷，没有释磷现象，而采用连续曝气和间歇曝气条件下，在自制的容器中处理养殖场废水时，出现了明显的吸收／释放磷的现象，且间歇曝气比连续曝气聚磷效果好一些。目前人们对聚磷菌的研究大多是在厌氧／好氧间歇条件下进行的，而对于单一好氧强化生物除磷的现象研究较少。有研究表明：单一好氧条件下的生物除磷能力是有限的，在运行过程中磷一直往细胞内转化，但是细胞对磷的容纳能力有限，当细胞内聚磷含量达到一定量以后，磷不再向细胞内转化，此时让细胞经历厌氧段充分释磷，之后又可以重复单一好氧条件下的生物除磷现象(李菲菲等，2010)。然而本试验中富磷培养基和LB在磷酸盐含量在40mg／L左右，聚磷菌可将其降低到大约5-20mg／L，可以看出聚磷菌有较强的聚磷能力，而实际废水中仅有14mg／L左右，聚磷菌只能磷降到大约4～7mg／L，似乎是没有达到细胞内聚磷含量就不再聚磷了。究其原因，还有待于下一步研究生物除磷的维持条件和代谢机制，为生物除磷的实际应用奠定理论基础。3．4絮凝剂对聚磷菌的絮凝效果本试验想利用絮凝剂将己过量吸收磷的聚磷菌絮凝下来，从而将废水中的磷去除，并且也可以减轻电渗析处理废水的负荷。试验发现，絮凝剂聚合氯化铝和聚丙烯酰胺不能絮凝含菌株NM．18浓度较高的液体培养基。由此可知，虽然聚合氯化铝和聚丙烯酰胺两者联合使用，絮凝效果较好，但对于培养细菌的液体培养基来说，此类液体中仅含有细菌，没有其他固体悬浮物质，细菌个体微小，很难单独絮凝下来。在\n第六章聚磷茵在废水处理中的应用实际生活中，养殖场废水中含有较多的固体悬浮物，絮凝剂絮凝这些物质时，可将部分细菌包裹、粘附而絮凝下来。4结论(1)在30。C，180r／min好氧条件下，菌株NM．18和菌株NM一21单独处理曝气池废水在48h时的聚磷率分别是62％和64％，两菌株混合处理废水在48h时聚磷率为69％。(2)在自制废水反应器中，接种于经稀释的混合实际废水的菌株NM一18，经120h连续或120h间歇曝气，在24h时都出现了最高聚磷率分别是17％和56％。\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究74\n第七章全文讨论与总结1全文讨论1．1蓝藻处理废水的可行性和不足利用蓝藻处理废水，受季节和废水物质浓度限制。本试验研究得出蓝藻可处理COD417．1～173．8mg／L、TN215．74～89．89mg／L、TP14．81--,6．17mg／L猪尿废水和沼液COD675～337．5mg／L、TN279．63～139．82mg／L、TP8．63~4．32mg／L废水，超出此范围蓝藻就会死亡。经对温氏集团恩平、腰古两猪场的各个处理环节水质分析可知：从猪场排出的固液分离的废水，经格栅池、沼气池、沉砂池等处理，流到氧化塘的废水，其COD、NH3-N物质浓度已经较低，但磷还没有达到国家标准，蓝藻在氧化塘中主要处理废水中的磷，氧化塘废水浓度在蓝藻可处理废水的浓度范围内，利用蓝藻可净化此类废水，并可获得大量蓝藻生物质，用于有机肥生产。蓝藻不能在寒冷冬季存活，建议在冬季用耐寒性强的植物代替。1．2电渗析处理废水与聚磷菌联合处理的可行性分析根据电渗析自身的性质和试验过程中所得数据将电渗析处理猪场废水的优、缺点总结如下。其优点是：(1)此方法不受季节、气温的影响；(2)电渗析使占88～90％废水总体积的淡水COD、NH3-N达到国家标准。电渗析处理废水的不足是：(1)电渗析对处理的废水有浓度要求，浓度太高对处理的废水不能满足各个指标都符合国家标准，它可应用在原有废水处理工艺的某一个环节，如沉砂池COD950mg／L、NH3-N373mg／L、TP163mg／L，电渗析可使88．5％废水的COD、NHa-N达到国家标准。(2)电渗析出的浓水浓度虽然已经浓缩了几倍，但浓缩倍数仍然太小，可将其排入一级处理池与猪场初始固液分离的废水一起进行再处理，当废水水质达到可以电渗析的要求后再进行电渗析，这样就使电渗析和原有处理工艺紧密结合起来。(3)废水电渗析时，TP浓度出现了在浓水中小而在淡水中大的现象。分析其原因，首先可能由于有机态磷含量较高，其次可能与电渗析出的淡水比例较大有关，淡水占废水总体积的88％"--'90％，再次可能由于浓水浓缩后其所含的金属离子女nCa2+、M92+浓度增大，容易与磷酸盐生成沉淀，而沉积在阴、阳膜之间，使排出的浓水中磷含量减少，使淡水中磷含量相对增多。(4)猪场废水中固体悬浮物较多，电渗析预处理除添加絮凝齐U#t-需先进行粗过滤，以保护电渗析装置内的阴、阳膜。目前关于电渗析处理养殖场废水的研究鲜有人报道，本试验为电渗析处理废水提\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究供了一定的科学数据，若利用该方法处理养殖场废水还有待于进一步的研究。欲解决电渗析时出现的磷问题，想通过聚磷菌把废水中的磷去除。从被污染的河流污泥中分离得到两株聚磷菌NM．18和NM．21，两菌株在富磷培养基和LB培养基中好氧培养96h～120h，基本上一直处于聚磷状态，菌株NM．18的聚磷效果较好，其最高聚磷率分别是88％、73％。在实际废水反应器中，接种聚磷菌株NM．18的废水经120h连续或间歇曝气，均出现了聚磷菌明显的吸／释磷现象，最高聚磷率分别是17％和56％。聚磷菌株NM．18在培养基废水和混合的实际废水中表现出不同的吸／释磷现象，在前者废水中好氧条件下聚磷效果较好，而后者间歇曝气条件下效果较好。由于培养基废水和实际废水的C、N、P比例不同，会对聚磷效果产生一定影响。将分离到的聚磷菌还需在猪场实际废水中进行小试或中试，研究连续曝气和间歇曝气，哪一种方式下聚磷效果较好。目前人们对聚磷菌的研究大多是在厌氧／好氧间歇条件下进行的，而对于单一好氧条件下强化生物除磷的现象研究较少，关于聚磷菌的吸／释磷原理还有待于人们进一步的研究。电渗析处理废水时，需将废水预处理，如果在废水中的聚磷菌的聚磷率达到最大值时，使用絮凝剂把废水中的固体悬浮物絮凝下来，生成的絮凝物会吸附微生物一起沉降下来，进而去除废水中的聚磷菌，也将降低废水中的磷含量。然后将预处理好的废水，进入电渗析进行处理，可能会得到理想的结果。电渗析与聚磷菌的联合使用还需进一步试验研究。2全文总结(1)利用H202除臭快速、高效，但成本偏高，可作应急使用方案。(2)蓝藻处理废水受季节影响大，在中国南方，有空余土地的地方，可利用蓝藻处理低浓度废水(废水COD400mg／L、TN180mg／L、TP12．3mg／L以下)。(3)采用电渗析技术处理废水效果不理想。废水预处理时添加的絮凝剂对废水处理具有重要作用，可去除固体悬浮物，减少废水臭味，同时降低了约50％的TP和COD浓度。电渗析使得淡水中NH3．N、COD较易达到国家标准，尤其是NH3-N。但TP出现了在浓水中浓度小而淡水中浓度大的现象。(4)从被污染的河流污泥中分离得到两株聚磷菌NM．18和NM．21，根据生理生化特征分析及16SrRNA基因相似性序列比较，将菌株NM一18、NM．21初步鉴定为Acinetobactersp．和Aeromonassp．。对这两株菌的聚磷方法研究不充分，处理废水的效果欠稳定，有待于进一步研究。\n附录16SrRNA序列附录16SrRNA序列1．菌株NM．1816SrRNA(GenBankAccessionNo．JQ765576)TGGTAAGCGl℃C1℃CTl、GCGGTl’AGACl’ACCl’ACTTCTGGTGCAACAAATl℃CCATGGTGTGACGGGCGGTGTGTACAAGGCCCGGGAACGTATl℃ACCGCGGCATl℃TGAl℃CGCGATlACl、AGCGATTCCGACTTCATGGAGTCGAGTTGCAGACTCCAATCCGGACTACGATCGGCTTTTTGAGATTAGCATCC”JCGCTAGGTAGCAACCCTlvrGlACCGACCATTGl’AGCACGTGTGTAGCCCTGGTCGTf认GGGCCATGATGACTTGACGTCGTCCCCGCCTTCCTCCAGT_ITGTCACTGGCAGTATCCTTAAAGTTCCCGGCll’AACCCGCTGGCAAATAAGGAAAAGGGTTGCGCTCGTTGCGGGACTTAACCCAACp汀CTCACGACACGAGCTGACGACAGCCATGCAGCACCTGl’ⅪG瞰G1vI℃CCGAAGGCACCAATCCATCTCTGGAAAGTTCTTACTATGTCAAGACCAGGT从GGTTCTTCGCGTTGCATCGAATTAAACCACATGCTCCACCGCTTGTGCGGGCCCCCGTCAATTCA，rTTGAGTTTTAGTCTTGCGACCGl=ACTCCCCAGGCGGTCTACTTATCGCGTTAGCTGCGCCACTAAAGCCTCAAAGGCCCCAACGGCTAGTAGACATCGTTTACGGCATGGACTACCAGGGl=ATCTAATCCTGTTTGCTCCCCATGCTTTCGTACCTCAGCGTCAGTATTAGGCCAGATGGCTGCCTTCGCCATCGGTArTCCTCCAGATCTCl’ACGCATTTCACCGCl’ACACCTGGAATTCTACCATCCTCTCCCATACTCTAGClTCCCAGTATCGAATGCAATTCCTAAGTT从GCTCAGGGATTTCACATCCGACTT从GAAGCCGCCTACGCACGCTTTACGCCCAGTAAATCCGAT眦CGCTCGCACCCTCTGTAmCCGCGGCTGCTGGCACAGAGTL～GCCGGTGCTl’ATTCTGCGAG枞CGTCCACl、ATCCTAGAGl’ATTAATCCAAGTAGCCTCCTCCTCGCllAAAGTGCTTTACAACCAAAAGGCCTTCTTCACACACGCGGCATGGCTGGArCAGGCTTGCGCCCATTGTCCAATATTCCCCACTGCTGCCTCCCGTAGGAGTCTGGGCCGTGTCTCAGTCCCAGTGTGGCGGATCATCCTCTCAGACCCGCTACAGATCGTCGCCTrGGTAGGCCTTTACCCCACCAACTAGCTAATCTGAC丌AGGCTC√钢rCTAlvI’AGCGCAAGGTCCGAAGATCCCCTGCTTTCCCCCTTAGGGCGTATGCGGTAll’AGCAlvrCCTTTCGGAATGTTGTCCCCCACTAATAGGCAGATTCCT久AGCATl’ACTCACCCGTCCGCCGCTAGCTCAGl’TACCGAAGCAACCTCGCCCGCTCGACTTGCA2．菌株NM．2116SrRNA(GenBankAccessionNo．JQ894500)GGl：AACGCCCTCCCGAAGGrrAAGCTATClACTTCTGGl、GCAACCCACTCCCATGGTGTGACGGGCGGTGTGl、ACAAGGCCCGGGAACGTATTCACCGCAACATTCTGATlTGCGATTACTAGCGATTCCGACTTCACGGAGTCGAGTTGCAGACTCCGATCCGGACTACGACGCGCTTTTTGGGATTCGCTCACTATCGCTAGCrrGCAGCCCTCTGTACGCGCCATTGTAGCACGTGTGTAGCCCTG77\n硕士学位论文：养殖场低浓度废水处理的研究GCCGTf蛆GGGCCATGATGACTTGACGTCATCCCCACCTTCCTCCGGrnATCACCGGCAGTCTCCCll’GAGTTCCCACCATlACGTGCTGGCAACAAAGGACAGGGGll6CGCTCGTTGCGGGACTTAACCCAACATCTCACGACACGAGCTGACGACAGCCATGCAGCACCTGTGTTCTGATTCCCGAAGGCACl℃CCGCATCTClACAGGATTCCAGACATGTCAAGGCCAGGB认GGTTCTTCGCG1_rGCATCGAAnAACCACATGCl℃CACCGCTTGTGCGGGCCCCCGTCAATTCATTTGAGTTTTAACCTTGCGGCCGTACTCCCCAGGCGGTCGA，rTTAACGCGllAGCTCCGGAAGCCACGTCTCAAGGACACAGCCTCCAAATCGACATCGTTTACGGCGTGGACTACCAGGGTI批TAATCCTGTTTGCTCCCCACGCTTTCGCACCTGAGCGTCAGTCTlTGTCCAGGGGGCCGCCTTCGCCACCGGD汀卫CCl℃CAGATCTClACGCATrrCACCGCTACACCl、GGAATTCl’ACCCCCCTCTACAAGACTCTAGCTGGACAGTTTT从ATGCAATTCCCAGGTTGAGCCCGGGGCTTTCACATCl’AACTTATCCAACCGCCTGCGTGCGCTTTACGCCCAGTAATl℃CGA兀AACGCTTGCACCCTCCGTATTACCGCGGCTGCTGGCACGGAGTTAGCCGGTGCTTCTTCTGCGAGl：AACGTCACAGTTGGCAG1_rArrAGCTACCAACCTTTCCTCCTCGCTGAAAGl℃CTTl’ACAACCCGAAGGCCTTCTTCACACACGCGGCATGGCTGCATCAGGGTTTCCCCCAlvrGTGCAATATTCCCCACTGCTGCCTCCCGTAGGAGTCTGGACCGTGTCTCAGTTCCAGTGTGGCTGATCATCCTCTCAGACCAGCTAGGGATCGTCGCCTTGGl、GAGCCATl、ACCTCACCAACAAGCTAATCCCACCTGGGCATATCCAATCGCGCAAGGCCCGAAGGTCCCCTGCTTTCCCCCGTAGGGCGl：ATGCGGTAll’AGCAGTCGTTTCCAACTGTTATCCCCCTCGACTGGGCAATTTCCCAGGCAll’ACTCACCCGTCCGCCGCTCGCCGGCAAAGTAGCAAGCTACTTTCCCGCTGCCGCTCGACTTGCATG78\n参考文献BenAimRM，SemrnersMJ．Membranebioreactorforwastewatertreatmentandresuse：aSEICCCSSstory[J]．WaterScienceTechnology,2002，47：1-5BortoneG,GermelliS,RambaldiA．Nitrification，denitrificationandbiologicalphosphateremovalinsequencingbatchreactorstreatingpiggerywastewater[J]．WaterScienceTechnology,1992，26(5~6)：977-985ChoudharyM．，BaileyL．D．，GrantC．A．Reviewoftheuseofswinemanureincropproduction：effectsonyieldandcompositionandonsoilandwaterquality[J]．WasteManagement&Research，1996，14：581-595ComeauH．，HallK．J．，HancockR．E．W．andOldhamW．K．Biologicalmodelforenhancedbiologicalphosphorusremoval[J]．WaterRes．1986，20：1511·1521CrocettiGR．，HugenholtzP,BondPL，eta1．IdentificationofPoly-phosphateaccumulatingorganismsanddesignof16SrRNA—directedprobesfortheirdetectionandquantitation[J]．Appl。Environ．Microbi01．2000，66：1175—1182D．Harper．EutrophicationofFreshwaters，Principles，ProblemsandRestoration[J]．Chapman&Hall．1992，(5)：894-900E．Gain，S．Laborie，Ph．Viers，eta1．Ammoniumnitratewastewatertreatmentbyanelectromembraneprocess[J]．Desalination，2002(149)：337—342H．Roux-deBalmann，M．Bailly,F．Lutin，eta1．Modellingoftheconversionofweakorganicacidsbybipolarmembraneeletrodialysis[J]．Desalination，2002，149：399-404HeeSeokKim，Yonu—KyooChoung．SoojcungAhn，eta1．Enhancingnitrogenremovalofpiggerywastewaterbymembrancebioreactorcombinedwithnitrificationreactor[J]．Desalination，2008，223(1～3)：194-204J．D．Norton，M．EBuehler．Separationofmonovalentcationsbyelectrodialysis[J】．SepSciTechnol，1994(29)：1553J．J．Barney,J．L．Hendrix．Regenerationofwasteacidfromanewilmenitetreatmentprocessbyelectrodialysis[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