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處理養殖廢水方法范文第1篇

關鍵詞：水產養殖;廢水;處理;探析

了解水產養殖廢水與農業廢水、工業廢水和生活廢水的區別是有效處理水產養殖廢水的前提，同時還應考慮水產養殖區生物種群的類別和生理特性，水產養殖區給排水系統的設計和與周邊生態環境的聯系等，科學排廢，循環利用，注重生態，變廢為寶，是生態水產養殖工程廢水處理的理想狀態。

一、水產養殖廢水的來源和危害分析

一般理論認為，水產養殖過程中，所謂的廢水主要來源于大量的動物糞便、死亡動植物尸體、餌料殘渣、漁用肥料，以及消毒劑、殺菌劑、殺寄生蟲劑等藥物進入水體后，養殖水體中的有機物、氮、磷、氨等大量積累，加劇了水體的富營養化程度。其主要危害是惡化養殖水體，毒害魚類，引起病毒爆發及流行，導致魚類和蝦類生長緩慢，甚至死亡。

另有水產養殖專家認為，養殖水域污染源以及由此而產生的富營養化主要來自養殖過程中的氮、磷等有機物的積累，這點與傳統理論是一致的。但針對一些緩流淺水草型湖泊的沿湖養殖區，在生活污水和漁業自身污染的共同作用下，由污染物所滋生的種類繁多的致病微生物已經對養殖業造成了嚴重的損害。近幾年來發現并流行的暴發性魚蝦病害，不僅給水產養殖產業造成重大經濟損失，而且通過食物鏈對人體的健康帶來嚴重隱患。另外我國水產養殖以直接排污的池塘養殖為主，基礎設施老化嚴重，自然生態系統中的食物鏈在養殖過程中頻遭破壞，殘餌、排泄物、死亡殘體等大量有機物失去了被其它生物利用的機會，養殖水域生態功能退化，病害日趨嚴重。如不對養殖廢水進行生態處理和循環利用，那么以消耗自然資源（水資源）、污染環境為代價的水產養殖業，在今后生態文明生產浪潮的沖擊下是難以立足的。傳統水產養殖模式的高消耗、高污染，使得水產養殖須轉向以低消耗、低排放、高效率為基本特征的可持續發展的循環型的水產養殖模式。

回歸水產養殖廢水本身，水產養殖水污染有其獨特的特點，即潛在污染物含量低、一次排水量大、與常見陸源污水存在差異，處理難度大大增加。養殖廢水中氮磷營養成分、溶解性有機物、懸浮物和病原體是處理的重點。

二、多種水產養殖廢水處理思路和方法簡介

目前廣泛流行的處理水產養殖廢水的思路大致分三個方向，分別是物理法、化學法和生物法。三種方法在特定的環境下皆有所發揮。

常規物理處理技術主要包括過濾、中和、吸附、沉淀、曝氣等處理方法，是廢水處理工藝的重要組成部分，主要去除海水養殖廢水中的懸浮物（TSS）和部分化學耗氧量（COD）、BOD，但對可溶性有機物、無機物及總N、P等的去除效果不佳。處理后出水的污染物粒徑一般小于50納米，對于工廠化養殖廢水的外排和循環利用處理、機械過濾和泡沫分離技術處理效果較好。由于養殖廢水中的剩余殘餌和養殖生物排泄物等大部分以懸浮態大顆粒形式存在，因此采用物理過濾技術去除是最為快捷、經濟的方法。常用的過濾設備有機械過濾器、壓力過濾器、砂濾器等。在實際處理工程中，機械過濾器（微濾機）是應用較多、過濾效果較好的方式。用砂濾器能很好地去除TSS，但是去除N和P效果不佳。沸石石英砂反應器，兼有過濾和吸附功能，利用沸石的吸附作用，除去多種污染物;生物過濾器，采用在沸石上生長反硝化細菌，對海水養殖廢水進行處理，尤其對海水養殖廢水中的糞便及殘餌有良好的去除效果。

化學方法處理水產養殖廢水主要采用凝聚、中和、絡合和消毒的思路。具體來講，凝聚是使用一些化學試劑，使水中微小顆粒及膠體凝聚成較大絮凝體，加速沉淀，凈化水質。通常凝絮劑對海水的處理效果較差，對內陸淡水湖泊水體效果較好。中和是通過改變水體過高或過低的pH值，利用常用生石灰等調節水體的pH值，使水呈中性或弱堿性，還能增加水中的鈣含量，改良水質，殺滅病原體。新砌的水泥池往往水中pH值過高，不利于水產動物的生長，常用草酸、醋酸、稀鹽酸等弱酸中合處理。絡合最常用的是EDTA-Na2，可清除水體中含量過高的重金屬離子。對于一些重金敏感的魚、蝦等，其苗種培育用水必須經EDTA-Na2預 處理后方可使用。最后，應用化學消毒劑與水中有毒物質發生氧化還原反應，降低或消除其毒性，殺滅有害微生物。目前市場上常用的消毒劑是鹵素制劑、臭氧、高錳酸鉀、過氧化氫和季銨鹽等。

自然界存在大量以有機物為食物的微生物。它們具有將有機物氧化分解成無機物的巨大能力。養殖用水和廢水的生物處理就是利用微生物這種能力來處理水中的有機物，因此必須為微生物在水中創造一個良好的生活環境，使微生物在這個環境中將水中的有機污染物氧化分解，從而使水得到凈化。這是生物處理水產養殖廢水的原理。具體的方法中，最典型的應該是植物吸附，植物主要通過其莖、葉和根系吸收利用、富集、吸附和固定水產養殖水體污染物， 以及為微生物提供棲息地來實現消除或降低養殖水體的污染，比如藻類，藻類細胞壁是主要由多糖、蛋白質和脂肪組成的網狀結構，帶一定的負電荷，且有較大的表面積與粘性。藻類在生長繁殖過程中能富集和吸收大量的有機物、無機物和重金屬，并在富積有機物的同時發生代謝降解。大型海藻具有食用、藥用、易采集的特點而被廣泛用于水產養殖廢水的凈化處理。另外，光和細菌、人工濕地也是常見的生物處理水產養殖廢水的生物方法，篇幅所限，筆者在此就不一一贅述了。

三、結語

面對現在越來越規模化、集約化和高密度化的水產養殖現狀，針對養殖區實際情況的物理方法、化學方法和生物方法相結合的綜合治理才是最科學的廢水處理方案。我國是世界最大的水產品輸出國和消費國，對水產養殖廢水處理方法的研發和創造是大勢所趨，同時也需要各界人士的廣泛關注。

參考文獻：

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處理養殖廢水方法范文第2篇

文獻標識碼：B文章編號：1008-925X(2012)07-0165-02

摘要：

我國海水養殖廢水的環境問題還未引起人們的足夠重視，還未制定相關的法律和法規來約束養殖廢水的排放，因此海水養殖廢水的排放大多是未經處理直接排放的，隨著代謝工程、發酵工程、生物技術和微生物工程的進一步發展，在研究中，應借鑒國外的相關經驗，結合實際情況，對多種處理工藝優化組合并對海水養殖廢水的再循環利用進行研究。

關鍵詞：海水養殖；廢水處理；污染物

目前我國海水養殖廢水生物處理研究還處于開始階段。一方面，對于海水養殖廢水處理的工藝選擇、運行參數及處理能力與效能尚需進一步研究；另一方面對降解污染物微生物的研究還有大量的工作需要進行，開展海水養殖廢水生物處理方法和原理的基礎研究，從海洋環境和海水養殖環境中廣泛篩選能夠高效降解目標污染物、并能在海水環境中快速繁殖生長的菌群，對其中若干菌株加以遺傳改造，從而培育出凈化能力更強、適用范圍更廣的高效菌株，同時進行菌株的適宜環境條件、生理特性、代謝動力學及微生物生態學方面的研究；篩選適合的微生物固定化載體和對固定化方法進行優化；在調查和系統分析水質、水量、投菌量、營養物質、氧耗、反應器構型、水力停留時間等諸多因素的基礎上，建立完善的和適合我國國情的海水養殖廢水處理方法并加以推廣，對于保護海洋環境以及海水養殖業的可持續發展有著十分重要的意義。

1國內研究現狀分析

在國內，一些學者已經認識到海水養殖廢水治理的必要性，并且開展了一些研究工作。中國水產科學研究院黃海水產研究所袁有憲等率先提出對養殖環境進行生物修復，即應用微生物降解技術消除養殖水體底泥中有機污染物，改善養殖環境，取得了一些進展。在微生物篩選培育與應用方面，中國海洋大學莫照蘭、俞勇從蝦池底泥中分離篩選出1O株對有機物具有較高降解性能的細菌，初步實驗表明，篩選的菌株2d能消化46.6～59.5 的對蝦餌料，5d能消化50.8％～7O.2的對蝦餌料，篩選的菌株可用于蝦池底部有機物降解，改善對蝦養殖環境。孫軍發現養殖系統加入光合細菌和吸附劑(麥飯石)后可明顯降低蝦池的氨氮水平并提高對蝦的抗病力，青島理工大學環境工程實驗室建立了一種海水硝化細菌的培養方法，可在短時間內(16～18d)獲得硝化速率為7.49mg?［g(MLSS)?h］-1 的硝化細菌制劑，該制劑可有效地去除海水養殖環境中的氨氮，具有較好的應用前景，此外還開展了硝化細菌固定化等方面研究。

2海水養殖廢水處理工藝

隨著海水集約化養殖業的發展以及對海水養殖廢水處理研究的深入，人們逐漸認識到單一的處理技術或傳統的陸域污水處理法已無法滿足處理要求，投入少、低成本、低能耗高效率的海水養殖廢水綜合處理技術才是研究的主要方向。這些綜合處理技術將更強調生態系統中生產者、消費者、分解者之間動態和合理的平衡，進一步挖掘生物作用的潛力，力圖培育和篩選出繁殖能力強、凈化能力高、抗環境突變能力強、變異小的微生態制劑，實現無害化處理。目前，已有不少的科研工作者對海水養殖廢水處理工藝進行研究，并取得一定的效果。人工濕地利用生態系統中的物理、化學和生物的三重協同作用來實現對污水的凈化，具有凈化效果好、去除氮磷能力強、工藝設備簡單、運轉維護管理方便、能耗低、系統配置可塑性強、生態環境效益顯著、可實現廢水資源化等特點。但人工濕地易受自然及人為活動的干擾，易堵塞，生態平衡易受到破壞，因而在設計時要因地制宜，需要與其他水處理技術相結合，并加以適當管理，這樣才能長期維持高效運行。

3 海水養殖廢水生物處理技術

3.1傳統生物處理技術： 目前海水養殖廢水生物處理中應用較多的是生物膜法，是通過生長在填料表面的生物膜進行工作的。填料包括碎石、卵石、焦炭、塑料蜂窩等。在水處理上其主要作用的生物膜，它由水、微生物、細胞外粘多糖聚合物和縮多氨酸聚合物等組成。好氣菌、原生動物、細菌等以氨溶解有機物質為食料，在呼吸作用中氧化，從而獲得生命進行繁殖，而微生物又是更大的原生動物的食料，由于生物間的互相依賴，保持平衡狀態，魚體的排泄物最終被分解為二氧化碳、氨、碳酸鹽、硫酸鹽等簡單的化合構，水就得到了凈化。研究表明，生物膜不是連續的層狀結構，而是附著在一起的堆體或群藻的隨機組合，這些堆體或群落周圍存在許多通道，水和捕食的原生動物可以通過這些通道移動。生物膜法因具有產生污泥少，運行管理方便，處理費用低的優點，在海水養殖廢水處理方面具有獨特優勢。

3.2生物強化技術： 生物強化技術，即生物增強技術，是通過向養殖廢水處理系統中直接投加一些從自然界中篩選的優勢菌種或通過基因重組技術產生的高效菌種，增加生物量，以改善原處理系統的處理能力，達到對某一種或某一類有害物質的去除或某方面性能的優化目的。生物強化技術與傳統的生物治理技術相結合，已成為生物治理廢水發展的一種趨勢。生物強化技術無疑為提高海水養殖廢水生物處理能力開拓了一條新思路。國內外學者在該領域已經進行了有益的嘗試，取得了一些成果。

3.3微生物固定化技術： 微生物固定化技術是從20世紀60年代末直接從酶固定化技術發展起來的，通過物理或化學的手段，將游離的微生物固定在限定的空間區域使其保持活性，并可反復利用的一項技術。它是一項可應用于海水養殖廢水處理的生物工程技術，固定化的對象有藻類、細菌等。與游離細胞相比，固定化微生物具有細胞密度高、反應速度快、運行穩定可靠、細胞流失少等優點，在生物處理裝置內可以維持高濃度的生物量，提高廢水處理負荷，減少處理裝置的體積。通過選擇性地固定對氮、磷等營養物有很強吸收能力的微生物，開發高效生物處理裝置，能夠提高養殖廢水中廢物的轉化率或降解效率。

4結束語

池塘養殖是我國陸地海水養殖的主要方式之一，由于經營者眾多、排水量大，因此宜在排水集中的河道或近岸建立人工濕地生態系統對這些廢水進行集中處理。人工濕地處理系統是一種成本低廉、節能、簡單易行、效果顯著，而且無二次污染的廢水處理系統，因此，建立海水或半咸水人工濕地生態系統進行養殖廢水的處理是一個值得深入研究的課題。

參考文獻

處理養殖廢水方法范文第3篇

關鍵詞：規?；B殖場；糞污；資源化利用模式；三峽庫區

中圖分類號：X713 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）02-0299-04

畜牧養殖業已經成為三峽庫區農業和農村經濟的支柱產業和農民增收的重要來源。隨著“百萬工程”的實施及城鄉統籌和現代農業的發展，重慶市的畜牧養殖業出現了強勁發展的勢頭，適度規?；B殖發展較快，近兩年來涌現出了一大批規模化養殖場，已明顯呈現區域化特征。隨著養豬場規模的不斷擴大、數量的不斷增加，養殖場污水已無法被土地消化，糞污產生的大量臭氣釋放到空氣中，未加處理而被排放的污水對自然水體造成了大面積的污染，使其BOD5、CODCr指標嚴重超標[1]。規模化養殖場的糞污使三峽庫區區域生態環境嚴重惡化。為此，通過對三峽庫區規?；B殖場糞污利用現狀的調研，提出了適合三峽庫區社會、經濟、資源環境狀況的規模化養殖場糞污資源化利用技術模式，以期解決畜禽養殖規?；l展帶來的環境污染問題，從而有效緩解三峽庫區區域生態環境的惡化，實現社會、經濟、生態環境的協調可持續發展。

1 規?；B殖場糞污處理基本模式

目前，規?；B殖場糞污處理的基本方法主要有好氧處理、厭氧處理、自然處理、混合處理4種。

1.1 好氧處理法

采用好氧技術對糞尿及廢水進行生物處理研究最多的是SBR（Sequencing batch reactor）工藝，即序批式活性污泥法。SBR是基于傳統Fill-Draw系統改進并發展起來的一種間歇式活性污泥工藝[2]。它把污水處理構筑物從空間系列轉化為時間系列，在同一構筑物內進行進水、曝氣、沉淀、排水、閑置等。20世紀70年代起，美國Notra Dame大學的Irvine等[3]在實驗室內對SBR法的基本運行特性作了研究，在美國環保署的支持下，于1980年把印地安納州南部的Culver城市污水處理廠改建成SBR系統。日本在糞便處理技術方面，自1975年起已開始采用活性污泥法同時除去糞便中的BOD5和氮的技術，這種方法被稱為糞便處理的超標準脫氮法[4]。我國自1985年建成首座處理肉類加工污水的SBR系統后，又陸續在城市污水、魚品、肉類加工污水處理中應用，20世紀90年代開始用于畜禽養殖場污水處理。活性污泥法也能去除某些金屬Ca、Mg、Hg等[5]，采用固定的活性污泥能使BOD5去除率達95%～97%[6]。

我國學者對SBR用于畜禽養殖場糞污處理研究較多，如鄧良偉等[7]用水解-SBR-活性炭吸附，NH3-N去除率達97%以上；趙巖[8]用SBR技術處理高濃度養豬污水，其CODCr去除率為92.47%，BOD5去除率為96.69%。在實際應用中，單獨使用SBR工藝并不多，多是采用SBR與其他方式結合處理，如于金蓮等[9]通過實驗室模擬試驗，探討混凝-脫氨-好氧生化處理養豬污水工藝，用石灰乳混凝沉淀，處理后出水濃度CODCr為340～380 mg/L，NH3-N為28～60 mg/L；成文等[10]采用接觸氧化-水解（酸化）-兩段接觸氧化-混凝工藝處理高濃度養豬場污水，在最佳條件下，CODCr去除率大于97%，BOD5去除率大于98%，氨氮去除率大于96%；范建偉等[11]用活性污泥膜分離技術處理畜禽污水，用膜取代了傳統二沉池，具有出水穩定、活性污泥濃度高、抗沖擊負荷能力強、剩余污泥少、裝置結構緊湊、占地少等特點。出水濃度CODCr

1.2 厭氧處理法

20世紀50年代出現了厭氧接觸法（Anaerobic contact process）工藝，60年代末出現的厭氧濾器（Anaerobic filter，AF）是高負荷厭氧反應器的第一個突破，此后在70年代上流式厭氧污泥床UASB（Up-flow anaerobic sludge bed）問世，UBF與UASB的發明推動了以提高污泥濃度和改善廢水與污泥混合效果為基礎的一系列高負荷厭氧反應器的發展，并逐步應用于禽畜污水處理中。厭氧處理特點是能量需求低，可以產生能源（沼氣），污泥量低，對pH、溫度等環境因素敏感[12]；而且由于處理過程不需要氧，所以不受傳氧能力的限制，因而具有較高的有機物負荷潛力，能對一些好氧微生物所不能降解的部分有機物進行降解[13]。

我國最早將畜禽糞污用于厭氧處理是以生產沼氣為目的，因而生產后未能達到完全分解污染物的要求，其出水CODCr的濃度仍不符合環保廢水排放標準。20世紀90年代以來，隨著畜牧業的迅猛發展，畜禽糞污造成的環境污染日漸突出，人們開始將厭氧處理用于處理畜禽糞污環境污染物，而生產沼氣只作為附加產物[14]。鄧良偉等[15]采用內循環厭氧反應器（lC）處理豬場廢水，BOD5去除率為95.8%，SS去除率為78.5%，沼氣產氣率達1.5～3.0 m3/d。后又通過改善厭氧消化液的可生化性和培養高效脫氮菌種等措施，NH3-N去除率達到了99%，CODCr去除率達95%[16]。純粹的厭氧處理畜禽污水后，出水一般殘留的CODCr值較高，達不到排放標準。實際應用中的厭氧處理實際上還摻雜其他處理單元。如張國治等[17]選用小球藻、顫藻等藻類，采用懸浮藻類法和固定藻類法兩種工藝對豬糞厭氧廢液進行凈化處理。經過15 d室內靜態處理，去除NH3-N 93.9%，TP 78.4%，色度51.4%。

1.3 自然處理法

包括穩定塘處理、土地處理和廢水養殖。這類方法投資省、工藝簡單、動力消耗少，但凈化功能受自然條件的制約，如果在有足夠土地可利用的條件下，它是一種較為經濟的處理方法，特別適宜于小型畜禽養殖場廢水處理。自然處理法也可以用于畜禽養殖場廢水除臭，如胡佩[18]采用細黃鏈霉菌5406除去家禽糞臭味。

畜禽養殖污水的快速滲透處理系統雖比另外的陸地處理系統效率低，但最低的去除率也達到50%，也不需要預處理，酸性環境能加速脫氮去磷，發展快速滲透系統的投資和運行費用較低；同時，具有額外的益處，如水和養分的再利用[19]。廖新弟等[20]分別以香根草和風車草為植被，建立人工濕地，凈化畜禽場污水，CODcr去除率可達90%以上，BOD5去除率可達80%以上。生態工程陸地處理系統（LTS）作為一種自然的、生態的、交替的或所謂適合的技術，中國自1986年就開始研究和利用，其具有費用低、節約能源、恢復資源、易操作、去除污染物廣而有效等優點[21]。濕地處理系統受環境條件影響較大，在寒冷地區需專門設計[22]。水萍科植物用于循環利用養豬污水是可行的處理方式，建立植物過濾帶可減少排入地表接納水體的污染物負荷[23]。

1.4 混合處理法

好氧處理法、厭氧處理法、自然處理法用于處理畜禽養殖場廢水各有優缺點，一般不單一應用，近年來畜禽糞污多采用混合處理法[24]。即是根據畜禽養殖場廢水的多少和具體情況，設計出由以上3種或以它們為主體并結合其他處理方法進行優化組合，共同處理畜禽養殖場廢水。該方式能以較低的處理成本，取得好的效果，如杭州西子養殖場采用了厭氧+好氧結合的處理工藝，經處理后，廢水中CODcr約為400 mg/L，BOD5為140 mg/L，基本達到廢水排放標準[25]；深圳農牧實業公司的污水處理工程，工藝流程為污水-固液分離-調節池-上流式厭氧消化-植物塘-魚塘-排放，處理的廢水也能達到深圳市廢水排放標準[26]；李秀金等[27]采用ASBR-SBR組合反應器系統，處理高濃度有機污水，其中ASBR作為預處理器（厭氧）主要用于去除有機物，SBR（好氧）用于生物脫氮處理。當然，混合處理方法的形式多種多樣，除以上3種方法結合外，還包括一些物理、化學處理方法結合，在實際應用中應視具體情況而定。

當今我國畜禽糞污的污染大體上已經歷了認識階段，開始進入探索和解決階段。

2 三峽庫區規?；B殖場現有的處理模式

目前，三峽庫區采取的處理模式主要有3種，即還田處理模式、無動力自然處理模式和機械化處理模式。多數養殖場糞污主要利用干清糞技術，糞便利用堆肥技術處理作為肥料[28]，污水凈化后排放；也有部分養殖場以沼氣應用方式處理，但沼氣的利用沒有解決好，有的養殖場甚至沼氣用不完白白在大氣中燃燒掉，經濟效益體現不出來，所以推廣應用就存在很大問題[29]。我國是能源和水資源緊張的國家之一，如何將糞污處理資源化和能源化，并和有機肥開發相結合，將是三峽庫區綠色農業產業發展的重要方面，也是庫區生態環境安全的重要保障。

3 規模化養殖場糞污對三峽庫區生態環境的影響

三峽庫區城市重慶市全市生豬、肉牛、奶牛、山羊、蛋雞、肉雞規?；史謩e達40.0%、20.4%、66.5%、34.0%、89.0%、87.5%，畜禽養殖綜合規?；蔬_48.2%。隨著重慶市集約化養殖業的發展，養殖場產生的大量畜禽糞污對環境的污染越來越被人們所關注。重慶市畜禽養殖產生的糞便總量每年近8 570萬t，除少量用于農田施肥和制作成復合肥外，大多數未經處理就被排放到環境中，成為污染次級河流、水源的主要“殺手”，污染了人們賴以生存的空氣、水體。養殖場糞污的污染以規?；B豬場最為嚴重，一個萬頭豬場每天可排出豬糞10 t、尿液15 t、沖洗水100 t，相當于每天排放了CODCr 1 280 kg、TN 96 kg、TP 40 kg。

4 適宜三峽庫區規?；B殖場的處理模式

規?；B殖場糞污的資源化利用是有效緩解三峽庫區區域生態環境的惡化，實現社會、經濟、生態環境的協調可持續發展的重要途徑。從三峽庫區社會、經濟狀況及農民生活習慣和養殖糞污的物料特性出發，提出適合三峽庫區規?；B殖場糞污的資源化利用模式，為養殖場的糞污處理利用提供借鑒。

4.1 無公害食用菌環鏈模式

沼渣營養豐富，所含營養成分與食用菌栽培料所需要營養相近，且雜質少，十分適合食用菌的生長，同時食用菌培養廢物可參與厭氧發酵。無公害食用菌環鏈模式（圖1）能真正意義上達到循環農業的目的。

4.2 生態水產養殖模式

水產養殖業是三峽庫區的主要產業，沼液是養魚的好飼料，在沼液養魚利用淡期可與大田灌溉兼顧，形成靈活的利用模式。生態水產養殖模式見圖2。

4.3 低碳林業模式

在低碳經濟背景下，林業既是產業建設的載體，又是生態建設的載體。將養殖業和林業結合起來形成循環模式，促進低碳經濟的發展。低碳林業模式見圖3。

5 小結

隨著四期移民搬遷安置的全面完成，三峽庫區生態建設與產業發展至關重要。林業、水產養殖業是三峽庫區的主要經濟產業，食用菌是三峽農民致富的新興產業，將養殖業與其他產業形成大循環模式，互利互用，既能減輕養殖業對三峽庫區環境帶來的污染壓力，又可以促進無公害、生態、低碳產業的發展，帶動三峽庫區循環經濟的發展。

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處理養殖廢水方法范文第4篇

關鍵詞：畜禽養殖廢水 養豬廢水 厭氧膜生物反應器 沼液 沼渣

中圖分類號：X71 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2016）03（a）-0053-03

隨著經濟增長和人民生活水平提高，畜禽養殖業迅速發展。但是，畜禽養殖業的發展也帶來了一系列環境問題。畜禽養殖場所產生的廢水懸浮物、有機物和氨氮等濃度高，若未經處理而任意排放將對生態環境造成嚴重威脅[1]。厭氧生物處理技術可在處理畜禽養殖廢水的同時以沼液沼渣的形式回收資源[2-3]，是目前廣泛應用的畜禽養殖廢水處理方法。在眾多厭氧工藝中，厭氧膜生物反應器將厭氧生物處理工藝和作為固液分離單元的膜組件相結合，在處理畜禽養殖廢水這類高懸浮物廢水方面具有顯著的技術優勢[4-6]。但是，目前關于畜禽養殖廢水經該反應器厭氧發酵后所產生的沼液沼渣是否可回用于農田的研究較少。因此，該研究將選取養豬廢水這種典型的畜禽養殖廢水并分析該廢水經厭氧膜生物反應器厭氧發酵后所產生沼液和沼渣的主要營養元素及重金屬元素含量，初步評估沼液沼渣在后續農田施用方面的效果及風險。

1 材料與方法

1.1 沼液及沼渣來源

該實驗中所分析的沼液樣品取自用于處理養豬廢水中的厭氧膜生物反應器在運行第79、133、158天所產生的沼液；沼渣樣品則取自該反應器運行第79天所排出的沼渣。其中，厭氧膜生物反應器處理的養豬廢水來源于廈門某養豬場產生的廢水。

1.2 指標測定及方法

沼液中的總氮（Total Nitrogen，TN）和總磷（Total phosphrous，TP）分別采用GB 11894-89和GB 11893-89中的方法進行測定；沼渣中TN和TP的測定則分別采用NY/T 53-1987和GB/T 6437-2002中的測定方法；TK（Total potassium，TK）、Ca和Mg（僅針對沼液）及重金屬元素Hg、As、Cd、Pb和Cr采用電感耦合等離子體發射光譜儀測定（沼渣在測定上述元素前測定需采用微波消解儀進行消解）。

2 結果與討論

2.1 沼液的成分分析

2.1.1 沼液的主要營養元素

該研究中沼液的主要營養元素含量如表1所示。根據大量元素水溶肥料標準（農業行業標準NY 1107-2010）中的大量元素水溶肥料（中量元素型）液體產品技術指標，大量元素（N+P2O5+K2O） 含量之和應大于等于500 g?L-1，且應至少包含兩種大量元素，單一元素含量不低于40 g?L-1；中量元素（Ca+Mg）含量之和應大于等于10 g?L-1。由于液體肥料在施用于農田之前一般需先稀釋500～1 000倍。因此若按照稀釋倍數為500倍來計算，稀釋后施用于農田的液體肥料中大量元素含量應大于等于1 g?L-1，其中的兩種大量元素均應分別高于0.08 g?L-1；中量元素含量應大于等于0.02 g?L-1。根據表1中的數據，推算出該研究中沼液的大量元素（N+P2O5+K2O）含量之和為1.4～1.6 g?L-1；其中，氮和鉀元素（以K2O計）含量均分別高于0.08 g?L-1。此外，在所取的沼液樣品中，中量元素（Ca+Mg）含量均為0.3 g?L-1。上述分析結果表明，在該實驗范圍內，沼液中的主要營養元素均能達到NY1107-2010中的相關標準。因此，該研究初步認為該沼液可施用于農作物，為其提供生長所需養分。

2.1.2 沼液的重金屬元素

養豬廢水經厭氧膜生物反應器厭氧發酵后的沼液可能含有一定量的重金屬。重金屬含量過高的肥料長期施用有可能導致重金屬在土壤和農作物中的累積，造成一定的安全風險。因此，根據我國水溶肥料汞、砷、鎘、鉛、鉻的限量要求（農業行業標準NY 1110-2010），有必要對沼液中所含的上述重金屬元素含量進行分析。如表2所示，在所取的3次沼液樣品中，除了Pb和Cr之外，Hg、As和Cd均未檢測出。根據NY 1110-2010標準，水溶性肥料中的Pb和Cr含量均應小于等于50 mg?kg-1。若按稀釋倍數1 000倍來計算，稀釋后施用于農田的液肥中Pb和Cr含量均應小于等于0.05 mg?kg-1。根據表2中的數據，在該實驗范圍內，沼液中的Pb和Cr含量分別為0.02～0.04 mg?kg-1和0.01 mg?kg-1，均低于相關標準規定的限值。該結果初步表明，該研究中沼液施用于農田不會造成一定的重金屬風險。

2.2 沼渣成分分析

2.2.1 沼渣的主要營養元素

對該研究中沼渣主要營養元素含量的分析結果顯示，沼渣中TN，TP和TK分別為48.7 mg?g-1，32.6 mg?g-1和5.9 mg?g-1。根據農業行業標準NY 525-2012（該標準適用于以畜禽糞便為原料并經發酵腐熟后制成的有機肥料），總養分（N+P2O5+K2O）的質量分數應大于等于5.0%。在該研究中，N和K若以P2O5和K2O計，根據沼渣中TN、TP和TK數據，可推算出總養分（N+P2O5+K2O）的質量分數為13.0%，達到了NY 525-2012中規定的含量要求。上述結果初步表明，該研究中的沼渣含有豐富的氮、磷、鉀元素，可為農作物提供生長所需的主要養分，可嘗試作為肥料施用于農作物。

2.2.2 沼渣的重金屬元素

為了評估該研究中沼渣含有的重金屬對后續農用的安全風險，對NY 525-2012標準中規定的5種重金屬元素含量進行測定。分析結果顯示，在該實驗范圍內，除了As之外，在沼渣中未檢測出Cd、Pb、Cr和Hg。根據NY 525-2012標準中有機肥料重金屬限量指標要求的有關規定，As含量應小于等于15mg?kg-1。在該研究中，沼渣中的As含量為7 mg?kg-1，低于NY 525-2012標準中的限定值。根據上述重金屬含量分析結果，在該實驗范圍內，初步認為該沼渣的農田施用不會造成重金屬風險。

3 結語

該研究初步分析了養豬廢水這種典型的畜禽養殖廢水經厭氧膜生物反應器厭氧發酵后產生的沼液和沼渣成分，獲得了以下主要結論：在該實驗范圍內，沼液和沼渣中的主要營養元素分別達到NY 1107-2010和 NY 525-2012標準中的相關規定要求；沼液和沼渣中的重金屬元素含量分別低于NY 1110-2010和NY 525-2012標準中規定的限值。因此，該研究初步認為，養豬廢水經厭氧膜生物反應器厭氧發酵后產生的沼液和沼渣施用農田中是安全可行的，為后續該沼液沼渣對農作物的施用效果驗證提供了一定的前提和基礎。

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處理養殖廢水方法范文第5篇

海水循環水處理工藝

根據海水養殖過程中產生的廢物及其特點，常見的RAS工藝集沉淀、過濾、消毒、增氧、溫控、脫氮等為一體，并通過優化組合充分發揮各凈化單元的作用，以滿足不同養殖對象對水質的要求。如圖1所示，養殖單元出水經沉淀池去除懸浮物、紫外線殺菌、生物濾池去除氨氮后，再進入養殖池循環使用。在處理過程中，氨態氮的去除是應該考慮的首要問題，RAS工藝大多都有生物硝化處理，但有關反硝化工藝有待進一步研究。

海水循環水養殖系統脫氮工藝

1常用海水循環水生物脫氮工藝由于海水的高鹽度與養殖廢水的貧營養，增加了養殖廢水脫氮處理的難度。國外對于海水RAS脫氮處理的工藝選擇、運行條件、工藝參數及處理效果等研究較多，而國內相關報道較少。其中部分國內外對海水循環水生物脫氮的主要研究概況見表1。對于貧營養的海水養殖廢水多采用生物膜法進行處理，如生物濾池、生物轉盤、流化床，尤以生物濾池最為常見，而A/O、SBR等活性污泥法應用較少。表1中的海水循環水生物脫氮速率為1．4～100．0mg/(h•L)，這很可能與不同的操作參數有關，如反應器結構、填料類型、電子供體的種類、反應器中的氧化還原電位、水中硝酸鹽濃度等。通過反應器的優化、填料與碳源類型的選擇，可以減少反應器的有效容積、控制生物膜厚度、保證填料均勻分布、提高脫氮效率。研究表明，乙醇是RAS生物脫氮的有效外加碳源，但近年來，利用內源性碳源的方法也日益受到關注，即利用RAS本身含碳物質如殘餌、糞便、水解產物作為反硝化電子供體。Klas等建立了關于RAS利用內源碳源反硝化過程的化學計量方程：雖然內源性碳源不如乙醇等外源性碳源易吸收利用，但可降低運行成本，并可達到凈水與綜合利用廢棄物的目的。

2復合菌─藻系統生物脫氮工藝近年來，復合菌─藻系統已廣泛應用于污水處理中，好氧細菌通過分解作用為藻類提供光合作用所需的碳源與營養物質，藻類通過光合作用將水中的CO2與N、P等營養鹽合成為自身有機物質，從而達到凈化水質的目的。利用復合菌─藻生物脫氮是海水循環水脫氮工藝的一大發展方向，但可用于海水養殖廢水處理的水生植物種類相對較少，目前常用的海藻主要有石花菜、石莼、江蘺等。該工藝在海水RAS實際應用中，需注意以下幾方面的問題:首先，藻類夜間基本停止光合作用而不產氧，陰天的DO也較低，必須采取合理的增氧措施以避免養殖過程中間代謝產物NO2－－N的積累;其次，藻類的大量繁殖易造成出水中的懸浮物濃度增高，應采用微濾除藻等工藝嚴格控制出水中的藻類;此外，如何選擇培育適合的藻菌品種，如何控制養殖環境的藻菌種類組成與比例等技術問題也有待解決。

3固定化脫氮系統從20世紀80年代起，也有研究者將固定化包埋技術應用于養殖廢水處理中，如Park等曾利用PVA為載體進行海水RAS固定化脫氮研究，但由于養殖廢水成分復雜，再加上環境因素的影響，目前水產養殖的固定化脫氮系統還僅限于實驗室規模的研究。

海水RAS常見的問題及解決方案

總的來說，目前對于海水RAS主要還是采用傳統工藝脫氮，即需經歷好氧硝化與缺氧反硝化2個不同的過程。而水產養殖廢水高DO與低C/N比的特點，使得厭氧反硝化菌在水產中的應用一直受到很大限制，存在一些亟待解決的問題。

1外加碳源解決低C/N比的問題C/N比為脫氮處理的關鍵參數之一，根據傳統脫氮理論，實現完全反硝化的理論C/N比為2．86?？紤]到微生物生長所需的碳素營養(約占碳源總值的15%)，以及有機碳源的性質與反硝化菌種的不同，對于易利用碳源，反硝化所需的實際C/N比為3～6。在C/N比充足的條件下，N2O、NO2－等中間產物的濃度迅速降低;碳源不足將導致NO2－的積累;碳源過量又會使NO3－還原為氨，甚至產生有毒硫化物。而海水養殖水體中的C/N比較低，在1～2之間，因此需外加碳源或自養反硝化。國內外研究者采用了不同的方法試圖解決碳源不足的問題，并取得了一定的效果，但也存在著各自的不足。如前所述，乙醇是RAS有效的外加碳源，但會增加運行成本。雖然利用養殖固體廢棄物作碳源可變廢為寶，降低成本，但反硝化速率較低。此外，一種新型的固體碳源———非水溶性可生物降解多聚物(BDPs)材料因其易控制、低殘留等優點而被投入于實驗室規模的研究，但其生物利用性較低，且價格較高，從而阻礙了其在實際生產中的應用。若以混合物質為碳源或許可使工藝系統在處理效果、成本、管理等方面得到優化，但目前尚無此方面的具體報道。

2反硝化環境的脫氧DO是脫氮處理中的另一個重要參數。一般認為，反硝化反應在缺氧條件下才能正常進行，當氧含量超過3%時，將導致NO的反硝化去除率明顯下降。而海水養殖水DO含量高，一般在4～8mg/L之間，對于反硝化而言應脫氧預處理。Menasveta等所研究的斑節對蝦親蝦循環封閉養殖系統脫氮工藝，就在反硝化處理中增加了脫氧工藝，其反硝化工藝由1個脫氧柱、1個反硝化柱與再曝氣箱組成。

通過向脫氧柱通入氮氣的方式脫氧，使反硝化柱的進水DO低于0．5mg/L，進而保證了比較高的反硝化效率。Labelle等對封閉循環養殖系統進行海水脫氮實驗，海水鹽度為28g/L，在反硝化之前，往反硝化生物濾器中投加甲醇以及定期反沖洗進行循環脫氧預處理，將水中DO調整為1mg/L以下，結果表明:脫氧處理對水pH值以及可溶性有機物濃度的影響不大。

人為投加碳源和脫氧處理可提供適合缺氧反硝化的環境，但是該環境中硫酸鹽還原菌對反硝化菌的競爭抑制卻較少被提及。在海水生物脫氮過程中，若存在高濃度硫酸鹽的干擾，那么生物膜內部的硫酸鹽還原菌會發生硫酸鹽還原，期間會競爭反硝化所必需的碳源，并產生H2S。而H2S對生物具有毒性，會抑制N2O還原為氮氣。在利用生物膜法處理海洋污水的過程中，對于缺氧環境中硫酸鹽高降解速率的關注，更甚于對于混合死角與填料污染問題的關注，因此，在海水RAS中，不論是采用何種方法進行脫氧，其脫氧階段均須保持海水的特性，尤其是海水中有機物、硝酸鹽與亞硝酸鹽的濃度，但反硝化過程脫氧預處理又意味著成本的增加。

3生物脫氮新工藝近年來，許多研究發現:硝化反應既可由自養菌完成，也可由某些異養菌完成;許多反硝化菌在好氧條件下也能進行反硝化，這使同時硝化反硝化成為可能。目前，基于這些新發現開發出了一些脫氮新工藝，如同步硝化反硝化、短程反硝化工藝、一體化完全自養脫氮系統等，這些新工藝解決了傳統脫氮工藝存在的不足，并在水處理領域得到了廣泛的應用，為RAS系統脫氮提供了解決問題的新途徑。

3．1同步硝化反硝化脫氮工藝自20世紀80年代，Robertson等在除硫和反硝化處理系統中，首次分離出好氧反硝化菌后，國內外不少實驗證實了同步硝化和反硝化現象，尤其在有氧條件下，流化床反應器、生物轉盤、SBR、氧化溝、CAST等不同的生物處理系統中，均有同步硝化與反硝化現象的存在。同步硝化反硝化脫氮工藝(SimultaneousNitrificationandDenitrification，SND)是在一個反應器內同時進行硝化與反硝化反應，具有降低曝氣量、節省能耗、無需酸堿中和、簡化系統操作、縮短反應時間等優點，可較好地解決傳統脫氮工藝中出現的一些問題，是一種具有廣泛應用前景與開發價值的生物脫氮新工藝。目前，國內外已報道的好氧反硝化菌包括產堿桿菌屬(Alcaligenes)、芽孢桿菌屬(Bacillus)、異養球硫菌屬(Thiosphaerapantotropha)、叢毛單胞菌屬(Comamonas)、假單胞菌屬(Pseudomonas)、草螺菌屬(Herbaspirillum)、副球菌屬(Paracoccus)和代爾夫特菌屬(Delftia)等，以假單胞菌屬(Pseudomonas)最為常見［30－40］。但來源于養殖水體的好氧反硝化菌的相關報道較少，且多由淡水環境中分離而得，能用于海水養殖水處理且針對亞硝酸鹽還原能力的報道極少。如高喜燕等在處理海水循環水生物濾器的生物膜中，分離出了1株耐鹽好氧反硝化假單胞菌屬(Pseudomonas)，該菌株以檸檬酸鈉為唯一碳源，在硝酸鹽初始濃度為140g/L、C/N比為15、pH為7．5、NaCl濃度為30g/L、30℃搖床培養的條件下，48h內的脫氮率可達92%，且無NO2－－N的積累。由此可知，選育具有耐鹽特性的好氧反硝化菌株用于SND工藝為尋求海水養殖水凈化提供了新思路。

3．2短程硝化─厭氧氨氧化工藝近年來，已有一些短程硝化─厭氧氨氧化工藝(Sharon－Anammox)成功用于污水處理廠的報道。Tal曾利用16S－rRNA基因序列分子生物學分析方法，分別對淡水與海水養殖循環系統生物濾池的厭氧與好氧菌群的特性進行了研究。Sharon－Anammox聯合工藝先通過Sharon反應器將廢水中50%NH4+氧化為NO2－，然后進入Anammox反應器使NH4+與NO2－混合發生反應產生N2。該工藝既減少了供氧量與能耗，又節省了碳源與堿量，其化學計量方程為:Sharon(短程硝化)工藝操作的關鍵是抑制硝化菌活性而使NO2－得到累積，從而阻止NO2－進一步氧化。根據國內外對于短程硝化影響因素的研究而得出的選擇抑制理論，通過選擇合適游離氨(FA)質量濃度范圍(1～10mg/L)，同時結合特定的反應條件，如較高的反應溫度(30～36℃)、較高的pH值(通常大于7．5)或者較低的溶解氧質量濃度等來抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的生長，實現NO2－的積累。宋宏賓等設計了水產養殖用水的三級生物膜短程硝化─反硝化處理工藝［48］，在設定進水pH值7．5～8．5、溫度28～32℃、溶解氧0．5～1．0mg/L、游離氨濃度5～10mg/L的條件下，連續進出水，廢水的COD、NH4+－N平均去除率分別達94．4%、91．6%，NO2－－N平均濃度控制在5．2mg/L以下，低于魚類的耐受濃度，基本達到養殖回用標準。由此可見，短程硝化工藝用于低C/N比、低FA水產養殖廢水脫氮處理具有可行性。Anammox(厭氧氨氧化)工藝作為反硝化的替代技術，與Sharon要求低FA的條件剛好相反，大多數的Ana-mmox是在高氨氮濃度條件下研發的，因此在低C/N比、低氨氮濃度的水產養殖廢水條件下，厭氧氨氧化仍有待進一步研究。此外，厭氧氨氧化菌普遍具有生長緩慢、對光和氧氣敏感的特點［50］，如何高效富集培養厭氧氨氧化菌、縮短厭氧氨氧化的啟動時間是該工藝最大的限制因素。

3．3生物膜內自養脫氮工藝生物膜內自養脫氮工藝(CompletelyAutotrophicNitrogenRemovalOverNitrite，CANON)即在同一個反應內創造缺氧、好氧條件并存的環境，完成好氧菌亞硝化反應與厭氧氨氧化菌反硝化反應的一體化完全自養脫氮系統。CANON工藝與Sharon－Anammox工藝類似，不同之處在于其整個脫氮過程是在同一個反應內完成。FA與DO也是CANON工藝的關鍵因素，尤其對于水產養殖廢水而言，FA濃度較低是該工藝的限制因子。由于菌種共存于同一個反應器，亞硝酸菌和厭氧氨氧化菌勢必競爭氨氮，而厭氧氨氧化菌的競爭能力較弱，削弱了厭氧反應，從而抑制反應進行，且出水中可能含有較高的NO2－，仍然需要對反應器出水進一步處理，以消除NO2－對水產養殖的潛在威脅。上述生物脫氮新工藝都有一個共同的特點，即要求達到低濃度DO或厭氧的環境才有利于反應的進行，而這與養殖系統富氧環境相矛盾，故均應進行脫氧處理。