每天500噸地埋式生活污水處理設備
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關于污泥負荷率的選擇
污泥負荷率是影響曝氣反應時間的主要參數(shù)，污泥負荷率的大小關系到sbr反應池終出水有機物濃度的高低。當要求的出水有機物濃度低時，污泥負荷率宜選用低值；當廢水易于生物降解時，污泥負荷率隨著增大。污泥負荷率的選擇應根據(jù)廢水的可生化性以及要求的出水水質(zhì)來確定。
sbr工藝與調(diào)節(jié)、水解酸化工藝的結合
sbr工藝采用間歇進水、間歇排水，sbr反應池有一定的調(diào)節(jié)功能，可以在一定程度上起到均衡水質(zhì)、水量的作用。通過供氣系統(tǒng)、攪拌系統(tǒng)的設計，自動控制方式的設計，閑置期時間的選擇，可以將sbr工藝與調(diào)節(jié)、水解酸化工藝結合起來，使三者合建在一起，從而節(jié)約投資與運行管理費用。
在進水期采用水下攪拌器進行攪拌，進水電動閥的關閉采用液位控制，根據(jù)水解酸化需要的時間確定開始曝氣時刻，將調(diào)節(jié)、水解酸化工藝與sbr工藝有機的結合在一起。反應池進水開始作為閑置期的結束則可以使整個系統(tǒng)能正常運行。具體操作方式如下所述：
進水開始既為閑置結束，通過上一組sbr池進水結束時間來控制；
進水結束通過液位控制，整個進水時間可能是變化的。
由于脫硝作用程度仍受前段硝化作用之直接影響，并不會使系統(tǒng)ph值持續(xù)上升；筆者曾見到a廠因有機負荷低且池內(nèi)溶氧低，導致硝化與脫硝同時作用，其結果為系統(tǒng)ph值由6.5上升至8左右，尚未到須加藥控制階段。另有b廠因廢水含有200 mg/l左右之氮鹽，導致系統(tǒng)內(nèi)硝化作用嚴重，因此采用局部厭氣方式，擬以脫硝方式減緩ph值下降程度，然因氮鹽確實過多，硝化作用始終大于脫硝作用，實際ph值反而下降至5.5~6；如于曝氣池內(nèi)添加氫氧化鈉，所需添加量甚多，而ph值上升程度有限；后于放流前添加氫氧化鈉，使放流水ph值能保持6以上。
針對有機廢水，目前主要采用“物化處理+生化處理+深度處理”3個環(huán)節(jié)進行處理。各環(huán)節(jié)常用的處理工藝如下所述。
1)物化處理段。物化處理段主要有隔油池、氣浮池和混凝沉淀池，其中隔油池適用于去除煤氣水中大部分油類，對于乳化物和皂化物，既不沉池底也不易上浮至表面，采用中間間斷排放方式排出隔油池。氣浮池主要用于去除密度較輕的油類物和懸浮物(ss)?；炷恋碇饕糜谌コ枯^多的ss和膠體。
2)生化處理段。生化處理段常用工藝主要有缺氧-好氧脫氮工藝(a/o)、厭氧-缺氧-好氧工藝(a/a/o)、序批式活性污泥法(sbr)、氧化溝工藝和生物移動床反應器(mbbr)。a/o和a/a/o工藝主要在厭氧(缺氧)、好氧交替運行條件下，實現(xiàn)對有機物及氮類化合物的去除。
sbr工藝可在同一個反應器內(nèi)實現(xiàn)缺氧、好氧交替運行，實現(xiàn)有機物及氮類化合物的去除。氧化溝工藝能在溝中的不同區(qū)域出現(xiàn)好氧和缺氧的環(huán)境，實現(xiàn)硝化和反硝化的目的。mbbr工藝具有生物濾池與流化床的多種優(yōu)點，不存在生物濾池的填料堵塞、需反沖洗等問題，同時能耗也沒有生物流化床高，其利用生物載體上的生物膜實現(xiàn)同步硝化反硝化，達到脫氮目的。
3)深度處理段。深度處理段常用工藝主要有臭氧氧化、化學氧化+曝氣生物濾池(baf)+活性炭吸附，其中臭氧氧化及化學氧化技術的主要功能是有機廢水經(jīng)過生化處理后，可生化性較差，設置氧化工藝提高廢水的可生化性。baf主要是為進一步去除廢水中殘留的cod和氨氮。后設置活性炭吸附，主要功能是保證出水的穩(wěn)定性和可靠性，防止出水水質(zhì)波動對后續(xù)膜處理的沖擊。
曝氣生物濾池;曝氣生物濾池(baf)在焦化廢水深度處理中主要應用在常規(guī)生化處理(如a/o、a2/o)之后。孫豐英等采用缺氧、好氧兩級升流式曝氣生物濾池(ubaf)對某焦化廠二級生化出水進行深度處理，結果表明，在佳實驗條件下，出水cod和氨氮分別達到《污水綜合排放標準》)的二級和一級排放標準(下文中如提到排放標準不做說明時均指此國標)。baf技術在焦化廢水深度處理中已有工程應用。山東兗礦焦化有限公司對酚氰廢水采用了a/o–baf的處理工藝，其中baf對cod和氨氮的去除率分別為20%和50%，處理出水達到*排放標準的要求。baf前增加混凝氣浮可有效去除污水中的懸浮物，進而可提高曝氣生物濾池的運行周期，減少反沖洗次數(shù)。
膜生物反應器:膜生物反應器(mbr)在焦化廢水深度處理中也用在常規(guī)生化處理之后，起到生化后處理和反滲透預處理的雙重作用。本鋼70m3/h的焦化廢水處理項目采用的是“a/o+mbr”工藝，當生化進水cod<2000mg/l時，經(jīng)mbr處理后出水cod≤85mg/l，bod5≤20mg/l。wentaozhao等在a2/o工藝后接mbr進行了焦化廢水的深度處理研究，結果表明，mbr處理穩(wěn)定，廢水的急性毒性大大降低;膜污染主要由污泥上清液的膠體成分造成，物理清洗可去除膜表面的顆粒物，但長期運行造成的嚴重膜污染只能由化學清洗來消除。
(3)曝氣池之溶氧值維持在2.0 mg/l以上，為一般較常見之操作模式；但如需加強活性污泥沉降效果，可嘗試以經(jīng)濟溶氧理論做基礎，適度降低曝氣量(溶氧值)。執(zhí)行時為避免沉淀池有污泥厭氧上浮之虞，可采取加大污泥廢棄量(降低污泥毯高度)方式，或?qū)⒔?jīng)濟溶氧理論值適度提高等方式處理，業(yè)界于執(zhí)行經(jīng)濟溶氧理論時，仍需配合現(xiàn)場實際操作狀況進行適當調(diào)整，以確認佳操作參數(shù)。
膜過濾法膜過濾法又包括超濾、微濾和精濾等，其原理是根據(jù)半透膜的選擇過濾性分離水中的污染物。近年來此法運用廣泛，雖然此法*，大大減少污染物質(zhì)，但由于半透膜過于微薄致使其容易被腐蝕、被破壞導致濾液里某些成分未被清除，造成了一定危害。
蒸法濃縮法是目前廣泛采用的一種放射性廢水處理方法.該法的基本原理是:進入蒸發(fā)器的廢水通過蒸汽或電熱器加熱至沸騰，廢水中的水分逐漸蒸發(fā)成水蒸汽，經(jīng)冷卻凝結成水.除氚、等極少數(shù)核素外，廢水中大多數(shù)放射性核素都不具有揮發(fā)性.因此，只有極少數(shù)的核素通過微小液滴的夾帶作用進入蒸汽中，大多數(shù)放射性核素留在蒸殘液中，從而達到廢水中核素的濃縮分離。
放射性廢水處理常用的蒸發(fā)器主要包括釜式蒸發(fā)器、強制循環(huán)蒸發(fā)器、自然循環(huán)式蒸發(fā)器等類型.蒸發(fā)法處理對絕大多數(shù)核素具有很好的分離效果(揮發(fā)性核素除外)，并且對不同水質(zhì)的廢水有良好的適應性，各種放射性水平的廢水都可以采用蒸發(fā)法處理.蒸發(fā)濃縮法的優(yōu)點主要有:①去污系數(shù)高.使用單效蒸發(fā)器處理只含有非揮發(fā)性放射性污染物的廢水時，去污系數(shù)大于104;而使用多效蒸發(fā)器和帶有除霧沫裝置的蒸發(fā)器時，可高達106～108.②靈活性大.既可處理高、中放廢水，也可處理低放廢水;既可以單獨使用，也可以與其他方法聯(lián)合使用.③不需要使用其他化學試劑，不會產(chǎn)生二次污染.④方法相對成熟，安全可靠.盡管蒸發(fā)法效率較高，但動力消耗大、費用高.此外，還存在著腐蝕、泡沫、結垢和等危險.因此，該方法較適用于處理總固體含量高、化學成分變化大、需要高的去污系數(shù)且流量較小的廢水，特別是中、高放射性水平的廢水。
何謂活性污泥膨化現(xiàn)象(sludge bulking)?一般系指在曝氣池中之活性污泥因沉降性及壓縮性不佳，致沉淀池中污泥沉降緩慢或*不沉降；在此情況下，污泥之容積指數(shù)(svi)趨高，其30分鐘沉降結果如圖3所示；沉淀池中污泥毯迅速堆積升高導致部分污泥溢流，使放流水中含有大量之懸浮物體，常導致放流水不符合排放標準。
污泥膨化現(xiàn)象通常包含污泥松化及絲狀菌過度生長兩種情況。污泥松化之特征為sv30介于700~950ml/l，但幾小時后sv30常降為400~600 ml/l，膠羽松散且絲狀菌不多(絲狀菌分類常為0~1)、污泥不易從沉淀池溢出，嚴重時添加混凝劑控制即可；其原因除廢水特性外大多為曝氣攪拌過量所致，如使用噴射式曝氣機或表曝機者。而絲狀菌過度生長(如圖4所示)之原因與控制措施則相對較為復雜。以下針對絲狀菌過度生長導致之污泥膨化現(xiàn)象進行討論。
sbr工藝排出比（1/m）的選擇
sbr工藝排出比（1/m）的大小決定了sbr工藝反應初期有機物濃度的高低。排出比小，初始有機物濃度低，反之則高。根據(jù)微生物降解有機物的規(guī)律，當有機物濃度高時，有機物降解速率大，曝氣時間可以減少。但是，當有機物濃度高時，耗氧速率也大，供氧與耗氧的矛盾可能更大。此外，不同的廢水活性污泥的沉降性能也不同。污泥沉降性能好，沉淀后上清液就多，宜選用較小的排出比，反之則宜采用較大的排出比。排出比的選擇還與設計選用的污泥負荷率、混合液污泥濃度等有關。
sbr反應池混合液污泥濃度
根據(jù)活性污泥法的基本原理，混合液污泥濃度的大小決定了生化反應器容積的大小。sbr工藝也同樣如此，當混合液污泥濃度高時，所需曝氣反應時間就短，sbr反應池池容就小，反之sbr反應池池容則大。但是，當混合液污泥濃度高時，生化反應初期耗氧速率增大，供氧與耗氧的矛盾更大。此外，池內(nèi)混合液污泥濃度的大小還決定了沉淀時間。污泥濃度高需要的沉淀時間長，反之則短。當污泥的沉降性能好，排出比小，有機物濃度低，供氧速率高，可以選用較大的數(shù)值，反之則宜選用較小的數(shù)值。sbr工藝混合液污泥濃度的選擇應綜合多方面的因素來考慮。
活性污泥膨化之原因及處置對策
污泥膨化之原因大致上有：廢水特性(如高醣類廢水)、基質(zhì)濃度低、ph過低(低于6)、硫化物濃度高、溶氧值低及營養(yǎng)物不足等因素。但因可能同時存在兩種以上因素，故在判別上不容易。
活性污泥膨化之處置對策上，基本上可分為暫時性、較長時間性及性等三種，如表1所示：
暫時性 較長時 性
˙添加化學氧化劑
˙添加無機性之混凝劑
˙增大污泥回流量及廢棄污泥量 ˙調(diào)節(jié)供給氧氣量
˙供給必須之營養(yǎng)劑
˙調(diào)整系統(tǒng)之食微比 ˙曝氣池體為栓塞流型
˙系統(tǒng)中加入缺氧段
˙設多段分隔式曝氣系統(tǒng)
廢水處理廠發(fā)生污泥膨化現(xiàn)象，常用之處置為于回流污泥添加氯或過氧化氫，兩者添加濃度分別為10~20mg/l及100~200mg/l，添加時間需視膨化狀況而定。然于添加前仍需檢視發(fā)生原因，先采取表1較長時之處置，以減少再發(fā)生之機會；而對于常發(fā)生之處理廠，建議采表1性之處置，其處置原理分別如下：(1)栓塞流型法之基質(zhì)濃度呈梯度下降，不易有優(yōu)勢菌種；(2)加缺氧段取因于絲狀菌大多屬好氣菌；(3)多段分隔式為綜合前兩者之特性而成。