醫療機構污水處理設備價格

新型環保污水處理設備——生活污水處理一體化成套設備。

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低負荷活性污泥工藝
低負荷活性污泥工藝曝氣池內質濃度較低，絲狀菌容易獲得較高的增*率，所以是zui容易產生污泥膨脹。除了在水質和曝氣上想辦法外，zui根本和有效的是將曝氣池分成多格且以推流方式運行，或增設一個分格設置的小型預曝氣池作為生物選擇器，在這個選擇器內采用高污泥負荷，吸附部分有機物并消除有機酸。這個辦法不但有助于抑制污泥膨脹，并能有效的改善生化處理效果。在曝氣池內增加填料的方法也同樣在低負荷*混合工藝中適用。
對于A/O和A2/O工藝可通過在在好氧段前設置缺氧段和厭氧段以及污泥回流系統，使混合菌群交替處于缺氧和好氧狀態，并使有機物濃度發生周期性變化，這既控制了污泥膨脹又改善了污泥的沉降性能。而交替工作式氧化溝和UNITANK工藝等連續進水的系統因為其本身在時間和空間上就有了實際上的“選擇器”，所以對污泥膨脹有著效強的控制能力。如果這兩種工藝發生污泥膨脹，則可通過調整曝氣控制溶氧量和控制回流污泥量來調節池內的污泥負荷及DO，通過一段時間的改善，一般能夠控制住污泥膨脹現象。控制污泥膨脹的方法和過程 

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污泥膨脹控制從2000年1月20日開始。由于膨脹的惡化及MLSS不斷增長，此時兩池的SV均已達到了90%以上。
首先為保證出水效果，在停止曝氣*min向SBR池投加氫氧(按1∶200的比例)，通過其凝聚作用來提高污泥的壓密性以改善污泥沉降性能。在接下來的潷水過程中，將水位潷至潷水器所能到達的zui低位(潷水深度為原來的3倍)，這樣在進水量不變的情況下，排出比由1∶4升至1∶2，使稀釋倍數降低，提高了質初始濃度。另外充分利用閑置期，將機動潛污泵投入SBR池中進行強制排泥(剩余污泥被排入閑置池中進行消化處理)，同時疏通排泥管以確保每天的正常排泥。經過4個周期的運行，到22日泡沫現象雖未有明顯改觀，但各池SV均停止了增長。這說明對污泥膨脹原因的分析是正確的，采取的措施是可行的。
通過繼續強制排泥使MLSS逐漸回落到3000mg/L左右，并縮短充水時間(由啟動1臺提升泵改為2臺)，進一步提高質初始濃度，將曝氣時間減至6.0h增大了濃度梯度，避免了曝氣結束后污泥負荷過低而利于絲狀菌生長。到1月24日(氫氧停止投加)，水面懸浮的黃褐色污泥已本消失，SVI亦緩慢下降(見圖2)，出水COD降至120mg/L以下。鏡檢觀察到絲狀菌已明顯衰棘由叢生狀變為分散狀，部分單枝已折斷成散碎短枝。此時，泡沫量也開始減少，間或有水面露出。

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通過充分利用SBR法本身操作的靈活性，及時有針對性地調整運行方式，僅10天左右就使污泥膨脹得到了控制。污泥膨脹問題是傳統活性污泥工藝運行過程中常常發生且難以杜絕的棘手問題，且90%以上的污泥膨脹是由絲狀菌的過度生長造成的［1］。SBR法由于其間歇式的進水和反應方式，在時間上存在著很高的質濃度梯度，因而能有效地抑制絲狀菌的生長繁殖，被認為是zui不易發生污泥膨脹的活性污泥工藝，近年來被廣泛應用于城市污水和工業廢水的處理。那么SBR法在應用過程中是否一定不發生污泥膨脹呢?2000年1月，筆者在昆明制藥股份有限公司的廢水處理(采用SBR工藝)運行中就親歷了一次污泥膨脹過程。
P的去除
(1) P的化學法去除
投加鐵鹽和鋁鹽與PO43-形成難溶化合物，再經沉淀從污水中去除，化學除磷簡單可靠，但對城市生活污水如此規模，需增加投藥裝置，藥劑耗量大，增加運行成本，剩余污泥量也增大，相應也增加了污泥處理的費用。

生物除磷是污水中的聚磷菌在厭氧條件下，受到壓抑而釋放出體內的鹽，產生能量用以吸收有機物，并轉化為PHB（聚β丁酸）儲存起來，當這些聚磷菌進入好氧條件下時就降解體內儲存的PHB而產生能量，用于細胞的合成，同時過量地吸收磷，形成高含磷濃度的污泥，將這些高含磷濃度的污泥隨剩余污泥一起排出污水處理系統，就可達到除磷的目的。
好氧段磷的吸收取決于厭氧段磷的釋放，而磷的釋放又取決于厭氧段的厭氧條件（厭氧要求既無分子態的氧也無態氮的雪以及可快速降解的有機物的含量（此值一般為進水COD的1/4~1/3），即P/COD比值越小越好。普通活性污泥法，其剩余污泥中磷的含量僅1.5~2%,而厭氧、好氧生物除磷系統中的污泥磷的含量可高達8~10%。

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根據上述原理，在生物脫氮系統前再設置一個厭氧池，這樣就形成了具有除磷脫氮功能的AA/O系統，即厭氧、缺氧、好氧系統。
從一般城市污水處理廠的進水水質和要求達到的目標，我們認為，的處理工藝是生物脫氮除磷工藝，在滿足生物除磷脫氮要求的前提下，BOD5、COD和SS的去除都可以解決。
1、早期無動力地埋式污水處理設施技術
我國自20世紀80年代末期到90年代中期開發出了一系列地埋式無動力生活污水處理技尸如生活污水處理沼氣池、CL型地埋式不耗電生活污水處理裝置、A-A2/O無能耗污水凈化系統、HW系列無動力高效生活污水凈化裝置、GW自凈式生活污水處理技術以及A2/O2無動力生活污水處理工藝等等。這些處理技術的主體工藝大都運用厭氧消化——好氧降解、兩段生物膜法等傳統理論使污水、糞便得以凈化，污水按水力位能原理自行運行而無需外加動力。憑借投資省、無需運行費用、便于維護與管理等特點在國內部分省市得到廣泛應用。其本流程為：生活污水→厭氧消化→厭氧生物過濾→接觸氧化→排放。
2、UUAR地埋式污水處理設施
2005年浙江大學環境工程系的沈東升等人研究出了農村生活污水地埋式無動力厭氧達標處理技獅UUAR）。該技術采用生活污水自流的方式，應用厭氧生物膜技術及推流原理，采用內充固定空心球狀填料的地下厭氧管道式或折流式反應器裝置為*處理設備，利用附著于空心球狀填料內外表面或懸浮的專門馴化專性厭氧或兼氧微生物去除生活污水中的有機污染物、病原菌和部分氮、磷，從而達到凈化生活污水的目的。出水水質穩定達到國家二級排放標準，無日常運行費用，適宜于農村生活污水的分散處理。
3、早期有動力地埋式污水處理設施
我國對地埋式有動力生活污水處理技術的研究同樣始于20世紀80年代末期。1994年開發出的新型WSZ地埋式生活污水處理裝置工藝流程為：污水→調節池→初沉池→接觸氧化池→二沉池→消毒池。調節池停留時間為4-8h，為節省占地面積，初沉池和二沉池均采用豎流式沉淀池，接觸氧化池內設置半軟性填料，停留時間為2.5-3.2h；199年蘇楊等人研究的高效生活污水凈化槽技術是以傳統化糞池為礎，在好氧區增設曝氣裝置，同時增設沉淀區并增加了污泥回流系統，此外，在第二厭氧區底部堆積部分漂浮填料以防止污泥流失，提高凈化槽負荷。  
       期間粘有較多細碎污泥絮體的高粘性泡沫彌漫于池面，整個曝氣階段都沒有衰薊污泥無法沉降，沉淀期結束后水面仍有明顯可見的大量黃褐色污泥絮團懸浮，SVI高達250～280mL/g。由于潷水時有較多污泥流失，出水COD上升至170～190mg/L。對加入聚合化鋁絮凝、沉淀后的上清液進行測定，COD僅為50～60mg/L(好于正常情況下的出水)，這說明絲狀菌本身能有效地降解有機物。在顯微鏡下觀察污泥：一根根絲狀球衣細菌交錯叢生，像廷一般散亂膨松；原來呈塊狀的菌膠團已*解體，細碎的污泥絮體散落于絲狀菌叢中，有較多的草履蟲和豆形蟲等原生動物活動于其間，此時絲狀菌已成為污泥的主體。
自從活性污泥法問世以來，污泥膨脹一直是運行管理中的一個難題。污泥膨脹有3個明顯的特征：（1）發生率比較高，在歐洲大約有50%的污水處理廠都存在污泥膨脹現象；（2）具有普遍性，幾乎所有的活性污泥工藝都有污泥膨脹問題；（3）后果嚴重，當污泥膨脹發生時，大量的污泥隨水流失，導致出水懸浮物增高，水質達不到排放標準，直至整個工藝運轉失效，而再恢復到正常狀態又需要很長的周期。
近幾十年來，國內外研究者對污泥膨脹問題進行了大量的研究，并取得了一些進展，但到目前為止還沒有一個滿意的理論解釋或有效的污泥膨脹控制措施[1]。隨著人們對環境的要求日益提高，對磷和氮的排放標準要求日趨嚴格。生物脫氮除磷工藝要求較長的泥齡以滿足化菌的生長，相應長泥齡污泥膨脹問題仍是運行管理中的一個難題。為了解絲狀菌在脫氮除磷工藝中的生長規律，本文用21個月的時間，對芬蘭索門諾亞污水處理實驗廠的生物脫磷脫氮工藝進行了絲狀菌的種類和長度的檢測。氧化溝工藝的污水處理廠具有管理方便，流程簡單，處理水質良好及工藝穩定可靠等優點，因此近幾年來得到迅速發展，被越來越多的城市和地區所采用。但是與其他活性污泥法工藝類似，也同樣存在一直困擾人們的zui大難題---污泥膨脹現象。本文根據郎郭市東污水處理廠污泥膨脹現象的發生和解決的實際過程，總結了采用加藥控制和工藝調整控制兩種方法的經驗，以供氧化溝有類似問題的其他污水處理廠參考。SBR工藝簡介 
該處理系統自1999年9月通過驗收投產以來一直運行穩定，出水指標(見表1)*符合國家《污水綜合排放標準》(GB8978—6)的一級標準。
自1999年12月以來，廠內部分車間停產檢修，這使得排入處理站的水量(約800m3/d)明顯減少，有機物濃度降低(見圖1)。于是將原來三池運行改為兩池運行(一池閑置不用)，閑置期延長至3.5h。
2.2 污泥膨脹原因分析
每天的工作記錄表明，在調節池用80%的NaOH溶液通過pH指示調節儀自動調節pH值在6.0～8.0，同時按比例投加營養鹽(尿素和磷肥)，曝氣池的DO值為2.0～4.5mg/L、水溫為20～25℃(由于采用鼓風機曝氣，即使是冬季仍能保持較高水溫)條件下運行時，鏡檢沒有發現污泥內部有缺氧跡象，即解體的污泥絮體呈黃褐色(中心無缺氧變黑的區域)，輪蟲和線蟲等后生動物活躍，說明溶解氧的傳遞和滲透性良好，不存在微觀狀態中的缺氧。可見上述因素不是引起污泥膨脹的主要原因。
顯然，過低的進水有機物濃度和水量、過高的污泥濃度導致了污泥負荷偏低，從而推斷低負荷是引起污泥膨脹的主要原因，應依此采取相應的控制措施。雖然進水濃度持續降低，但其變化的梯度并不大，亦不可能造成沖擊負荷。值得注意的是，由于排泥管爾，一段時期以來各SBR池的排泥量一直偏低(有時甚至不排泥)，此時的MLSS高達6500～7000mg/L。即使將原來的三池改為兩池運行，較少的來水仍使每池的實際處理量只有設計水量的80%左右。

此后每天仍穩定地排除剩余污泥(MLSS控制在3000mg/L左右)并保持其他措施不變。從24日開始SVI持續下降，泡沫也隨時間的推移而衰棘到曝氣后期主要集中在曝氣頭上方水面區域，由于粘帶的污泥絮體減少其顏色也由暗變亮。到30日，兩SBR池的SVI都降到了200mL/g以下，出水COD也已穩定在100mg/L以內。鏡檢發現污泥恢復到了原來的菌膠團正常狀態，且絲狀菌本消失，僅有少量短碎單枝夾裹在污泥中；草履蟲和豆形蟲等這些只有在污泥性能不好時才出現的微生物也大為減少。污泥膨脹已得到有效控制。
    污泥膨脹存在原因很多，至少與近30種不同的絲狀菌和一系列的環境與操作因素(溫度、PH值、營養物、負荷、DO、泥齡等)有關，所以因根據實際情況，找出污泥膨脹主要原因，有針對性地改變環境條件，才能有效控制污泥膨脹。那郭污水廠發生了較為嚴重的氧化溝污泥膨脹現象，溝中活性污泥SVI值由60猛增至280，鏡檢發現絲狀菌大量繁殖(主要為諾卡式菌)，氧化溝表面上有大量多脂狀褐色泡沫，污泥絮體非常松散。
對于間歇式進水的SBR工藝來說，反應器本身是*混合式的，而且在時間上其污染物的質就存在濃度梯度，所以無需再另設選擇器。通常間歇式SBR工藝產生污泥膨脹的原因是，污泥濃度過高，而進水有機物濃度偏低或水量偏小而導致污泥負荷偏低。對于這種情況，降低排出比，提高質初始濃度，并對SBR強制排泥，一般就能夠對污泥膨脹現象進行有效的控制。而對于連續進水的SBR如ICEAS和CASS等工藝如果發生污泥膨脹的話，就有必要在進水端設置一個預反應區或生物反應器了。