一體化mbr膜污水處理設備

一體化mbr膜污水處理設備——結構組成

1．格柵控制 
格柵有粗細兩道，廢水由污水井進入粗格柵，主要攔截較粗大的懸浮物，保證進水泵正常運行。然后流入細格柵，以去除廢水中較小顆粒的懸浮物。在現場設有就地控制器，可以進行手動和自動轉換控制。對格柵自動控制采用兩套方案，一是根據格柵前和格柵后液位差進行控制運行，當液位差達到設定值，說明格柵上的懸浮物較多，啟動格柵運行刮去格柵上的懸浮物；二是定時運行，當液位計失靈時，格柵由液位控制轉為定時運行，運行時間和運行間隔可根據污水廠運行經驗來設定。另外還可實現自動控制柵渣輸送，處理與格柵聯動，延時停機，各設備運行工況指示及事故報警，重要運行參數遠傳至中央控制室。 
2．進水泵房控制 
水泵是污水廠的關鍵設備之一，是將粗格柵流出的廢水提升到細格柵間。在進水房里，假設有四臺水泵需要監控，其中有一臺為變頻泵，另三臺兩用一備。在進水泵房里設有就地控制箱，可進行手動與自動控制轉換。自動控制過程如下：先將井水房水位設置為超低、低、較低、中、較高、高、超高。一般水位維持在中水位，只需啟動變頻水泵就可以。當水位上漲時，加大變頻泵轉速，超過較高水位并維持10s時間，則啟動一臺固定水泵，如果水位繼續上升，并達到高水位時，再啟動一臺固定水泵，當水位超過超高水位并維持10s時間報警。若水位下降，降至較低水位時，則先運行的固定水泵停止運行，若水位繼續下降，降至低水位時，則關掉另一臺固定泵。如果水位繼續下降，調小變頻泵轉速，至超低水位停泵報警。 
3．沉砂池控制 

沉砂池主要用來沉淀一些比重較大、易于沉淀分離下來的顆粒物質，主要包括無機性的砂粒、礫石和少量較重的有機性的顆粒。上述顆粒物質表面還附著一些粘性的有機物質，這些粘性有機物是極易的污泥。廢水中的砂如不去除，會在后繼處理單元或渠道內沉積，并使設備過度磨損。排砂時間過短會使排出來砂含水率增大，增加處置的難度。排砂間隔時間的安排主要取決于上游排水系統的情況，如排水系統是合流制還是分流制，管道腐蝕程度，是否有明渠直接匯入，排水范圍內是否有太多施工工地，工業廢水比例，服務面積內居民的生活習慣。對于合流制來說，下雨天砂量要比平時大得多，一方面由于雨水帶入較多的泥沙量，另一方面平時沉積在管道的泥沙由于水流流速較大被沖刷進入污水廠，因此要增加排砂次數或連續排砂?，F場PLC控制可以根據運行經驗設置多種運行方式，靈活運行。 
上面廢水進入巴歇爾計量槽，在計量槽里安裝有pH計、溫度計、超聲波液位計。水量可以根據液位計測的液位計算得到。當測的pH值小于5.5或大于8.5時，關閉進水閥門，保護活性污泥。 
4．鼓風機 
目前新污水廠采用鼓風曝氣較多。對于鼓風曝氣污水廠來說，鼓風機是廢水生化工藝的心臟，又是廢水處理過程中大的電耗設備。羅茨式鼓風機是使用較廣泛的鼓風機，其主要性能特點就是節能。當相對壓力低于或等于48KPa時，羅茨鼓風機效率高于相同規格的離心鼓風機的效率。鼓風機由第二子站PLC、供氣管道壓力傳感器、PID調節器、變頻調速器、電控單元和多臺鼓風機構成。其中PID調節器對壓力傳感器檢測到的壓力信心轉換的電信號與用戶設定信號進行比較，得到頻率信號控制變頻器的輸出頻率，從而控制鼓風機轉速和出氣量。第二子站PLC負責變頻器的起制動和鼓風機運行環境，運行狀況和運行準備監控，并能自動報警停機。當壓力低于預設定值，增大鼓風機頻率，轉速加快，氣壓上升。如果壓力還低于設定值，將頻率增至工頻。如果壓力依然不滿足設定值，則啟動另一臺鼓風機。在啟動過程中，先將前一臺頻率降到啟動頻率，待后一臺*啟動時一同增大頻率至管道壓力為設定值。 
5．A/DAT-IAT池的控制 
A/DAT－IAT池整個設備的開停和運行狀態主要由第二子站的PLC控制。缺氧池中安裝了pH計和污泥計，DAT池和IAT池中分別安裝了pH值計、DO儀、污泥濃度計。A/DAT－IAT池自動控制過程為：缺氧池連續進水，DAT池連續曝氣，曝氣量由空氣閘閥控制，而閘閥開啟度由DO儀反饋信號有關；IAT池間歇曝氣、間歇攪拌、間歇沉淀、間歇潷水，IAT池在曝氣階段的控制與DAT池的控制一樣。

預氧化技術其實質就是將污水中二價的鐵離子轉變成三價離子，通過一定的化學反應令其沉淀，進而有效保證水質的穩定，盡量避免后期處理期間出現較為嚴重的結垢問題。同時通過一定藥劑及工藝對污水進行處理，保證水質能夠達到注入地層的標準。
預氧化技術主要有化學與電化學預氧化技術兩種類型?；瘜W預氧化技術就是向污水中加入一定量的次氯酸na、過氧化氫等氧化劑，進而令二價鐵離子被氧化成三價鐵離子，保持水質的穩定性;電化學預氧化技術則是對油田污水中富含氯化鈉的特性加以利用，使污水在電化學的裝置中完成氧化，生成氧氣、等氧化性的物質，污水中的二價鐵離子進而被氧化成三價鐵離子，待pH值達到3.7時，氫氧化鐵開始沉淀，再進行大罐沉淀以及采用石英砂進行過濾，便可去除掉鐵離子，有效保證水質的穩定。

處理方法

氣浮時要求氣泡的分散度高，量多，有利于提高氣浮的效果。泡沫層的穩定性要適當，既便于浮渣穩定在水面上，又不影響浮渣的運送和脫水。產生氣 泡的方法有兩種：

1）機械法。使空氣通過微孔管、微孔板、帶孔轉盤等生成微小氣泡。

2）壓力溶氣法。將空氣在一定的壓力下溶于水中， 并達到飽和狀態， 然后突然減壓， 過飽和的空氣便以微小氣泡的形式從水中逸出。 目前廢水處理中的氣浮工藝多采用壓力溶氣法。

氣浮法的主要優點有：設備運行能力優于沉淀池， 一般只需15～20min即可完成固液分離， 因此它占地少， 效率較高；氣浮法所產生的污泥較干燥， 不易腐化， 且系表面刮取， 操作較便利；整個工作是向水中通人空氣， 增加了水中的潛解氧量， 對除去水中有機物、 藻類表面活性劑及臭味等有明顯效果， 其出水水質為后續處理及利用提供了有利條件。

氣浮法的主要缺點是：耗電量較大；設備維修及管理工作量增加， 運轉部分常有堵塞的可能；浮渣露出水面， 易受風、 雨等氣候因素影響。

除了上述兩種氣浮方法外， 目前較為常用的方法還有電解氣浮法。

(4）離心分離法。 含有懸浮污染物質的污水在高速旋轉時， 利用懸浮顆粒（如乳化油）和污水受到的離心力不同， 從而達到分離目的的方法。 常用的離心設備有旋流分離器和離心分離器等。

污泥活性對*毒害效應的響應及其變化

在整個試驗過程中，兩個活性污泥系統的處理效果沒有明顯的差異(P>0。05)[試驗過程中，兩個系統COD和NH4+-N去除率分別為(95。38±4。41)%、(97。06±2。42)%和(98。92±1。58)%、(98。46±2。29)%]，可能的原因是在足夠長的反應時間(本試驗曝氣反應時間為6h)條件下對一定范圍內濃度(<400mg&dot；L-1)的進水*能夠作為碳源的一部分被細菌充分降解，以致對活性污泥處理效果不產生明顯影響。但進水濃度在400mg&dot；L-1以下的*對好氧污泥形態、比耗氧速率(SOUR)以及活性污泥微型動物群落種屬組成均有明顯的影響。

電子傳遞體系(ETS)活性可表征活性污泥系統中的微生物活性，揭示系統硝化反硝化規律，表征重金屬對污泥活性的影響。TTC-ETS和INT-ETS是用于檢測污泥ETS活性的常用方法，兩者因氧化還原電位大小以及從呼吸鏈上接受電子的部位不同(后者較早地從呼吸鏈上接受電子)而對污泥活性的響應不同。然而，是否可以采用污泥ETS活性表征酚類有機毒害物質對污泥活性的影響，未見報道。本研究通過測定TTC-ETS活性和INT-ETS活性，分析比較確定適用于有機毒害物*對污泥活性影響的有效表征指標，以揭示在*毒害效應影響下污泥活性的變化規律。

活性污泥法，在整個試驗期間內，對照系統CK、試驗系統EK中的污泥TTC-ETS活性分別為(200。26±65。57)μg&dot；(mg&dot；h)-1、(152。91±63。63)μg&dot；(mg&dot；h)-1，均存在較大波動，且變化趨勢相近，這與前人的研究結論相一致，即進水水質等運行參數的改變不會影響SBR系統中污泥TTC-ETS活性的變化趨勢。

當進水*為低濃度(50mg&dot；L-1)時，*的毒害效應對系統中污泥TTC-ETS活性的影響并不顯著(P=0。499)，其抑制率IR僅為(20。75±10。43)%(圖2，下同)；當進水*濃度增加到100mg&dot；L-1時，CK、EK兩個系統中TTC-ETS活性均隨運行時間變化而有所增大，且EK系統的TTC-ETS活性此階段的初期更大，試驗第36d為230。30μg&dot；(mg&dot；h)-1，比CK系統[168。57μg&dot；(mg&dot；h)-1]大36。62%，這說明適當濃度的*會短暫地促進污泥TTC-ETS活性的增大。

ETS活性表征污泥活性的方法實質上是通過測定好氧微生物的呼吸活性來間接指示活性污泥的生物活性，故適當濃度的*短時間內能夠通過促進TTC-ETS活性的增長(活性污泥中微生物的呼吸增強)來增強微生物(包括微型動物，下同)對*毒性生存環境的適應。隨后TTC-ETS活性開始降低，系統運行第46d，試驗系統中污泥TTC-ETS活性達到的32。61μg&dot；(mg&dot；h)-1，僅有對照系統的18。66%，抑制率高達81。34%。這是因為隨著時間的推移，*在活性污泥中得到累積，超過污泥中微生物的耐受閾值，微生物開始大量死亡，導致污泥活性急劇降低，污泥TTC-ETS活性呈現出急劇減小的趨勢。第50d，兩個系統中的污泥TTC-ETS活性逐步增大，且兩者的差距逐漸縮小。

這是由于試驗系統中的活性污泥某些微生物通過馴化，逐步適應了有毒的生存環境，大量繁殖的結果?？偟目磥恚M水*濃度為100mg&dot；L-1時，試驗系統與對照系統中污泥TTC-ETS活性存在顯著差異(P=0。045)(表1，下同)，說明此濃度下的*毒性對污泥活性產生了明顯的抑制效應；進一步增大進水*濃度至300mg&dot；L-1，試驗系統與對照系統中的污泥TTC-ETS活性差異性進一步增大(P=0。008)，但在這一階段后期，*對污泥TTC-ETS活性的抑制率相對穩定在40%左右。