1t/h生活污水處理地埋式設備

污泥負荷率是影響曝氣反應時間的主要參數，污泥負荷率的大小關系到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廢水的可生化性以及要求的出水水質來確定。 
本產品由YYY2019年12月16日發布
在進水期用水下攪拌器進行攪拌，進水電動閥的關閉采用液位控制，根據水解酸化需要的時間確定開始曝氣時刻，將調節、水解酸化工藝與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pH值持續上升；筆者曾見到A廠因有機負荷低且池內溶氧低，導致硝化與脫硝同時作用，其結果為系統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，導致系統內硝化作用嚴重，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。
1t/h生活污水處理地埋式設備

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個環節進行處理。各環節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()、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，實現對有機物及氮類化合物的去除。
  工藝可在同一個反應器內實現缺氧、好氧交替運行，實現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域出現好氧和缺氧的環境，實現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定性和可靠性，防止出水水質波動對后續膜處理的沖擊。
　　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。
　　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，可嘗試以經濟溶氧理論做基礎，適度降低曝氣量(溶氧值)。執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，或將經濟溶氧理論值適度提高等方式處理，業界于執行經濟溶氧理論時，仍需配合現場實際操作狀況進行適當調整，以確認佳操作參數。
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，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成水蒸汽，經冷卻凝結成水.除氚、等極少數核素外，廢水中大多數放射性核素都不具有揮發性.因此，只有極少數的核素通過微小液滴的夾帶作用進入蒸汽中，大多數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器主要包括釜式蒸發器、強制循環蒸發器、自然循環式蒸發器等類型.蒸發法處理對絕大多數核素具有很好的分離效果(揮發性核素除外)，并且對不同水質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法處理.蒸發濃縮法的優點主要有:①去污系數高.使用單效蒸發器處理只含有非揮發性放射性污染物的廢水時，去污系數大于104;而使用多效蒸發器和帶有除霧沫裝置的蒸發器時，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合使用.③不需要使用其他化學試劑，不會產生二次污染.④方法相對成熟，安全可靠.盡管蒸發法效率較高，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(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。
污泥膨化現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象進行討論。
工藝排出比（1/m）的選擇 
工藝排出比（1/m）的大小決定了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。根據微生物降解有機物的規律，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。 
反應池混合液污泥濃度 
根據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。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反應池池容就小，反之反應池池容則大。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，可以選用較大的數值，反之則宜選用較小的數值。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)、基質濃度低、pH過低(低于6)、硫化物濃度高、溶氧值低及營養物不足等因素。但因可能同時存在兩種以上因素，故在判別上不容易。
設多段分隔式曝氣系統
廢水處理廠發生污泥膨化現象，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生原因，先采取表1較長時之處置，以減少再發生之機會；而對于常發生之處理廠，建議采表1性之處置，其處置原理分別如下：(1)栓塞流型法之基質濃度呈梯度下降，不易有優勢菌種；(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。