陕西饮料污水处理设备优质生产厂家

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污水处理历史可以追溯到古罗马时期，那个时期环境容量大，水体的自净能力已能够满足人类的用水需求，人们仅需考虑排水问题即可；而后伴随城市化进程加快，生活污水通过传播细菌引发了传染病的蔓延。出于健康的考虑，人类开始对排放的生活污水进行处理。早期处理方式采用石灰、明矾等沉淀及漂白粉消毒。明代晚期，我国已有污水净化装置，但由于当时需求性不强，我国生活污水仍用以农业灌溉为主。

1762年，英国开始采用石灰及金属盐类等处理城市污水。1881年，法国科学家发明了座生物反应器，也是座厌氧生物处理池moris池诞生，拉开了生物法处理污水的序幕。1893年，座生物滤池在英国Wales投入使用，并迅速在欧洲北美等国家推广。1912年，英国污水处理委员会提出以BOD5来评价水质的污染程度。技术的发展，推动了标准的产生。1914年，自英国曼彻斯特活性污泥法二级生物处理技术问世以来，一直被世界各国广泛采用，目前发达国家已经普及二级生物处理技术。但针对活性污泥法存在的问题，各国研究人员对该技术不断进行改造和发展，先后出现了普通活性污泥法、厌氧/缺氧/好氧活性污泥法(A/O、A /A/O)、间歇式活性污泥法(SBR 法)、改良型SBR (MSBR) 法、一体化活性污泥法(UNITANK)、两段活性污泥(AB)法及各种类型的生物膜法等。

经济发达国家污水处理技术从20世纪60年代的末端治理到70 年代的防治结合，从80年代的集中治理到90年代的清洁生产，不断更新处理工艺技术、设施和设备。目前污水生物处理技术的主要发展趋势是多种技术组合为一体的新技术、新工艺。如同步脱氮除磷好氧颗粒污泥技术、电/生物耦合技术、吸附/生物再生工艺、生物吸附技术以及利用光、声、电与高效生物处理技术相结合处理高浓度有毒有害难降解有机废水的新型物化、生物处理组合工艺技术，如光催化氧化生物处理新技术、电化学高级氧化/高效生物处理技术、超声波预处理/高效生物处理技术、湿式催化氧化/ 高效生物处理技术以及辐射分解生物处理组合工艺等。许多国家在水环境污染治理目标与技术路线方面已经有了重大变化，水污染治理的目标已经由传统意义上的“污水处理、达标排放”转变为以水质再生为核心的“水的循环再利用“，由单纯的“污染控制”上升为“水生态修复”。

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污水生物处理技术发展史

传统观点认为，生物处理的主要功能是分解、稳定有机物，即降低BOD。随着工业生产的发展和对水环境的长期观察与研究表明，很多人工合成的有机物具有“三致”(致癌、致畸、致突变) 的严重危害，并且难以被微生物所降解，而无机性的营养物如氮、磷则容易引起水体的富营养化。因此，水处理的要求也在不断变化，除要求水处理工艺具备脱氮除磷功能外，还要求将工业化生产、通过高温高压合成的各类污染物在污水处理过程中得到有效控制。因为这一类物质在自然界的降解需要几百年甚至上千年，还将不断富集、浓度不断增大，直接危害生态环境和人类生活的健康。生物处理技术对这种类型的污水处理是否有效？一些BOD、COD浓度很高，甚至高达数万mg/L的污水，生物处理技术能否有效？这些新的问题和要求，推动了污水生物处理技术和工艺的发展。

按照微生物的生长方式，生物法可分为以活性污泥法为代表的悬浮生长法和以生物膜法为代表的附着生长法。目前，城市污水处理以活性污泥法的应用广。但是，由于传统活性污泥法运行需要消耗大量的能源，运行费也较高，需要进行革新。为开发高效、低耗的城市污水处理新技术、新工艺，国内外开展了大量的研究并取得了一定的成就。

1.生物处理的微生物

传统的污水生物处理技术主要依赖两大类微生物，即异养型好氧微生物和异养型厌氧微生物。近几十年来，科学家和工程师共同合作，对污水生物处理中的微生物进行比较深入的研究，取得了很多成果，例如: 对活性污泥中细菌和原生动物的不同种类和特性及其协同作用的研究，推进了AB法工艺的发展; 对于硝化、反硝化细菌的研究，以及聚磷菌特性的研究，推进了具有脱氮功能的A/O法工艺以及具有脱氮除磷功能的A/A/O法工艺的发展; 对于厌氧微生物种群和特性的研究，以及发现了厌氧微生物具有部分降解大分子合成有机物的能力，推进了厌氧生物处理工艺以及用厌氧/好氧串联流程处理含难降解有机物废水的工艺发展; 对于高效菌的筛选、培养和固定化的研究，为进一步提高污水生物处理的效能，特别是为难生物降解有机物的处理提供了有效途径。

生物处理中的三大要素是微生物、氧和营养物质。反应器是微生物栖息生长的场所，是微生物对污水中的污染物加以降解、利用的主要设备。高效的反应器，要能保持大的微生物量及其活性，要能有效地供应氧或隔绝氧，要使微生物、氧和污水中的有机物之间能充分接触良好的传质条件。反应器按其特性，大致可分为以下几类：

①悬浮生长型(如活性污泥法) 或附着生长型(如生物膜法);

②推流式或*混合式;

③连续运行式(如传统活性污泥法) 或间歇运行式(如SBR法)。

活性污泥法自1914 年由Arden和Lockett开创至今，已经104年的发展与实践，在供氧方式、运转条件、反应器形式等方面不断得到革新和改进。早出现的传统活性污泥法属于推流式曝气池，由于靠近水池进水口的基质浓度高于出口端的基质浓度，而初的设计没有考虑到需氧量的变化，结果造成了一些部位氧的不足。为改进供氧不均匀的缺点，1936 年将均匀曝气方式改为沿推流方向渐减曝气方式，大部分的氧量在基质去除相当快的进水端输人，而以内源代谢和衰减为主要反应作用的出水端仅需少量的氧，这也就是传统活性污泥法比较标准的形式一一渐减曝气活性污泥法。

活性污泥法的变种（阶段曝气法）于1942 年出现。阶段曝气法又称多点进水法，进水分成几股，然后几股污水从曝气池的不同点进人，从而使需氧量分配均匀。在污泥同原水混合前，使污泥进行再曝气的想法得到了更进一步的发展。1951年出现了接触稳定活性污泥法，它是传统活性污泥法的另外一种发展形式。为了避免在推流式曝气池中因基质浓度梯度造成的微生物不适应，使微生物群落保持相对稳定的状态。到20世纪50年代末，出现了*混合式活性污泥法，这种形式的优点是提供了一个有利于细菌絮体生长，不利于丝状菌生长的环境，污泥的沉降和密实性都很好，但是由于基质梯度的变化使系统容易受有毒物质的干扰。为了克服其他几种改进形式的缺点(必须处置大量的污泥、流程的运行控制要求严格)，出现了延时曝气法，由于有一个完整的细胞平均停留时间，所以稳定程度相当高，然而由于经济问题的限制，它仅用于污水浓度低的小型设施。另外还出现了纯氧曝气法、深井曝气法等。

　　2. 1

　　水样的采集与分析

　　水质样品每5d取一次，采用有机玻璃垂向直立式采样器于距水面0. 5,6,8和10 m及底部(底泥上0. 5 m)共5个不同水深处取样，放入聚乙烯瓶中带回实验室待测，总氮(TN)、总磷(TP)等指标参照《水和废水监测分析方法》进行测定，所有化学指标均在24 h内测量完毕。

　　2. 2藻类样品的采集与分析

　　藻类样品用取样器在水下0.5、2.5、5、7.5和10 m及底部共6个不同水深处采样，现场用鲁哥试剂(15 mg / L)固定水中藻类，带回实验室待分析。将1 000 mL固定好的水样通过过滤浓缩到30 mL，使用0. 1 mL计数框，在生物显微镜下用10 x 40倍进行分类计数，藻类的鉴定和计数参考《中国淡水藻类:系统、分类及生态》。

　　式中:Q为水库藻类平均生物量(以Chl-a浓度计)(mg / L ) ;Qi为第i层水层藻类平均生物量(mg / L);Vi为第i水层容积(m3) ;V为水库总容积。

　　2. 3垂直方向连续数据获取

　　对于垂直水体的温度(WT)、溶解氧(DO)等连续数据采用哈希公司生产的Hydrolab DS5型多功能水质监测仪现场测定，深度间隔为1 m。

　　3结果与讨论

　　3. 1扬水曝气技术对水库热分层和溶解氧的影响

　　2014年水库水温分层现象从4月中旬持续到11月中旬，其中9月份的温度为25. 4℃，低温度为11. 6℃，在水深7-9 m处形成明显的温跃层。同时，2014年9月在6 -8 m水深处溶解氧迅速降低，水深9 m以下为缺氧状态(见图1(a)一(a))。扬水曝气于2015年8月27日开始运行，9月27日运行结束，相较于2014年同期，扬水曝气器运行前水库仍有明显的热分层现象。随着扬水曝气的运行，上下层水体温差逐渐减小，温跃层消失，分层结构逐渐破坏，到9月27日运行结束，水库温度为23.0 ℃，低温度为22. 5℃，水体*混合，热分层现象消失。扬水曝气运行前水深7m以下为缺氧区，扬水曝气运行使底部厌氧层不断充氧，上下层水体混合，底部水体溶解氧浓度逐渐增大，厌氧状态被打破(图3(b)一(d) )。

　　3. 2扬水曝气技术对水库营养盐的影响

　　由于内源污染，周村水库内部磷的负荷随底部溶解氧的变化表现出季节性的分层现象。热分层期底层处于厌氧状态，沉积物中营养盐释放到上覆水体，使底层TP浓度明显高于表层，2015年扬水曝气运行前底部TP浓度为0. 48 mg / L ，运行后底层溶解氧升高，沉积物中磷的释放得到抑制，底部TP浓度降低至0. 0 1mg / L。与2014年同期相比，2015年表层TP浓度高于2014年，而2015年表层DTP浓度低于2014年(见图4)，说明藻类生长繁殖所需的溶解性总磷降低，对藻类的生长产生影响。同时2015年扬水曝气运行前表层TN浓度为1. 0 mg / L，扬水曝气运行后期TN浓度下降至0. 3 mg / L,TN浓度下降约70%。

　　3. 3扬水曝气技术对水库光热特征的影响

　　SVERDRUP建立了临界层理论，认为藻类初级生产力与光合作用有效辐射成线性关系，混合层、真光层和临界层3层的相对关系，决定了水体中藻类增长潜能。即当混合层在临界层以下时，水柱中藻类净生产力小于零，浮游植物生长受到限制，水华消失;当混合层在真光层与临界层之间时，水柱中藻类净生产力较小，藻类增殖较慢;当混合层小于等于真光层时，水柱中藻类净生产力达到大，藻类大量繁殖，水华暴发。

　　临界层理论揭示了藻类初级生产力与水体垂向层化稳定性的关系，表层水体混合深度(Zmix)反映了水体垂向紊动混合条件，而水体垂向混合使藻类发生垂向位移，改变藻类接受有效光强的机率，同时水体混合程度的不同也影响营养盐的垂向输送及分布，从而影响藻类种群的演替。该理论经发展，采用真光层深度(Zeu)和混合层深度(Zmix)之比Zeu / Zmix来判断光照的垂向分布和水体垂向的混合对藻类生长的影响。扬水曝气器的主要功能之一混合充氧，对水体的扰动强烈，影响藻类可接受光强，营养盐浓度，从而影响藻类生物量和群落结构。如图5可见，随着扬水曝气的运行，水柱混合层深度不断增加，Zeu / Zmix持续降低，有效的控制表层藻类的生长，预防水华的发生。

　　　　3. 4扬水曝气技术对水库藻类的影响

　　3. 4. 1藻类密度、生物量的影响

　　扬水曝气运行前，周村水库表层水体温度、光照和营养盐等条件充足，藻类密度较高，底层由于光照、温度和压力等综合条件限制，藻类密度较低，垂向上表现出明显的藻类密度差异性。扬水曝气器运行后，藻类密度垂向分层逐渐减弱，一是由于表层藻类被运输到底层;二是由于表层水体温度降低，混合层深度增加，藻类可利用光照强度减弱，氮营养盐浓度降低，所以表层藻细胞密度降低，而底层温度升高，藻细胞密度随之增加。到9月巧日扬水曝气运行结束，表层与底层间藻细胞密度差异基本消失(见图6)。

　　不同水库，不同地区，人工曝气对叶绿索。的影响有所不同，FAST等的研究中叶绿索。浓度升高，HEO等的研究显示叶绿索。浓度无明显变化。

　　根据公式(1)计算得周村水库藻类平均生物量如表2。曝气混合作用将上部水体中的藻类运输到中、下部水体中，随着系统持续运行，由于混合层深度增加，可利用光照强度减弱，及氮营养盐的限制表层藻类无法大量繁殖，而输送到下部水体的藻类生长受到光照和压力的限制，藻类数量的增加有限，所以藻类生物总量由2014年的10. 85 mg / L降低到5. 43 mg / L，降低50%。对比运行年和非运行年，将藻类密度的变化与TN,宁昆合深度、水温进行相关性分析(见图7)。藻类密度和混合深度、水温的相关性较差，而扬水曝气对氮营养盐条件的改变，对周村水库富藻期藻类密度的影响较大。

　　3.4.2藻类群落结构的影响

　　CUSHINC等分别针对强水温分层和弱水温分层水体研究了水温分层对藻类优势种演替的影响，发现不同藻类可适应的水体水温分层情况有所不同，所以扬水曝气系统造成的水体水温分层的改变对藻类群落结构有显著影响。

　　周村水库藻类群落结构呈季节性变化，分层期以蓝藻和绿藻为优势种群，混合期绿藻和硅藻为优势种群。扬水曝气运行前(8月26日)蓝藻占藻类总量的48%，为优势种群，运行后(9月27日)优势种群由蓝藻变为硅藻，达藻类总量的80%左右。蓝藻适宜在高温度，高光照强度，高磷浓度条件下生长，同时很多种类的蓝藻可以垂向迁移，在稳定水体中可以迁移到表层水体，接受足够的光照进行大量繁殖。因此水库易爆发蓝藻水华，有大量关于蓝藻控制的研究。扬水曝气系统运行使整个水体混合，限制了蓝藻的迁移作用。表层水体中蓝藻可获得光照强度和可利用营养盐浓度降低，抑制了其生长繁殖，而输送到底层的蓝藻随着压强的增大，衰亡速度增加，使蓝藻失去优势种群地位。相反，硅藻在静水中易于沉降，可接受光照强度和温度均会降低，较难成为优势种群，所以只有在混合期才会成为优势种群。扬水曝气对水体产生扰动，将底层水体送至表层，蓝藻迁移优势丧失，硅藻生长环境改善，有利于其大量繁殖成为优势种群。

　　Shannon指数可以表示生物种类多样性。扬水曝气器运行前水库藻类多样性与2014年同期相近，运行后周村水库藻类多样性水平提高，水体生态状况良好(见图9)。

　　4结论

　　1)扬水曝气器运行，造成周村水库热分层逐渐破坏，表层氮磷营养盐水平降低，混合层深度增加，均对藻类产生影响。

　　2)扬水曝气器运行期间，表层藻细胞密度降低，底层藻细胞密度增加，藻类数量的垂向分层逐渐减弱;周村水库藻类生物量较2014年降低50%，其中氮营养盐的改变对藻类生物量的影响较显著。

　　3)扬水曝气器运行使水库蓝藻优势降低，硅藻上升为优势种群，藻类群落结构在垂向上无明显差异，周村水库藻类多样性水平提高，水体生态状况良好。氮营养盐、热分层结构和光照条件的改变，均对藻类群落结构的影响较大。