AO地埋式一体化污水处理装置

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好氧处理菌种的投加与培养
菌种培养时构筑物的选择：
方便加菌种、有曝气装置、有搅拌、方便进原水或营养液
菌种的投加方案的确定
根据现场具备的条件综合考虑。如场地、人工、运输车辆、临时电源、临时泵及管道、水枪、高差、过滤等因素
菌种的粉碎
对于压缩污泥应考虑污泥的粉碎问题，应根据现场的条件确定粉碎方法。粉碎方法选择的顺序为水枪---泵循环+滤网冲击---曝气、搅拌。
菌种活性的恢复
菌种加入后，首先是恢复其活性，由于菌种脱离其原来的好氧环境往往已有较长时间，因此，菌种运输到现场后应尽快加入培养构筑物，并且加入时，使构筑物处于曝气过程，每批加完后继续曝气，一方面淘汰厌氧菌，另一方面将构筑物内的营养物质消耗，恢复其活性
菌种的培养
在活性恢复后即进入培养阶段，目的是使活性污泥尽快生长，以达到一定的数量级。菌种活性恢复期间，同时自身也有部分增殖。菌种的培养可单独进行，也可与驯化同步进行，通常是以培养为主，即污泥量增加为主，兼顾驯化。如原水浓度较高或毒性较强，培养时应以加营养液或生活污水为主；如原水基本无毒性，碳氮比适当，可在培养阶段以原水为主。

好氧处理活性污泥的驯化
活性污泥驯化应遵循的原则
循序渐进、有的放矢、精心控制
活性污泥驯化的方法与技巧
如果培养期间加入的主要是生活污水，应逐步减少生活污水的加入量，并逐步增加原水的进水量，每次增加的进水量为设计进水量的5—10%，每增加一次应稳定2-3个周期或2天左右，发现系统内或出水指标上升应继续维持本次进水量，直至出水指标稳定，如出水指标一直上升，应暂停进水，待指标恢复正常后，进水量应稍微减少，或略大于上周期进水量。以此类推，终达到系统设计符合。
活性污泥驯化时，也可采用体积负荷法来进行驯化，可根据化验数据、进水指标、系统指标、构筑物体积推算出单位时间的系统污泥负荷，根据体积负荷来确定下个周期的进水量。
连续进水的运行方式中，应计算单位时间内系统进入的COD、氨氮的总量，结合在此期间系统内指标的变化情况计算出体积负荷来确定下周期进水量。
如果化验设施不到位，无法获知COD、氨氮等数据，可根据溶解氧的变化、风机风量的大小来估算体积负荷。在这种情况下，进水量的增加更应稳定，避免冒进对系统产生冲击。
例如，系统内溶解氧一般控制在2-3mg/l，如果系统内溶解氧偏低，1.0左右，或进水停止后，溶解氧上升缓慢，说明进水量偏大，应适当减少进水量。如果溶解氧上升较快，说明进水量合理，可再适当增加进水量。
如果溶氧仪、化验仪器暂时都没有，可根据污泥负荷来确定进水量，一般污泥COD负荷按0.2公斤COD/公斤污泥˙天。
硝化菌的培养
对于垃圾渗滤液来讲，硝化菌的培养是重点，相对于异养菌来讲比较难培养，硝化菌的培养过程同时也是污泥的驯化过程。
下面根据影响硝化菌生长的因素来确定硝化菌培养时应控制的指标。主要有以下几种：
①温度
在生物硝化系统中，硝化细菌对温度的变化非常敏感，在5～35℃的范围内，硝化菌能进行正常的生理代谢活动。当废水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当温度低于10℃时已启动的硝化系统可以勉强维持，硝化速率只有30℃时的硝化硝化速率的25%。尽管温度的升高，生物活性增大，硝化速率也升高，但温度过高将使硝化菌大量死亡，实际运行中要求硝化反应温度低于38℃。所以高氨废水工程的调试应尽量选择气温15度以上的季节，如果必须在冬季启动，应尽量选用高氨污水厂的菌种，或有保温、加温措施的系统。
②pH值
硝化菌对pH值变化非常敏感，*pH值是8.0～8.4，在这一*pH值条件下，硝化速度，硝化菌大的比值速度可达大值。在硝化菌培养时，如果进水pH值较高，能够达到8.0左右，如果达不到也不应刻意追求，只要系统内pH值不低于6.5即可，如低于此值，应及时补充碱度，如烧碱、纯碱等。

③溶解氧
氧是硝化反应过程中的电子受体，反应器内溶解氧高低，必将影响硝化反应得进程。在活性污泥法系统中，大多数学者认为溶解氧应该控制在1.5～2.0mg/L内，低于0.5mg/L则硝化作用趋于停止。当前，有许多学者认为在低DO（1.5mg/L）下可出现SND现象。在DO＞2.0mg/L，溶解氧浓度对硝化过程影响可不予考虑。但DO浓度不宜太高，因为溶解氧过高能够导致有机物分解过快，从而使微生物缺乏营养，活性污泥易于老化，结构松散。此外溶解氧过高，过量能耗，在经济上也是不适宜的。
④生物固体平均停留时间（污泥龄）
为了使硝化菌群能够在连续流反应器系统存活，微生物在反应器内的停留时间（θc）N必须大于自养型硝化菌小的世代时间（θc）minN，否则硝化菌的流失率将大于净增率，将使硝化菌从系统中流失殆尽。一般对（θc）N的取值，至少应为硝化菌小世代时间的2倍以上，即安全系数应大于2。
⑤重金属及有毒物质
除了重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质还有：高浓度氨氮、高浓度硝酸盐有机物及络合阳离子等。

AO地埋式一体化污水处理装置传统生物脱氮技术
废水中的氮以有机氮、氨氮、亚硝氮和硝酸盐4种形态存在…。如生活污水有机氮占含氮量的4O%～60%，氨氮占5O%～60%，硝态氮仅占0%一5%。传统生物脱氮技术遵循已发现的自然界氮循环机理，废水中的有机氮依次在氨化菌、亚硝化菌、硝化菌和反硝化菌的作用下进行氨化反应、亚硝化反应、硝化反应和反硝化反应后终转变为氮气而溢出水体，达到了脱氮目的。
传统生物脱氮技术是目前应用广的废水脱氮技术。硝化工艺虽然能把氨氮转化为硝酸盐，消除氨氮的污染，但不能*消除氮污染。而反硝化工艺虽然能*氮素的污染，但不能直接去除氨氮。因此，传统生物脱氮工艺通常由硝化工艺和反硝化工艺组成。由于参与的菌群不同和工艺运行参数不同，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中进行…传统生物脱氮途径就是人为创造出硝化菌、反硝化菌的生长环境，使硝化菌和反硝化菌成为反应池中的优势菌种。由于对环境条件的要求不同，硝化反硝化这两个过程不能同时发生，而只能序列式进行，即化反应发生在好氧条件下，反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下。

常见的工艺有三级生物脱氮工艺、二级生物脱氮工艺和合建式缺氧一好氧活性污泥法脱氮系统等。传统生物脱氮工艺存在不少问题：(1)工艺流程较长，占地面积大，基建投资高。(2)由于硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度，特别是在低温冬季，造成系统的HRT较长，需要较大的曝气池，增加了投资和运行费用。(3)系统为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥和硝化液回流，增加了动力消耗和运行费用。(4)系统抗冲击能力较弱，高浓度NH，一和NO：一废水会抑制硝化菌生长。(5)硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还有可能造成二次污染。因此，人们积极探讨开发低耗的新型生物脱氮新工艺。
新型生物脱氮技术
随着科学的发展，近年来发现了好氧反硝化菌和异养硝化菌，硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用，反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌也可在好氧条件下进行反硝化；许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，并能把NH3一氧化成NO：一后直接进行反硝化反应；氨的氧化不仅可以在好氧条件下进行，也可以在厌氧条件下进行。这些新发现突破了传统生物脱氮理论的认识，为研发生物脱氮新工艺奠定了基础。
短程硝化反硝化
传统的生物脱氮工艺经过一系列反应，是全程硝化反硝化。中间浪费了一个将亚硝氮转化硝氮，硝氮又转化为亚硝氮的过程。1975年，Voets等进行经NO：一途径处理高浓度氨氮废水研究时发现了硝化过程中NO一积累的现象，并提出了短程硝化反硝化生物脱氮的概念。短程硝化反硝化生物脱氮是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段，阻止NO：一的进一步硝化，然后直接进行反硝化。然而，硝化菌能够迅速地将NO：一转化为NO，一，将NH的氧化成功地控制在亚硝酸盐阶段并非易事。目前，经NO一途径实现生物脱氮成功应用的报道还不多见。影响NO一积累的控制因素比较复杂，主要有温度、pH、游离氨(FA)、溶解氧(DO)、游离羟胺(FH)以及水力负荷、有害物质和污泥泥龄等。
目前比较有代表性的工艺为SHAR—ON工艺oSHARON工艺是由荷兰DeIft技术大学于1997年开发的。该工艺采用的是CSTR反应器，适合于处理高浓度含氮废水(>0．5gN／L)，其成功之处在于巧妙地利用了硝酸菌和亚硝酸菌的不同生长速率，即在较高温度下(30℃～4O℃)，硝化菌的生长速率明显低于亚硝酸菌的生长速率。因此通过控制温度和HRT可以自然淘汰掉硝酸菌，使反应器中的亚硝酸菌占优势，使氨氧化控制在亚硝酸盐阶段。
与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有如下的优点：(1)硝化阶段可减少25%左右的需氧量，降低了能耗；(2)反硝化阶段可减少40%左右的有机碳源，降低了运行费用；(3)反应时问缩短，反应器容积可减小30%～40%左右；(4)具有较高的反硝化速率(NO一的反硝化速率通常比NO，一的高63%左右；(5)污泥产量降低(硝化过程可少产污泥33%～35%左右，反硝化过程中可少产污泥55%左右)；(6)减少了投碱量等。对许多低COD／NH’比废水(如焦化和石化废水及垃圾填埋渗滤水等)的生物脱氮处理，短程硝化反硝化显然具有重要的现实意义。