玻璃钢一体化生活污水处理系统

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传统生物脱氮细菌特点
亚硝化菌
亚硝化菌主要参与系统中氨氮被氧化为亚硝酸盐的过程，是生化系统中氨氮去除的主要功能菌。从微生物学角度来看，亚硝化细菌是一类在好氧条件利用无机碳源合成自身菌体、利用氧化氨氮释放能量的化能（能量来源）-好氧（溶氧要求）-自养（碳源类型）细菌。
针对碳源类型，亚硝化菌需要利用无机碳源进行合成代谢，亚硝化细菌生长缓慢，在生化系统中所占总量较小，因此其对于外界环境影响较为敏感，低温环境、负荷冲击、毒物流入、污泥流失等不良条件均可能导致亚硝化菌活性下降，使得系统出现氨氮去除率低，出水氨氮偏高的现象；针对能量来源和溶氧要求，亚硝化菌通过在好氧环境下氧化氨氮获取化学能供给自身的生长代谢，因此充足的溶解氧以及适宜的氨氮浓度是维持亚硝化菌良好生长的必需条件。此外，由于亚硝化过程会导致系统碱度下降，而亚硝化菌的适pH值范围约为在7.0-7.5，因此应注意曝气池pH值，避免pH值过低导致亚硝化菌活性下降，氨氮去除不佳。
硝化菌
硝化菌主要参与系统中亚硝酸盐被氧化为硝酸盐的过程，其与亚硝化细菌经常出现在相近区域，特点也较为相似。从微生物学角度来看，硝化细菌是一类在好氧条件利用无机碳源合成自身菌体、利用氧化亚硝酸盐释放能量的化能（能量来源）-好氧（溶氧要求）-自养（碳源类型）细菌。
针对碳源类型，硝化菌需要利用无机碳源进行合成导致其生长缓慢，在生化系统中所占总量较小，因此其对于外界环境影响较为敏感，低温环境、负荷冲击、毒物流入、污泥流失等不良条件均可能导致硝化菌活性下降，使得好氧池中出现亚硝酸盐积累的现象；针对能量来源和溶氧要求，硝化菌通过在好氧环境下氧化亚硝酸盐获取化学能供给自身的生长代谢，因此充足的溶解氧以及适宜的亚硝酸盐浓度（主要来自于氨氮被氧化生成的亚硝酸盐）是维持硝化菌良好生长的必需条件。此外，由于硝化过程会导致系统碱度下降，而硝化菌的适pH值范围约为在7.0-8.0，因此应注意曝气池pH值，避免pH值过低导致硝化菌活性下降。

反硝化菌
反硝化菌主要参与系统中硝酸盐及亚硝酸盐被还原的过程，是生化系统中硝酸盐氮去除的主要功能菌。从微生物学角度来看，常规的反硝化细菌是一类在缺氧条件利用有机碳源合成自身菌体、利用氧化有机物释放能量的化能-缺氧-异养细菌。在反硝化过程中，有机物充当电子供体，硝酸盐充当电子受体，在电子传递过程中，有机物失去电子被氧化，硝酸盐得到电子被还原，化学能被释放用于微生物的合成及其他生命活动。
由于反硝化菌可以利用有机碳源，其生长较快，污水处理中生化系统污泥普遍存在大量反硝化细菌，占据较大的生物量比例。因此，为了促进硝酸盐在反硝化过程中被去除，充足的有机碳源、良好的缺氧环境是*的。有机碳源方面，进水提供的有机物的可生化性（BOD/COD比例）和含量（BOD/TN比例）多用于判断有机物碳源是否适宜并足够系统用于脱氮去除。溶解氧方面，由于好氧条件下氧气会取代硝酸盐充当细菌电子传递中的电子受体，导致反硝化无法顺利进行，同时好氧下反硝化细菌用于反硝化的硝酸盐还原酶及相关酶系会受到抑制，也导致反硝化无法进行。
新型生物脱氮过程
传统生物脱氮理论积累多年，并在工程实践中广泛应用，但也存在一些不足。由于传统脱氮中硝化与反硝化过程对于溶解氧与有机物需求不同，这导致硝化与反硝化很难在时间与空间上*同步发生在同一环境内，如何能够减少外加碳源的投加、缩短脱氮过程流程、降低构筑物占地一直是研究热门。
厌氧氨氧化VS好氧氨氧化
传统生物脱氮中，氨氧化（即亚硝化）过程为好氧过程，细菌需要溶解氧作为电子受体实现氨氮的氧化。从1989年欧洲科学家在厌氧反应器中发现了厌氧氨氧化现象起，越来越多的厌氧氨氧化研究报告拓展了我们对于生物脱氮的认知范围。除了污水处理，厌氧氨氧化还被发现存在于地球上的多种自然环境，其对于地球范围内氮素循环的贡献不容忽视。
厌氧氨氧化细菌可以在厌氧环境下以氨氮为电子供体、以亚硝酸盐为电子受体，产生氮气和少量硝酸盐。由于厌氧氨氧化菌一般呈现红色，因此也常常被称为“红菌”。厌氧氨氧化菌是自养微生物，以二氧化碳等无机物为碳源进行自身生长合成。由于厌氧氨氧化无需好氧曝气条件与有机碳源，其在曝气能耗削减与有机碳源节约方面有着显著优势，因此近年来厌氧氨氧化成为发展迅猛的新型脱氮理论之一。由于需要亚硝酸盐作为电子受体，厌氧氨氧化常与短程硝化结合，通过短程硝化将部分氨氮氧化为亚硝酸盐，并与剩余氨氮进行厌氧氨氧化反应。
在工艺设计中，短程硝化与厌氧氨氧化过程可在同一工段进行，也可分为两段进行。目前厌氧氨氧化技术在国内外已有中试乃至实际规模运行案例，相比于主流厌氧氨氧化（污水处理的主线流程），污水处理厂的侧流（污泥处理中的消解液）厌氧氨氧化处理发展较快，这是由于侧流厌氧氨氧化过程中有机物浓度、氨氮浓度、温度等相关因素较为理想，而主流过程中则存在较多不利于厌氧氨氧化的条件，因此主流厌氧氨氧化的扩大与推广仍存在不少技术问题有待解决。此外，基于颗粒污泥技术的短程硝化-厌氧氨氧化技术也是研究热门。

一体化污水处理设备常用主体工艺
一体化污水处理设备采用的主体工艺以A/O(厌氧-好氧活性污泥法)工艺为主。随着污水处理要求的不断提高与多元化需求，MBR(膜生物反应器)工艺、SBR(序批式活性污泥法)工艺也作为主体工艺运用到一体化污水处理设备中。由于采用其他工艺作为主体工艺的一体化污水处理设备效率较低或应用不广等原因，故笔者不予以分析比较。
A/O主体工艺
工艺原理
厌氧-好氧活性污泥法是由厌氧和好氧两部分反应组成的污水生物处理工艺。污水进入厌氧池后，与回流污泥混合。活性污泥中的聚磷菌在这一过程中大量吸收污水中的BOD，并将污泥中的磷以正磷酸盐的形式释放到混合液中。混合液进入好氧池后，有机物被氧化分解，同时聚磷菌大量吸收混合液中的正磷酸盐到污泥中。由于聚磷菌在好氧条件下吸收的磷多于厌氧条件下释放的磷，因此，污水经过“厌氧-好氧”的交替作用和二沉池的污泥分离作用，终达到除磷的目的。
工艺特点
采用A/O工艺作为主体工艺的一体化污水处理设备具备降低有机污染物和除磷脱氮的功能，也不存在污泥膨胀问题，运行管理较简便。由于填料的比表面积大，池内的充氧条件良好，生物接触氧化池内单位容积的生物固体量高，再加上污泥回流，反应池内活性污泥浓度较高，因此兼有活性污泥法的特点，具有较高的容积负荷。由于生物固体量多，当有机容积负荷较高时，其F/M比可以保持在一定水平，因此，污泥产量可相当于或低于活性污泥法。该工艺操作简单，运转费用低，处理效果好，运行稳定，是目前较为成熟的生活污水处理工艺，能有效地确保污水达标排放。

工艺流程说明
生活污水经格栅进入调节池后，由污水泵抽送至*生物处理池(兼氧池)，兼氧池内挂有弹性填料，通过吸附在填料上的兼氧细菌的吸附水解作用，使污水中对生物细菌有抑制作用和难以生物降解的有机物水解，大分子的有机物水解为小分子的有机物，并对固体有机物进行降解，减少了污泥量，降低污水中悬浮固体的含量，并利用污水中的有机物作为碳源，使从后级好氧段回流的硝化液中的硝酸盐氮和亚硝酸盐氮在兼氧脱氮菌的作用下形成气态氮从污水中逸出，达到脱氮的目的，从而降解污水中有机污染物，提高污水的生化可降解性，并去除污水中的氨氮和悬浮物。兼氧池出水进入O级好氧接触氧化池，好氧池内好氧微生物在水体中有充足溶解氧的情况下，利用污水中的可溶性污染物进行新陈代谢，从而达到去除污水中可溶解性污染物的目的。

好氧池出水自流入二沉池，污水中大部分悬浮物能在此得以有效去除。二沉池出水自流入中间水池贮存，再由中间水泵提升到砂过滤器去除水中胶体、颗粒、悬浮杂质，确保出水达到排放标准后，消毒排放。经格栅处拦截的栅渣定期清理外运，二沉池中的污泥部分回流至*生物处理池，另一部分污泥至污泥池使污泥进行好氧稳定消化，减少污泥体积和臭气排放，消化池上清液溢流回到调节池进行循环处理。剩余污泥定期抽送出设备罐体外运处置。
MBR主体工艺
工艺原理。
膜生物反应器技术是活性污泥生物处理技术与膜分离技术相结合的一种新工艺。它不同于活性污泥法，不使用沉淀池进行固液分离，而是使用中空纤维膜替代沉淀池，因此具有固液分离性能。同时利用膜的特性，使活性污泥不随出水流失，在生化池中形成8000～12000mg/L超高浓度的活性污泥浓度，使污染物分解*，因此，出水水质良好、稳定，出水细菌、悬浮物和浊度接近于零。
工艺特点。
MBR处理工艺对水质的适应性好，耐冲击负荷性能好，出水水质优良、稳定，不会产生污泥膨胀;池中采用新型弹性立体填料，比表面积大，微生物易挂膜，脱膜，在同样有机物负荷条件下，对有机物去除率高，能提高空气中的氧在水中溶解度;工艺简单，不必单独设立沉淀、过滤等固液分离池，占地面积少，水力停留时间大大缩短;污泥排放量少，只有传统工艺的30%，污泥处理费用低，但一次性投资较高。
工艺流程说明。
污水经格栅进人调节池后，经提升泵进入生物反应器，通过PLC控制器开启鼓风机充氧，生物反应器出水经循环泵进入膜分离处理单元，浓水返回调节池。反冲洗泵利用清洗池中处理水对膜处理设备进行反冲洗，反冲污水返回调节池。通过生物反应池内的水位控制提升泵的启闭。膜单元的过滤操作与反冲洗操作可自动或手动控制。当膜单元需要化学清洗操作时，关闭进水阀和污水循环阀，打开药洗阀和药剂循环阀，启动药液循环泵，进行化学清洗操作。MBR工艺是膜分离技术与活性污泥法有机结合的新型污水处理技术，它利用膜的截留作用，将生化反应池中的活性污泥和大分子有机物截留住，省掉了初沉池和二沉池，进行固液分离，有效地达到了泥水分离的目的。活性污泥浓度因此大大提高，水力停留时间和污泥停留时间可以分别控制，而难降解的大分子有机物，延长其在反应器的停留时间，使之得到大限度的分解，大大强化了生物反应器的功能。

悬浮微生物的活性
微生物的活性通常可用微生物的比增长率(μ)来描述，即单位质量微生物的增长繁殖速率。因此，在研究微生物活性对生物膜形成的初阶段的影响时，关键是如何控制悬浮微生物的比增长率。研究结果表明，硝化细菌在载体表面的附着固定量及初始速率均正比于悬浮硝化细菌的活性。异养生物膜的形成时也得出同样结果。影响悬浮微生物活性的因素主要有如下几种。
(1)当悬浮微生物的生物活性较高时，其分泌胞外多聚物的能力较强。这种粘性的胞外多聚物在细菌与载体之间起到了生物粘合剂的作用，使得细菌易于在载体表面附着、固定；
(2)微生物所处的能量水平直接与它们的增长率相关。当卢增加时，悬浮微生物的动能随之增加。这些能量有助于克服在固定化过程中微生物载体表面间的能垒，使得细菌初始积累速率与悬浮细菌活性成正比。

(3)微生物的表面结构随着其活性的不同而相应变化。悬浮细菌活性对细菌在载体表面的附着固定过程有影响，而且，细菌表面的化学组成、官能团的量也随细菌活性的变化有显著变化。细胞膜等随悬浮细菌活性的变化而有显著变化。细菌表面的这些变化将直接影响微生物在载体表面的附着、固定。因此，通常认为，由悬浮微生物活性变化而引起的细菌表面生理状态或分子组成的变化是有利于细菌在载体表面附着、固定的。
温度
水温是微生物的重要生存因子,在适宜的水温范围内微生物可大量生长繁殖。每一种微生物都有一个zui适生长温度，在一定温度范围内大多数微生物的新陈代谢活动都会随着温度的升高而增强，随着温度的下降而减弱。好氧微生物的适宜温度范围是10—35℃。水温对硝化菌的生长和硝化速率有较大的影响。大多数硝化菌合适的生长温度是25—30℃之间，当温度低于25℃或者高于30℃硝化菌生长减慢，10℃以下硝化菌的生长及硝化作用显著减慢。
温度是影响生物活性和代谢能力的关键因素，其对硝化反应过程的影响主要在于硝化细菌的生长规律及生物活性上。
温度对生物活性的影响表现为：一是对生化反应速率的影响；二是对氧的传质速率的影响。