分散式城鎮污水一體化處理系統

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什么是污泥回流比？
污泥回流比是指從二次沉淀池分離出的活性污泥在單位時間內返回生物處理裝置的量與裝置在單位時間內處理的污水量之比（%）。不同的處理工藝污泥回流比有異。適宜的污泥回流比可以保證有足夠的微生物與進水混合，補充混合液流出帶走的活性污泥，維持裝置內懸浮物濃度（MLSS）相對穩定，同時對緩沖進水水量和水質變化也能起到一定作用。

什么污泥容積指數（SVI）？
污泥容積指數的英文是Sludge Volume Index，通常用縮寫SVI表示污泥容積指數。
SVI是指生物處理裝置混合液在靜置30min情況下，1g活性污泥所占的體積（ml/g）。污泥容積指數能反應活性污泥的松散程度和凝聚沉降性能。污泥容積指數過低，說明污泥顆粒細小緊密，含無機物多，缺乏活性和吸附能力；污泥容積指數過高，說明污泥太松散，沉降性能差，有可能發生或已經發生污泥膨脹。
分散式城鎮污水一體化處理系統指示活性污泥性質
(1)污泥惡化。活性污泥絮凝體較小，往往在0.1～0.2 mm以下。主要出現以下優勢原生動物：豆形蟲屬、腎形蟲屬、草履蟲屬、瞬目蟲屬、波豆蟲屬、尾滴蟲屬、滴蟲屬等。這些都屬于快速游泳型的種屬。污泥嚴重惡化時，微型動物幾乎不出現，細菌大量分散，活性污泥的凝聚、沉降能力下降，處理能力差。
(2)污泥解體。絮凝體細小，有些似針狀分散。主要的優勢原生動物有：變形蟲屬、簡便蟲屬等肉足類。
(3)污泥膨脹。活性污泥沉降性能差，SVI值高。由于絲狀菌的大量生長，出現能攝食絲狀菌的裸口目旋毛科、全毛類原生動物及擬輪毛蟲等。

影響生物酶活性的因素是哪些？
影響生物酶活性的因素有：
（1）底物種類。底物是指生物降解的對象。由于生物酶具有專一性，即一種酶只能對某一種或某一類物質的生物化學反應其催化作用，因此底物種類對生物降解十分重要。
（2）底物濃度。經實驗證明，在一定范圍內，酶的活性隨著底物濃度的增加而提高；當底物濃度很大時，酶的活性反而下降。
（3）溫度。酶促生化反應速度隨溫度升高而加快，但酶是蛋白質構成，蛋白質到一定溫度后會凝固變性失活。因此，適宜溫度是保持酶不失活而又達到大生化反應速度。不同的酶類要求不同的適宜溫度。

    微氣泡曝氣一生物膜反應器處理系統如圖1所示。處理系統采用OHR混合器( MX-F8 , OHR LaboratoryCorporation , Japan)微氣泡發生裝置進行微氣泡曝氣，并控制曝氣時間和停曝時間以改變曝氣方式。反應器為固定床生物膜反應器，直徑為30 cm，反應區高度為100 cm，有效容積70 L。反應器內采用聚丙烯懸浮球組合填料(直徑80 mm，球內填充聚氨酷多孔填料)，多孔填料平均孔徑為0. 5一1 mm ,填充率(以多孔填料體積計)約為20%。反應器采用底部連續進水、頂部溢流出水的方式運行。
反應器接種城市污水處理廠二沉池回流污泥，初始污泥濃度(MLSS )約為0. 4 g / L 。悶曝24 h后排掉懸浮污泥，連續加入模擬生活污水，水力停留時間為12h，以促進填料上生物膜的形成。掛膜完成后，反應器進入連續穩定運行。穩定運行過程分為4個階段，分別采用不同的曝氣方式(改變曝氣時間/停曝時間)，曝氣量均控制在0. 8 L /min，以保證穩定的微氣泡曝氣狀態。各階段運行條件如表1所示。穩定運行過程亦處理模擬生活污水，平均進水COD濃度為407. 7 mg / L ,氨氮(NH3-N)濃度為42. 4 mg/ L , TN濃度為52. 5 mg / L 。反應器在室溫條件下運行。運行過程中，測定進出水溶解氧(DO),COD,NH3-N,TN、硝酸鹽、亞硝酸鹽濃度變化以及電能消耗，以評價反應器運行性能。

組反應中污水組COD濃度和色度隨反應時間的延長逐漸減小;污水+落葉組的COD和色度則呈現出先上升后下降的趨勢(見圖8),COD濃度在第1小時末達到峰值329 mg / L，對應色度也達到zui高55度，隨后COD濃度逐漸減少到相對穩定狀態，色度也維持在40 - 45度之間;反應結束時污水+落葉組出水COD與進水COD濃度相當，相比單純的污水，投加了落葉的污水在后續好氧處理階段需要消耗更多的溶解氧或需要更長的曝氣時間，來完成剩余COD的降解。
③纖毛類，原生動物周身表面或部分表面具有纖毛，作為行動或攝食的工具，具有胞口、口圍、口前庭和胞咽等司吞食和消化的細胞器官，分為游泳型和固著型兩種，游泳型包括漫游蟲屬、草履蟲屬、腎形蟲屬、斜管蟲屬等，固著型常見的有鐘蟲屬、累枝蟲屬、蓋蟲屬、聚縮蟲屬、盾纖蟲屬和殼吸管蟲屬等，纖毛類運動速度較快，可達200～1 000 μm/s。
3組系統在反應的前13 d里均未出現亞硝鹽的積累，從第14天開始，3組系統先后出現硝鹽去除率的波動，同時除了15℃組，其他2組都出現較明顯的亞硝鹽累積現象，如圖4所示。有文獻報道，低溫條件下的反硝化過程亞酸鹽積累量明顯高于中溫(25℃)和高溫(35℃)條件，與本研究中結果有異。分析可能是由于生活污水和其他液體碳源在反硝化過程中可利用碳源總量是逐漸減少的，而廣玉蘭葉具有可持續釋放碳源的能力，實驗中3組溫度下的落葉投加量相同，由于等量的葉片可釋放的碳源總量相當，溫度越高，單位質量落葉所釋放的COD增加量也越高，經過一段時間的反應后，25和30 ℃ 2組系統可溶性易降解碳源逐漸減少，而當碳源有*，硝鹽和亞硝鹽同時爭奪碳源，硝鹽的競爭能力較強，因此，出現了較低濃度的亞硝鹽累積現象;15℃組由于碳源釋放較慢，到反應后期，可利用碳源反而相對充足，充足的碳源抵消了溫度的不良影響。實驗中亞硝鹽累積的zui高濃度小于2 mg / L ，對系統反硝化過程影響較小，表明廣玉鑄葉可以作為反硝化外加碳源。
固液比分別為1:250,1.5:250和2.5:250，反應溫度為(25士1)℃時，各系統連續運行26 d內，進出水的硝鹽去除和亞硝鹽積累情況如圖5和圖6所示。
由圖5可知，除了第1天的適應期，第2 -8天，落葉投加量與硝鹽去除率呈現負相關，固液比為1 : 250和1.5:250兩組的硝鹽去除率一直維持在90%左右，基本無亞硝鹽積累(見圖6)，而2. 5 : 250組對應的硝鹽去除率在85%左右。分析原因，反應初期，落葉表面碳源物質，包括有機酸類逐漸向水相中釋放，根據落葉浸出過程中pH的釋放曲線(見圖1),2.5:250固液比系統pH值在浸出第4小時就會從7. 49下降到5. 9左右，而反硝化適宜的pH值一般在7. 0一8. 5 ，低于6. 0，反硝化效率將明顯降低。據此推測，前期2.5:250固液比系統反硝化效率低的主要原因是pH值較低影響到反硝化菌的代謝活性;第9一14天，3組固液比條件下出水硝鹽濃度相當，但隨著釋碳速率變緩，1 : 250和1.5:250固液比組出現低濃度亞硝氮積累現象(見圖6);從第15天開始，硝鹽去除率與投加量已漸呈正相關關系，此時固液比為2.5:250組其系統中的碳源物質濃度對于反硝化較為適宜，所以硝鹽去除率高于另兩組。由此可見，由于廣玉鑄葉釋酸的特性，過高的固液比會顯著降低溶液的pH值，從而影響到初期反硝化效率，因此，合適的固液比應該既能維持釋放碳源在一定范圍內，同時不會引起溶液pH值的顯著變化。?

   1、污水處理-直接引進種菌種培菌：有些特殊水質菌種難于培養，還可利用當地科研力量，利用專業的工業微生物研究所培養菌種后再接種培養-污水處理，如PVA（*）好氧消化即有專門好氧菌。污水處理此種培菌法，投資大，周期長，只有特殊情況才用。

  原生動物與細菌的關系
2.2 原生動物與細菌的功能關系
有人證明奇觀獨縮蟲在自然水體中 1 h能吃3萬個細菌。Curds等人在曝氣池中接種纖毛類原生動物，出水大為改善。②絮凝作用，細菌生長到一定程度后就凝集成絮狀物。這種絮狀物為原生動物提供了著生的環境，反過來絮狀物上的原生動物能加速絮凝過程。Curds等證明纖毛蟲能分泌兩種物質，一種稱為P物質，是一種多糖類碳水化合物;另一種是屬于單糖結構的葡萄糖及阿拉伯糖，表面電荷為負的懸浮顆粒會吸收這種P物質，通過懸浮顆粒表面電荷的改變，就使懸浮顆粒集結起來，形成絮狀物。另外，纖毛蟲還能分泌一種粘液，能把絮狀物再聯結起來。原生動物分泌的粘液對懸浮顆粒和細菌均有吸附能力。這就促進了菌膠團的形成和處理能力的提高。微氣泡通常是指直徑為10 - 50 μm的微小氣泡，其在氣液傳質及有機污染物去除方面表現出潛在優勢，在廢水處理領域逐漸受到關注。已有研究證實微氣泡曝氣對臭氧傳質具有強化作用，并大幅提高臭氧氧化效率和臭氧利用率;同時，微氣泡曝氣中氣含率遠大于傳統氣泡曝氣，在廢水處理中，能夠提高氧傳質速率及污染物去除效果。
農村生活污水高效處理裝置在廢水生物處理中，SPG ( Shirasu Porous Glass)膜微氣泡曝氣技術已成功應用于生物膜反應器，氧利用率可接近100 %，顯著高于傳統曝氣方式。然而，SPG膜在應用中存在膜污染現象，對微氣泡產生及氧傳質過程具有不利影響。 OHR( Original Hydrodynamic Reaction)寧昆合器微氣泡曝氣系統具有不堵塞、無污染、免維護、壽命長及適用于規模化應用等優點，在廢水生物處理中具有更好的適用性。污泥從惡化恢復到正常。通過反應參數和環境的改變，活性污泥從惡化狀態恢復到正常的過渡期常常有下列原生動物出現：漫游蟲屬、斜葉蟲屬、管葉蟲屬等，這些都屬于慢速游泳或匍匐行進的生物。
(5)污泥良好。易成絮體，活性高，沉降性能好。出現的優勢原生動物為：鐘蟲屬、累枝蟲屬、蓋蟲屬、有肋盾纖蟲屬、獨縮蟲屬、各種吸管蟲類、輪蟲類、寡毛類等這些均屬于固著性種屬或者匍匐性種屬。