AO地埋式一體化污水處理裝置
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好氧處理菌種的投加與培養
菌種培養時構筑物的選擇：
方便加菌種、有曝氣裝置、有攪拌、方便進原水或營養液
菌種的投加方案的確定
根據現場具備的條件綜合考慮。如場地、人工、運輸車輛、臨時電源、臨時泵及管道、水槍、高差、過濾等因素
菌種的粉碎
對于壓縮污泥應考慮污泥的粉碎問題，應根據現場的條件確定粉碎方法。粉碎方法選擇的順序為水槍---泵循環+濾網沖擊---曝氣、攪拌。
菌種活性的恢復
菌種加入后，首先是恢復其活性，由于菌種脫離其原來的好氧環境往往已有較長時間，因此，菌種運輸到現場后應盡快加入培養構筑物，并且加入時，使構筑物處于曝氣過程，每批加完后繼續曝氣，一方面淘汰厭氧菌，另一方面將構筑物內的營養物質消耗，恢復其活性
菌種的培養
在活性恢復后即進入培養階段，目的是使活性污泥盡快生長，以達到一定的數量級。菌種活性恢復期間，同時自身也有部分增殖。菌種的培養可單獨進行，也可與馴化同步進行，通常是以培養為主，即污泥量增加為主，兼顧馴化。如原水濃度較高或毒性較強，培養時應以加營養液或生活污水為主；如原水基本無毒性，碳氮比適當，可在培養階段以原水為主。
好氧處理活性污泥的馴化
活性污泥馴化應遵循的原則
循序漸進、有的放矢、精心控制
活性污泥馴化的方法與技巧
如果培養期間加入的主要是生活污水，應逐步減少生活污水的加入量，并逐步增加原水的進水量，每次增加的進水量為設計進水量的5—10%，每增加一次應穩定2-3個周期或2天左右，發現系統內或出水指標上升應繼續維持本次進水量，直至出水指標穩定，如出水指標一直上升，應暫停進水，待指標恢復正常后，進水量應稍微減少，或略大于上周期進水量。以此類推，終達到系統設計符合。
活性污泥馴化時，也可采用體積負荷法來進行馴化，可根據化驗數據、進水指標、系統指標、構筑物體積推算出單位時間的系統污泥負荷，根據體積負荷來確定下個周期的進水量。
連續進水的運行方式中，應計算單位時間內系統進入的COD、氨氮的總量，結合在此期間系統內指標的變化情況計算出體積負荷來確定下周期進水量。
如果化驗設施不到位，無法獲知COD、氨氮等數據，可根據溶解氧的變化、風機風量的大小來估算體積負荷。在這種情況下，進水量的增加更應穩定，避免冒進對系統產生沖擊。
例如，系統內溶解氧一般控制在2-3mg/l，如果系統內溶解氧偏低，1.0左右，或進水停止后，溶解氧上升緩慢，說明進水量偏大，應適當減少進水量。如果溶解氧上升較快，說明進水量合理，可再適當增加進水量。
如果溶氧儀、化驗儀器暫時都沒有，可根據污泥負荷來確定進水量，一般污泥COD負荷按0.2公斤COD/公斤污泥˙天。
硝化菌的培養
對于垃圾滲濾液來講，硝化菌的培養是重點，相對于異養菌來講比較難培養，硝化菌的培養過程同時也是污泥的馴化過程。
下面根據影響硝化菌生長的因素來確定硝化菌培養時應控制的指標。主要有以下幾種：
①溫度
在生物硝化系統中，硝化細菌對溫度的變化非常敏感，在5～35℃的范圍內，硝化菌能進行正常的生理代謝活動。當廢水溫度低于15℃時，硝化速率會明顯下降，當溫度低于10℃時已啟動的硝化系統可以勉強維持，硝化速率只有30℃時的硝化硝化速率的25%。盡管溫度的升高，生物活性增大，硝化速率也升高，但溫度過高將使硝化菌大量死亡，實際運行中要求硝化反應溫度低于38℃。所以高氨廢水工程的調試應盡量選擇氣溫15度以上的季節，如果必須在冬季啟動，應盡量選用高氨污水廠的菌種，或有保溫、加溫措施的系統。
②pH值
硝化菌對pH值變化非常敏感，*pH值是8.0～8.4，在這一*pH值條件下，硝化速度，硝化菌大的比值速度可達大值。在硝化菌培養時，如果進水pH值較高，能夠達到8.0左右，如果達不到也不應刻意追求，只要系統內pH值不低于6.5即可，如低于此值，應及時補充堿度，如燒堿、純堿等。
③溶解氧
氧是硝化反應過程中的電子受體，反應器內溶解氧高低，必將影響硝化反應得進程。在活性污泥法系統中，大多數學者認為溶解氧應該控制在1.5～2.0mg/L內，低于0.5mg/L則硝化作用趨于停止。當前，有許多學者認為在低DO（1.5mg/L）下可出現SND現象。在DO＞2.0mg/L，溶解氧濃度對硝化過程影響可不予考慮。但DO濃度不宜太高，因為溶解氧過高能夠導致有機物分解過快，從而使微生物缺乏營養，活性污泥易于老化，結構松散。此外溶解氧過高，過量能耗，在經濟上也是不適宜的。
④生物固體平均停留時間（污泥齡）
為了使硝化菌群能夠在連續流反應器系統存活，微生物在反應器內的停留時間（θc）N必須大于自養型硝化菌小的世代時間（θc）minN，否則硝化菌的流失率將大于凈增率，將使硝化菌從系統中流失殆盡。一般對（θc）N的取值，至少應為硝化菌小世代時間的2倍以上，即安全系數應大于2。
⑤重金屬及有毒物質
除了重金屬外，對硝化反應產生抑制作用的物質還有：高濃度氨氮、高濃度硝酸鹽有機物及絡合陽離子等。
AO地埋式一體化污水處理裝置傳統生物脫氮技術
廢水中的氮以有機氮、氨氮、亞硝氮和硝酸鹽4種形態存在…。如生活污水有機氮占含氮量的4O%～60%，氨氮占5O%～60%，硝態氮僅占0%一5%。傳統生物脫氮技術遵循已發現的自然界氮循環機理，廢水中的有機氮依次在氨化菌、亞硝化菌、硝化菌和反硝化菌的作用下進行氨化反應、亞硝化反應、硝化反應和反硝化反應后終轉變為氮氣而溢出水體，達到了脫氮目的。
傳統生物脫氮技術是目前應用廣的廢水脫氮技術。硝化工藝雖然能把氨氮轉化為硝酸鹽，消除氨氮的污染，但不能*消除氮污染。而反硝化工藝雖然能*氮素的污染，但不能直接去除氨氮。因此，傳統生物脫氮工藝通常由硝化工藝和反硝化工藝組成。由于參與的菌群不同和工藝運行參數不同，硝化和反硝化兩個過程需要在兩個隔離的反應器中進行，或者在時間或空間上造成交替缺氧和好氧環境的同一個反應器中進行…傳統生物脫氮途徑就是人為創造出硝化菌、反硝化菌的生長環境，使硝化菌和反硝化菌成為反應池中的優勢菌種。由于對環境條件的要求不同，硝化反硝化這兩個過程不能同時發生，而只能序列式進行，即化反應發生在好氧條件下，反硝化反應發生在缺氧或厭氧條件下。
常見的工藝有三級生物脫氮工藝、二級生物脫氮工藝和合建式缺氧一好氧活性污泥法脫氮系統等。傳統生物脫氮工藝存在不少問題：(1)工藝流程較長，占地面積大，基建投資高。(2)由于硝化菌群增殖速度慢且難以維持較高的生物濃度，特別是在低溫冬季，造成系統的HRT較長，需要較大的曝氣池，增加了投資和運行費用。(3)系統為維持較高的生物濃度及獲得良好的脫氮效果，必須同時進行污泥和硝化液回流，增加了動力消耗和運行費用。(4)系統抗沖擊能力較弱，高濃度NH，一和NO：一廢水會抑制硝化菌生長。(5)硝化過程中產生的酸度需要投加堿中和，不僅增加了處理費用，而且還有可能造成二次污染。因此，人們積極探討開發低耗的新型生物脫氮新工藝。
新型生物脫氮技術
隨著科學的發展，近年來發現了好氧反硝化菌和異養硝化菌，硝化反應不僅由自養菌完成，某些異養菌也可以進行硝化作用，反硝化不只在厭氧條件下進行，某些細菌也可在好氧條件下進行反硝化；許多好氧反硝化菌同時也是異養硝化菌，并能把NH3一氧化成NO：一后直接進行反硝化反應；氨的氧化不僅可以在好氧條件下進行，也可以在厭氧條件下進行。這些新發現突破了傳統生物脫氮理論的認識，為研發生物脫氮新工藝奠定了基礎。
短程硝化反硝化
傳統的生物脫氮工藝經過一系列反應，是全程硝化反硝化。中間浪費了一個將亞硝氮轉化硝氮，硝氮又轉化為亞硝氮的過程。1975年，Voets等進行經NO：一途徑處理高濃度氨氮廢水研究時發現了硝化過程中NO一積累的現象，并提出了短程硝化反硝化生物脫氮的概念。短程硝化反硝化生物脫氮是將硝化過程控制在亞硝酸鹽階段，阻止NO：一的進一步硝化，然后直接進行反硝化。然而，硝化菌能夠迅速地將NO：一轉化為NO，一，將NH的氧化成功地控制在亞硝酸鹽階段并非易事。目前，經NO一途徑實現生物脫氮成功應用的報道還不多見。影響NO一積累的控制因素比較復雜，主要有溫度、pH、游離氨(FA)、溶解氧(DO)、游離羥胺(FH)以及水力負荷、有害物質和污泥泥齡等。
目前比較有代表性的工藝為SHAR—ON工藝oSHARON工藝是由荷蘭DeIft技術大學于1997年開發的。該工藝采用的是CSTR反應器，適合于處理高濃度含氮廢水(>0．5gN／L)，其成功之處在于巧妙地利用了硝酸菌和亞硝酸菌的不同生長速率，即在較高溫度下(30℃～4O℃)，硝化菌的生長速率明顯低于亞硝酸菌的生長速率。因此通過控制溫度和HRT可以自然淘汰掉硝酸菌，使反應器中的亞硝酸菌占優勢，使氨氧化控制在亞硝酸鹽階段。
與全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有如下的優點：(1)硝化階段可減少25%左右的需氧量，降低了能耗；(2)反硝化階段可減少40%左右的有機碳源，降低了運行費用；(3)反應時問縮短，反應器容積可減小30%～40%左右；(4)具有較高的反硝化速率(NO一的反硝化速率通常比NO，一的高63%左右；(5)污泥產量降低(硝化過程可少產污泥33%～35%左右，反硝化過程中可少產污泥55%左右)；(6)減少了投堿量等。對許多低COD／NH’比廢水(如焦化和石化廢水及垃圾填埋滲濾水等)的生物脫氮處理，短程硝化反硝化顯然具有重要的現實意義。
