福建飲料污水處理設備優質生產廠家

福建飲料污水處理設備優質生產廠家

污水處理歷史可以追溯到古羅馬時期，那個時期環境容量大，水體的自凈能力已能夠滿足人類的用水需求，人們僅需考慮排水問題即可；而后伴隨城市化進程加快，生活污水通過傳播細菌引發了傳染病的蔓延。出于健康的考慮，人類開始對排放的生活污水進行處理。早期處理方式采用石灰、明礬等沉淀及漂白粉消毒。明代晚期，我國已有污水凈化裝置，但由于當時需求性不強，我國生活污水仍用以農業灌溉為主。

1762年，英國開始采用石灰及金屬鹽類等處理城市污水。1881年，法國科學家發明了座生物反應器，也是座厭氧生物處理池moris池誕生，拉開了生物法處理污水的序幕。1893年，座生物濾池在英國Wales投入使用，并迅速在歐洲北美等國家推廣。1912年，英國污水處理委員會提出以BOD5來評價水質的污染程度。技術的發展，推動了標準的產生。1914年，自英國曼徹斯特活性污泥法二級生物處理技術問世以來，一直被世界各國廣泛采用，目前發達國家已經普及二級生物處理技術。但針對活性污泥法存在的問題，各國研究人員對該技術不斷進行改造和發展，先后出現了普通活性污泥法、厭氧/缺氧/好氧活性污泥法(A/O、A /A/O)、間歇式活性污泥法(SBR 法)、改良型SBR (MSBR) 法、一體化活性污泥法(UNITANK)、兩段活性污泥(AB)法及各種類型的生物膜法等。

經濟發達國家污水處理技術從20世紀60年代的末端治理到70 年代的防治結合，從80年代的集中治理到90年代的清潔生產，不斷更新處理工藝技術、設施和設備。目前污水生物處理技術的主要發展趨勢是多種技術組合為一體的新技術、新工藝。如同步脫氮除磷好氧顆粒污泥技術、電/生物耦合技術、吸附/生物再生工藝、生物吸附技術以及利用光、聲、電與高效生物處理技術相結合處理高濃度有毒有害難降解有機廢水的新型物化、生物處理組合工藝技術，如光催化氧化生物處理新技術、電化學高級氧化/高效生物處理技術、超聲波預處理/高效生物處理技術、濕式催化氧化/ 高效生物處理技術以及輻射分解生物處理組合工藝等。許多國家在水環境污染治理目標與技術路線方面已經有了重大變化，水污染治理的目標已經由傳統意義上的“污水處理、達標排放”轉變為以水質再生為核心的“水的循環再利用“，由單純的“污染控制”上升為“水生態修復”。

2

污水生物處理技術發展史

傳統觀點認為，生物處理的主要功能是分解、穩定有機物，即降低BOD。隨著工業生產的發展和對水環境的長期觀察與研究表明，很多人工合成的有機物具有“三致”(致癌、致畸、致突變) 的嚴重危害，并且難以被微生物所降解，而無機性的營養物如氮、磷則容易引起水體的富營養化。因此，水處理的要求也在不斷變化，除要求水處理工藝具備脫氮除磷功能外，還要求將工業化生產、通過高溫高壓合成的各類污染物在污水處理過程中得到有效控制。因為這一類物質在自然界的降解需要幾百年甚至上千年，還將不斷富集、濃度不斷增大，直接危害生態環境和人類生活的健康。生物處理技術對這種類型的污水處理是否有效？一些BOD、COD濃度很高，甚至高達數萬mg/L的污水，生物處理技術能否有效？這些新的問題和要求，推動了污水生物處理技術和工藝的發展。

按照微生物的生長方式，生物法可分為以活性污泥法為代表的懸浮生長法和以生物膜法為代表的附著生長法。目前，城市污水處理以活性污泥法的應用廣。但是，由于傳統活性污泥法運行需要消耗大量的能源，運行費也較高，需要進行革新。為開發高效、低耗的城市污水處理新技術、新工藝，國內外開展了大量的研究并取得了一定的成就。

1.生物處理的微生物

傳統的污水生物處理技術主要依賴兩大類微生物，即異養型好氧微生物和異養型厭氧微生物。近幾十年來，科學家和工程師共同合作，對污水生物處理中的微生物進行比較深入的研究，取得了很多成果，例如: 對活性污泥中細菌和原生動物的不同種類和特性及其協同作用的研究，推進了AB法工藝的發展; 對于硝化、反硝化細菌的研究，以及聚磷菌特性的研究，推進了具有脫氮功能的A/O法工藝以及具有脫氮除磷功能的A/A/O法工藝的發展; 對于厭氧微生物種群和特性的研究，以及發現了厭氧微生物具有部分降解大分子合成有機物的能力，推進了厭氧生物處理工藝以及用厭氧/好氧串聯流程處理含難降解有機物廢水的工藝發展; 對于高效菌的篩選、培養和固定化的研究，為進一步提高污水生物處理的效能，特別是為難生物降解有機物的處理提供了有效途徑。

生物處理中的三大要素是微生物、氧和營養物質。反應器是微生物棲息生長的場所，是微生物對污水中的污染物加以降解、利用的主要設備。高效的反應器，要能保持大的微生物量及其活性，要能有效地供應氧或隔絕氧，要使微生物、氧和污水中的有機物之間能充分接觸良好的傳質條件。反應器按其特性，大致可分為以下幾類：

①懸浮生長型(如活性污泥法) 或附著生長型(如生物膜法);

②推流式或*混合式;

③連續運行式(如傳統活性污泥法) 或間歇運行式(如SBR法)。

活性污泥法自1914 年由Arden和Lockett開創至今，已經104年的發展與實踐，在供氧方式、運轉條件、反應器形式等方面不斷得到革新和改進。早出現的傳統活性污泥法屬于推流式曝氣池，由于靠近水池進水口的基質濃度高于出口端的基質濃度，而初的設計沒有考慮到需氧量的變化，結果造成了一些部位氧的不足。為改進供氧不均勻的缺點，1936 年將均勻曝氣方式改為沿推流方向漸減曝氣方式，大部分的氧量在基質去除相當快的進水端輸人，而以內源代謝和衰減為主要反應作用的出水端僅需少量的氧，這也就是傳統活性污泥法比較標準的形式一一漸減曝氣活性污泥法。

活性污泥法的變種（階段曝氣法）于1942 年出現。階段曝氣法又稱多點進水法，進水分成幾股，然后幾股污水從曝氣池的不同點進人，從而使需氧量分配均勻。在污泥同原水混合前，使污泥進行再曝氣的想法得到了更進一步的發展。1951年出現了接觸穩定活性污泥法，它是傳統活性污泥法的另外一種發展形式。為了避免在推流式曝氣池中因基質濃度梯度造成的微生物不適應，使微生物群落保持相對穩定的狀態。到20世紀50年代末，出現了*混合式活性污泥法，這種形式的優點是提供了一個有利于細菌絮體生長，不利于絲狀菌生長的環境，污泥的沉降和密實性都很好，但是由于基質梯度的變化使系統容易受有毒物質的干擾。為了克服其他幾種改進形式的缺點(必須處置大量的污泥、流程的運行控制要求嚴格)，出現了延時曝氣法，由于有一個完整的細胞平均停留時間，所以穩定程度相當高，然而由于經濟問題的限制，它僅用于污水濃度低的小型設施。另外還出現了純氧曝氣法、深井曝氣法等。

　　2. 1

　　水樣的采集與分析

　　水質樣品每5d取一次，采用有機玻璃垂向直立式采樣器于距水面0. 5,6,8和10 m及底部(底泥上0. 5 m)共5個不同水深處取樣，放入聚乙烯瓶中帶回實驗室待測，總氮(TN)、總磷(TP)等指標參照《水和廢水監測分析方法》進行測定，所有化學指標均在24 h內測量完畢。

　　2. 2藻類樣品的采集與分析

　　藻類樣品用取樣器在水下0.5、2.5、5、7.5和10 m及底部共6個不同水深處采樣，現場用魯哥試劑(15 mg / L)固定水中藻類，帶回實驗室待分析。將1 000 mL固定好的水樣通過過濾濃縮到30 mL，使用0. 1 mL計數框，在生物顯微鏡下用10 x 40倍進行分類計數，藻類的鑒定和計數參考《中國淡水藻類:系統、分類及生態》。

　　式中:Q為水庫藻類平均生物量(以Chl-a濃度計)(mg / L ) ;Qi為第i層水層藻類平均生物量(mg / L);Vi為第i水層容積(m3) ;V為水庫總容積。

　　2. 3垂直方向連續數據獲取

　　對于垂直水體的溫度(WT)、溶解氧(DO)等連續數據采用哈希公司生產的Hydrolab DS5型多功能水質監測儀現場測定，深度間隔為1 m。

　　3結果與討論

　　3. 1揚水曝氣技術對水庫熱分層和溶解氧的影響

　　2014年水庫水溫分層現象從4月中旬持續到11月中旬，其中9月份的溫度為25. 4℃，低溫度為11. 6℃，在水深7-9 m處形成明顯的溫躍層。同時，2014年9月在6 -8 m水深處溶解氧迅速降低，水深9 m以下為缺氧狀態(見圖1(a)一(a))。揚水曝氣于2015年8月27日開始運行，9月27日運行結束，相較于2014年同期，揚水曝氣器運行前水庫仍有明顯的熱分層現象。隨著揚水曝氣的運行，上下層水體溫差逐漸減小，溫躍層消失，分層結構逐漸破壞，到9月27日運行結束，水庫溫度為23.0 ℃，低溫度為22. 5℃，水體*混合，熱分層現象消失。揚水曝氣運行前水深7m以下為缺氧區，揚水曝氣運行使底部厭氧層不斷充氧，上下層水體混合，底部水體溶解氧濃度逐漸增大，厭氧狀態被打破(圖3(b)一(d) )。

　　3. 2揚水曝氣技術對水庫營養鹽的影響

　　由于內源污染，周村水庫內部磷的負荷隨底部溶解氧的變化表現出季節性的分層現象。熱分層期底層處于厭氧狀態，沉積物中營養鹽釋放到上覆水體，使底層TP濃度明顯高于表層，2015年揚水曝氣運行前底部TP濃度為0. 48 mg / L ，運行后底層溶解氧升高，沉積物中磷的釋放得到抑制，底部TP濃度降低至0. 0 1mg / L。與2014年同期相比，2015年表層TP濃度高于2014年，而2015年表層DTP濃度低于2014年(見圖4)，說明藻類生長繁殖所需的溶解性總磷降低，對藻類的生長產生影響。同時2015年揚水曝氣運行前表層TN濃度為1. 0 mg / L，揚水曝氣運行后期TN濃度下降至0. 3 mg / L,TN濃度下降約70%。

　　3. 3揚水曝氣技術對水庫光熱特征的影響

　　SVERDRUP建立了臨界層理論，認為藻類初級生產力與光合作用有效輻射成線性關系，混合層、真光層和臨界層3層的相對關系，決定了水體中藻類增長潛能。即當混合層在臨界層以下時，水柱中藻類凈生產力小于零，浮游植物生長受到限制，水華消失;當混合層在真光層與臨界層之間時，水柱中藻類凈生產力較小，藻類增殖較慢;當混合層小于等于真光層時，水柱中藻類凈生產力達到大，藻類大量繁殖，水華暴發。

　　臨界層理論揭示了藻類初級生產力與水體垂向層化穩定性的關系，表層水體混合深度(Zmix)反映了水體垂向紊動混合條件，而水體垂向混合使藻類發生垂向位移，改變藻類接受有效光強的機率，同時水體混合程度的不同也影響營養鹽的垂向輸送及分布，從而影響藻類種群的演替。該理論經發展，采用真光層深度(Zeu)和混合層深度(Zmix)之比Zeu / Zmix來判斷光照的垂向分布和水體垂向的混合對藻類生長的影響。揚水曝氣器的主要功能之一混合充氧，對水體的擾動強烈，影響藻類可接受光強，營養鹽濃度，從而影響藻類生物量和群落結構。如圖5可見，隨著揚水曝氣的運行，水柱混合層深度不斷增加，Zeu / Zmix持續降低，有效的控制表層藻類的生長，預防水華的發生。

　　　　3. 4揚水曝氣技術對水庫藻類的影響

　　3. 4. 1藻類密度、生物量的影響

　　揚水曝氣運行前，周村水庫表層水體溫度、光照和營養鹽等條件充足，藻類密度較高，底層由于光照、溫度和壓力等綜合條件限制，藻類密度較低，垂向上表現出明顯的藻類密度差異性。揚水曝氣器運行后，藻類密度垂向分層逐漸減弱，一是由于表層藻類被運輸到底層;二是由于表層水體溫度降低，混合層深度增加，藻類可利用光照強度減弱，氮營養鹽濃度降低，所以表層藻細胞密度降低，而底層溫度升高，藻細胞密度隨之增加。到9月巧日揚水曝氣運行結束，表層與底層間藻細胞密度差異基本消失(見圖6)。

　　不同水庫，不同地區，人工曝氣對葉綠索。的影響有所不同，FAST等的研究中葉綠索。濃度升高，HEO等的研究顯示葉綠索。濃度無明顯變化。

　　根據公式(1)計算得周村水庫藻類平均生物量如表2。曝氣混合作用將上部水體中的藻類運輸到中、下部水體中，隨著系統持續運行，由于混合層深度增加，可利用光照強度減弱，及氮營養鹽的限制表層藻類無法大量繁殖，而輸送到下部水體的藻類生長受到光照和壓力的限制，藻類數量的增加有限，所以藻類生物總量由2014年的10. 85 mg / L降低到5. 43 mg / L，降低50%。對比運行年和非運行年，將藻類密度的變化與TN,寧昆合深度、水溫進行相關性分析(見圖7)。藻類密度和混合深度、水溫的相關性較差，而揚水曝氣對氮營養鹽條件的改變，對周村水庫富藻期藻類密度的影響較大。

　　3.4.2藻類群落結構的影響

　　CUSHINC等分別針對強水溫分層和弱水溫分層水體研究了水溫分層對藻類優勢種演替的影響，發現不同藻類可適應的水體水溫分層情況有所不同，所以揚水曝氣系統造成的水體水溫分層的改變對藻類群落結構有顯著影響。

　　周村水庫藻類群落結構呈季節性變化，分層期以藍藻和綠藻為優勢種群，混合期綠藻和硅藻為優勢種群。揚水曝氣運行前(8月26日)藍藻占藻類總量的48%，為優勢種群，運行后(9月27日)優勢種群由藍藻變為硅藻，達藻類總量的80%左右。藍藻適宜在高溫度，高光照強度，高磷濃度條件下生長，同時很多種類的藍藻可以垂向遷移，在穩定水體中可以遷移到表層水體，接受足夠的光照進行大量繁殖。因此水庫易爆發藍藻水華，有大量關于藍藻控制的研究。揚水曝氣系統運行使整個水體混合，限制了藍藻的遷移作用。表層水體中藍藻可獲得光照強度和可利用營養鹽濃度降低，抑制了其生長繁殖，而輸送到底層的藍藻隨著壓強的增大，衰亡速度增加，使藍藻失去優勢種群地位。相反，硅藻在靜水中易于沉降，可接受光照強度和溫度均會降低，較難成為優勢種群，所以只有在混合期才會成為優勢種群。揚水曝氣對水體產生擾動，將底層水體送至表層，藍藻遷移優勢喪失，硅藻生長環境改善，有利于其大量繁殖成為優勢種群。

　　Shannon指數可以表示生物種類多樣性。揚水曝氣器運行前水庫藻類多樣性與2014年同期相近，運行后周村水庫藻類多樣性水平提高，水體生態狀況良好(見圖9)。

　　4結論

　　1)揚水曝氣器運行，造成周村水庫熱分層逐漸破壞，表層氮磷營養鹽水平降低，混合層深度增加，均對藻類產生影響。

　　2)揚水曝氣器運行期間，表層藻細胞密度降低，底層藻細胞密度增加，藻類數量的垂向分層逐漸減弱;周村水庫藻類生物量較2014年降低50%，其中氮營養鹽的改變對藻類生物量的影響較顯著。

　　3)揚水曝氣器運行使水庫藍藻優勢降低，硅藻上升為優勢種群，藻類群落結構在垂向上無明顯差異，周村水庫藻類多樣性水平提高，水體生態狀況良好。氮營養鹽、熱分層結構和光照條件的改變，均對藻類群落結構的影響較大。