生活化工厂污水处理工艺毕业论文.docx 82页

'生活化工厂污水处理工艺毕业论文目录目录i摘要ivAbstractv第一章绪论1.1废水的主要来源11.2废水的特点11.3日用化工废水概述21.4日化废水污染物毒性及危害21.5日化废水处理方法41.5.1物化法处理41.5.2厌氧处理的常用工艺61.5.3好氧处理的常用工艺81.6日化废水治理的进程10第二章设计背景2.1项目概况122.2设计原则132.3设计依据132.4设计范围142.5污水水量142.6污水水质142.7出水水质152.8气象条件15第三章处理工艺的确定3.1设计思想173.2水质特征分析173.3工艺流程选择173.4工艺流程203.5工艺可行性分析21第四章废水处理工艺主要处理构筑物4.1格栅井(2座)22v 4.2集水池(1座)224.3冷却水池（1座）224.4气浮反应器（1座）224.5斜板沉淀池(1座)234.6水解酸化池（1座）234.7破乳除磷池（1座）234.8蓄水池（1座）244.9SBR池（2座）244.10清水池（1座）254.11贮泥池（2座）254.12污泥浓缩池254.13供气系统254.14辅助用房264.15主要处理设施、设备和材料26第五章废水处理工艺设计计算5.1设计处理水量295.2格栅井295.3泵房的设计与计算325.4沉淀池345.5SBR池365.6供气系统设计395.7清水池435.8污泥处理工艺部分44第六章工程投资概算6.1基本原则466.2建筑设计要点466.3结构设计要点466.4总平面布置46第七章电气自控系统概算7.1设计依据487.2设计范围487.3供电设计487.4动力配电及电缆敷设487.5接地与防雷487.6测量及控制系统49v 第八章运行费用估算8.1电费估算508.2水费508.3药剂费用508.4总运行费用估算518.5主要技术经济指标518.6总造价52第9章总结53参考文献55附录56v 摘要：本设计是针对某日用化工水废水的处理进行的设计。日用化工废水中含有大量表面活性剂，对微生物细胞的活性和增值具有一定的阻碍作用，使此类废水的生物降解难度加大。本设计采用活性污泥法中的SBR法进行废水处理。废水处理过程包括了废水处理流程的确定和设计计算。主要有格栅、气浮池、沉淀池、SBR反应器及污泥部分设计，通过以上设计及处理，使废水处理水达到国家排放标准。本设计经计算后确定了格栅、沉淀池、SBR反应器及污泥部分的构筑物尺寸，并在附图中对必要的构筑物进行描述。文中主要对处理厂单元组成包括各个构筑物、设备进行了选取和计算，并且评估了建设该处理厂的基建和运行费用。关键词:日用化工；废水处理；SBR反应器；处理水v Abstract：Thisdesignisadesigntoaimatdailychemicalengineeringwastewatertreatment.Thiswastewatercontainsanumberofsurfactantthatmayhinderthemicrobialactivitiesandthecellmultiplicationofthemicroorganism.Forthereason,thedifficultiesinbiologicaldegradationforthiskindofwastewaterincrease.ThisdesigntreatsthewastewaterwiththeSequencingBatchReactor(SBR)thatisaveryimportantmethodintheactivatedsludgeprocess.Thisdesignincludetheselectionandthecalculationofthewatertreatment.Themainpartsincludethescreening.Thesettlingchambersdesignedtoremovefirsttheheavygrit,thesedimentationchambersdesignedtoreducegreatlythedissolvedorfinelysuspendedorganicmatter,theSequencingBatchReactor(SBR)andthepartofthesludgetreatment.Accordingtotheaboveofdesignandtreatment,makethehandlewaterattainthenationalexhaustionstandards.Thisdesignmakesurethesizeoftheaboveseriesoftreatmentbuilding,andmakethedescriptionofthemindiagram.Thispapermainlyselectsandcalculatesthesewagetreatmentplantmodulesincludeallstructuresandequipments.Whatismore,thetextevaluatestheinfrastructureofthesewagetreatmentplantandtheoperationalcosts.Keywords:Thedailychemicalengineering；Thewatertreatment；TheSequencingBatchReactor(SBR)v 第一章绪论1.1废水的主要来源化工废水根据来源不同，分为生活废水和生产废水。生活废水是指厂区内人们日常生活产生的废水，例如：厨房洗涤、厕所冲洗和沐浴污水等，这部分废水主要产生于居民居住区，另外在工厂生产区由于生产人员的需要（如沐浴，洗涤，工装，餐具，冲厕等）也会产生一些生活污水。生产废水是指那些含有较多污染物，污染比较严重须经过处理后方可排放的废水，一般包含以下来源：(1)工艺废水生产过程中形成的如蒸馏残液，结晶母液，过滤母液等废水．这类废水往往含有较多的污染物含量，毒性大，不易生物降解．因而对水体污染严重。(2)洗涤用水产品或中间产物在精制过程中的洗涤水．这类废水虽然所受污染物浓度不大，但水量较大，总排放量高。(3)设备和容器清洗水在某些日化厂，这类污水几乎是工厂污水的主要来源，是较大的污染源。(4)地区冲洗水生产区地面撒落的原料、中间产物、成品等在清洗过程中进入污水。(5)二次污染水这类废水是指三废处理过程中可能形成新的废水源。(6)厂区生活污水1.2废水的特点日用化工产品生产中，由于最终产品不同，废水的主要来源及成分特点也有所不同。各类洗涤剂厂产生的废水一般以原料表面活性剂和助剂为主要成分，一般称为合成洗涤废水或表面活性剂废水，如肥皂生产产生的大量皂化废水。某些大型日化厂生产的日化产品品种较多，产生的废水更为复杂．日化废水还包括牙膏废水、香精香料废水等。第77页，共77页 高浓度的LAS对微生物细胞的活性和增殖具有一定的阻碍作用，某些生产洗衣粉的日化厂废水中常常含有分子量大的表面活性剂，缺少微生物合成细胞质的氮元素，也使此类废水的生物降解难度加大，废水中LAS本身具有一定毒性，对动植物和人体有慢性毒害作用。LAS还可以降解水中氧的传递速度，严重时使水体缺氧自净过程受阻。1.3日用化工废水概述日用化工产品，顾名思义就是指人们在日常生活中所用的化工产品，例如，洗涤剂化妆品牙膏油墨以及粘合剂皮革毛皮防护剂杀虫剂等诸多与人们日常生活息息相关的化工产品。日用化工废水处理技术已经经过了100多年的发展，污水中的污染物种类、污水量是随着社会经济发展、生活水平的提高而不断增加，日用化工废水处理技术也随着科学技术的发展而发生了日新月异的变化，同时，旧的日用化工污水处理技术也不断被革新和发展着。尤其现在的日用化工废水中的污染物是多种多样的，往往用一种工艺是不能将废水中所有的污染物去除殆尽的。用物化工艺将化工废水处理到排放标准难度很大，而且运行成本较高；化工废水含较多的难降解有机物，可生化性差，而且化工废水的废水水量水质变化大，故直接用生化方法处理化工废水效果不是很理想。针对化工废水处理的这种特点，笔者认为对其处理宜根据实际废水的水质采取适当的预处理方法，如絮凝、内电解、电解、吸附、光催化氧化等工艺，破坏废水中难降解有机物、改善废水的可生化性；再联用生化方法，如SBR、接触氧化工艺，A/O工艺等，对化工废水进行深度处理。日用化工废水成分复杂、水质水量变化大。随着国家对其处理达标要求越来越严格，人们用一种方法很难得到良好的处理效果。处理化工废水根据实际情况采用各种组合处理技术。以取长朴短，实现处理系统的优化。1.4日化废水污染物毒性及危害日化废水中的污染物可以分为以下几种[1]。1.4.1.固体污染物它的存在不但使水质浑浊而且使管道和设备阻塞、磨损,干扰废水处理和回收.因大多数废水中都有一些固体悬浮污染物存在,所以去除悬浮物是废水处理的一项基本任务。第77页，共77页 1.4.2.需氧污染物指废水中能够通过化学或生物化学作用而消耗水中溶解氧的物质.这类物质大多是有机物,无机物中主要有Fe、Fe2+、S2-、CN-等.因而一般情况下,需氧物即指有机物。1.4.3.酸性污染物主要是废水中的酸性或碱性物质,它们使水体PH发生变化,破坏自然缓冲作用,抑制微生物生长,妨碍水体自净,使水体恶化、土壤酸化或盐碱化。1.4.4.有毒污染物指能对生物引起毒性反应的化学物质。有毒物质主要分为无机化学毒物、有机化学毒性和放射性物质。1.4.5.油类污染物主要包括石油类和动植物油类污染物两项。油类污染物能在水面上形成油膜,隔绝大气与水面,破坏水体的复氧条件,它还能附着于土壤颗粒表面和动植物体表,影响养分的吸收和废物的排出。当水中含油0.01～0.1mg/L,对鱼类和水生生物就会产生影响。1.4.6.热污染因废水温度过高而引起的危害.主要危害如下。(1)由于温度升高,使水体溶解氧浓度降低，相应的亏氧量随之减少，故大气中的氧向水体传递的速率也减慢；另一方面，水温升高会导致生物耗氧量速度加快，促使水体中的溶解氧更快耗尽，水质迅速恶化,造成鱼类和水生生物缺氧死亡。(2)由于水温升高,加快藻类繁殖从而加快水体富营养化进程。(3)由于水温升高，导致水体中化学反应加快,使水体的物化性质如离子浓度、电导率、腐蚀性发生变化，可能对管道和容器造成腐蚀。(4)由于水温升高,加速细菌生长繁殖,增加后续水处理难度。第77页，共77页 1.5日化废水处理方法1.5.1物化法处理1.隔油装置它是利用油比水轻的特性．将油分离于水面并撇除。(1)平流式隔油池：构造简单，运行管理方便，除油效果稳定；但体积大，占地面积大，处理能力低，排泥难，出水中仍含有乳化油和吸附在悬浮物上的油分，一般难以达到排放要求。(2)平板式隔油池：也已有很长的历史，池型最简单，操作方便，除油效果稳定，但占地面积大，受水流不均匀性影响，处理效果不好。(3)斜板式油水分离装置：是根据1904年汉逊等人提出的“浅池原理”对平板式隔油池进行改进而成，在其中倾斜放置平行板组，角度在30°-40°之间，可大大提高除油效率，但具有工程造价高、设备体积大等缺点。2.气浮法气浮法也称浮选法，其原理是设法使水中产生大量的微气泡，以形成水、气、及被去除物质的三相混合体，在界面张力、气泡上升浮力和静水压力差等多种力的共同作用下，促进微细气泡粘附在被去除的微笑油滴上后，因粘合体密度小于水而上浮到水面，从而使水中油粒被分离去除（2）。气浮技术是国内外处理含油废水当中使用非常广泛的一种技术。气浮法是使大量微细气泡吸附在欲去除的颗粒（油珠）上，利用气体本身的浮力将污染物带出水面，从而达到分离目的的方法。这是因为空气微泡由非极性分子组成，能与输水性的油结合在一起，带着油滴一起上升，上浮速度可提高近千倍，所以油水分离效果高。气浮法是以微小气泡作为载体，粘附水中的杂质颗粒，使其视密度小于水，然后颗粒被子气泡挟带浮升至水面与水分离去除的方法。气浮法具有以下特点：（1）与重力沉淀法相比，其占地小，可节省基建投资；（2）气浮池有预曝气、脱色、降低COD等作用，出水和浮渣都含有一定量的氧，有利于后续处理或再用，泥渣不易腐化；（3）浮渣含水率低，一般在96%以下，比沉淀法污泥体积少2~10倍，简化了污泥处置、节省了费用。第77页，共77页 （4）气浮法所需药剂量比沉淀法少。本设计采用加压溶气气浮法，在加压条件下，空气溶解度大，溶入的气体经急剧减压，释放出大量尺寸微细、粒度均匀、密度稳定的微气泡，微气泡集群上浮过程稳定，对液体扰动微小，确保了气浮效果。加压溶气气浮法工艺过程及设备比较简单，管理维修方便。3.吸附法吸附法处理是利用多孔性固体相物质吸着分离水中污染物的水处理过程[2]。吸着分离水中污染物的固体物质称作吸附剂。吸附剂有：活性炭、活化煤、焦炭、煤渣、树脂、木屑等。吸附是一种与表面能有关的表面现象，常分为物理吸附（靠吸附剂与吸附质之间的分子作用）、化学吸附（靠化学键力作用）和离子交换吸附（靠静电引力作用）三种类型。水处理过程中常采用吸附过滤床对水进行吸附法处理，可去除水中重金属离子（如汞、铬、银、镍、铅等），有时也用于水的深度处理。吸附法还可用于净化水中低浓度有机废气，如含氟、硫化氢的废气，一般采用固定床吸附装置。吸附法的原理：固体表面有吸附水中溶解及胶体物质的能力，比表面积很大的活性炭等具有很高的吸附能力，可用作吸附剂。吸附可分为物理吸附和化学吸附。如果吸附剂与被吸附物质之间是通过分子间引力(即范德华力)而产生吸附，称为物理吸附；如果吸附剂与被吸附物质之间产生化学作用，生成化学键引起吸附，称为化学吸附。离子交换实际上也是一种吸附。物理吸附和化学吸附并非不相容的，而且随着条件的变化可以相伴发生，但在一个系统中，可能某一种吸附是主要的。在污水处理中，多数情况下，往往是几种吸附的综合结果。一定的吸附剂所吸附物质的数量与此物质的性质及其浓度和温度有关。表明被吸附物的量与浓度之间的关系式称为吸附等温式。4.离子交换法离子交换法是液相中的离子和固相中离子间所进行的一种可逆性化学反应，当液相中的某些离子较为离子交换固体所喜好时，便会被离子交换固体吸附，为维持水溶液的电中性，所以离子交换固体必须释出等价离子回溶液中[2]。离子交换净化法是溶液中的目的组分离子与固态离子交换剂之间进行多相复分解反应，使目的组分优先由液相转入固态交换剂，这一过程称为“吸附”。然后用适当的试剂淋洗被组分饱和第77页，共77页 了的离子交换剂，使目的组分重新转人溶液。从而达到净化和富集的目的。后一过程称为“淋洗”、“洗提”或“解吸”。通常把这两个过程简称为“离子交换”。吸附和淋洗是离子交换的两个最基本的作业，一般在吸附和淋洗作业后均有洗涤作业。吸附后的洗涤是为了洗去吸附原液与亲和力较小的杂质组分，淋洗后的冲洗是为了除去树脂床中的淋洗剂。有的净化工艺在淋洗和冲洗之后还有交换剂转型或再生作业。离子交换剂的种类较多，目前应用最广泛的是各种型号的有机合成离子交换树脂。离子交换技术目前广泛应用于处理核燃料，稀土分离、化学分析、工业用水净化、废水水净化、高纯离子交换水的制备和从稀溶液中提取和分离某些金属组分。例如从金、银氰化液和选厂尾矿水中除去氰根离子及浮选药剂等。5.膜分离法气体膜分离技术是20世纪70年代开发成功的新一代气体分离技术，其原理是在压力驱动下，借助气体中各组分在高分子膜表面上的吸附能力以及在膜内溶解－扩散上的差异，即渗透速率差来进行分离的。现已成为比较成熟的工艺技术，并广泛用于许多气体的分离，提浓工艺。工业发达国家称之为“资源的创造性技术”，目前主要有两种工艺流程，即正压法和负压法，前者适用于氧氮同时应用或对氧浓度要求较高的场合。早在80年代初，许多发达国家都投入了大量人力物力来研究膜法富氧技术，特别是日本，其通产省就资助了旭硝子等7家公司和研究所参加“膜法富氧燃烧技术研究组”。膜法的主要特点是无相变，能耗低，装置规模根据处理量的要求可大可小，而且设备简单，操作方便安全，启动快，运行可靠性高，不污染环境，投资少，用途广等优点。1.5.2厌氧处理的常用工艺1.升流式厌氧污泥床（UASB）UASB由污泥反应区、气液固三相分离器（包括沉淀区）和气室三部分组成。在底部反应区内存留大量厌氧污泥，具有良好的沉淀性能和凝聚性能的污泥在下部形成污泥层。要处理的污水从厌氧污泥床底部流入与污泥层中污泥进行混合接触，污泥中的微生物分解污水中的有机物，把它转化为沼气。沼气以微小气泡形式不断放出，微第77页，共77页 小气泡在上升过程中，不断合并，逐渐形成较大的气泡，在污泥床上部由于沼气的搅动形成一个污泥浓度较稀薄的污泥和水一起上升进入三相分离器，沼气碰到分离器下部的反射板时，折向反射板的四周，然后穿过水层进入气室，集中在气室沼气，用导管导出，固液混合液经过反射进入三相分离器的沉淀区，污水中的污泥发生絮凝，颗粒逐渐增大，并在重力作用下沉降。沉淀至斜壁上的污泥沿着斜壁滑回厌氧反应区内，使反应区内积累大量的污泥，与污泥分离后的处理出水从沉淀区溢流堰上部溢出，然后排出污泥床。2.厌氧生物滤池厌氧生物滤池是一种内部装填有微生物载体（即滤料）的厌氧生物反应器[2]。厌氧微生物部分附着生长在滤料上，形成厌氧生物膜，部分在滤料空隙间悬浮生长。污水流经挂有生物膜的滤料时，水中的有机物扩散到生物膜表面，并被生物膜中的微生物降解转化为沼气，净化后的水通过排水设备排至池外，所产生的沼气被收集利用。3.厌氧接触法废水的厌氧生物处理是指在没有游离氧的情况下，以厌氧微生物主为对有机物进行降解、稳定的一种无害化处理方法。在厌氧生物处理过程中，复杂的有机化合物被降解，转化为简单、稳定的化合物，同时释放能量[2]。厌氧接触法实质上是厌氧活性污泥法，不需要曝气而需要脱气。厌氧接触法对悬浮物高的有机废水（如肉类加工废水等）效果很好，悬浮颗粒成为微生物的载体，并且很容易在沉淀池中沉淀。在混合接触池中，要进行适当搅拌以使污泥保持悬浮状态。搅拌可以用机械方法，也可以用泵循环池水。据报道，肉类加工废水（BOD5约1000～1800mg/L）在中温消化时，经过6-12h（以废水人流量计）消化，BOD5去除率可达90%以上。4.水解酸化水解是指有机物进入微生物细胞前、在胞外进行的生物化学反应。微生物通过释放胞外自由酶或连接在细胞外壁上的固定酶来完成生物催化反应。酸化是一类典型的发酵过程，微生物的代谢产物主要是各种有机酸。从机理上讲，水解和酸化是厌氧消化过程的两个阶段，但不同的工艺水解酸化的处理目的不同。水解酸化-好氧生物处理工艺中的水解目的主要是将原有废水中的非溶解性有机物转变为溶解性有机物，特别是工业废水，主要将其中难生物降解的有机物转变为易生物降解的有机物，提高废水的可生化性，以利于后续的好氧处理。考虑第77页，共77页 到后续好氧处理的能耗问题，水解主要用于低浓度难降解废水的预处理。混合厌氧消化工艺中的水解酸化的目的是为混合厌氧消化过程的甲烷发酵提供底物。而两相厌氧消化工艺中的产酸相是将混合厌氧消化中的产酸相和产甲烷相分开，以创造各自的最佳环境。1.5.3好氧处理的常用工艺1.活性污泥法活性污泥法就是以呈悬浮状的活性污泥为主体，利用活性污泥的吸附凝聚和氧化分解作用来净化废水中有机物的处理工艺[2]。活性污泥法的设备是由初沉池、曝气池、沉淀池、污泥回流和剩余污泥排出系统所组成的。剩余活性污泥回流污泥二次沉淀池废水水曝气池初次沉淀池出水空气图1.1活性污泥法流程图初沉池流出的废水和回流的活性污泥一起进入曝气池形成混合液。曝气池是一个生物反应器，通过曝气设备通入空气，空气中的氧溶入混合液，产生好氧代谢反应。曝气设备不仅使氧通过传递而进入混合液，且使混合液得到足够的搅拌而呈悬浮状态。这样，废水中的有机物、氧与微生物能充分接触和反应。随后混合液流入沉淀池，混合液中的悬浮固体在沉淀池中沉淀下来与水分离，流出沉淀池的就是处理后出水。沉淀池中的污泥大部分回流，称为回流污泥。回流污泥的目的是使曝气池内保持一定的悬浮固体浓度，也就是保持一定的微生物浓度。曝气池中的生化反应引起了微生物的增殖，增殖的微生物量通常从沉淀中排出，以保证活性污泥系统的稳定运行.2．SBR工艺第77页，共77页 SBR是活性污泥法的一种变形，只是在运行操作上不同。SBR是在单一的反应器内,在时间上进行各种目的的不同操作，它集曝气池、沉淀池为一体[2]。SBR基本运行模式由进水、反应、沉淀、出水和闲置五个过程组成，都在一个反应器内依次进行的。这种方法与以空间进行分割的连续流系统有所不同，它不需要二沉池与回流污泥系统。进水期是反应器接受废水的过程，这个过程不仅仅是废水的流入与反应器水位的升高的过程，而且伴随一定的生化反应（磷的释放和脱氮等）。污水流入的方法有三种：（1）单纯注水：注满后再曝气，能有效的调节水质水量；（2）曝气注水：边注水边曝气，可使污泥恢复活性；（3）缓速搅拌：注水同时缓速搅拌，不曝气，使之处于缺氧或厌氧状态，则对污水进行脱N与聚磷菌释放磷。反应期即当进水达到设定的液位后，开始曝气和搅拌，以达到反应目的。沉淀期主要是一个固液分离的过程，即经过曝气和搅拌作用后，混合液中的污泥颗粒和絮体在重力的作用下沉降，实现污泥和废水的分离过程。排水期是排除反应器中的上清液的过程，上清液由反应器上部的浴流堰和滗水器排出。该期间的水位是处理周期内的最低水位。反应器底部沉降的活性污泥大部分作为下一周期使用，而过剩的剩余污泥则从排泥管引出排放。另外反应器中还会存留一部分处理水，可起到循环水和稀释水的作用。闲置期是在一个处理周期内从排水结束时刻起到下一个周期开始进水的时刻的中间的一段时间。同时伴随少量的厌氧反应和脱氮过程。为了尽可能保证污泥活性并防止污泥老化现象，还需定期排放剩余污泥，为新鲜污泥提供足够的空间生长繁殖。SBR工艺的典型运行工序见图1.2。处理水Ⅳ排水工序Ⅰ污水流入工序污水Ⅴ排泥待机工序剩余污泥Ⅲ沉淀工序Ⅱ曝气反应工序图1.2SBR工艺的典型运行工序。第77页，共77页 SBR法最显著的一个特点是将反应和沉淀在同一反应器中进行，扩大了反应器的功能。1、流程简单,运行费用低。SBR法的工艺简单,便于自动控制,其主要设备就是一个具有曝气和沉淀功能的反应器,无需连续流活性污泥法的二沉池和污泥回流装置,在大多数情况下可以省去调节池和初沉池,系统构筑物小,流程简单,占地面积小、管理方便,投资省,运行费用低。2、固液分离效果好，出水水质好。SBR在沉淀时属于理想的静止沉淀，固液分离效果好,容易获得澄清的出水。剩余污泥含水率低,这为后续污泥的处置提供了良好的条件。3、运行操作灵活，效果稳定。SBR在运行操作过程中,可以根据废水水量水质的变化、出水水质的要求调整一个运行周期中各个工序的运行时间、反应器内混合液容积的变化和运行状态。4、脱氮除磷效果好。SBR工艺在时间序列上提供了缺氧、厌氧和好氧的环境条件,使缺氧条件下实现反硝化,厌氧条件下实现磷的释放和好氧条件下的硝化及磷的过量摄取,从而有效的脱氮除磷。5、有效防止污泥膨胀。由于SBR具有理想推流式特点，有机物浓度存在较大的浓度梯度，有利于菌胶团细菌的繁殖，抑制丝状菌的生长，另外，反应器内缺氧好氧的变化以及较短的污泥龄也是抑制丝状菌的生长的因素，从而有效地防止污泥膨胀。6、耐冲击负荷。池内有滞留的处理水，对污水有稀释、缓冲作用，有效抵抗水量和有机污物的冲击。1.6日化废水治理的进程1.6.1日化废水治理的展望对于以后日化废水的处理将更多的趋向于多用途及简单和高效为发展目标。更加注重以及多种工艺之间的混合运用。1.6.2日用化工废水处理新技术（ABFT工艺）1.概述:曝气生物流化池，英文名称(AerationBiologicalFluidizedTank)简称（ABFT），是微生物细胞与载体自固定化技术的好氧生物反应器，固定化微生物后的载体平均密度与水的密度十分接近，载体在水中呈悬浮状。与固定床相比，该流化床具有比表面积大、接触均匀、传质速度快、压损低等许多突出的特点[3]。ABFT工艺还具有在高负荷进水下出水水质稳定的优点，污染物去除量及去除率均随进水浓度的提高而增加，表现出ABFT适应处理高浓度废水的能力，尤其在脱氮第77页，共77页 方面有其独特的优势。因此，采用ABFT工艺可使装置容积大大减少，从而减少土地占有面积，降低工程造价。2.适用范围:炼油、化工、煤化工、印染、味精、造纸等高浓度有机污水、城市生活污水处理、老旧污水厂脱氮除磷改造以及污染水体原位就地修复。3.优点:1)具有非常好的脱氮功能和相同于其他生化处理法的除磷能力，可用于三级处理；2）可在污水处理装置内维持高浓度的生物量，提高处理负荷、减少处理装置。第二章设计背景2.1项目概况日用化学品工业，简称日用化工，通常是指生产与人民生活关系非常密切化学品的工业，其主要产品有洗涤用品、牙膏、化妆品、油墨、香精香料等。这些产品与人民生活关系密切，其使用情况标志着人民生活的水平，但是在其生产过程中往往要产生“三废”，特别是废水的排放会造成环境的污染，危害人类的身体健康。近年来对日用化学工业废水的治理日益引起政府和社会各界的重视。第77页，共77页 工厂主要生产牙膏、洗发水、护发素等日化产品及营养食品。排出的污水中主要含动植物油、ClO-、粉质摩擦剂、粘合剂、香精、香料及各种溶剂、助剂和生物制剂等。日化企业废水来源主要有生活污水及生产废水。由于厂区所在区域建有污水处理厂，生活污水不汇入工业废水处理系统，直接排入市政管网。生产废水主要来源于生产工艺、洗涤、跑冒滴漏和意外事故、设备和容器清洗、地区冲洗等。废水主要有如下特点：1)组成复杂；2)废水水质波动大；3)一定的毒性；4)单独废水可生化性差；5)COD值较高等。某化工厂坐落在新疆昌吉市经济技术开发区。经过多次扩建，工厂占地面积由原来的5.8万平方米增至14.1万平方米，容纳了16条生产线和原材料、包装材料等多个仓库，可生产四大系列、近180款产品。工厂于1992年11月奠基，1995年1月举行开幕典礼。该工厂以其优秀的管理水平获得美国安全检测实验室公司（UL）颁发的ISO9001:2000质量管理体系和ISO14001:1996环境管理体系认证。生产基地的整个厂区充分考虑了厂区建筑与自然环境的完美结合，绿化覆盖率达到了45%。此外，工厂还专为大型团队参观者设计了游览线路和集体拍照区。2002年11月，工厂被广州开发区管理委员会授予“花园区工厂”称号。工厂主要生产肥皂、牙膏、洗发水、护发素等日化产品，在生产过程中因生产工艺的需要，将会产生一定量的废水，此类废水若不处理，将对该工厂所在区域的环境产生一定的危害。工厂现有较完善的污水处理系统，因生产发展的需要和原污水处理站周边开发出住宅，污水处理厂的异味影响周边的居民等综合原因，同时考虑便于运行、维护和管理等因素，拟淘汰原来的两个污水处理站，另选择一个较偏的地方新建污水处理站，将工厂现有的污水和将来因生产发展而增加的污水集中到一个污水处理站内进行处理。第77页，共77页 2.2设计原则采用高效、先进、稳定的污水处理工艺。1)因地制宜，充分利用现有的空间，合理布局。2)严格控制二次污染（噪声、污泥、异味）的产生，彻底杜绝异味和污泥处理的不便。3)系统全自动化操作，实现人机界面控制。4)在设备选型上，充分考虑对现有设备的充分利用，发挥现有设备的最大使用价值。5)系统的设备和工艺选择充分考虑新型环保工厂的需要，彻底履行生态、环保、可持续发展的战略部署。2.3设计依据1)《中华人民共和国环境保护法》2)《污水综合排放标准》（GB8978-1996）3)《水污染物排放限值》（DB44/26-2001）4)《室外排水设计规范》（GBJ14-87）5)《建筑给水排水设计规范》（GB50015-2003）6)《给水排水管道工程施工及验收规范》（GB50268-1997）7)《建筑地基基础设计规范》（GBJ10-89）8)《建筑抗震设计规范》（GBJ11-89）9)《混弹簧土结构设计规范》（GBJ7-89）10)《低压配电设计规范》（GB50054-95）11)业主提供的相关设计依据和要求12)相关的设计手册和标准2.4设计范围本设计范围包括1)污水处理站内的工艺、土建、电气及自控等所有内容；2)污泥的最终处理方法和途径；3)污水站的排水和其他排水统一由市政考虑；第77页，共77页 1)污水水质；2.5污水水量每天的污水排放量为：Q＝2000m3/d考虑到工厂发展的需要，设计的污水处理站要求能够满足2500m3/d的污水处理量，因此，设计进水量为：Qd=2500m3/d时平均水量：qave＝104m3/h2.6污水水质按工厂提供的生产污水的水质为：表2.1进水水质指标指标CODCrmg/lBOD5mg/lSSmg/lLASmg/l动植物油mg/lpH氨氮mg/l总磷mg/l水质指标1350500500100409.22062.7出水水质按工厂提供的污水处理后的水质排放标准为[10]：（污水综合排放一级标准）表2.2水质排放标准指标CODCrmg/lBOD5mg/lSSmg/lLASmg/l动植物油mg/lpH氨氮mg/l总磷mg/l水质指标≤100≤20≤7010106-9≤150.12.8气象条件昌吉州属中温带区，为典型的大陆性干旱气候第77页，共77页 ，具有冬季寒冷、夏季炎热、昼夜温差大的特点。由于地形条件的影响，由南向北气候差异较大，南部山区气候特征明显。夏季降水充沛；北部沙漠性气候特征显著。其主要气象资料如下：(1)气温（℃）年平均气温为6.17度极端最高气温42.0度7月最热月平均气温30.2度1月最冷月平均气温8.30度平均年较差42.1度(2)气压（hPa）历年平均气压953.2毫帕历年平均最高气压962.5毫帕历年平均最低气压941.1毫帕(3)降雨量（mm）年平均降雨量190毫米年均最多降雨量289毫米‘年最低量为122毫米(4)风温州市建东阀门配件厂(http://www.jdv.net.cn)年平均风速1.5-3.0米/秒最大风速30米/秒全年主导风向西北风(5)湿度年平均相对湿度62%(6)公用工程规格(1)自来水给水压力≥0.4MPa(2)电高压10kV，低压380V供电，照明220V，频率50Hz第77页，共77页 第三章处理工艺的确定3.1设计思想(1)所采用工艺要简洁稳定，管理方便，操作简单，容易维护、保养。(2)工艺全自动化运行，管理要求低。(3)工艺先进、技术合理。(4)满足公司的现有和未来发展的污水处理需要。3.2水质特征分析从工厂提供的水质参数和我们对工厂的现有污水处理系统的工况参数的调研，可以看出工厂的生产污水为高浓度（COD=3000mg/l）、高生物抑制性（LAS=100mg/l），可生物降解性能较差，其中的可生化性能参数BOD/COD=0.25<0.3。第77页，共77页 污水处理的要求较高，按工厂提供的水质排放要求，部分指标为二级（按《水污染排放限值》DB44/26-2001）排放标准，部分指标为一级排放标准，部分指标甚至比一级排放标准还要严格。具体分析如下。表3.1废水处理分析指标CODCrmg/LBOD5mg/LSSmg/LLASmg/L动植物油mg/LpH氨氮mg/L总磷mg/l污水水质1350500500100409.2206排放标准≤100≤20≤7010106-9≤150.1去除率%92.696．086.090.075.0---25.098.3注：III级标准为开发区污水排入管网执行的排放标准。3.3工艺流程选择工厂主要生产牙膏、洗发水、护发素等日化产品及营养食品。排出的污水中的污染物主要有主要含有表面活性剂（LAS）、动植物油、ClO-、粉质摩擦剂、粘合剂、香精、香料及各种溶剂、助剂和生物制剂等。从上面的处理前后水质对比可以看出,日化废水的特征污染是BOD5、CODcr、LAS、SS、pH值等。我们所选择的工艺应具有高效的有机物去除效率和有效的LAS去除能力。污水处理需要对水质和水量进行调解，调节的目的是稳定pH值和通过还原剂的加入，去除对生物有抑制性的ClO-。由于污水中含有大量的LAS，容易形成泡沫，为了控制泡沫的产生,将污水中的有机物和LAS进行有效的去除。工艺选择应根据日用化工品原料、产品种类、水质特点、受纳水体的环境功能、当地的排放要求和水的回收利用情况，经过技术经济比较后，选择和采用合理的日化废水处理工艺。由于日化废水主要是有机污染，所以应采用生物处理为主、物化处理为辅的综合治理路线，以降低运行费用。生物处理宜采用厌氧与好氧生物处理法相结合的处理工艺。物化处理技术宜采用混凝沉淀、混凝气浮等方法。日化废水水解酸化技术参数非常重要，由于日化废水COD主要来源于各种助剂，这些污染物大多属难降解第77页，共77页 物，水解酸化时间长。水解酸化可以降解大分子、提高B/C比，从而增加可生化性，提高好氧生化的效果，同时也是污泥减量最经济、最好方法，虽然占地面积和初次投资增加，但是运行费用低。日用化学工业在整个化学工业中所占比例逐年上升,污染也日益严重,因此,日化废水排放标准日趋严格，用常规的物化加好氧方法难以达到要求，这就需要深度处理。另一方面，由于种种原因,其治理效率较低,治理合格率、回用率就更低了,提高回用率是节约水资源的重要措施，也是中华人民共和国水法中要求的。因此，应增加深度处理，提高水重复利用率。含油废水处理的难易程度随其来源及油污的状态和组成不同而有差异。其处理方法按原理可分为物理法(沉降、机械、离心、粗粒化、过滤、膜分离等)；物理化学法(浮选、吸附、离子交换等)；化学法(凝聚、酸化、盐析、电解等)；微生物法(活性污泥、生物滤池、氧化塘等)。按处理深度可分为一级处理、二级处理和深度处理。从含油废水的处理效果来看，水中的含油量指标是污水处理中的重要指标之一，由于涉及环保的排放要求，含油废水的处理采用物理法是总的趋势，可以有效免除化学处理带来的麻烦，具有占地面积小、处理率高、对改善水环境有明显效果等特点。根据国内同类日化厂现有污水处理运行实践及本工程污水水质特征，经“气浮法＋水解酸化＋SBR”的组合工艺处理可达到业主对排放水体部分的要求。“气浮法＋水解酸化＋SBR”工艺中的预处理工艺与其它处理工艺的预处理工艺基本相同，即由格栅先去除大颗粒悬浮物质，再通过沉淀池降低SS。生化处理主要是用来去除废水中的有机耗氧物质。生化处理工艺一般常用活性污泥法或生物接触氧化法（生物膜法）。日化废水进入沉淀池,去除大部分SS,在选择合适的助凝剂时，既能显著降低污泥的产量，又能确实保证废水达标排放。絮凝剂的选择，直接会影响到混凝与沉淀的效果。拟采用的絮凝剂为PAC、PFS或其它无机絮凝剂，助凝剂为高分子聚合物类，如PAM。而后废水进入水解酸化池，污水在这里进行水解酸化反应，大分子有机污染物转变为微生物能够直接摄取的小分子，部分有机物转换成为以乙酸为主的低级有机酸，这一反应对后继的接触氧化处理十分有利。水解酸化反应的主导微生物为兼性菌，在水解酸化池应保持低溶解氧状态。混凝沉淀池的沉淀污泥(主要是脱落的生物膜)，可考虑回流水解酸化池，这样能够提高水解酸化反应的效果，并可减轻污泥处理的工作。为平衡微生物营养，在该池设N、P营养盐投加系统。第77页，共77页 接触氧化工艺具有生物量高，抗冲击负荷能力强、处理效果处的优点，而且不会产生污泥膨胀，运行管理容易。生物接触氧化法，是近几年来国外内逐步广泛应用的工业污水及生活污水处理技术。接触时间一般需要2.5～4小时，容积负荷在2～3kgBOD5/m3，填料过去使用表面粗糙的固体物使生物膜能依附其上。随着塑料工业的发展，目前采用蜂窝填料和软性填料，已经取得了较好的效果。通过用生物接触氧化法的实施，可提高污泥浓度，使得在保持污泥负荷不变，充分提高了好氧池的容积负荷，发挥和提升了生物接触氧化池的处理效果。该工艺特点是运行管理方便，处理时间短，占地面积小，但有机物去除率相对较低，一般CODcr去除率在60%左右，BOD5去除率约在70～90%，色度去除率约在30～50%。曝气系统采用鼓风曝气。好氧生化过程中曝气器的选择至关重要，可选用的曝气器主要有机械曝气（表面曝气机）和鼓风曝气（曝气头）。两者比较来看，表面曝气器动力效率较低而新型的鼓风曝气头动力效率较高。对污泥的处理拟采用典型的贮泥＋脱水工艺。脱水污泥实施无害化处理，使日化污泥变成有机污泥，用于园林绿化和土壤改良。通过以上分析，综合各方面的因素，对达到外排要求的废水采用如下工艺：“气浮法＋水解酸化＋SBR”。3.4工艺流程机械格栅集水井泵房冷却水池气浮池第77页，共77页 斜板沉淀池水解酸化池破乳除磷池蓄水池SBR反应器污泥浓缩池清水池贮泥池脱水机房3.5工艺可行性分析从对所选工艺的理论分析，并参考国内同类企业类似废水的处理实践出发，对本工艺方案投入使用后的水质处理变化情况进行了水质预测和分析，分析结果见表3.2。由表3.2，可以看出，采用该工艺处理污水能够实现水质稳定达标。本方案所选择的污水处理工艺是切实可行的。表3.2水质变化预测分析表（水质单位：mg/L）进水出水去除率（%）CODBODSS总磷CODBODSS总磷CODBODSS总磷格栅13505005006.013505003506.0--10-第77页，共77页 集水池13505003506.013004303506.03.714--冷却水池13004303506.012504203106.03.82.312-气浮池12504203106.011204051505．61.03.6516.7斜板沉淀池11204051505．61100375850.91.17.54311水解酸化池1100375855.01050350754.50.56.81216破乳除磷池1050350754.21000315724.8112.8497.6蓄水池1000315750.1100027574-0.512.81.3-SBR池1000275740.510020710.190924-清水池10020710.110020700.1--1.0-第四章废水处理工艺主要处理构筑物4.1格栅井(2座)在废水进入调节池前设置格栅井，内装一机械格栅及人工格栅，栅条间距为5mm，倾角均为60°C.当废水流过时，呈块状的污染物被栅条截留而从废水中去除。格栅可降低污水中的悬浮物保护后续处理设施，避免污水泵的损坏。内空尺寸：2140×320×4500mm；有效水深：2.800mm配套设备：机械格栅：GSHZ-400，栅隙：5mm，N=0.37kW人工格栅：1套，栅隙5mm第77页，共77页 4.2集水池(1座)废水经格栅进入集水池，进行水质、水量调节。内空尺寸：5000×6000×3500mm；有效水深：3.0m有效容积：630m3水力停留时间：7.5h配套设备：污水提升泵：100QW80-10-4，2台（1用1备）Q=104m3/h,H=1.0m,N=4kW4.3冷却水池（1座）去除肥皂生产废水冷却产生后析出的浮渣内空尺寸：5000×6000×3500mm;有效水深：2.800mm；两座轮用人工清理浮渣及沉渣。4.4气浮反应器（1座）内空尺寸：5000×5000×2700mm；材质：Q235+内、外层防腐参数：回流比30%，表面负荷3m3/m2·h，水力停留时间为15分钟总功率：2kw4.5斜板沉淀池(1座)池体尺寸：4500×3700×4400mm（长度含0.4m导流槽）；有效水深：3.800mm;表面负荷为：1.33m3/m2.h沉淀池表面积：3m2结构：地上式钢筋砼结构4.6水解酸化池（1座）取水力停留时间HRT=4h,V=KZQHRT=2.3*7.5*4=69m3,取为V=70m3。第77页，共77页 内空尺寸：10000×4000×4500m有效水深:3.500mm;水解池上升流速核算：V=4.3/4.1=1.1m/h（符合要求）。配水方式：采用穿孔管布水器。出水管孔径为20mm。4.7破乳除磷池（1座）取停留时间HRT=2h,则除磷池容积为：V=5*2=10m3。破乳除磷池设计参数为：容积尺寸：5200×3250×3500mm（长度含0.4m导流槽）反应时间：HRT=2.0h有效水深：3.000mm破乳池表面积：4m2结构：地上式钢筋砼结构，池内壁做防腐处理。配置设备：（1）破乳剂加药装置（带计量泵）（1套）V=0.6m3，搅拌机功率0.75kw（2）PAC加药装置（带计量泵）（1套）V=0.6m3，搅拌机功率0.75kw（3）PAM加药装置（带计量泵）（1套）V=0.6m3，搅拌机功率0.75kw（4）NaOH加药装置（带计量泵）（1套）V=0.6m3，搅拌机功率0.75kw（5）空气搅拌系统（1套）气源来自厂区动力中心4.8蓄水池（1座）取蓄水池的有效水深为3.5m,考虑到SBR池间歇进水，SBR池1和SBR池2分批进水，SBR池1在0点和12点进水，SBR池2在6点和18点进水，故蓄水池的停留时间可按8小时计算，则池容V=8*7.5=60m3，池表面积：A=V/h=60/4=15m2蓄水池的主要参数为：第77页，共77页 容积尺寸：4500×3250×4500mm;有效水深：3.500mm;有效容积：60m3结构：地下式钢筋砼结构，池内壁做防腐处理配置设备：（1）污水提升泵（2台，1用1备）型号：100QW70-4-3，Q=70m3/h，H=7m，N=3kw4.9SBR池（2座）接触氧化池中安装微孔曝气器、组合填料，通过附着在填料上的微生物分解去除废水中的污染物。内空尺寸：7000×5000×5000mm；有效水深：4.000mm有效容积：495m3填料负荷：1.2kgCOD/(m3·d)停留时间：5.9小时采用鼓风曝气，微孔曝气系统配套设备：微孔曝气器：270套半软性填料：360m34.10清水池（1座）内空尺寸：6000×4000×5000mm；有效水深：3.500mm有效容积：108m34.11贮泥池（2座）贮泥池主要设计参数为：池体尺寸：1000×1000×4500mm；有效水深：3.000mm有效容积：4m3结构：半地下式钢筋砼结构第77页，共77页 4.12污泥浓缩池经生物处理后的剩余污泥含水率很高，同时还含有降解不完全的有害物质，为了减轻污泥脱水设备负荷，设污泥浓缩池减少污泥体积。污泥浓缩池用重力浓缩，间歇进泥。为防止二次公害，浓缩池上清液回至调节池，浓缩后污泥采用带式压滤机进行机械脱水，泥饼定期外运。内空尺寸：5250×3700×5000mm;有效容积：75m34.13供气系统供气气源主要由动力中心提供，供破乳除磷池、气浮设备、SBR。工作日气源由动力中心提供，非工作日由空压机和鼓风机提供。气浮设备的空压机由设备自带。调节池空压机：1台，不考虑备用。型号：EV-70功率：3.0kw气量：0.36m3/min气桶容积：110L使用压力：0.8MPa缸径×缸数：70×2尺寸：1，460×520×910mm（L×B×H）破乳除磷池：1台罗茨鼓风机单台气量：415m3/h（6.91m3/min）型号：SSR100A-1540-6.91-2.51-4.0△P：9kPaN：4.0kw4.14辅助用房辅助用房主要有：分析测试室、设备房、控制室、药品仓库和加药工作室。各设辅助用房的功能分区为：分析测试室：用于对污水的运行工况进行常规监测分析；控制室：污水处理的配电和中央控制区，能够远程控制污水处理的运行；第77页，共77页 设备房：污水处理的动力设备房，其中罗茨风机单独放置，并作降噪处理；药品仓库：集中按药品的属性进行分类放置；加药工作区：加药泵和加药罐的放置区域，加药泵和加药罐分别集中放置。总面积：75m2，分5间4.15主要处理设施、设备和材料表4.3,主要处理设施见：序号名称规格型号数量材质备注1格栅井2,140×320×4,500mm2个钢砼防腐2集水井5.000×6.000×3,500mm2个钢砼防腐3冷却水池5,000×6,000×3,500mm1个钢砼4气浮池5,000×5,000×2,700mm1个钢砼5斜板沉淀池4,500×3,750×4,400mm1个钢砼防腐6水解酸化池10,000×4,000×4,500mm1个钢砼第77页，共77页 7破乳除磷池5,200×3,250×4,500mm2个钢砼8蓄水池4,500×3,250×4,500mm1个钢砼9SBR池7,000×5,000×6,000mm1个钢砼10污泥浓缩池7,000×5,000×6,000mm1个钢砼11贮泥池6,000×4,000×5,000mm1个钢砼12辅助用房55m23个砖混结构一层注：以上尺寸为构构物内部净尺寸第77页，共77页 表4.4,主要处理设备见：序号名称型号性能参数生产厂家单位数量1机械格栅HF6004,500×320mm(H×B)，栅距2mm国产套22潜污泵50QW25-10-1.5Q=25m3/h，H=10m，N=1.5kw国产台63雷达液位计国产套24泥砂泵NSQ型国产台25污水提升泵100QW70-4-3Q=70m3/h，H=7m，N=3kw国产台46流量计KTLDE-100国产套27破乳剂投加系统V=0.6m3，搅拌机功率N=0.75kw国产套18PAC投加系统V=0.6m3，搅拌机功率N=0.75kw国产套19PAM投加系统V=0.6m3，搅拌机功率N=0.75kw国产套110NaOH投加系统V=0.6m3，搅拌机功率N=0.75kw国产套111气浮反应器Q＝7.5m3/h，N＝2kw国产台112污水提升泵ZX65-50-250Q=12.5m3/h，H=20m，N=2.2kw国产台213反冲洗泵65WDLF-II-10Q=25m3/h，H=10m，N=2.2kw国产台214板框压滤机A=20m2，N＝1.5kw国产台115螺杆污泥泵Q=2m3/h，N=0.75kw，△P=0.6MPa，H=60m国产台216污泥回流泵GW29-2-12-0.75Q=2m3/h,H=12m,N=0.75kw国产台217污泥提升泵GW29-2-12-0.75Q=2m3/h,H=12m,N=0.75kw国产台218罗茨鼓风机SSR100A-1540-6.91-2.51-4.0Q=6.91m3/min，P=9kPa，N=4kw国产台219COD在线监测仪国产台120隔声门2,000×1200mm国产扇2第77页，共77页 第五章废水处理工艺设计计算本废水处理工程的初步设计方案包括废水处理工艺、污泥处理工艺和供气系统。在确定工艺参数方面，按照国家的相关设计规范进行参数选择，确保新建的废水处理工程满足业主对出水水质的要求。5.1设计处理水量该公司的污水主要来自生产车间的生产废水。根据该公司提供的资料，本工程设计日均排水量为2000m3/d，其中平均处理水量84m3/h。最大设计污水量为0.029m3/s。污水处理厂成矩形布置，可向南、向东方向扩展，同时应为长远发展留有余地，考虑绿化等相关内容。5.2格栅井本设计，在废水进入调节池前设置格栅井，污水处理系统中设中格栅。格栅的主要作用是将污水中的大块污物拦截，以免其对后续处理单元的机泵或工艺管线造成损害。格栅的拦截物称为栅渣，其中包括腐木，树杈、木塞、塑料袋、破布条、瓶盖、尼龙绳等。1.设计参数[5]按格栅栅条的净间隙，分为粗格栅(50～100mm)、中格栅(10～40mm)，细格栅(3～10mm)三种。格栅安装角度以45°～75°为宜。当栅渣量大于0.2m3/d时，为改善劳动与卫生条件，都应采用机械清渣格栅。1.设计计算格栅计算草图如下：第77页，共77页 图5.1格栅草图（1）栅条的间隙数式中_______最大设计流量，/s；a_______格栅倾角，取60度；e_______栅条净间隙，粗格栅e＝50-100mm,中格栅e=10-40mm.细格栅e=3-10mm;取10mm;h_______栅前水深，取0.4m;v_______过栅流速，一般为0.6-1.0m/s,取0.6m/s。=0.029×sin600.01×0.4×0.6=11采用非常规设计，取n＝11(2)栅槽宽度式中：B——栅槽宽度，mS——格条宽度，0.01m第77页，共77页 n——栅条间隙数代入，得B=0.01×（11-1）+0.02×11=0.32m（3）进水渠道渐宽部分长度渐宽部分的展开角，此时进水渠宽l==0.32-0.22×tan30=0.16m栅槽与出水渠道连接处的渐窄部分长度：L2=l2=0.162=0.08m(4)通过格栅的水头损失设栅条断面为锐边矩形断面式中_______过栅水头损失；_______计算水头损失；g_______重力加速度，g=9.81；_______系数，格栅受污物堵塞后，水头损失增大的倍数，一般；ξ_______阻力系数，与栅条断面形状有关，，当为矩形断面时β=2.42。因为栅条为矩形截面，把相关数据代入得h=2.42×sin60°3=0.1m（5）栅后槽总高度H取栅前渠道超高，∴栅前槽高栅后槽总高度H=ｈ＋ｈ1＋ｈ2＝0.4+0.10+0.3＝0.80m栅槽总长度：L=ｌ1＋ｌ2＋0.5+1.0+H1tan∂=0.08+0.16+0.5+1.0+0.7tan60第77页，共77页 =2.14m（6）每日栅渣量式中_______每日栅渣量；_______栅渣量，取0.1～0.01，中格栅用中值，细格栅用大值，栅条间距为30～50时,取为0.03～0.01;_______生活污水总变化系数，=1.2。代入数据得，W=0.029×0.02×864001000×1.2=0.04()<0.2()所以采用人工清渣5.3泵房的设计与计算本设计采用潜污泵湿式安装，即泵直接放在集水池中，泵的效率较高，而且节省投资和运行费用。1.流量确定最大流量Qmax＝0.029m3/s考虑采用2台潜污泵（一用一备），并且泵房内留有一台潜污泵的空间以有利于远期安装每台水泵的流量为：Q＝0.0292m3/s=0.0145m3/s2.泵站[5]（1)扬程计算HST＝55.20-44.26＝10.94m泵站内水头损失1.0m，自由水头为0.5m则泵站扬程为H=HST+1.0+1.0＝10.94+1.0+0.5=12.44m（2)设备选用据扬程选用Q＝830-1830l/sH=17-43mr=1450r/minP=110-250kw（3)泵房平面尺寸第77页，共77页 据所选泵型，每台泵宽0.9m，取机器间隔为2.25m，则L＝6m，则B＝10m选择LD－A型电动单梁起重机，据安装尺寸，设计泵房高H＝10m示意图如下:图5.2泵房平面图图5.3泵房立面图第77页，共77页 5.4沉淀池1.一般说明工业废水处理中固液分离一般采用沉淀池或气浮池。斜板沉淀池具有沉淀效率高，停留时间短，占地少等优点，在日化废水中得到广泛的应用。一般为了构造简单，多采用异向流斜板沉淀池，即水流倾斜向上流，污泥则倾斜向下流。沉淀池中污泥至少每天排一次，以免污泥板结堵塞排泥管。设计的斜板沉淀池如图5.4所示：进水出水图5.4斜板沉淀池示意图2.沉淀池的尺寸[5]池表面积AA＝Q/(0.91·n·q)＝104/（0.91·2·4）＝14.5m2式中：Q——最大设计流量，m3/h；n——池数；q——表面负荷，一般用2～4m3/（m2·h）；0.91——斜板面积利用系数。池长a1a1=＝取a1＝3.8m满足条件2～4m3/(m2·h)3.斜板净间距与块数第77页，共77页 取斜板长度为1m，取，将代入式得：每块斜板的水平间距χ为：为便于安装，取χ=0.12m，则斜板块数n为：每块斜板厚度取4mm，则池长增加0.1m。4.沉淀时间沉淀时间即水流经斜板所需的时间t为：5.沉淀池外形尺寸斜板区高度h3h3=l·sinθ＝1·sin60º＝0.87m取沉淀池超高h1=0.3m,斜板下端与排泥斗之间缓冲层高度h4=1.1m,斜板上部清水区高度h2取1.0m，超高取0.3m，泥斗斗底为正方形，泥斗底边长为a2=0.6m，泥斗倾角为β＝60º，泥斗高h5为1.0m。污泥斗总容积VV=2··h5(a12+a22+a1·a22)＝2··1.0·（3.82+0.62+2.5·0.6）＝6.0m3沉淀池总高度HH=h1+h2+h3+h4+h5＝0.3+1.0+0.87+1.1+1.0＝4.5m6.斜板沉淀池导流槽(1)导流槽宽进水区宽B=0.8m高H=4.5m导流孔尺寸:0.1m×0.1m×0.12m(2)出水堰集水系统采用锯齿形三角堰,集水槽个数1个取堰上水头h=0.035m。第77页，共77页 单堰流量q=1.4h=0.000321m3/s集水堰的流量为Q1=2500/d=0.029m3/s集水堰的三角堰个数n为：n=Q1/q=0.029/0.000321=90取n=90校核n=90时，h=0.02889m，在0.021～0.200之间，符合要求。每个三角堰的有效面积a=0.00125m2堰口流速为u=0.0056/(90×0.00125)=0.45m/s取三角堰高度为0.3m，堰口下缘与出水槽水面的距离为0.07m。取堰宽B=0.16m，堰内水深为0.04m，则集水堰内水流速度v为：v=0.0056/(0.16×0.04)=0.875m/s5.5SBR池SBR活性污泥法是在单一的反应器内按时间顺序进行进水，反应，沉淀，出水，待机等基本操作。从污水的流入开始到待机时间结束为一个周期操作，这种周期周而复始，从而达到污水处理的目的。SBR活性污泥按有机负荷可分为高负荷运行和低负荷运行。高负荷适用于处理中等规模以上的污水，处理规模约为2000m³/d，低负荷适用于小型污水处理厂，处理规模＜2000m³/d。按进水方式可分为间歇进水式和连续进水式。间歇进水方式：因沉淀期和出水内不进水，所以较容易获得澄清的处理水，如果要连续处理污水时，则需要把几个反应池结合使用．连续进水方式：可利用一个反应池连续地处理污水，但因沉淀期和排水期时进入污水，会引起污泥上浮，与处理水相混，造成出水水质欠佳。综上，宜采用SBR低负荷间歇进水。1.设计计算（1）参数选取1)污泥负荷率Ns取值为0.15kgBOD5/(kgMLSS·d)2)污泥浓度和SVI污泥浓度采用1350mgMLSS/L,SVI取1003)反应周期第77页，共77页 SBR周期采用T=6h,反应器一天内周期数n=24/6=44)周期内时间分配反应池数:N=2进水时间：T/N=6/2=3h反应时间：3.0h静沉时间：1.0h排水时间：0.5h5)周期进水量Q0=QT24N=2500×624×2=312.5m3h=13m3d(2）设计水量水质设计水量为：Q=2500m3/d=85.6m3/h=0.029m3/s设计水质见下表5.1：表5.1SBR反应器进出水水质指水质指标CODBODSS进水水质(mg/l)1000275574出水水质(mg/l)1002071(3)设计计算1）反应池有效容积V1=nQ0S0XNS式中：n-----反应器一天内周期数Q0----周期进水量,m3/dS0-----进水BOD含量,mg/lX------污泥浓度,mgMLSS/LNs-----污泥负荷率第77页，共77页 V1=4×13×5001000×0.10=192m32）反应池最小水量Vmin=V1-Q0=192-13=179m33）反应池中污泥体积Vx=SVI·MLSS·V1/106=100×1350×192/106=26m3Vmin>Vx,合格4）校核周期进水量周期进水量应满足下式：Q0=(1-MLSS·MLSS/106)·V1=(1-100×1350/106)×192=166m3d而Q0=13m3d<166m3d故符合设计要求5）确定单座反应池的尺寸SBR有效水深取5.5m,超高0.5m,则SBR总高为6.0m,SBR的面积为192/5.5=35m2设SBR的池宽为：5.0m；池长为：7.0m.SBR反应池的最低水位为：1975×7=5.6mSBR反应池污泥高度为：265×7=0.74m5.6-0.74=4.86m可见，SBR最低水位与污泥位之间的距离为4.86m,大于0.5m的缓冲层高度符合设计要求。5.6供气系统设计鼓风曝气系统[5](1)确定需氧量O2由公式：O2=aˊQ(S0-Se)+bˊXvV式中：aˊ----微生物对有机污染物氧化分解过程的需氧率，kg第77页，共77页 Q----污水设计流量，m3/dS0----进水BOD含量,mg/lS0----出水BOD含量,mg/lbˊ----微生物通过内源代谢的自身氧化过程的需氧率，kgXv----单位曝气池容积内的挥发性悬浮固体（MLVSS）量,kg/m3取aˊ=0.5,bˊ=0.15；出水Se=27.9(设计取25)mg/L；Xv=f×X=0.75×1350=1012.5mg/L=1.0kg/m3；V=4=4×192=768m3代入数据可得：O2=0.5×2500×(500-20)/1000+0.15×1.0×768=715.2kgO2/d=29.8kgO2/h供氧速率为：R=O2/24=715.224=29.8kgO2/h(1)供气量的计算采用SX-1型曝气器，曝气口安装在距池底0.3m高处，淹没深度4.7m计算温度取25℃。该曝气器的性能参数为：Ea=8%，Ep=2kgO2/kWh；服务面积1-3m2；供氧能力20-25m3/h·个；查表知氧在水中饱和容解度为：Cs(20)=9.17mg/L，Cs(25)=8.38mg/L扩散器出口处绝对压力为：=+9.8×103×H=1.013×105+9.8×103×4.7=1.47×105pa空气离开反应池时氧的百分比为：Ot=21(1-EA)79+21(1-EA)=21(1-0.08)79+21(1-0.08)=19.65%反应池中容解氧的饱和度为：Csb(25)=Cs(25)（Pb2.026×105+Ot42）=8.38（1.47×1052.026×105+0.196542）=10.0mg/L第77页，共77页 Csb(20)=Cs(20)（Pb2.026×105+Ot42）=9.17（1.47×1052.026×105+0.196542）=10.9mg/L取α=0.85,γ=0.95,b=2,ρ=1,20℃时，脱氧清水的充氧量为：R0=RCs(20)αbγCsb(25)×1.024(25-20)=42×10.90.850.95×10.0×2×1.024(25-20)=25.2kgO2/h供气量为：Gs=R0/0.3EA=25.20.3×0.08=1050m3/h=17.50m3/min(1)布气系统的计算反应池的平面面积为：4.5×9×2=81m2每个扩散器的服务面积取0.5m2,则需81/0.5*2=81个。取80个扩散器，每个池子需40个。布气系统设计示意图如下图5.5：图5.5布气系统示意图(4)空气管路系统计算按SBR的平面图，布置空气管道，在相邻的两个SBR池的隔墙上设一根干管，共两根干管，在每根干管上设5对配气竖管,共8条配气竖管。则整个SBR池共有16条配器竖管。第77页，共77页 则每根配气竖管的供气量为：105016=65.6m3h本设计每个SBR池内有16个空气扩散器，整个SBR池共有80个空气扩散器。则每个空气扩散器的配气量为：105080=13.12m3h将已布置好的空气管路及布设的空气扩散器绘制成空气管路计算图，如下图，用以计算。选择一条从鼓风机房开始的最远最长管路作为计算管路，在空气流量变化处设计算节点。空气管道内的空气流速的选定为：干支管为10～15m/s；通向空气扩散器的竖管、小支管为4～5m/s；空气干管和支管以及配气竖管的管径，根据通过的空气量和相应的流速按《排水工程》下册附录2加以确定。空气管路的局部阻力损失，根据配件类型按下式式中：----管道的当量长度，mD----管径，mK----长度换算系数，按管件类型不同确定折算成当量长度损失，并计算出管道的计算长度(m)空气管路的沿程阻力损失，根据空气管的管径D(mm)，空气量m3/min，计算温度℃和曝气池水深，查《排水工程》下册附录三求得：表5.2空气管水头损失计算表管段编号管段长度m空气流量空气流速m/s管径mm配件管段当量长度m管段计算长度m压力损失9.8pa/m9.8paLGD第77页，共77页 1234567891012-1113.120.22—32弯头1个0.491.360.300.4111-1026.240.44—32三通1个，异型管1个0.291.210.901.0910-952.480.884.450三通1个，异型管1个，阀门1个0.911.370.520.719-8104.961.764.450弯头1个，异型管1个1.5510.370.545.608-7209.923.523.080三通1个，异型管1个1.153.760.702.637-6314.885.254.680三通1个，异型管1个1.343.951.857.316-5419.847.004.1100三通1个，异型管1个2.104.712.1810.275-4524.808.754.8100三通1个1.754.362.5010.904-3524.808.757.2100三通1个，阀门1个3.429.400.7515.863-11049.6017.497.2100三通1个8.1521.150.7516.50合计78.33得空气管道系统的总压力损失为：h1+h2=78.33×9.8=767.63Pa=0.768KPa空气扩散器的压力损失为5.0kpa，则总压力损失为：0.768＋5.0＝5.768KPa为安全起，设计取值为9.8kpa则空压机所需压力P=(5.5-0.3)×9.8×103+9.8×103=60.76KPa又Gs=17.50m3/min，由此条件可选择LG15型空压机两台，风量为15m3/min，一用一备。得空气管道系统的总压力损失为：h1+h2=78.33×9.8=767.63Pa=0.768KPa空气扩散器的压力损失为5.0kpa，则总压力损失为：0.768＋5.0＝5.768KPa为安全起，设计取值为9.8kpa第77页，共77页 则空压机所需压力P=(5.5-0.3)×9.8×103+9.8×10=60.76KPa又Gs=17.50m3/min，由此条件可选择LG15型空压机两台，风量为15m3/min，一用一备。5.7清水池取废水在清水池内停留时间t为1.55h，则日化废水清水池容积W为：=104×1.55=161.2m3式中:Q——清水池内水的流量，m3/h；t——水在清水池内停留时间，h。取清水池有效水深为3.5m，长2.5m，则清水池宽为：B=32.24/(L×h)=32.24/(3.5×2.5)=3.72m取清水池超高h’为0.5m，则清水池建筑高度H为：H=h‘=3.5+0.5=4m式中：h’——清水池超高，m。清水池尺寸：L×B×H=2.5×3.72×3.87m。5.8污泥处理工艺部分1.选取a=0.6,b=0.075,f=0.75,则污泥产量为[5]：△x=aQSr-bVXv=0.6×2500×(800-25)/1000-0.075×4444×0.375=1037.5kgMLVSS/d污泥干重∆XT∆XT=△xf=1037.50.75=1383kgMLSS/d则每日BOD5的去除率的体积量Q3为：Q3=∆XT1-P×1000=2771-0.99×1000=27.7m3d2.贮泥池的容积贮泥池内贮有8h的泥量贮泥池的设计容积：V=1/2×h×(a+b)第77页，共77页 =1/2×4.5×(1.0+1.0)=4.5m3式中:a-----贮泥池边长，取1.0mb---贮泥池污泥斗底边宽，取1.0mh---污泥斗高度，h3.贮泥池的高度h=h1+h2+h=0.5+1.0+3=4.5m式中:h1----超高，取0.5mh2----污泥斗高度1.0mh-----贮泥池有效深度,3m4.管道部分贮泥池设一根DN200的进泥管,出泥管DN65.5.脱水机房（1座）(1)板框压滤机（1台）选用CPF1000S4P型板框压滤机1台，带宽1,000mm，材质为不锈钢，电机功率7.5kw。滤饼含水率70～75％，外形尺寸为3200×1000×2660mm（L×B×H）。(2)污泥泵提升贮泥池回流污泥至水解酸化池，选用25ZQ-15型污泥泵，Q=8m3/hH=10mN=2.0kW，2台，1用1备。提升贮泥池的剩余污泥至脱水设备，选用25ZQ-15A型污泥泵，Q=5m3/h、H=10m、N=2.0kW，2台，1用1备。(3)水下搅拌器（2台，1用1备）用于隔板混合池，选用QJB40/6－E3型水下搅拌器，N=4kw。第77页，共77页 第六章工程投资概算6.1基本原则1、满足使用功能要求，在满足工艺流程通畅的条件下使污水处理系统的布置紧合理、联系方便；2、合理布局，力求与厂区周围环境协调统一；3、符合城市规划的要求；4、充分结合利用地形、地质及水文等条件，选择合理的结构类型和基础处理,力求经济合理；5、合理地确定设计地面形式和设计标高，做好场地平整、排水处理。6.2建筑设计要点1、污水处理站内的道路采用砼铺设，建筑物内地面一般采用水泥砂浆抹面，电控室地面铺防滑耐磨砖，内墙涂白色ICI晴雨漆，外墙根据厂区总体环境规划定；2、鼓风机房等存在较大噪声的设备房采用铝合金隔声窗及隔声门，其余的均采用普通铝合金窗及夹板门；3、构筑物在地面以上部分的外壁根据站场和厂区总体规划选用合适的抹灰颜色。6.3结构设计要点1、建筑物采用框架结构，构筑物采用钢筋混凝土结构；2、水池采用防水砼浇筑，要求抗渗等级为S6级；3、对埋深的水池进行抗浮验算，并进行抗浮处理。6.4总平面布置1、根据厂区总体布局和指定的污水处理站站场位置，以及污水入口和排放口位置，按照工艺流程进行平面布置，以求布局合理，在满足工艺设计要求的条件下达到整体美观的目的。2、充分结合场地地形、地质、水文等条件，进行站场建筑物、构筑物、道路的竖向布置，选取适当的标高作为站场地面标高，以尽量减少土方开挖。第77页，共77页 3、占地面积：约1000m2。第77页，共77页 第七章电气自控系统概算7.1设计依据1、工艺专业提供的电气设计要求及建设单位提供的有关电气设计资料。2、《工业与民用供电系统设计规范》（GBJ52-83）3、《低压配电装置及线路设计规范》（GBJ54-83）4、《工业与民用通用设备电力装置设计规范》（GBJ55-83）5、《建筑防雷设计规范》（GBJ57-83）6、《工业与民用电力装置接地设计规范》（GBJ65-83）7.2设计范围1、污水处理系统的动力配电、照明配电、防雷接地系统。2、自动控制系统。7.3供电设计1、供电电源为~380V、50Hz，由建设单位低压配电所引至污水处理系统配电柜，负荷等级为三级。2、污水处理系统配电系统采用三相五线制，单相配电为三线制。7.4动力配电及电缆敷设1、设一台GCL型配电柜给各动力设备供电。2、电力电缆选用VV型，控制电缆选用KVV型，经电缆沟或穿管敷设，需直埋的电力电缆或控制电缆用VV22或KVVP型。7.5接地与防雷1、利用建筑物的基础钢筋作自然接地体，或安装人工接地极，接地电阻应小于10欧姆。2、建筑物用避雷带和短避雷针作防雷保护。7.6测量及控制系统1、调节池设液位自动控制装置，自动控制提升泵的开停。第77页，共77页 2、剩余污泥池液位自动控制装置，自动控制污泥泵的开停。3、投药装置及洗带水泵与带式压滤机联动装置。第77页，共77页 第八章运行费用估算8.1电费估算每天用电量1553.52kwh，电费按0.60元/度计，电费如下：1449.95×0.6=869.97元/日。根据用电负荷表，废水处理系统吨水电费计算如下表（按电价为1.20元/kW.H计）。计算废水处理的运行费用只考虑废水处理部分的电费：表8.1废水处理部分的电费项目用电量kW.h/d电费（元/d）处理水量（m3/d）废水处理部分1553.52869.9725008.2水费综合上述费用，本污水处理系统运行成本约合2.89元/m3（不包括设备折旧费）。本运行费用估算为直接运行费用，未包括设备折旧、大修费用及其他间接费用。8.3药剂费用废水处理系统吨水药剂费用计算如下表：表8.2废水处理部分的药剂费序号所用药剂药剂用量(kg/d)单价（元/kg）药剂费（元/m3）1PAC352.60.3002PAM1.591353CaCl2143.20.524FeSO44000.52005合计335.82第77页，共77页 8.4总运行费用估算（不包括人工费）总运行费用：1212.97元/日；平均处理费用为0.606元/m3污水。8.5主要技术经济指标1项目投资项目一次性总投资：万元（不包括地基特殊处理费用）单位废水投资：元/m3；2占地面积占地面积：约1000平方米3装机容量装机容量：153.44kw使用容量：94.94kw单台电机最大功率：45kw4劳动管理废水处理站作为本厂一个独立的车间，可按处理指标及运行指标等项目进行定额管理。参照建设部《城市建设各行业编制定员试行标准》，并结合本项目的具体情况，废水处理车间人员编制如下:废水处理站主任兼工艺工程师1人技术化验员1人(兼职)操作工人(4班3运转)　3人(兼职)维修工1人(兼职)总计4人以上人员中工艺技术员应为环保专业大专以上人员，其他人员应为高中以上文化程度，并进行相关技术培训，经考核合格方可上岗。5人工费用根据本废水处理工程的劳动定员情况，按工艺技术员及主管每月工资为2500元、操作工、维修工每月工资为1800元计，本废水处理站每月所需人工费用为8500元。折合废水处理的人工费用约为0.87元/m3。6维护费用第77页，共77页 根据同行业的运行维护经验，维护费用为0.03元/m3。7运行费用每吨水直接运行费用：0.606元/m3每天直接运行费用：1212.97元/天（不包括人工费）每年直接运行费用：44.27万元/年（每年按365天生产计）_8其它费用土建工程概算24.25万元（A项），设备材料概算（B项）32.62万元，电气自控系统预算6.9万元（C项）以上三项合计66.77万元。表8.3土建工程费用表序号名称计算方法费用（万元）1设计费（A+B+C）×4%2.552安装费（B+C）×10%3.953调试费B×2.5%0.824合计（D）7.32注：(1)设计费包括工艺设计、土建设计、全套施工图纸等费用；(2)不含调试药剂费。9总造价1.工程不含税总价：E=A+B+C+D=71.09万元2.工程税金：本工程适合税金为5.14%,则税金为:F=E×5.14%=3.65万元3.工程含税总价：G=E+F=74.74万元4.劳动保险基金：H＝G×3.5%＝2.62万元5.总造价：I＝G+H=77.36万元第77页，共77页 第9章总结通过这次对日用化工废水的设计与处理，我对日用化工废水的工艺流程及实际操作有了深刻的了解。设计中最为关键的就是工艺方案的选择，因为在保证处理效果、运行稳定，满足处理要求的前提下，使基建造价和运行费用最为经济节省，运行管理简单，控制调节方便，占地和能耗最小。同时要求具有良好的安全、卫生、景观和其他环境条件。在设计中我选择的是SBR法，,SBR技术因出水水质好,可回收有用物质,适用于处理日用化工废水等优点,得到广泛的应用。在这次设计中，从整体上看，我的收获是很大的。在设计过程中，不仅巩固了所学知识，透彻的搞清了一些以前比较模糊的问题，并能发挥自己的主动性，灵活处理设计过程中遇到的问题，能力方面也有一个新的提高。更重要的是，在这次设计中，发现了自己一些方面的不足，使自己能有机会加以改正。我将把这次毕业设计当做我人生路上的一个重要阶段，我将把在这次设计过程中学到的知识和严谨的工作态度带到以后的学习和工作中，寻求不断地进步与创新。第77页，共77页 参考文献[1].高廷耀等.水污染控制工程（第二版）.北京高等教育出版社，1999[2].北京市政设计院主编.给水排水设计手册，第1、5、8、9、10、11册.北京.中国建筑工业出版社，1986[3].杨岳平等.废水处理工程及实例分析.北京.化学工业出版社，2002[4].北京市环境保护科学院等主编.三废处理工程技术手册（废水卷）.北京.化学工业出版社，1999[5].《排水工程（下册）》（第四版）中国建筑工业出版社.张自杰主编.1999[6].《建筑给排水设计规范》GBJ15-88[7].王海山等.给水与排水常用数据手册.北京：化学工业出版社，1994[8].魏先勋等.环境工程设计手册.长沙：湖南科技出版社，2002[9].北京市政设计院主编　给水排水设计手册，第1、5、8、9、10、11册.北京：中国建筑工业出版社，1986:156-189[10].X.Cai,G..Chen,P.L.Yue,Y.Mi,Pilotscalemembraneseparationofelectroplatingwaste-waterbyreverseosmosis,J.Membr.Sci.1997:123-17第77页，共77页 附录BIODEGRADABILITYANDCHANGEOFPHYSICALCHARACTERISTICSOFPARTICLESDURINGANAEROBICDIGESTIONOFDOMESTICSEWAGEAbstract:Atthehigh-rateanaerobictreatmentofdomesticsewage,bothbiologicalandphysicalprocessesplayanimportantrole.Therefore,theanaerobicbiodegradabilityofraw,paper-filteredandmembrane-filteredsewageandblackwaterhasbeeninvestigatedinbatchexperiments.Additionally,theeffectofanaerobicdigestiononphysicalcharacteristics,likeparticlesize,surfacetensionandzeta-potential,ofthepresentparticlesisstudied.Thebiodegradabilityofdomesticsewageandblackwaterat308Cisalmostsimilar(71±74%).Moreover,ahighmethanogenesisofthecolloidalfractionindomesticsewage(86_3%)isachieved,showingthatthelowremovalofcolloidalparticlesincontinuoushigh-rateanaerobicreactorsisduetolowphysicalremovalratherthanbiodegradability.Thelowestbiodegradabilityisdemonstratedforthedissolvedfraction(62%).Theresultsshowthatafteranaerobicdigestiontheaverageradiusofparticleswithdiameter54.4and50.45mmincreasedfordomesticsewage,whileitdecreasedforblackwater.Partofthesurface-activecomponentsindomesticsewageisnotbiodegradedduringanaerobicbatchdigestion,asindicatedbythedevelopmentofthesurfacetension.Thenegativezeta-potentialofallparticleshardlychangesduringdigestion,showingthatcolloidalinteractionswerenotaffectedbyanaerobicdigestion.Keywords:anaerobictreatment,domesticsewage,blackwater,biodegradability,particlesize,surfactants,zeta-potentialINTRODUCTIONSeveralauthorshaveshownthatparticlesrepresentthemajorpart,upto85%,ofthe第77页，共77页 totalCOD(CODt)indomesticsewage(Levineetal.,1985;Zeemanetal.,1997).Theseparationofparticulateanddissolvedcompoundsindomesticsewageisusuallymadebyfiltrationthroughamembranefilterwithaporediameterofapproximately0.45mm(NielsenandHarremoes,1995).Theparticlesareoftenseparatedinasuspendedandacolloidalpart,withaparticlesizeofrespectivelylargerthan4.4mmandbetween0.45and54.4mm,althoughthesizerangeforcolloidalparticlesisnotinagreementwiththedefinitionasusedincolloidchemistry.Attreatmentunderanaerobicconditions,colloidalCOD(CODcol)fromdomesticsewageisremovedtoalowerdegreethanunderaerobicormicroaerophillicconditionsandrepresents60±80%ofthee.uentCODtofananaerobicreactor(Yodaetal.,1985;Wang,1994;Wangetal.,1995).TheremovalofCODcolinbatchrecirculationexperimentsatlongetentiontimes,indicateshoweverthatcolloidalarticlesarebiodegradable(LastandLettinga,992;Wang,1994).Sofarthishasneverbeenproven.Atthehigh-rateanaerobictreatmentofdomesticsewage,bothbiologicalandphysicalprocessesplayanimportantrole.Particlescanonlybeconvertedviahydrolysis,afterbeingphysicallyremovedbyadsorption,settlingorentrapmentinthesludgebed.Particlecharacterizationbasedonthebiologicalandphysicalaspectsarethereforeofthesameimportance.Thepresenceofsurfactantsindomesticsewage,whichareknowntoadsorbatbothsolid/liquidandliquid/airinterfaces,mayaffecttheanaerobicbiodegradabilityofparticles.Surfactantshavetheabilitytoemulsifypoorlysolublehydrophobiccompoundsinwater,thuspotentiallyimprovingtheaccessibilityofthesesubstratestomicroorganisms(Rouseetal.,1994).Ontheotherhand,theemulsifyingeffectmightpreventthephysicalremovaloftheparticles.Moreoverinhibitionofanaerobicbiodegradationoforganiccompoundsinthepresenceofsurfactantshavealsobeenreported(WagenerandSchink,1987;Rouseetal.,1994).Boller(1993)mentionedthatthesurfactantconcentrationinZuÈrichCitywastewaterwas17±22mglÿ1andthenon-ionicandanionicsurfactantsrepresentthemainpart(91±94%).Linearalkylbenzenesulphonatesconstitutethemajoranionicsurfactantfractioninhouseholds(Holtetal.,1998)withaverageconcentrationsof4and3mgindomesticsewageinTheNetherlands(WaterandFeijtel,1995)andinUK(Holtet第77页，共77页 al.,1998),respectively.Atlowconcentrations,surfactantsarepresentasmonomers.Micellesareformedabovethecriticalmicelleconcentration(CMC).TheCMCofdodecylbenzenesulphonateamountsto264mglÿ1(MukerjeeandMysels,1971).Therefore,surfactantsindomesticsewageseemtobepresentasmonomers.Thesizeofparticlesindomesticsewageaffectsbothbiologicalandphysicalprocesses(Levineetal.,1985).Gravitationalanddragforcespredominateovercolloidalforces(vanderWaalsattractionandelectrostaticrepulsion)forlargerparticles,whilecolloidalforcesaremoreimportantforparticleslessthanafewmm(Gregory,1993).Thezeta-potential,whichrepresentsthepotentialonorjustoutsidetheSternlayer,isanimportantphysicalparameterforcolloidalparticleseparationbecauseelectrostaticinteractionsofcolloidalparticlesaremainlyrelatedtothezeta-potential.Thisresearchaimsforthedeterminationoftheanaerobicbiodegradabilityofthesuspended,colloidalanddissolvedfractionofdomesticsewageandblackwater.Moreover,thechangeinphysicalcharacteristics,likeparticlesize,zeta-potentialandsurfacetensionasaresultofbiodegradationisdetermined.MATERIALSANDMETHODSAnaerobicdigestionofdomesticsewageandblackwaterAnaerobicbatchdigestionhasbeencarriedoutinduplicateseriesofserumbottlesof120mleachateachtemperature.Toeachbottle100mlofwastewaterisadded.Thebiogascompositionintheheadspaceofeachbottleismonitoredintime.Foreachbottle,CODfractions,volatilefattyacids(VFA),andsurfacetensionweredetermined.Twoseriesofexperimentshavebeenperformed.Inthefirstrun,rawandpaper-filteredsewagewasdigestedat4,20and30Candbottlesweremonitoredafter8,15,23and43days.Theaimofthesecondrunwastoconfirmtheresultsofthefirstrunandtofindthemaximumconversionofwastewatertomethane(biodegradability).Thesecondrunwasperformedwithraw,paper-andmembrane-filtered(notinduplicate)sewageandblackwaterat20and30Candmonitoringwascarriedoutafter15,28and135days.Inthesecondrunalsotheaverageparticleradiusandzeta-potentialweremeasured.AnalysisCODwasanalysedusingthemicro-methodasdescribedbyJirkaandCarter(1975).第77页，共77页 RawsampleswereusedforCODt,4.4mmfoldedpaper-filtered(Schleicher&Schuell5951/2,Germany)samplesforCODpand0.45mmmembrane-filtered(Schleicher&SchuellME25,Germany)samplesfordissolvedCOD(CODdis).ThesuspendedCOD(CODss)andCODcolwerecalculatedbythedifferencesbetweenCODtandCODp,CODpandCODdis,respectively.IntheexperimentsitwasdiculttohaverepresentativesamplesforCODtduetotheformationoflarge¯ocsduringanaerobicdigestion.Therefore,onlyCODpandCODdisarepresented.VFAweredeterminedfrommembrane-filteredsamplesbygaschromatography.Thechromatograph(HewlettPackard5890A,PaloAlto,USA)wasequippedwitha2m_2mm(innerdiameter)glasscolumn,packedwithSupelcoport(100±120mesh)coatedwith10%FluoradFC431.Operatingconditionswere:column,1308C;injectionport,2008C;¯ameionizationdetector,2808C.N2saturatedwithformicacidat208Cwasusedasacarriergas(30ml/min).ThebiogascompositionCH4,CO2,N2andO2wasdeterminedina100mlsampleusingFisonsInstrumentgaschromatographymodelGC8000series,equippedwithcolumnsconnectedinparallel(split1:1)±(1.5m_2mm)Te¯on,packedwithchromosorb108,(60±80mesh),anda(1.2m_2mm)stainlesssteel,packedwithmolecularsieve5A,(60±80mesh).Heliumwasusedascarriergas(45mlminÿ1).Theoven,detectorandinjectiontemperatureswere40,100and1108C,respectively.Allmeasurementswereperformedinduplicate.Anindicationofthepresenceofsurface-activecomponentscanbeobtainedbymeasuringthesurfacetensionwiththeWilhelmy-platemethod.Itislikelythatindomesticsewage,surfactantswillstronglycontributetotheloweringofthesurfacetensionoftheaqueoussolution.AftertheCMC,surfacetensionbecomesalmostindependentoftheoverallconcentration.However,oneshouldbeawarethatalsoothersurface-activecomponentscancontributetotheloweringofthesurfacetensionandthereforethequalitativeinterpretationcanbepresented.Inrun1,thesurfacetensionwasmeasuredfortheoriginalsampleswithoutfiltration.Theformationoflarge¯ocsduringrun1increasedthestandarddeviationsofthesurfacetensionmeasurements.Moreover,thesurfacetensionofwastewaterslightlyincreasesafterpaperfiltration(fromtheresultsofrun1).Therefore,thesurfacetensioninrun2wasmeasuredforallsamplesafterpaperandmembranefiltration.第77页，共77页 Thehydrodynamicparticleradiuswasdeterminedwithdynamiclightscattering.Measurementswerecarriedoutina2mlcylindricalquartzcellusinganALV5000systemwithaLexel150mWmultilineAr-laser.Particleswitharadiusbetween2.5nmand5mmcanbedetected.Themeasurementswereperformedforbothpaper-andmembrane-fiteredsamples.Foreachsample,theaverageparticleradiuswasmeasuredseventimesatanangleof90ElectrophoreticmobilitiesweredeterminedwithaMalvernZetasizerIII.Zeta-potentialswerecalculatedfromtheSmoluchowskiequation.Measurementswereperformedatconstantionicstrength(0.02MKCl)andsampleswerepaperfilteredtoremovebigparticles.CalculationsThetotalCH4productionineachserumbottlewasthesummationoftheCH4intheheadspaceandthedissolvedCH4.ThedissolvedCH4wascalculatedaccordingtoHenry"slaw.Percentageofhydrolysis(H),acidification(A)andmethanogenesis(M)werecalculatedaccordingtoequations(1),(2)and(3)respectively.H,AandMofCODcolfordomesticsewageinrun2werecalculatedbysubtractingtheresultsofmembrane-filteredsewagefromtheresultsofpaper-filteredsewageandapplyingequations(1),(2)and(3),respectively.Similarly,H,AandMofCODssfordomesticsewageinrun2werecalculatedbysubtractingtheresultsofpaper-filteredsewagefromtheresultsofrawsewage.第77页，共77页 Fig.1.ThecourseofthetotalCH4productionduringtheanaerobicbatchdigestionofrawsewage(}),paper-filteredsewage(&),membrane-fiteredsewage(n)andblackwater(*)inrun2attemperatureof20and30C.Fig.2.Thecourseofthesurfacetensionduringtheanaerobicbatchdigestionofraw(})andpaper-filtered(&)sewageinrun1attemperatureof4,20and30C.RESULTSANDDISCUSSIONBiodegradabilityTable1summarizesthecalculatedpercentagesofhydrolysis,acidificationandmethanogenesisforeachwastewatersampleafter43and135daysofdigestion,inruns1and2,respectively.Theresultsofrun1showthat43daysofbatchdigestionarenotsucientforcompleteanaerobicdigestionevenat30C.TheVFAconcentrationexceeds100mgCODÿ1latallappliedconditions.TheresultsofthetotalCH4productioninrun2(Fig.1)showthatthemaximumconversionofthedomesticsewagefractionsandblack第77页，共77页 waterisachievedafterabout80daysat30C.Figure1theanaerobicdigestionhasacharacteristiclag-phaseperioddependingonthetemperatureandthesizeoftheparticles.At20Conlyrawsewagereachedthemaximumconversionafter135daysofdigestion.Themaximummethanogenesisforrawsewagewassimilarattemperaturesof20and30Cindicatingthatanaerobictreatmentisnotonlyapromisingtechniqueintropicalbutalsoinmoderateareas.Thebiodegradabilityofblackwater,rawsewageandpaper-filteredsewageat30Cisapproximatelythesame,viz,71±74%,whilethatofthemembranefilteredfractionwasrelativelylow(62%).Noreporteddataareavailabletocomparewiththepresentedresults.Table2presentsthemaximumhydrolysis,acidificationandmethanogenesisoftheCODssandCODcolfractionofdomesticsewageat30C.ThemaximumhydrolysisforCODssandCODcolissimilar,whilethemaximumacidificationandmethanogenesisarehigherforCODcolascomparedtoCODss.Hydrolysisofsuspendedparticlesseemstoproducemorenon-degradableCODdisthanhydrolysisofcolloidalparticles.LastandLettinga(1992)reportedalowermaximumremovalofCODdisof54%duringbatchrecirculationofpre-settledsewageofthesameoriginasusedintheherepresentedexperiments.Thislowerbiodegradabilitymightbeduetotheproductionofnon-degradableCODdisfromthehydrolysisofparticlespresentinpre-settledsewage.SurfacetensionFig.2.Thecourseofthesurfacetensionduringtheanaerobicbatchdigestionofraw(})andpaper-filtered(&)sewageinrun1attemperatureof4,20and30C.Thesurfacetensionisameasureforthepresenceofsurface-activecompounds,suchasdetergents.Thedevelopmentofthesurfacetensionintimeduringbothruns1and2,第77页，共77页 wasalmostsimilarfortemperaturesof20and308C(Figs2and3).Themaximumsurfacetensionwashowevermuchlowerat48Cascomparedtothatattemperaturesof20and308C.Aplateauvalueonthesurfacetensionisobtainedbetween15and25days.Thisperiodismuchshorterthanthecharacteristicanaerobicdigestiontime.Itseemsthatasmallamountofhighlysurface-activecomponentsarerapidlydecreased.Degradationofthedetergentsseemmuchslowerleadingtoamaximumsurfacetensionmuchlowerthanthatofwater.Theinitialsurfacetensionofpaper-filteredblackwaterwashigherthanthatforpaper-filtereddomesticsewage(Fig.3),probablyduetothefactthathardlyanydetergentsareaddedtoblackwater.After135daysbatchdigestionat20and30Cthemaximumsurfacetensionofblackwateralmostreachedthatofwater.Partofthesurfactantswasretainedduringfiltrationasshownbythehigherinitialsurfacetensionofpaper-filteredascomparedtorawsewage(Fig.2),whilethatofmembrane-®lteredsewageishigherthanthatofpaper-filteredsewage(Fig.3).Astheinitialsurfacetensionofthemembrane-filteredsewagewasstilllowerthanthatofwater,somesurfactantswereremaining,evenafter135daysbatchdigestion(Fig.3).Thesurfactants,remainingafterdigestion,arehoweverremovedbyarepeatedmembranefiltrationpriortomeasurement(Fig.3),whichindicatesthattheyaremainlyadsorbedtoparticlesproducedduringthedigestionprocess.Fig.3.Thecourseofthesurfacetensionduringtheanaerobicbatchdigestionofrawsewage(}),paper-filteredsewage(&),member-filteredsewage(n)andblackwater(*)inrun2attemperatureof20and30C.第77页，共77页 AverageradiusFigure4showsthattheaverageinitialradiusofparticlesafterpaperormembrane-fitrationofblackwaterismuchhigherascomparedtothatofdomesticsewage.Althoughtherawsewagewaspaper-filteredwithadiameterof4.4mm,theaverageradiusoftheparticlesinpaper-filteredsewagewasonly188nm.Therefore,alargequantityofverysmallparticlesispresentindomesticsewage.Thelatterisconfirmedbythelowaverageradiusof68nmoftheparticlesinmembrane-filteredsewage.Aperiodof135daysbatchdigestionofraw,paper-andmembrane-filteredsewagefollowedbypaperormembranefiltrationresultedinanincreaseoftheaverageradiusatboth20and30C.Itiswellknownthathydrolysiscausesadecreaseinthewastewatersubstrateparticles,whileremainingsubstrateisovergrownwithbiomass(Sandersetal.,2000),whichcanresultinanincreaseintheaverageradiusoftheparticles.Theanaerobicdigestionofmembrane-filteredsewageproducescolloidalparticles.After135daysofbatchdigestionat20and308C,theCODcolconcentrationinthe第77页，共77页 membrane-filteredsamplesamountedto,respectively,38and20mglÿ1.MethanogenesisofCODdismightthereforeaffecttheremovalofCODcolinacontinuousanaerobicreactortreatingdomesticsewage.Batchdigestionofblackwaterfor15±28daysfollowedbyeitherpaperormembranefiltrationdecreasedtheaverageradiusoftheparticlesatboth20and308C.However,after135daysbatchdigestion,italmostremainedunchangedforsamplesafterpaperfiltrationandincreasedforsamplesaftermembranefitration.Therefore,inthefirst15±28days,thehydrolysiswashigherthantheentrapmentofparticlestotheproducedbiomass.Fig.4.Thecourseoftheaverageradiusduringtheanaerobicbatchdigestionofrawsewage(}),paper-filteredsewage(&),membrane-filteredsewage(n)andblackwater(*)inrun2attemperatureof20and30C.ZetapotentialTable3showstheassessedvaluesofthezeta-potentialinrun2.Anaerobicbatchdigestionforaperiodof135days,ledtoonlyaslightdecreaseinthenegativezeta-potentialforallwastewatersamples.Thus,duringanaerobicdigestion,thenumberof第77页，共77页 negativegroupsperunitarearemainsalmostconstantandelectrostaticrepulsionbetweenthecolloidalparticlesdoesnotchangesignificantly.GeneraldiscussionThehighbiodegradabilityofdomesticsewageandblackwaterrevealsthepotentialofanaerobictreatment.Moreover,ahighmethanogenesisofthecolloidalfractionindomesticsewage(86_3%)isachieved,showingthatthelowremovalofCODcolincontinuoushigh-rateanaerobicreactorsisduetolowphysicalremovalratherthanbiodegradability.Thedevelopmentofthesurfacetensionduringbatchdigestionindicatesalimitedbiodegradabilityofthepresentsurfactants.Animportantpartofthesurfactantsinsewageisformedbydetergents,whicharereportedtohavealowanaerobicbiodegradability.Thepresentresultsalsoshowthatpartofthesurfactantsisnotbiodegradedduringanaerobicbatchdigestion.Moreover,itisdemonstratedthatsurfactantsarepartlyconnectedtoparticles,bothsuspendedandcolloidal.Thelattercouldaffectthestabilityandtherefore,lowremovalofcolloidalparticlesindomesticsewage.Thoughcolloidalparticleswerehydrolysedtoahighdegree,theaverageparticlesizeincreasedduetogrowthofbiomass.Incontinuoushigh-ratesystems,thelattercannotbeexpected,asbiodegradationcanonlytakeplaceafterphysicalremovalbythesludgebed.Thezeta-potentialofallparticlesisnegativeandhardlychangesduringdigestion,showingthatcolloidalinteractionswerenotaffectedduetoanaerobicdigestion.Astheanaerobicbiomassalsohasanegativecharge(Morganetal.,1990),colloidalremovalincontinuousanaerobicsystemstreatingdomesticsewagecanbeexpectedtoremainlow,independentoftheappliedconditions.ImprovementofthecolloidalfractionandtherewithconversiontoCH4gas,couldbeimposedbyadditionofcoagulants,fordestabilisationofthecolloids.Bypre-removaloftheSSinafirstanaerobicstep,thecostsoftheuseofcoagulantsinthesecondstepcouldbereduced.AshydrolysisofsuspendedparticlesproducesmoreinertdissolvedCODthanhydrolysisofcolloidalparticles,theintroductionofafirsthigh-loadedanaerobicstepfortheremovalofSScouldmoreoverimprovethedissolvede.uentquality.ThelatterisalsoshownbyElmitwallietal.(1999a).TheremovalofSSfromdomesticsewagepriortomethanogenesiscanbeachievedbyeithersettling第77页，共77页 BiodegradabilityandchangeofphysicalcharacteristicsTable3.Zeta-potentialatconstantionicstrength(0.02MKCl)forrawandpaper-filteredsewageandblackwaterbeforeandafteranaerobicbatchdigestioninrun2attemperaturesof20and308C.StandarddeviationsarepresentedinparenthesesCONCLUSIONS*Theanaerobicbiodegradabilityofdomesticsewageandblackwaterat308Cisalmostsimilar*Themaximumconversiontomethaneat30Cwasthehighest(86%)forthecolloidalfractionindomesticsewagefollowedbythesuspendedfraction(78%),whilethemaximumconversionofthedissolvedfractionwasthelowest(62%).*Afteranaerobicbatchdigestion,theaverageradiusoftheparticleswithdiameter54.4and50.45mmindomesticsewageincreased,whiletheaverageradiusoftheseparticlesinblackwaterdecreased.*Partofthesurface-activecomponentsindomesticsewagewasnotbiodegradedduringanaerobicbatchdigestion,asindicatedbythedevelopmentofthesurfacetension.*Thenegativezeta-potentialofallparticleshardlychangeduringdigestion,showingthatcolloidalinteractionswerenotaffectedbyanaerobicdigestion.ortreatmentinahigh-loadedanaerobicreactorREFERENCESBollerM.(1993)Removaloforganicmatterbyphysicochemicalmechanismsinwastewatertreatmentplants.WaterSci.Technol.27(11),167±183.ElmitwalliT.A.,ZandvoortM.,ZeemanG.andLettingaG.(1999a)Lowtemperaturetreatmentofdomesticsewageinup¯owanaerobicsludgeblanketandanaerobichybridreactors.WaterSci.Technol.39(5),177±185.ElmitwalliT.A.,SklyarV.,ZeemanG.and第77页，共77页 LettingaG.(1999b).Lowtemperaturepre-treatmentofdomesticsewageinanaerobichybridandanaerobicfilterreactor.Proc.4th.IAWQConferenceonBio®lmReactors.17±20October1999,NewYork,USA.GregoryJ.(1993)Theroleofcolloidinteractionsinsolid-liquidseparation.WaterSci.Technol.27(10),1±17.HoltM.S.,FoxK.K.,BurfordM.,DanielM.andBucklandH.(1998)UKmonitoringstudyontheremovaloflinearalkylbenzenesulphonateintricklingfiltertypesewagetreatmentplants.ContributiontoGREAT-ERprojectsNo.2.TheSci.ofthetotalEnviron.210/211,255±269.JirkaA.andCarterM.J.(1975)Microsemi-automatedanalysisofsurfaceandwastewatersforchemicaloxygendemand.AnalyticalChem.47,1397±1401.LastA.R.M.,vanderandLettingaG.(1992)Anaerobictreatmentofdomesticsewageundermoderateclimatic(Dutch)conditionsusingup¯owreactorsatincreasedsuperficialvelocities.WaterSci.Technol.25(7),LevineA.D.,TchobanaglousG.andAsanoT.(1985)Characterizationofthesizedistributionofcontaminantsinwastewater:treatmentandreuseimplications.J.WaterPollut.ControlFed.57(7),805±816.NielsenP.H.andHarremoesP.(1995)Solids:Reportofthediscussionsession.WaterSci.Technol.32(8),MorganJ.W.,ForsterC.F.andEvisonL.(1990)Acomparativestudyofthenatureofbiopolymersextractedfromanaerobicandactivatedsludge.WaterRes.24(6),743±750.MukerjeeP.andMyselsK.J.(1971)Criticalmicelleconcentrationofaqueoussurfactantsystems.NationalStandardReferenceDataSystem.USDepartmentofCommerce,Washington.RouseJ.D.,SabatiniD.A.,Su¯itaJ.M.andHarwellJ.H.(1994)In¯uenceofsurfactantsonmicrobialdegradationoforganiccompounds.CriticalRev.inEnviron.Sci.Technol.24(4),325±370.SandersW.T.M.,ZeemanG.andLettingaG.(2000)Anaerobichydrolysiskineticsofparticulatesubstrate.WaterSci.Technol.41(3),17±24.WagenerS.andSchinkB.(1987)Anaerobicdegradationofnonionicandanionicsurfactantsinenrichmentculturesandfixed-bedreactors.WaterRes.21(5),615±622.第77页，共77页 WangK.(1994)Integratedanaerobicandaerobictreatmentofsewage.Ph.D.Thesis,WageningenUniversity,TheNetherlands.WangK.,ZeemanG.andLettingaG.(1995)Alterationinsewagecharacteristicsuponaging.WaterSci.Technol.31(7),191±200.WatersJ.andFeijtelT.C.J.(1995)AIS/CESIOEnvironmentalsurfactantmonitoringprogramme:outcomeoffivenationalpilotstudiesonLAS.Chemosphere30,1939±1956.YodaM.,HattoriM.andMiyajiY.(1985)Treatmentofmunicipalwastewaterbyanaerobic¯uidizedbed:behaviouroforganicsuspendedsolidsinanaerobictreatmentofsewage.Proc.Seminar/Workshop:AnaerobicTreatmentofSewage,Amherst,Mass.,USA,161±197.ZeemanG.,SandersW.T.M.,WangK.Y.andLettingaG.(1997)Anaerobictreatmentofcomplexwastewaterandwasteactivatedsludge.Applicationofup¯owanaerobicsolidremoval(UASR)reactorfortheremovalandprehydrolysisofsuspendedCOD.WaterSci.Technol.35(10),121±128.第77页，共77页 用生物降解法与厌氧颗粒的物理变化特性来降解生活污水摘要：在高速率厌氧处理生活污水时，生物和物理进程发挥了重要作用。因此，研究小组调查了大量实验中被厌氧生物降解的原材料---过滤纸和过滤膜处理后的生活污水，对厌氧消化影响的物理特性如粒径、表面张力等，进行了研究。生活污水的生物降解性能和污水在摄氏30度时几乎71%-74%是相似。此外,高产甲烷的胶体颗粒在国内86%的污水里,已经证明了低去除胶体在连续高速厌氧反应器是由于低物理切除而非生物降解性。最低的生物降解性,提出了被解散的分数为所有胶体颗粒总数的62%。结果表明,经过厌氧消化的粒子的平均半径在0.45毫米到4.4毫米增加的同时,对生活污水的降解却在减少。部分生活污水的表面活性物质在厌氧消化过程中是不经过生物降解的,这就表明了污水表面张力的特性。所有的粒子在负面泽塔-潜在里几乎没有变化,表明在消化胶体均没有受到厌氧消化的相互作用。关键词:厌氧处理，生活污水，生物降解性，颗粒大小，表面活性剂，简介：多位学者表明：在国内污水中，粒子代表的主要部分里，总化学需氧量就高达85%。微粒和溶解的化合物,通常是通过孔径大约为0.45毫米的过滤膜来过滤的。然而，这种微粒通常是分离粒径大于4.4毫米或在0.45到4.4毫米之间与胶体悬浮部分,却不符合国际胶体化学所用的大小范围。厌氧条件下,生活污水里胶体的化学需氧量的含量远比在需氧或微需氧的条件下要低。经过对去除化学需氧量的再循环的实验研究发现,溶胶是可生物降解的,但这从来没有被证实过。在高速厌氧处理生活污水的过程中,非生物和物理过程起着重要的作用。粒子只能被转换为原料经水解后,被吸附、沉降或残留在污泥床上。因此，基于粒子的表征，其生物和物理方面是同样重要。众所周知，生活污水在表面活性剂的作用下,是被吸附在两个固体/液体和液体/空气界面,是有可能会影响厌氧生物降解性能的颗粒。表面活性剂在水中可溶性的疏水化合物里的乳化能力较差,从而可能改善微生物基质的可溶性。另一方面,乳化这一第77页，共77页 现象可以避免物理法去除粒子。而且，厌氧生物降解会抑制有机化合物在表面活性剂的存在也已被报道。保罗在1993年提到，苏黎世富裕的城市废水表面活性剂浓度约为17mgl-1到21mgl-1，其中非离子型和阴离子的表面活性是最主要的部分。线性烷基苯磺酸盐是主要构成阴离子表面活性剂的物质，在荷兰，污水的平均浓度约是3mgl-1或4mgl-1。在低浓度时、表面活性剂通常以单体存在。以上便形成了聚集体的临界胶束浓度(CMC)。十二烷基苯磺酸钠的临界胶束浓度为264毫克。因此,在国内污水中，表面活性剂似乎呈现为单体。在生活污水中，颗粒的大小也会影响生物和物理过程，其中重力和阻力的力量占主导地位。胶体力如范德华吸引力和静电斥力对粒子的静电作用较大。泽塔-潜在，主要体现了潜在的或仅仅是表层的,且由于静电作用的胶体粒子与泽塔-潜在有一定的相关性，是胶体粒子分离后的一个重要的物理参数。本研究的目的是确定生活污水中厌氧生物降解性的悬浮物、胶体和溶解的一部分。材料与方法在不同温度下，对生活污水的厌氧消化反应进行试验。首先，在每一份容器中加入血清瓶120毫升，再补充100毫升的废水，对每个含有沼气成分的瓶子采用时间监测。然后对每个瓶子里的化学需氧量分数，挥发性脂肪酸（挥发性脂肪酸）和表面张力进行了测定。该实验分为两部分。在首次运行时，在20°C和30°C的温度下对瓶子里的污水原材料和纸过滤分别在8，15，23和43天后进行监测。第二个实验目的是为了确认第一次运行的结果,并找出可生物降解废水中甲烷的最大的转变。第二次运行是在20°C和30°C时，污水原料中过滤纸和过滤膜分别在15，28和135天后进行监测（不重复）。第二轮运行结果证明，粒子的平均半径和zeta电势发生了变化。分析：实例表明，可以通过实验来测量颗粒的表面张力。但是同时也发现在处理生活污水时，很可能在表面活性剂的作用下降低的水溶液的表面张力。在测完临界胶束浓度后，表面张力的整体几乎是独立的浓度。然而，人们应该意识到，还有其他表面活性成分可以促进表面张力降低，因此，对以上结论提出了定性解释。在首次运行时，表面张力的样品测定是原始无过滤的。此外，从首次运行的结果可以发现，废水的表面第77页，共77页 张力在过滤纸后会增加。因此，在第二次运行时，对所有样品的表面张力进行纸和膜过滤的测量。确定颗粒半径与动态光散射。使用ALV5000、150mW的折线测量2毫升的圆柱石英细胞。粒子半径在2.5到5毫米之间,能被检测出来。每个样本,在90°的角度下对粒子的平均半径进行七次测定。分别测定了电泳迁移率与玛韦恩激光粒度仪，泽塔-电位的计算方程。在离子强度（0.02MKCl）恒定不变时，样品测量的数据表示，过滤纸可以消除大颗粒物质。计算利用甲烷生产总量是每个血清瓶甲烷的总和这一特点，利用亨利定律计算甲烷的产量。分别根据方程(1)、(2)、(3)计算(H)的百分比,水解酸化(A)和产甲烷(M)。生物降解性和物理特征的变化　生活污水的化学需氧量中的A、M和H,分别应用方程(1)、(2)、(3),计算纸过滤和膜过滤污水的结果减去例2的结果。同样,化学需氧中的H,和M为通过计算所得的国内污水未经处理的结果。结果与讨论表1分别总结了每个污水样品在43天和135天之后,运行1和2计算的水解百分比、酸化和产甲烷量。1的运行结果表明,在30°C时运行43天是不完全厌氧消化第77页，共77页 ,在所有应用环境的微生物里化学需氧量浓度超过100mgl-1。总甲烷的结果在运行2（图1）表明，生活污水在30°C，约80天达到最大转换分数。图1中的厌氧消化有一个特点：厌氧消化的周期取决于温度和粒子的大小。在未经处理的污水里，只有在20°C时，且经过135天后才能达到最高的转换消化。这不仅需要较好的技术，而且在温和的热带地区，污水原材料的最大产甲烷量在20°C和30°C的温度下属于厌氧处理。图1、未经处理的污水厌氧消化过程期间，在温度为20和30°C时，运行纸过滤、膜过滤处理污水，测得实验中总甲烷的产生量。　所得数据，可比较未经处理的污水和纸过滤的污水中的生物降解性在30°C时约有71%到74％是相同的，即该过滤膜处理的分数相对较低。提交结果表2给出生活污水中的一部分在30°C时CODss和CODcol的最大水解、酸化和产甲烷量。其中，CODss和CODcol的最大水解是相似的,而CODss最大时的酸化比产甲烷的CODcol高。悬浮颗粒物的水解产生更多的未降解的COD水解胶体。最后,Lettinga在1992年的报道中解决了在同一源的污水循环较低期间时的实验最高清除54%的CODdis。这可能是由于污水中可生物降解的CODdis水解而成的降解粒子决定的。表2。计算最大水解，生活污水中阳离子和甲烷在30°C时的CODss和CODcol。第77页，共77页 表面张力表面张力是衡量是否存在表面活性的化合物。在计划时间内同时运行1和2，在温度为20°C和30°C时表面张力几乎相似（图2和3）。然而在4°C时的最大的表面张力相比在20°C和30°C的表面张力要低得多。得到表面张力的一个稳定的价值是在15到25天之间。这段时间厌氧消化的特性时间大为缩短,有少量的高度表面张力能力都正在迅速下降，且退化速度较慢的化合物导致其最大表面张力远远要高。图2。在20°C和30°C温度时，污水原材料中纸和膜过滤的厌氧消化过程中的表面张力。图3。在20°C和30°C温度时，未经处理的污水，仅通过纸过滤厌氧消化过程后的表面张力。第77页，共77页 最初未经处理的污水表面张力明显高于过滤纸处理后污水的表面张力(图3)。在20°C和30°C的条件下，135天厌氧消化后，污水的表面张力几乎达到了最大值。未经处理的污水表面活性剂相比纸过滤后所表现出的初始表面张力要高（图2），而过滤膜污水的污水表面活性剂比过滤纸的污水表面活性剂污水要高（图3）。重复膜过滤前所测量的消化后的表面活性剂（图3），表明它们主要吸附在消化产生的粒子过程中。平均半径图4表示，污水经过纸过滤或膜过滤后颗粒的平均半径较一般污水要高得多。未经处理的直径为440毫米的污水经过过滤纸作用后其颗粒的平均半径只有188纳米。因此，大量非常小的颗粒存在于生活污水中。后者则确认经过过滤膜处理的污水的平均半径是低于直径为68nm的微粒。在20°C和30°C温度时，污水原材料在厌氧消化135天中的一段时间经过纸过滤和膜过滤后导致的颗粒的平均半径都增加。众所周知,水解导致废水基质粒子的减少,从而导致粒子的平均半径的增加。第77页，共77页 采用厌氧消化过滤膜产生的胶体，在20°C和30°C温度，135天的间歇消化后,化学需氧量的样品中的颗粒分别是20毫克,38毫克。因此,在厌氧反应器连续处理生活污水时CODdis会影响去除CODcol。图4、在20°C和30°C温度时，未经处理的污水，厌氧消化后仅通过过滤纸和过滤膜过程的平均半径。表3.在20°C和30°C温度时，泽塔潜力在离子强度（0.02MKCl）恒定不变时，污水原料进过和过滤纸厌氧后的数据。标准差列于括号泽塔潜在第77页，共77页 表3表示的是运行2后的泽塔潜在评估值。厌氧消化135天,只是导致所有在负面的泽塔潜在的污水样品略有减少。因此,在厌氧消化中，一定数量的阴性离子的单位面积和胶体颗粒之间的静电斥力几乎是恒定的，变化不明显的。一般讨论生活污水的生物降解性能揭示了厌氧治疗的高潜力。此外,国内污水里高产甲烷的胶体颗粒,在连续高速厌氧反应器里实现了对CODcol的低去除，是低物理切除而非生物降解性。表面张力的发展预示着一种有限批量的消化过程中表面活性剂生物降解性的前景。,目前的结果表明,部分的表面活性剂在厌氧消化时并不降解。此外,结果也表明,表面活性剂是连接到粒子和胶体两部分的。后者可能会影响稳定,因此,生活污水胶体的去除率较低。虽然胶体颗粒在一定程度下，其平均粒径是增加的。但在连续高速反应时,污泥床在发生生物降解时只能是因为经过了物理切除。所有的粒子的泽塔潜在是负面的、难以消化的,且在显示期间厌氧消化胶体间的相互作用不受影响。厌氧生物也有一个负电荷,因此胶体去除污水厌氧系统可以保持在一个较低的水平,具有独立的应用条件。由于水解产生更多的悬浮颗粒的比水解惰性溶解胶体,引进的一个厌氧悬浮颗粒能溶解而且提高质量。固体悬浮颗粒的去除之前从生活污水产甲烷,才能实现沉降结论*生活污水采用厌氧生物降解性能后在30°C时几乎是相似的*生活污水经过处理后，胶体颗粒的甲烷产量在30°C时最大,悬浮分数是78%,而最大转变的溶解分数是最低(62%)。*生活污水厌氧消化后,颗粒的平均半径在0.45毫米到54.4毫米之间。*部分生活污水并不是生物厌氧消化过程中,这表明生活污水的表面张力的前景。*泽塔潜力的负面期间几乎所有的粒子没有变化。这表明,在厌氧反应器处理后，胶体相互作用会出现的消化现象。致谢第77页，共77页 参考文献BollerM.(1993)Removaloforganicmatterbyphysicochemicalmechanismsinwastewatertreatmentplants.WaterSci.Technol.27(11),167±183.ElmitwalliT.A.,ZandvoortM.,ZeemanG.andLettingaG.(1999a)Lowtemperaturetreatmentofdomesticsewageinup¯owanaerobicsludgeblanketandanaerobichybridreactors.WaterSci.Technol.39(5),177±185.ElmitwalliT.A.,SklyarV.,ZeemanG.andLettingaG.(1999b).Lowtemperaturepre-treatmentofdomesticsewageinanaerobichybridandanaerobicfilterreactor.Proc.4th.IAWQConferenceonBio®lmReactors.17±20October1999,NewYork,USA.GregoryJ.(1993)Theroleofcolloidinteractionsinsolid-liquidseparation.WaterSci.Technol.27(10),1±17.HoltM.S.,FoxK.K.,BurfordM.,DanielM.andBucklandH.(1998)UKmonitoringstudyontheremovaloflinearalkylbenzenesulphonateintricklingfiltertypesewagetreatmentplants.ContributiontoGREAT-ERprojectsNo.2.TheSci.ofthetotalEnviron.210/211,255±269.JirkaA.andCarterM.J.(1975)Microsemi-automatedanalysisofsurfaceandwastewatersforchemicaloxygendemand.AnalyticalChem.47,1397±1401.LastA.R.M.,vanderandLettingaG.(1992)Anaerobictreatmentofdomesticsewageundermoderateclimatic(Dutch)conditionsusingup¯owreactorsatincreasedsuperficialvelocities.WaterSci.Technol.25(7),LevineA.D.,TchobanaglousG.andAsanoT.(1985)Characterizationofthesizedistributionofcontaminantsinwastewater:treatmentandreuseimplications.J.WaterPollut.ControlFed.57(7),805±816.NielsenP.H.andHarremoesP.(1995)Solids:Reportofthediscussionsession.WaterSci.Technol.32(8),MorganJ.W.,ForsterC.F.andEvisonL.(1990)Acomparativestudyofthenatureofbiopolymersextractedfromanaerobicandactivatedsludge.WaterRes.24(6),743±750.MukerjeeP.andMyselsK.J.(1971)Criticalmicelleconcentrationofaqueoussurfactantsystems.NationalStandardReferenceDataSystem.USDepartmentofCommerce,Washington.RouseJ.D.,SabatiniD.A.,Su¯itaJ.M.andHarwellJ.H.(1994)第77页，共77页 In¯uenceofsurfactantsonmicrobialdegradationoforganiccompounds.CriticalRev.inEnviron.Sci.Technol.24(4),325±370.SandersW.T.M.,ZeemanG.andLettingaG.(2000)Anaerobichydrolysiskineticsofparticulatesubstrate.WaterSci.Technol.41(3),17±24.WagenerS.andSchinkB.(1987)Anaerobicdegradationofnonionicandanionicsurfactantsinenrichmentculturesandfixed-bedreactors.WaterRes.21(5),615±622.WangK.(1994)Integratedanaerobicandaerobictreatmentofsewage.Ph.D.Thesis,WageningenUniversity,TheNetherlands.WangK.,ZeemanG.andLettingaG.(1995)Alterationinsewagecharacteristicsuponaging.WaterSci.Technol.31(7),191±200.WatersJ.andFeijtelT.C.J.(1995)AIS/CESIOEnvironmentalsurfactantmonitoringprogramme:outcomeoffivenationalpilotstudiesonLAS.Chemosphere30,1939±1956.YodaM.,HattoriM.andMiyajiY.(1985)Treatmentofmunicipalwastewaterbyanaerobic¯uidizedbed:behaviouroforganicsuspendedsolidsinanaerobictreatmentofsewage.Proc.Seminar/Workshop:AnaerobicTreatmentofSewage,Amherst,Mass.,USA,161±197.ZeemanG.,SandersW.T.M.,WangK.Y.andLettingaG.(1997)Anaerobictreatmentofcomplexwastewaterandwasteactivatedsludge.Applicationofup¯owanaerobicsolidremoval(UASR)reactorfortheremovalandprehydrolysisofsuspendedCOD.WaterSci.Technol.35(10),121±128.第77页，共77页'