污水厂出水论文

污水厂出水论文（精选9篇）

污水厂出水论文 第1篇

关键词：污水厂,A/B/C工艺,出水SS浓度偏高

1 问题描述

上海某污水处理厂设计规模为2.5万m3/d, 主体工艺为水解酸化+A/B/C活性污泥工艺, 设计出水达到GB 18918-2002城镇污水处理污染物排放标准二级标准, 设计进出水水质如表1所示。A/B/C活性污泥法, 又称三段活性污泥法, A/B/C反应器是一种好氧反应器, 将污泥负荷分为高负荷、一般负荷和低负荷3个区间串联运行, 可以根据脱碳和硝化的设计要求, 确定A, B, C各段的停留时间。A/B/C反应器出水进入沉淀池, 实现泥水分离, 污泥一部分回流至A/B/C反应器的A, B2段, 另一部分回流至水解酸化池, 全厂工艺流程见图1。该污水厂自2005年1月份建成运行以来, 虽然各项指标均能达到设计排放标准, 但污泥系统状态不稳定, 时常发生反应池污泥浓度偏低、污泥活性较弱、絮凝性较差等问题, 其出水SS浓度一直在维持高位振荡特性, 见图2。

2 原因分析

2.1 二沉池负荷过高引起污泥上浮

因二沉池负荷过高引起污泥上浮, 导致出水SS浓度偏高或超标。经核算该污水厂二沉池的表面负荷约为0.74 m3/ (m2·h) , 二沉池沉淀时间3.5 h, 固体负荷130 kg/ (m2·d) , 根据室外排水设计规范[1], 二沉池表面负荷设计值一般在0.7 m3/ (m2·h) ~1.5 m3/ (m2·h) , 沉淀时间设计值一般在1.5 h~4.0 h, 固体负荷设计值不超过150 kg/ (m2·d) 。因此, 从表面负荷、沉淀时间、固体负荷等角度核算, 初步判断, 该厂二沉池设计合理, 运行参数在正常范围内, 二沉池不存在负荷过高导致出水SS浓度偏高或超标问题。

2.2 污泥问题导致难以沉淀而上浮

污泥问题主要指反应池污泥浓度偏低、污泥活性较低、污泥颗粒细小、絮凝性较差等问题, 这些问题可能由以下几个方面原因引起:1) 泥龄偏低。经核算该厂反应池泥龄约6 d, 根据排水设计手册[2], 一般活性污泥法泥龄在5 d~15 d, 可见该厂污泥泥龄偏低, 污泥微生物可能处于对数增长期, 微生物活性较强, 难以形成污泥絮体, 污泥颗粒细小, 导致在二沉池难以实现泥水分离。2) 污泥絮体解絮。若水中有机物被消耗殆尽, 同时仍保持较高的DO, 可能导致污泥微生物较为强烈的内源呼吸作用, 导致污泥絮体解絮成细小颗粒而导致难以沉淀[3]。分析该厂水质数据发现曝气池末段出水BOD仍达到10 mg/L, 说明水中仍有一定量的有机物, 在这种情况下, 微生物内源呼吸作用不明显。由此可见, 该厂出水SS浓度偏高并未由于污泥絮体解絮导致。3) 曝气强度过大。该厂风机选型确实偏大且无变频装置, 单台风机运行时, 汽水比可高达9~10, 而活性污泥处理系统汽水比一般在5~6, 该厂反应池DO浓度也较高, 长期维持在5 mg/L~6 mg/L。若曝气过程中, 曝气强度过大, 在上升气体剪切力的作用下可能导致污泥絮体被破碎, 形成细小颗粒难以沉淀。

3 结论与改进措施

3.1 原因总结

1) 污泥泥龄偏低, 微生物处于对数生长期, 活性较大, 难以形成污泥絮体, 导致二沉池泥水分离困难, 引起出水SS偏高。2) 曝气强度过大, 在上升气体剪切力的作用下导致污泥絮体被破碎, 形成细小颗粒难以沉淀, 引起出水SS偏高。

3.2 改进措施

1) 针对泥龄偏低造成的出水SS偏高及曝气池MLSS偏低的问题, 可以通过加大污泥回流量来解决, 根据该厂的工艺特点及现状, 主要增加B池的污泥回流量, 提高污泥回流比, 同时减少剩余污泥排放, 根据该厂的现状, 可以短时间暂停排泥。该措施不仅可以提高污泥浓度, 延长污泥泥龄, 还可以逐步优化该厂现有活性污泥微生物沉降性能, 使污泥微生物稳定在减速增长期, 污泥在曝气池内形成较好的污泥絮体, 利于确保二沉池较好的泥水分离效果。2) 针对曝气强度过大的问题, 短期措施将原连续曝气调整为间歇曝气, 使每天平均气水比保持在5左右, 该措施须配合第一措施实施。

3.3 后续效果

经过3个月左右的调整, 曝气池污泥浓度上升至2 g/L左右, 曝气池内可见明显污泥絮体, 镜检污泥絮体结构良好, 二沉池出水清澈, SS浓度降至20 mg/L左右, 出水SS偏高的问题得以解决。

4 结语

污水厂出水SS偏高问题是污水处理厂运行过程中常见问题, 如果运行管理不好, 将直接影响出水水质。上海某污水处理厂的运行经验表明, 通过延长污泥泥龄, 控制曝气气水比, 降低曝气强度等措施, 有效地解决了这一问题, 改变了出水SS偏高的现象。

参考文献

[1]上海市政工程设计研究总院.室外排水设计规范[M].北京:中国计划出版社, 2011.

[2]城镇排水/北京市政工程设计研究总院.给排水设计手册 (第5册) [M].第2版.北京:中国建筑工业出版社, 2003.

污水厂出水论文 第2篇

近年来上海由于受市政建设、产业结构调整等因素影响,地下水回灌工作面临较大困难.如将城市污水厂出水进行深度处理后用于人工回灌,既能解决地下水回灌问题,又能实现污水的资源化,减轻水环境污染的压力.就此探讨了回灌水质、费用、回灌井布局、深度处理设施占地等问题.

作 者：朱慧峰 顾慧人 ZHU Hui-feng GU Hui-ren 作者单位：朱慧峰,ZHU Hui-feng(上海市水务局,上海,03)

顾慧人,GU Hui-ren(上海市崇明县自来水公司,上海,50)

污水厂出水论文 第3篇

1.1 二氧化氯的特性

一般情况下, 二氧化氯在常温下是一种黄色的气体, 气味也是非常具有刺激性的。基本特性主要就是:沸点为11℃, 比重为2.4。在冷却到-40℃以下的时候, 会出现化学反应, 变成深红色的液体;如果气温在继续降低, 温度低至-59℃, 就会成为橙黄色固体。在自然界中, 主要是以单体游离基形式存在的一种极少的化合物。二氧化氯的化学性质还体现在, 它是一种易溶于水, 但是又不和水发生化学反应的一种化合物, 在水中的溶解度比氯高很多倍。二氧化氯的气体在溶于水之后会形成一种黄绿色的溶液, 这种溶解的气体将留在溶液中, 它的保存条件就是要在阴凉且避光处, 而且对外界环境的要求是十分稳定的, 之后会在光线照射下发生化学反应。如果密封不好, 容器中的二氧化氯水溶液就会使其二氧化氯浓度下降。重要的是二氧化氯是具有危险性的, 是一种易燃易爆的化学物。如果将二氧化氯放在温度较高的地方、暴露在光线下、与某些有机物接触摩擦等都可能引起爆炸, 液体二氧化氯是更易爆炸的。当然。二氧化氯的爆炸也是有限制的, 在空气中二氧化氯浓度>10%时, 或者是水中二氧化氯浓度>30%时就可能会发生爆炸。因此, 在工业上若是使用二氧化氯, 就会用一些空气或惰性气体来将二氧化氯的浓度降低到8%~10%以下。在使用时由于二氧化氯这些易燃易爆的特点, 所以不适合贮存, 在使用时主要应该以现场制作现场使用为主, 在污水处理厂中二氧化氯的主要作用就是脱色、除臭、除嗅味、控制酸、氯酸和藻类生长等等, 尤其是控制甲烷的形成, 最重要的是可以有效的减少有机物对人体健康的影响, 相对于其他的有机物来讲是有很大的优越性的。

1.2 二氧化氯作为消毒剂的作用

二氧化氯消毒剂的优势主要体现在, 首先就是效果非常显著, 用的量很少, 但是作用非常快, 而且在低密度的水中二氧化氯的扩散速度和渗透能力都非常墙, 能有效的杀死微生物, 还能快速的分解残留物, 杀毒效果非常明显, 能很好的控制细菌、藻类及粘泥。其次就是不与水中很多化合物发生反应, 这样一来能够很有效的就提高了消毒的效率。达到快速消毒的目的, 最后就是综合很多方面来讲使用二氧化氯消毒比很多其他方式更加安全节约。

2 二氧化氯消毒效果及对主要出水指标的影响

2.1 对卫生学指标的影响

在经过二级生物处理之后, 发现水中存在着大量的大肠菌群, 而且数量基本都是在105个/~106个/L左右, 在依据《城镇污水处理厂污染物排放标准》中关于对二级排放量等标准的规定, 出水粪大肠菌群数量要保持在104个/L以下的。如果出现了出水粪大肠菌群的数量级在106个/L, 这是非常不好的情况, 必须要经过处理之后达到104个、L以下, 而且去除率要保持在99%以上才行, 这样才能保证出水的水质。站在经济角度上来讲, 污水处理厂在良好的生产运行的条件下, 还应该做到尽量少用药剂, 这样可以节约成本, 非常有效的提高企业的经营效益。在实践的基础上, 二氧化氯消毒在最佳投量和最佳接触时间上都有着非常严格的要求的。

2.2 二氧化氯对出水中有机污染物的影响

2.2.1 二氧化氯对BOD的影响

通常二氧化氯对BOD的去除率要保持在10%~20%之间, 经过很多实验在试验过程中会发现, BOD的浓度在不断升高时, 二氧化氯对于去除BOD5的作用会发挥的特别好。所以在大多数时候就是水质是比较稳定的时候去除部分BOD, 还可以在沉池出水的BOD, 也就是BOD值突然升高时, 这种情况下, 二氧化氯还可以发挥巨大的氧化去除能力, 能够有效的保持污水厂出水水质的稳定性。

2.2.2 二氧化氯对COD的影响

在不断的生产过程中, 二沉池出水中可以不断加入二氧化氯, 这样会对COD的作用很大。例如:有时候COD值会不太稳定, 出现大幅度下降, 并且去除率会上升, 还有的时候, COD值可能突然上升幅度很大, 而去除率会下降。在两种情况在污水厂处理污水过程中, 出现的几率是基本相同, 主要就是由于二氧化氯可以把污水中的大量有机物氧化从而使COD值大幅下降, 去除率上升, 同时因为向污水中加入二氧化氯后, 结果就会造成COD的测定值会偏高。基于对COD的处理的状态来讲, 对COD的去除率还是比较稳定的, 在COD值上升的时候, 二氧化氯的浓度和接触时间都是有着严格的规定的。所以, 在二氧化氯对COD的影响中, 是要有一定的实际作为基础的, 这样才能更好的实现污水处理厂污水处理技术的提高。

2.2.3 二氧化氯对NH3-N的影响

在污水处理厂的生产试验表明, 在使用二氧化氯消毒后, 水质中的NH3-N的浓度在不断提高, 浓度有所增加, 而且增加量还是很大的, 几乎是100%, 这样一来就会有可能由于加入了二氧化氯, 使得水中残留蛋白质的得到了快速的解决, 增加了了氨化反应发生, 使得污水处理厂的了出水氨氮值不断增加。因此, 长期的污水处理厂的经验表明在污水中使用二氧化氯也会不利于降低出水中的NH3-N值。

2.2.4 二氧化氯对SS的影响

实际情况表明, 在污水处理过程中, 使用二氧化氯, 会造成SS值的变化, 导致SS值不随加药浓度、接触时间的变化而呈现出规律性的变化, SS值得去除率基本保持在±20%以内。但是有时污水处理中的出水SS值会突然升高, 主要可能是二氧化氯把一些大颗粒物质氧化分解成微小颗粒, 导致了出水SS值上升。所以向二沉池出水中加入二氧化氯对于降低SS没有帮助, 但是也没有太大的不利影响。

2.2.5 二氧化氯对TP的影响

在污水处理厂中, 经过二氧化氯消毒后, 会使得污水出水中的TP值浓度不够稳定, 出现较大的波动, 但是由于影响较小, 幅度不会太大, 更不会出明显的规律性, 所以说在污水中加二氧化氯是不会对出水TP值的浓度造成很大的影响的。

参考文献

[1]唐受印, 戴友芝.水处理工程师手册[M].北京:化学工业出版社, 2007.

[2]王洪臣.城市污水处理厂运行控制与维护管理[M].北京:科学出版社, 2009.

污水厂出水论文 第4篇

城市污水二级处理出水用于地下回灌的深度处理技术研究

摘要：采用混凝沉降-砂滤-活性炭吸附-消毒工艺,对模拟城市污水处理厂二级处理工艺的SBR中试系统的出水进行了深度处理实验研究.实验结果表明,深度处理后的出水所检测的浊度、pH、COD、NH3-N、细茵总数等5项指标已经达到了<生活饮用水卫生标准>(GB5749-2006).作 者：王允妹    Wang Yun-mei  作者单位：沈阳环境科学研究院,沈阳,110016 期 刊：环境保护科学  ISTIC  Journal：ENVIRONMENTAL PROTECTION SCIENCE 年，卷(期)：, 34(1) 分类号：X7 关键词：城市污水    二级处理    深度处理   

污水厂出水论文 第5篇

奥贝尔氧化沟工艺概况

如图奥贝尔氧化沟工艺流程图所示:

奥贝尔氧化沟由三个同心的椭圆形沟渠组成, 第一沟的容积为总容积的50%、第二沟为35%、第三沟为15%。在运行时, 保持第一、第二、第三沟的溶解氧分别为<0.2mg/l、<0.5mg/l、>2.0mg/l。污水及内、外回流污泥先引第一沟, 在其中不断循环的同时, 依次进入第二沟和第三沟, 其处理工艺与倒置A-A-O工艺相似, 相当于流经过缺氧、厌氧、好氧一系列完全混合反应池。在其间, 经过氨化、硝化、反硝化等生物化学过程, 有机物得以去除, BOD5、COD得到降低, 同时达到脱氮除磷的目的。

生物脱氮原理及过程

在奥贝尔氧化沟活性污泥中的菌群, 主要由硝化细菌、反硝化细菌、兼性异养细菌、聚磷菌等组成。当经预处理过的污水、外回流污泥和富含硝酸盐和少量溶解氧的内回流混合液流入第一沟, 其环境缺氧状态, 反硝化细菌利用进水中低分子有机物, 将内回流混合液带入的大量NO3--N通过生物反硝化作用, 将其还原为氮气释放, 从而达到脱氮的目的, 同时有机氮转化为NH3-N、部分BOD5得以去除;当污水及内外回流混合液进入第二沟时, 因内回流所携带的硝态氮已被还原为氮气, 少部分溶解氧也被完全消耗因此第二沟为厌氧状态, 聚磷菌将利用污水中剩余的低分子有机物释放磷;当混合液进入第三沟好氧环境中, 硝化细菌将进水中的氨氮和由有机氮氨化成的氨氮通过生物硝化作用, 将其转化成NO3--N;同时在第三沟好氧条件下, 聚磷菌超量吸收介质中磷, 运行中通过排放剩余污泥实现生化除磷。

当污水内外回流污泥流经奥贝尔氧化沟以后, 将历经有机氮的氨化、生物硝化反硝化、聚磷菌的释磷和吸磷、有机物的水解和氧化分解等生化过程, COD、氨氮、磷酸盐等得以去除;在第一沟、第二沟缺氧厌氧的条件下, 有机氮氨化成氨氮, 致使NH3-N浓度逐渐升高, 到第三沟达最大值, 同时在第三沟溶解氧DO>2.0mg/l的环境中, 随着硝化反应将NH3-N转化为NO3—N, 其浓度降低;内混流携带大量含NO3—N混合液流入第一沟致使NO3--N浓度迅速升高, 随着反硝化反应的进行NO3--N浓度逐渐降低, 当混合液流入第三沟好氧段中随着硝化反应的进行NO3--N浓度又迅速升高。

从奥贝尔氧化沟生物脱氮工艺原理及过程可以看出, 造成出水氨氮高于进水氨氮的原因在于, 重新运行时有机氮氨化还可以继续进行而硝化过程却受到了抑制。是什么原因致使硝化过程受到抑制, 氨化过程又何以能继续进行?这要从氨化和硝化反应的机理、微生物特性以及影响因素等方面来分析。

有机氮生物氨化

所谓生物氨化, 就是指污水中的有机氮在微生物的作用下, 将有机氮转化为氨氮的生物过程, 同时有机污染物得以去除BOD5浓度降低。

生化处理系统中作用于生物氨化的细菌种类繁多, 既有好氧菌、厌氧菌、又有兼性异养菌。可见, 有机氮的氨化反应无论在厌氧、缺氧、好氧, 还是在中性、碱性还是酸性环境中都能进行, 只是作用微生物种类不同, 作用强弱不一。由于生物氨化的微生物多样化, 所以污水厂停止运行一段时间后重新运行对有机氮生物氨化反应影响并不大, 污水由奥贝尔氧化沟第一沟经第二沟流入第三沟的过程, 仍然可实现有机氮的氨化, 造成氨氮的累积, 致使第三沟NH3-N浓度达到最高值。

硝化反应机理、微生物特性及影响因素

硝化反应机理

由于有机氮的生物氨化使得奥贝尔氧化沟第三沟NH3-N浓度达到最高值, 同时在第三沟DO>2mg/L溶解氧充足条件下生活着两类好氧型微生物, 即亚硝酸细菌和硝酸细菌。这些细菌利用CO3-2HCO3-和CO2等无机碳作为碳源, 第一步在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为亚硝酸盐;第二步在硝酸菌作用下, 将亚硝酸盐转化为硝酸盐, 同时亚硝酸菌和硝酸菌都利用这两个反应产生的能量合成新细胞和维护正常的生命活动。

由此可见在奥贝尔氧化沟第三沟中硝化反应是个快速过程, 使绝大部分NH3-N转化为NO3-, 其中小部分NH3-N在硝酸菌作用下, 经同化作用转化为新的细胞和维护正常的生命活动, 使出水NH3-N浓度达到最低值。

硝化细菌特性

硝化系统活性污泥中的亚硝酸菌和硝酸菌, 都属于化能自养微生物。首先, 它们为专性好氧菌, 无氧时即停止生命活动, 而不象分解有机物的细菌那样大多数为兼性异养菌, 因此停运期间它们大部分都已死亡。而将有机氮转化为NH3-N的氨化细菌绝大部分为兼性异养菌, 生化系统停运期间对他们活性影响并不大, 所以重新运行时氨化过程仍能正常进行而硝化过程却不能进行。

硝化菌增殖特性与泥龄SRT

硝化菌的比增殖速度比活性污泥中占大多的兼性异养菌比增殖速度小1个数量级 (见表1) 。主要因为硝化细菌摄氧速率较降解有机物的微生物低的多, 若环境中没有充足的溶解氧, 硝化细菌将很难“争夺”到硝化反应所需要的氧, 这就决定了它增殖速度慢, 世代期长。因此生化系统重新运行后要想使硝化菌达到将NH3-N全部转化为NO3--N的能力或者说数量需要一段时期的恢复, 也就是说需要生物硝化系统的泥龄SRT至少应在8d以上。

溶解氧的影响

一般情况下将每克NH3-N转化成NO3-N约需氧4.75g, 要使硝化反应顺利进行, 需要保持混合液中溶解氧>2.0mg/l, 理论上当DO<2.0mg/l时硝化反应将受到抑制;当DO<1.0mg/l时, 硝化将受到完全抑制并趋于停止。因为硝化细菌绝大多数都包裹在活性污泥菌胶团中, 只有当混合液保持中较高的溶解氧浓度, 才能将保证混合液中的溶解氧进入活性污泥菌胶团中内, 被硝化菌利用。然而停止运行那段时期, 沉淀下来的活性污泥进行内源呼吸、反硝化、厌氧反应, 会释放出CO2、N2、CH4、NH3等气体, 这些气体溶解在水中呈饱和态, 当重新运行时, 无论采用转刷还是转蝶充氧, 水中溶解氧都很难达到硝化反应所要求的溶解氧浓度, 因此对硝化细菌繁殖和硝化反应进行都起到暂时抑制作用。而反硝化细菌和氨化细菌是一种兼性异养菌, 对缺氧环境有一定忍耐性、适应性, 因此, 停运期间对它的影响并不大。

F/M影响

生物硝化属低负荷工艺, F/M一般都要求在0.15kg BOD/kg MLVSS.d以下, 即BOD5一般应小于2.0mg/l, 若进水中有机负荷过高, 降解有机物的异养微生物将迅速繁衍同时会消耗大量溶解氧, 从而使硝化细菌生长缓慢, 且好氧的硝化菌得不到优势, 结果降低了硝化速确度, 致使NH3-N向NO3--N转化的效率大大降低, 出水氨氮升高。且中断运行一般时间后, 由于活性污泥中的微生物在缺乏营养物质和分解有机物所需氧气条件下而大量死亡, 导致MLVSS大大下降, 再重新运行时, 相对于正常运行时低负荷的污水对于它来说也算上是高负荷, 因此重新运行从生物硝化所要求的有机负荷来说也不利于硝化反应进行。

结语

硝化细菌的专性好氧性、比增殖速度慢、世代期长与氨化细菌多样性, 对环境的广泛适应性, 是城市污水处理厂, 间断性运行时出水氨氮高于进水氨氮主要因素。

解决此问题的主要措施是:

一、尽量避免或减少停运次数;

二、增加好氧段的曝气量, 提高混合液的溶解氧, 坚持运行一周后, 问题就能解决。

污水厂出水论文 第6篇

关键词：自来水厂,出水泵房,供水,分级调度,运行方式

随着社会经济的快速发展, 水资源的地位及其重要性愈发明显的展现出来, 自来水厂水资源供应作为城市居民生活用水的重要来源, 与人们的日常生活息息相关, 其能够提供高效、稳定及安全的水资源供应, 将极大的影响人们生活质量的提升, 自来水厂出水泵房在水资源供应方面, 其采取的是传统的由调度室统一调度的水资源供应模式, 然而该模式在水资源供应过程中会产生较大的能耗损失, 同时其在应对水资源供应相关突发事件的能力较为低下, 因而其往往会引发水资源的供应不够安全稳定的缺陷, 而分级调度模式则能有效的弥补这一缺陷, 不仅能保障自来水厂水资源供应的安全性及稳定性, 还能极大的降低其在供应过程中引发的巨大能耗损失, 因而对自来水厂水资源供应效率的提高发挥关键作用, 为社会节约了大量不必要的资源损失, 创造了巨大的社会经济效益[1]。下文将以某市某自来水厂具体实例, 就在自来水厂水泵房水资源供应过程中, 采用分级调度的模式化其运行情况进行详细分析, 同时对此种运行方式下, 其所造成的能耗情况进行分析研究。

1 分级调度模式运行情况探究

以下将结合某自来水厂采用分级调度模式后其具体情况进行分析研究。根据自来水厂这几年来的实际供水数据等情况, 以及出水泵房的实际情况, 采取如下组合分级调度方式, 对其运行情况进行分析。一是出厂压力为25万t/d的1号出水泵房;二是出厂压力为50万t/d的2号出水泵房;三是出厂压力为75万t/d的3号出水泵房。按照以上组合方式实现分级调度模式, 其能有效的保障各出水泵房在进水数量及压力, 以及出水数量及压力等方面维持在一个相对稳定的水平, 特别是此种分级调动方式, 其能有效的应对城市用水高峰, 因在此高峰阶段, 可以通过采取加大3号出水泵房水资源供应量的方式, 来解决用水高峰出现的水资源短缺问题, 其主要原因就是3号出水泵房具有较大的水资源库存量, 可以应对不时之需。通过采用以上分级调度模式, 不仅能有效保障稳定的水资源供应量及其压力值, 还能通过其有效的搭配组合, 极大的降低此过程中的能耗损失。此外, 在出水量大小的改变方面, 其也具备了很大的波动范围, 便于应对突发事件, 如2号出水泵房其可以使出水量在11800~18500t/h之间变化。然而其也存在一定的缺陷, 那就是其水位也会因为出水量的巨大变动, 而引起水位的巨大波动, 从而阻碍对水资源的进出总量的有效管理, 以及控制等, 同时该过程中, 也会引发变频器的大量放热, 产生一定的能耗, 尤其在天气炎热的夏天, 若在同一时间运行数台变频器, 其放出的大量热量, 还会极大的妨碍到其有效的运行, 进而引发一系列的水资源供应安全问题, 因此需要予以重视[2]。

若对3号出水泵房实施压力控制的分级调度模式, 其情况如下。采取此种分级调度模式, 1号和2号出水泵房都能维持稳定的出水量, 而3号出水泵房则由于对其实施压力控制, 因而其出水量会根据供水实际情况而发生较大范围的波动 (7000~9500t/h) , 而且此过程中, 会出现许多突发情况, 从而导致出水量的巨大波动, 在其自身不能有效应对此种情况时, 就不得不借助2号出水泵房的库存水量, 以保障自来水厂总的出厂压力能够控制在一定数值以内, 同时由于各出水泵房在水量调节方面, 存在相对的独立性, 因此其往往需要采取必要的人为干预措施, 进而实现高效的水资源分级调度运行方式。

2 分级调度模式的能耗问题

通过对该自来水厂的在水资源供应方面采用不同调度模式前后, 其在能耗损失方面的数据分析发现, 在使用分级调度的运行方式后, 在用电量上明显下降, 同时在单位水电能耗方面, 其数值也得以极大的下降。1号出水泵房在水资源供应等相关方面运行分级调度模式后, 其单位配水电能消耗得到一定下降, 其原因主要是其他机组可以根据实际情况, 采取自主的调度方式, 合理组合, 实现对能耗的最大限度的降低。2号出水泵房在运行分级调度方式的基础上, 通过控制对出厂压力实现其正常运转, 而出厂压力的控制, 则需要借助变频器来实现, 而此过程需要经常进行变动, 尤其是在城市用水高峰期间, 其必须在额定功率情况才能良好运行, 因而其往往造成较大的电能损耗。3号出水泵房在运行分级调度方式后, 其充分结合自身实际特点, 及其具有较大的水资源库存总量, 同时借助变频器能够有效改变进出水量的特点, 其能够在用水高峰时不断补充自来水供应出现的短缺, 同时在用水低峰时其又能充当水资源库房的功能, 从而在整个进出水过程中, 都能保障出厂压力在一定数值内, 以及保障稳定的出水量, 而这种运行方式十分有利于变频器的节能运行, 因而能够极大的降低自来水在供应的整个过程中导致的能耗损失, 综合各出水泵房的能耗情况, 可以看出采用分级调度的运行方式能够极大的降低能耗, 实现其经济运行[3]。

3 结语

由以上可以看出, 在自来水厂出水泵房的水资源供应中, 采取分级调度的运行方式, 能够有效提升水资源供应效率, 保障供水的安全及稳定, 还能极大的降低供水过程中导致的能耗损失, 因此此种运行方式具有较高的经济效益, 值得在自来水供应行业中积极推广。

参考文献

[1]宋瑜.自来水厂出水泵房供水分级调度运行方式的分析[J].城市公用事业, 2012.

[2]石啸.城市自来水厂自控系统的设计与实现[D].华东理工大学, 2013.

污水厂出水论文 第7篇

生物除磷系统主要是通过创造对聚磷菌 (PAOs) 生长的有利条件使其在活性污泥的菌群中占优势, 将活性污泥中的含磷量从1.5%-2.0% (常规活性污泥法, P/VSS) 增加至5%-7%, 甚至高达10%以上。

提高除磷效率的主要途径是首先将污水中的磷通过转化和网捕为颗粒性磷, 从而最大程度地降低出水中的溶解性磷含量, 同时采用适当的分离方法将颗粒性磷通过排泥加以去除。图1表明出水SS对总磷浓度的影响很大, 如当P/VSS为6%、出水SS为20mg/L时出水颗粒性磷浓度已接近1.0mg/L。

国内外经验表明, 如采用沉淀分离方式, 当生物除磷系统效率较高、出水溶解性磷量很低、终沉池出水SS也较低时, 出水总磷含量可满足1mg/L (二级标准) 的要求。由于沉淀出水SS很难达到5mg/L以下, 即使生物除磷系统效率很高, 处理出水中的总磷浓度也不太可能在0.5mg/L以下 (一级标准) , 为达到这一严格标准, 还必须采用过滤或投加化学药剂等措施。

2 进水BOD5/TP值对生物除磷的影响

污水中有机物的可生物降解性能对生物除磷过程的影响至为重要。影响生物除磷的最基本因素是生物处理厌氧段进水中VFAs (包括厌氧段中其他可快速降解基质的发酵产物) 与总磷的比值, 最好采用VFA/TP值来判断污水除磷的可能性, 但由于工艺反应过程的复杂性而无法测定厌氧区发酵产物的产生速率, 因而一般采用进水的BOD5/TP值作为近似比值。试验研究表明, 进水BOD5/TP值<20的生物除磷系统出水TP难以达到1-2mg/L, 美国采用生物除磷工艺的9个污水厂和2个中试厂的运行数据也显示了出水TP随进水的BOD5/TP值而变化, 当进水BOD5/TP≥20时, 出水TP可达到1mg/L。

上述生物除磷的最低有机物需要量的概念可用以区别污水系受碳的限制还是受磷的限制。污水受碳限制是指因污水除磷的碳源不足而使出水磷含量不能达标;污水受磷限制是指因除磷的碳源充足而使处理出水中的溶解性磷含量往往较低, 故为获得好的出水水质, 采用污水受磷限制是可行的, 但剩余的基质足以导致产生相当数量的非聚磷菌, 这样MLVSS中的含磷量将下降。因此认为由厌氧段进水的BOD5/TP值可预测系统的MLVSS含磷量和出水磷浓度。

为测试方便, 通常采用BOD5与磷去除量的比值 (BOD5/ΔP) 来表达系统的除磷能力:

BOD5/ΔP=进水BOD5/ (进水TP-出水SP) (1)

各种不同生物除磷工艺的典型BOD5/ΔP、COD/ΔP值见表1。

将进水BOD5/TP值与表1中各工艺相应的BOD5/TP基准比值进行比较即可确定采用生物除磷的可能性以及可采用的工艺。

笔者认为, 产生以上情况的主要原因在于原污水的发酵程度不同。污水中的可快速降解有机物的含量 (特别是VFAs) 对生物除磷系统的处理效果的影响极为明显。厌氧段污水中的VFAs来源于进水及兼氧菌在厌氧段内对其他可快速降解基质进行发酵的产物。当系统为污水发酵提供了良好条件 (如管道内温度适宜、污水流速低、曝气程度小) 时则可保证足够的可快速降解基质浓度, 从而能够取得有效的生物除磷效果。但是对那些不具备上述条件的相对新鲜的污水则除磷效果差。因此虽然有的水样BOD5/TP值相同, 但由于可快速降解基质和VFAs的含量不同会产生不同的除磷效果, 这就是有些地区的生物除磷工艺在进水BOD5/TP值合适、终沉池效率可靠的情况下而出水TP却难以达到1mg/L的重要原因之一。

3 泥龄的选择

生物除磷系统所需BOD5/TP值为泥龄的函数, 泥龄较长而混合液含磷量较低时则 除磷所需的BOD5较高, 例如活性污泥混合液含磷量为4.5%、泥龄为25d时, 去除1mg磷所需BOD5为33mg, 而当泥龄为8d时所需BOD5/TP值则下降至25。另根据试验结果, 当A/O系统泥龄在2.2-3.6d时除磷效果很好, 但一旦泥龄超过3.6d后则因发生硝化作用而使除磷效果急剧下降。可见以除磷为目标的A/O工艺不宜采用长泥龄, 其原因为:

(1) 长泥龄导致生物除磷系统产泥量减少, 则通过排泥而去除的磷量也减少;

(2) 长好氧泥龄导致有机物的氧化相对完全, 但污泥活性降低使好氧区对磷的吸收率下降, 活性污泥混合液的含磷量减少;

(3) 长泥龄下因衰减反应造成磷的二次释放。

4 系统中硝酸盐的回流干扰

我国城市污水中的TKN一般约为40～50mg/L, 其中约2/3为NH3—N, 硝化处理增加了系统中的NO3—N含量, 由于NO3—N通过污泥回流进入厌氧段发生反硝化可消耗可溶性BOD, 从而影响磷的释放, 降低了除磷效果, 进而使出水TP无法达标。要减少硝酸盐的回流量就必须提高系统的反硝化程度。但由于现行排放标准对处理出水的总氮尚无要求, 因此水厂往往会着重考虑NO3—N的达标而忽略了系统中的NO3—N含量, 从而拟省去反硝化系统。这一问题已成为目前某些城市污水处理厂方案讨论中的焦点之一。

根据我国目前的情况, 宜从消除回流污泥中的硝酸盐对生物除磷的不利影响着手, 根据除磷要求考虑反硝化程度。UCT/VIP等工艺的主要特点就是消除回流污泥中的硝酸盐, 但其流程较复杂。水环境联合会 (WEF) 于20世纪90年代提出另一方法, 就是将厌氧段的第一反应格作为回流污泥的反硝化池, 一部分污水 (5%-20%) 进入该池进行回流污泥的反硝化, 其余污水进入厌氧池的第二反应格。此法优于UCT/VIP工艺, 因为它取消了后者所增加的回流系统, 而且由于在这一反硝化池中的MLSS浓度高, 使反硝化更为有效。如美国MasonNeck污水处理厂的生物除磷工艺就是将回流污泥引入第一反应格 (缺氧段) 进行反硝化, 然后再顺序进入第二反应格 (厌氧段) , 与一沉池污泥发酵液混合进行磷的释放后再与生物滤池出水一起进入好氧段, 形成了规模为30000m3/d的OWASA工艺 (未设置好氧段MLSS的回流系统) , 除磷效果良好。

早在1990年初, 中国市政工程华北设计研究院就结合泰安污水处理厂的建设要求而提出了改良A/A/O工艺, 即在厌氧段前增设缺氧段, 来自二沉池的回流污泥和10%的进水进入该段, 停留时间为20-30min以去除回流硝酸盐氮, 保证了厌氧段的稳定运行, 测试结果表明, 该工艺的除磷脱氮效果优于改良UCT法。

5 结论

(1) 城市污水生物除磷系统在适宜的进水水质和正常运行条件下, 一般可以获得溶解性磷含量很低的出水, 如发生出水TP超标 (>1 mg/L) 现象, 其原因一般不在生物处理的本身, 而主要在于沉淀效率, 由于出水中的颗粒性磷含量高而导致TP超标, 因此必须从改善沉淀效果着手来解决问题。

(2) 进水水质特别是进入厌氧段污水中的可利用基质与总磷比值 (BOD5/TP) 的大小对生物除磷系统出水中的溶解性磷含量和工艺的选择有重大影响。当最终沉淀采用重力沉淀池时, 为使出水TP≤1mg/L, 进入生物除磷系统厌氧段的进水BOD5/TP值需≥20。

(3) 生物除磷系统的泥龄选定必须适当, 泥龄太短 (<2d) 则聚磷菌难以生长繁殖, 泥龄太长则除磷效果下降。

(4) 在确定生物除磷脱氮的工艺流程时, 对NO3—N的回流干扰导致出水总磷超标的问题应给予足够的重视。宜从消除回流污泥中的硝酸盐对生物除磷的不利影响着手, 根据除磷要求考虑反硝化程度。近年来国内外相继开发的前置缺氧/厌氧/好氧工艺除磷效果优于UCT/VIP法。

(5) 为常年保持生物除磷系统出水总磷达标 (≤1 mg/L) , 宜增设化学除磷作为后备措施以便必要时投加药剂。对于可快速降解基质含量不足的污水, 应考虑采用初沉污泥发酵措施来增加厌氧区VFAs含量, 使出水总磷达标。

(6) 单独生物除磷系统的出水TP难以达到一级标准 (≤0.5mg/L) , 为达到这一严格标准, 还必须采用过滤或投加化学药剂等措施。

(7) 生物除磷系统出水总磷达标问题涉及诸多方面, 其中水质特性的影响尤为重要, 因此对于特定的污水宜首先进行水质测定分析和动态工艺试验以解决相关问题。

参考文献

[1]Leslie Grady C P, Dagger Glen T, Lim Henry C.Biological wastewater treat ment (2nd ed) [M].New York:Marcel Dekker, Inc, 1999.

[2]Randall C W.Design and retrofit of wastewater treat ment plants for biological nutrient removal[M].Lancaster:Technomic Pub-lishing Co, 1992.

[3]Sedlak R I.Phosphorus and nitrogen removal from municipal wastewater-principles and practice (2nd ed) [M].New York:Lewis Publishers, 1991.

污水厂出水论文 第8篇

目前, 桂林市区已经建成并投入运行的有四座污水处理厂, 本文通过对比实验分别对各污水处理厂的出水投加复合聚铁、聚合氯化铝两种絮凝剂且投加不同试剂量, 找到不同指标和不同浓度范围的最佳絮凝剂及最佳投加量, 在节约成本的前提下, 为各污水处理厂出水提标提供絮凝剂选择及投加量的参考依据。

一、污水水质采集及检测方法

1. 采样点的选取设置

四座污水处理厂的总出水口各设1个采样点, 共4个采样点。

2. 样品的采集、样品检测参数及样品检测次数

(1) 样品的采集频率为每2小时采集一次, 再将各时段水样均匀混合, 取混合样进行检测。

(2) 检测参数为化学需氧量 (CODcr) 、氨氮 (NH 3-N) 、悬浮物 (SS) 、总氮 (TN) 、总磷 (TP) 共5项。

(3) 选取复合聚铁、聚合氯化铝两种不同的絮凝剂, 并采用4种不同的投加量, 进行了15次相关实验, 共计检测数据2400个。

3. 检测方法

依照GB18918-2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》中规定的检测方法进行各个参数的检测。

二、实验方法

分别取四个污水处理厂出水混合样1.2L, 以去除1.5mg/L的磷为基准, 各加入去除量10倍、15倍、20倍、25倍的复合聚铁和聚合氯化铝两种絮凝剂, 混合时快速搅拌 (200转/min) 1.5分钟, 反应时先慢速搅拌 (100转/min) 15分钟, 再缓慢搅拌 (50转/min) 5分钟, 静置30分钟后, 用快速定性滤纸过滤, 取滤液进行分析测定。

三、检测结果与分析

1. 投加絮凝剂对各指标浓度的影响

根据各检测项目出水水质检测结果的范围, 将检测结果等分为五个等级, 按照不同的检测项目, 将絮凝剂不同投加量的去除率进行汇总取平均值, 统计数据见表1-5, 根据不同指标逐一分析投加絮凝剂对其浓度的影响。

(1) 化学需氧量 (COD)

由表1可知:

①投加絮凝剂可削减COD浓度, 且投加量增加, 去除效果也增加。

②当COD浓度增大时, 去除的效果也增大。

③投加聚合氯化铝去除COD的效果大于复合聚铁。

(2) 氨氮

由表2可知:絮凝前检测结果和絮凝后检测结果的去除率≤10%, 所以投加絮凝剂对氨氮浓度无影响。

(3) 悬浮物 (SS)

由表3可知:

①投加絮凝剂可削减悬浮物浓度, 且投加量增加, 去除效果也增加。

②当悬浮物浓度增大时, 去除的效果也增大。

③投加聚合氯化铝去除悬浮物的效果大于复合聚铁。

(4) 总氮 (TN)

由表4可知:絮凝前检测结果和絮凝后检测结果的去除率≤5%, 所以投加絮凝剂对总氮浓度无影响。

(5) 总磷 (TP)

由表5可知:

①投加絮凝剂可削减总磷浓度, 且投加量增加, 去除效果也增加。

②当总磷浓度增大时, 去除的效果减弱。

③投加复合聚铁去除总磷的效果大于聚合氯化铝。

2. 最佳絮凝剂及最佳投药量

根据表1-表5中统计数据可知, 投加絮凝剂对总氮及氨氮浓度无影响, 对COD、悬浮物和总磷有一定去除效果, 下面根据表1、表3和表5中的统计数据, 分别对COD、悬浮物和总磷三项指标逐一分析, 按照原值范围的最小值与最大值和去除率的平均值计算絮凝后结果【絮凝后结果=原值× (100-去除率) /100】, 汇总于表6-8。

(1) 化学需氧量 (COD)

由表6可知:各污水处理厂出水COD均已小于一级A标中的最高允许排放浓度, 当每升水中投加15mg任意一种絮凝剂, 都可以将出水COD稳定在7mg/L-20mg/L之间。

(2) 悬浮物 (SS)

由表7可知:当各污水处理厂出水悬浮物大于一级A标准中的最高允许排放浓度时, 只需在每升水中投加15mg任意一种絮凝剂, 都可以将出水悬浮物稳定在0mg/L-6mg/L之间, 使出水达标排放。

(3) 总磷 (TP)

由表8中节点数据 (最佳投药量的临界值) , 取总磷原值范围的中间值计算絮凝剂与削减值的实验室投加倍率【投药量/ (原值范围中间值-絮凝后结果) /水样体积】, 汇总于表9。

由表9可知:复合聚铁的投加倍率小于聚合氯化铝的投加倍率。各污水处理厂可投加出水总磷原值浓度的25-30倍复合聚铁即可使出水总磷浓度达到一级A标要求。

四、结论

1.由于投加絮凝剂对出水中总氮和氨氮无影响, 所以在污水处理工艺上应在前期加大对总氮和氨氮的削减。

2.絮凝剂能去除出水中不可溶解的部分, 所以当出水中化学需氧量 (COD) 和悬浮物 (SS) 的浓度越高时, 水中不可溶解的部分越多, 投加絮凝剂的去除效果越好。

3.本次实验的两种絮凝剂之中, 复合聚铁的除磷效果更好, 各污水处理厂可选用复合聚铁作为除磷的首选絮凝剂。

4.各污水处理厂可投加出水总磷原值浓度的25-30倍复合聚铁即可使出水总磷浓度小于0.5mg/L, COD浓度稳定在7~20mg/L, SS浓度稳定在0~6mg/L, 三项指标都能达到一级A标中的最高允许排放浓度达标排放。

摘要：通过对比实验研究复合聚铁、聚合氯化铝不同投加量对污水指标中CODcr、SS、NH3-N、TN、TP的影响, 在节约成本的基础上, 为污水处理厂出水各项指标达到GB18918-2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》中一级A标准, 找到最佳水处理絮凝剂及最佳投加量。

关键词：污水处理,水处理絮凝剂,投加量

参考文献

[1]GB18918-2002, 《城镇污水处理厂污染物排放标准》。

[2]李芳蓉, 水处理絮凝剂的应用现状及发展趋势, 甘肃科技, 2007年1月, 第23卷, 第1期。

污水厂出水论文 第9篇

武汉市龙王嘴污水处理厂是世界银行贷款污水治理项目, 座落于武昌雄楚大道南侧、南湖之滨的关山村, 总占地约13.3公顷, 工程总耗资16千万元, 设计总处理废水能力为15万m3/d , 服务面积34km2, 受益人口36万。该污水处理厂采用改良型A2O活性污泥法工艺, 辅以化学除磷, 能更有效地去除氮、脱磷, 出厂水又经过氯气消毒, 使出水水质、泥质更好。本文通过对武汉市龙王嘴污水处理厂进、出水的固体悬浮物、CODcr、BOD5、全盐量、硬度、总磷、总氮、阴离子表面活性剂及重金属Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se等水质指标历时一年的连续分析, 研究了整个污水处理厂对污染物的去除效果, 并选择全盐量、pH、总氮、总磷、CODcr、BOD5、总硬度、阴离子表面活性剂等常规指标对该厂的二级处理出水进行了一次日分析, 试图从中找出规律, 以更好的指导实践。

1 实验部分

1.1 监测对象污水处理厂进水口、出水口水质

1.2 评价内容

根据国家《污水综合排放标准》 (GB8978-1996) 、地下水质量标准 (GB/T 14848-93) 以及地表水环境质量标准 (GB3838-2002) 选择了pH、CODcr、BOD5、SS、TS、阴离子表面活性剂、总氮、总磷、硬度以及重金属Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se作为主要评价指标。

1.3 样品的采集与保存

水样采集参照国家《地表水和污水监测技术规范》 (HJ/T91-2002) 规定。

水样保存参照国家《地表水和污水监测技术规范》 (HJ/T91-2002) 规定。

1.4 采样与监测

采样与监测均按国家监测技术规范的要求进行, 月分析于每月中下旬对污水处理厂的进、出水进行采样, 历时一年的连续分析, 日分析则为一天内每2小时取样一次, 分析方法均按国家标准分析方法严格操作, 具体见GB5084-92, 也可参见《水和废水监测分析方法》 (第四版) , 中国环境科学出版社, 2002年。

2 结果与讨论

2.1 月分析监测结果

对嘴污水处理厂进、出水的固体悬浮物、CODcr、BOD5、全盐量、硬度、总磷、总氮、阴离子表面活性剂及重金属Zn、Cu、Hg 、Ni、Cd、Cr、Pb、As、Se等水质指标进行了一年监测, 相关结果见表1。去除率以平均值进行计算, 计算方法如下:

去除率undefined

监测结果表明污水经处理后, pH值、LAS、CODcr、BOD5、SS指标均已达到污水综合排放一级标准, 重金属指标则优于该排放标准, 虽未能达到地表水环境质量标准, 但均符合我国地下水三类标准。其中SS的去除率为96.3%, BOD5的去除率为95.0%, LAS的去除率为91.9% , CODcr的去除率为89.1%, 可知针对以上四个指标, 污水处理工艺有很强的处理能力, 相比较而言, 总氮、总磷的去除率以及相关处理工艺则有待提高。

2.2 日分析监测结果

2.2.1 pH值

pH值是表示水体酸碱度的指标, 清洁天然水的pH值为6.5～8.5, pH值异常, 表示水体受到酸碱性的污染。图1显示了龙王嘴污水处理厂二级出水pH值的日变化情况。

由图1可知, 污水处理厂二级出水pH值日变幅不大, 且均处于6.5～8.5之间, 表明该污水厂的酸碱度控制比较好。

2.2.2 总磷与总氮

磷和氮均是评价水质的重要指标。图2显示了污水处理厂再生水总磷和总磷的变化。

由图2可知, 龙王嘴污水处理厂总N、总P日均值分别为8.64mg/L、 0.71mg/L, 变化幅度分别在8.17～9.40mg/L、 0.61～0.87mg/L之间, 总体变化幅度不大。在晚上20:00～22:00以及早上8:00～10:00氮、磷的值略有提高, 可能与水质来源处居民的生活作息规律相关, 总体而言, 龙王嘴污水处理厂对水质氮、磷含量的控制比较稳定。

2.2.3 总硬度

水的总硬度对水质以及人们的日常生活有着极为重要的影响。图3为污水处理厂二级出水总硬度的变化情况。

由图3可知, 龙王嘴污水处理厂总硬度日均值为201.6mg/L, 变化幅度在199.2～205.2mg/L之间, 总硬度的总体变化幅度很小, 也有可能与当日水质来源处水的总硬度较为稳定有关。

2.2.4 CODcr与BOD5

化学需氧量与五日生化需氧量是表示水中有机污染物含量的综合指标。图4为龙王嘴污水处理厂二级出水CODcr和BOD5的变化情况。

由图4可知, 龙王嘴污水处理厂CODcr、BOD5日均值分别为12.46mg/L 、10.01mg/L, 变化幅度分别在7.62～26.01mg/L、6.88～14.5mg/L之间。CODcr与BOD5日变化趋势大致相同, 在晚上22:00左右以及早上8:00左右两者的值略有提高, 可能是由于居民的生活作息影响到水中微生物活动所引起的变化。

2.2.5 全盐量与悬浮物

悬浮物直接影响到水质, 而全盐量则主要是对土壤、农作物等影响更大。图5为龙王嘴污水处理厂二级出水全盐量和悬浮物的变化情况。

由图5可见, 龙王嘴污水处理厂二级出水悬浮物、全盐量的日均值分别为4.0mg/L、340mg/L, 变化范围分别为2.0～9.0mg/L、310～366mg/L之间。全盐量的日变化幅度不大, SS日分析值总体有一定的变化幅度, 在下午16:00以及早上8:00、10:00总体SS值偏大, 如果考虑管网系统汇流的滞后性, 高峰期总体与当地居民饮食时间相近。

2.2.6阴离子表面活性剂

阴离子表面活性剂也是废水中主要的污染物之一。阴离子表面活性剂容易形成泡沫覆于河面, 从而影响水质, 影响水生物的生长以及人体的健康等等。图6显示了龙王嘴污水处理厂二级出水LAS值的变化。

由图6可知, 龙王嘴污水处理厂阴离子表面活性剂日均值为1.019mg/L, 变化幅度在0.800～1.578mg/L之间在早上8:00～10:00含量比其他时间的含量要高, 这一变化主要与生活污水来源处居民的生活作息时间息息相关, 经处理后二级出水LAS的值还未能达到国家地下水和地表水环境质量标准, 对这一方面的处理有待进一步加强。

3结语

(1) 对龙王嘴污水处理厂的进、出水的监测表明, 进水悬浮物、CODcr、BOD5、LAS的含量较高, 是污水处理中的重点。在实际运行中, 该厂对SS、BOD5、LAS、CODcr的去除率达90%, 效果较好。但对于总磷、总氮的处理则有待加强。出水重金属指标均可达到国家地下水和地表水的Ⅰ类、Ⅱ类或Ⅲ类标准, 对于重金属指标可根据污水排放用途进行适当的处理。

(2) 通过对几项常规指标进行的日分析研究表明, 出水的水质日变化较小, CODcr、BOD5、LAS变化规律与居民作息时间有关, 而其他几项指标变化不大。

参考文献

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[4]国家城市给排水工程技术研究中心.中国城市污水处理现状及规划[J].中国环保产业, 2003, (1) :32-36.