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濰坊小宇環保水處理設備有限公司
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MBR膜地埋式一體化污水處理設備
與傳統的活性污泥法相比，A/O工藝結合浸沒式MBR處理技術固液分離效率高，無須二級沉淀池，設備簡單，構筑物占有空間小，自動控制穩定，耐負荷沖擊能力強，污泥產量少，出水水質穩定等。
MBR膜地埋式一體化污水處理設備
買好設備就選濰坊小宇環保水處理設備有限公司，專業處理各種生活污水、醫院污水及少量的工業污水。
MBR膜地埋式一體化污水處理設備工藝的出水標準可達一級A標準。
常用型號有MBR-0.5，MBR-1，MBR-2，MBR-3，MBR-4，MBR-5.
MBR-0.5污水設備主體價格23000元，設備尺寸3*1.5*1.8
MBR-1.0污水設備主體價格26000元，設備尺寸4*1.5*1.8
MBR-2.0污水設備主體價格30000元，設備尺寸5*2.0*2.0
MBR-3.0污水設備主體價格35000元，設備尺寸7*2.0*2.0
MBR-4.0污水設備主體價格45000元，設備尺寸10*2.0*2.0
MBR-5.0污水設備主體價格55000元，設備尺寸6*3.0*3.0
逄為您介紹：
浸沒式MBR處理技術
MBR是活性污泥法中的一種，也是利用生物反應槽（曝氣槽）內含微生物菌群的活性污泥吸附水體中的有機污染物，并以其為營養物質或增殖材料，使水體中的有機污染物分解達到凈化廢水的目的。浸沒式MBR處理技術是將吸入泵、曝氣器和生物反應池為一體式的膜生物反應器，膜組件直接放于生物反應器中，膜內流速由空氣的攪拌提供。對有機物、氨氮濃度高的畜禽廢水，采用前置式反硝化生物脫氮工藝（A/O工藝），與浸沒式MBR工藝結合，將彌補傳統A/O工藝的不足，并具有以下顯著特點：（1）通過反硝化脫氮，*消除氨氮對微生物環境的影響；（2）減少了后續硝化過程的外加堿量，和后續硝化過程的曝氣量，運行費用省。
與傳統的活性污泥法相比，A/O工藝結合浸沒式MBR處理技術固液分離效率高，無須二級沉淀池，設備簡單，構筑物占有空間小，自動控制穩定，耐負荷沖擊能力強，污泥產量少，出水水質穩定等。
工藝技術路線
廢水首先經過細篩網隔除廢水中的懸浮物和雜物后流入調節池，均衡水質水量，然后用泵打入沉淀池進行固液分離，上清液流入MBR處理池，MBR處理池設計為A/O處理系統：在前段，進水與后段的回流水充分混和進行生物反硝化脫氮，在后段進行生物降解和硝化，同時加堿補充氨氮硝化所消耗的堿度，處理后水直接排放。工藝流程見圖1。
3 結果分析與討論
該工程施工安裝歷時2個月，于2000年3月投入活性污泥正式開始工藝調試。通過3個月的調試及6個月的穩定運行，測得進入廢水處理站的平均水質與設計水質基本相符，即CODcr=9100 mg/L，BOD5=3788 mg/L，SS=4490 mg/L，NH3-N=450 mg/L。出水水質于達到DB 31/199－1997一級標準。根據出水水質，調試階段基本共分為5個階段進行，調試過程表1，出水水質結果見圖2。
廢水調試階段說明
階段 | 時間段/d | 現 象 |
I | 0~22 | 馴化階段 |
II | 23~41 | 出水CODcr 、BOD5和SS達標， NH3-N超標，pH>8.5 |
Ⅲ | 42~90 | BOD5和SS達標，出水CODcr超標，NH3-N超標，pH=5.5～6.5 |
IV | 90~100 | BOD5、NH3-N 和SS達標，出水CODcr超標，pH=7.4～7.8 |
V | >101 | CODcr、BOD5、NH3-N和SS達標， pH=7.5～8.5 |
階段I：調試工作準備就緒，向MBR池內投入有效池容約7.5%的城市活性污泥，用水加滿后，處理系統按設定的程序開始運行。
階段II：調試至第23天進行*次取樣，出水CODcr小于100 mg/L，但進出MBR池的NH3-N濃度相同，出水pH高于進水，且有大量的泡沫產生。結果表明微生物經22 d馴化后，繁殖速率較高的異養菌增殖迅速，世代時間較長的硝化菌尚未形成優勢菌種。由于氨氮濃度高，廢水呈堿性而產生大量泡沫。
階段III：第46天取樣時，發現CODcr又出現回升趨勢（約300 mg/L），而NH3-N濃度明顯下降，出水pH低于進水；在接下來近40 d的調試期間，出水的CODcr穩定在250 mg/L左右，NH3-N穩定在50 mg/L左右，pH小于6。產生該現象的主要原因可從硝化過程機理分析得到解釋。
根據硝化過程機理，硝化過程主要包括以下串級反應，即：
由反應（1）可知，廢水中1 mol NH4+在溶解氧和亞肖酸菌的作用下，即可產生2 mol H+和1 mol的NO2—。當調試進入階段III時，廢水中的NH3-N濃度下降，pH降低，說明硝化過程反應（1）已開始進行，即廢水中的亞肖酸菌和肖酸菌開始生成。由于肖酸菌的產率約為亞肖酸菌的1/2至1/3，加上在酸性環境下（pH=6.0～7.2），反應（1）的反應速度大于反應（2），從而使硝化過程中的串級反應（2）的反應速度較小，廢水中H+濃度和NO2—濃度累積。因此，廢水在進入調式階段III時，廢水中的pH始終較小，出水中的NO2—濃度較高。這與第77天的MBR出水中NO2—高達123 mg/L的分析結果十分吻合。
同時，由于出水pH較低，反應（1）得到抑制，使出水NH3-N基本保持在50 mg/L左右。眾所都知，NO2—屬還原性物質，理論上1 mg/L NO2--N將產生1.141 mg/L CODcr[1]，為證實NO2—對出水CODcr的貢獻，在實驗室采用測定BOD5預處理的方法將NO2—影響消除，測得CODcr <100 mg/L。該結果表明，階段III出水CODcr穩定在250 mg/L左右主要是由NO2—累積引起。實驗室利用該養豬場的污泥和出水進行小試，發現如果控制pH > 7.5，則出水NH3-N < 5 mg/L，而NO2—濃度不變。這也說明階段III的肖酸菌濃度由于受廢水中酸環境和肖酸菌生成速率的制約，尚未達到需要濃度。因此，在進入階段III時，廢水的pH始終小于6，出水的CODcr穩定在250 mg/L。
為了提高環境pH，促進硝化反應，在調試進入第79天時，向廢水中投加NaOH，但實際投加量遠大于理論加堿量（理論加堿量=硝化所需堿度 — 進水堿度）。這于MBR池較大和NH4+的緩沖作用有關。所以加堿量逐日提高（350～550 g/t廢水），至第87天出水pH才有明顯上升趨勢。
在階段III的初期，泡沫仍較多，池內活性污泥隨泡沫溢出。當進入第50天時，開始投加消泡劑（約1.5～2.0 g/L），污泥濃度開始增加，廢水中泡沫大大減少。
階段IV：該階段持續時間約10 d，主要特征是pH保持在7以上，NH3-N < 5 mg/L；由于廢水中pH控制較差，出水中CODcr雖有明顯下降，但仍稍為超標。這也從一個側面說明，對高氨氮、高CODcr污染物廢水處理系統，處理系統的自動化程度將直接對出水產生重大影響。
階段V：調試開進入第100天，加藥系統、自動控制和反饋系統*正常，MBR出水全部達到DB 31/199－1997一級標準。此時，硝化系統已完善，加堿量逐日減少（230～140 g/t廢水），泡沫產生大量減少，系統不需添加消泡劑。
4 結 論
采用膜分離活性污泥法處理廢水在國內進行的試驗及工程性試驗較多[3,4]，但實際工程項目很少。本文采用前置式反硝化生物脫氮A/O工藝，將浸沒式MBR裝置O級生化池處理畜牧廢水這種含高有機物、高氨氮的廢水，在國內尚屬*。對于高濃度有機廢水，采用膜法處理廢水的投資與普通生化法基本相當，但出水水質穩定、污泥量小、占地面積緊湊，運行和管理簡單。
本項目以干濕分離系統的畜禽廢水為對象，進水CODcr為9100 mg/L，BOD5為3788 mg/L，SS為4490 mg/L，NH3-N為450 mg/L，經浸沒式MBR工藝處理后，經過3個月的調試及6個月的穩定運行，共經歷了5個階段，出水CODcr<85 mg/L，BOD5<10 mg/L，SS<5 mg/L，NH3-N<5 mg/L，達到DB 31/199－1997一級標準。因此，該養豬場廢水處理項目的成功為浸沒式MBR工藝處理畜牧廢水提供了寶貴的工程實踐。
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