屠宰场废水处理 84页

洛阳理工学院毕业设计（论文）题目:日屠宰生猪2500头屠宰厂废水处理站工程设计姓名禇铭林系（部）环境工程与化学系专业环境工程指导教师田文杰2014年5月20日n日屠宰生猪2500头屠宰厂废水处理站工程设计摘要本设计为屠宰厂生产废水处理设计。屠宰废水水质的主要特点是含有大量的有机物，属高浓度有机废水，故其生化需氧量也较大。该屠宰废水处理厂的处理水量为2500m3/d，不考虑远期发展。原污水中各项指标为BOD浓度为800mg/L，COD浓度为1200mg/L，SS浓度为1000mg/L。因该废水BOD值较大，不经处理会对环境造成巨大污染，故要求处理后的排放水严格达到国家一级排放标准，即：BOD≤30mg/L,COD≤80mg/L,SS≤60mg/L。经分析知该处理废水属易生物降解又无明显毒性的废水，可采用两级生物处理以使出水达标。一级处理主要采用物理法，用来去除水中的悬浮物质和无机物。二级处理主要采用SBR法，可有效去除水中的BOD、COD。整个工艺具有投资少，处理效果好，工艺简单，占地面积省，运行稳定，能耗少的优点。关键词：屠宰废水处理，高浓度有机废水，格栅，隔油沉砂池，SBR法Dailyslaughterpigs2500slaughterplantengineeringdesignofwastewatertreatmentnstationABSTRACTThisdesignisoneslaughterhousewastewatertreatment.Thedegreeofthedesireisinapreliminaryphase.Themaindistinguishingfeatureoftheslaughterhousewastewatertreatmentisthatitcontainsthemassiveorganicmatters,soitbelongstothehighdemand.Thewaterwhichneedstotreatmentintheslaughterhousewastewatertreatmentplantis2500m3/d,regardlessofthespecifiedfuturedevelopment.Varioustargetintherawwastewateris:theconcentrationofBODis800mg/L,theconcentrationofCODis1200mg/L,theconcentrationofSSis1000mg/L.fortheslaughterhousewastewater’sBODishigh,itcouldpollutetheenvironmentifdrainedbeforetreatment,soitrequesttheslaughterhousewastewaterwhichdrainedmustbestrictlytreatedtotheoneeffluencestandardinthecountry,whichisasfollowing:BOD≤30mg/L,COD≤80mg/L,SS≤60mg/L.Aftertheanalysis,thequalityofthisprocessingwaterbelongstothewastewaterthateasybiologydegradeandnothavetheobviouspoison,couldusetwolevelsofbiologicaltreatmenttocausethewaterdrainedmeetthedesignatedstandard.firstlevelofprocessingmainlyusesthephysicalmethods,whichremovesthesuspendedmatterandtheinorganicsubstanceinthesewage.Secondlevelsofprocessingmainlyusestheconventionalactivatedsludgemethods,whichcouldremoveBOD,CODinthewastewater.Theentiretechnologicalprocesshavethecharacteristicsoflowerinvestment,goodtreatmenteffect,easytechnologyprocess,usingsmallarea,runningsteady,andconsuminglowerenergy.KEYWORDS:slaughterhousewastewatertreatment，highconcentrationoforganicwastewater,screens,flotation,conventionalactivatedsludge目　录n日屠宰生猪2500头屠宰厂废水处理站工程设计II前　言1第1章工程概况、设计原则、范围、依据21.1工程概况21.1.1概述21.1.2水量、水质资料2表1-2药品名称及用量31.1.3地质资料31.1.4用地资料31.2设计原则、范围、依据41.2.1设计原则41.2.2设计范围4第2章工艺流程的比较和确定62.1工艺流程的比较62.1.1SBR法（间歇式活性污泥法）62.1.2氧化沟法62.1.3CASS法72.1.4AB法72.1.5传统活性污泥法82.2工艺流程的确定9第三章主要构筑物的选择103.1格栅103.2调节池113.3沉砂池113.4曝气池113.5消毒池123.6二沉池123.7污泥浓缩123.8污泥脱水13第4章主要构筑物的设计计算154.1格栅设计计算15n4.1.1设计说明154.1.2设计参数的选取154.1.3格栅的间隙数n154.1.4格栅宽度B164.1.5栅前渐宽部分长度L1164.1.6栅后渐窄短长度L2174.1.7通过格栅水头损失h1174.1.8栅后总高度H184.1.9栅槽总长度L184.1.10每日清渣量W184.2集水池194.2.1设计说明194.2.2设计参数204.2.3设计计算204.3泵房设计计算204.3.1泵房设计说明204.3.2泵房设计参数204.2.3泵房设计计算204.4调节池的计算214.5隔油沉砂池224.5.1长度L224.5.2水流断面积A224.5.3池总宽度b234.5.4贮砂斗所需容积V234.5.5贮砂斗各部分尺寸计算234.5.6贮砂室的高度h3244.5.7池总高度H244.6SBR的计算244.6.1运行周期244.6.2曝气池体积254.6.3复核滗水高度h125n4.6.4复核污泥负荷254.6.5复核出水BOD264.6.6复核出水氨氮264.6.7曝气池布置274.6.8SBR池的进出水系统274.6.9排泥系统274.6.10曝气系统设计计算274.6.11曝气系统设计计算324.7二沉池334.7.1设计参数334.7.2设计计算344.8污泥浓缩池344.8.1浓缩池面积A354.8.2浓缩池直径D354.8.3浓缩池深度H364.9污泥脱水37第5章平面布置及高程布置385.1平面布置原则及说明385.2高程布置385.2.1高程布置原则385.3管道40第6章结　论416.1结论416.2谢辞416.3英文文献426.4文献翻译63参考文献77n前　言屠宰业是我国出口创汇和保障供给的支柱产业之一，屠宰废水主要来自牲畜的宰杀处理，是我国最大的有机污染源之一，其污染强度还有不断加剧的趋势。屠宰废水有腥味，呈红褐色，含有大量皮毛、血污、碎肉、油脂和内脏杂物。COD、BOD、氨氮、SS等均有较高指标，如COD达到600mg/L～6000mg/L、BOD为530mg/L～3000mg/L、SS为400mg/L～2700mg/L,无毒性，可生化性优良，屠宰废水不仅受其生产过程的影响明显而且其水质水量波动程度较大。我国很多屠宰厂尚未设置废水处理装置或着对排放的废水进行综合利用，因而污染物质尤其是高浓度的有机物对水环境造成了极大的污染，屠宰废水的污染已不容忽视[1]。n第1章工程概况、设计原则、范围、依据1.1工程概况1.1.1概述某屠宰厂日屠宰生猪2000-2500头，产生的废水主要来自屠宰、冲洗、淋洗、胴修、剖解、烫毛、副食品加工、油脂和洗油加工等，并且还有来自冷冻机房的冷却水和来自车间卫生设备、洗衣房、锅炉、办公楼和厂内福利设施的生活污水。废水中含有大量的血污、油脂、毛、肉屑、骨屑、未消化的食料和粪便等污染物，带有令人不适的血红色和使人厌恶的血腥味。1.1.2水量、水质资料该厂的处理水量经监测，日平均流量定为2500m3/d，日变化系数为1.8。经过监测及对排放水质的要求（《肉类加工工业水污染物排放标准》项目CODCr(mg/L)BOD5(mg/L)SS(mg/L)氨氮总氮油设计进水水质120080010006020080设计出水水质80306015--15表1-1进水水质和排放标准n经过小试实验，混凝处理污水去除色度所用化学药品及用量如下表所示：药品名称单位数量PAC（聚合氯化铝）mg/L90PAM（聚丙烯酰胺）mg/L1.2表1-2药品名称及用量1.1.3地质资料该厂区所处地区地质良好，厚度4.5～11m，地基承载能力为1kg/cm２，地震烈度小于6度。多年主导风向为北风和西北风。夏季主导风向为西北风。夏季平均风速1.8m/s；冬季平均风速1.6m/s；气温：最冷月平均为-3.5℃；最热月平均为33.5℃；最大冻土深度为0.16m；降水量多年平均为每年1250mm；蒸发量多年平均为1010mm；地下水水位为地面下5-6m。1.1.4用地资料废水处理站占地如下图所示，为一100m×60m的矩形区域，在厂内的一个角落。原排水管距围墙距离为3m。管底标高为-3.00m，污水渠的最高水位为-0.20m(以厂内地面为±0.00米)。污水渠在厂区的正北方，废水处理站的东西侧均为居民区。主导风向为西南风n1.2设计原则、范围、依据1.2.1设计原则(1)根据屠宰废水的特点，选择成熟的工艺路线，既要做到技术可靠确保处理后出水达标排放，出水稳定，还要设备简单、操作方便、易于维护检修，日常运行维护费用低。(2)在保证处理效果前提下，充分考虑城市寸土寸金的现实，尽量减少占地面积，降低基建投资。平面布置和工程设计时，布局力求合理、通(3)具有一定的自动控制水平，在确定自控程度时兼顾经济合理性。(4)整个处理系统建设时施工方便，工期短，运行时能耗低。1.2.2设计范围根据对屠宰废水特点的分析和处理出水水质要求进行设计。经论证选择经济上合理，技术上可行的处理方案，然后确定具体的、符合实际的工艺流程。对所选流程中的主要构筑物进行工艺计算，主要设备进行选型。根据任务书要求，进行合理的平面布置。确定自动控制及监测方案，进行初步的技术经济分析，包括工程投资和人员编制、成本分析等，附必要的图纸。1.2.3设计依据1.《肉类加工业污染物排放标准》(GB13457－1992)中的一级标准，废水处理后要求达到：CODCr≤80mg/L,BOD5≤30mg/L,SS≤60mg/L，植物油≤15mg/L,NH3-N≤15mg/L。.2.根据所给资料该厂处理工程设计最大水量为4500m3/d，处理水质执行《肉类加工业污染物排放标准》(GB13457－1992)n水质指标COD㎎∕LBOD（㎎∕L）SS（㎎∕L）氨氮（㎎/L）油总氮进水水质120080010006080200出水水质≤80≤30≤60≤1515--表1-3进水水质及排放标准n第2章工艺流程的比较和确定2.1工艺流程的比较常用的污水处理方法有：SBR法，氧化沟法、AB法，CASS法，传统活性污泥法等等。下面对这几种方案进行比较，用以确定污水的处理工艺。2.1.1SBR法（间歇式活性污泥法）间歇式活性污泥法也称序批式活性污泥法，是一个在反应器中周期性完成生物降解和泥水分离过程的污水处理工艺。在典型的SBR反应器中，按照进水、曝气、沉淀、排水、闲置5个阶段顺序完成一个污水处理周期。SBR工艺是最早的污水处理工艺。由于手自动化水平和设备制造工艺的限制，早期的SBR工艺操作烦琐，设备可靠性低，因此应用较少。近年来随着自动化水平的提高和设备制造工艺的改进，SBR工艺克服了操作烦琐缺点，提高了设备可靠性，设计合理的SBR工艺具有良好的除磷脱氮效果，因而备受关注，成为污水处理工艺中应用最广泛的工艺之一。SBR法的方案特点：(1)占地面积小，处理流程短，造价低；(2)适合于中小水量的污水处理工艺；(3)近似于静置沉淀的特点，使泥水分离不受干扰，污泥沉降效果好；(4)处理效果好，不仅能去除有机物，还能有效地进行生物脱氮；(5)抗冲击负荷能力高。(6)处理流程简单，构筑物少，可不设初沉池；2.1.2氧化沟法氧化沟也叫做氧化渠，也称为循环曝气池，是一种改良的活性污泥法。氧化沟可以认为是一完全混合曝气池，其n具有很强的抗冲击负荷能力。其特点如下：(1)氧化沟池体狭长，长达数十米到百米以上，池体深度较浅，一般为2m，曝气装置一般常采用表面曝气器，进水和出水装置构造简单；(2)氧化沟中污水流态可以按照完全混合—推流式考虑，其对水温、水量、水质的变动有较强的适应性，处理水质良好，生化需氧量负荷低，污泥产率低，排泥量少，污泥龄长。(3)氧化沟在流程中省略了污泥消化池和初次沉淀池，有时还可以省略二次沉淀池和污泥回流装置。2.1.3CASS法CASS工艺是ABR工艺的一种变形，池内用隔墙隔出生物选择区、兼性区和主反应区三个区域，三个区域的体积比大致为1：2：20。特点如下：(1)有效抑制丝状菌的过度繁殖，避免污泥膨胀现象的发生，提高系统的稳定性。(2)生物选择区在高污泥浓度和新鲜进水条件下具有释放磷的作用，兼性区可以进一步促进磷的释放和反硝化作用。2.1.4AB法AB法污水处理工艺是吸附-生物降解工艺的简称。是两段活性污泥法，分为A段和B段，A段为吸附段，B段为生物氧化段，AB段拥有各自独立的污泥回流系统，因为有各自独特的微生物种群，有利于系统功能的稳定。其特点如下：(1)去除污染物效果好，BOD5的去除率可以达到90%—95%，COD的去除率可以达到80%—90%；(2)运行稳定性好AB法工艺具有很强的抗冲击负荷能力，运行稳定性好；n(3)良好的脱氮除磷效果脱氮效果为30%—40%，除磷效果可达50%—70%，其中A段对氮和有机物的去除比常规的处理高许多倍，通过可理控制A段和B段的运行条件，可以明显改善B段中进水的水质，以提高处理工艺的除磷脱氮作用，若不能保证A段正常运行，B段不能发挥效应，处理效果易受影响2.1.5传统活性污泥法传统活性污泥法是依据废水的自净作用原理发展而来的。普通活性污泥系统主要由曝气池，曝气系统，二沉池，污泥回流系统和剩余污泥排放系统组成，其工艺流程如图所示。废水在经过沉砂、初沉等工序进行一级处理，去除了大部分悬浮物和部分BOD后即进入曝气池，再经过二次沉淀池，最后出水。传统活性污泥法的方案特点：(1)工艺成熟，管理运行经验丰富；(2)曝气时间长,吸附量大,去除效率高90～95%；(3)运行可靠，出水水质稳定；(4)污泥颗粒大，易沉降;(5)不适于水质变化大的水质；(6)污泥需进行厌氧消化，可以回收部分能源；n本设计水流量处于中小水平，而且COD：TN=6<8，且出水水质对于总氮不做要求，所以曝气部分采用SBR工艺。2.2工艺流程的确定从上面的对比中我们可以设计如图2-1废水处理工艺流程，屠宰废水首先经过捞毛机和格栅，由于水中含有大量的猪毛，内脏碎块等大块杂物。所以废水经过格栅，用以除去废水中较大的悬浮物、漂浮物、纤维物质和固体颗粒物质，以保证后续处理单元和水泵的正常运行，减轻后续处理单元的负荷，防止阻塞排泥管道。经格栅处理的废水流进入调节池，调节池起到调节水质的作用，然后废水通过污水提升泵到隔油沉砂池，格栅处理后的废水中动植物油和有机悬浮物含量还较高，采用隔油沉砂能很好地去除废水中的动植物油和初步去除污水中大颗粒悬浮有机污染物。废水经过SBR工艺可以同时完成有机物的去除、硝化脱氮、磷的过量摄取而被去除等功能，在实际运行过程中，二沉池发挥重要作用，二沉池是对污水中的以微生物为主体的、比重小的、因水流作用易发生上浮的固体悬浮物进行分离，沉淀物依靠重力排至污泥浓缩池。n流程说明：屠宰废水首先经过捞毛机和格栅，去除其中的大量猪毛和大块杂物等等。因为水中含有的猪毛，内脏碎块等大块杂物，如果得不到及时清除会造成后续处理过程的堵塞和淤积。废水从格栅出来，通过污水提升泵到调节池，调节池起到调节水量和水质的作用，废水经过调节池流进隔油沉砂池，主要去除废水中的油和沙粒，之后进入SBR曝气池，SBR工艺它可以同时完成有机物的去除、硝化脱氮、磷的过量摄取而被去除等。废水经过生物池流进二沉池进行进一步清除，然后再到消毒池，投加消毒剂，停留一段时间，就可以排放。通过二沉池的污泥一部分经过污泥浓缩池和污泥干华池的浓缩和干华处理进行污泥运输，另外一部分污泥回流至生物池进行循环处理。第三章主要构筑物的选择3.1格栅格栅用以去除废水中较大的悬浮物、漂浮物、纤维物质和固体颗粒物质，以保证后续处理单元和水泵的正常运行，减轻后续处理单元的负荷，防止阻塞排泥管道。本设计中在泵前设置一道格栅。泵前为细格栅。由于污水量大，相应的栅渣量也较大，故采用机械格栅。栅前设闸板供格栅检修时用，格栅的渠道内设液位计，控制格栅的运行。格栅间配有一台螺旋输送机输送栅渣。螺旋格栅压榨输送出的栅渣经螺旋运输机送入渣斗，打包外运。n细格栅有1座。栅前水深为0.4m，过栅流速0.8m/s,栅条间隙0.01m,格栅倾角为60°。3.2集水池集水池的作用是汇集、储存和均衡废水的水质水量。各个车间的生产废水，其排出的废水水量和水质一般来说是不均衡的，生产时有废水，不生产时就没有废水，甚至在一日之内或班产之间都可能有很大的变化，特别是精细化工行业的废水，如果清浊废水不分流，则工艺浓废水与轻污染废水的水质水量变化很大，这种变化对废水处理设施设备的正常操作及处理效果是很不利的，甚至是有害的。因此废水在进入主要污水处理系统前，都要设置一个有一定容积的废水集水池，将废水储存起来并使其均质均量，以保证废水处理设备和设施的正常运行。3.3泵房污水泵房在污水处理系统中常被称为污水提升泵房，其作用主要是将上游来水提升至后续处理单元所要求的高度，使其实现重力自流。3.4调节池调节池，也称事故池。有如下作用：1、初步沉降、分离；2、调节水质，是水质能够均衡一些，有利于下一道工序；3、调节水量。如果进水不是匀速的，这个池子就可以调节；4、可实现事故缓冲的作用。如果后面的处理工序出现小的故障，废水可在这里做暂短的贮存，起到缓冲的作用，不至于是生产工序因废水不能排除而停机.取调节时间为8小时,设池内有效水深H1=5m，则调节池的表面积为360,即调解池规格为：3.5沉砂池沉砂池的形式有旋流式、竖流式、辐流式沉砂池。其中，竖流式沉砂池是污水自下而上由中心管进入池内，无机物颗粒借重力沉于池底，处理效果一般较差。n曝气沉砂池是在池体的一侧通入空气，使污水沿池旋转前进，从而产生与主流垂直的横向环流,平流式矩形沉砂池是常用的形式，具有结构简单，处理效果好的优点。其缺点是沉砂中含有15%的有机物，使沉砂的后续处理难度加大。故综合比较本设计采用旋流式沉砂池—钟式沉砂池。。尺寸：有效水深为0.25m3.6曝气池本设计曝气部分采用SBR法（又称序批式活性性污泥法），该法对BOD、COD的处理效果可达90%以上。共有4座曝气池，池长为27m，高为7m，宽10m，有效水深为6.5m。。3.7消毒池城市污水经二级处理后，水质改善，但仍有存在病原菌的可能，因此在排放前需进行消毒处理。液氯是目前国内外应用最广泛的消毒剂，它是氯气经压缩液化后，贮存在氯瓶中，氯气溶解在水中后，水解为Hcl和次氯酸，其中次氯酸起主要消毒作用。氯气投加量一般控制在1-5mg/L,接触时间为30分钟。接触池长为27m，宽12.6m,高为2.5m，有效水深为2.42m3.8二沉池沉淀池主要去除依附于污水中的可以沉淀的固体悬浮物，按在污水流程中的位置，可以分为初次沉淀池和二次沉淀池。初次沉淀池是对污水中的以无机物为主体的比重大的固体悬浮物进行沉淀分离。二次沉淀池是对污水中的以微生物为主体的、比重小的、因水流作用易发生上浮的固体悬浮物进行分离。沉淀池按水流方向可分为平流式的、竖流式的和辐流式的三种。平流式沉淀池具有池子配水不易均匀，排泥操作量大的缺点，而竖流式沉淀池适用于处理水量不大的小型污水处理厂，辐n流式沉淀池不仅适用于大型污水处理厂，而且具有运行简便，管理简单，污泥处理技术稳定的优点。所以，本设计二沉池选用了辐流式沉淀池。二沉池1座，直径为19m，高为4.7m，有效水深为3m。也采用中心进水，周边出水，排泥装置采用周边传动的刮吸泥机。其特点是运行效果好，设备简单。3.9污泥浓缩浓缩池的形式有离心浓缩池，气浮浓缩池，和重力浓缩池等等。离心浓缩主要适用于场地狭小的场合，其最大不足是能耗高，一般达到同样效果，其电耗为其它法的10倍。气浮浓缩适用于疏水性污泥或者悬浊液很难沉降且易于混合的场合，例如，接触氧化污泥、延时曝起污泥和一些工业的废油脂等。重力浓缩池是污水处理工艺中常用的一种污泥浓缩方法，按运行方式分为连续式和间歇式，前者适用于大中型污水厂，后者适用于小型污水厂和工业企业的污水处理厂等。从适用对象和经济上考虑，故本设计采用重力浓缩池。形式采用连续式的，其特点是浓缩结构简单，操作方便，运行费用低，动力消耗小，贮存污泥能力强。采用水密性钢筋混凝土建造，设有进泥管、排泥管和排上清夜管。浓缩池一座，直径为10米，浓缩时间8h。3.10污泥脱水压滤机、真空过滤脱水机等。本设计采用带式压滤机，其特点是：滤带可以回旋，脱水效率高；噪音小；省能源；附属设备少，操作管理维修方便，但需正确选用有机高分子混凝剂。另外，为防止突发事故，设置事故干化场，使污泥自然干化。项目污染物浓度（单位：mg/L，pH除外）BODCODSSNH3－N油计进水800120010006080n计出水3080601515去除率（%）96.2593.3947581.25表3-1污染物浓度及去除率表3-2设备规格及数量序号设备名称规格型号扬程/m功率/kw数量备注1污水提升泵IS80-65-125185.521用1备2污泥泵20QW300-7—111—3罗茨鼓风机TSD150—2232用1备4搅拌器———1—5电气自控系统—————6厂区照明——1—晚间使用7次氯酸发生器HBR-01—171消毒池消毒表3-2设备规格及数量序号构建筑物名称尺寸规格数量有效容积结构形式1二沉池19m4.7m3m11.13m3地下钢n2调解池12160m3地下钢3沉砂池15m0.832m0.25mmmmmmmm119.44m3地下钢4曝气池27m10m7m42484m3地下钢5污泥干化池10m9m6m1800m3地下钢6污泥浓缩池7m6.7m5m1234.5m表3-3构筑物的规格和数量第4章主要构筑物的设计计算4.1格栅设计计算4.1.1设计说明格栅是一种简单的过滤设备，由一组或多组平行的金属条制成的框架，斜置于废水流经的渠道中。格栅设于污水处理厂所有处理构筑物之前，或设在泵站前，用于截留废水中粗大的悬浮物和漂浮物，防止其后处理构筑物的管道阀门或水泵堵塞。按栅条间隙，可分为粗格栅（50-100mm）、中格栅（10-40mm）、细格栅（3-10mm）三种，按清渣方式可分为人工清渣格栅和机械清渣格栅两种4.1.2设计参数的选取过栅流速一般采用0.6-1.0m/s；格栅倾角一般采用45°-75°；通过格栅的水头损失一般采用0.08-0.15m；栅前渠道内水流速度一般为0.4-0.9m/s；格栅间必须设置工作台，台面应高出栅前最高设计水位0.5m，工作台上应有安全和商品冲洗设施[5]；工作台两侧过道宽不小于0.7m，工作台正面过道宽度，人工清渣不小于1.2mn4.1.3格栅的间隙数n已知，最大设计流量Qmax=25001.8m3/d=4500/(24×3600)m3/s=0.052m3/s，假设格栅倾角α=60°,栅条间隙b=0.01m，栅前水深h=0.4m，过栅流速v=0.8m/s，代入公式得n===15.1(取n=16)式中，n—栅条间隙数，个；Qmax—最大设计流量，m3/s；α—格栅倾角；度b—栅条间隙，m；h—栅前水深，m；v—过栅流速，m/s。4.1.4格栅宽度B已知，栅条间隙数n=16个，栅条净间隙b=0.005m，假设栅条宽度S=0.01m，代入公式得B=S(n-1)+bn=式中，B—格栅宽度，m；S—栅条宽度，m；n—栅条间隙数，个；b—栅条净间隙，m。4.1.5栅前渐宽部分长度L1已知，格栅宽度B=0.23m，假设进水渠道宽B1=0.13m，进水渠展开角度α1=20°，代入公式得L1=m式中，L1—进水渠渐宽部分长度，m；B—格栅宽度，m；nB1—进水渠道宽，m；α1—进水渠展开角度，度。4.1.6栅后渐窄短长度L2已知，栅前渐宽段长度L1=0.137m，代入公式得m式中，L2—栅后渐窄段长度，m；4.1.7通过格栅水头损失h1已知，过栅速度v=0.8m/s，重力加速度g=9.81m2/s，格栅倾角α=60o，栅条间隙b=0.01m，栅条宽度S=0.02m，假设格栅断面背水面部分为半圆矩形β=1.67，代入公式得=mm式中，h1—通过格栅的水头损失，m；k—系数，一般取3；h0—计算得出的水头损失；ε—阻力系数，其值与栅条断面形状有关；v—过栅流速，m/s；g—重力加速度，m2/s；nα—格栅倾角，度；β—系数，其值与栅条断面形状有关；S—栅条宽度，m；b—栅条间隙，m。4.1.8栅后总高度H已知，水头损失h1=0.142m，假设，栅前渠道超高h2=0.3m，栅前水深，代入公式h=0.4m得H=h1+h2+h=0.142+0.3+0.4=0.842m式中，H—栅后槽总高度，m；h1—水头损失，m；h2—栅前渠道超高，m；h—栅前水深，m。4.1.9栅槽总长度L已知，栅前渐宽段长度L1=0.137，栅后渐窄段长度L2=0.069m，格栅前槽高H1=0.142+0.4=0.542m，进水渠展开角度α1=20o，代入公式得式中，L—栅槽总长度，m；L1—栅前渐宽段长度，m；L2—栅后渐窄段长度，m；H1—格栅前槽高，m；α1—进水渠展开角度，度n4.1.10每日清渣量W已知，最大设计流量Qmax=0.052m3/s，格栅间隙n=16个，所以取栅渣量标准W1=0.08m3栅渣/103m3污水，假设屠宰污水量变化系数k2=1.8，代入公式得=所以采用机械格栅清渣或人工清渣都可。式中，W—每日清渣量，m3/d；Qmax—最大设计流量，m3/s；W1—栅渣量标准，m3栅渣/103m3污水；k2—生活污水流量变化系数。如图4—1所示4.2集水池4.2.1设计说明集水池是汇集准备输送到其他构筑物去的一种小型贮水设备，设置集水n池作为水量调节之用，贮存盈余，补充短缺，使生物处理设施在一日内能得到均和的进水量，保证正常运行。4.2.2设计参数设计流量Q=4500m3∕d=187.5m3∕h=0.052m3∕s。4.2.3设计计算集水池的容量为大于一台泵五分钟的流量，设2台水泵（1用1备），每台泵的流量为。集水池容积采用相当于一台泵30min的容量W=QT=0.052×60×30=93.6m3有效水深采用2m，则集水池面积为F=93.62=46.8m2，其尺寸为6m×8m。。4.3泵房设计计算4.3.1泵房设计说明采用2台水泵，其中1台备用。4.3.2泵房设计参数设计流量Q=4500m3d=187.5m3h=0.052m3s。。则一台泵的流量为52L/s。4.2.3泵房设计计算1、选泵前总扬程估算：经过格栅水头损失为0.142m，集水池最低水位与所需提升经常高水位（取厂内地面）之间的高差为：6.0+2.0+0.142=8.142（m）2、水泵扬程n泵站内管线水头损失假设为1.5m，考虑自由水头为1.0m,则水泵总扬程为：H=8.142+0.5+1.0=9.642m，取13.5m。3、选泵选择80PWF型污水泵2台，1用1备，相关参数见表3-1：表4-280PWF型污水泵参数流量56L/s电动机功率5.5KW扬程13.5m电动机电压380V转速1440r/min出口直径100㎜轴功率4.96KW泵重量190kg效率77.2%4.4调节池的计算调节池主要是用来调节水量、水质。取调节时间为8小时，则池容积V1为：式中,Q—最大日处理量（m3/h）；T—调节时间（h）；=1500m3设计中考虑的理论容积要比调节池的实际容积大=1.2×1500=1800m3n设池内有效水深H1=5m，则调节池的表面积为设计调节池为长方形，设其宽为18m，则其长为20m，超高H2=0.5m，保护水深H3=0.5m，则调节池深度H为：即调解池规格为：。4.5隔油沉砂池设计参数的选取:污水在池内的最大流速为0.3m/s，最小流速为0.15m/s。最大流量时，污水在池内的停留时间不少于30s，一般为30s—60s。有效水深应不大于1.2m，一般采用0.25—1.0，池宽不小于0.6m。池底坡度一般为0.01—0.02，当设置除砂设备时，可根据除砂设备的要求，考虑池底形状4.5.1长度LL=vt=0.25×60=15m式中,v—最大设计流量时的速度，m/s;t─最大设计流量时的停留时间，s。4.5.2水流断面积A式中,Qmax─最大设计流量;n4.5.3池总宽度b式中,h2—设计有效水深，m;4.5.4贮砂斗所需容积V式中,X—污水的沉砂量，一般采用0.03L/m3;T—排砂时间的间隔，d;k—肉类污水流量总变化系数。4.5.5贮砂斗各部分尺寸计算设贮砂斗底宽b1=0.5m，斗壁与水平面的倾角为60o，设斗高h=1m，则贮砂斗的上口宽b2为：贮砂斗的容积V1：式中,—贮砂斗高度，m;—分别为贮砂斗上口和下口的面积n4.5.6贮砂室的高度h3设采用重力排砂，池底坡度i=6%，坡向砂斗，则h=h+0.06L=1+0.06(L-2b)/2=1.344.5.7池总高度H采用超高h1=0.2，设采用机械刮泥，池底坡i=0，且池底不存泥。则H=h1+h2+h3=0.2+0.3+1.34=1.84m式中，h1—超高，m;h3—贮砂斗高度，m;流量Q=52Ls。采用型号为100的钟式沉砂池。4.6SBR的计算本设计采用SBR工艺。4.6.1运行周期反应器个数n1=4，周期时间t=8h，周期数n2=4，每周期处理水量281.25立方米。每周期分为进水、曝气、沉淀、排水4个阶段。其中进水时间为te=24n1n2=1.5（h）依据滗水器特点，排水时间td=0.5（h）MLSS取4000mg∕L,污泥界面沉降速度为u=4.6×104X-1.26=1.33（m）曝气池滗水高度h1=1.0m，安全水深ε=0.3m，沉淀时间为ts=h1+h2u=1.0（h）n曝气时间ta=t-te-ts-td=5（h）反应时间比e=ta∕T=0.6254.6.2曝气池体积Se=Sz-7.1KdfCe式中Se—出水溶解性BOD5，mg∕L；Sz—出水总BOD5，mg∕L；Kd—活性污泥自身氧化系数，d-1，典型值为0.06d-1；f—出水SS中VSS所占比例，取f=0.9；Ce—出水SS，mgL；Se=30-7.1×0.06×0.9×60=7.0（mgL）根据TN情况，污泥龄取θc=20d，污泥产率系数Y=0.5，曝气池体积为V=YQθcS0-SeeXf1+Kdθc=7210（m3）4.6.3复核滗水高度h1SBR曝气池共设4座，有效水深H=6.5（m），滗水高度h1为h1=HQn2V=1.01≈1.0（m）复核结果与设定值相同。4.6.4复核污泥负荷Ns=QS0eXV=0.1997（kgBOD5kgMLSS）<0.2（kgBOD5kgMLSS）n符合要求。4.6.5复核出水BODLch=24S024+Xfn2taK2=14.7（mgL）符合出水要求。4.6.6复核出水氨氮μmT=μm15e0.098×T-15×DOKO+DO×[（1-0.833）×（7.2-PH)]KN（T）=KN（15）×e0.118×（T-15)bN（T)=bN（20)×1.04T-20式中μm15—标准水温（15℃）时硝化菌最大比增长速度，d-1，μm15=0.5d-1。T—设计条件下污水温度，本设计冬季平均气温-3.5℃。DO—曝气池内平均溶解氧，mgL，DO=2mgL。KO—溶解氧半速度常数，mgL，KO=1.3mgL。PH—污水PH值，PH=7.2。KN（15）—标准水温（15℃）时硝化菌半速度常数，KN（15）=0.5mgL。bN20—20℃时的硝化菌自身氧化系数，bN20=0.04（d-1）μm-3.5=0.05（d-1）KN（-3.5）=0.056（mgL）bN-3.5=0.016（d-1）硝化菌比增长速度为nμN=1θC+bN=0.066（d-1）出水氨氮为Ne（-3.5）=KN（-3.5）μN（-3.5）μN（-3.5）-μm（-3.5）=0.231（mgL）符合出水要求。4.6.7曝气池布置设4座曝气池，每座曝气池长27m，宽10m，超高0.5m，有效体积为1890m3，总有效体积为7560m3。4.6.8SBR池的进出水系统通过DN200mm的管道送入SBR池，管内的水流速度为0.73m/s。在每组SBR池进水管上设置电动阀门，方便控制进水量，进水管直接将水送到曝气池中。出水采用滗水器。4.6.9排泥系统设计中采用穿孔管排泥。穿孔排泥管沿池长方向布置，管径DN200mm，孔眼直径为20mm，孔眼间距为0.5m，孔眼方向朝下，与水平方向成45度角交错排列。排泥管中心间距3.0m，共六根，总排泥管的管径为DN300mm，在排泥管上设置流量计，控制排泥量。4.6.10曝气系统设计计算（1）需氧量按照平均需氧量计算：式中—混合液需氧量（kgO2/d）；n—活性污泥微生物每代谢1kgBOD所需要的氧气kg数，啤酒废水可参照生活污水，值可取0.42~0.53之间；—污水平均流量（m3/d）；—被降解的BOD浓度（g/L）—每1kg活性污泥每天自身氧化所需要的氧气量（kg），值一般去0.188~0.11。设计中取，O2=0.5×4500×+0.15×7210×=6110.25kg∕d=254kg∕h（2）供气量设计中采用WM-180型网状膜微孔空气扩散器，每个扩散器的服务面积为0.49m2，敷设于池底0.2m处，淹没深度为4.0m，计算温度设为33.5℃。从表中查得20℃和33.5℃时，水中饱和溶解氧值为：；Cs（33.5）=7.13mg∕L；扩散出口处的绝压Pb=1.013×105+9800H式中—出口处的绝对压力（Pa）；—扩散器上淹没深度（m）。设计中取空气离开曝气池池面时，氧气的百分比式中—氧的百分比（%）；—空气扩散器的氧转移效率。设计中取（3）曝气池内混合液的平均氧饱和浓度n设计中按照最不利的温度条件考虑进行计算Csb（33.5）=Cs（Pb2.066×105+Qt42）式中Csb（33.5）—33.5℃时，鼓风曝气池内混合液溶解氧饱和度的平均值（mg/L）。—33.5℃时，在大气压力条件下，氧的饱和度（mg/L）。换算为20℃条件下，脱氧清水的充氧量式中—混合液需氧量（kg/h）；—20℃时，鼓风曝气池内混合液溶解氧饱和度的平均值（mg/L）；、—修正系数；—压力修正系数；—曝气池出口处溶解氧浓度（mg/L）。设计中取，，，平均时需氧量为：R0=254×9.170.82×[0.95×1×8.24-2]×1.02413.5=353.85kg∕h（4）曝气池供气量曝气池平均时供气量为Gs=R00.3EA=353.850.3×0.12=9829.17m3∕s（4）空气管路计算空气管的平面布置如下图4-2所示。n图4-2从鼓风机房出来的空气供气干管，在相邻的两个SBR池的隔墙上设置两条供气干管，为两个SBR池供气。每根支管上设置6条配气竖管，为SBR池配气，4个池子共6根供气支管，每条配气管上安装SX-1型扩散器三个，每个池子18个扩散器，全池共设有72个扩散器。每个扩散器的服务面积为270m218=15m2。扩散器的布置如图4-3示。图4-3每根空气支管的供气量（按照供气量过量25%计算）Gsi=GS6×125％=9829.176×125％=2047.7m3∕h=0.57m3∕sn每个扩散器的配气量为2047.718=113.76m3∕h由于SBR池是交替运行的，单池的曝气时间为6.4h，供气干管的供气量需保证有3根支管在供气，故供气干管的供气量约为0.57×3=1.71m3∕s。空气管路的计算按照最不利的管线进行计算，如下图5-3所示。图5-3空气管路的计算结果如表5-1所示：表5-1管段编号管段长度/m空气流量/（m³/h）空气流速/（m/s）管径/mm配件当量长度/（m）计算长度/（m）压力损失9.8/(Pa/m)9.8/PaLGsvDL0L+L0ih11/102.023.453.350弯头一个0.762.760.451.2410/92.046.96.650三通一个0.502.501.704.259/87.570.3510.0501.649.143.7534.28n三通一个、弯头两个、闸阀一个8/72.070.352.5100弯头一个4.666.660.161.067/62.093.83.3100三通一个2.104.100.281.156/52.0187.66.6100三通一个2.104.101.124.595/42.0281.410.0100三通一个2.104.102.5710.544/32.0375.213.3100三通一个2.104.104.5518.663/23.046916.6100三通一个、闸阀一个2.985.987.0942.402/140.0129611.5200弯头一个、三通五个54.294.20.8479.13合计197.3设管路的剩余压头为0.10m水柱，空气扩散器的压力损失为0.2m水柱，则曝气系统的总压头损失约为（水柱）4.6.11曝气系统设计计算由上述计算知：鼓风机供风量为9829.17m³/h即163.81m³/min，供风风压需达到6.0m水柱，则所需要的出风风压为（水柱），相当于64746Pa。选择L84WD型鼓风机4台，三用以备，技术参数如下：转速：580r/min；n升压：68649Pa；进口风量：170m³/min；配套电机型号：Y355M3-10；功率：260Kw；电压：6000V。外形尺寸(mm)如下表5-2：表5-2风机型号DND1DL3L4LmaxabL84WD500Ф600Ф6452580122044707201460鼓风机之间间距为1.5m，距墙0.5m，工作和检修通道宽度为3m，鼓风机房尺寸约为。4.7二沉池该沉淀池采用中心进水，周边出水的辐流式沉淀池，采用刮泥机。4.7.1设计参数设计进水量Q=4500表面负荷的范围为1.0-1.5取=1固体负荷=70水力停留时间T=4h堰负荷取2.04.7.2设计计算（1）沉淀池面积按表面负荷算：n(2)沉淀池直径：（取直径为16m）有效水深为：（3）储泥斗容积贮泥时间，则二沉池污泥区所需存泥容积则污泥区高度为（4）二沉池总高度取二沉池缓冲层高度为超高为则池边总高度为H=4+1.87+0.3+0.2=6.37m设池底度为i=0.05.则池底坡度降为则池中心总深度为4.8污泥浓缩池浓缩池选用辐流式浓缩池。其简图如图3-3。n4.8.1浓缩池面积A设其剩余污泥含水率，即固体浓度，浓缩后使污泥固体浓度为，即污泥含水率，选取污泥固体通量为50kg/(m2·d)，则进水COD浓度为1200mg/L,二沉池出水COD浓度为80mg/L,整体去除效率=（1200-80）/1200=93.3﹪。按每去除1kgCOD产生0.3kg污泥，整套工艺产生的污泥质量为4500×103×1200×10-6×0.933×0.3=1511.5kg/d。因为从二沉池排出的污泥的含水率为99.4﹪，则每天产生的湿污泥量Q=1511.5/[1000×(1-99.4%)]=252m3/d。式中，——污泥量（m3/d）;——污泥固体浓度（kg/m3）；G——污泥固体通量（kg/(m2·d)），这里取50kg/(m2·d)。4.8.2浓缩池直径DD=(取直径为7m)n4.8.3浓缩池深度H（取有效水深为5m）式中，——浓缩池工作部分的有效水深（m）；——浓缩时间（h），取12h；——污泥量（m3/d）；——浓缩池面积（）；设超高，缓冲层高度，浓缩池设机械刮泥，池底坡度，污泥斗下底直径，上底直径，斗壁与水平面的倾角为55°，则池底坡度造成的深度式中，——浓缩池直径（m）；——污泥斗上底直径（m）；——池底坡度。代入数据污泥斗高度式中，——污泥斗下底直径（m）；——污泥斗上底直径（m）。n代入数据=1（m）浓缩池深度式中，——超高（m）；——浓缩池工作部分的有效水深（m）；——缓冲层高度（m）；——池底坡度造成的深度（m）；——污泥斗高度（m）。代入数据H=0.3+5+0.3+0.115+1=6.7m4.9污泥脱水由于每天的污泥量比较少，该厂处在市郊，可以进行把污泥堆肥，可以节约成本，故污泥浓缩后排入干化池，达到一定量后，可以运走，贮泥池的设计为方形。设计参数停留时间HRT为2天（每天实际处理时间6h），设计泥量Q=252m3/d污泥干化池所需体积V=Q.HRT=504m3取长度为10m，宽度为9m，高为6m则污泥干化池尺寸为10m×9m×6m第5章平面布置及高程布置5.1平面布置原则及说明(1)n处理构筑物的布置紧凑，缩短连接管渠，节省占地，便于管理。考虑到在构筑物之间辅设管渠、阀门等附属设备，施工和运行管理的要求，构筑物之间一定的间距(2)处理构筑物应尽量按顺序布置，避免管线迂回，充分利用地形，降低能耗，减少土方量。(3)处理构筑物合理设置超越管线，以便在事故或检修时污水能超越后续构筑物排入事故池或直接排入水体[6]。(4)污泥构筑物尽量集中布置，以利于安全和管理。污泥区不设在夏季主导风向的上风向，并远离办公楼的生活区。(5)经常有人工作、活动的建筑物，如办公室、化验室、中心控制室等，布置在夏季主导风向的上风向。5.2高程布置5.2.1高程布置原则1做好污水高程布置与污泥高程布置的配合，尽量同时减少两者的提升次数和高度。2协调好高程布置平面布置的关系，做到既减少占地，又有利于污水、污泥输送。3充分利用地形地势，使污水能尽量自流通过污水处理构筑物，最后排出厂外4协调好污水处理厂总体高程布置与单体竖向设计，既便于正常排放，又有利于检修排空。5.2.2沿程阻力损失计算及标高确定n根据流量Q，确定管径D，确定流速v。管路水力损失计算：直管水头损失Hr=L管件局部水头损失Hf=∑x·2/2g管道总阻力损失h=Hr＋Hf局部损失：管道进口局部损失系数x1=0.5；管道出口局部损失系数x2=1.0；计算时以地面为0.00m作为基本标高表5.2主要构筑物阻力损失及水位项目损失高程格栅0.15-0.35集水井--0.50筛滤机0.613.10隔油沉沙池0.262.49SBR反应池局部1.502.00沿程0.20合计1.70二沉池0.15-4.20污泥浓缩池-3.05.3管道（1）污水管①进水渠：原污水沟上截流闸板的设置和进水站控制闸板的设计由屠宰厂完成；②出水管：DN100铸铁管，Q=0.0041m3/s，nV=0.95m/s，1000i=29.7；③超越管：考虑运行故障或进水严重超过设计水量水质时废水的出路，在集水井前设置超越管，规格DN100铸铁管或陶瓷管，1000i=29.7；④溢流管：浓缩池上清液及脱水机压滤水含微生物有机质0.5%～1.0%，需进一步处理，排入集水井。设置溢流管，DN100铸铁管，1000i=29.7（2）污泥管集水井、UASB、SBR反应池，污泥池均为零力排入集泥井，站区排泥管选用DN100铸铁管，1000i=29.7.集泥井至浓缩池，浓缩池拍你泵贮泥柜，贮泥柜至脱水机均为压力输送污泥管。集泥井排泥管DN100，钢管。浓缩池排泥管，贮泥柜排泥管，DN100，钢管。（3）沼气管沼气管从UASB至水封罐为DN50钢管，从水封罐向气水分离器及沼气柜为DN100，钢管，沼气管道逆坡向走管，1000i=4.77.（4）集水管沿主干道设置给水干管DN100，镀锌钢管。引入污泥脱水机房供水支管DN50，镀锌钢管。引入办公综合楼泵房及各地均为DN35，镀锌钢管。（5）管道深埋①压力管道：在车行道之下，深埋0.7～0.9m，不得不小于0.7m，在其他位置0.5～0.7m，不宜大于0.7m；②公里管道：由设计计算决定，但不宜小于0.7m（车行道下）和0.5m（一般市区）。结　论屠宰废水是一种非常典型的有机废水，其中主要含有大量的有机物质和动物油脂，悬浮物浓度及氮、磷的含量也较高，废水呈红褐色，有腥味，含有大量血污、皮毛、碎骨肉、油脂和内脏杂物。经过国内外大量的理论研究和实践证明，生物法处理屠宰废水效果稳定、工艺可靠。这其中又以生物法中的SBRn工艺最为明显，而且其还具有构筑物少、投资及运行费用低、占地面积小、不易发生污泥膨胀、脱氮除磷能力强、流程简单、操作灵活、抗冲击负荷能力强、剩余污泥性质稳定等优点，特别适用于处理冲击负荷强的牲畜家禽屠宰及肉类加工企业的废水处理。本设计采用SBR工艺处理屠宰废水，由于设计出水执行《肉类加工工业水污染物排放标准》（GB13457—1992）一级排放标准，所以本工艺强化了悬浮物及油脂的去除，而且添加了水解酸化池，利用水解和产酸菌的作用，将不溶性有机物水解为溶解型有机物，大分子物质分解为小分子物质，大大提高了废水的可生化性，为下一步处理提供了较好的条件，还通过SBR反应池进行了除磷脱氮处理，在保证出水达到排放标准的同时，使一次性投资和运行费用降到最低。谢辞　本论文的完成，得益于洛阳理工学院老师传授的知识，使本人有了完成论文所要求的知识积累，更得益于导师田文杰教授从选题的确定、论文资料的收集、论文框架的确定、开题报告准备及论文初稿与定稿中对字句的斟酌倾注的大量心血，在此对导师田教授表示感谢！在这里，还要特别感谢大学四年学习期间给我诸多教诲和帮助的洛阳理工学院学院的各位老师，你们给予我的指导和教诲我将永远记在心里！ 非常感谢田文杰老师在我大学的最后学习阶段——毕业设计阶段给自己的指导，从最初的定题，到资料收集，到写作、修改，到论文定稿，他给了我耐心的指导和无私的帮助。为了指导我们的毕业论文，他放弃了自己的休息时间，他的这种无私奉献的敬业精神令人钦佩，在此我向他表示我诚挚的谢意。同时，感谢所有任课老师和所有同学在这四年来给自己的指导和帮助，是他们教会了我专业知识，教会了我如何学习，教会了我如何做人。正是由于他们，我才能在各方面取得显著的进步，在此向他们表示我由衷的谢意，并祝所有的老师培养出越来越多的优秀人才，桃李满天下！    通过这一阶段的努力，我的毕业论文《某屠宰场生产废水处理站工程设计n》终于完成了，这意味着大学生活即将结束。在大学阶段，我在学习上和思想上都受益非浅，这除了自身的努力外，与各位老师、同学和朋友的关心、支持和鼓励是分不开的。论文的写作是枯燥艰辛而又富有挑战的。老师的谆谆诱导、同学的出谋划策，是我坚持完成论文的动力源泉。在此，我特别要感谢我的导师田文杰老师。从论文的选题、文献的采集、框架的设计、结构的布局到最终的论文定稿，从内容到格式，从标题到标点，他都费尽心血。没有田老师的辛勤栽培、孜孜教诲，就没有我论文的顺利完成。参考文献[1]三废处理工程技术手册.废水卷.北京：化学工业出版社，2000[2].给水排水设计手册.北京：中国建筑工业出版社，1986[3].环境工程手册（水污染防治卷）.北京：高等教育出版社，1996[4].污水处理厂设计与运行.北京：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dMysels,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.Thebiogascompositionintheheadspaceofeachbottleismonitoredinntime.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).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.VFAweredeterminedfromnmembrane-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.Innrun1,thesurfacetensionwasmeasuredfortheoriginalsampleswithoutfiltration.Theformationoflarge¯ocsduringrun1increasedthestandarddeviationsofthesurfacetensionmeasurements.Moreover,thesurfacetensionofwastewaterslightlyincreasesafterpaperfiltration(fromtheresultsofrun1).Therefore,thesurfacetensioninrun2wasmeasuredforallsamplesafterpaperandmembranefiltration.Thehydrodynamicparticleradiuswasdeterminedwithdynamiclightscattering.Measurementswerecarriedoutina2mlcylindricalquartzcellusinganALV5000systemwithaLexel150mWmultilineAr-laser.Particleswitharadiusbetween2.5nmand5mmcanbedetected.Themeasurementswereperformedforbothpaper-andmembrane-fiteredsamples.Foreachsample,theaverageparticleradiuswasmeasuredseventimesatanangleof90ElectrophoreticmobilitiesweredeterminedwithaMalvernZetasizerIII.Zeta-potentialswerecalculatedfromtheSmoluchowskiequation.Measurementswereperformedatconstantionicstrength(0.02MKCl)andsampleswerepaperfilteredtoremovebigparticles.CalculationsThetotalCH4productionineachserumbottlewasthesummationoftheCH4intheheadspaceandthedissolvedCH4.ThedissolvedCH4wascalculatednaccordingtoHenry'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.Fig.1.ThecourseofthetotalCH4productionduringtheanaerobicbatchndigestionofrawsewage(}),paper-filteredsewage(&),membrane-fiteredsewage(n)andblackwater(*)inrun2attemperatureof20and30C.Fig.2.Thecourseofthesurfacetensionduringtheanaerobicbatchdigestionofraw(})andpaper-filtered(&)sewageinrun1attemperatureof4,20and30C.RESULTSANDDISCUSSIONBiodegradabilityTable1summarizesthecalculatedpercentagesofhydrolysis,acidificationandmethanogenesisforeachwastewatersampleafter43and135daysofdigestion,inruns1and2,respectively.Theresultsofrun1showthat43daysofbatchdigestionarenotsucientforcompleteanaerobicdigestionevenat30C.TheVFAconcentrationexceeds100mgCODÿ1latallappliedconditions.TheresultsofthetotalCH4productioninrun2(Fig.1)showthatthemaximumconversionofthedomesticsewagefractionsandblackwaterisachievedafterabout80daysat30C.Figure1theanaerobicdigestionhasacharacteristiclag-phaseperioddependingnonthetemperatureandthesizeoftheparticles.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.SurfacetensionnFig.2.Thecourseofthesurfacetensionduringtheanaerobicbatchdigestionofraw(})andpaper-filtered(&)sewageinrun1attemperatureof4,20and30C.Thesurfacetensionisameasureforthepresenceofsurface-activecompounds,suchasdetergents.Thedevelopmentofthesurfacetensionintimeduringbothruns1and2,wasalmostsimilarfortemperaturesof20and308C(Figs2and3).Themaximumsurfacetensionwashowevermuchlowerat48Cascomparedtothatattemperaturesof20and308C.Aplateauvalueonthesurfacetensionisobtainedbetween15and25days.Thisperiodismuchshorterthanthecharacteristicanaerobicdigestiontime.Itseemsthatasmallamountofhighlysurface-activecomponentsarerapidlydecreased.Degradationofthedetergentsseemmuchslowerleadingtoamaximumsurfacetensionmuchlowerthanthatofwater.Theinitialsurfacetensionofpaper-filteredblackwaterwashigherthanthatforpaper-filtereddomesticsewage(Fig.3),probablyduetothefactthathardlyanydetergentsareaddedtoblackwater.After135daysbatchdigestionat20and30Cthemaximumsurfacetensionofblackwateralmostreachedthatofwater.nPartofthesurfactantswasretainedduringfiltrationasshownbythehigherinitialsurfacetensionofpaper-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.nAverageradiusFigure4showsthattheaverageinitialradiusofparticlesafterpaperormembrane-fitrationofblackwaterismuchhigherascomparedtothatofdomesticsewage.Althoughtherawsewagewaspaper-filteredwithadiameterof4.4mm,theaverageradiusoftheparticlesinpaper-filteredsewagewasonly188nm.Therefore,alargequantityofverysmallparticlesispresentindomesticsewage.Thelatterisconfirmedbythelowaverageradiusof68nmoftheparticlesinmembrane-filteredsewage.Aperiodof135daysbatchdigestionofraw,paper-andmembrane-filterednsewagefollowedbypaperormembranefiltrationresultedinanincreaseoftheaverageradiusatboth20and30C.Itiswellknownthathydrolysiscausesadecreaseinthewastewatersubstrateparticles,whileremainingsubstrateisovergrownwithbiomass(Sandersetal.,2000),whichcanresultinanincreaseintheaverageradiusoftheparticles.Theanaerobicdigestionofmembrane-filteredsewageproducescolloidalparticles.After135daysofbatchdigestionat20and308C,theCODcolconcentrationinthemembrane-filteredsamplesamountedto,respectively,38and20mglÿ1.MethanogenesisofCODdismightthereforeaffecttheremovalofCODcolinacontinuousanaerobicreactortreatingdomesticsewage.Batchdigestionofblackwaterfor15±28daysfollowedbyeitherpaperormembranefiltrationdecreasedtheaverageradiusoftheparticlesatboth20and308C.However,after135daysbatchdigestion,italmostremainedunchangedforsamplesafterpaperfiltrationandincreasedforsamplesaftermembranefitration.Therefore,inthefirst15±28days,thehydrolysiswashigherthantheentrapmentofparticlestotheproducedbiomass.nFig.4.Thecourseoftheaverageradiusduringtheanaerobicbatchdigestionofrawsewage(}),paper-filteredsewage(&),membrane-filteredsewage(n)andblackwater(*)inrun2attemperatureof20and30C.ZetapotentialTable3showstheassessedvaluesofthezeta-potentialinrun2.Anaerobicbatchdigestionforaperiodof135days,ledtoonlyaslightdecreaseinthenegativezeta-potentialforallwastewatersamples.Thus,duringanaerobicdigestion,thenumberofnegativegroupsperunitarearemainsalmostconstantandelectrostaticrepulsionbetweenthecolloidalparticlesdoesnotchangesignificantly.nGeneraldiscussionThehighbiodegradabilityofdomesticsewageandblackwaterrevealsthepotentialofanaerobictreatment.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),colloidalremovalincontinuousanaerobicsystemstreatingndomesticsewagecanbeexpectedtoremainlow,independentoftheappliedconditions.ImprovementofthecolloidalfractionandtherewithconversiontoCH4gas,couldbeimposedbyadditionofcoagulants,fordestabilisationofthecolloids.Bypre-removaloftheSSinafirstanaerobicstep,thecostsoftheuseofcoagulantsinthesecondstepcouldbereduced.AshydrolysisofsuspendedparticlesproducesmoreinertdissolvedCODthanhydrolysisofcolloidalparticles,theintroductionofafirsthigh-loadedanaerobicstepfortheremovalofSScouldmoreoverimprovethedissolvede.uentquality.ThelatterisalsoshownbyElmitwallietal.(1999a).TheremovalofSSfromdomesticsewagepriortomethanogenesiscanbeachievedbyeithersettlingBiodegradabilityandchangeofphysicalcharacteristicsTable3.Zeta-potentialatconstantionicstrength(0.02MKCl)forrawandpaper-filteredsewageandblackwaterbeforeandafteranaerobicbatchdigestioninrun2attemperaturesof20and308C.StandarddeviationsarepresentedinparenthesesCONCLUSIONS*Theanaerobicbiodegradabilityofdomesticsewageandblackwaterat308Cnisalmostsimilar*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.,nSklyarV.,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)Characterizationof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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n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。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。n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,n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。致谢参考文献：博勒M.（1993）污水处理厂去除有机物的物理化学机制的研究，水科技n技术，27（11），167±183。elmitwalliT.A.，赞德福特M.，塞曼G.和LettingaG.（1999a）低温生活污水处理中厌氧污泥床反应器研究，水科技技术，39（5），177±185。elmitwalli，sklyar，塞曼G.和LettingaG（1999）混合厌氧反应器处理生活污水的温度控制过程，水科技技术，39（5），177±185。格雷戈瑞J.（1993）固液分离胶体的相互作用，水科技技术，27（10），1±17。丹尼尔M.andbucklandH（1998）英国对滴滤式污水处理厂的直链烷基苯磺酸盐去除监测研究，210/211，255±269。jirkaA.和卡特M.J.（1975）微半自动分析和废水化学需氧量的研究，分析化学，47，1401，1397±。A.M.，Vander和LettingaG.（1992）温和的气候中生活污水在厌氧处理的条件下，利用反应器增加流速，水科技技术，257。Levine公元，tchobanaglousG.和浅野T（1985）废水中污染物的粒度分布特性及处理和再利用的影响，J.水污染，57（7），805±816。尼尔森普华和哈里莫斯P（1995）固体的讨论会议的报告，水科技技术，328。摩根J.W.，福斯特C.F.和伊文森L.（1990）厌氧活性污泥中提取的生物聚合物的性质比较研究，水资源24（6），743±750。慕克吉P.MyselsK.nJ.（1971）表面活性剂水溶液体系。美国商务部，华盛顿。劳斯J.D.，萨巴蒂尼D.A.，ITAJ.M.和哈维尔祝建华（1994）表面活性剂对有机化合物的微生物降解的影响，SCI技术，24（4），325±370。桑德斯W.T.M.，塞曼G.和LettingaG.（2000）颗粒基质的厌氧水解反应动力学，水科技技术，41（3），17±24。瓦格纳和施林克B（1987）阳离子、阴离子表面活性剂在富集培养和固定床厌氧反应器降解的研究，水资源21（5），615±622。王凯（1994）综合污水的厌氧好氧处理，博士论文，瓦格宁根大学，荷兰。王凯，塞曼G.和LettingaG.（1995）污水特征的改变，水科技技术，31（7），191±200。feijtelT.C.J.J.（1995）表面活性剂的AIS/Cesio环境监测计划。光化层±1956。尤达M.（1985）厌氧流化床处理城市污水中的悬浮物，有机污水厌氧处理的研究，161±197。塞曼G.，桑德斯W.（1997）厌氧处理复杂的废水和污泥，水科技技术，35（10），121±128。n