2吨污水处理设备价格

2吨污水处理设备价格——原则：
1.全过程控制原则。对医院污水产生、处理、排放的全过程进行控制。
2.减量化原则。严格医院内部卫生安全管理体系，在污水和污物发生源处进行严格控制和分离，医院内生活污水与病区污水分别收集，即源头控制、清污分流。严禁将医院的污水和污物随意弃置排入下水道。
4.分类指导原则。根据医院性质、规模、污水排放去向和地区差异对医院污水处理进行分类指导。
5.达标与风险控制相结合原则。全面考虑综合性医院和传染病医院污水达标排放的基本要求，同时加强风险控制意识，从工艺技术、工程建设和监督管理等方面提高应对突发性事件的能力。

该设备包括

可通入生活污水的格栅隔油池，其特征在于所述的格栅隔油池连接有预曝调节池，预曝调节池上设有污水提升泵，污水提升泵通过污水管连接有生化池，生化池的池内连接有若干生物悬浮填料，生化池通过管路连接有斜管沉淀池，斜管沉淀池底部设有沉淀区，斜管沉淀池通过污水管连接有氧化消毒池，沉淀区通过污泥管连接污泥消化池，格栅隔油池、预曝调节池、生化池、斜管沉淀池、氧化消毒池、污泥消化池都设在地表下。生活污水经管道输送到污水站后，自流入格栅隔油池经过格栅，去除废水中较大的固体杂质后进入沉砂池沉淀重质泥砂，以保护水泵和管道免受磨损及堵塞。废水进入预曝调节池进行初步的氧化反应，并调节水质水量，使水量水质能相对地保持稳定。生化池可以为A/O生化池，其采用结构简单、操作简便的推流式结构，接触氧化池内部的生物悬浮填料，当系统运行到一段时间后，生化池内将有大量的活性污泥，大部分污泥以生物膜的形式附着生长在生物悬浮填料上，用生物膜法相对来说可以用来处理浓度较高的废水，具有较强的抗冲击负荷能力。斜管沉淀池的污泥定期用泵抽，斜管沉淀池底部可以设有二个沉淀区，二沉淀区沉淀的污泥利用污泥泵被送至污泥消化池，经过消化后的剩余污泥可请环卫部门定期抽走。所有设备埋于地表之下，这样所占的空间较小。

（1）微电解填料化肥制造、钢铁生产制造、饲料生产、肉类加工、电子元件及核燃料生产等工业排放的废水中含有高浓度的硝酸盐和亚硝酸盐。某些含有有机氮或氨氮的工业废水起初也许不含硝酸盐和亚硝酸盐但对这些废水进行好氧生物处理时就有可能转化成硝酸盐或亚硝酸盐。

（2）亚硝酸盐是氮循环的中间产物在水中的稳定性很差在有氧和微生物的作用下可被氧化成硝酸盐在缺氧或无氧条件下可以被还原为氨。因此在清洁的水体中亚硝酸盐的含量很低。含氮有机物无机化分解终阶段的代表产物是硝酸盐因此当水中的氮主要以硝酸盐形式为主时可以表明水中含氮有机物含量已很少水体已达到自净。

（3）如果水中含有较多的硝酸盐而又含其他各种含氮化合物时表明水体的自净过程正在进行或水体正在受到硝酸盐废水的污染。同时测定体中的氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮等三种无机氮并结合有机氮和总氮的分析化验结果可以分析水体受含氮化合物污染的程度和自净状况。

（4）同样可以利用这些氮化物的分析结果判断污水处理的效果指导调整脱氮工艺的运行。亚硝酸盐在胃里可与仲铵作用形成强致癌物亚硝铵是人体健康的毒理学指标。硝酸盐在人体内可以还原为亚硝酸盐所以饮用硝酸盐浓度较高的水对人体健康也有危害。儿童饮用高硝酸盐含量的饮水会使血液中变性血红蛋白增加而出现中毒。

（5）因此国家有关标准对水体中硝酸盐浓度做了规定其中饮用水卫生标准规定硝酸盐高允许浓度为20mg/L以N计地表水质量标准GB3838-2002规定集中式生活饮用水地表水源的硝酸盐高允许浓度为10mg/L以N计。

（6）处理含硝酸盐或亚硝酸盐工业废水的常规方法是微电解填料生物反硝化脱氮对于少量的含硝酸盐或亚硝酸盐工业废水还可以采用电渗析、反渗透、离子交换等方法。

处理方法

气浮时要求气泡的分散度高，量多，有利于提高气浮的效果。泡沫层的稳定性要适当，既便于浮渣稳定在水面上，又不影响浮渣的运送和脱水。产生气 泡的方法有两种：

1）机械法。使空气通过微孔管、微孔板、带孔转盘等生成微小气泡。

2）压力溶气法。将空气在一定的压力下溶于水中， 并达到饱和状态， 然后突然减压， 过饱和的空气便以微小气泡的形式从水中逸出。 目前废水处理中的气浮工艺多采用压力溶气法。

气浮法的主要优点有：设备运行能力优于沉淀池， 一般只需15～20min即可完成固液分离， 因此它占地少， 效率较高；气浮法所产生的污泥较干燥， 不易腐化， 且系表面刮取， 操作较便利；整个工作是向水中通人空气， 增加了水中的潜解氧量， 对除去水中有机物、 藻类表面活性剂及臭味等有明显效果， 其出水水质为后续处理及利用提供了有利条件。

气浮法的主要缺点是：耗电量较大；设备维修及管理工作量增加， 运转部分常有堵塞的可能；浮渣露出水面， 易受风、 雨等气候因素影响。

除了上述两种气浮方法外， 目前较为常用的方法还有电解气浮法。

(4）离心分离法。 含有悬浮污染物质的污水在高速旋转时， 利用悬浮颗粒（如乳化油）和污水受到的离心力不同， 从而达到分离目的的方法。 常用的离心设备有旋流分离器和离心分离器等。

污泥活性对*毒害效应的响应及其变化

在整个试验过程中，两个活性污泥系统的处理效果没有明显的差异(P>0。05)[试验过程中，两个系统COD和NH4+-N去除率分别为(95。38±4。41)%、(97。06±2。42)%和(98。92±1。58)%、(98。46±2。29)%]，可能的原因是在足够长的反应时间(本试验曝气反应时间为6h)条件下对一定范围内浓度(<400mg&dot；L-1)的进水*能够作为碳源的一部分被细菌充分降解，以致对活性污泥处理效果不产生明显影响。但进水浓度在400mg&dot；L-1以下的*对好氧污泥形态、比耗氧速率(SOUR)以及活性污泥微型动物群落种属组成均有明显的影响。

电子传递体系(ETS)活性可表征活性污泥系统中的微生物活性，揭示系统硝化反硝化规律，表征重金属对污泥活性的影响。TTC-ETS和INT-ETS是用于检测污泥ETS活性的常用方法，两者因氧化还原电位大小以及从呼吸链上接受电子的部位不同(后者较早地从呼吸链上接受电子)而对污泥活性的响应不同。然而，是否可以采用污泥ETS活性表征酚类有机毒害物质对污泥活性的影响，未见报道。本研究通过测定TTC-ETS活性和INT-ETS活性，分析比较确定适用于有机毒害物*对污泥活性影响的有效表征指标，以揭示在*毒害效应影响下污泥活性的变化规律。

活性污泥法，在整个试验期间内，对照系统CK、试验系统EK中的污泥TTC-ETS活性分别为(200。26±65。57)μg&dot；(mg&dot；h)-1、(152。91±63。63)μg&dot；(mg&dot；h)-1，均存在较大波动，且变化趋势相近，这与前人的研究结论相一致，即进水水质等运行参数的改变不会影响SBR系统中污泥TTC-ETS活性的变化趋势。

当进水*为低浓度(50mg&dot；L-1)时，*的毒害效应对系统中污泥TTC-ETS活性的影响并不显著(P=0。499)，其抑制率IR仅为(20。75±10。43)%(图2，下同)；当进水*浓度增加到100mg&dot；L-1时，CK、EK两个系统中TTC-ETS活性均随运行时间变化而有所增大，且EK系统的TTC-ETS活性此阶段的初期更大，试验第36d为230。30μg&dot；(mg&dot；h)-1，比CK系统[168。57μg&dot；(mg&dot；h)-1]大36。62%，这说明适当浓度的*会短暂地促进污泥TTC-ETS活性的增大。

ETS活性表征污泥活性的方法实质上是通过测定好氧微生物的呼吸活性来间接指示活性污泥的生物活性，故适当浓度的*短时间内能够通过促进TTC-ETS活性的增长(活性污泥中微生物的呼吸增强)来增强微生物(包括微型动物，下同)对*毒性生存环境的适应。随后TTC-ETS活性开始降低，系统运行第46d，试验系统中污泥TTC-ETS活性达到的32。61μg&dot；(mg&dot；h)-1，仅有对照系统的18。66%，抑制率高达81。34%。这是因为随着时间的推移，*在活性污泥中得到累积，超过污泥中微生物的耐受阈值，微生物开始大量死亡，导致污泥活性急剧降低，污泥TTC-ETS活性呈现出急剧减小的趋势。第50d，两个系统中的污泥TTC-ETS活性逐步增大，且两者的差距逐渐缩小。

这是由于试验系统中的活性污泥某些微生物通过驯化，逐步适应了有毒的生存环境，大量繁殖的结果。总的看来，进水*浓度为100mg&dot；L-1时，试验系统与对照系统中污泥TTC-ETS活性存在显著差异(P=0。045)(表1，下同)，说明此浓度下的*毒性对污泥活性产生了明显的抑制效应；进一步增大进水*浓度至300mg&dot；L-1，试验系统与对照系统中的污泥TTC-ETS活性差异性进一步增大(P=0。008)，但在这一阶段后期，*对污泥TTC-ETS活性的抑制率相对稳定在40%左右。