AO法污水处理成套设备
专业从事地埋式污水处理设备开发，工程设计，设备制造，安装调试，售后服务为一体的专业化的水处理企业，值得信赖!
地埋式污水处理设备本着“产品在于专，技术在于精，服务在于勤”的企业理念。地埋式污水处理设备与国内外同行一道，，共同推动中国污水处理技术发展壮大。
脱硫废水深度处理方法
1.废水浓缩处理技术
目前，国内的脱硫废水浓缩处理主要采用膜浓缩、热法浓缩和烟气浓缩技术路线。
（1）膜浓缩技术
目前，膜浓缩技术广泛应用于脱硫废水的深度处理和浓缩研究，以减少废水处理系统中蒸发结晶的污水处理量，使得电厂*技术更经济可行。
（1.1）反渗透（RO）技术。在外界高压力作用下，利用反渗透膜的选择透过性，水溶液中水由高浓度一侧向低浓度一侧移动，使得溶液中的溶质与水得到分离。
（1.2）电渗析技术。利用离子交换膜的选择透过性，溶液中的带电阴、阳离子在直流电场作用下定向迁移，实现对废水的浓缩和分离。
Cui等利用电渗析法去除脱硫废水中的氯离子，结果表明，在*条件下，当氯离子质量浓度为19.2g/Ｌ时，氯离子的去除率为83.3％，得到副产品Cl2、H2和Ca(OH)2，处理*.15$/kg。
（2）热法浓缩技术
热法浓缩技术包括多效蒸发（MED）和机械蒸汽再压缩（MVR）等。
（2.1）多效蒸发（MED）技术。将蒸汽的热能进行循环并多次重复利用，以减少热能消耗，降低成本。加热后的盐水在多个串联的蒸发器中蒸发，利用前效蒸发产生的二次蒸汽，作为后效蒸发器的热源，后效中水的沸点温度和压力比前效低，效与效之间的热能再生利用可以重复多次。
2.2）机械蒸汽再压缩（MVR）技术。将蒸发器蒸发产生的原本需要冷却水冷凝的二次蒸汽，经压缩机压缩后，提高压力和饱和温度，增加热焓，再送入蒸发器作为热源，替代新鲜蒸汽循环利用，二次蒸汽的潜热得以充分利用，同时还省去了二次蒸汽冷却水系统，节约大量冷却水，从而达到节能和降低运行成本的目的。
（3）烟气浓缩技术。利用燃煤电厂除尘器出口低温烟气的余热作为热源，在专门的蒸发器内与（循环）喷淋的废水进行传质传热，使部分纯水蒸发分离，实现末端废水的浓缩减量。
:因*疫情的影响，从供水、排污等生活中的个方面都加大了消毒的力度，这些消毒剂很多通过市政管网流入了污水处理厂，导致进入污水处理厂的消毒剂的量大增，而这些消毒剂的主要使用的是氯系消毒剂，从指标上显示进入污水处理厂的余氯升高！

专业、专注处理生活污水、医院污水、屠宰污水、食品污水、工业污水等，保证水质可达一级A（直排标准）、一级B（直排标准）、二级排放标准（排到市政管网或下水道）。
1、余氯对活性污泥的影响
1、余氯的杀菌作用
氯系消毒剂的杀菌原理是水解形成游离的次氯酸单体（这就是咱们说的余氯：氯以单质或次氯酸盐形式投如水体后 , 经水解生成游离性有效氯 , 包括含氯qi、次氯酸和次氯酸盐离子等形式 , 总称余氯。），不带电荷的次氯酸单体可通过细胞膜进入细菌体内，与细菌体内的蛋白类物质、核酸发生氧化反应，使细菌代谢谢失调而杀死细菌。次氯酸盐的浓度越高，杀菌能力越强。
余氯对活性污泥的量
根据王永辉［1］的研究证明：在pH接近中性条件下, 主要以次氯酸和次氯酸盐离子存在, 如图所示：
当余氯剂量从0.1mg/L逐渐增加到 3.0mg/L, 废水pH值控制在7.5左右 , 余氯剂量达到1.0 mg/L 时 ,COD与BOD去除率开始下降；当毒剂量达到1.5mg/L时 , 原生动物的数量和形态没有显著的变化 , COD和BOD去除率分别降至39%和69% ; 毒剂量超过2.5mg/L时 , COD去除率降至30%以下 , 活性污泥絮凝体出现解体，原生动物大量死亡 。
不过此研究中的余氯值是以传统活性污泥法为对象的，对于存在脱氮要求的污水处理厂，不能简单的认为进水余氯量1.0mg/L对系统就是有影响的，如果加上内回流（一般控制r＝200以上）的作用，笔者认为，对于有脱氮工艺的污水处理厂的进水余氯不大于2mg/L，是可以承受的！在污托邦技术交流群中有位小伙伴的进水余氯超到了2mg/L以上，反硝化才出现异常可以做为一个佐证！
2、如何应对进水余氯
不过通过污托邦技术群的小伙伴们的描述，余氯升高于0.5mg/L时对反硝化开始影响，需要补充碳源来维持，导致成本升高！所以急需应对余氯的预处理措施：在不同初始氨氮浓度条件下两株毛枝藻的Th长状况 如表 1所示, 在不同初始氨氮浓度条件下, SHY-370在初始氨氮浓度为1、3和5 mg/L时, 比生长速率无显著性差异(P>0.05), 且与正常培养基培养(氨氮初始浓度为0)条件下无明显差异, 10 mg/L时其比生长速率略小于以上3个初始氨氮浓度条件下, 表明10 mg/L的初始氨氮浓度对SHY-370的生长有一定的抑制作用; HB1617与SHY-370生长状况相似, 在1、3和5 mg/L三个初始浓度条件下比生长速率无显著性差异(P>0.05), 且与正常培养基培养条件下无明显差异, 初始氨氮浓度为10 mg/L时其比生长速率仅为0.01, 表明在此条件下HB1617的生长受到抑制。
AO法污水处理成套设备初始氨氮浓度为1、3和5 mg/L时HB1617的比生长速率显著大于SHY-370, 表明在此条件下HB1617比SHY-370具有更好的生长状态; 而初始氨氮浓度为10 mg/L时, HB1617的比生长速率显著小于SHY-370, 表明在此条件下氨氮对HB1617的抑制作用要大于SHY-370 (图 2)。
高浓度氨氮对藻的生长产生抑制的原因可能是, 以氨氮为氮源时, 水体中的氨氮释放H+, 使水体pH下降, 进而抑制藻的生长。Xin等[18]的研究结果也表明在氨氮、硝氮、尿素3种不同氮源培养条件下, 以氨氮为氮源的栅藻细胞密度要小于另外2种氮源条件下的细胞密度; 此外, 他们的pH梯度实验结果表明, pH<6时, 其细胞密度明显小于pH>6时,且其细胞密度随pH的降低而减小。
在不同初始氨氮浓度条件下人工污水中总磷含量变化 如图 3所示, 氨氮浓度在10 mg/L以下时HB1617对水体中总磷的去除能力明显高于SHY-370。氨氮浓度为10 mg/L时, 总磷含量基本不变。造成这种现象的原因可能有2个; 一是氨氮浓度为 10 mg/L时, 高浓度的氨氮抑制了藻的生长, 使其生物量明显偏低, 且HB1617在培养第四天以后逐渐死亡; 二是高浓度的氨氮抑制了藻对水体中总磷的吸收利用。Xin等[18]的研究结果也表明在氨氮、硝氮、尿素3种不同氮源条件下培养栅藻, 以硝氮和尿素为氮源时水体中总磷的去除率均达到99%以上,而以氨氮为氮源时水体中总磷的去除率仅为76.4%。

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氨氮浓度为1—5 mg/L时, 总磷的去除率随氨氮含量的升高而增大(图 4), 在SHY-370与HB1617中总磷的zui大去除率分别为6.38% 和20.48%,HB1617的总磷去除能力明显高于SHY-370, 但其去除率也较低, 可能的原因是氮磷比(1﹕10)影响了磷的吸收。 Redfield定律认为, 组成藻类细胞的氮磷原子比率为N﹕P=16﹕1, 氮磷比大于16﹕1时,磷被认为是限制性因素; 氮磷比小于 10﹕1时, 氮则被考虑为限制性因素[19], 本实验中N﹕P小于10﹕1, 所以氮的含量低可能影响了磷的吸收。
在不同初始氨氮浓度条件下人工污水中氨氮含量变化 如图 5所示, 氨氮浓度为1—5 mg/L时, 水体中氨氮均在48h内减低至0.5 mg/L以下, 去除率均达到95%以上, HB1617与SHY-370两株藻之间的氨氮去除效果并无明显的差异(P>0.05)。
氨氮浓度为10 mg/L时, 培养前2天氨氮含量迅速下降, HB1617对水体中氨氮去除速率可达3.98 mg/ (L·d), SHY-370略低, 为3.42 mg/(L·d); 培养第4天,HB1617的培养水体中的氨氮含量降至0.5 mg/L以下, 去除率达到99%以上, 而SHY-370的培养水体中氨氮含量降至0.61 mg/L, 去除率为94%。梁晶晶等[20]利用固定化微绿球藻处理人工污水中氮磷, 氨氮含量为17 mg/L时, 不同的藻球投放质量条件下细胞密度均有一定的增大, 氨氮zui大去除率为75.08%,在充气培养条件下氨氮去除率则达到85.93%。与梁晶晶等研究的微绿球藻相比本实验2株毛枝藻对氨氮的耐受能力较弱, zui大可耐受氨氮浓度仅为 10 mg/L, 但在氨氮浓度低于10 mg/L时其去除率能达到94%以上。因此, SHY-370和HB1617两株毛枝藻在氨氮浓度低于10 mg/L的污水的处理方面具有一定的应用前景。吸附法一般将吸附剂装入填充柱，采用动态吸附方式进行，操作简便，除氟效果稳定，适用于水量较小的饮用水深度处理。用于除氟的常用吸附剂主要有活性氧化铝、骨炭、沸石、膨润土、活性炭、羟基磷灰石，及对氟吸附容量较高的氧化锆等稀土化合物。利用这些吸附剂可将废水中氟离子浓度降到1mg/L以下，达到饮用水的标准。