给排水毕业设计说明书(渭南市130000t)

'摘要本设计是渭南市130000t/d污水处理厂的初步设计。该处理厂处理城市污水。水质较复杂：五日生化需氧量（BOD5）：180mg/L；悬浮物（SS）：255mg/L；化学需氧量（CODcr）：400mg/L；TN：80mg/L；TP:5mg/L。处理后的水质要求：BOD5≤20mg/L；SS≤20mg/L；CODcr≤80mg/L；TN≤20mg/L；TP≤1mg/L。根据设计要求和求新的思想，该污水处理工程进水中氮含量均偏高，在去除BOD5和SS的同时，还需要进行脱氮除磷处理，故采用当代水处理工艺中较流行的卡鲁赛尔氧化沟工艺。该工艺综合了以往工艺的优点，而且该系统可进行硝化，反硝化反应，从而达到生物脱氮的功能。该系统具有高效，节能的特点，且耐冲击负荷高，出水水质好。因此,更具有广泛的适应性，完全适合本设计的实际要求。本工艺的主要构筑物包括格栅、污水泵房、沉砂池、氧化沟、二沉池、接触消毒池、浓缩池、污泥脱水机房等。本设计采用了卡鲁赛尔氧化沟主体工艺，工艺流程简单，省去了初沉池和污泥消化系统，节省了基建投资和运行费用，同时曝气设备和构造形式多样，运行灵活，管理方便，保证出水达到污水排放标准，做到了水资源的合理利用。关键词：卡鲁赛尔氧化沟；格栅；浓缩池；泵房；新工艺；二沉池 AbstractItisapreliminarydesignandconstructiondrawingforthesewagetreatmentplantdevelopmentzone.Thisplanttreatmunicipalsewage,mainly.Itswaterqualityismorecomplicated:Suspendedsubstance(SS):255mg/L;Thebiochemicaloxygendemandoffivedays(BOD5):180mg/L;Thechemicaloxygendemand(CODcr):400mg/L;TN:80mg/L;TP:5mg/L.Treatedwaterqualityisrequired:BOD5≤20mg/L;SS≤20mg/L;TN≤3mg/L;TP≤1mg/L.Accordingtothedesigningrequirementandthoughtoflookingfornovelty:thecontentofnitrogenisonthehighsideinthisprojectwaterquality,soitshouldbedealedwith,whilegetridofBOD5andSS.Weadoptanduseakindofcraft,whichisacomparativelyextensivedenitrificationcraftsatpresent,namely,Carrouseloxidizingcraft.Theadvantageofthiscomprehensivecraftisextensiveadaptability,totallysuitableforrealityoriginallydesigned"spurpose.Itsmainstructuresincludgatewell,grid,sewagepumpinghouse,earateandsinkingsandpool,oxidizingditch,thesecondsinkingpool,contactingpool,concentrationtank,mudtodehydrateinthecomputerlabetc.Thisdesignhaveadoptedthedenitrificationcraftandequipmentofgoodperformance,andtheprocedureissimple,managementisconvenient,donotneedtoaddthefirstsinkingpool,digestivesystem.reducingbuildingandoperatingexpenses,realizingautomationtotallyatthesametime,easytomanage,makingthetreatedwaterreachsewagedischargestandard,accomplishtherationalutilizationofwaterresource.Keywords:Carrouseloxidizingditch,Grid,Concentrationpool,Pumpinghouse,Newcraft,Thesecondsinkingpool. 目录第一章概述………………………………………………………………………………………………1一.设计任务及依据………………………………………………………………………………………1（一）设计题目……………………………………………………………………………………………1（二）设计原始资料………………………………………………………………………………………11.设计目的………………………………………………………………………………………………12.设计要求………………………………………………………………………………………………13.毕业设计内容…………………………………………………………………………………………14.自然条件及现状和规划………………………………………………………………………………1二.设计水量……………………………………………………………………………………………2三.去除率………………………………………………………………………………………………2第二章城市污水处理方案的确定………………………………………………………………………2一.确定污水处理方案的原则……………………………………………………………………………2二.污水处理方案的确定…………………………………………………………………………………3（一）A2O工艺和氧化沟工艺的比较……………………………………………………………………3（二）SBR工艺和氧化沟工艺的比较……………………………………………………………………4（三）氧化沟工艺的选择…………………………………………………………………………………5（四）工艺流程的确定……………………………………………………………………………………6（五）主要构筑物的选择…………………………………………………………………………………6第三章污水处理系统设计计算…………………………………………………………………………9一.泵前中格栅……………………………………………………………………………………………9二.污水提升泵站…………………………………………………………………………………………10三.泵后细格栅……………………………………………………………………………………………12四.沉砂池…………………………………………………………………………………………………14五.氧化沟及厌氧池………………………………………………………………………………………16六.二沉池…………………………………………………………………………………………………22七.消毒接触池与加氯间…………………………………………………………………………………26第四章污泥处理构筑物设计计算………………………………………………………………………27一.污泥浓缩池……………………………………………………………………………………………27二.污泥脱水机房…………………………………………………………………………………………30三.污泥泵房………………………………………………………………………………………………31第五章污水厂总体布置…………………………………………………………………………………31一.平面布置及总平面图…………………………………………………………………………………31二.污水厂的高程布置……………………………………………………………………………………32参考文献…………………………………………………………………………………………………35附录一：外文原文…………………………………………………………………………………………附录二：中文翻译………………………………………………………………………………………… 致谢………………………………………………………………………………………………………… 毕业设计说明书第一章概述一、设计依据及设计任务（一）设计题目渭南市130000t/d城镇污水处理工程设计（二）设计原始资料《给水排水工程专业》毕业设计任务书1．设计目的在教师的指导下，通过毕业设计受到一次综合运用大学四年中所学的理论知识和技能的训练，进一步提高分析问题和解决问题的能力；学会阅读参考资料，文献，收集运用设计资料的方法以及如何使用规范，手册，产品目录，选用标准图的技能，从而提高设计计算以及绘图的能力。2．设计要求毕业设计开始之前，必须认真阅读毕业设计任务书，学习与之相关的教材以及熟悉所用规范，手册，标准图等有关的文献资料，所作设计力求设计原则与方案的选定能够贯彻国家有关方针，政策，论证正确合理，设计计算正确，图面整洁，说明书简明扼要，文理通顺，保证在规定的时间内质量良好的完成设计。3．毕业设计内容(1)污水处理厂处理方案选择与确定(2)确定处理方案的初步设计1)污水厂总平面图设计，污水流程高程系统设计2)污水泵房设计3)污水处理构筑物4)污泥处理构筑物4．自然条件及现状和规划(1)污水处理厂进水水质，见表1。表1污水处理厂进水水质项目SSMg/LCODcrMg/LBOD5Mg/LTNMg/L总磷Mg/LPH平均水温°C数值2554001808056.5-8.510-23(2)污水处理程度 根据所在城市排放水体水系的污染程度及环保要求，以《城镇污水处理厂污染物排放表准》（GB18918-2002）的一级B标准执行。见表2。表2指标单位浓度值CODcrmg/L£80BOD5mg/L£20SSmg/L£20TNmg/L£20TPmg/L£1pH6-9(3)气象资料1)气温：年平均气温12.5℃；最热月月平均最高28.0℃，最冷月月平均最低-8.0℃。2)夏季最多风向：城市夏季主导风向为：6月SSE，7月SSW，8月SSW。3)降雨量（年平均总量）：730mm。4)最大冻土深度：55cm。(4)地质资料1)厂区地面高程:17.00m2)土壤承载力：0.13MPa3)设计地震烈度：7度(5)水文资料正常水位岸边-3.50米，最高水位岸边-1.60米，最低水位岸边-5.80米，河流宽度-7.50米，河底高程-8.00米。污水处理厂排放口距受纳水体的距离为200米。地下水水位标高:-5.00米。二.设计水量城镇污水平均日污水量：城镇污水总变化系数：则最大日污水量：为了便于设计，取三.去除率处理水质达到《城镇污水处理厂污染物排放表准》（GB18918-2002）的一级B标准，根据给排水手册5，结合排放水要求和出水水质，计算去除率，如表3所示： 式中：C0——进水物质浓度；Ce——出水物质浓度。表3水质去除率计算序号基本控制项目二级标准进水水质去除率1COD8040080.0%2BOD52018089.0%3SS2025592.0%4TN208075.0％5总磷1580.0%第二章城市污水处理方案的确定一、确定污水处理方案的原则确定污水处理方案的原则：1．城市污水处理应采用先进的技术设备，要求经济合理，安全可靠，出水水质好；保证良好的出水水质，效益高；2．污水厂的处理构筑物要求布局合理，建设投资少，占地少；自动化程度高，便于科学管理，力求达到节能和污水资源化；3.为确保处理效果，采用成熟可靠的工艺流程和处理构筑物；提高自动化程度，为科学管理创造条件；4.污水处理采用生物处理，污泥脱水采用机械脱水并设事故干化厂；污水采用季节性消毒；5.提高管理水平，保证运转中最佳经济效果；充分利用沼气资源，把沼气作为燃料；6.查阅相关的资料确定其方案。最佳的处理方案要体现以下优点：1)保证处理效果，运行稳定；2)基建投资省，耗能低，运行费用低； 3)占地面积小，泥量少，管理方便。一、污水处理方案的确定本设计为中等规模的污水处理厂，要求脱氮除磷，故选用几种常用的生物处理法进行比较。（一）A2/O工艺和氧化沟工艺的比较1.A2/O工艺特点:(1)本工艺在系统上可以称为最简单的同步脱N除P工艺，总的水力停留时间少于其他同类工艺；(2)在厌氧（缺氧）、好氧交替运行条件下，丝状菌不能大量增殖，无污泥膨胀之虞，SVI值一般均小于100；(3)污泥中含P浓度高，一般为2.5%以上，具有很高的肥效；(4)运行中勿需投药，两个A段只用轻缓搅拌，以不增加溶解氧为度，运行费用低；(5)厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和不同种类微生物菌群的有机配合，能同时具有去除有机物、脱N除P的功能；(6)脱N效果受混合液回流比大小的影响，除P效果则受回流污泥中夹带DO和硝酸态氧的影响，因而脱N除P效率不可能很高。存在问题：(7)除P效果难于再行提高，污泥增长有一定的限度，不易提高，特别是当P/BOD值高时更是如此；(8)脱N效果也难于进一步提高，内循环量一般以2Q为限，不宜太高；(9)进入沉淀池的处理水要保持一定浓度的DO，减少停留时间，防止生产厌氧状态和污泥释放P的现象出现，但DO浓度也不宜过高，以防循环混液对缺氧反应器的干扰。2.氧化沟工艺特点:(1)氧化沟内循环流量很大，进入沟内的原污水立即被大量的循环水所混合和稀释，因此具有很强的承受冲击负荷的能力，对不易降解的有机物也有较好的处理效果。(2)处理效果稳定可靠，不仅可满足BOD5、SS的排放标准，还可以达到脱N除P的效果。(3)由于氧化沟的水力停留时间和泥龄都很长，悬浮物、有机物在沟内可获得较彻底的降解。(4)活性污泥产量少且趋于稳定，一般可不设初沉池和污泥消化池，有的甚至取消二沉池和污泥回流系统，简化了处理流程，减少了处理构筑物，使其基建费用和运行费用都低于一般活性污泥法。(5)承受水质、水量、水温能力强，出水水质好。存在问题:氧化沟运行管理费用高；氧化沟沟体占地面积大。（二）SBR工艺和氧化沟工艺的比较SBR工艺和氧化沟工艺都比较适合于中小型污水厂，如果设计管理的好，都可以取得比较好的除磷脱氮效果。但是这两种工艺又各有优缺点，分别适用于不同的情况。1.SBR工艺由于采用合建式，不需要设置二沉地，同时由于采用微孔曝气，可以采用的水深一般为4～6m，比一般氧化沟的水深(3～4m)要深，因此在同样的负荷条件下，SBR工艺的占地面积小，如果污水处理厂所在地的征地费用比较高，对SBR工艺有利。 2.SBR工艺中一个周期的沉淀时间是由活性污泥界面的沉速、MLSS浓度、水温等因素确定的，浑水时间是由滗水器的长度、上清液的滗除速率等因素决定的，对于一个固定的反应系统，沉淀时间和滗水时间的和基本上是固定的，一般都不应小于2小时，因此，每个周期的时间短，反应时间所占的比例就低，反应池的体积利用系数降低。对于对污泥稳定要求不高的污水厂，选择SBR工艺不利。(合建式氧化沟工艺也有这个缺点)。3.SBR工艺和交替式氧化沟需要频繁地开停进水阀门，曝气设备，滗水器等，因此，对自控设备的要求比较高，目前，某些国产设备的质量尚不过关，如果考虑进口，自控系统所占的投资比例将增加，而且将增大维修费用。4.在寒冷的气候条件下，因为表面爆气器会造成表面冷却或者结冰，降低污水的温度，而污水的温度降低，对生化反应尤其是硝化反应的影响较大，所以，在寒冷地区，采用氧化沟工艺，需要采取一些特殊措施，如将氧化沟加盖，而这些措施都使氧化沟工艺在和其它工艺竞争中，处于不利的地位。5.在一些水量非常小的小城镇，夜间几乎没有污水产生，这时候SBR工艺和交替式氧化沟工艺有优越性，曝气设备可以白天运转，夜间停止运行。综上所述，考虑本设计水量、水质及脱氮除磷的要求，氧化沟工艺更具优越性。（一）氧化沟的选择1.选择目前应用较为广泛的氧化沟类型包括：帕斯韦尔（Pasveer）氧化沟、卡鲁塞尔（Carrousel）氧化沟、奥尔伯（Orbal）氧化沟、T型氧化沟（三沟式氧化沟）、DE型氧化沟和一体化氧化沟。这些氧化沟由于在结构和运行上存在差异，因此各具特点。在污水脱氮除磷的工艺设计中必须具备厌氧、缺氧、好氧3个基本条件，但是在实施过程中由于所需的处理构筑物多、污泥回流量大，从而造成投资大、能耗多、运行管理复杂。而卡鲁塞尔氧化沟将厌氧、缺氧、好氧过程集中在一个池内完成，各部分用隔墙分开自成体系，但彼此又有联系。该工艺充分利用污水在氧化沟内循环流动的特性，把好氧区和缺氧区有机结合起来，实现无动力回流，节省了去除硝酸盐氮所需混合液回流的能量消耗。Carrousel氧化沟由于具有良好的除磷脱氮能力、抗冲击负荷能力和运行管理方便等优点，已经得到了广泛的应用。所以这里我们也将选择卡鲁塞尔氧化沟作为生物处理工艺。2.比较Orbal氧化沟，即“0、1、2”工艺，由内到外分别形成厌氧、缺氧、和好氧三个区域，采用转碟曝气。由于从内沟(好氧区)到中沟(缺氧区)之间没有回流设施，所以总的脱氮效率较差。在厌氧区采用表面搅拌设备，不可避免的带入相当数量的溶解氧，使得除磷效率较差。三沟式氧化沟属于交替运行式氧化沟，由丹麦Kruger公司创建。由三条同容积的沟槽串联组成，两侧的池子交替作为曝气池和沉淀池，中间的池子一直作为曝气池。原污水交替地进入两侧的池子，处理出水则相应地从作为沉淀池的池中流出，这样提高了曝气转刷的利用率（达59%左右），另外也有利于生物脱氮。。3.Carrousel氧化沟的结构：由图1可见，Carrousel 氧化沟使用定向控制的曝气和搅动装置，向混合液传递水平速度，从而使被搅动的混合液在氧化沟闭合渠道内循环流动。因此氧化沟具有特殊的水力学流态，既有完全混合式反应器的特点，又有推流式反应器的特点，沟内存在明显的溶解氧浓度梯度。氧化沟断面为矩形或梯形，平面形状多为椭圆形，沟内水深一般为2.5～4.5ｍ，宽深比为2:1，亦有水深达7m的，沟中水流平均速度为0.3m/s。氧化沟曝气混合设备有表面曝气机、曝气转刷或转盘、射流曝气器、导管式曝气器和提升管式曝气机等，近年来配合使用的还有水下推动器。图1Carrousel氧化沟平面结构图4.Carrousel氧化沟处理污水的原理最初的普通Carrousel氧化沟的工艺中污水直接与回流污泥一起进入氧化沟系统。表面曝气机使混合液中溶解氧DO的浓度增加到大约2～3mg/L。在这种充分掺氧的条件下，微生物得到足够的溶解氧来去除BOD；同时，氨也被氧化成硝酸盐和亚硝酸盐，此时，混合液处于有氧状态。在曝气机下游，水流由曝气区的湍流状态变成之后的平流状态，水流维持在最小流速，保证活性污泥处于悬浮状态（平均流速>0.3m/s）。微生物的氧化过程消耗了水中溶解氧，直到DO值降为零，混合液呈缺氧状态。经过缺氧区的反硝化作用，混合液进入有氧区，完成一次循环。该系统中，BOD降解是一个连续过程，硝化作用和反硝化作用发生在同一池中。由于结构的限制，这种氧化沟虽然可以有效的去除BOD，但除磷脱氮的能力有限。由于本设计脱氮除磷要求较高，故选用前端设反硝化区的Carrousel2000型氧化沟。（一）工艺流程的确定工艺流程如图2城市污水→中格栅→提升泵房→细格栅→沉砂池→厌氧池↓出水←消毒接触池←二沉池←Carrousel2000氧化沟↓污泥泵房→浓缩池→脱水机房图2.污水处理工艺流程图（二）主要构筑物的选择1.污水处理构筑物的选择(1)格栅格栅是一组平行的金属栅条或筛网组成，安装在污水管道、泵房、集水井的进口处或处理厂的端部，用以截留较大的悬浮物或漂浮物，以便减轻后续处理构筑物的处理负荷。截留污物的清除方法有两种，即人工清除和机械清除。大中型污水处理厂截污量大，为减轻劳动强度，一般应用机械清除截留物。本工程设计确定采用两道格栅，20mm的中格栅和10mm的细格栅。 (2)污水泵房城市污水处理厂的运行费用大部分来自于电能，其中40%的电能为水泵消耗，所以确定合理的水泵及泵站具污水处理厂的关键所在。污水泵站的特点及形式泵站形式的选择取决于水力条件和工程造价，其它考虑因素还有：泵站规模大小、泵站的性质、水文地质条件、地形地物、挖渠及施工方案、管理水平、环境性质要求、选用水泵的形式及能否就地取材等。污水泵站的主要形式：1)合建式矩形泵站，装设立式泵，自灌式工作台，水泵数为4台或更多时，采用矩形，机器间、机组管道和附属设备布置方便，启动简单，占地面积大；2)合建式圆形泵站，装设立式泵，自灌式工作台，水泵数不超过4台，圆形结构水力条件好，便于沉井施工法，可降低工程造价，水泵启动方便。3)对于自灌式泵房，采用自灌式水泵，叶轮（泵轴）低于集水池最低水位，在最高、中间和最低水位都能直接启动，其优点为启动及时可靠，不需引水辅助设备，操作简单。4)非自灌式泵房，泵轴高于集水池最高水位，不能直接启动，由于污水泵水管不得设低阀，故需设引水设备。但管理人员必须能熟练的掌握水泵的启动程序。由以上可知，本设计因水量较大，并考虑到造价、自动化控制等因素，以及施工的方便与否，采用自灌式半地下式矩形泵房。本工程设计确定采用与中格栅合建的潜水泵房。(3)沉砂池沉砂池的功能是去除比重较大的无机颗粒。按水流方向的不同可分为平流式、竖流式、曝气沉砂池和旋流沉砂池四类。1)平流沉砂池优点：沉淀效果好，耐冲击负荷，适应温度变化。工作稳定，构造简单，易于施工，便于管理。缺点：占地大，配水不均匀，易出现短流和偏流，排泥间距较多，池中约夹杂有15%左右的有机物使沉砂池的后续处理增加难度。2)竖流沉砂池优点：占地少，排泥方便，运行管理易行。缺点：池深大，施工困难，造价较高，对耐冲击负荷和温度的适应性较差，池径受到限制，过大的池径会使布水不均匀。3)曝气沉砂池优点：克服了平流沉砂池的缺点，使砂粒与外裹的有机物较好的分离，通过调节布气量可控制污水的旋流速度，使除砂效率较稳定，受流量变化影响小，同时起预曝气作用，其沉砂量大，且其上含有机物少。缺点：由于需要曝气，所以池内应考虑设消泡装置，其他型易产生偏流或死角，并且由于多了曝气装置而使费用增加，并对污水进行预曝气，提高水中溶解氧。4）旋流沉砂池（钟式沉砂池）优点：占地面积小，可以通过调节转速，使得沉砂效果最好，同时由于采用离心力沉砂，不会破坏水中的溶解氧水平（厌氧环境）。 缺点：气提或泵提排砂，增加设备，水厂的电气容量，维护较复杂。基于以上四种沉砂池的比较，考虑到后续厌氧池对进水的要求，本工程设计确定采用平流式沉砂池。(4)沉淀池（二沉池）由于本设计主要构筑物采用氧化沟，可不设初沉池。二沉池设在生物处理构筑物的后面，用于沉淀去除活性污泥。1)平流沉淀池优点：沉淀效果好；耐冲击负荷和温度的变化适应性强；施工容易，造价低。缺点：池子配水不均匀；采用多斗排泥时，每个泥斗需要单设排泥管各自排泥，操作量大。适用条件:适用于大、中、小型污水处理厂；适用于地下水位较高和地质条件较差的地区。2)辐流沉淀池优点：多为机械排泥，运行较好，管理较简单；排泥设备已趋定型。缺点：池内水速不稳定，沉淀效果较差；机械排泥设备复杂，对施工质量要求高。适用条件：适用于大、中型污水处理厂；适用于地下水位较高的地区。3)竖流沉淀池优点：排泥方便，管理简单；占地面积较小。缺点：池子深度大，施工困难；对冲击负荷和温度变化的适应性能力较差；造价较高；池径不宜过大，否则布水不均匀。适用条件：适用于处理水量不大的小型污水处理厂。4)斜板（管）沉淀池优点：沉淀效率高，停留时间短；占地面积小。缺点：用于二沉池时，当固体负荷较大时其处理效果不太稳定，耐冲击负荷的能力较差。综上所述，四种沉淀池的优缺点比较，并结合本设计的具体资料可知，本工程二沉池采用中心进水、周边出水的辐流式沉淀池。(5)氧化沟Carrousel2000型氧化沟系统是在Carrousel型氧化沟的基础上发展起来的，是在Caarrousel型氧化沟的基础上再分别设置一个厌氧池和一个缺氧池，以提高氧化沟对N、P 的有效去除，改进后的Carrousel氧化沟处理能力大大提高，该系统能够在前置的厌氧池和缺氧池对进入氧化沟的污水分别进行预反硝化的反应，从而达到生物脱氮的目的，在该系统前设置的厌氧池，可以使回流污泥与原污水在厌氧池混合，则可达到进一步生物除磷的目的。(6）消毒污水处理厂常用的消毒方法有液氯消毒、漂白粉消毒、臭氧消毒和紫外线消毒等四种，他们的优缺点和使用条件如下。1）液氯消毒优点：价格便宜，效果可靠，投配设备简单。缺点：对生物有毒害作用，并且可能产生致癌物质。适用于大、中型规模的污水处理厂。2）漂白粉消毒优点：投加设备简单，价格便宜。缺点：除用液氯缺点外，尚有投配量不准确，溶解剂调制不便，劳动强度大。适用于消毒要求不高或间断投加的小型污水处理厂。3）臭氧消毒优点：消毒效率高，能有效的降解水中残留有机物、色味等，污水温度、PH值对消毒效果影响小，不产生难处理或生物积累性残余物。缺点：投资大，成本高，设备管理复杂。4）紫外线消毒优点：是紫外线照射和氯化共同作用的物理化学方法，消毒效率高，占地面积小。缺点：紫外线照射灯具货源不足，电耗能量较多，没有持续消毒能力。综上四种消毒方法的比较，本工程设计采用液氯消毒。2.污泥处理构筑物的选择1）污泥浓缩污泥浓缩池主要是降低污泥中的空隙水，来达到使污泥减容的目的。浓缩池可分为重力浓缩池和浮选浓缩池。重力浓缩池按其运行方式分为间歇式或连续式。a.浮选浓缩池：适用于浓缩活性污泥以及生物滤池等较轻的污泥，并且运行费用较高贮泥能力小。b.重力浓缩池：用于浓缩初沉池污泥和二沉池的剩余污泥，运行费用低，动力消耗小。综上所述，本设计采用连续式重力浓缩池。2)污泥脱水污泥脱水的方法有自然干化、机械脱水及污泥烧干、焚烧等方法。本设计采用机械脱水，采用带式压滤机。第三章污水处理系统设计计算一、泵前中格栅1．设计参数：设计流量Q=1852L/s 栅前流速v1=0.7m/s，过栅流速v2=0.9m/s栅条宽度s=0.01m，格栅间隙d=20mm栅前部分长度0.5m，格栅倾角α=75°单位栅渣量ω1=0.05m3栅渣/103m3污水2．设计计算(1)确定格栅前水深，根据最优水力断面公式计算得栅前槽宽，则栅前水深m(2)栅条间隙数(取n=84)(3)栅槽有效宽度，取2.50m。(4)若进水渠宽B1=1.60m，渐宽部分展开角α1=20°，则进水渠道渐宽部分长度(5)栅槽与出水渠道连接处的渐窄部分长度(6)过栅水头损失（h1）因栅条边为矩形截面，取k=3，则式中：ε=β（s/b）4/3h0：计算水头损失k：系数，格栅受污物堵塞后，水头损失增加倍数，取k=3ε：阻力系数，与栅条断面形状有关，当为矩形断面时β=2.42(7)栅后槽总高度（H）取栅前渠道超高h2=6.00m，则栅前槽总高度H1=h+h2=1.15+6.00=7.15m栅后槽总高度H=h+h1+h2=1.15+0.103+6.00=7.25m(8）栅槽总长度L=L1+L2+0.5+1.0+1.45/tanα=1.24+0.62+0.5+1.0+7.15/tan75°=5.28m,设计中取7.00m。(9)每日栅渣量所以宜采用机械格栅清渣。(10)计算草图如下： 二、污水提升泵房（一）设计参数进水管管底高程为10.00m,管径1600mm，充满度0.75。设计流量：Q=1852L/s。（二）泵房设计计算泵站选用集水池与机器间合建的矩形泵站。1.流量的确定本设计拟定选用6台泵（5用1备），则每台泵的设计流量为：2.扬程的估算式中：2.0——污水泵及泵站管道的水头损失，m；1.5—2.0——自由水头的估算值，m，取1.5m；H静——水泵集水池的最低水位H1与水泵出水水位H2之差；单管出水井的最高水位与地面的高差估计为5.0m；则水泵扬程为，取15m 3.选泵由q=1333.4m3/h,H=15m,可查手册11得：选用350QW1500-15-90型潜水污水泵，其各项性能如下：表4.350QW1500-15-90型潜水污水泵性能表型号流量Q（m3/h）扬程H（m）转速n（r/min）轴功率W(kw)效率(%)重量(kg)350QW1500-15-901500159909082.120004.集水池1)集水池形式污水泵站的集水池宜采用敞开式，本工程设计的集水池与泵房和共建，属封闭式。2)集水池的通气设备集水池内设通气管，并配备风机将臭气排出泵房。3)集水池清洁及排空措施集水池设有污泥斗，池底作成不小于0.01的坡度，坡向污泥井。从平台到池底应设下的扶梯，台上应有吊泥用的梁钩滑车。4)集水池容积计算泵站集水池容积一般按不小于最大一台泵5分钟的出水量计算，有效水深取1.5—2.0米。本次设计集水池容积按最大一台泵6分钟的出水量计算,有效水深取2.0m。则集水池的最小面积F为：结合QW潜水泵的安装尺寸，集水池的尺寸为：10000mm×8200mm×2000mm则集水池的有效容积为10×8.2×2=164m3>133.34m3（合格）5)集水池的排砂污水杂质往往发表沉积在集水池内，时间长了腐化变臭，甚至堵塞集水坑，影响水泵正常吸水，因此，在压水管路上设压力冲洗管DN150mm伸入集水坑，定期将沉渣冲起，由水泵抽走。5.潜水泵的布置本设计中共有6台潜水泵，五台泵并排布置，具体的尺寸为：泵轴间的间距为：1600mm；泵轴与侧面墙的间距为：1000mm；泵轴与进水侧墙的间距为：5200mm；泵轴与出水侧墙的间距为：3000mm。其它的数据参考设备厂家提供的安装数据。6.泵房高度的确定1)地下部分 集水池最高水位为中格栅出水水位标高即：H=11.097m集水池最低水位为：11.097-2.0=9.097m集水池最低水位至池底的高差按水泵安装要求取：1.20m则泵房地下埋深H1=17.00-9.097+1.20=9.103m2)地上部分式中：n——一般采用不小于0.1，取为0.1m；a——行车梁高度，查手册11为0.7m；c——行车梁底至起吊钩中心距离，查手册11为1.06m；d——起重绳的垂直长度；取0.5m；e——最大一台水泵或电动机的高度；为2.14m。h——吊起物低部与泵房进口处室内地坪的距离，0.2m，本设计取6.4m。则泵房高度7.单管出水井的设计单个350QW1500-15-90潜水泵的出口直径为：350mm。每个潜水泵都采用出水方井，尺寸为1.5m×1.5m，并在与细格栅相连一侧，设置宽1.5m的出水堰。出水堰的堰上水头为：三、泵后细格栅1．设计参数设计流量Q=1852L/s栅前流速v1=0.7m/s，过栅流速v2=0.9m/s栅条宽度s=0.01m，格栅间隙d=10mm栅前部分长度0.5m，格栅倾角α=60°单位栅渣量ω1=0.10m3栅渣/103m3污水2．设计计算（1）确定格栅前水深，根据最优水力断面公式计算得栅前槽宽，则栅前水深m （2）栅条间隙数（取n=168）设计两组格栅，每组格栅间隙数n=84条（3）栅槽有效宽度B2=s（n-1）+bn=0.01（84-1）+0.01×84=1.67m所以总槽宽B为1.67×2+0.2＝3.54m（考虑中间隔墙厚0.2m）（4）进水渠道渐宽部分长度（其中α1为进水渠展开角）（5）栅槽与出水渠道连接处的渐窄部分长度（6）过栅水头损失（h1）因栅条边为矩形截面，取k=3，则其中ε=β（s/b）4/3h0：计算水头损失k：系数，格栅受污物堵塞后，水头损失增加倍数，取k=3ε：阻力系数，与栅条断面形状有关，当为矩形断面时β=2.42（7）栅后槽总高度（H）取栅前渠道超高h2=0.8m，则栅前槽总高度H1=h+h2=1.15+0.8=1.95m栅后槽总高度H=h+h1+h2=1.15+0.26+0.8=2.21m（8）栅槽总长度L=L1+L2+0.5+1.0+2.21/tanα=1.70+0.85+0.5+1.0+2.21/tan60°=4.89m（9）每日栅渣量ω==13.01m3/d>0.2m3/d所以宜采用机械格栅清渣。(10)计算草图如下： 四、沉砂池采用平流式沉砂池。1.设计参数设计流量：Q=1852L/s设计流速：v=0.25m/s水力停留时间：t=30s2.设计计算设计中选择二组平流式沉淀池，N=2，分别与格栅连接，每组沉砂池设计流量为0.926m3/s。（1）沉砂池长度：L=vt=0.25×30=7.5m（2）水流断面积：A=Q/v=0.926/0.25=3.704m2（3）沉砂池宽度：式中B——沉砂池宽度（m）h2——设计有效水深（m）,一般采用0.25~1.00m。设计中取h2=0.8m,每组沉砂池设两格=2.32m （4）沉砂室所需容积：设T=2d，式中X：城市污水沉砂量30m3/106m3，K：污水流量总变化系数1.23（5）每个沉砂斗容积式中V0——每个沉砂斗容积（m3）n——沉砂斗个数（个）设计中取每一个分格有2个沉砂斗，共有个沉砂斗个（6）沉砂斗各部分尺寸及容积：设计斗底宽a1=0.5m，斗壁与水平面的倾角为55°，斗高hd=0.6m，则沉砂斗上口宽：沉砂斗容积：（略大于V0=0.488m3，符合要求）（7）沉砂池高度：采用重力排砂，设计池底坡度为0.06，坡向沉砂斗长度为则沉泥区高度为h3=hd+0.06L2=0.6+0.06×2.41=0.745m池总高度H：设超高h1=0.3m，H=h1+h2+h3=0.3+0.8+0.745=1.85m（8）进水渐宽部分长度:（9）出水渐窄部分长度:L3=L1=1.43m （8）校核最小流量时的流速：式中Qmin——最小流量，一般采用0.75Q平均；n1——沉砂池格数（个），最小流量时取1;Amin——最小流量时的过水断面面积。>0.15m/s，符合要求（11）计算草图如下：五．氧化沟（一）设计要求与依据污泥负荷为：0.03～0.10kgBOD5/(kgMLSS・d)水力停留时间：HRT=6～30h（二）设计参数本设计的卡鲁塞尔2000型氧化沟采用泥龄法设计，设计参数如下：1)为了达到污泥的好氧稳定，取污泥龄为25d；2)设计流量采用平均流量：Q=130000m3/d=5416.7m3/h；3)设计最低水温为：10℃；4)设计最高水温为：23℃；（三）设计计算 1.设计原始数据的确定1).设计流量为Q=2).确定污泥龄本设计为了达到污泥的好氧稳定，取污泥龄为30d。反硝化速率为,式中：N0--反硝化消耗的氮量，mg/l；TN0--进水的TN值，mg/l，设计值为80mg/l；TNe--出水的TN值，mg/l，设计值为20mg/l；S0--进水的BOD值，mg/l，设计值为180mg/l则反硝化速率为：由于反硝化速率Kde=0.289.，且本设计为设缺氧区的的反硝化，则：式中：VD—缺氧区容积，m3；V—氧化沟的总容积，m3；θcd—缺氧区的污泥龄，d；θc—氧化沟的总泥龄，d，30d。3).计算产泥系数式中K——系数，取0.9；X0——进水的SS值，mg/l，设计值为255mg/l；校核氧化沟的污泥负荷0.033BOD5kg/（kgMLSS·d）合格。4).确定污泥浓度由于采用设缺氧区的氧化沟工艺，同时污泥达到好氧稳定，因此本设计的污泥浓度取：X=4.5gMLSS/L。 经过好氧稳定后，污泥的沉降性能得到很大改观，取污泥的容积指数为：SVI=120mL/g。污泥在二沉池的浓缩时间取：t=2h。故回流污泥浓度XR为：则相应的回流比为：%（符合要求）2.卡鲁塞尔2000型氧化沟容积的计算1).氧化沟容积的计算由得：氧化沟缺氧区的容积为：氧化沟好氧区的容积为：校核氧化沟的水力停留时间:（合格）2)厌氧池容积的计算取厌氧池的水力停留时间为T1=2.0h则厌氧池的容积为：校核厌氧污泥量比值：%>10%（合格）3.卡鲁塞尔2000型氧化沟沟型设计1)氧化沟尺寸的基本数据 本设计的氧化沟数量为：N=4座；有效水深取H=4.5m；每座氧化沟的廊道数为：m=3；氧化沟廊道宽取B=12m；2)氧化沟沟型的设计单座氧化沟的容积为：单座氧化沟的面积为：故每座氧化沟的廊道总长为（按中线计算）：氧化沟好氧区和缺氧区的分隔处占用了池容，这个池容折算为直线长，取这个长度为3m。则氧化沟廊道的总长为：其中氧化沟弯道的长度为：因此氧化沟廊道直线段的长度为：故氧化沟单个廊道直线的长度为：,取161m。氧化沟缺氧区廊道的总长度为：其中缺氧区弯道的长度为：因此缺氧区廊道直线段的长度为：故缺氧区单个廊道直线段的长度为：4.厌氧池的设计两个氧化沟组成一个系列，一个系列对应一个厌氧池，则本工程共有两个厌氧池。单池的容积为：厌氧池的池宽取为：B=20m,有效水深取为：H=4.5m;则厌氧池的长度为：，本设计取155m。5.需氧量的计算1)设计的基本数据 需氧量按最不利工况设计，设计流量按最高日流量设计。最不利工况为：T=23℃,θc=30d，取单位BOD的耗氧量为θc=1.35kgO2/kgBOD5。单位时间消耗的BOD量为：式中:fc—系数，本设计取1.1；单位时间硝化的氮量为：式中：Qa—最高日流量，m3/h，本设计取6667m3/h；单位时间反硝化的脱氮量为：则单位时间反硝化的脱氮量为：2)需氧量的设计计算氧化沟单位时间的需氧量为：AOR=1.35St+4.57Nht-2.86Not则由于厂区的设计地面标高为17.00m,近似为标准大气压，在水温为23℃时，实际需氧量转化为标准需氧量的系数k=1.59。则本设计氧化沟的实际需氧量为：降解单位BOD的耗氧量为：（合格）6.氧化沟剩余污泥量的计算氧化沟剩余污泥量为：7.氧化沟设备的选定卡鲁赛尔2000氧化沟的曝气设备总需氧量为：3861kgO2/h,4个氧化沟设置16台表面曝气机，则单台曝气机的供气量为： 选择DS400型倒伞型表面曝气机，设备参数如下：表5.DS400型倒伞型表面曝气机设备参数表型号供气量（kgO2/h）曝气叶轮直径（mm）单机功率（KW）重量（kg）DS400292.87400013526408.氧化沟管渠的设计1)氧化沟的管渠都按最高日最高时流量设计，管道计算如表6所示：最高日最高时流量：回流污泥量为：2)氧化沟的可调节堰的设计本工程的氧化沟采用可调节堰控制出水，堰上水头按薄壁堰设计，设计计算如下：薄壁堰的流量公式为：式中：m0—薄壁堰的流量系数，取0.42；b—可调节堰的堰长，m，本设计取6m；H—堰上水头，m；Qi—单个氧化沟出水流量，m3/s，本设计为1.1945m3/s；则将上式转换得，堰上水头为3)氧化沟出水槽的设计出水槽的高度为：式中：B——出水槽的设计宽度，为便于设计取1.2m；0.50——出水槽的超高，设计计算时取0.5m，但以施工图为准。则出水槽的高度为：表6氧化沟管渠计算表名称计算公式流量（L/s）管径DN（mm）流速v（m/s）坡降i（‰） 一个系列氧化沟进水总管Q/292610001.031.16单个氧化沟超越管Q/44637001.051.92单个氧化沟进水管(Q+QR)/41194.5410001.281.76单个氧化沟出水管(Q+QR)/41194.5410001.281.76一个系列氧化沟出水总管(Q+QR)/22389.0815001.140.852一个系列氧化沟回流污泥管QR/21463.0812001.312.539.氧化沟的计算草图如图5所示: 图5.氧化沟计算草图六、二沉池该沉淀池采用中心进水，周边出水的幅流式沉淀池，采用刮泥机。1.设计参数设计进水量：Q=160000m3/d表面负荷：范围为0.6—1.5m3/m2.h，取q=0.85m3/m2.h固体负荷：=140kg/m2.d水力停留时间（沉淀时间）：T=2.0h堰负荷：取值范围为1.5—2.9L/s.m，取2.0L/(s.m)2.设计计算设计选用8座辐流式沉淀池，单池的设计流量为：(1)单个沉淀池面积:按表面负荷算：沉淀池直径：，本设计取35m。(2)二沉池池边水深的计算清水区高度为：h1=0.8m分离区高度为：缓冲区高度为：h3=0.5m污泥浓缩区高度为： 池边超高为：h5=0.3m则二沉池的池边水深为：校核沉淀时间：（合格）有效水深为:(3)二沉池池底高度的计算及刮泥设备的选择池底坡度选择为：i=0.065池底高度为：刮泥机设备选择ZBG-35周边传动刮泥机，设备参数如下：表7ZBG-35周边传动刮泥机性能参数型号池径（m）单机功率（kW）周边线速（m/min）积泥斗高度（mm）ZBG-35352.21.25700二沉池总水深及径深比校核二沉池总水深：校核径深比：堰负荷（符合）(4)二沉池管渠的设计计算1)二沉池的管渠都按最高日最高时流量设计，管道如下表所示：最高日最高时流量：回流污泥量为： 表8二沉池管渠计算表名称计算公式流量Q（L/s）管径DN（mm）流速v（m/s）坡降i（‰）一个系列二沉池进水总管(Q+QR)/22389.0815001.1370.852单个二沉池进水管(Q+QR)/8597.278001.041.60单个二沉池排泥管QR/8365.775001.637.00两个二沉池汇合后排泥管QR/4731.547001.664.70一个系列二沉池出水总管Q/2926.0010001.031.16二沉池出水总管Q1852.0014001.0520.781单个二沉池浮渣管200单个二沉池放空管4002)二沉池出水堰的设计本工程二沉池的出水堰采用90°三角锯齿堰双边出流，处理水经过出水堰进入出水槽，然后汇入出水管排出。单个二沉池处理水的出流量为：出水堰周长： 式中：D1——环形出水槽外圈直径，m，34.6m；D2——环形出水槽内圈直径，m，34.3m；出水堰采用双侧90°三角形出水堰，三角形顶宽0.20m，堰顶之间的间距为0.05m，每个二沉池有三角堰：个其中外圈有435个90°三角形出水堰，内圈有431个90°三角形出水堰。每个三角堰的流量为：由得，三角出水堰的堰上水头为：3)二沉池环形出水槽的设计为了便于施工，环形出水槽不设坡度。环形出水槽的高度为：式中：Qa——环形出水槽一侧的流量，m3/s，本设计取Qa=Qi/2=0.1158L/s；B——环形出水槽的设计宽度，为便于设计取0.3m；0.20——出水槽的超高，设计计算时取0.20m，但以施工图为准。则环形出水槽的高度为：，设计取0.65m。(5)二沉池集配水井的设计计算1)配水井中心管径,施工时取2m。式中：v1——中心管内污水流速，m/s，一般采用≥0.6m/s，取0.8Qb——集配水井的设计流量，m3/s，2.3891m3/s2)配水井直径 ，施工时取3.5m。式中：v2——配水井内污水流速，m/s，一般采用0.2～0.4m/s，取0.43)集水井直径，本设计取5.0m。式中：v3——集水井内污水流速，m/s，一般采用0.2～0.4m/s，取0.20Qc——集配水井的设计流量，m3/s，0.9260m3/s4)配水井中心管的水通过薄壁堰溢流到配水井，薄壁堰堰上水头计算如下。薄壁堰的流量公式为：式中：m0—薄壁堰的流量系数，取0.42；b—可调节堰的堰长，m，b=πD1=3.14×2=6.28m；H—堰上水头，m；Qb—集配水井的设计流量，m3/s，2.3891m3/s则将上式转换得，堰上水头为：七、接触消毒池与加氯间采用平流式消毒接触反应池1．设计参数设计流量：Q′=130000m3/d=1505L/s（设一座）水力停留时间：T=0.5h=30min设计投氯量为：ρ＝6.0mg/L有效水深：h2=2.5m2．设计计算(1）接触池容积：(2)接触池表面积(3)接触池池长 式中——消毒接触池廊道总长（m）B——消毒接触池廊道单宽（m）设计中取B=8m消毒接触池采用3廊道，消毒接触池长：，设计中取45m。校核长宽比：，合乎要求。(4)池高H=h1+h2式中h1——超高（m），一般采用0.3m；h2——有效水深（m）H=0.3+2.5=2.8m3.加氯量计算二级处理出水采用液氯消毒时，液氯投加量一般为5—10mg/l,本设计中液氯投量采用6.0mg/l。每日加氯量为：第三章污泥处理构筑物设计计算一．污泥浓缩池1.设计要求1)连续流重力浓缩池可采用沉淀池形式，一般为竖流式或辐流式；2)浓缩时间一般采用10—16h进行核算，不宜过长；活性污泥含水率一般为99.2%—99.6%。3)污泥固体负荷采用20—30kg/m2·d，浓缩后污泥含水率可达97%左右；4)浓缩池的有效水深一般采用4m；5)浓缩池的上清夜应重新回流到初沉池前进行处理；6)池子直径与有效水深之比不大于3；7)浮渣挡板高出水面0.1—0.15m，淹没深度为0.3-0.4m2.设计参数进泥浓度：10g/L污泥含水率P1＝99.2％设计浓缩后含水率P2=97.0％ 污泥固体负荷：qs=45kgSS/(m2.d)污泥浓缩时间：T=10h贮泥时间：t=4h3.设计计算采用连续辐流式污泥浓缩池，进入浓缩池的剩余污泥量为q=3197.82m3/d=133.24m3/h，采用4个浓缩池,则单池流量为Q=799.46m3/d=33.31m3/h=9.25L/s。(1)浓缩池池体计算：1)浓缩池有效容积：V=QT式中:Q——设计污泥量，m3/h；T——浓缩时间，本设计取10h。V=33.31×10=333.1m32)浓缩池的有效面积：式中：F——浓缩池的有效面积，m2V——浓缩池的有效容积，m3h2——浓缩池的有效水深，m，一般取4.03)浓缩池直径,本设计取10m。4)池底高度：辐流式浓缩池采用中心驱动刮泥机，池底的坡度取i=0.05，刮泥机连续转动将污泥推入污泥斗，池底高度:5)泥斗高度：由于选择的是NZS1-10型浓缩机，根据浓缩机安装尺寸要求，浓缩池污泥斗的高度为:h4=0.70m。NZS1-10型浓缩机的设备参数如下表：表8NZS1-14型浓缩机参数表型号池径（m）单机功率（KW）NZS1-10100.75 6)浓缩池总高度：式中：——超高，一般采用0.3m。7)浓缩后剩余污泥量为:式中：Q1——浓缩后的污泥量，m3/h；P1——浓缩前污泥的含水率；P2——浓缩后污泥的含水率。单个浓缩池浓缩后污泥量为：8)浓缩后分离出的上清液量为:式中：Q2——浓缩后分离出的污水量，m3/h；P1——浓缩前污泥的含水率；P2——浓缩后污泥的含水率。单个浓缩池浓缩后分离出的上清液量为:9)出水堰浓缩池上清液采用三角堰单边出水，上清液经过出水堰进入出水槽，然后汇入出水管（上清液管）排出。单个浓缩池出水槽上清液流量为q=0.00679m3/s，取出水槽宽0.2m。出水堰周长式中：b——出水槽宽，m出水堰采用单侧90° 三角形出水堰，三角形顶宽0.16m，堰顶之间的间距为0.10m，每个浓缩池有三角堰：个每个三角堰的流量为：由得，三角出水堰的堰上水头为：出水槽的高度为：式中：Qb——出水槽的流量，为便于设计取；0.20——出水槽的超高。则出水槽的高度为：10)上清液管上清液管选用：DN200的钢管，流速为：0.32m/s。上清液管接入厂区污水管，上清液回到进水闸井。11)进泥管进泥量为0.00925m3/s，进泥量很小，采用污泥管道最小管径DN200mm，管道中流速为0.58m/s。12)排泥管：剩余污泥量0.00247m3/s，泥量很小，采用污泥管道最小管径DN200mm，间歇将污泥排入脱水机房的储泥池里，排泥时间为8h。二.污泥脱水机房1.设计依据带式压滤机的优点是：滤带可以回旋，脱水效率高，噪音小，能源消耗省，附属设备少，操作管理方便。因而本设计采用带式压滤机机械脱水。2.设计参数1)脱水前污泥含水率为97.0%；2)脱水后污泥含水率按75.0%计 3.设计计算脱水后污泥量：式中：Q0——脱水前污泥量，m3/d，本设计为：35.53m3/h。p1——脱水前污泥含水率，%p2——脱水后污泥含水率，%M——脱水后污泥重量，kg/h污泥脱水后形成的泥饼用汽车运走，分离液返回处理前端进行处理。三、污泥泵房1.设计说明二沉池活性污泥由吸泥管吸入，由池中心落泥管及排泥管排入池外套筒阀井中，然后由管道输送至回流泵房，其他污泥由刮泥板刮入污泥井中，再由排泥管排入剩余污泥泵房集泥井中。设计回流污泥量为QR=RQ,污泥回流比R=158%。则2.污泥泵设计选型(1)扬程：二沉池水面相对地面标高为0.833m,套筒阀井泥面相对标高为0.533m，回流污泥泵房泥面相对标高为-0.342m，氧化沟水面相对标高为2.952m，则污泥回流泵所需提升高度为：2.952-（-0.342）＝3.294m(2)流量：两座氧化沟设一座回流污泥泵房，即设两座，单座泵房回流污泥量为：1188.95L/s=4280.22m3/h(3)选泵：选用500ZQB-85轴流3台（2用1备），性能参数如下：表9500ZQB-85回流污泥泵参数表型号叶片角度流量（L/s）扬程（m）功率（KW）出口直径（mm）500ZQB-854°6514.1855500两座氧化沟产生的剩余污泥量为66.62m3/h,剩余污泥泵所需的扬程估计为8m，故选用2台100QW70-10-4剩余污泥泵（潜水泵），一用一备，性能参数如下：表10100QW70-10-4剩余污泥泵参数表型号流量（m3/h）扬程（m）功率（KW）出口直径（mm）效率（%）100QW70-10-47010410074.4 污泥泵房与厌氧池合建，平面尺寸为：12m×16m。第四章污水厂总体布置一．平面布置及总平面图污水处理厂的平面布置包括：处理构筑物的布置；办公、化验及其它辅助建筑物的布置以及以及各种管道、道路、绿化等的布置。1.平面布置的一般原则(1)处理构筑物的布置应紧凑，节约土地并便于管理；(2)处理构筑物的布置应尽可能按流程顺序布置，以避免管线迂回，同时应充分利用地形以减少土方量；(3)经常有人工作的地方如办公、化验等用房应布置在夏季主导风的上风向，在北方地区也应考虑朝阳，设绿化带与工作区隔开；(4)构筑物之间的距离应考虑敷设管渠的位置，运转管理的需要和施工的要求，一般采用5—10m；(5)污泥处理构筑物应尽可能布置成单独的组合，以备安全，并方便管理；(6)变电所的位置应设在耗电量大的构筑物附近，高压线应避免在厂内架空敷设；(7)污水厂应设置超越管以便在发生事故时，使污水能超越一部分或全部构筑物，进入下一级构筑物或事故溢流管；(8)污水和污泥管道应尽可能考虑重力自流；(9)在布置总图时，应考虑安排充分的绿化地带，为污水处理厂的工作人员提供一个优美舒适的环境；(10)总图布置应考虑远近期结合，有条件时可按远景规划水量布置，将处理构筑物分为若干系列分期建设。2.污水厂平面布置的具体内容(1)处理构筑物的平面的布置；(2)附属构筑物的平面的布置；(3)管道、管路及绿化带的布置。二．污水厂的高程布置污水处理厂污水处理高程布置的主要任务是：确定各构筑物和泵房的标高，确定处理构筑物之间连接管(渠)的尺寸及其标高，通过计算确定各部位的水面标高，从而能够使污水沿处理流程在处理构筑物之间通畅的流动，保证污水处理厂的正常运行。（一）污水处理厂高程布置应考虑事项(1）选择一条最长、水头损失最大的流程进行水力计算，并应适当留有余地，以保证任何情况下，处理系统都能够运行正常；(2）计算水头损失时一般以近期最大的流程作为构筑物和管渠的设计流量；计算涉及远期流量的管渠和设备时，应以远期最大流量为设计流量，并酌加扩建时的备用水头；(3）在做高程布置时应注意污水流程与污泥流程的配合，尽量减少需抽升的污泥量。（二）污水厂的高程布置为了降低运行费用和便于管理，污水在处理构筑物之间的流动按重力流考虑为宜（污泥流动不在此例）。为此，必须精确的计算污水流动中的水头损失，水头损失包括：(1)污水经各处理构筑物的内部水头损失；(2)污水经连接前后两构筑物管渠的水头损失，包括沿程水头损失和局部水头损失. （三）高程计算本设计的设计地面标高为：17.00m，受纳水体的标高为：15.40m。沿程水头损失按：h=iL计算，i为管渠的坡度，局部水头损失按沿程水头损失的30%计算。1.污水高程设计计算计算各构筑物的管渠的水头损失，其中局部水头损失以沿程水头损失的30%计。(1)受纳水体的河底标高为:9.00m；最高水位标高为：15.40m。消毒接触池水面标高为：16.80m。(2)二沉池集水井至中水提升泵房集水池的沿程水头损失计算：连接管名称管径（mm）流速（m/s）坡降（‰）管长（m）水头损失（m）集水井出水管14001.0520.7811600.125局部水头损取0.278m；二沉池集水井至中水提升泵房集水池水头损失：0.125+0.278=0.40m；二沉池集水井的水位为：17.200m。(3)二沉池出水渠的堰上水头为：0.033m；环形出水槽的超高取：0.20m；环形出水槽到二沉池总出水槽的跌落高度为：0.20m；二沉池总出水槽到集水井的跌落高度为：0.200m；则二沉池水面到集水井的总跌水高度为：0.633m；故二沉池水面标高为：17.833m(4)二沉池配水井到二沉池的沿程水头损失计算：连接管名称管径（mm）流速（m/s）坡降（‰）管长（m）水头损失（m）二沉池进水管8001.041.60280.045局部水头损失为：0.215m；二沉池配水井到二沉池的水头损失为：0.045+0.215=0.26m；二沉池配水井出水堰的堰上水头为：0.347m，超高：0.20m二沉池配水井的最高水位为：18.640m。(5)氧化沟到二沉池配水井的沿程水头损失计算： 连接管名称管径（mm）流速（m/s）坡降（‰）管长（m）水头损失（m）单个氧化沟出水管10001.281.761800.317汇合至配水井的出水管15001.1370.825450.037局部水头损失为：0.333m；氧化沟到二沉池配水井的水头损失为：0.317+0.037+0.333=0.687m；氧化沟出水堰的堰上水头为：0.225m，超高：0.400m氧化沟的水面水位为：19.952m。(6)由于氧化沟的流程较长，厌氧池到氧化沟的水头损失取0.100m；厌氧池的水位标高为：20.052m。(7)沉砂池到氧化沟的沿程水头损失计算：连接管名称管径（mm）流速（m/s）坡降（‰）管长（m）水头损失（m）沉砂池出水总管12001.4321.732200.035分配至氧化沟的出水管10001.031.16900.104局部水头损失为：0.311m；二沉池配水井到氧化沟的水头损失为：0.035+0.104+0.311=0.450m；沉砂池出水堰的堰上水头为：0.310m，超高：0.300m沉砂池的水面水位（即细格栅的出水水位）为：21.112m。(8)细格栅的过栅水头损失为：0.260m；过栅前的细格栅水面水位为：21.372m。(9)单管出水井的堰上水头为：0.260m，超高取：0.242m；则单管出水井的水面标高为：21.874m。(10)设计进水管的管底标高为：10.000m；设计进水水位标高为：11.200m；中格栅的过栅水头损失为；0.103m；过栅后的水位标高为：11.097m；污水提升泵房的最高水位标高为：11.097m；中格栅间与污水提升泵房的设计地面标高为：17.200m。 (11)污水提升泵房扬程的校核，由于泵站的管路水头损失同设计值相同，本次扬程校核只校核静扬程。污水泵站设计的静扬程为10.903m通过高程计算得到的扬程为：21.874m-11.097m=10.777m＜10.903m所以污水提升泵房的设计是合理的。2.污泥高程设计计算(1)取浓缩池的液面标高为：21.000m。(2)二沉池到污泥泵房的沿程水头损失计算:连接管名称管径（mm）流速（m/s）坡降（‰）管长（m）水头损失（m）单个二沉池排泥管5001.637.00700.514汇合后的排泥管7001.664.70600.282局部水头损失为：0.379m；二沉池到污泥泵房的水头损失为：0.514+0.282+0.379=1.175m；污泥泵房的水面水位为：17.833m-1.175m=16.658m。(3)污泥泵房到浓缩池的高差为：21.000m-16.658m=4.342m。参考文献[1]室外排水设计规范（GBJ14-87）[2]《给水排水设计手册》第1、5、8、9、10、11册 [1]高廷耀等编.水污染控制工程.北京：高等教育出版社1999[2]高俊发主编.污水处理厂工艺设计手册.北京：化学工业出版社2003[3]张自杰主编.排水工程（下册）.第四版：中国建筑工业出版社，2000[4]崔玉川主编.城市污水厂处理设施设计计算.北京：化学工业出版社2003[5]刘红主编.水处理工程设计.北京：中国环境科学出版社.2003[6]城镇污水处理厂污染物排放标准（GB18918-2002）[7]城镇污水处理厂附属建筑和附属设备设计标准（GJ31-89）[8]地表水环境质量标准（GHZB1-1999）[9]城市污水处理常用生物反应化学计量参数和动力学参数[10]《建筑给水排水设计手册》、《给水排水设计手册》[11]《废水处理理论与设计》中国建筑工业出版社，2002[12]蒋白懿主编.给水排水管道设计计算与安装，化学工业出版社，2005[13]李亚峰主编.给谁排水工程专业毕业设计指南，化学工业出版社，2003[14]金兆丰主编.污水处理组合工艺及工程实例,化学工业出版社[15]高艳玲主编.污水生物处理新技术，中国材料工业出版社[16]孙立平主编.污水处理新工艺与设计计算实例，科学出版社Anaerobicpondstreatmentofstarchwastewater:casestudyinThailand B.K.Rajbhandari,A.P.Annachhatre*EnvironmentalEngineeringandManagement,AsianInstituteofTechnology,P.O.Box4,KlongLuang,Pathumthani12120,ThailandAbstractAnaerobicpondsareparticularlyeffectiveintreatinghigh-strengthwastewatercontainingbiodegradablesolidsastheyachievethedualpurposeofparticulatesettlementandorganicremoval.Performanceofananaerobicpondsystemfortreatmentofstarchwastewatercontaininghighorganiccarbon,biodegradablestarchparticulatematterandcyanidewasassessedundertropicalclimateconditions.Approximately5000m3/dofwastewaterfromstarchindustrywastreatedinaseriesofanaerobicpondswithatotalareaof7.39hafollowedbyfacultativepondswithanareaof29.11ha.OverallCODandTSSremovalofover90%andCNremovalof51%wasobserved.Activebiomassobtainedfromtheanaerobicpondssedimentsandbulkliquidlayerexhibitedspecificmethano-genicactivityof20.7and11.3mlCH4/gVSSd,respectively.Thecyanidedegradabilityofsludgeatinitialcyanideconcentrationof10and20mg/lweredeterminedtobe0.43and0.84mgCN/gVSSd,respectively.Aseparatesettlingcolumnexperimentwithstarchwastewaterrevealedthatasettlingtimeofapproximately120minissufficienttoremove90–95%oftheinfluentTSS.2004ElsevierLtd.Allrightsreserved.Keywords:Anaerobicpond;Cyanidedegradability;Organiccarbon;Settlingcharacteristics;Specificmethanogenicactivity;Starchfactorywastewater1.IntroductionAnaerobicponds(APs)arepopularlyemployedfortreatmentoforganicwastewateremanatingfromvarietyofindustriessuchasfood,pulpandpaper,sugaranddistillery.Anaerobicpondsareparticularlyeffectiveintreatinghigh-strengthwastewaterscontainingbiodegradabletotalsuspendedsolids(TSS).Insuchcasestheliquidlayerinanaerobicpondsactasasettlingbasinforthesuspendedsolidswhiletheanaerobicbiodegradationprimarilytakesplaceinpondsediments(Toprak,1994).Anaerobicreactionstakingplaceinthesedimentincludesolubilizationofbiodegradableparticulatematterfollowedbyacidogenesis,acetogenesisandmethanogenesis(Parker,1979;Pescod,1996).Thereactionsoccurringinthebulkliquidareoftennegligibleascomparedtothoseinthepondsediments.Thus,anaerobicpondsachieveadualpurposeofsedimentationofparticulatematteraswellasanaerobicconversionoforganics.However,anaerobicpondoperationalsohasmanyintrinsicproblemssuchashighlandrequirementsandemissionofobnoxiousandgreenhousegasessuchashydrogensulfide(H2S),carbondioxide(CO2)andmethane(CH4)(Parker,1979;Pescod,1996;Toprak,1997;Paingetal.,2003).Inspiteoftheseproblems,anaerobicpondsarepopularparticularlywhereverlandisabundant(Arthur,1983).Wastewatercomingfromstarchfactoriesisonesuchtypeofwastewater,whichistreatedextensivelyinanaerobicponds.Starchisoftenproducedinmanypartsoftheworldfromtapioca.Tapiocarootscontain20–25%starch.Thestarchextractionprocessessentiallyinvolvespre-processingofroots,followedbystarchextraction,separationanddrying.Theprocessgenerates20–60m3/tonofwastewaterwithalowpHintherange 3.8–5.2(EconomicandSocialCommissionforAsiaandThePacific,1982).Thewastewaterishighlyorganicinnaturewithchemicaloxygendemand(COD)upto25,000mg/l(BengtssonandTreit,1994).ThewastewaterconsistsofhighTSScomprisingstarchgranulesintherange3000–15,000mg/l,whicharehighlybiodegradablebynature.Tapiocastarchwastewateralsohashighcyanidecontentupto10–15mg/l,whichishighlytoxictoaquaticlifeatconcentrationsofcyanideaslowas0.3mg/lhavebeenreportedascauseforamassivefishkill(BengtssonandTreit,1994).Problemsrelatedtowaterpollutionarereportedtobeserious.Theacidicnatureofwastewatercanharmaquaticorganismsandreducetheself-purificationcapacityofthereceivingstream.Suspendedsolidspresentinthewastewatercansettleonthestreambedandspoilfishbreedingareasinthestream.Sincethesesolidsareprimarilyorganicinnature,theydecomposeeasilyandthusdeoxygenatethewater.Similarly,highbiochemicaloxygendemand(BOD)ofthewastewateralsocancauserapiddepletionofoxygencontentinthereceivingwaterbodyandpromotethegrowthofnuisanceorganisms.WaterpollutioncausedbytapiocastarchproductionhasbeenreportedasaseriousprobleminmanyAsiancountries,particularlyinThailand(Kiravanich,1977)andinIndia(Padmajaetal.,1990).Tapiocaalsocontainsboundcyanideasanaturaldefensemechanism.Duringthestarchmanufacturingprocess,boundcyanideintheformoflinamarinandlotaustralinfromtapiocarootsishydrolyzedbytheenzymelinamarasewithdecompositiontohydrogencyanide(HCN),whichfindsitswayintothewastewater.Cyanidecontainingstarchwastewatercanbeeffectivelydetoxifiedinanaerobicprocesses(AnnachhatreandAmornkaew,2000).Upflowanaerobicsludgeblanket(UASB)processesareeffectiveintreatingstarchwastewater(AnnachhatreandAmatya,2000),particularly,inremovingcyanide(AnnachhatreandAmornkaew,2001).Adaptationbymethanogenstocyanideconcentrationsof5–30mg/lhasbeenreportedinliterature(Fedoraketal.,1986;Harperetal.,1983).Thus,intreatingtapiocastarchwastewateranaerobicpondsachieveathreefoldobjectivenamely:sedimentationofparticulatematter,anaerobicconversionoforganicsanddetoxificationofcyanide.Accordingly,theworkpresentedhereassessestheperformanceofAPstreatingwastewaterfromtapiocastarchindustry,particularlyrelatedtoCOD,TSSandcyanideremoval.SinceAPsserveasasettlingbasinforstarchgranules,thesettlingcharacteristicswerealsoassessedbycolumnexperiments.Furthermore,thepotentialmethaneproductionratesofanaerobicbiomass(sludge)obtainedfromtheAPsedimentaswellasfrombulkliquidlayerwereassessedfromthespecificmethanogenicactivity(SMA)test.Thecyanidedegradabilityoftheanaerobicsludgeobtainedfromthepondsedimentlayerwasalsoassessed.2.MethodsInvestigationsontheexistingwastewateranaerobicpondsystemwerecarriedoutinatapiocastarchandglucosefactorysituatedintheCentralprovinceofthailandwithacapacityof250tonsstarch/day.Thefactoryusesgroundwaterasasourceforprocesswater,andgeneratescombinedwastewaterofapproximately5000m3/d.Theoperatingambienttemperatureduringtheperiodofinvestigationwasintherangeof30–35C.2.1.TreatmentpondsAschematicofwastestabilizationpondsystem(WSPS)ofthestarchfactoryispresentedinFig.1(Choi,2001).Thewastewatertreatmentsystemconsistsof21APsandfacultativeponds(FPs)connectedinserieswithtotalareaofabout36.5ha.Outofthese,6areAPwithareaof7.39haand15areFPwith29.11ha.Thestudyconcentratedon anaerobicpondssystem.Duringthestudyperiodonlyfouranaerobicpondswereinoperation.ThetypicalsizeofanAPisapproximately250minlength,100minwidthand4–5mindepth.ThepondparametersarepresentedinTable1.Theanaerobicpondstreatwastewaterfromastarchaswellasfromaglucosefactory.ThewastewaterfromthestarchfactorywasfirstintroducedtoPond#2andsubsequentlyflowstoPond#4whiletheeffluentfromtheglucosefactorywasintroducedtoPond#3andthenflowstoPond#5wherewastewaterfromthestarchandglucosefactorywerecombined.ThecombinedwastewaterthenflowsintoaseriesofFPsandtreatedeffluentwasfinallydischargedontothegroundwaterrechargespreadingbasins.2.2.SludgeactivitytestsTheschematicoftheSMAtestsetupispresentedinFig.2.TodetermineSMA,aknownamountofsludgeobtainedfromthesedimentlayerofPond#4wastransferredintoserumbottles(115ml)afterwashingthreetimeswithwatertoremoveexistingCOD.While100mlofbulkliquidfromthesamepondwaskeptinaserumbottletodetermineSMAofsludgeinsuspensioninthebulkliquidlayer.AnappropriateamountofstarchfactorywastewaterassubstratewasaddedtotheserumbottlessoastoobtainaninitialCODlevelintherangeof2000–2500mg/l.Nutrientswereaddedtomaintainacarbon:nitrogen:phosphorusratioof300:5:1.pHwasadjustedtobetween7and7.8.TwogramsperliterofNaHCO3werealsoaddedalongwithsubstratetobuffertheserumbottlecontentstonearneutralpHconditionsduringthetest.Subsequentlythebottlesweresealedwitharubberseptumandanaluminumcapafterpurgingoxygenwithnitrogen(N2)gasandattachedtotheliquiddisplacementsystem.Theliquiddisplacementbottlecontained3%NaOHsolution.Methanegasproductionwasmeasuredatdifferenttimeintervalsupto48h.Aftereverygasmeasurement,byswirlingmanually,thecontentsoftheserumbottleweremixed.Thetestswereconductedina30Ctemperaturecontrolledroom.Likewise,cyanidedegradationactivityofanaerobicpondsedimentwascarriedoutalsointheserumbottles.AknownamountofsludgeobtainedfromPond#4sedimentlayerwaskeptinserumbottlesandfilledwith70mlofwastewaterhavingsubstrateandnutrientsimilartothosementionedfortheSMAtest.Astockcyanidesolutionwasaddedintoeachserumbottletoachievecyanideconcentrationsof10and20mg/lrespectively.ThebottlewasthenpurgedwithN2gasandimmediatelysealedwitharubberseptumandanaluminumcap.Thebottlewaskeptina30Ctemperature-controlledroom.SamplesweretakenwithHamiltonsyringeatevery8hintervalfor48handanalyzedforcyanidecontent.2.3.SuspendedsolidsettlingexperimentBatchteststoinvestigateTSSsettlingcharacteristicsofstarchfactorywastewaterunderquiescentconditionwascarriedoutinasettlingcolumnof10.0cmdiameterand2.0mheightfordifferentTSSconcentrations.WastewaterofadesiredTSSconcentrationforsettlingexperimentwaspreparedbydilutingtheconcentratedwastewaterwithtapwater.Thewastewaterwaspouredintoasettlingcolumnafterstirringthoroughly.Samplesfromtopofcolumnwerecollectedatdifferenttimeintervalsrangingfrom2to60minandanalyzedforTSSconcentration.2.4.AnalyticalproceduresParametersincludingCOD,BOD5,TSS,volatilesuspendedsolid(VSS)anddissolvedsolid(DS)wereanalyzedaccordingtoStandardMethods(APHAetal.,1998).ThemassofthesludgeusedinthesludgeactivitytestwasmeasuredintermsofVSS.Allthesampleswerefilteredthrough0.45lmglassfiberfiltersforthedeterminationofsolubleCODandBOD5.Cyanidewasmeasuredspectrophotometrically(Spectroquant,E.MerckKGaA, Darmstadt,Germany)aspertheprocedurereportedelsewhere(AnnachhatreandAmornkaew,2000).2.5.StatisticalanalysisTheanaerobicpondsprocessperformancedatawerepresentedintermsofarithmeticaveragesofninevalues±standarddeviation.TheSMAtestswerecarriedoutwithtworeplicates.Commonlinearregressioncurvewasfittedtothedataobtainedfromthetworeplicatestestandarelationbetweenvolumesofmethaneproductionwithrespecttotimewasestablished.TheSMAwascalculatedbasedontheslopeofmethanevolumeversustimecurveandmassofsludgetakenfortheSMAtest.Likewisealinearrelationwasestablishedbetweenthecumulativecyanidedegradationwithrespecttotime.Datafromsettlingexperimentswasusedtoestablishanon-linearrelationshipbetweenthehalf-removaltimeandinfluenttotalsuspendedsolidconcentrations.Allstatisticalanalyses(arithmeticaverage,standarddeviation,linearandnon-linearregressionandcorrelationcoefficient)wereperformedusingMicrosoftExcel2000.3.Resultsanddiscussion3.1.AnalysisofexistingwastewaterprocessCharacteristicsofrawwastewater:Thepondsystemtreatsapproximately4500m3/dofwastewaterfromstarchandapproximately500m3/dofwastewaterfromglucosefactory.AschemeofanaerobicpondsandsamplingpointsisshowninFig.3.Thecharacterizationofraw,influentandeffluentwastewaterofthepondsystemsisshowninTable2.Thewastewatercharacteristicsatsamplingpoint,‘a’and‘d’,inTable2corresponds,respectivelytorawwastewaterfromstarchandglucosefactory.Rawwastewaterfromstarchfactorywashighlyacidicinnaturewhilefromglucosefactorywaslowacidictoneutral.AscanbeseeninTable2,themajorpollutionloadwasduetowastewaterfromstarchfactoryhavingBOD5of12,776±499mg/lascomparedtoBOD5of1046±153mg/lfromglucosefactory.ThestarchfactorywastewateralsohadTSSof9130±3067mg/lmainlyasstarchgranules,whichwerehighlybiodegradablebynature.Acyanideconcentrationof17.5±1.5mg/lwasfoundinstarchfactorywastewaterwhilenocyanidewasdetectedinwastewaterfromglucosefactory.Performanceofanaerobicponds:ThedetailsofthepondareaandresidencetimearepresentedinTable1.Theoverallresidencetimeworksouttobe33±5daysforstarchand181±33daysforglucosefactorywastewater.Theaveragepollutionloadforthetotalwastewaterflowsof4999±785m3/dcalculatedtobe63,258±10,198kgCOD/dwith62,732±10,152kgCOD/dfromstarchand658±138kgCOD/dfromglucosefactory.Theaverageoverallvolumetricloadingintheanaerobicpondswas497±82kgBOD5/m3d(514±82kgCOD/m3d).Outofsixanaerobicponds,Ponds#1and#6werenotinoperationduringthestudyperiod.Pond#1wasfilledupduetoaccumulationofstarchgranulesfromstarchwastewatersowastewaterfromthestarchfactorywasintroducedintoPond#2.TheaverageCOD,BOD5andTSSremovalinPond#2isverysmall,about10.5±6.8%,8.6±6.2%and18.0±10.9%,respectively(Table3).ItwasobservedthatPond#2wasalsopartiallyfilledupbystarchgranulesandachannelwasformedwherewastewaterflowedtoPond#4.ThisindicatesthatPonds#1and#2operatemainlyassettlingbasinsforthesuspendedsolids,andhence,theyneedtobedesludgedregularly.Accumulationofstarchgranulesinthepondalsoreducestheresidencetimeinthepondsignificantly.ThepHinPond#2wasacidic,intherange4.1–4.3.Underthiscondition,methanogenesiscannotoccur,asthisconditionishighlyunfavorableforthegrowthofmethanogenicbacteria(DuarteandAnderson,1982). ThisisfurtherbroughtoutbythefactthatBOD5removalinPond#2waslessthan10%.However,inPonds#4and#5,thepHwasbetween6and8asthesepondswereactiveanaerobically.Infact,intensebiologicalactivitywasobservedinthesetwopondsasevidencedbyformationofexcessivegasbubblesandtheexistenceoffloatingsludgeonthepondsurface.AccordingtoZehnderetal.(1982),theoptimumpHrangeforallmethanogenicbacteriaisbetween6.0and8.0,buttheoptimumvalueforthegroupasawholeiscloseto7.0.VanHaandelandLettinga(1994)reportedthesameobservation.BasedondatainTable3,itisapparentthattheperformanceofPonds#4and#5issatisfactory.Pond#4wasthemostefficientoneandprovidedaverageCOD,BOD5andTSSremovalof88.6±0.6%,90.5±0.6%and87.6±2.8%,respectively.Theaveragevolumetricloadingof1031±165gBOD5/m3dinPond#2wasveryhighand6±2gBOD5/m3dinPond#3wasverylow,while716±128and300±47gBOD5/m3dinPonds#4and#5,respectively,werewithintherangefoundinmuchoftheliterature(Ellis,1980;Arthur,1983;GomesdeSousa,1987;MaraandPearson,1998).Thestarchwastewateralsocontained17.5±1.5mg/lofcyanide.Sincethepondshavebeeninoperationforover20years,itwasanticipatedthatthesludgewouldbewellacclimatizedtocyanidepresentinthewastewater.Averagecyanideremovalof2.8±2.5%,38.4±2.6%and9.2±5.0%wasobservedinanaerobicPonds#2,#4and#5,respectively.TheoverallremovalrateforCOD,BOD5andTSSwere96.2±0.6%,98.2±0.4%and94.7±1.3%respectively(Table3),whereastheremovalefficienciesforDSandCNwere71.4±1.0%and51.2±1.1%,respectively.However,thequalityoftreatedeffluentfromtheseriesofanaerobicponds(Table3,correspondingtosamplingpoint‘f’)stilldidnotmeettheeffluentstandard,therefore,furthertreatmentoftreatedwastewaterfromtheanaerobicpondsystemisrequired.TheCODremovalefficiencyisinagreementwithresultsreportedelsewhere(AnnachhatreandAmatya,2000)forUASBreactor,treatingthewastewaterfromthesamestarchfactory.Penaetal.(2000)studiedtheperformanceofanAPandaUASBreactortreatingthesamedomesticsewageunderthesameenvironmentalconditionsandreportedsimilarperformanceofthesetwosystems.3.2.SludgeactivityTheSMAtestresults(Fig.4)ofsludgetakenfromthepondsedimentlayerexhibitedanegligiblelevelofmethaneproductionduringthefirst13handincreasedafterwards.Thisrevealedthatapproximately13hwasrequiredforconversionoforganicmatterfromstarchfactorywastewatertoproduceasufficientamountoforganicacid(substrateformethaneproducingbacteria)thatisrequiredforsubstantialmethanogenicactivity.Howeverinstantaneousmethaneproductionwasobservedinthecaseofsludgetakenfrompondbulkliquidlayerbecauseofthepresenceofresidualorganicacidsintheliquid.TheSMAtestresultobtainedfromthisstudyisgiveninTable4alongwiththeothervaluesreportedinliterature(ValckeandVerstraete,1983;Jamesetal.,1990;Inceetal.,1995).AscanbeseenfromTable4,thepotentialmethaneproductionrateof20.7and11.3mlCH4/gVSSdforthesludgefrompondsedimentandbulkliquidlayer,respectively,obtainedfromthisstudywaslowerthanthosereportedvalues.ThiscouldexplaintherelativelylongretentiontimerequiredforAPcomparedtoUASBwhentreatingthesamewastewater.SinceAPsarealowratesystemtheyrequireretentiontimesbetween1and2daysattemperaturearound25Ctoachieve70–80%ofBOD5removalefficiency,dependingonthewastewaterstrength(Maraetal.,1992).UASBreactorsalsoachievethesameleveloftreatmentbutatshorterretentiontimesofaround6–8h(VanHaandelandLettinga,1994). ThecyanidedegradabilitytestofanaerobicsludgeobtainedfromthePond#4sedimentlayerwasconductedforinitialcyanideconcentrationof10and20mg/l.Theslopeofthelineforaninitialcyanideconcentrationof10mg/l(Fig.5)providesanaveragecyanidedegradationrateof4.02mgCN
/ld,correspondingtoanaveragecyanidedegradabilityof0.43mgCN
/gVSSd.Likewise,anaveragecyanidedegradationrateof7.83mgCN
/ldwasobtainedforaninitialcyanideconcentrationof20mg/l,yieldinganaveragecyanidedegradabilityof0.84mgCN
/gVSSd.3.3.SuspendedsolidsettlinginpondsRemovaloforganicmatterinanaerobicpondsisbroughtaboutbothbysedimentationandanaerobicdigestion(Oswald,1968;McGarryandPescod,1970).Anaerobicwastewaterstabilizationpondsareconsideredtobeanimportantfirst-steptreatmentastheyallowforsettleablematerialsintherawwastewatertoseparateoutandfalltothebottomsludgezone(SaqqarandPescod,1995).Consideringtheimportanceofsettlingofsuspendedparticles,thesettlingexperimentwascarriedouttostudythesettlingcharacteristicsofsuspendedsolidfromstarchwastewater.TherelationshipbetweensettlingtimeandsuspendedsolidsremovalundervariousinfluentsuspendedsolidconcentrationsfoundfromexperimentisshowninFig.6.Thefigureshowsthatapproximately90–95%ofinfluentTSSremovaloccurswithin120minduetosedimentationatandabove1600mg/linfluentTSSconcentration.Howevernearly70%and60%removaloccurswithin120mininthecaseof630and490mg/lofinfluentTSS,respectively.Thesettlingtimeof120minwasverysmallcomparedtotheretentiontimeoftheponds,whichrevealedthatthesuspendedsolidsettlementandaccumulationmainlyoccursneartheinletzoneoftheponds.Howevertheactualsuspendedsolidsremovalinanaerobicpondswasobservedtobelessthanthevalueexpectedfromsettlingexperiment.Thiswasbecauseofshort-circuitingincaseofPond#2duetotheaccumulationofstarchgranulesandreducingtheactualvolumeofponds.InthecaseofAPs#3to5,there-suspensionofsettledsolidsoccurredduetobubblingupofbiogasaswellasscouringofsettledmaterialsnearthepondoutletzonealongtheoutflow.There-suspendedsolidscarriedoutwithpondeffluentwerethecauseofreducedsuspendedsolidremovalefficiencyoftheponds.Tay(1982)proposedasettlingmodelgiveninEq.(1)basedonthesettlingcharacteristicsofsuspensionandhydrauliccharacteristicsofthetankforsettlingperformance.Themodelconsidereddetentiontimeandhalfsettlingtimeashydrauliccharacteristicsandsettlingcharacteristics,respectively.Half-removaltimeisdefinedasthetimeatwhich50%ofinfluentsuspendedsolidisremoved.4.ConclusionsThisstudyessentiallyfocusedonevaluatingtheefficiencyofaseriesofanaerobicpondstreatinghighorganiccarbonandcyanidecontainingwastewaterfromatapiocastarchfactory.SMAofsludgeobtainedfrompondsedimentsaswellfrompondbulkliquidlayerwasassessedinordertodeterminetherelativeconversionratesinbulkliquidandsedimentlayer.Cyanidedegradabilityofsludgetakenfromthepondsedimentlayerwasalsoassessed.Furthermore,investigationonTSSsettlingcharacteristicsofstarchwastewaterwasalsocarriedout.Theexistinganaerobicpondsystemeffectivelyremovedorganiccarbonandsuspendedsolids.However,thetreatedeffluentrequiredfurthertreatmenttomeettheeffluentstandardbeforefinaldischargeintoanysurfacewater.OverallCODandTSSremovalofover90%wasachievedasinfluentCODof13,941±359mg/l wasreducedtolessthan700mg/landinfluentTSSofabout9130±3067mg/lwasreducedtolessthan600mg/l.OverallCNremovalof51%wasobservedfromthesystembyreducingtheconcentrationfrom17.5±1.5mg/linstarchfactorywastewaterto8.5±0.7mg/linthefinaleffluentofseriesofanaerobicpondsystem.ActivebiomassfromtheanaerobicpondsedimentsandbulkliquidhadSMAof20.7and11.3mlCH4/gVSSd,respectively.Likewisecyanidedegradabilityofsludgeobtainedwere0.43–0.84mgCN
/gVSSdatinitialcyanideconcentrationof10–20mg/l,respectively.Settlingcolumntestonwastewaterfromstarchfactoryrevealedthatsettlingtimeofapproximately120minweresufficienttoremove90–95%oftheinfluentTSS.AcknowledgementsThisresearchwascarriedoutunder‘‘ModelingToolsforEnvironmentandResourceManagement(MTERM)’’projectfundedby‘‘DanishInternationalDevelopmentAssistance(Danida)’’and‘‘WasteWaterTreatmentandManagement’’projectunder‘‘AsianRegionalResearchProgramonEnvironmentalTechnology(ARRPET)’’fundedby‘‘SwedishInternationalDevelopmentAgency(SIDA)’’.TheauthorsarethankfultoProf.Jean-LucVASEL,FoundationUniversitaireLuxembourgeoise,Arlon,Belgiumforhiscriticalsuggestionsthroughoutthisresearch.厌氧塘处理含有淀粉的污水：泰国的研究实例 B.K.Rajbhandari，A.P.Annachhatre亚洲环境工程和管理技术研究所，4#信箱，KlongLuang，Pathumthani12120，泰国摘要因为厌氧塘可达到沉降固体颗粒和去除有机物的双重目的，所以它能够特别有效地处理含有高浓度可生物降解固体颗粒的污水。人们在热带气候条件下评定一个用于处理含有高浓度有机碳、可生物降解淀粉颗粒和氰化物的污水处理系统的处理效果。每天大约有5000立方米来自淀粉厂的污水被一系列厌氧塘处理，其中包括7.39公顷的厌氧塘和29.11公顷的临时处理塘，可以达到90%以上的COD、TSS去除率和51%的CN去除率。厌氧塘沉降物和散装液中活性微生物群的产甲烷率为：每克VSS可产生20.7ml和11.3ml的甲烷。污泥的氰化物降解能力为：每克VSS可将10mg/l和20mg/l的氰化物分别降解为0.43mg/l和0.84mg/l。淀粉污水沉降实验表明，120分钟的沉降时间足以去除90---95%的TSS。关键词：厌氧塘；氰化物降解能力；有机碳；沉降特性；专门的产甲烷细菌活动；淀粉厂污水1.介绍厌氧塘被广泛用于处理食品厂、纸浆厂、制糖厂、和蒸馏厂所产生的的有机污水。厌氧塘能够特别有效地处理含有高浓度可生物降解悬浮固体的污水。在这样的情况下，厌氧塘的流层起到沉淀池的作用，同时，厌氧塘的生物降解主要发生在厌氧塘的沉降物中。沉降物中的厌氧反应包括：可生物降解颗粒物质的溶解、酸化反应、乙酰化反应和产甲烷反应。散装液中所发生的反应与厌氧塘中所发生的反应相比可以忽略。因此，厌氧塘达到了沉降颗粒物质和进行有机物厌氧转化的双重目的。然而，厌氧塘的运行也存在很多内在的问题，如大量的土地需求，硫化氢、二氧化碳、甲烷等令人厌恶的温室气体的排放。尽管存在这些问题，厌氧塘在土地充足的地方还是特别受到欢迎的。淀粉厂所排放的污水就是一种广泛被厌氧塘处理的污水。世界很多盛产木薯的地方都生产淀粉。木薯根含有20---25%的淀粉。淀粉的提取过程必不可少地包括木薯根的预处理，淀粉的提取、分离和干燥。这一过程产生的污水量为：生产每吨淀粉可产生20---60立方米。pH值为3.8---5.2。污水本身含有很高的有机物，其化学需氧量可达到25000mg/l。污水本身含有高浓度的TSS，其浓度为3000---15000mg/l，在自然条件下可高度生物降解。含有木薯淀粉的污水也含有高浓度的氰化物，其浓度可达到10---15mg/l。氰化物浓度为0.3mg/l时就会对水生生物产生剧毒作用。根据报道，现在的水污染问题很严重。污水的酸性特征可以伤害水生有机体，并减少纳污河流的自净化能力。污水存在的悬浮性固体颗粒能够沉降在河床上，伤害水中的鱼类。因为这些固体颗粒主要是有机物质，它们可以很容易地被降解掉，从而减少水中的溶解氧。类似的，污水中的高浓度的COD会使纳污水体中的溶解氧很快减少并促进令人厌恶有机体的生长。据报道，在亚洲很多国家，特别是印度和泰国，由生产木薯淀粉所引起的水污染已经是一个很严重的问题。木薯含有合成氰化物，并将其作为自然防御物。在淀粉的制作过程中，木薯根部以里那苦苷酸形式存在的合成氰化物被水解成里那苦苷酶，然后分解为氰化氢流入污水中。淀粉污水中的氰化物在厌氧处理过程中可以有效地被去除。厌氧污泥上流系统能够有效地处理淀粉污水，特别是去除其中的氰化物。有资料记载，产甲烷菌对氰化物的适应浓度为5---30mg/l。因此，用厌氧塘处理木薯淀粉污水可以达到三个目标：颗粒物质的沉降、有机物质的厌氧转化和氰化物的去毒。据此，现在的工作就是评定厌氧塘处理木薯淀粉厂污水的能力，特别是关于去除 COD、TSS和氰化物的的能力。既然厌氧塘是作为淀粉颗粒沉降池来使用的，那么其沉降特性也应该由实验来评定。此外厌氧塘沉降物和散装液中的厌氧微生物的产甲烷活动（SMA）应当由专门的产甲烷实验来测定。氰化物的降解率也需要评定。2、方法坐落在泰国中央省份的木薯淀粉厂和葡萄厂每天可生产250吨的淀粉，人们对那里的厌氧塘处理系统作了调查。这些工厂使用地下水作为工艺用水水源，每天产生大约5000立方米污水。调查期间的环境温度为30---35摄氏度。2.1处理塘图1为淀粉厂稳定塘处理系统的示意图。这一处理系统由21个厌氧塘和临时处理塘组成，它们连接在一起，共占地36.5公顷。它们当中，6号塘是占地7.39公顷的厌氧塘，15号塘是占地29.11公顷的临时处理塘。现在重点研究的是厌氧塘处理系统。在研究期间，仅有4个厌氧塘在运行。厌氧塘的常用尺寸大约是长250m、宽100m、深4---5m。厌氧塘的运行参数列在表1中。该厌氧塘处理淀粉厂和葡萄糖厂产生的污水。淀粉厂污水首先流入2号塘，然后流入4号塘；而葡萄厂的污水首先流入3号塘，然后流入5号塘。淀粉厂污水和葡萄糖厂污水最后汇在5号塘。汇合后的污水流入一系列临时性处理塘，处理后，最终排入地表水体。2.2污泥活性实验SMA实验的示意图如图2。为了测定SMA，把来自4号塘一定量的污泥清洗3次以去除存在的COD，装入115ml的溶浆瓶。同时在4号塘中取100ml散装液装入溶浆瓶中以测定散装液沉降污泥的SMA。将一定量的淀粉厂污水作为底物加入溶浆瓶中，使其中的COD达到2000----2500mg/l的水平。加入营养物质以保证碳：氮：磷为300：5：1。将pH值调整为7---7.8，将2g/ml的碳酸氢钠溶液作为缓冲溶液随底物一起加入溶浆瓶中，以确保实验中的pH值为中型。接下来，用氮气将瓶中的氧气清除掉并安上移液系统，之后，用橡胶隔膜和铝质瓶帽将溶浆密封起来。移液瓶装有3%的氢氧化钠溶液。在48小时的不同时间间隔内测量甲烷的产生情况，每次测定气体之后，进行人工旋流将溶浆瓶中的浆体混合。该实验在30摄氏度恒温室内进行。同样，厌氧塘沉降物中的氰化物分解活动也在溶浆瓶中进行。将4号塘沉降层中一定量的污泥保存在溶浆瓶中，并灌满70ml含有类似SMA实验所使用营养物质的污水。将储存好的氰化物溶液加入每个溶浆瓶中，使其中的氰化物浓度分别达到10mg/l和20mg/l。然后用氮气对溶浆瓶进行冲洗并立刻用橡胶隔膜和铝质瓶塞将其密封。将瓶子保存在30摄氏度的恒温室中。在48小时内，每8个小时用汉密尔顿管取出样品并分析其氰化物含量。2.3悬浮固体沉降实验在静态条件下，用直径为10cm和高度为2.0m的沉降柱来测定淀粉厂污水总悬浮固体（TSS）的沉降特性。沉降柱可适应不同浓度的TSS。可用自来水稀释高浓度污水来配置所需TSS浓度的污水。污水经完全搅拌后流入沉降柱内，在2---60分钟内的不同时间间隔内收集沉降柱顶部的样品液并分析其TSS浓度。2.4分析程序根据标准方法来分析COD、BOD、VSS、DS等参数。根据VSS来测定污泥活性实验中使用的污泥量。所有的样品都要用0.45um的玻璃纤维过滤器进行过滤以测定其中的溶解性COD和BOD。用分光光度计来测定其中的氰化物。2.5数据分析 厌氧塘的处理效果用九个算术平均值加上或减去标准偏差来表示。SMA可用两个平行实验来测定。可用线性回归曲线来描述两次平行实验的结果以及甲烷产量与所用时间之间的关系。根据回归曲线的斜率和所用的污泥量来计算SMA。同样，可以在氰化物累积分解量和所用时间之间建立线性关系。沉降实验中的数据可以用来在半去除时间和流入的总悬浮性固体浓度之间建立线性关系。可以用微软公司的Excel2000来进行所有的数据分析。3结果和讨论3.1现有污水处理过程的分析原污水的特性：厌氧塘系统大约每天可以处理4500立方米的淀粉污水和500立方米的葡萄糖污水。厌氧塘的工艺流程和取样点见图3。原污水、流入处理系统的污水和排出处理系统的污水的特性参数见表2。表2中的a列和d列分别对应淀粉厂污水和葡萄糖厂污水。淀粉厂污水酸性很高，而葡萄糖厂污水酸性较低，接近中性。从表2中可以看出，淀粉厂污水的BOD含量为12776+499mg/l，而葡萄糖厂的BOD含量为1046+153mg/l。淀粉厂污水TSS含量为9130+3067mg/l，主要是极易生物降解的淀粉颗粒。淀粉厂污水氰化物浓度为17.5+1.5mg/l，而葡萄糖厂污水中检测不出氰化物。厌氧塘的处理效果：厌氧塘面积的详细情况和污水滞留时间已列在表中。总滞留时间为：淀粉厂污水是33+5天；葡萄糖厂污水是1813+3天。每天总量为4999+785立方米的污水平均污染负荷是每天63258+10198kg的COD，其中淀粉厂污水的COD为62732+10152kg，葡萄糖厂污水的COD为658+138kg。厌氧塘总的平均容积负荷是每天每立方米有497+82kgBOD（即每天每立方米有514+82kgCOD）。在六个厌氧塘中，1号塘和6号塘在研究期间并没有运行。1号塘被淀粉厂污水的淀粉颗粒填满，以便于淀粉厂污水流入2号塘。2号塘的COD、BOD和TSS的平均去除率很低，大约分别为10.5+6.8%。8.6+6.2%和18.0+10.9%。2号塘也部分被淀粉颗粒填满，其中的污水经一个修建好的渠道流入4号塘。这表明1号塘、2号塘主要是作为悬浮颗粒的沉降池来运行的，因此，它们必须定期排泥。由于淀粉颗粒的沉积，污水在厌氧塘的滞留时间也减少了。2号塘的pH值是酸性的，在4.1---4.3之间。这样的条件对产甲烷菌的生长是很不利的，故在这样的条件下是不会产生甲烷的。2号塘BOD的去除率小于10%进一步验证了这一事实。然而4号塘和5号塘是处于厌氧条件的，其pH值在6---8之间。事实上，这两个厌氧塘存在活跃的生物活动，因为这两个塘中有大量气泡形成而且在塘水表面存在悬浮污泥。根据资料记载，适于产甲烷菌的最佳pH值在6.0---8.0之间，但对整个生物群体来说最佳pH值接近7.0。基于表3的数据，4号塘和5号塘的处理效果是令人满意的，而4号塘的处理效果是最好的，COD、BOD和TSS去除率分别达到了88.6+0.6%，90.5+0.6%，87.6+2.8%。2号塘有很高的平均容积负荷，达到了每天每立方米有1031+165kgBOD，而3号塘的平均容积负荷非常低，仅为每天每立方米有6+2kgBOD。4号塘和5号塘的平均容积负荷分别为每天每立方米有716+128和300+47kgBOD，均在大多数资料所规定的范围内。淀粉污水中含有17.5+1.5mg/l的氰化物。因为这些厌氧塘已经运行了20多年，所以这些厌氧塘中的污泥已经很好适应了污水中存在的氰化物。2号塘、4号塘和5号塘的氰化物去除率分别为2.8+2.5%、38.4+2.6%和9.2+5.0%。COD、BOD和TSS总的去除率分别为96.2+0.6%、98.2+0.4%和94.7+1.3%。而DS和CN的去除率分别为71.4+1.0%、51.2+1.1%。然而，经过厌氧塘处理后的污水仍然达不到排放标准，因此对厌氧塘处理后的污水进行进一步的处理是必要的。COD的去除要达到上向流污泥流化床（UASB）的处理效果。Pena研究了在相同环境条件下厌氧塘和UASB处理相同生活污水的效果，得出了这两个系统具有类似处理效果的结论。 3.2污泥活性厌氧塘沉降层活性污泥的SMA实验结果表明：在开始的13个小时内，甲烷的产量很低，13个小时之后，产量开始增加。这表明了淀粉厂污水中的有机质转化为产甲烷菌所需的有机酸大约需要13个小时。而厌氧塘散装液中存在剩余有机酸，所以可以立即观察到散装液中的污泥存在产甲烷活动。表4列出了SMA实验结果，其它数值已有资料记载。从表4可以看出，厌氧塘沉降物和散装液的甲烷产率分别是每天每克VSS可产生20.7和11.3ml甲烷，这要低于资料记载的数据。这可以解释与UASB相比，厌氧塘为什么需要相对较长的污水滞留时间。厌氧塘的处理效率比较低，它们需要1.2天的污水滞留时间，25摄氏度左右的环境温度，以确保可以达到70---80%的BOD去除率，而这一处理效果的取得要根据污水浓度。UASB可以达到相同的处理效果，但其污水滞留时间较短大约为6---8小时。对4号塘沉降层中的厌氧污泥进行氰化物降解实验所需要的氰化物浓度分别为10mg/l和20mg/l。浓度为10mg/l的氰化物，其直线斜率表明了其氰化物平均降解率为每天4.02mg/LCN,即每天每克VSS可降解0.43mgCN。同样，浓度为20mg/l的氰化物，其氰化物平均降解率为每天7.83mg/LCN，即每天每克VSS可降解0.84mgCN。3.3厌氧塘悬浮性固体的沉降厌氧塘有机物的去除是通过沉降和厌氧分解来达到的。厌氧污水稳定塘被认为是最重要的处理步骤，因为它们可以分离原污水中可沉降物质。考虑到沉降悬浮性颗粒的重要性，要进行沉降实验来研究淀粉厂污水悬浮性颗粒的沉降特性。不同悬浮性颗粒浓度下的沉降时间和颗粒去除率之间的关系见图6。实验数据表明，浓度在1600mg/l以上的TSS，由于沉降作用，在120分钟内可达到90---95%的去除率。而浓度在630mg/l和490mg/l的TSS在120分钟内的去除率分别只有70%和60%。和厌氧塘的污水滞留时间相比，120分钟的沉降时间是非常短的，这表明悬浮性固体的沉降主要发生在厌氧塘的进口区。然而，厌氧塘实际悬浮性固体颗粒去除率小于沉降实验所测得的数值，这一方面由于2号塘淀粉颗粒沉降所形成的短暂环流，另一方面由于厌氧塘实际容积的减少。就3号塘、4号塘和5号塘来说，由于微生物代谢所形成的气泡和厌氧塘出口附近的出流对沉降物的冲刷，沉降颗粒会重新悬浮起来。厌氧塘出流所携带的重新悬浮颗粒是厌氧塘固体颗粒去除率降低的原因。Tay提议使用方程1给出的沉降模型，而这一沉降模型建立在沉降池悬浮物的沉降特性和水力特性之上。该模型分别将污水滞留时间和年沉降时间作为水力特性和沉降特性。将流入污水50%的悬浮固体所用沉降时间作为半去除时间。半反应时间与沉降实验中的悬浮性固体浓度之间的关系见图7。TSS值为1600mg/l时的半反应时间有些特殊，忽略这一数据，则曲线为直线，遵循方程2所给出的典型关系：TSS值为500mg/l和12500mg/l时的半反应时间分别为9分钟和40分钟。以上结果如图6所示。沉降实验中，大多数TSS值超过630mg/l的半反应时间在9分钟和40分钟之间。这也暗示了该模型可以用于确定淀粉厂污水的沉降特性。4、结论这项研究主要集中于评价厌氧塘对木薯淀粉厂所排放的含有有机碳和氰化物污水的处理效率。对厌氧塘沉降物和散装液中的污泥SMA进行测定以确定污泥的相对转化率。也需要测定厌氧塘沉降层中氰化物的降解率。此外，还要对淀粉厂污水中TSS的沉降特性进行调查。现存的厌氧塘处理系统有效得去除了有机碳和悬浮性固体，然而，需要对处理后的排放液进行进一步处理，使其在流入地表水体之前满足排放水标准。处理效果为：COD和TSS 总的去除率可以达到90%以上，例如，13941+359mg/l的COD可以减少到700mg/l以下，9130+3067mg/l的TSS可以减少到600mg/l以下。可以去除51%的CN，其浓度可由淀粉厂污水的17.5+1.5mg/l减少到厌氧塘处理系统排放液的8.5+0.7mg/l。厌氧塘沉降物和散装液中的活性生物群SMA分别为每天每克VSS可产生20.7和11.3ml甲烷。同样，污泥氰化物浓度分别由最初的10mg/l和20mg/l减少到0.43mg/l和0.84mg/l.。淀粉厂污水的沉降柱实验表明120分钟的沉降时间足以去除90---95%的TSS。感谢“丹麦国际发展基金”所资助的“环境和资源管理模型工具”工程和“瑞典国际发展机构”所资助的“亚洲地区环境技术研究项目”中的污水处理和管理工程对本次研究提供了很大帮助，在此表示感谢。同时，作者对卢森堡Jean-LucVASEL教授和比利时的Arlon教授在整个研究过程中所提出的批评性建议表示感谢。致谢 紧张而有序的大学毕业设计阶段马上就要结束了,我的毕业设计也接近了尾声。经过几个月的设计,我觉得自己受益匪浅,我的专业知识充实了很多,学会了理论知识与实践的相互结合,了解了实际工程所涉及的大体内容，知道规范在我们行业的重要性。在毕业设计过程中,我得到了我的设计指导老师王老师的鼎力帮助。在这段时间里,老师不辞辛苦,对我们的毕业设计给予了大力指导。我们有不懂的问题,老师们会耐心的给我们一一解答。在此特向老师们表示由衷的感谢和敬意！最后,祝愿各位老师工作顺利,身体健康,在工作领域中取得更大的成就。 '