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四川资阳污水处理设备价格
发布时间:2018-01-14 12:51:31 修改 | 删除 | 顶一下
地区:资阳
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关键词:污水处理设备价格
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附注:

四川资阳污水处理设备价格厂家(13081676858电话)1.3 试验方法  1号反应器进水中投加葡萄糖, 2号反应器进水中投加相同浓度的丙酸钠.根据基质中投加碳源浓度的不同, 反应器运行分为4个阶段, 各阶段运行参数如表 2所示. 反应器启动时采用较低的水力负荷以减小厌氧氨氧化菌的流失, 滤速定为0.15 m?h-1, HRT约为5 h.进出水氮素浓度如图 2、3所示.从中可知, 随着反应器的运行, 出水氨氮和亚硝氮浓度逐步降低. 1号和2号反应器分别用19 d和25 d时, 使氨氮亚硝氮去除率大于90%, 完成了反应器的初步启动. 1号和2号反应器均在较短的时间内完成了厌氧氨氧化工艺的启动, 相较于其他研究成果原因是A/O工艺和亚硝化工艺出水中COD大多数为难降解的有机物[22], 反硝化菌缺少碳源, 活性处于较低水平.而难降解的有机物对厌氧氨氧化菌影响较小[23], 因此在厌氧氨氧化菌和反硝化菌的竞争中占据优势, 维持了厌氧氨氧化工艺的稳定.
S3阶段基质中有机物浓度提高到20 mg?L-1, 其他参数保持不变.在S3阶段初期, 1号反应器氨氮去除率由97%降低至78%, 厌氧氨氧化菌活性受到了暂时的抑制, 运行3 d后, 氨氮和亚硝氮去除率大于98%. 2号反应器氨氮去除率几乎没有变化.相比于S2阶段, 超过了排放标准.研究表明, 厌氧氨氧化菌活性受温度影响大而反硝化菌活性受温度影响小[24].在本试验中, 如果常规的污水处理工艺不能够对该类化合物进行有效的去除, 其出水可能成为受纳水体的重要污染源, 所以在未来的研究中有必要针对城市污水处理系统中parabens的去除效果和去除途径进行系统的研究. 城市污水中parabens的质量浓度不具有明显的季节差异, 如果常规工艺不能完全去除, 污水厂出水可能成为受纳水体的重要污染源.由于缺乏科学的药品管理和指导以及公众对抗生素的不当使用, 我国是世界上滥用抗生素最严重的国家之一.抗生素作为新型环境污染物, 通过农用、医用兽用以及生产废水排放等多种途径进入了环境水体, 进而威胁公众的饮用水安全.20世纪80年代, Watts等首次报道在地表水中检测到了1 μg?L-1浓度的红霉素、磺胺甲唑和四环素, 水环境中的抗生素开始引起高度关注.近年来, 环境水体中抗生素的出现、迁移及潜在危害已成为国际上环境领域研究的热点问题之一.有研究表明, 在天津的淡水养殖水体、海河、土壤中均发现了不同浓度的抗生素, 水源水中也检测出了多种类型的抗生素, 由此引起的饮用水化学安全问题逐渐受到重视.然而针对环境水体中抗生素的来源分布和迁移规律的研究, 目前大部分集中在地表水、地下水以及污水处理厂, 在供水系统方面研究较少.现有给水厂的处理工艺单元没有针对抗生素等新型污染物而设计, 抗生素在饮用水制水和供给过程中的迁移与去除情况仍不清晰, 因此研究供水系统中抗生素分布特征和迁移规律, 考察现有水处理工艺单元的去除效率, 对饮用水安全保障具有重要意义.本文应用固相萃取富集法(SPE)和高效液相色谱质谱联用(HPLC-MS)的分析方法对两个不同处理工艺的给水厂以及供水管网中的抗生素浓度水平和分布特征等进行了分析, 并基于不确定分析方法对饮用水中的抗生素引起的健康风险进行了评价, 以期为了解天津市供水系统中抗生素的分布特征、迁移转化及其潜在危害提供参考, 并为给水厂的运行条件优化和工艺改造给予数据支持, 从而保障城市饮用水安全.  选取天津市某自来水厂A水厂和B水厂为研究对象, A、B水厂采用相同水源(以引江水为主, 滦河水为备用水源). A、B水厂供水能力分别50万m3?d-1和30万m3?d-1, 均采集原水、滤前水、滤后水和水厂出水, 各水厂的工艺单元流程及采样点见图 1.每次连续放水10 min后用水样采集器采集水样5 L, 采集完成后用棕色瓶迅速运回实验室, 4℃避光保存, 24 h内进行抗生素的检测分析(每份样品均设置两个平行样品, 以平均值作为该样品的分析结果), 总共随机采样12次.  为分析抗生素在给水管网中的分布迁移变化, 选取A水厂一条主要输配水干管作为研究对象 仅能代表潜在和相对持久的不同抗生素的整体衰减系数, 而不能作为预测特定抗生素迁移转化模型的降解系数.如表 2所示, 抗生素在给水管网中的衰减模式符合一级反应动力学模型, 显著性系数P < 0.05, 相关系数R2的范围为0.824~0.944.抗生素在管网中的衰减趋势可描述为指数曲线, 初始衰减速度快, 当抗生素浓度达到一定水平后, 其衰减速率逐渐平稳.衰减系数为林可霉素 < 四环素类 < 喹诺酮类 < 青霉素 < 磺胺类, 此结果与国内外对抗生素在开放水体中的相关研究基本一致, 即降解难度四环素类 < 喹诺酮类 < 磺胺类.因罗红霉素的检出率为75%, 所以无法评估其衰减模式.  抗生素的化学稳定性和分配系数等因素决定了其在水体中的稳定性.林可霉素在自然条件下光降解和水解降解效率很低, 所以其在管网中的快速衰减主要是由吸附作用引起的, 而主要机制是阳离子交换, 在pH约为7时吸附速率最快.四环素类抗生素大部分以阴离子的形式存在, 其与铸铁管管壁腐蚀层之间的静电吸附作用是四环素类抗生素快速衰减的主因, 此外, 与水中钙镁离子等发生的络合反应也促进了四环素类抗生素在管网中的消减.喹诺酮类抗生素容易被吸附和光降解, 由于管网为密闭环境, 可排除喹诺酮类抗生素光降解的可能性, 其在给水管中的衰减主要归因于吸附机制.磺胺类抗生素在水中化学稳定性强且溶解度高, 其衰减速率低于其它抗生素.  2.3 饮用水中抗生素的健康风险评价  有研究证实菌群失调与多种癌症相关, 而反复使用特定种类抗生素会导致罹患某些癌症的风险显著升高.本研究采用了美国环保署推荐的健康风险评价模型, 依据给水管网中10种抗生素的分布迁移数据, 采用蒙特卡洛法对饮用水中的抗生素通过饮水和皮肤接触两种暴露途径的暴露剂量进行了模拟计算, 并对其致癌风险和非致癌风险进行了评估.根据正态分布检验数据表明, 管网中抗生素的浓度服从对数正态分布. 6类10种抗生素的皮肤渗透系数、非致癌参考剂量以及人类致癌强度系数参考表为通过饮水途径暴露引起的致癌和非致癌风险水平, 其中四环素、强力霉素和磺胺甲唑所引起的致癌风险水平最高, 处于10-7数量级, 与警戒值(虚横线)仅相差一个数量级, 其余抗生素的致癌风险均处于10-8数量级.各抗生素通过皮肤接触途径的风险水平见表 4, 其中磺胺甲唑通过皮肤接触途径所引起的风险水平最高.健康风险评价结果表明, 饮用水中多种抗生素引起的致癌风险和非致癌风险均属可接受风险.饮水途径所致风险远高于皮肤接触, 其中通过饮水途径造成的风险为成年男性高于成年女性, 皮肤接触途径则呈相反规律.如表 4所示, 抗生素经皮肤接触导致的非致癌风险从10-12~10-7数量级不等, 致癌风险处于10-13~10-10的数量级, 均低于警戒值, 属于可接受风险.对饮用水中10种抗生素的总致癌风险和非致癌风险进行模拟计算得到不同人群总致癌风险值(男性5.64×10-7, 女性5.45×10-7)和总非致癌风险(男性5.78×10-4, 女性5.59×10-4)都处于可接受风险水平. 通过对天津市A水厂和B水厂中10种目标抗生素的检测分析, 两水厂的抗生素在各处理工艺单元中呈现出了不同的分布特征. A水厂对抗生素的总去除率为-46.47%~45.10%, 其中起主要作用的是混凝工艺. B水厂的总去除率为40.25%~70.33%, 紫外+氯消毒阶段对抗生素的去除效果最好, 预臭氧+混凝沉淀工艺次之.而过滤工艺在A、B两个水厂中对抗生素的去除效率最低.结果表明B水厂的深度水处理工艺对抗生素类物质的处理效果明显优于A水厂的常规处理工艺, 然而出水中仍有抗生素检出, 且浓度范围为4.00~78.31 ng?L-1.  (2) 给水管网中抗生素分布的分析结果表明:除罗红霉素的检出率为75.0%外, 其余9种抗生素均为100.0%检出.单种抗生素浓度范围为nd~348.99 ng?L-1, 其中磺胺类占抗生素总量的36.89%.给水管中的抗生素浓度随输送距离的增长而逐渐降低.抗生素在管网中衰减系数为林可霉素 < 四环素类抗生素 < 喹诺酮类抗生素 < 青霉素 < 磺胺类抗生素.  (3) 依据不确定性分析法对10种抗生素通过饮水和皮肤接触两种途径的健康风险进行评价, 饮水途径中四环素、强力霉素和磺胺甲唑引起的风险水平明显高于其它种类抗生素; 而皮肤接触途径中磺胺甲唑所引起的风险水平最高.但各类抗生素造成的致癌风险和非致癌风险均处于可接受风险的水平, 通过饮水途径所致的风险明显高于皮肤接触.不同人群的总致癌风险及总非致癌风险都属于可接受风险.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。  (4) 本研究着眼于供水系统中典型抗生素的浓度水平及其分布规律, 比较分析了现有水处理工艺单元对抗生素的去除效率, 对抗生素可能构成的风险作出了评价, 为供水安全保障和供水技术改进给予理论依据和数据支撑, 同时也为其它地区开展类似的研究提供借鉴.目前, 城镇饮水安全已成为我国全社会关注的热点之一.自“十一五”规划实施农村饮水安全工程建设以来, 到“十二五”末, 我国农村饮水安全问题已基本解决, 农民健康水平得到了提高, 农村生产生活条件得到了改善.我国村镇供水分为集中式供水和分散式供水, 水厂大多以临近江河、中小型水库、山溪水为水源.四川丘陵区因其水库具有水量稳定的特点, 多为城镇饮用水源和应急备用水源.而这些中小型水库则由于农业面源污染的影响, 由此造成富营养化问题, 水中污染物种类多、量超标、低浓度难去除, 长期以来饮水不安全问题十分突出.水厂现行的常规处理工艺即絮凝+沉淀+过滤+消毒虽然对总磷去除效果明显, 去除率可达60%~90%, 但对有机物的去除效果却不理想, 而有机物与消毒副产物的生成有重要关联.对水质安全性的检测、评价与分析, 判断水源水质指标是否符合《生活饮用水卫生标准》的相关规定, 是目前急需解决的问题.而我国村镇人口规模较小, 一般为2 000~30 000人, 水利公共基础服务设施主要集中在城市, 对村镇供水水源水质安全关注度不够, 本文针对我国西南丘陵区村镇供水的典型水源进行了详细的分析以探究其水质特征, 并对上述水源经常规净水工艺处理后的出水水质也进行了相应地分析, 以期为提高该区域村镇居民饮水安全提供依据.  1 材料与方法 1.1 取水水源  本实验选取四川省遂宁市内中小型水库:狮子湾水库、麻子滩水库、跑马滩水库、白安河及板凳垭村河塘为饮水水源水质分析取样点.其中狮子湾水库为小(二)型水库, 正常水位库容为57.6万m3, 地处浅丘区域, 周边为农田; 麻子滩水库为中型水库, 正常水位库容为5 729万m3, 地处浅丘和深丘区域, 周边多为农田和林地; 跑马滩水库为中型水库, 正常水位库容1 360万m3; 白安河干流长80 km, 流域面积456.4 km2, 上游建有中型水库3座, 小型水库24座; 板凳垭村河塘容积为8万m3.所选取水点地形为浅丘或深丘地域, 水源周边多为农田, 其中跑马滩水库横跨乐至和安居两县市, 城镇供水厂规模大小不一, 规模从600~30 000m3?d-1不等, 是该区域县城或村镇的供水水源, 具有典型的西南丘陵地区村镇供水水源的特点.农业生产(种植、养殖等)、生活污水和旅游观光等人为活动及自然因素是陆浑水库饮用水源地水体中金属元素的主要来源, 尤其是水库上游金属矿采选企业的生产对水库水体的影响较大.  根据陆浑水库饮用水源地水体中金属浓度(表 1)及引起的平均个人年健康风险(表 3), 陆浑水库饮用水源地水体中Mo浓度远大于As和Cr浓度, 而在健康风险评价中, Mo引起的平均个人年健康风险均低于ICRP推荐的最大可接受风险水平5.0×10-5 a-1, Cr引起的平均个人年健康风险和As引起的平均个人年健康风险中部分值超过最大可接受风险水平, 成为健康风险的主要来源, 这可能与不同元素的毒性大小不同有关.此外, As和Cr浓度均未超过《地表水环境质量标准》(GB3838-2002)和《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)规定的标准限值, 而引起的平均个人年健康风险超过最大可接受风险水平, 表明虽然水质评价可以得到准确的水质状况及其污染程度, 但无法直观地反映污染物对人体健康危害的风险程度, 在一定程度上弱化了未超标的有毒有害因子对人群健康可能造成的危害.因此, 将健康风险评价与水质评价相结合有利于更全面地掌握饮用水源地水环境质量和安全情况.  本研究采用了美国环境保护署(USEPA)推荐的健康风险评价模型对陆浑水库饮用水源地水体中金属潜在健康风险水平进行了评估, 没有考虑水库周边居民接触使用的水体中金属浓度经自来水厂等的处理后变小, 实际上高估了金属暴露的风险.本研究只考虑了饮用水暴露和皮肤接触暴露途径, 没有考虑食物摄入等其他途径, 所以本研究还有待深入探讨.考虑到陆浑水库饮用水源地水体中Mo污染严重, 因此, 应定期对陆浑水库饮用水源地水体进行全方位监测, 加强对水库上游工矿企业污染物外排情况的监管, 采取相应的措施防止工业废水、农业面源污染和生活污水等对水体造成更严重的污染. Cr的平均健康风险占致癌性金属总风险的85.00%.与此同时, 儿童暴露剂量明显高于成人暴露剂量, 金属元素经饮用水途径引起的健康风险均高于皮肤接触途径.致癌性金属Cr和As平均健康风险超过ICRP推荐的最大可接受风险水平, 超标率分别为100%和3.80%, 而Cd低于最大可接受风险水平, Cr和As是陆浑水库饮用水源地水体的主要致癌污染因子; 非致癌性金属元素引起的健康风险集中在10-12~10-7 a-1, 比最大可接受风险水平低2~7个数量级, 在非致癌性金属元素中, Al和Mo应作为优先控制污染物.具体联系污水宝或多相关技术文(3) 陆浑水库饮用水源地水体中金属浓度有较明显的地域分布特征, 高值区域主要集中在水库上游和下游.水库周边地区的工业生产(采矿、选矿、造纸等)、农业生产(种植、养殖等)、生活污水和旅游观光等人为活动及自然因素是陆浑水库饮用水源地水体中金属元素的主要来源, 水库上游金属矿采选企业的生产对水库水体的影响较大.氨氮是地表水源的主要污染因子之一.供水系统中过量的氨氮会使消毒效率降低, 增加氯消毒过程中的需氯量[3], 并产生令人不快的嗅味, 甚至对中枢神经系统易造成伤害.饮用水处理中去除氨氮的方法主要有吸附法和生物法.对于吸附法, 国内外研究主要集中在吸附剂改性这方面, 但往往吸附剂的吸附容量有限, 再生困难, 成本较高, 多适用于小型水厂.对于生物法, P 反应过程几乎没有副产物等优势.< d), 启动成熟时间短(大约26 此种方法具有可实现铁、锰和氨氮的同步高效去除, Guo等[18]研究发现该活性氧化膜对地下水中氨氮的去除机制为催化氧化作用.相对传统方法, 主要组成元素为铁、锰、钙、氧等. 可在石英砂滤料表面形成一层能高效去除地下水中氨氮的铁锰复合氧化膜(活性氧化膜).该活性氧化膜为非晶态结构, 通过向水中投加高锰酸钾, 在处理同时含有铁、锰、氨氮复合污染的地下水时, 且运行管理复杂[11~13].近年来研究发现, 在自然状态下挂膜较难成功, 但其对温度变化幅度大的地表水适应性差, 在国内外应用较多, 目前生物法去除氨氮

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