第三章 城市污水处理典型工艺流程 53页

第三章城市污水处理典型工艺流程第一节传统活性污泥工艺一、工艺原理向生活污水中不断地注入空气，维持水中有足够的溶解氧，经过一段时间后，污水即生成一种絮凝体。这种絮凝体是由大量繁殖的微生物构成的，易于沉淀分离，使污水得到澄清，这就是“活性污泥”。活性污泥法就是以悬浮生长在水中的活性污泥为主题，在微生物生长有利的环境条件下和污水充分接触，使污水净化的一种方法。它的主要构筑物是曝气池和二次沉淀池。活性污泥法关键在于要使曝气池保持高的反应速率，让曝气池中的活性污泥处于良好的状态，同时要使曝气池内保持足够高的活性污泥微生物浓度。为此，沉淀后的活性污泥又回流至曝气池前端，使之与进入曝气池的废水混合后充分接触，以重复吸附、氧化分解废水中的有机物。在正常的连续生产（连续进水）条件下，活性污泥中微生物不断利用废水中的有机物进行新陈代谢，由于合成作用的结果，活性污泥大量增殖，曝气池中活性污泥的量愈积愈多，当超过一定的浓度时，应适当排放一部分，这部分被排出的活性污泥称作剩余污泥。活性污泥通常为黄褐色（有时呈铁红色）絮绒状颗粒，也称为“菌胶团”或“生物絮凝体”，其直径一般为0.02～2mm；含水率一般为99.2%～99.8%，密度因含水率不同而异，一般为1.002～1.006g/cm3，活性污泥具有较大的比表面积，一般为20～100cm2/mL。活性污泥由有机物及无机物两部分组成，组成比例因污泥性质不同而异。例如，城市污水处理系统中的活性污泥，其有机成分占75%～85%，无机成分占15%～25%。活性污泥中有机物成分主要由生长在活性污泥中的各种微生物组成，这些微生物群体构成了一个相对稳定的生态系统和食物链，其中以各种细菌及原生动物为主，也存在着真菌、放线菌、酵母菌以及轮虫等后生动物。在活性污泥中，细菌含量一般在107～108个/mL之间，原生动物为103个/mL左右，而原生动物中则以纤毛虫为主，因此可以用其作为指示生物，通过镜检法判断活性污泥的活性。通常当活性污泥中有固着型纤毛虫，如钟虫、等枝虫、盖纤虫、独缩虫、聚缩虫等出现，且数量较多时，说明活性污泥经培养驯化后较为成熟而且活性较好。反之，如果在正常运行的曝气池中发现活性污泥中固着型纤毛虫减少，而游泳纤毛虫突然增多，说明活性污泥活性差，处理效果将变差。\n二、工艺流程传统活性污泥法工艺系统主要是由曝气池、曝气系统、二次沉淀以及回流系统和污泥消化系统组成，如图3-1所示。图3-1传统活性污泥工艺流程1.曝气池曝气池是由微生物组成的活性污泥与污水中的有机污染物质充分混合接触，并进而将其吸收并分解的场所，它是活性污泥工艺的核心。曝气池有推流式和完全混合式两种类型。推流式是在长方形的池内，污水和回流污泥从一端流入，水平推进，经另一端流出。而完全混合式是污水和回流污泥一起进入曝气池就立即与池内其他混合液均匀混合。推流式的特点是池子大小不受限制，不易发生短流，出水质量较高；而完全混合式的特点是池子受池型和曝气手段的限制，池容不能太大，当搅拌混合效果不佳时易产生短流，但它对入流水质的适应能力较强。由于以上特点，城市污水处理一般采用推流式，而完全混合式则广泛应用于工业废水处理。2.曝气系统曝气系统的作用是向曝气池供给微生物增长及分解有机物所必需的氧气，并起混合搅拌作用，使活性污泥与有机污染物质充分接触。曝气系统总体上可分为鼓风曝气和机械曝气两大类。\n鼓风曝气是将压缩空气通过管道送入曝气池的扩散设备，以气泡形式分散进入混合液，使气泡中的氧迅速扩散转移到混合液中，供给活性污泥中的微生物。鼓风曝气系统主要由空气净化系统、鼓风机、管路系统和空气扩散器组成。城市污水处理厂采用的鼓风机有多种，如罗茨鼓风机和离心鼓风机。国产罗茨风机单机风量小，适用于中小型污水处理厂；离心风机噪声小、效率高，适用于大型污水厂。空气扩散器也有很多种，按材质分有陶瓷扩散器、橡胶扩散器和塑料扩散器。按扩散器形状分有钟罩型扩散器、长条板型扩散器和圆管式（或筒套式）扩散器，另外还有固定双螺旋、双环伞形以及射流曝气器等特殊形式。扩散器在曝气池内的布置形式也有很多种，如池底满布形式、旋转流形式、半水深布置形式等。风管按气量和风速选择管径，干管、支管风速10～15m/s，竖管及小支管4～5m/s。空气管线上设空气计量和调节装置，以便控制曝气量。机械曝气则是利用装设在曝气池内的叶轮转动，剧烈地搅动水面，使水循环流动，不断更新液面并产生强烈的水跃，从而使空气中的氧与水滴或水跃的界面充分接触，转入到混合液中。因此，机械曝气也称作表面曝气，简称表曝。机械曝气分为竖轴表曝和卧轴表曝两种形式，竖轴表曝机多用于完全混合式的曝气池，转速一般为20～100r/min，并可有两级或三级的速度调节。卧轴表曝机一般用于氧化沟工艺，称为曝气转盘（刷）。3.二次沉淀池二次沉淀池的作用是使活性污泥与处理完的污水分离，并使污泥得到一定程度的浓缩。二次沉淀池内的沉淀形式较复杂，沉淀初期为絮凝沉淀，中期为成层沉淀，而后期则为压缩沉淀，即污泥浓缩。二沉池的结构形式同初沉池一样，分为平流沉淀池、竖流沉淀池和辐流沉淀池。国内现有城市污水处理厂二沉池绝大多数都采用辐流式。有些中小处理厂也采用平流式，竖流式二沉池尚不多见。平流式二沉池的构造及布置形式与平流初沉池基本一样，只是工艺参数不同。平流初沉池的水平冲刷流速为50mm/s，而二沉池的水平冲刷流速为20mm/s，当水平流速大于20mm/s或吸泥机的刮板行走速度大于20mm/s时，下沉的污泥将受扰动而重新浮起。除工艺参数不同以外，辐流式二沉池与辐流式初沉池构造形式也基本相似。二沉池的排泥方式与初沉池差别较大。初沉池一般都是先用刮泥机将污泥将污泥刮至泥斗，再将其间歇或连续排除。而二沉池一般直接用吸泥机将污泥连续排除。这主要是因为活性污泥易厌氧上浮，应及时尽快地从二沉池中分离出来。另外，曝气池本身也要求连续不断地补充回流污泥。平流二沉池一般采用桁车式吸泥机，辐流式二沉池一般采用回转式吸泥机。常用的排泥方式有静压排泥、气提排泥、虹吸排泥或直接泵吸。4.回流污泥系统\n回流污泥系统把二沉池中沉淀下来的绝大部分活性污泥再回流到曝气池，以保证曝气池有足够的微生物浓度。回流污泥系统包括回流污泥泵和回流污泥管道或渠道。回流污泥泵的形式有多种，包括离心泵、潜水泵和螺旋泵。螺旋泵的优点是转速低，不易打碎活性污泥絮体，但效率较低。回流污泥泵的选择应充分考虑大流量、低扬程的特点，同时转速不能太快，以免破坏絮体。回流污泥渠道上一般应设置回流量的计量及调节装置，以准确控制及调节污泥回流量。5.剩余污泥排放系统随着有机污染物质被分解，曝气池每天都净增一部分活性污泥，这部分活性污泥称为剩余活性污泥，应通过剩余污泥排放系统排出。污水处理厂用泵排放剩余污泥，也可直接用阀门排放。可以从回流污泥中排放剩余污泥，也可以从曝气池直接排放。从曝气池直接排放可减轻二沉池的部分负荷，但增大了浓缩池的负荷。在剩余污泥管线上应设置计量及调节装置，以便准确控制排泥。三、活性污泥系统的工艺参数活性污泥工艺是一个较复杂的工程化的生物系统，其工艺参数可分为三大类。第一类是曝气池的工艺参数，主要包括污水在曝气池内的水力停留时间、曝气池内的活性污泥浓度、活性污泥的有机负荷。第二类是关于二沉池的工艺参数，主要包括混合液在二沉池的停留时间、二沉池的水力表面负荷、出水堰的堰板溢流负荷、二沉池内污泥层深度、固体表面负荷。第三类是关于整个工艺系统的参数，包括入流水质水量、回流污泥量和回流比、回流污泥浓度、剩余污泥排放量、泥龄。以上工艺参数相互之间联系紧密，任一参数变化都会影响到其它参数。1.入流水质水量入流污水量Q必须充分利用所设置的计量设施准确计量，它是整个活性污泥系统运行控制的基础。入流水质也直接影响到运行控制。传统活性污泥工艺的主要目标是降低污水中的BOD5，因此，入流污水的BOD5必须准确测定，它是工艺调整的一个基础数据。2.回流污泥量与回流比回流污泥量是二沉池补充到曝气池的污泥量，常用Qr表示。Qr是活性污泥系统的一个重要控制参数，通过有效地调节Qr可以改变工艺运行状态，保证运行的正常。回流比是回流污泥量与入流污泥量（Q）之比，通常用R表示。保持R的相对恒定，是一种重要的运行方式。回流比也可以根据实际运行需要加以调整。传统活性污泥工艺的R一般在25%～100%之间。3.悬浮固体和回流污泥悬浮固体\n悬浮固体是指混合液中悬浮固体的浓度，通常用MLSS表示。MLSS也可近似表示曝气池内活性微生物的浓度，这是运行管理的一个重要控制参数。当入流污水的BOD5增高时，一般应提高MLSS，即增大曝气池内的微生物量。实际测得的MLSS，是混合液的过滤性残渣，活性污泥絮体内的活性微生物量、非活性的有机物和无机物都被滤纸截留而包括所测得的MLSS中，因此MLSS值实际比活性微生物的浓度值要大。MLVSS是MLSS中的有机部分，称为混合液的挥发性悬浮固体，由于不包含无机物，它能较好地反应活性污泥微生物的数量，但不是活性微生物的实际浓度。回流污泥悬浮固体是指回流污泥中悬浮固体的浓度，通常用RSS表示，它近似表示回流污泥中的活性微生物浓度。如上所述，运行管理中应尽量采用RVSS，即回流污泥挥发性悬浮固体。传统活性污泥法的MLSS在1500～3000mg/L之间，而RSS则取决于回流比R的大小，以及活性污泥的沉降性能和二沉池的运行状况。4.活性污泥的有机负荷F/M活性污泥的有机负荷是指单位质量的活性污泥，在单位时间内要保证一定的处理效果所能承受的有机污染物量，单位为kgBOD5/(kgMLSS·d)。活性污泥的有机负荷通常是用BOD5代表有机污染物进行计算的，因此也成为BOD负荷。F/M代表了微生物量与有机污染物之间的一种平衡关系，它直接影响活性污泥增长速率、有机污染物的去除效率、氧的利用率以及污泥的沉降性能。传统活性污泥工艺的F/M值一般在0.2～0.4kgBOD5/(kgMLSS·d)之间，即每1000gMLVSS每天承受0.2～0.4kgBOD5，这属于中负荷范围。F/M较大时，由于有机污染物较充足，活性污泥中的微生物增长速度较快，有机污染物被去除的速率也较快，但此时的活性污泥的沉降性能可能较差。反之，F/M较小时，由于有机污染物不太充足，微生物增长速率较慢或基本不增长，甚至也可能减少，此时有机物被去除的速率也必然较慢，但这时活性污泥沉降性能往往较好。运行管理中应选择合适的F/M值，在有机物去除速率满足要求的前提下，污泥的沉降性能最佳。5.溶解氧浓度传统活性污泥工艺主要采用好氧过程，因而混合液中必须保持好氧状态，即混合液内必须维持一定的溶解氧DO浓度。DO是通过单纯扩散方式进入微生物细胞内的，因而混合液须有足够高的DO值，以保持强大的扩散推动力，将微生物好氧分解所需的氧强制“注入”微生物细胞体内。传统活性污泥法一般控制曝气池出口DO大于2.0mg/L。6.剩余污泥排放量和污泥龄\n剩余活性污泥的排放量用Qw表示。剩余污泥排放是活性污泥系统运行控制中一项最重要的操作，Qw的大小，直接决定污泥龄的长短。如从曝气池排放剩余活性污泥，则其浓度为混合液的污泥浓度MLVSS；如果从回流污泥系统内排除剩余活性污泥，则其浓度为RSS。绝大部分处理厂都从回流污泥系统排泥，只有当二沉池入流固体值严重超负荷时，才考虑从曝气池直接排放。污泥龄是指活性污泥在整个系统内的平均停留时间，一般用SRT表示。因为活性微生物基本上存在于活性污泥絮体中，因此，污泥龄也就是微生物在活性污泥系统内的停留时间。不同种类的微生物，具有不同的世代期。控制污泥龄是选择活性污泥系统中微生物的种类的一种方法。所谓世代期，是指微生物繁殖一代所需要的时间，如某种微生物群体数量增加一倍需要2d的时间，则该种微生物的世代期就是2d。如果某种微生物的世代期比活性污泥系统的泥龄长，则该类微生物在繁殖出下一代微生物之前，就被以剩余污泥的方式排走，该类微生物就不会在系统内繁殖起来。反之，如果某种微生物的世代期比活性污泥系统的泥龄短，则该种微生物在被以剩余活性污泥的形式排走之前，可繁殖出下一代，因此这种微生物就能在系统内繁殖起来。分解有机污染物的绝大部分微生物，其世代期都小于3d，因此只要控制污泥龄大于3d，这些微生物就能在活性污泥系统生存下来并得以繁殖，用于处理污水。而硝化杆菌的世代期一般为5d，因此要在系统内培养出硝化杆菌，将NH3—N硝化成，则必须控制SRT大于5d。SRT也直接决定着活性污泥系统中微生物的年龄大小。SRT较大时，年长的微生物也能在系统中存在。而SRT较小时，只有年轻的微生物存在，它们的“父辈或祖辈”早已被作为剩余污泥排走。一般而言，年轻的污泥活性高，分解代谢有机污染物的能力强，但凝聚沉降性能较差，而年长的污泥有可能已经老化，分解代谢能力较差，但凝聚沉降性能较好。通过调节SRT可以选择合适的微生物年龄，使活性污泥既有较强的分解代谢能力，又有良好的沉降性能。传统活性污泥工艺一般控制SRT在3～5d。7.曝气池和二沉池的水力停留时间污水在曝气池内的水力停留时间一般用Ta表示。对于一定流量的污水，必须保证足够的池容，以便维持污水在曝气池内足够的停留，否则有可能将处理尚不彻底的污水排出曝气池，影响处理效果。Ta有时也叫污水的曝气时间，即污水在曝气池内曝气的时间。Ta有两种计算方法：\n（3-1）（3-2）式中，Va为曝气池容积；Q和Qr分别为入流污水量和回流污泥量。前一种计算方法是污水在曝气池内的实际停留时间，后一种计算方法计算的时间实际上比实际停留的时间长，有时称为名义停留时间。当回流比相对恒定或较小时，可采用第二种，但当回流比较大时，应用第一种方法核算，检查污水实际接受曝气的时间是否充足。传统活性污泥工艺的曝气池名义停留时间一般为6～9d，而实际停留时间则取决于回流比。混合液在二沉池内的停留时间一般用Tc表示。Tc也有名义停留时间和实际停留时间，其计算如下：（3-3）（3-4）式中，Vc为二沉池的容积；Q和Qr分别为入流污水量和回流污泥量。Tc要足够大，以保证足够的时间进行泥水分离以及污泥浓缩。传统活性污泥工艺二沉池名义停留时间一般在2～3h之间，实际停留时间往往取决于回流比的大小。8.二沉池的水力表面负荷、固体表面负荷和出水堰溢流负荷二沉池的水力表面负荷是指单位二沉池面积在单位时间内所能沉降分离的混合液流量，单位一般为m3/(m2·h)，它是衡量二沉池固液分离能力的一个指标。对于一定的活性污泥来说，二沉池的水力表面负荷越小，固液分离效果越好，二沉池出水清澈。此外，控制水力表面负荷的大小还取决于污泥的沉降性能，沉降性能良好的污泥即使水力表面负荷较大，也能得到较好的泥水分离效果。如果污泥沉降性能恶化，则必须降低水力表面负荷。水力表面负荷可用qh表示：（3-5）式中，Q为入流污水量；Ac为二沉池的表面积。传统活性污泥工艺中，qh一般不超过1.2m3/(m2·h)。\n二沉池的固体表面负荷是指单位二沉池面积在单位时间内所能浓缩的混合液悬浮固体，单位为kg/(㎡·h)。它是衡量二沉池污泥浓缩能力的一个指标。对于一定的活性污泥来说，二沉池的固体表面负荷越小，污泥在二沉池的浓缩效果越好，即二沉池排泥浓度越高。对于浓缩性能良好的活性污泥浓缩性能较差，则必须降低二沉池的固体表面负荷。固体表面负荷可用qs表示，计算如下：（3-6）式中，Q和Qr分别为入流污水量和回流污泥量；MLSS为混合液污泥浓度；Ac为二沉池的面积。传统活性污泥工艺的固体表面负荷最大不超过150kgMLSS/(㎡·h)。出水堰溢流负荷是指单位长度的出水堰板单位时间内溢流的污水量，单位为m3/(m·h)。出水堰溢流负荷不能太大，否则可能导致出流不均匀，二沉池内发生短流，影响沉淀效果。同时，溢流负荷太大，还导致溢流流速太大，出水易挟带污泥絮体。传统活性污泥工艺的二沉池堰板溢流负荷一般控制在5～10m3/(m·h)。9.二沉池的泥位和污泥层厚度二沉池的泥位是指泥水界面的水下深度，用Ls表示。如果泥位太高，即Ls太小，便增大了出水溢流漂泥的可能性，运行管理中一般控制恒定的泥位。污泥层厚度用Hs表示，Hs和Ls之和等于二沉池的水深。一般控制Hs不超过Ls的1/3。四、传统活性污泥系统的变形工艺传统活性污泥工艺最早采用的是活性污泥法，有时也成为标准活性污泥工艺或普通活性污泥工艺。具有以下特点：曝气池为推流式，采用空气曝气且沿池均匀曝气，有机负荷F/M在0.2～0.5kgBOD5/(kgMLVSS·d)之间。随着活性污泥工艺的广泛应用，人们发现传统活性污泥工艺有很多缺点，在对这些缺点的改进过程中，出现工艺上的一些变形，或称为传统活性污泥法的变形工艺。1.完全混合活性污泥法这种工艺是在传统工业基础上，将曝气池由推流式改成完全混合式，以便提高抗冲击负荷能力。通过对F/M值的调整，可以将完全混合曝气池内的有机物讲解反应控制在最佳状态。完全混合活性污泥法适用于处理工业废水，特别是高浓度的有机废水。完全混合法的一个缺点是易产生污泥膨胀。2.逐点进水工艺\n曝气池二沉池进水出水回流污泥剩余污泥图3-2逐点进水活性污泥工艺逐点进水工艺，也称阶段曝气工艺，该种工艺是在传统工艺基础上将曝气池一端进水改成延池多点进水，如图3-2所示。传统工艺曝气池前端F/M高，可能产生供氧不足，而后段F/M很低，可能产生供氧过剩。逐点进水工艺能使全池F/M基本一致，从而使全池曝气效果均匀。该工艺另一个特点是污泥浓度延池长逐渐降低，曝气池出口处排入二沉池的混合液MLSS浓度很低，有利于二沉池的固液沉降分离。3.渐减曝气工艺传统工艺曝气量沿池长均匀分布，但实际需氧量则沿池长逐渐降低，造成沿池长氧量供需的反差。所谓渐减曝气工艺就是曝气量沿池长逐渐降低，与需氧量的变化相匹配，在保证供氧的前提下，降低能耗，如图3-3所示。实际上，新建的所有活性污泥工艺处理厂都设计成渐减曝气。对于典型的城市污水，如把曝气池等分成三段，则每段占总曝气量的比例一般分别为50%、35%、15%。曝气池二沉池空气出水回流污泥剩余污泥图3-3渐减曝气工艺进水4.吸附再生工艺有机污染物在污水中以悬浮态、胶态和溶解态三种形式存在。传统工艺对这三种形式的有机污染物的去除是在同一池子内完成的。活性污泥絮体以及絮体内微生物对悬浮态和胶态物质的吸附过程是非常快的。对于悬浮态和胶态有机污染物含量较高的城市污水，可以将曝气池分成两部分，一部分为吸附池，另一部分为再生池。在吸附池内，活性污泥利用较短的时间迅速完成对胶态和悬浮态污染物质的吸附。在再生池内活性污泥将吸附的有机污染物逐渐分解掉，这就是所谓的吸附再生工艺。与传统工艺相比，吸附再生工艺的F/M比可适当提高，从而减小池容，降低投资。此外，再生池中基本没有营养物质，活性污泥处于“空曝”状态，这样一方面活性污泥微生物处于“饥饿”状态，进入吸附池后会产生更高的吸附速度，另一方面空曝状态能有效抑制丝状菌，使活性污泥不易产生膨胀现象。吸附池也叫接触池，再生池也叫稳定池，因此吸附再生工艺也称为接触稳定工艺。吸附池和再生池可以合建也可以分建，分别如图3-4和图3-5所示。\n吸附再生工艺对污水具有一定的承受冲击负荷的能力，当吸附池的活性污泥受到破坏时，可以由再生池内的污泥进行补救。该工艺的缺点是，对于溶解性有机物含量较多的污水，图3-4分建式吸附再生工艺曝气池二沉池空气出水再生池剩余污泥进水空气图3-5合建式吸附再生工艺再生池二沉池空气出水剩余污泥进水吸附池处理效果略差。5.延时曝气工艺传统活性污泥工艺属于中等负荷，F/M比在0.2～0.5kgBOD5/(kgMLVSS·d)之间。延时曝气工艺属于低负荷或超负荷活性污泥法，F/M一般在0.15kgBOD5/(kgMLVSS·d)以下。延时曝气工艺的特点是剩余污泥排放量少，臭味小，一般可不设初沉池，所有悬浮态的有机污染物质均在曝气池内被氧化分解。但延时曝气工艺池容比较大，曝气时间长，电耗相对较高。主要适用于处理水质要求高，而且有不易采用污泥处理的小型城镇工业废水，水量最好不超过1000m3/h。6.高负荷活性污泥法高负荷活性污泥工艺的F/M比一般在0.5kgBOD5/(kgMLVSS·d)以上，其特点是有机污染物去除速率较快，因此也称为高速曝气工艺，缺点是去除效率较低，产泥量较多。当F/M大于1.5kgBOD5/(kgMLVSS·d)时，则为高负荷工艺也称为修正曝气工艺。该工艺主要适用于对处理水质要求不高的污水处理。7.纯氧曝气工艺纯氧曝气工艺是将传统工艺的空气供氧改为用氧气直接供氧。纯氧曝气可使污水中的饱和溶解氧浓度提高几倍以上，供氧速度不再成为微生物活性的限制因素，曝气池的MLVSS可以大幅度提高，从而降低F/M，提高处理效果。纯氧曝气工艺总运转费用的高低主要取决于纯氧的来源。一种方式是由制氧厂集中供氧，污水处理厂内储存液态氧随时使用，这种方式一般适用20000m3/d以下的小型污水处理厂；另一种方式是在处理厂内现场制氧。目前，国内仅在石化行业的一些污水处理厂采用了纯氧曝气工艺，城市污水处理厂尚未采用。采用纯氧曝气系统的主要效益：①\n氧利用率可达80%～90%，而鼓风曝气系统仅为10%左右；②曝气池内混合液的MLSS值可达4000～7000mg/L，能够提高曝气池的容积负荷；③曝气池混合液的SVI值较低，一般都低于100，污泥膨胀现象较少发生；④产生的剩余污泥量少。8.其他改进方法除上述方法外，活性污泥法还有很多其他的曝气方法可以提高氧转移的效率，以提高处理效果，比如以下两种方法。（1）深水曝气活性污泥法系统系统的主要特征是采用深度在7m以上的深水曝气池，这种曝气池具有优点有：①由于水压增大，加快了氧的传递速率，提高了混合液的饱和溶解氧浓度，有利于活性污泥微生物的增殖和对有机物的降解；②曝气池向竖向深度发展，降低了占用的土地面积。该工艺有下列两种形式曝气池：①深水中层曝气池，水深在10m左右，但空气扩散装置设在深4m左右处，这样仍可使用风压为5m的风机，为了在池内形成环流和减少底部水层的死角，一般在池内设导流板或导流筒；②深水底层曝气池，水深仍在10m左右，空气扩散装置仍设于池底部，需使用高风压的风机，但无需设导流装置，自然在池内形成环流。（2）浅层曝气活性污泥法系统浅层曝气曝气池的空气扩散装置多设置在曝气池的一侧，距水面约0.6～0.8m的深度。为了在池内形成环流，在池中心处设导流板。浅层曝气曝气池可使用低压鼓风机，有利于降低电耗。第二节生物脱氮除磷工艺传统活性污泥工艺能有效地去除污水中的BOD5和SS，但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮磷较多的污水排到湖泊或海湾等相对封闭的水体，则会产生富营养化，导致水体水质的恶化或湖泊退化，影响其使用功能。因此，在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时，还应根据需要考虑污水的脱氮除磷。采用化学或物理化学方法可以有效地脱氮除磷。例如折点加氯或吹脱工艺可以有效地去除氨和氮；采用混凝沉淀或选择性离子交换工艺可以去除磷。但这些方法的运行费用都较高，不适合水量一般都很大的城市污水处理。因此，城市污水的脱氮除磷大量采用的还是生物处理工艺。根据受纳水体的使用功能和水质要求，城市污水生物脱氮除磷工艺功能可以分成以下几种：①去除污水中有机物、有机氮和氨氮；②去除BOD和脱氮，包括有机氮和氨氮及硝酸盐；③去除污水中BOD和氮、磷，即完全的脱氮除磷。\n生物脱氮除磷工艺在去除污水中BOD的同时，也能有效地去除氮和磷，满足上述脱氮除磷的功能要求，因而愈来愈受到人们的广泛重视。一、生物脱氮除磷机理（一）生物脱氮机理1.生物脱氮过程污水中的氮主要以下面几种形式存在：有机氮、氨氮、亚硝态氮和硝态氮。一般用来表示氮含量的指标有：总氮（TN）、总凯氏氮（TKN）、硝酸盐氮（）、亚硝酸盐氮（）以及氨氮（NH3—N）。硝酸盐氮和亚硝酸盐氮统称为硝态氮（）。总凯氏氮（TKN）是指有机氮和氨氮之和。总氮（TN）则包括所有有机氮、无机氮，即脱氮过程即是各种形态的氮转化为氮气从水中脱除的过程。在好氧池中，污水中的有机氮被细菌分解成氨，硝化作用使氨进一步转化为硝态氮，然后在缺氧池中进行反硝化，硝态有机氮（蛋白质、尿素）亚硝态氮（）O2→硝化氨氮有机氮（细菌细胞）有机氮（净增长）氨化自溶和自身氧化氨化细菌分解和水解O2→硝化O2→硝化有机氮（）氨气反硝化有机碳图3-6各种形态氮的生物转化氮还原成氨气溢出。图3-6较为详细地显示了生物脱氮的过程。原污水中的氮几乎全部以有机氮和氨氮形式存在，首先须通过生物硝化将其转化成硝酸盐，然后利用生物反硝化将其转化成氮气逸出污水，以达到脱氮的目的。2.生物脱氮机理（1）氨化作用生物氨化是指微生物将有机氮转化为NH3-N的生物过程。一般的异氧微生物都能进行高效的氨化作用，即在细菌分泌的水解酶的催化作用下，有机氮化合物水解断开肽键，脱除羧基和氨基形成氨。在传统活性污泥工艺中，伴随BOD5\n的去除，95%以上的有机氮会被转化成NH3-N。（2）硝化作用生物硝化作用是利用化能自养微生物将氨氮氧化成硝酸盐的一种生化反应过程。硝化作用由两类化能自养细菌参与，亚硝化单细胞菌首先将氨氮NH3-N氧化成亚硝酸盐，硝化杆菌再将氧化成稳定状态的硝酸盐，反应式如下：总反应为：（3）反硝化作用生物反硝化是指污水中的硝酸盐，在缺氧条件下，被微生物还原为氮气的过程。参与这一生化反应的微生物是反硝化细菌，这是一类大量存在于活性污泥中的兼性异养菌，如产碱杆菌、假单胞菌、无色杆菌等菌属均能进行生物反硝化。在有氧存在的好氧状态下，反硝化菌能进行好氧生物代谢，氧化分解有机污染物，去除BOD5；在无分子氧但存在硝酸盐的条件下，反硝化细菌能利用中的氧（又称为化合态或硝态氧），继续分解代谢有机污染物，去除BOD5，并同时将中的氮转化为氮气N2。这个过程可以用下式表示：3.生物硝化过程的主要影响因素（1）温度硝化细菌对温度的变化很敏感。在5～35℃的范围内，硝化细菌能进行正常的生理代谢活动，并随温度的升高，生物活性增大。在30℃左右，其生物活动增至最大，而在低于5℃时，其生理活动会完全停止。在生物硝化系统的运行管理中，当污水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当温度低于10℃时，已经启动的硝化系统可以勉强维持，但如果硝化系统被破坏，在10℃以下再重新启动，培养硝化菌将是非常困难的。在冬季，为保证一定的硝化效果，可以采用增大泥龄SRT的方法来应付低温对硝化的影响。当污水温度在16℃之上时，采用8～10d的泥龄即可；但当温度低于10℃时，应将泥龄SRT增至12～20d。\n（2）pH硝化细菌对pH反应很敏感。在pH为8～9的范围内，其生物活性最强，当pH＜6.5或pH＞9.6时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。在生物硝化系统中，应尽量控制混合液的pH大于7.0，当pH＜7.0时，硝化速率明显下降。当pH＜6.5，则必须向污水中加碱。（3）有机负荷F/M生物硝化属低负荷工艺，F/M一般都在0.15kgBOD5/(kgMLVSS·d)以下。负荷越低，硝化进行的越充分，NH3-N向转化的效率就越高。有时为了使出水NH3-N非常低，甚至采用F/M为0.05kgBOD5/(kgMLVSS·d)的超低负荷。（4）泥龄SRT生物硝化系统的泥龄SRT一般较长，主要是由于硝化菌增殖速度较慢，世代期长，如果不保证足够长SRT，硝化细菌就培养不起来，也就得不到硝化效果。实际运行中，SRT控制在多少，取决于温度等因素。但一般情况下，要得到理想的硝化效果，SRT至少应在8d以上。（5）溶解氧DO硝化工艺混合液的DO应控制在2.0mg/L以上，一般在2.0～3.0mg/L之间。当DO小于2.0mg/L时，硝化将受到抑制；当DO小于1.0mg/L时，硝化将受到完全抑制并趋于停止。生物硝化系统需维持高浓度DO，有以下原因：①硝化细菌为专性好氧菌，无氧时即停止生命活动，不像分解有机物的细菌那样，大多数为兼性菌；②硝化细菌的摄氧速率较分解有机物的细菌低得多，如果不保持充足的氧量，硝化细菌将“争夺”不到所需要的氧；③绝大多数硝化细菌包埋在污泥絮体内，只有保持混合液中较高的溶解氧浓度，才能将溶解氧“挤入”絮体内，便于硝化细菌摄取。一般情况下，将每克NH3-N转化成约需要4.57g氧，对于典型的城市污水，生物硝化系统的实际供氧量一般较传统活性污泥工艺高50%以上，具体取决于进水中有机氮和氨氮的浓度。（6）BOD5/TKN入流污水中的BOD5与TKN之比是影响硝化效果的一个重要因素。BOD5/TKN越大，活性污泥中硝化细菌所占的比例越小，硝化速率NR也就越小，在同样运行条件下硝化速率就越低；反之，BOD5/TKN越小，硝化速率越高。典型城市污水的BOD5/TKN大约为5～6，此时活性污泥中硝化细菌的比例约为5%；如果污水的BOD5/TKN增至9，则硝化菌比例将降至3%；如果BOD5/TKN减至3，则硝化细菌的比例可高达9%。当BOD5\n/TKN变小时，由于硝化细菌比例增大，部分细菌会脱离污泥絮体而处于游离状态，在二沉池不易沉淀，导致出水混浊。因而，对某一生物硝化系统来说，存在一个最佳BOD5/TKN值。很多处理厂的运行实践发现，BOD5/TKN值的最佳范围为2～3。（7）有毒物质某些重金属离子、络合阴离子、氰化物以及一些有机物质会干扰或破坏硝化细菌的正常生理活动。当这些物质在污水中的浓度较高，便会抑制生物硝化的正常进行。例如，当铅离子大于0.5mg/L、酚大于6.5mg/L、硫脲大于0.076mg/L时，硝化均会受到抑制。而当NH3-N浓度大于200mg/L时，也会对硝化过程产生抑制，但城市污水中一般不会有如此高的NH3-N浓度。4.生物反硝化过程的影响因素（1）温度反硝化细菌对温度变化不如硝化细菌那样敏感，但反硝化效果也会随温度变化而变化。温度越高，硝化速率也越高，在30～35℃时DNR增至最大。当低于15℃时，反硝化速率将明显降低；至5℃时，反硝化将趋于停止。因此，在冬季要保证脱氮效果，就必须增大SRT，提高污泥浓度或增加投运池数。（2）pH反硝化细菌对pH变化不如硝化细菌敏感，在pH为6～9的范围内，均能进行正常的生理代谢，但生物反硝化的最佳pH范围为6.5～8.0。当pH＞7.3时，反硝化的最终产物为N2，而当pH＜7.3时，反硝化最终产物为N2O。（3）BOD5/TKN因为反硝化细菌是在分解有机物的过程中进行反硝化脱氮的，所以进入缺氧段的污水中必须有充足的有机物，才能保证反硝化的顺利进行。从理论上讲，当污水的BOD5/TKN＞2.86时，有机物即可满足需要。但由于BOD5中的一些有机物并不能被反硝化细菌利用或迅速利用，而且另外一部分细菌在好氧段不进行反硝化时，也需要有机物。因此，实际运行中应控制BOD5/TKN＞4.0，最好在5.7之上。否则，应外加碳源，补充有机物的不足。常用的是工业用甲醇，因为甲醇是一种不含氮的有机物，正常浓度下对细菌也没有抑制作用。（4）缺氧段溶解氧在实际运行管理中，当DO低于0.5mg/L时，即可理解为“缺氧状态”。对细菌的微观生活环境而言，例如，在细胞体内，当游离的分子态溶解氧DO为零，而存在足量的时，反硝化细菌将只能利用中的化合态氧分解有机物，并将中的氮转化成N2。当存在一定量的DO时，反硝化细菌则将优先利用游离态的DO分解有机物，只有将DO耗尽以后，才能利用中的化合态氧。因此，对反硝化来说，希望DO尽量低，最好是零，这样反硝化细菌可以“全力”\n进行反硝化，提高脱氮效率。显然，在A/O脱氮工业的缺氧段中，应使混合液的DO尽量低。但是，实际运行中使DO过分降低是非常困难的，大量混合液自好氧段末端回到缺氧段，必然会带回一定量DO。但是，即使混合液中存在一定量的DO，也不一定能进入细菌细胞体内被细菌利用，因为正常情况下DO是以单纯扩散形式进入细胞体内的，要求混合液中有足够高的DO浓度，才能将DO“挤入”，而进入细胞的扩散速度则较DO快得多。大量处理厂的运行实践证明：缺氧段混合液的DO值控制在0.5mg/L以下，可以得到良好的脱氮效果，当DO高于0.5mg/L时，脱氮效率明显下降。（二）生物除磷机理污水中的磷主要来自粪便、洗涤剂、农药和含磷工业污水等。污水中的磷，主要以磷酸盐（、、）、聚磷酸盐和有机磷的形式存在。20世纪70年代中期，人们在传统活性污泥工艺的运行管理中，发现一类特殊的兼性细菌，在好氧状态下能超量地将污水中的磷吸入体内，使体内的磷含量超过10%，有时甚至高达30%，而一般细菌体内的含磷量只有2%左右。这类细菌后来被广泛地用于生物除磷，称为聚磷菌或摄磷菌。最初只发现不动杆菌属的某些细菌具有聚磷作用，现在已发现并分离出60多种细菌和真菌都具有聚磷作用。生物除磷就是利用这些细菌、藻类等微生物在某种特定条件下在它们体内的细胞内积储大大超过合成细胞所需的磷，并在厌氧条件下释放出来的原理，通过对微生物的这种过剩摄取和释放磷的控制，排除系统中的剩余污泥，达到生物除磷的目的。生物除磷过程分为以下两个阶段（见图3-7）。图3-7生物除磷的基本原理DN—反硝化反应器（可有可无）；PHB—聚-β-羟基丁酸盐（1）厌氧阶段使含磷化合物成溶解性磷，聚磷菌释放出积储磷酸盐。（2）好氧阶段聚磷菌大量吸收并积储溶解性磷化物中的磷，合成TAP与聚磷酸盐。\n聚磷菌是好氧菌，它在活性污泥中不是优势菌种，但能在厌氧环境中将聚磷酸水解。由于它在利用基质的竞争中比其他好氧菌占优势，从而利用它的大量繁殖，经过厌氧与好氧的交替，进行释磷与吸磷的过程，处理后的出水在沉淀池与活性污泥分离，从而通过排除富磷的活性污泥而达到除磷目的。磷的去除不同于BOD被氧化成H2O和CO2，也不同于NH3-N转变为N2，它是通过摄取与释放来实现的，因此，在除磷过程中应尽量减少污泥系统中释放和污泥回流磷的数量。二、缺氧好养A1/O生物脱氮工艺（一）工艺流程缺氧池好氧池沉淀池出水回流污泥剩余污泥原污水A1O图3-8A1/O工艺流程图缺氧好氧（Anoxic-Oxic，简称A1/O）工艺流程开创于20世纪80年代初，由缺氧池和好氧池串联而成（图3-8）。由于将反硝化反应器放置在系统之前，故又称为前置反硝化生物脱氮系统。在反硝化缺氧池中，回流污泥中的反硝化菌利用原污水中的有机物作为碳源，将回流混合液中的大量硝态氮（）还原成N2，达到脱氮的目的，然后再在后续的好氧池中进行有机物的生物氧化、有机氮的氨化和氨氮的硝化等生化反应。O段后设沉淀池，部分沉淀污泥回流A段，以提供充足的微生物。同时还将O段内混合液回流至A段，以保证A段有足够的硝酸盐。A1/O工艺的主要特点：①流程简单，构筑物少，只有一个污泥回流系统和混合液回流系统，基建费用可大大节省；②反硝化池不需外加碳源，降低了运行费用；③A1/O工艺的好氧池在缺氧池之后，可以使反硝化残留的有机污染物得到进一步去除，提高出水水质；④缺氧池在前，污水中的有机碳被反硝化菌所利用，可减轻其后好氧池的有机负荷。同时缺氧池中进行的反硝化产生的碱度可以补偿好氧池中进行硝化反应对碱度的需要的一半左右。A1/O工艺的主要缺点是脱氮效率不高，一般为70%～80%。此外，如果沉淀池运行不当，则会在沉淀池内发生反硝化反应，造成污泥上浮，使处理水水质恶化。尽管如此，A1/O工艺仍以它的突出特点而受到重视，该工艺是目前采用比较广泛的脱氮工艺。（二）A1/O生物除氮系统的主要工艺参数及影响（1）F/M和SRT\n在硝化反应中，影响硝化的主要因素是硝化菌的存在和活性，因为自养型硝化菌的最小比增殖速度为0.21/d，而异氧型好氧菌的最小增殖速度为1.2/d，前者比后者的比增殖速度小得多。要使硝化菌存活并占有优势，成为优占菌种，则要求污泥龄应大于4.76d，但对于异氧型好氧菌，则污泥龄只需0.8d。在传统活性污泥法中，由于污泥龄只有2～4d，所以硝化菌不能存活并占优势，故不能完成硝化任务。对此，要加大曝气池容积或增加MLSS的浓度，以降低有机负荷，从而增大污泥龄。试验证明，其污泥负荷率应小于0.18kgBOD5/(kgMLVSS·d)。硝化菌的平均世代时间约为3.3d（20℃），为了保证在硝化池内保持足够数量的硝化菌以进行硝化，设计的污泥龄应为硝化菌世代时间的3倍，否则硝化菌不能得到大量繁殖，影响硝化效果。（2）混合液回流比R混合液回流比的大小直接影响反硝化的脱氮效果。一般来说，混合液回流比升高，脱氮率也提高。但混合液回流比太高，工艺过程动力消耗太大，运行费用大大提高。根据在好氧池中的缺氧池中的硝化率和反硝化率为100%，并忽略细菌合成代谢所去除的影响，A1/O工艺系统的脱氮率与混合液回流比可根据公式来计算。混合液回流比在200%以下时，则脱氮率随回流比增高而显著上升。但混合液回流比大于200%以后，脱氮率提高就比较缓慢了。一般地，混合液回流比的取值为200%～500%，太高则动力消耗太大，故A1/O工艺的脱氮率一般为70%～80%，难以达到90%。（3）水力停留时间要使脱氮效率达到70%～80%，硝化反应的水力停留时间不应小于6h，而反硝化反应的水力停留的时间在2h之内即可。一般，硝化与反硝化的水力停留时间比为3：1，否则，脱氮效率速度下降。（4）DO值硝化好氧池中的DO值应控制在2.0mg/L左右，以保证硝化菌的好氧状态，并要满足其“硝化需氧量”的要求。（5）pH硝化菌对pH的变化十分敏感，最佳的pH是8.0～8.4。随着硝化反应的进行，混合液的pH下降。为了保持适宜的pH，就应当在废水中保持足够的碱度，从而起到缓冲作用。通常来说，1g氨态氮（以N计）完全硝化约需碱度7.1g（以CaCO3计）。而反硝化过程中产生的碱度（3.57g碱度/g）可补偿硝化反应耗碱度的一半左右。反硝化反应最适宜的pH为6.5～7.5，此时反硝化速率最高，当大于8或低于6时，则反硝化速率大为下降。\n（6）温度硝化反应适宜温度是20～30℃，在15℃以下时，硝化速率下降，5℃时则完全停止。而反硝化反应的适宜温度为20～40℃，低于15℃时，反硝化菌的增值速率降低，代谢速率随之也降低，使反硝化速率下降。因此，在冬季低温季节，应考虑采取提高反硝化的污泥龄、降低负荷率、提高废水停留时间等措施来保持一定的反硝化速率。（7）BOD5和溶解性BOD5/的比值进入硝化反应池（好氧池）的BOD5值在80mg/L以下。当BOD5浓度过高时，导致异氧型细菌迅速繁殖，从而使自养型硝化菌得不到优势而不能称为优占种属，则硝化反应无法进行。污水中的溶解性BOD5/的比值应大于4，否则使反硝化速率很快下降。当该比值小于4时，需另投加有机碳源，如甲醇（CH3OH）。三、厌氧/好养A2/O生物除磷工艺（一）工艺流程出水进水格栅厌氧池沉淀池污泥回流剩余污泥图3-9A2/O工艺流程好氧池厌氧/好氧（Anaerobic-Oxic，简称A2/O）工艺的作用在于去除有机物的同时去除污水中的磷，整个流程由沉砂池、厌氧池、好氧池和二沉池组成，其工艺流程如图3-9所示。城市污水和回流污泥进入厌氧池，并借助水下推进式搅拌器的作用使其混合。回流污泥中聚磷菌在厌氧池可吸收去除一部分有机物，同时释放出大量磷。然后混合液流入后段好氧池，污水中的有机物在其中得到氧化分解，同时聚磷菌从污水中吸收更多的磷，然后通过排放富磷剩余污泥而使污水中的磷得到去除。对于低温、低有机物浓度的生活污水，因活性污泥增殖较少，难以通过排放剩余污泥达到除磷效果，宜用旁路除磷工艺达到除磷效果。好氧池在良好的运行状况下，整个A2/O工艺的BOD5去除率大致与一般活性污泥法相同，传统活性污泥工艺排放的剩余污泥中，平均仅含有2%左右的磷，而在A2/O除磷工艺排放的剩余污泥中，平均含磷量则在4%～6%，最高可达7%。反应池内水力停留时间较短，一般厌氧池1～2h，好氧池2～4h，总共3～6h，厌氧池与好氧池的水力停留时间之比一般为(1：2)～(1：3)。而磷的去除率为70%～80%，处理后出水磷的浓度一般都小于1.0mg/L。（二）A2/O生物除磷系统的主要工艺参数及影响（1）F/M与SRTA2\n/O生物除磷工艺是一种高F/M低SRT系统。这是因为磷的去除是通过排放剩余污泥完成的。F/M较高时，SRT较小，剩余污泥排放量也就较多，因而在污泥含磷量一定的条件下，除磷量也就越多。但SRT不能太低，必须以保证BOD5的有效去除为前提。另外，SRT对污泥的含磷量也有影响，一般认为SRT在7～10d时，污泥中的含磷量最高，但并不意味着必须在这个范围内运行，因为总的还应着眼于总磷量。有的处理厂发现，当SRT大于15d时，除磷效率在50%以下，而当SRT降至6d以下时，除磷效率升至80%以上。（2）回流比RA2/O除磷系统的R不宜太低，应保持足够的回流比，尽快将二沉池内的污泥排出，防止聚磷菌在二沉池内遇到厌氧环境发生磷的释放。在保证快速排泥的前提下，应尽量降低R，以免缩短污泥在厌氧段的实际停留时间，影响磷的释放。已经证明，A2/O除磷系统的污泥沉降性能一般都良好，R想50%～70%范围内，即可保证快速排泥。而有的处理厂将R降至25%，也未发现磷在二沉池大量释放。（3）水力停留时间污水在厌氧段的水力停留时间一般在1.5～2.0h的范围内。停留时间过短，一是不能保证磷的有效释放，二是污水中的兼性酸化菌不能充分地将污水中的大分子有机物（如葡萄糖）分解成低级脂肪酸（如乙酸），以供聚磷菌摄取，影响磷的释放。停留时间太长，不但没有必要，还可能产生一些负作用。污水在好氧段的停留时间一般在4～6h，即可保证磷的充分吸收。（4）溶解氧DO厌氧段应尽量保持严格的厌氧状态，实际运行中应控制DO在0.2mg/L以下。因为聚磷菌只有在严格的厌氧状态下，才进行磷的释放，如果存在DO，则聚磷菌将首先利用DO吸收磷或进行好氧代谢，显然会大大影响其在好氧段对磷的吸收。大量实践证明，只有保证聚磷菌在厌氧段有效地释放磷，才能使之在好氧段充分地吸收磷，从而保证应有的除磷效果。放磷越多，则吸磷越多，吸磷量与放磷量成正比。厌氧状态下，聚磷菌每多释放1mg磷，进入好养状态后就可多吸收2.0～2.4mg磷。好氧段的DO应保持在2.0mg/L之上，一般控制在2.0～3.0mg/L之间。这是因为聚磷菌只有在绝对好氧的环境中才能大量吸收磷。另外，保持好氧段的高氧环境，还可以防止聚磷菌进入二沉池后，由于厌氧而产生磷的释放。（5）BOD5/TP要保证除磷效果，应控制进入厌氧段的污水中的BOD5/TP大于20，以保证聚磷菌对磷的有效释放。聚磷菌大多为不动菌属，其生理活动较弱，只能摄取有机物中极易分解的部分，即只能吃到“极可口”的食物，例如乙酸等挥发性脂肪酸，对于BOD5中的大部分有机物，例如固态的BOD5部分、胶态的BOD5部分，聚磷菌是不能吸收的，甚至对已溶解的葡萄糖，聚磷菌也“懒”得摄取。因而在运行控制中，如能测得BOD5\n中极易分解的那部分有机物量，将是非常有用的，但实际中很难办得到。国外一些处理厂运行控制中，常将SBOD5/TP作为控制指标，SBOD5是溶解性BOD5或过滤性BOD5。根据以上分析，采用SBOD5/TP控制运行要比单纯采用BOD5/TP准确的得多。有些处理厂运行发现，要使出水TP＜1mg/L，应控制SBOD5/TP＞10，而要出水TP＜0.5mg/L，应控制SBOD5/TP＞20。（6）pHpH对磷的释放和吸收有不同的影响。在pH=4.0时，磷的释放速率最快，当pH＞4.0时，磷释放速率降低，pH＞8.0时，释放速率将非常缓慢。在厌氧段，其他兼性菌将部分有机物分解为脂肪酸，会使污水的pH降低，对磷释放也是有利的。在pH为6.5～8.5的范围内，聚磷菌能在好氧状态下有效地吸收磷，且在pH=7.3左右吸收速率最快。因此，低pH有利于磷的释放，而高pH有利于磷的吸收，而除磷效果是磷释放和吸收的综合。所以在生物除磷系统中，宜将混合液的pH控制在6.5～8.0范围内，当pH＜6.5时，应向污水中投加石灰，调节pH值。四、厌氧/缺氧/好养（A/A/O）生物脱氮除磷工艺（一）工艺流程图3-10A2/O生物脱氮除磷工艺流程A1厌氧段二沉池出水回流污泥（外回流）剩余污泥进水曝气池A2缺氧段O好氧段混合液回流（内回流）厌氧/缺氧/好氧（Anaerobic-Anoxic-Oxic,简称A/A/O或A2/O）生物脱氮除磷工艺由厌氧池、缺氧池、好氧池串联而成（图3-10），是A1/O与A2/O流程的结合。在该工艺流程内，BOD5、SS和以各种形式存在的氮和磷将一并被去除。A/A/O生物脱氮除磷系统的活性污泥中，菌群主要由硝化菌、反硝化菌和聚磷菌组成，专性厌氧和一般专性好氧菌等菌群均基本被工艺过程淘汰。在好氧段，硝化细菌将入流中的氨氮及由有机铵转化成的氨氮，通过生物硝化作用，转化成氮气逸入大气中，从而达到脱氮的目的；在厌氧段，聚磷菌释放磷，并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物；而在好氧段，聚磷菌超量吸收磷，并通过剩余污泥的排放，将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用，但BOD5的去除实质上以反硝化细菌为主。A2/O生物除磷工艺的主要特点：①厌氧池在前、好氧池在后，有利于抑制丝状菌的生长，混合液的SVI小于100，污泥易沉淀，不易发生污泥膨胀，并能减轻好氧池的有机负荷；②活性污泥含磷率高，一般为2.5%以上，故污泥肥效号；③工艺流程简单。\n该工艺适用于TP/BOD较低的污水，当TP/BOD值很高时，BOD负荷过低会使得剩余污泥量少，这时就难以达到较为满意的处理效果。此外，由于城市污水一天内的进水量变化（高低缝）会造成沉淀池内污水的停留时间长，导致聚磷菌在厌氧状态下产生磷的释放，会降低该工艺的除磷效率，所以应注意及时排泥和污泥回流。（二）工艺参数和影响因素A/A/O生物脱氮除磷的功能是有机物去除、脱氮、除磷三种功能的综合，因而其工艺参数应同时满足各种功能的要求。如能有效地脱氮或除磷，一般也能同时高效地去除BOD5。但除磷和脱氮往往是相矛盾的，具体体现在某些参数上，使这些参数只能局限在某一狭窄的范围内。这是A/A/O工艺系统控制复杂的主要原因。（1）F/M和SRT完全的生物硝化，是高效生物脱氮的前提。因而，F/M越低，SRT越高，脱氮效率越高，而生物脱磷则要求高F/M低SRT。A/A/O生物脱氮除磷是运行较灵活的一种工艺，可以脱氮为重点，也可以除磷为重点，也可以二者兼顾。如果既要求一定脱氮效果，也要求一定的除磷效果，F/M一般应控制在0.1～0.18kgBOD5/(kgMLVSS·d)、SRT一般应控制在8～15d。（2）水力停留时间水力停留时间与进水浓度、温度等因素有关。厌氧段水力停留时间一般在1～2h范围内，缺氧段水力停留时间为1.5～2.0h，好氧段水力停留时间一般应在6h。（3）内回流与外回流内回流比r一般在200%～500%之间，具体取决于进水TKN浓度，以及所要求的脱氮效率。一般认为，r在300%～500%时脱氮效率最佳。外回流比R一般在50%～100%的范围内，在保证二沉池不发生反硝化及二次放磷的前提下，应使R降至最低，以免将太多的带回厌氧段，干扰磷的释放，降低除磷效率。（4）溶解氧DO厌氧段DO应控制在0.2mg/L以下，缺氧段DO应控制在0.5mg/L以下，而好氧段DO应控制在2～3mg/L之间。（5）BOD5/TKN与BOD5/TP对于生物脱氮来说，BOD5/TKN至少应大于4.0，而生物除磷则要求BOD5/TP＞20。如果不能满足上述要求，应向污水中投加有机物。为了提高BOD5/TKN值，宜投加甲醇做补充碳源。为了提高BOD5/TP，则宜投加乙醇等低级脂肪酸。（6）pHA/A/O生物除磷脱氮系统中，污泥混合液的pH应控制在7.0以上；如果pH＜6.5，应外加石灰，补充碱度不足。（7）毒物及抑制物质\n某些重金属离子、络合阴离子及一些有机物随工艺废水排入处理系统以后，如果超过一定浓度，会导致活性污泥中毒，使其生物活性受到抑制。反硝化细菌和聚磷菌更易受到毒物抑制，一些对异氧菌无毒的物质会对硝化细菌形成抑制，而同一种抑制物质，在某一浓度水平下，对异养菌无毒性，而对硝化细菌却可能有抑制作用。第三节氧化沟工艺一、工艺原理及过程氧化沟又名氧化渠（oxidationditch，简写O.D.），因其构筑物呈封闭的沟渠形而得名，实际上它是一种改良的活性污泥法。典型氧化沟工艺的流程见图3-11，在氧化沟中，通道转刷（或转盘和其他机械曝气设备），使污水和混合液在环状的渠道内循环流动以及进行曝气。混合液通过转刷后，溶解氧浓度提高，随后在渠内流动过程中又图3-11氧化沟工艺流程逐渐降低。氧化沟通常以延时曝气的方式运行，水力停留时间为10～24h，污泥龄为20～30d。通过设置进水、出水位置及污泥回流位置、曝气设备位置，可以使氧化沟完成硝化和反硝化功能。如果主要去除BOD5或硝化，进水点通常设在靠近转刷的位置（转刷上游），出水点在进水点的上游处。氧化沟一般呈环形沟渠状，平面多为椭圆形或圆形，总长可达几十米，甚至百米以上。沟深取决于曝气装置，从2m至6m。氧化沟渠道内的水流速度为0.3～0.5m/s，沟的几何形状和具体尺寸与曝气设备和混合设备密切相关，要根据所选择的设备最后确定。常用的氧化沟曝气和混合设备是转刷（盘）、立轴式表曝机和射流曝气机。目前也有将水下空气扩散装置与表曝机或水下扩散装置与水下推进器联合使用的工程实例。单池的进水装置比较简单，只要伸入一根进水管即可，而双池以上平行工作时，则应设配水井，采用交替工作系统时，配水井内还要设自动控制装置，以变换水流方向。出水一般采用溢流堰式，为便于调节池内水深宜采用可升降式的。采用交替工作系统时，溢流堰应能自动启闭，并与进水装置相呼应以控制沟内水流方向。污泥沉淀设施可采用分建式或合建式。二、氧化沟工艺的技术特征1.氧化沟工艺采用的处理流程十分简捷\n氧化沟工艺处理城市污水时可不设初沉池，悬浮状的有机物可在氧化沟内得到部分稳定，这比设立单独的初沉池再进行单独的污泥稳定要经济。由于氧化沟采用的污泥平均停留时间较长，其剩余污泥量少于一把活性污泥法产生的污泥，而且氧化沟排放的剩余污泥已在沟内得到一定程度的稳定，因此一般可不设污泥硝化处理装置。为防止无机沉渣在沟中的积累，原污水应先经过粗、细格栅及沉砂池的预处理。工艺流程中的二沉池可与氧化沟分建也可与氧化沟合建（视具体的沟型）。合建的氧化沟系统可省去单独的二沉池和污泥回流系统，使处理构筑物的布置更加紧凑。另外，氧化沟工艺也可参与不同的工艺单元操作过程，如氧化沟前增加厌氧池可增加和提高系统的除磷功能，也可将氧化沟作为AB法的B段，提高处理系统的整体负荷，改善和提高出水水质。2.氧化沟工艺结合了推流和完全混合两种流态在流态上，氧化沟介于完全混合与推流之间。以污水在沟内的流速v平均为0.4m/s，当沟长为100～500m时，污水完成一个循环所需时间约为4～20min，如水力停留时间定为24h，则在整个停留时间内要做72～360次循环。因而，可以认为在氧化沟内混合液的水质是几近一致的，从这个意义来说，氧化沟内的流态是完全混合式的。但是又具有某些推流式的特征，如在曝气装置的下游，溶解氧浓度从高向低变动，甚至可能出现缺氧段。氧化沟的这种独特的水流状态，有利于活性污泥的生物凝聚作用。利用溶解氧在沟中的浓度变化以及存在好氧区和厌氧区的特征，氧化沟工艺可以在同一构筑物中实现硝化和反硝化，这样不仅可以利用硝酸盐中的氧，节省了10%～25%的需氧量，而且通过反硝化恢复了硝化过程的部分碱度，有利于节约能源和减少化学药剂的用量。3.氧化沟的整体体积功率密度较低氧化沟中的混合液一旦被推动即可使液体在沟内循环流动，一定的流速可以防止混合液中悬浮固体的沉淀，同时充入混合液中溶解氧随水流流动也加强了氧的传递。氧化沟可在比其他系统低得多的整体体积功率密度下保持液体流动、固体悬浮和充氧，能量的消耗自然降低。当污泥固体在非曝气区逐步下沉到沟底部时，随着水流输送到曝气区，在曝气区高功率密度的作用下，又可被重新搅拌悬浮起来，这样的过程对于污泥吸附进水中非溶解性物质很有益处。当氧化沟被设计为具有脱氮功能时，节能的效果是很明显的，据国外的一些研究报道，氧化沟比常规的活性污泥法能耗降低20%～30%。4.有机负荷低，污泥龄长，处理效果好污水在氧化沟中的水力停留时间长达10～40h，污泥龄一般大于20d，有机负荷仅为0.05～0.15kgBOD5/(kgMLVSS·d)，容积负荷0.2～0.4kgBOD5/(m3·d)，活性污泥浓度2000～6000mg/L，出水BOD5为10～15mg/L，SS为10～20mg/L，NH3-N为1～3mg/L，对水温、水质和水量的变化有较强的适应性。\n三、氧化沟工艺流程当前的氧化沟系统种类较多，其系统流程（或组成）各有特点。（一）Carrousel型氧化沟Carrousel型氧化沟是1967年由荷兰的DHV公司开发研制的。它的研制目的是满足在较深的氧化沟沟渠中使混合液充分混合，并能维持较高的传质效率，以克服小型氧化沟沟深较浅、混合效果差等缺陷。至今世界上已有850多座Carrousel型氧化沟系统正常运行，实践证明该工艺具有投资省、处理效率高、可靠性好、管理方便和运行维护费用低等优点。Carrousel型氧化沟是一个多级串联系统，进水与回流活性污泥混合后，沿水流方向在沟内做不停的循环流动，沟内在池的一端安装立式表曝机，每组沟安装一个，工艺示意图见图3-12。图3-12Carrousel型氧化沟工艺示意Carrousel型氧化沟曝气机均安装在沟的一端，因此形成了靠近曝气机下游的富氧区和曝气机上游的缺氧区。设计有效深度一般为4.0～4.5m，沟中的流速为0.3m/s，由于曝气机周围的局部区域的能量强度比传统活性污泥曝气池中的强度高得多，因此氧的转移效率大大提高。Carrousel型氧化沟系统在世界各地应用广泛，规模大小不等，从200m3/d到650000m3/d，BOD5去除率达95%～99%，脱氮效果可达90%以上，除磷率在50%左右。（二）Orbal型氧化沟Orbal型氧化沟于1960年在南非开发并使用，从1970年起，此项技术由美国Envirex公司继续进行开发和推广，目前在美国已有数百座Orbal型氧化沟投入运转。Orbal型氧化沟是由几条同心圆或椭圆形的沟渠组成，沟渠之间采用隔墙分开，形成多条环形渠道，每一条渠道相当于单独的反应器。污水处理厂Orbal型氧化沟组成示意见图3-13。运行时，污水先进入氧化沟最外层的渠道，在其中不断循环的同时，依次进入下一个渠道，最后从中心管排出混合液，进入沉淀池。因此，Orbal型氧化沟相当于串联的一系列完全混合反应器的组合。图3-13Orbal型氧化沟组成示意Orbal型氧化沟设计深度一般为4.0m以内，采用转盘曝气，转盘浸没深度控制在230～\n530mm。沟中水平流速为0.3～0.6m/s。Orbal型氧化沟可根据需要分设2条沟渠、3条沟渠和4条沟渠。常用的为3条沟渠形式。对设3条沟渠的系统（图3-13），第1条沟渠的体积约为总体积的60%，第2条沟渠体积占总体积的20%～30%，第3条沟渠体积则占总体积的10%左右。运行中保持第1条、第2条、第3条沟溶解氧浓度依次递增，通常为0mg/L、1.0mg/l、2.0mg/L，以起到除碳、除氮、节省能量的作用。Orbal型氧化沟有3各相对独立的沟道，进水方式灵活。在暴雨期间，进水可以超越外沟道，直接进入中沟道或内沟道，由外沟道保留大部分活性污泥，利于系统的恢复。因此，对于合流制或部分合流制污水系统，Orbal型氧化沟均有很好的适用性。Orbal型氧化沟一般适用于20×104m3/d以下规模的城市污水处理厂，尤其适用于中小规模的城市污水处理厂。（三）一体化氧化沟一体化氧化沟又称合建式氧化沟（IntegralCombinedOxidationDitches），它集曝气、沉淀、泥水分离和污泥回流功能为一体，无需建造单独的二沉池。固液分离器是一体化氧化沟的关键技术设备，目前已应用的固液分离方式有很多种。最为典型的是BMTS沟内分离器和船式分离器。船式一体化氧化沟及分离器见图3-14。BMTS型一体化氧化沟见图3-15，它使图3-14船式一体化氧化沟及分离器用渠道内的澄清池，由前挡板及底部构件组成。挡板强迫水平流动的水流从底部进入澄清池，为减少澄清池中下层水流的紊动，在底部设置系列的导流板。沟渠中混合液均匀地通过导流板之间的空隙进入澄清池，处理后的水通过浸没管或溢流堰排出，分离的污泥返回到氧化沟中。BMTS型一体化氧化沟经济、节能，构型简单，处理效率高，尤其适合小水量污水的处理。图3-15BMTS型一体化氧化沟一体化氧化沟将曝气、沉淀两种功能集于一体，可减少占地面积，免除污泥回流系统。\n（四）交替式氧化沟交替式氧化沟（PhasedIsolationDitch）是SBR工艺与传统氧化沟工艺组合的结果，最早由丹麦Kruger公司开发。目前应用的主要3种交替式氧化沟是VR型、DE型和T型。结合交替式氧化沟可采用具有脱氮除磷的Bio-DenitroTM、Bio-DenipHoTM等工艺。3种交替式氧化沟见图3-16。图3-16几种交替式氧化沟VR型氧化沟由一个池子组成，它以连续进水、连续出水的方式运行。池内部为内心岛，整个沟的工作体积分为两部分，分别交替用做曝气区和沉淀区，每个功能区的一端都设有由水流压力封闭的单向活拍门，利用定时器自动改变转刷的旋转方向，并通过沟内水流流向启闭活拍门，以改变沟中水流流动方向和各功能区的工作状态。由于构筑物中两个功能区反复用来曝气和沉淀，因而无需污泥回流系统。通常一个完整的运行周期为8h。DE型氧化沟是在VR型氧化沟的基础上开发的，这种氧化沟与VR型相比，在提高处理能力的同时可以进行脱氮。整个系统由两条相互联系的氧化沟与单独设立的沉淀池组成，氧化沟仅进行曝气（脱氮、硝化）和推动混合（反硝化），而沉淀过程在沉淀池中完成，这样就提高了设备和构筑物的利用率。T型氧化沟以3条相互联系的氧化沟作为一个整体，每条沟都装有用于曝气和推动循环的转刷，因此T型氧化沟也常称为三沟式氧化沟。在三沟式氧化沟运行时，污水由进水配水井进行3条沟的进水配水切换，进水在氧化沟内，根据已设定的程序进行工艺反应。在T型氧化沟系统中，3条沟交替交换工作方式，其中两条沟用于工艺反应（曝气和混合），另一条用做沉淀。\n交替式氧化沟系统实际上是单个氧化沟的不同组合。根据使用情况还可以进行更多的组合，这是交替氧化沟系统的突出优点。第四节SBR活性污泥法工艺SBR活性污泥法（SequencingBatchReactor）又称序批式活性污泥法、间歇式活性污泥法，其污水处理机理与普通活性污泥法完全相同。1979年由美国Irvine等人根据试验结果提出SBR商业化的工艺，随着自控技术的进步，特别是一些在线仪表仪器，如溶解氧仪、pH计、电导率、氧化还原电位（ORP）仪等的使用，从20世纪70年代开始逐步得到应用。SBR活性污泥法是将初沉池出水引入具有曝气功能的SBR反应池，按时间顺序进行进水、反应（曝气）、沉淀、出水、待机（闲置）等基本操作，从污水的流入开始到待机时间结束称为一个操作周期。这种操作周期周而复始反复进行，从而达到不断进行污水处理的目的，因此SBR工艺不需要设置专门的二沉池和污泥回流系统。SBR工艺与普通活性污泥工艺的最大不同，是普通活性污泥法工艺中各反应操作过程（如曝气、沉淀等）分别在各自的单元（构筑物）进行，而SBR工艺中，各反应操作过程都在同一池中完成，只是依时间的变化，各反应操作随之变化。一、工艺原理及过程SBR工艺的反应器运行由5个步骤所组成，见图3-17所示。分别依次完成这5布的操作，从而完成一个周期的运行。图3-17SBR工艺的运行周期1.进水期污水流入曝气池前，该池处于操作期的待机（闲置）工序，此时沉淀后的清液已排放，曝气池内留有沉淀下来的活性污泥。污水流入，当注满后再进行曝气操作，则曝气池能有效地调节污水的水质水量。如果污水流入的同时进行曝气，则可使曝气池内的污泥再生和恢复活性，并对污水起到预曝气的作用（这种方式也称非限制曝气）。当污水流入的同时不进行曝气，而是进行缓速搅拌使之处于缺氧状态，则可对污水进行脱氮与聚磷菌对磷的释放（这种方式也称限制曝气）。2.反应期\n当污水注入达到预定容积后，即开始反应操作，根据污水处理的目的，如BOD5去除，硝化、磷的吸收以及反硝化等，采取相应的技术措施，如前三项，则为曝气，后一项则为缓速搅拌，并根据需要达到的程度以决定反应的延续时间。如使反应器连续地进行BOD5去除—硝化—反硝化反应时，对BOD5去除—硝化反应，曝气的时间较长。而在进行反硝化时，应停止曝气，使反应器进入缺氧或厌氧状态，进行缓速搅拌，此时为了向反应器内补充电子受体，应投加甲醛或注入少量有机污水。在反应的后期，进入下一步沉淀过程之前，还要进行短暂的微量曝气，以吹脱污泥近傍的气泡或氮，以保证沉淀过程的正常进行，如需要排泥，也在后期进行。3.沉淀期使混合液处于静止状态，进行泥水分离。沉淀工序采用的时间基本同二次沉淀池，一般为1.0～2.0h。4.排放期排除曝气池沉淀后的上清液，留下活性污泥，作为下一个周期的菌种，起到回流污泥的作用。过剩污泥则引出排放。一般而言，SBR反应器中的活性污泥量占反应器容积的30%左右，另外反应池中还剩下一部分处理水，可起循环水和稀释水作用。5.闲置期闲置期的作用是通过搅拌、曝气或静置使微生物恢复活性，并起到一定的反硝化作用而进行脱氮，为下一个运行周期创造良好的初始条件。通过闲置后的活性污泥处于一种营养物质的饥饿状态，单位质量的活性污泥具有很大的吸附表面积，能够在下一个周期内发挥较强的去除作用。二、SBR工艺的特点1.工艺流程简洁，造价低，占地面积小从SBR工艺的运行方式可以看出，SBR池兼有了许多工艺功能，如曝气、反硝化、沉淀等。因此与普通的活性污泥法相比，这种工艺可以省去一些构筑物和相关的设备，如可省去二沉池，多数情况下可省去初沉池，无需污泥回流等。由于工艺简洁的特点也使得构筑物的布置比较紧凑，占地面积小。虽然工艺污水的总水力停留时间与其他工艺相差不大，但由于SBR池常是几座池共用池壁，使得土建的造价也相对较低。2.处理效果好\nSBR工艺是非连续的操作过程，工作过程中，池中的有机物浓度随时间是变化的，活性污泥处于一种交替的吸附、吸收和生物降解过程。有机物浓度从进水时的最高值，经过反应以后，逐渐降低到出水时的最低值，整个的反应过程没有被稀释，保持着最大的生化反应推动力，从而保证了比较好的处理效果。3.控制灵活，易于实现脱氮除磷工艺过程中的各工序可根据水质、水量进行调整，运行灵活。根据进、出水水质的要求，通过改变工艺的工作方式，如搅拌混合、曝气等可以任意地创造缺（厌）氧、好氧的状态，以及对工作时间、泥龄等的设置，达到脱氮除磷的工艺要求。4.污泥的沉降性能好SBR工艺的污泥易于沉降，SVI值较低，SBR工艺由于存在较高的有机物浓度，污泥龄短，比增长率大，并且缺氧和好氧状态交替出现，能够抑制丝状菌的过量繁殖，避免污泥产生膨胀，取得良好的污泥沉降效果。5.良好的适应性SBR对进水水质水量的波动具有较好的适应性，也可以和其他多种工艺形式相结合，组成高选择性、高处理能力、高稳定性的生化处理系统。三、影响SBR工艺处理效果的主要因素1.易生物降解的有机物浓度SBR工艺进水过程为单纯注水缓慢搅拌时，在进水过程中曝气池内活性污泥混合液处于从缺氧过渡到厌氧状态，混合液污泥浓度逐渐降低，虽然进水过程中有机物也会缓慢降解，但速度很慢，有机物将不断积累，反硝化细菌会利用水中有机物作碳源，通过反硝化作用可去除部分。聚磷菌在厌氧条件下释放磷，当进水结束时其易生物降解有机物浓度值更高，则兼性厌氧细菌将易生物降解有机物转化成低分子脂肪酸的转化速率大，其诱导聚磷菌的释磷速率就高，释磷量就大，聚磷菌好氧条件下摄磷量更高，使其除磷效率提高，另外进水慢速搅拌可提前进入厌氧状态，利于释磷，并缩短厌氧反应时间。所以污水中易生物降解有机物的浓度越大，则除磷越高，通常以BOD5/TP（总磷）的比值作为评价指标，一般认为BOD5/TP＞20，则磷的去除效果较稳定。2.浓度当进水处于厌氧状态时，进水虽也带来了极少量，但主要是好氧段停止曝气后至沉淀及排水工序的缺氧段的反硝化作用不完全留下的\n，会发生反硝化反应。反硝化消耗易生物降解有机物，而反硝化速率比聚磷菌的磷释放速率快，所以反硝化细菌与聚磷菌争夺有机碳源而优先消耗掉部分易生物降解的有机物。如果厌氧混合液中浓度大于1.5mg/L时，会使聚磷菌释放时间滞后，释磷速率减缓，释磷量减少，导致好氧状态下聚磷菌摄取磷能力下降，影响除磷效果。因此，应尽量降低曝气池内进水前留于池内的浓度。如反硝化彻底，则残留的浓度很小，同时也提高了氮的去除率，反之亦然。对此应对曝气好氧反应阶段以灵活的运行控制，如采取曝气（去除有机物、硝化、摄磷）→停止曝气缺氧（投加少量碳源，进行反硝化脱氮）→再曝气（去除剩余有机物）的运行方式，提高脱氮效率，减少下一周期进水工序厌氧状态时浓度。3.运行时间和DO运行时间和DO是SBR取得良好脱氮除磷效果的两个重要参数。在进水工序的厌氧状态，DO应控制在0.3mg/L以内，以满足释磷要求。当释磷速率为9～10mg/(g·h)，水力停留时间大于1h，则聚磷菌体内的磷已充分释放，所以在一般情况下城市污水经2h厌氧状态释磷后其磷的有效释放已甚微。如果污水中BOD5/TP偏低时，则应适当延长厌氧时间。好氧曝气工序DO应控制在2.5mg/L以上，曝气时间2～4h，主要应满足BOD降解和硝化需氧以及聚磷菌摄磷过程的高氧环境。由于聚磷菌的好氧摄磷速率低于硝化速率，因此，以摄磷来考虑曝气时间较合适，但不宜过长，否则聚磷菌因内源呼吸使自身衰减死亡和溶解，导致磷的释放。沉淀、排放工序均为缺氧状态，DO不高于0.5mg/L，时间不宜超过2h，在此条件下反硝化菌将好氧曝气工序时储存体内的碳源释放，进行SBR特有的储存性反硝化作用，使进一步去除而脱氮，但当时间过长，则会造成磷释放，导致出水中含磷量大大增加，影响除磷效果。4.BOD-污泥负荷与混合液污泥浓度SBR反应池内的混合液污泥浓度与BOD-污泥负荷是两项重要的设计与运行参数，它们直接影响其他各项工艺参数，如反应时间、反应器容积、供氧与耗氧速度等，从而对处理效果也产生直接影响。迄今，对SBR工艺这两项基本参数，还是根据经验取值。对处理城市污水的SBR工艺，其反应池内的污泥浓度，可考虑取值3000～5000mg/L，略高于传统处理系统，BOD-污泥负荷，则宜选用0.2～0.3kgBOD/(kgMLSS·d)。\n四、SBR工艺流程类型（一）典型的SBR工艺流程沉砂池污水储存池出水井出水剩余污泥SBR池进水格栅图3-18典型SBR处理系统工艺流程用于城市污水处理的典型SBR处理系统工艺流程见图3-18。工艺中除污水储存池和SBR池以外，其他的构筑物与前面介绍的污水处理工艺没有多少区别。在典型SBR工艺中，污水储存池的作用是对原污水进行部分的储存。因为SBR工艺污水处理厂通常是由几座SBR单池构成一个完整的系统，几个池子顺序进水，进行处理。在安排的各池运行周期和进水时，有可能出现各池都不在进水阶段，这样进水就需先储存起来，等待下一个SBR单池开始进水时，由污水储存池向该SBR单池供水。一座污水处理厂的SBR系统，通常由不少于两个SBR单池组成，按照一定的时间周期运行。SBR池的配套设备包括曝气系统、混合设备、出水设备和排泥设备等。典型的SBR工艺所有操作都是间歇的、周期的。它的脱氮除磷效果不够稳定，因此在此基础上，又出现了许多变型的SBR工艺。（二）改良型SBR改良型SBR（MSBR，ModifiedSBR）工艺不需设置沉淀池和二沉池，系统连续进、出水，两个序批池交替充当沉淀池用，周期运行。MSBR工艺的主要特点是：①采用连续进、出水，避免了传统SBR对进水的控制要求及其间歇排水所造成的问题；②采用恒水位运行，避免了传统SBR变水位操作水头损失太大、池子容积利用率低的缺点；③提供传统连续流、恒水位活性污泥工艺对生物脱氮除磷所具有的专用缺氧、厌氧和好氧反应区，提高了工艺运行的可靠性和灵活性；④为泥、水分离提供了与传统SBR类似的静止沉淀条件，改善了出水水质；⑤提供与传统SBR类似的间歇反应区，提高了系统对生物脱氮除磷及有机物的去除效率。在MSBR工艺中，污水首先进入厌氧池，在厌氧池内进行水与沉淀池回流的高浓度污泥混合，聚磷菌在此进行磷的释放，吸收低分子脂肪酸并以PHB等形式在体内储存起来，\n接着混合液进入好氧池，聚磷菌分解体内的PHB，获得能量，过量吸收周围环境中的正磷酸盐，并以聚磷酸盐的形式在细胞内累积，同时碳化菌完成有机碳的降解，硝化菌完成氨氮的硝化。好氧池混合液一部分进入了序批池1→缺氧池→沉淀池→好氧池，形成系统内部的混合液循环，内循环量大小近似进水流量。在内循环过程中，缺氧池发挥着反硝化功能，沉淀池将混合液中的污泥沉淀下来进入厌氧池，以形成聚磷菌的厌氧释磷和好氧释磷的循环流动，上清液流入主曝气池。曝气池混合液的另一部分进入序批池2，沉淀后流出系统。两个序批池出水排放。过一段时间后作为沉淀池作用的序批池污泥不断累积，池中泥面上升到一定程度后与另一序批池交换运行，剩余污泥在沉淀后期直接从序批池中底部排放。缺氧池、厌氧池分别设置有搅拌器，序批池中为了在缺氧反应时防止污泥沉淀，也设置有搅拌装置。两个序批池至泥水分离池各设有一只过墙回流泵，为了控制回流至厌氧池污泥量，沉淀池至厌氧池也可以设有过墙回流泵。主曝气池内设穿孔曝气管，空气来自鼓风机，序批池出水由气源控制空气堰自动出水装置，便于两序批池之间切换。SBR池出水剩余污泥剩余污泥进水出水SBR池好氧池沉淀池厌氧池缺氧池图3-19典型的MSBR平面MSBR工艺运行方式与T型氧化沟、典型SBR系统类似，MSBR也是将运行过程分为不同时间段，在同一周期的不同时段内，一些单元采用不同的运转方式，以便完成不同的处理目的。MSBR将一个运转周期分为6个时段，由3个时段组成一个半周期，在两个相邻的半周期内，除SBR池的运转方式不同外，其余各个单元的运转方式完全一样。由其工作原理可以看出，MSBR是同时进行生物除磷及生物脱氮的污水处理工艺，它是由A/A/O系统与SBR系统串联组成，并集中了二者的全部优势。在工程实践中，通常将整个MSBR设计成为一座矩形池，并分为不同的单元，各单元起着不同的作用。典型MSBR平面布置见图3-19。（三）CAST工艺CAST工艺（CyclicActivatedSludgeTechnology）是一种循环式活性污泥法，它的反应池用隔墙分为选择区和主反应区，进水、曝气、沉淀、排水、排泥都是间歇周期运行，因此整个工艺为一间歇式反应器，在此反应器中工艺过程按曝气和非曝气阶段不断重复，将生物反应过程和泥水分离过程结合在一个池子中进行。与传统的SBR反应器不同，CAST工艺在进水阶段中不设单纯的充水过程或缺氧进水混合工程，另外一个重要特性在于反应器的污水和从主反应区回流的活性污泥（回流量约为日平均流量的20%）\n在此相互混合接触。生物选择区内回流的活性污泥种群组成动力学的有关规律，创造合适的微生物生长条件并选择出絮凝性细菌，可有效地抑制丝状菌的大量繁殖，克服污泥膨胀，提高系统的稳定性。CAST工艺的运行以周期循环方式进行，其工艺反应时间可以根据需要进行调整。标准的CAST工艺以4h为一循环周期，其中2h曝气，2h非曝气，当有冲击负荷时，可以通过延长曝气时间、增加循环周期的时间来适应符合的冲击，保证处理效果。CAST工艺的每隔周期的运行可分为4个阶段，见图3-20所示。图3-20CAST工艺的运行阶段示意阶段1：污水进入生物选择区，同时污泥回流开始，污水和污泥在选择区充分接触后进入主反应区。曝气可以同步进行，也可以在进水一定时间后开始，具体根据进水水质确定。阶段2：当反应池进水量达到设计值后，池中的水位最高，进水切换到其他反应池，反应池停止进水，污泥回流也停止，曝气继续，延长的时间由需要达到的处理效果决定。阶段3：进行沉淀。阶段4：沉淀阶段后，系统的出水由自动控制的滗水装置排出，通过保持恒定的作用水头，以确保出水水质的均匀。实际操作中，滗水装置运行的时间小于或等于设计时间，如有剩余的时间则用做闲置时间。（四）ICEAS工艺ICEAS（IntermittentCycleExtendedAerationSystem，间歇循环延时曝气系统）工艺是一种连续进水SBR工艺，为了在沉淀阶段也能够进水而不影响出水的水质，对反应池的长度有一定的要求。一般从停止曝气到开始出水，原污水最多流到反应池的1/3处，滗水结束，原污水最多到达反应池全长的2/3处。ICEAS工艺的反应池前端设置专门的缺氧选择区——预反应区，用以促进菌胶团的形成和抑制丝状菌的繁殖，在预反应区内，污水连续流入。反应池的后部为主反应区，图3-21ICEAS工艺反应池的构造示意\n在主反应区内，依次进行曝气、搅拌、滗水、排泥过程，并且周期循环。主反应区和预反应区通过隔墙下部的孔洞相连，污水通常以0.03～0.05m/min的速度由预反应区流入主反应区。ICEAS工艺的反应池构造示意见图3-21。总体上说，ICEAS与传统的SBR法相比，最大的特点是在反应池中增加了一道隔墙，将反应池分隔为预反应区和主反应区，废水连续进入预反应区，再通过隔墙下的小孔以层流速度进入主反应区，沿主反应区池底扩散，对主反应区的混合液基本上不造成搅动。这种系统在处理市政污水和工业废水方面比传统的SBR系统费用更省，管理更方便。其主要缺点是容积利用率不够高，反应池没有得到充分利用；曝气设备闲置时间较长；另外，由于进水贯穿于整个运行周期的每个阶段，沉淀期进水在主反应区底部造成水力紊乱而影响泥水分离时间，因此，进水量受到一定的影响，通常水力停留时间较长。（五）其他改良SBR工艺除了上面介绍的之外，还用很多其他的SBR改良工艺，比如以下三种。1.UNITANK工艺UNITANK工艺是为了克服三沟式氧化沟工艺的缺点而开发的一种新型工艺。典型的UNITANK系统的主体为三池结构，三池之间为串联的完全混合流态。每池有曝气系统，并配有搅拌，外侧两池有出水堰或滗水器及排泥装置，两池交替作为曝气池和沉淀池，污水可进入三池中的任意一个；UNITANK系统具有滗水简单、池子构造简化、出水稳定、无需回流等特点，但脱氮除磷效果不理想，容积利用率不够高。2.CASS工艺CASS（CyclicActivatedSludgeSystem）工艺在SBR池上做了一定的改进。这种工艺的最大改进是在反应池前端增加了一个选择器，废水先进入选择器，与来自主反应区的混合液混合，在厌氧条件下，聚磷菌优势繁殖，为高效除磷创造条件。该工艺可使硝化与反硝化进行得比较充分，因此，也能达到较好的脱氮效果。实践证明，这是SBR工艺中脱氮除磷效果较好的一种方式，该工艺至少需要两个池子才能正常运行。3.DAT-IAT工艺DAT-IAT工艺的主体构筑物是由两个串联的反应池组成的，即由需氧池（DemandAerationTank，简称DAT池）和间歇曝气池（IntermittentAeration\nTank，简称IAT池）组成。一般情况DAT池连续进水，连续曝气，其出水进入IAT池，在此可完成曝气、沉淀、滗水和排泥工序。由于DAT池连续进水，连续曝气起到了水力均衡作用，提高了工艺处理的稳定性。IAT池可任意调节运行状态，使污水在池中交替处于好氧、缺氧和厌氧状态，达到脱氮除磷的目的。DAT和IAT能够保持较长的污泥龄和较高的MLSS浓度，对有机负荷及有毒物质有较强的抗冲击能力。这个工艺处理构筑物较少，流程简单，节省占地面积和投资，适用于工业废水处理，但因除磷效果较差，不适用于生活污水的处理。第五节AB法工艺AB法污水处理工艺是吸附-生物降解（AbsorptionBio-degradation）工艺的简称。AB法污水处理工艺是20世纪70年代由联邦德国亚琛工业大学的B.Bohnke教授在传统的两段活性污泥法（初沉池+活性污泥曝气池）和高负荷活性污泥法的基础上提出的一种新型的超高负荷活性污泥法——生物吸附氧化法，该工艺不设初沉池，由A段和B段二级活性污泥系统串联组成，并分别有独立的污泥回流系统。AB法工艺其突出的优点是A段负荷高，抗冲击负荷能力强，特别适用于处理浓度较高、水质水量变化较大的污水，AB法自问世以来发展很快，目前，国内已有多个城市污水处理厂采用了AB法工艺。一、AB法工艺流程格栅沉砂曝气吸附中间沉淀曝气最终沉淀市政管网排水污泥回流剩余污泥污泥回流剩余污泥出水A段B段图3-22AB法工艺流程AB法污水处理工艺是两端活性污泥法，分为A段和B段，A段为吸附段，B段为生物氧化段。AB法工艺流程如图3-22所示。AB法工艺中的主要处理构筑物有A段曝气池、中间沉淀池、B段曝气池和最终沉淀池等，通常不设初沉池，以A段为一级处理系统。A段和B段拥有各自独立的污泥回流系统，因此有各自独特的微生物种群，有利于系统功能的稳定。二、AB法工艺基本原理（一）A段的微生物及运行机理相比传统活性污泥法，AB法在技术上主要突破是A段。A段前省去了初沉池，污水由城市排水管网经格栅和沉砂池直接进入A段，A段在污泥负荷高达2～6kgBOD5/(kgMLSS·d)、水力停留时间为30min、DO为好氧（2mg/L）或微氧（0.2～0.7mg/L）、泥龄短（0.5～0.7d）的条件下运行。由于在排水管网中发生细菌的增殖、适应和选择等生物学过程，使原污水中出现生命力旺盛的能适应原污水环境的微生物群落，A段充分利用\n了原污水中存在的生物动力学潜力，成为一个开放性生物动力学系统。实际上将城市排水管网和污水处理厂共同构成一个处理系统，经测定表明由沟渠系统恒定流入A段的微生物占A段微生物总量的15%左右。A段的高负荷和低泥龄决定了只有那些快速增长和增殖的原核微生物才能够生存并占主要地位，由于其世代较短且处于对数增长期，因而繁殖速度相当快，数量急剧增加，且原核微生物体积小，表面积与体积比值高，所以原核微生物具有较大的代谢活性和大的营养储存容量，在降解聚合物的生理活性方面，A段细菌要比B段细菌高很多。此外，A段的微生物还具有极高的密度，A段微生物的选择性、变异适应性、外源补充性和快速增殖性构成A段微生物学的主要特点。A段对有机物的去除以细菌的絮凝吸附作用为主。这与传统的活性污泥法有很大的不同。A段污水中存在大量已适应污水的微生物，这些微生物具有自发絮凝性，形成“自然絮凝剂”。当污水中的微生物进入A段曝气池时，在A段内原有的菌胶团的诱导促进下很快絮凝在一起，絮凝物结构与菌胶团类似，使污水中有机物质脱稳吸附。在A段曝气池中，“自然絮凝剂”、胶体物质、游离性细菌、SS、活性污泥等相互强烈混合，将有机物质脱稳吸附。同时，A段中的悬浮絮凝体对水中悬浮物、胶体颗粒、游离细菌及溶解性物质进行网捕、吸收，使相当多的污染物被裹在悬浮絮凝体中而去除。水中的悬浮固体作为“絮核”提高了絮凝效果。由于原核微生物体积小、比表面积大、繁殖速度快、活力强，并且通过酶解作用改变了悬浮物、胶体颗粒及大分子化合物的表面结构性质，造成了A段活性污泥对水中有机物和悬浮物有较强的吸附能力。一般城市污水中所含的BOD和COD约50%以上是由悬浮固体（SS）形成的。A段的絮凝吸附作用使其对污水中非溶解性有机物的去除效率很高。由于A段能充分利用原污水中繁殖能力很强的微生物并不断进行更新，而且A段的水力停留时间和泥龄均很短。缺乏污泥充分再生的有利条件，只有部分快速降解的有机物得以氧化分解，因此，A段中的MLSS大部分由原污水中的悬浮固体组成，而靠生物降解产生的MLSS量仅占小部分，增殖作用去除的BOD基本上是溶解性BOD。由于A段对有机物的去除机理以絮凝吸附作用为主，以及短泥龄等的特点，使A段的剩余污泥产量较大，比初沉池高出30%，约占整个系统的80%左右，且有机物含量高。A段设计中一些参数的参考值：①BOD-污泥负荷（NS）：2～6kgBOD5/(kgMLSS·d)，为传统活性污泥系统的10～20倍；②污泥龄（生物固体平均停留时间）（θC）：0.3～0.5d；③水力停留时间（t）：30min；④吸附池内溶解氧（DO）浓度：0.2～0.7mg/L。（二）B段的微生物及运行机理\nB段曝气池是AB法工艺中的核心部分，它的状态好坏与否将直接影响到出水水质，B段去除有机污染物的方式与普通活性污泥法基本相似，主要以氧化为主，难溶性大分子物质在胞外酶作用下水解为可溶的小分子，可溶小分子物质被细菌吸收到细胞内，由细菌细胞的新陈代谢作用而将有机物质氧化为CO2、H2O等无机物，而产生的能量储存于细胞中，B段曝气池为好氧运行，因此它所拥有的生物主要是处于内源呼吸阶段的细菌、原生动物和后生动物，B段的低污泥负荷和长泥龄为原生动物的生长提供了很好的环境条件，而原生动物的大量存在对游离性细菌的去除又有很好的作用。同时由于A段的出水作为B段的进水，水质已相当稳定，为B段微生物种群的生长繁殖创造了有利条件。因为B段去除有机污染物的机理主要以氧化为主，而高级生物的内源呼吸作用要比低级生物强，所以B段产生的剩余污泥量很少。一般来说，B段和一级活性污泥法的污泥负荷相同时，其污泥量仅有一级法的1/4～1/3，同时由于B段内原生动物和后生动物对其他微生物的吞噬作用，当污泥浓度相同时，B段的污泥龄要比一级活性污泥法的污泥龄长。B段设计中一些参数的参考值：①BOD-污泥负荷（NS）：0.15～0.3kgBOD5/(kgMLSS·d)，为传统活性污泥系统的10～20倍；②污泥龄（生物固体平均停留时间）（θC）：15～20d；③水力停留时间（t）：2～3h；④吸附池内溶解氧（DO）浓度：1～2mg/L。三、AB法工艺特点AB法工艺利用系统工程的基本理论，省去了传统污水生物处理工艺的初沉池，采用合理的两段处理工艺流程，根据微生物生长和繁殖的规律，以及对有机基质的代谢关系，使A段和B段分别在两种相差较为悬殊的负荷条件下运行，两段的污泥回流系统分开，保证处理过程中的生物相稳定性。因此，AB法工艺具有许多优良的性能特点。1.去除污染物效果好AB法工艺与传统生物处理工艺相比，去除BOD和COD的效果，尤其是去除COD的效果有很明显的提高。经A段处理后，城市污水中的BOD5的去除率可以达到50%～60%，借助A段的生物絮凝和极强的吸附作用，为B段微生物提供了良好的进水水质条件。B段内的原生动物对有力微生物具有吞噬作用，进一步降低污水有机负荷。经过实践证明，AB法污水处理工艺在一般情况下，BOD5的去除率可以达到90%～95%。COD的去除率可达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，主要表现在以下两个方面。①AB法处理工艺出水水质波动小。当处理城市污水时，在同样的进水条件下，AB法工艺的出水要好于传统的一段处理工艺，并对进水负荷的变化有很好的适应性和稳定性。②\nAB法处理工艺有很强的耐冲击负荷能力，对于城市污水中的pH值、有毒物质等均具有很好的适应和抵抗能力。AB法工艺的污泥具有良好的沉降性能。一般来说，A段的污泥容积指数小于60mL/g，B段的污泥指数小于100mL/g。因此，AB法处理工艺系统中的曝气池可以始终保持足够的污泥量。3.良好的脱氮除磷效果由于许多城市污水必须进行除磷脱氮处理后排放或回用，因此，可以将AB法工艺与生物脱氮或生物除磷工艺相结合进行处理。AB法工艺脱氮效果约为30%～40%，除磷效果可达50%～70%，优于常规的活性污泥法。其中，A段对氮和有机物的去除比常规的处理高许多倍，通过合理控制A段和B段的运行条件，可以明显地改善B段中进水的水质，以提高处理工艺的除磷脱氮作用。当污水需要进行脱氮处理时，可采用A段和A1/O生物脱氮工艺相结合的工艺流程；当污水需要进行除磷处理时，可采用A段与A2/O除磷工艺相结合的工艺流程；当污水需要同步进行脱氮除磷处理时，可采用A段与A2/O法同步脱氮除磷工艺相结合的工艺流程。以上工艺流程需满足适宜的BOD5/TN和BOD5/TP值。4.优越的经济性AB法处理工艺优越的经济性主要体现在投资省和运转费用低两个方面。AB法处理工艺由于节省了二次沉淀池，因此比传统一段法工艺减少15%～25%的基建投资。另外，由于A段通过絮凝和吸附作用在短时间内可达到40%～70%的BOD5去除率，节省了耗电量。AB法工艺的产泥量和产气量均较高，如果处理系统能够正常运行，则产生的沼气可以用于发电和供热，以使污水处理厂的能源得到补充。一般来讲，AB法工艺比传统一段法处理工艺节省运行费用20%～25%。第六节生物膜法工艺生物膜法主要用于从污水中去除溶解性有机污染物，是一种被广泛采用的生物处理方法。生物膜法的主要优点是对水质、水量变化的适应性较强。生物膜法是一大类生物处理法的统称，共同的特点是微生物附着在介质“滤料”表面上，形成生物膜，污水同生物膜接触后，溶解的有机污染物被微生物吸附转化为H2O、CO2、NH3和微生物细胞物质，污水得到净化，所需氧气一般直接来自大气。污水如含有较多的悬浮固体，应先用沉淀池去除大部分悬浮固体后再进入生物膜法处理构筑物，以免引起堵塞，并减轻其负荷。按照生物膜形成的方式，生物膜法可分为生物滤池、生物转盘、生物接触氧化池和生物流化床等。一、生物滤池\n（一）生物滤池的工作原理生物滤池如图3-23所示。污水通过布水设备连续地、均匀地喷洒到滤床表面上，在重力作用下，污水以水滴的形式向下渗沥，或以波状薄膜的形式向下渗流（见图3-24）。最后，污水到达排水系统，流出滤池。污水流过滤床时，有一部分污水、污染物和细菌附着在滤料表面上，微生物便在滤料表面大量繁殖，不久，形成一层充满微生物的黏膜，称为生物膜。这个起始阶段通常叫“挂膜”，是生物滤池的成熟期。图3-23生物滤池示意生物膜是由细菌（好氧、厌氧、兼性）、真菌、藻类、原生动物、后生动物以及一些肉眼可见的蠕虫、昆虫的幼虫等组成的。污水流过成熟滤床时，污水中的有机污染物被生物膜中的微生物吸附、降解，从而得到净化。生物膜表层生长的是好氧和兼性微生物，其厚度约2mm。在这里，有机污染物经微生物好氧代谢而降解，终点产物是H2O、CO2、NH3等。由于氧在生物膜大多数已耗尽，生物膜图3-24生物膜的形成内层的微生物处于厌氧状态，在这里，进行的是有机物的厌氧代谢，终点产物为有机酸、乙醇、醛和H2S等。由于微生物的不断繁殖，生物膜逐渐增厚，超过一定厚度后，吸附的有机物在传递到生物膜内层的微生物以前，已被代谢掉。此时，内层微生物因得不到充分的营养而进入内源代谢，失去其黏附在滤料上的性能，脱落下来随水流出滤池，滤料表面再重新长出新的生物膜。生物膜脱落的速度与有机负荷、水力负荷有关。\n在低负荷生物滤池中，造成生物膜脱落的原因可能更复杂些，昆虫及其幼虫的活动可能促进生物膜脱落。在高负荷滤池中，因滤率高，靠着水力冲刷使生物膜不断脱落和被冲走。生物膜的厚度与滤率的大小有关。有机物的转化深度随滤池的性能而异，对于低负荷滤池，有机物被深度转化，出水中硝酸盐含量较高。残膜呈深棕色，有些类似腐殖质，沉淀性能较好；对高负荷滤池，只有在负荷率较低时，出水才含有较低浓度的硝酸盐，残膜易腐化。（二）生物滤池的工艺特点生物滤池处理城市污水比较理想。生物滤池构造简单，操作容易，对有毒物质的冲击有一定的承受和适应能力，当负荷比较低时，出水水质可以高度硝化，污泥量少，并且依靠自然通风供氧，运行费用低。但是由于微生物附着在滤料固定的表面生长，不能随环境的变化而改变反应器中的生物量，从而对污水浓度和流量的适应性较差。对于季节和环境温度的变化也受一定影响。（三）生物滤池工艺生物滤池可以分为普通生物滤池（低负荷生物滤池）、高负荷生物滤池、塔式生物滤池以及活性生物滤池。图3-25生物滤池法的流程在处理城市污水方面，普通生物滤池有长期运行的经验。图3-25为普通生物滤池法的流程。普通生物滤池的优点是处理效果好，BOD5去除率可达90%以上，出水BOD5可下降到25mg/L以下，硝酸盐含量在10mg/L左右，出水水质稳定。缺点是占地面积大，易于堵塞，灰蝇很多，影响环境卫生。后来，人们通过采用新型滤料，革新流程，提出多种形式的高负荷生物滤池，使负荷率比普通生物滤池提高数倍，池子体积大大缩小。回流式生物滤池、塔式生物滤池属于这样类型的滤池。它们的运行比较灵活，可以通过调整负荷率和流程，得到不同的处理效率（65%～90%）。曝气生物滤池法（BAF，BiologicalAcratedFilters）也叫淹没式曝气生物滤池（SBAF，SubmergedBiologicalAeratcd\nFilters），是生物滤池的一种改造，它以颗粒滤料为填料进行生物处理和悬浮过滤，节省了二沉池。其工艺原理为滤池中装填一定量粒径较小的粒状滤料，滤料表面生长着生物膜，滤料内部曝气，污水流经时利用滤料上高浓度生物膜的生物絮凝作用截留污水中的悬浮物，并保证脱落的生物膜不会随水漂出，运行一段时间后，出水头损失增加，需对滤池进行反冲洗，以释放截留的悬浮物并更新生物膜。曝气生物滤池有不同的形式。以DEGREMENT公司开发的BIOFOR滤池为例，其工艺流程见图3-26。污水通过格栅、沉砂池除去粗大漂浮物和泥砂后，进入初沉池进行SS、CODCr、BOD5和油的初步去除。出水从底部进入一级BIOFOR滤池（BIOFORC/N）进行CODCr、BOD5的降解及部分氨氮的氧化；上向流出水后，从底部进入二级BIOFOR滤池（BIOFORN），进行剩余CODCr、BOD5的降解及氨氮的完全氧化，如有除磷要求再从底部进入三级BIOFOR滤池（BIOFORDN），通过在进水端投加碳源（如甲醇等）和化学除磷剂（如FeCl3等）进行反硝化脱氮和化学除磷，最终达标排放。另外需建两池，一为反冲水储备池（与消毒池合并考虑），二为反冲洗出水缓冲池。BIOFOR滤池每运行一定周期（24～48h）即进行气、水联合冲洗（曝气和反洗为一个气源，水为处理后的净水），反冲洗泥水先进入缓冲池，慢慢回流入初沉池，避免反洗泥水对初沉池造成冲击负荷，BIOFOR反冲洗泥水具有较强的活性，表现为具有一定吸附、过滤有机物的能力，可作为一种生物絮凝剂，将大大有助于原污水中SS的沉降及CODCr的去除。图3-26曝气生物滤池工艺流程BIOFOR滤池结构示意见图3-27。BIOFOR滤池底部为气水混合室，之上为长柄滤头、曝气管、垫层、滤料。所用滤料密度大于水，自然堆积。运行时一般采用上向流，污水从底部进入气水混合室，经长柄滤头配水后，通过垫层进入滤层，在此进行CODCr、BOD5、氨氮、SS的去除。反冲洗时，气、水同时进入混合室，经长柄滤头配水、配气后进入滤层。\n图3-27BIOFOR滤池结构示意二、生物接触氧化法（一）工艺原理生物接触氧化法也称淹没式生物滤池，其在氧化池内设置填料并淹没在污水中，经曝气充氧的污水与填料上的生物膜相接触。在生物膜的作用下有机物被生物膜所吸附，污水得到净化。虽然吸附过程很短，但被吸附的有机物可以储存在生物膜中，有较长时间为微生物所氧化、分解、吸收。当生物膜达到一定厚度时，内层生物膜由于缺氧，好氧菌死亡，黏附力减弱，就会脱落，在沉淀池中沉降下来。旧的生物膜脱落后，新的生物膜又会在原来脱落的地方生长起来，如此新陈代谢，使氧化池净化功能处于动态平衡，使出水水质保持稳定。（二）技术特点1.体积负荷高处理时间短，节省占地面积。生物接触氧化法的体积：当污水BOD5为100～150mg/L时，负荷最高可达3～6kgBOD5/(m3填料·d)；而且当污水浓度较低，进水BOD5为30～60mg/L时，体积负荷可维持1～2.5kgBOD5/(m3填料·d)。污水在池内停留时间短的只需0.5～1.5h，与普通活性污泥法相比，时间缩短2/3以上。因此，同样大小体积的设备，处理能力提高几倍，使污水处理工艺向高效和节约用地的方向发展。2.生物活性高在生物接触氧化法中，一般曝气管设在填料下面，不仅供氧充分，而且对生物膜起到搅动作用，加速了生物膜的更新，使生物膜活性提高。同时由于曝气产生污水紊动，使固定在填料上的生物膜可以连续、均匀地与污水相接触，提高了生物代谢速度。3.污泥产量低与活性污泥法相比，接触氧化法的体积负荷高，但污泥产量反而有降低，不需污泥回流。国内外实践证明，接触氧化法的污泥量远低于活性污泥法。生物接触氧化法由微生物附着在填料上形成生物膜，生物膜的脱落和增长可以自动保持平衡，所以不需要污泥回流，给管理带来方便。4.动力消耗低采用生物接触氧化法处理污水，一般能节省动力30%。这主要是出于在接触氧化池内有填料存在，起到切割气泡、增加紊动作用，增大了氧的传递系数，省去污泥回流，也使电耗下降。5.出水水质好而稳定\n进水短期内突然变化时，出水水质受的影响很小，在毒物和pH值的冲击下，生物膜受的影响小，而且恢复快。接触氧化法处理城市污水时，出水BOD5可达5～12mg/L，SS为20mg/L左右，出水可回用于工业生产。6.挂膜方便，可间歇运行生物接触氧化法处理生活污水时不需要专门培养菌种，连续运转4～5d，生物膜就可成熟。对含菌种少的工业废水，挂膜时接入菌种，运行10余天生物膜就可以成熟，所以挂膜也很方便。即使接触氧化池停池一段时间后，下次重新启动，立即就可以投入正常使用。7.不存在污泥膨胀问题原污水初次沉淀池接触氧化池二次沉淀池污泥处理水图3-28生物接触氧化一段（级）处理流程图在活性污泥法中容易产生膨胀的菌种，如丝状菌。接触氧化法中不仅不产生膨胀。而且能充分发挥其分解、氧化能力高的优点。接触氧化池内填料固定在水中，附着在填料上的丝状菌有较强的分解有机物的能力，具有立体结构，但沉降性能差，在曝气池中易随出水流出，因此不易产生污泥膨胀问题。（三）主要工艺流程1.一段（级）处理流程如图3-28所示，原污水经初次沉淀池处理后进入接触氧化池，经接触氧化池的处理后二次沉淀池，在二次沉淀池进行泥水分离，从填料上脱落的生物膜，在这里形成污泥排出系统，澄清水则作为处理水排放。接触氧化池的流态为完全混合型，微生物处于对数增殖期和衰减增殖期的前段，生物膜增长较快，有机物降解速率也较高。一段处理流程的生物接触氧化处理技术流程简单，易于维护运行，投资较低。2.二段（级）处理流程如图3-29所示，二段处理流程的每座接触氧化池的流态都属完全混合型，而结合在一起考虑又属于推流式。在一段接触氧化池内F/M值应高于2.1，微生物增殖不受污水中营养物质的含量所制约，处于对数增殖期，BOD负荷率亦高，生物膜增长较快。在二段接触氧化池内F/M值一般为0.5左右，微生物增殖处于衰减增殖期或内源呼吸期。BOD负荷率降低，处理水水质提高。中间沉淀池也可以考虑不设。\n原污水初次沉淀池二段接触氧化污泥二次沉淀池处理水图3-29生物接触氧化二段（级）处理流程一段接触氧化中间沉淀池3.多段（级）处理流程原污水初次沉淀池n段接触氧化污泥最终沉淀池处理水图3-30生物接触氧化多段（级）处理流程一段接触氧化二段接触氧化多段（级）生物接触氧化处理流程如图3-30所示，是由连续串联3座或3座以上的接触氧化池组成的系统。该系统从总体来看，其流态应按推流考虑，但每一座接触氧化池的流态又属完全混合。由于设置了多段接触氧化池，在各池间明显地形成有机污染物的浓度差，这样在池内生长繁殖的微生物，在生理功能方面，适应于流入该池污水的水质条件，这样有利于提高处理效果，能够取得非常稳定的处理水。经过适当运行，这种处理流程除去除有机污染物外，还具有硝化、脱氮功能。（四）生物接触氧化池的工艺控制条件（1）pH值接触氧化法对pH值有一定的适应能力，但pH值超过9时，其处理效果明显下降。因此，接触氧化法进水的pH值宜控制在6.5～8.8。（2）水温温度过高或过低都会抑制微生物的生长为宜。因此，其进水温度应控制在10～35℃。（3）BOD负荷BOD负荷与被处理废水的污染物及处理出水水质有密切关系。通常，易降解废水的BOD负荷较高，对城市污水，一般取1.0～1.8kgBOD5/(m3·d)。（4）接触时间相同的进水水质条件下，接触时间愈长，出水的BOD5值愈低，处理效果愈好；反之，则相反。此外，接触时间与采用的处理工艺流程也有很大关系。（5）供气量在生物接触氧化法中，生物膜消耗溶解氧的总量因BOD5的负荷而异，一般在1～3mg/L。工程上有时间根据试验结果以水气比（处理水量与供气量之比）来确定供气量，如城市废水为1：（3～5）。三、生物转盘法\n（一）生物转盘的作用原理生物转盘是由盘片、接触反应槽、转轴及驱动装置所组成的。盘片串联成组，中心贯以转轴，转轴两端安设在半圆形接触反应槽两端的支座上。转盘面积的40%左右浸没在槽内的污水中，转轴高出槽内水面10～25cm。生物转盘示意见图3-31。图3-31生物转盘示意由电机、变速器和传动链条等部件组成的传动装置驱动转盘以较低的线速度在接触反应槽内转动。接触反应槽内充满污水，转盘交替地和空气与污水相接触。在经过一段时间后，在转盘上就将附着一层栖息着大量微生物的生物膜。微生物的种群组成逐渐稳定，其新陈代谢功能功能也逐步地发挥出来，并达到稳定的程度，污水中的有机污染物为生物膜所吸附降解。生物转盘每旋转一周经历吸附分解废水中有机物和吸收空气中分子氧的两个过程。当附着生长的生物膜的圆盘的下部浸没到废水中时，废水中的有机物被盘体上的生物膜吸附，并在生物酶的作用下，作为微生物的营养物质加以吸收和氧化分解；而当这部分盘体在转轴的带动下离开水面暴露在空气当中时，空气中的分子氧首先溶入盘片上生物膜表面的附着水层中，并继续向生物膜及其膜的内部迁移，提供好氧微生物代谢所需要的溶解氧。如此往复循环，使废水中的有机污染物不断在生物膜的作用下氧化分解，废水得以净化。在实际运行过程中，生物膜经历生长、增厚和衰老脱落的过程，其原因在于生物转盘在转动过程中所产生的剪切力，生物膜过厚而造成靠近盘片的生物膜形成厌氧分解所产生的气体产物对生物膜起到一定的剥离等共同作用结果。脱落后的片状生物膜作为腐殖污泥，在二沉池中得到沉淀分离。除有效地去除有机污染物外，如运行得当，生物转盘系统能够具有硝化、脱氮和除磷的功能。进水格栅沉砂池初沉池沉渣处理出水污泥处置图3-32生物转盘系统的基本工艺流程生物转盘二沉池排砂排泥排泥排泥消毒（二）生物转盘系统的工艺流程\n生物转盘系统的基本工艺流程如图3-32所示。废水经格栅、沉砂池和初沉池后，进入生物转盘。废水中溶解态和细微悬浮态有机物通过生物膜微生物的氧化降解作用，一部分转化为简单的有机物及CO2、H2O等，另一部分用于合成生物膜微生物的原生质。废水经生物转盘处理后连同从盘体上脱落的生物膜残片进入二沉池，经泥水分离获得净化出水，所分离的腐殖污泥另行处理。采用生物转盘处理浓度高的废水时，也可采用初次沉淀池、一级生物转盘、中间沉淀池、二级生物转盘、二次沉淀池的工艺流程。生物转盘工艺中的氧化槽可以有多种不同的组合形式。（1）单轴单级处理废水从氧化槽的一侧流入平行于盘面流动，从槽的另一侧流出。（2）单轴多级处理前一级氧化槽流出的水流入后一级氧化槽（见图3-33）。（3）多轴多级处理废水经第一级（轴）的生物转盘处理后，进入第二级（轴）转盘。（见图3-34）。图3-33单级四轴生物转盘图3-34多轴多级生物转盘(三轴三级)（三）生物转盘系统的特点1.微生物浓度高特别是最初几级的生物转盘，据一些实际运行的生物转盘的测定统计，转盘上生物膜量如折算成曝气池的MLVSS，可达40000～60000mg/L，F/M比为0.05～0.1，这是生物转盘高效率主要原因之一。2.生物相分级在每级转盘生长着适应于流入该级污水性质的生物相，这种现象对微生物的生长繁育，有机污染物降解非常有利。3.污泥龄长\n在转盘上能够增殖世代时间长的微生物，如硝化菌等，因此，生物转盘具有硝化、反硝化的功能。采用适当措施，生物转盘还可以用以除磷，由于无需污泥回流，可向最后几级接触反应槽或直接向二次沉淀池投加混凝剂去除水中的磷。4.对BOD适应范围广对BOD值达10000mg/L以上的超高浓度有机污水到10mg/L以下的超低浓度污水都可以用生物转盘进行处理，并能够得到较好的处理效果。因此，该法是耐冲击负荷的。5.产生的污泥量较少在生物膜上的微生物的食物链较长，故其产泥量约为活性污泥处理系统的1/2左右，在水温为5～20℃的范围内，去除率为90%的条件下，去除1kgBOD的产泥量约为0.25kg。6.动力消耗低接触反应槽不需要曝气，污泥也无需回流，能耗低是该法最突出的特征之一，据有关运行单位统计，每去除1kgBOD的耗电量约为0.7kW·h，运行费用低。7.维护管理方便该法不需要经常调节生物污泥量，不存在产生污泥膨胀的麻烦，复杂的机械设备也比较少，因此，便于维护管理，不产生滤池蝇，不出现泡沫也不产生噪声，不存在发生二次污染的现象。四、生物流化床（一）概述提高生物处理设备的处理能力可以有两条途径：①提高处理设备单位容积内的生物量；②强化传质作用，加速有机物从污水中向微生物细胞的传递过程。采取的主要技术措施包括：①扩大微生物栖息、繁殖的表面积，提高生物膜量，同时还相应地提高对污水的充氧能力；②强化生物膜与污水之间的接触，加快污水与生物膜之间的相对运动。流化床是用于化工领域的一项工艺，从20世纪70年代初期开始，一些国家将这一技术应用于污水生物处理领域，开展了多方面的科学研究工作。结果表面，这种工艺的应用取得了进一步提高污水生物处理能力的效果。流化床是以砂、活性炭、焦炭一类的较小的惰性颗粒为载体充填在床内，载体表面被覆着生物膜，污水以一定流速从下向上流动，使载体处于硫化状态。载体颗粒小、比表面积大（每立方米载体的表面积可达2000～3000㎡），\n以MLSS比计算的生物量高于任何一种的生物处理工艺，提高了单位容积内的生物量。载体处于流化状态，污水从其下部及左、右侧流道，广泛而频繁多次地与生物膜相接触，又出于载体颗粒小在床内比较密集，互相摩擦碰撞，因此，生物膜的活性也较高，强化了传质过程。又由于载体不停地在流动，还能够有效地防止堵塞现象。因此，生物流化床受到污水生物处理领域专家们的重视，并认为可能成为污水生物处理技术的发展方向。国内外的试验研究结果表面，生物流化床用于污水处理具有BOD-容积负荷率高、处理效果好、效率高、占地少以及投资省等优点，如果运行适当还可以取得脱氮的效果。（二）生物流化床的工艺类型有关生物流化床工艺的分类有不同方法，按使载体流化的动力来源，生物流化床可分为液流动力流化床、气流动力流化床和机械搅动流化床等三种类型。此外，生物流化床还按其本身处于好氧或厌氧状态分为好氧流化床和厌氧流化床。1.液流动力流化床基本的工艺流程如图3-35所示，该工艺也称为二相流化床，即在流化床内只有污水（液相）与载体（固相）相接触，而在单独的充氧设备内对污水进行充氧。图3-35液流动力流化床该工艺以纯氧或空气为氧源，原污水与部分回流水在专设的充氧设备中与氧或空气相接触，氧转移至水中，水中溶解氧含量因使用的氧源和充氧设备不同而异。加以纯氧的氧源，而且配以压力充氧设备时，水中溶解氧含量可高达30mg/L以上。如采用一般的曝气方式充氧，污水中溶解氧含量较低，一般大致在8～10mg/L左右。经过充氧后的无数与回流水的混合污水，从底部通过布水装置进入生物流化床，缓慢而又均匀地沿床体横断面上升，一方面推动载体使其处于流化状态，另一方面又广泛、连续地与载体上的生物膜相接触。处理后的污水从上部流出床外，进入二次沉淀池，分离脱落的生物膜，处理水得到澄清。载体上的老化生物膜应及时脱除，为此，在流程中另设脱膜装置，脱膜装置间歇工作，脱除老化生物膜的载体再次返回流化床，脱除下来的生物膜作为剩余污泥排出系统外。\n生物流化床内的载体，全为生物膜所包覆，生物高度密集，耗氧速度很高，往往对污水的一次充氧不足以保证对氧的需要。此外，单纯依靠原污水的流量不足以使载体硫化，因此要使部分处理水循环回流。2.气流动力流化床该工艺亦称三相生物流化床，即污水（液）、载体（固）及空气（气）三相同步进入床体。3.布水装置均匀布水对生物流化床能够发挥正常的净化功能是至为重要的环节，特别是对液动流化床（二相流化床）更为重要。布水不均，可能导致部分载体沉积而不形成流动，使流化床的工作受到破坏。布水装置又是填料的承托层，在停水时，载体不流失，并易于再次启动。图3-36所示为常用于液动流化床的几种布水装置。图3-36液动流化床的几种布水装置4.脱膜装置及时脱除老化的生物膜，使生物膜经常保持一定的活性，是生物流化床维持正常净化功能的重要环节。气动流化床，一般不需另行设置脱膜装置，就此前已叙及。脱膜装置主要用于液动流化床，可单独另行设立，也可以设在流化床的上部。图3-37所示为叶轮脱膜装置。设于流化床上部，它利用叶轮的旋转所产生的剪切作用使生物膜与载体分离，脱落的生物膜从沉淀分离室的排泥管排出，载体则沉降并返回流化床体。图3-37叶轮脱膜装置第七节城市污水处理厂污泥处理工艺城市污水处理厂在处理城市污水的过程中，产生大量污泥，按来源分为初沉污泥与剩余活性污泥，统称生污泥。按含水率97%折算，其数量约占处理水量的0.3%～0.5%\n。城市污水厂污泥处理系统的任务是对生污泥进行稳定处理，大幅度降低污泥的含水率，缩小污泥体积并使其失去流动性，以便外运处置。因此，城市污水处理包括污泥稳定处理与污泥浓缩及脱水处理两项内容。污泥稳定处理采用生化方法，主要有厌氧消化法与好氧氧化法。污泥浓缩与脱水处理则采用物理方法或物理化学方法：污泥浓缩有重力浓缩、气浮浓缩与机械浓缩等三种类型；污泥脱水通常采用机械脱水方法。一、城市污泥的性质及主要指标（一）城市污泥的基本特征城市污泥由水及固体物质组成，水的含量高达95%～99.5%，固体物质仅占总质量的0.5%～5%，由有机物和无机物形成。初沉污泥正常情况下为棕褐色，发生腐败后变为灰黑色，pH值为5.5～7.5之间，往往略偏酸性，含固率约为2%～4%，固体物质以有机物为主，约占55%～70%，易腐化发臭；剩余活性污泥外观的黄褐色絮状，pH值为6.5～7.5之间，含固率约为0.5%～0.8%。固体物质基本上是生物残体，有机组分常在70%～85%之间，污泥龄较短的污泥极易发臭。（二）污泥特性指标1.污泥含水率与含固率指标污泥中所含水分的质量与污泥总质量之比的百分数称为污泥的含水率Pw（%）；污泥中所含固体的质量与污泥总质量之比的百分数称为污泥的含固率Ps（%）。两者的关系为Pw+Ps=100%。2.污泥中的水分及其分离方式污泥中的水分，按其存在方式分为：①颗粒间的空隙水。约占污泥总水分的70%。这部分水一般可借助重力或离心力分离出来，是污泥浓缩的主要对象。因间隙水占有很大比例，浓缩可以大幅度减少污泥体积，并有利于后续处理。②毛细水。存在于污泥颗粒间的毛细管中，约占污泥水分的20%。只有施加更大的外力，使毛细孔变形，才能将这部分水分离，通常采用自然干化法和机械脱水法脱去毛细水，使污泥失去流动性，便于运输。③污泥颗粒吸附水和颗粒内部水。。内部水存在于污泥颗粒的内部，包括生物细胞内的水分；吸附水为黏附于污泥颗粒表面的附着水。两者约占污泥水分的10%左右。这部分水难以脱除，采用干燥与焚烧的方法可以去除一部分。3.挥发性固体与灰分挥发性固体（VSS）是指在600℃灼烧下减轻的质量，近似代表有机物含量；在600℃灼烧下剩下的残渣即为灰分（SS），表示无机物含量。4.可消化程度\n经消化减少的有机物质占原污泥有机物质总量的百分比。可消化程度表示污泥中可以经消化降解的有机物的比例。5.污泥中有毒有害物质城市污泥中N、P、K含量约分别占固体物质的4%、2.5%和0.5%，有一定肥效。但其中含有致病微生物，寄生虫卵，必须加以处理。污泥中的重金属是主要的有害物质，一些难降解毒性有机物也有危害，必须通过电源治理加以限量。有毒有害物质超标将妨碍污泥的利用。二、常规污泥处理工艺对于中小城市污水处理厂污泥处理常规的工艺如图3-38所示。初沉池二沉池污泥浓缩污泥脱水污泥处置、利用图3-38污泥处理的常规工艺污泥浓缩的来泥包括初沉池和二沉池（剩余）污泥，二沉池的剩余污泥通常先泵至初沉池（如果有的话），由初沉池统一排往污泥浓缩设备或构筑物。污泥浓缩设备的浓缩池，则上清液连同污泥脱水的污泥水一起进行化学除磷处理，处理后的水排入全厂污水处理工艺前端的污水提升泵房。对于新建厂建议采用气浮浓缩或机械预脱水设备，以防止磷在厌氧状态的释放。对于中小型污水处理厂，目前通常不设厌氧消化池，如必须采用消化池时，可进行磷的消化封闭处理。方法是向消化池中投加适量的石灰或无机絮凝剂，控制磷释放到消化分离液中。三、减少磷释放的污泥处理工艺该工艺是针对除磷污水处理工艺的污泥处理方法，其流程见图3-39。污泥预脱水机械脱水污泥处置、利用图3-39减少磷释放的污泥处理工艺为满足逐步严格的污水排放标准，由传统的活性污泥法派生出了许多除磷的工艺，如前面介绍的厌氧-好氧、\nA/O法和A/A/O法等。在这些工艺下产生的污泥，其污泥功能性质已与传统活性污泥法的污泥有所不同，常规重力浓缩池进行污泥浓缩后会产生富含磷的上清液，因此预脱水设备就代替了常规的重力浓缩池，由于其工作功能，使得磷的释放机会减少。预脱水可采用离心浓缩或气浮浓缩方法，机械脱水可采用目前常用的带式压滤机等机械设备进行。近年来一些新建的污水处理厂也采用离心设备进行脱水。离心机的主要特点是连续生产、污泥含水率较低、操作可调性较大、现场环境和工人操作条件较好。运行中经浓缩后的污泥和高分子絮凝剂的作用下，污泥形成体积较大、密度较大的絮凝体，在筒内的高速旋转过程中，含水率较低密度大的污泥被甩至筒壁，经筒体和螺旋的速差被螺旋推出。由于离心机的高速转动，现场的噪声比带式压滤机要高，因此，脱水机房需进行降噪设计。图3-40是离心污泥脱水系统。目前也有将污泥浓缩段与污泥脱水集为一体的浓缩脱水一体化设备。浓缩脱水一体化设备具有工艺流程简单、工艺适应性强、自动化程度高、连续运行、控制操作简单和过程可调节性强等一系列优点，是比较适合中小污水处理厂使用的浓缩及脱水设备。浓图3-40离心污泥脱水系统缩脱水一体化设备主要有以下几类。（1）带式浓缩/带式脱水设备这种设备的浓缩段为重力带式机械浓缩机，脱水段为带式压滤机。浓缩段的带式机械浓缩机主要由框架、进泥配料装置、脱水滤布、可调泥耙和泥坝组成。设计选型的水力负荷可按40～45m3/(m带宽·h)考虑。（2）转鼓转筛浓缩/带式脱水设备这种设备的浓缩段一般采用转鼓转筛机械浓缩机或类似的装置，脱水段仍为普通带式压滤机或结构经过修改的带式压滤机。设计选型按水力负荷25～30m3/(m带宽·h)来估算，其中带宽是指脱水段的滤布带宽。