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'恩平市生活污水处理厂废水处理技术资料2010年2月 第一部分启动—污泥的驯化和培养一、调试启动基本流程系统启动主要分3个阶段：闷曝培养→连续进水驯化→稳定进水试运行具体操作方案如下：1、投加菌种将曝气池注满有机废水（或用清水混合废水至COD>300mg/L），按曝气池蓄水量的0.5%~0.8%向曝气池中投加脱水活性污泥,尽量在2天内投加完毕。2、培菌步骤当有菌种进入曝气池时，无论菌种是否投加完毕，必须立即开始培菌步骤。（1）闷曝：所有曝气机的搅拌都开启，各转角的曝气机风机开启，剩余风机暂不开。根据自控仪表显示的溶解氧变化调整曝气机风机的开停数量使溶解氧保持在1.5~2.5mg/L之间。在污泥量少，供氧有富余时闷曝3~5小时后进入静沉步骤。（2）静沉：将所有曝气机停止0.5~1小时。需要注意的是开始静沉前，应将溶解氧提高到2.5~3mg/L之间。（3）间歇补充废水：按（1）→（2）→（1）的顺序不断反复上述步骤，当监测到的COD值较最初降低了50%时，向曝气池补充设计处理量50%的有机废水。以前2次进水时间间隔为基准安排进水时间，并且每天将此间隔缩短1半。（4）完成培菌：经过5-7天的培养，曝气池污泥浓度（MLSS）达到1500mg/L左右时，可以进入驯化步骤。3、驯化步骤：按设计处理量的30%左右连续进水，溶解氧控制在1.5—3mg/L之间，在系统正常运行前提下每天按现有处理量的10%递增进水，直到达到设计处理量。4、试运行：控制方法参看运行管理相关章节二、多系统调试步骤：如果为多曝气池的并联系统则应该先在其中1个池子中进行培菌，当污泥浓度达到1000mg/L以上时将一半污泥放至另一个池培养，如此反复直到所有池子都达到设计浓度时培菌完成。三、溶解氧控制方法说明闷曝期间的溶解氧控制是较为灵活的。在污泥浓度较低的调试阶段设备的充氧效率非常高，设备全开可以在短短1小时内将曝气池溶解氧从0提高到4mg/L。因此，此阶段需要调试人员密切监控溶解氧的变化，建议每30分—1小时测定一次溶解氧值，根据实际变化调整曝气机的开停和开机数量。四、剩余污泥排放的控制 当污泥的浓度接近或达到正常水平时（理论值2000～4000,实际运行时可适当放宽，最佳控制点由系统处理量及出水水质状况决定），需要进行排泥，以便系统正常运行。在运行初期由于未能掌握系统污泥的繁殖情况，应采取间歇排泥方式，每日排泥量应控制设计日处理水量的1%以内，然后根据污泥浓度变化情况逐步调整。第二部分运行工艺指标的控制一、运行控制参数表编号监测项目监测点进水曝气池出水1COD（mg/L）≤250≤100＜402PH值6~9.56~8.56~93溶解氧（mg/L）——1.0~3.0＞14SV30——15%~35%——5SVI——≤200——6SS（mg/L）150~2002000~3000＜207氨氮（mg/L）≤25——＜108TP≤3＜0.59BOD5（mg/L）60~120——＜20二、日常运行控制内容及方法（1）进水负荷：进水负荷的控制包括对进水流量、COD浓度两方面的控制，按公式进水负荷=CODcr×Q式中：CODcr—进水COD浓度值（mg/L）Q—进水流量（L/h）运行时进水负荷主要通过控制进水流量进行控制，正常情况应以设计进水负荷为基准控制；为应付波动改变负荷时，应控制在设计进水负荷上下浮动30%以内。（2）pH值：运行中控制pH值主要从集水池入手，当pH值接近5.5时可操作加药设备以最小流量缓慢加入碱液。当发生pH值冲击加药系统不能在短时间中和水质时，应加大现有回流污泥流量1倍，待进水pH值恢复再调整回来。（3）温度：当集水池温度高于35℃时，需要留意的是溶解氧的变化，若表现出供氧能力下降，溶解氧值降低则应减少30%的进水缓解供氧压力。当集水池高于40℃ 时，需要考虑引入低温清水降低系统温度。（4）溶解氧（DO）：这里的溶解氧是指，自控仪表安装位置的溶解氧情况。当溶解氧高于3.0mg/L时，应关停一台曝气机的风机，如仍然偏高继续关停，需要注意优先关靠出水一端的机器。当溶解氧低于1.0mg/L时，首先确定机器是否故障，若非机器故障减少进水30%。（5）活性污泥浓度（MLSS）：MLSS主要通过排除剩余污泥进行控制，理论设计值为：3000mg/L，各处理站应以调试完成阶段的日污排泥量为基准确定小时排泥量并连续排泥。调整方法是：当污泥浓度偏离基准时，增加（减少）小时排泥量15%，仍然偏离就按每次10%逐步改变排泥量，直到找到合适的排泥量保持污泥浓度稳定。（6）回流比（%）：回流比=回流污泥流量/进水流量通常控制在30%~80%，应急情况则可能高于100%。正常运行时，回流比设置为50%，则进水的小范围波动情况下均不需要调整。系统出现异常时根据现场情况调整，方法将在异常对策的章节中叙述。（7）营养投加：对于营养的投加主要是针对氮的补充，磷通常是充足的。调试阶段首次投加营养按COD：N：P=200：5：1，运行时按300：5：1投加并根据实际情况作出调整；BOD：N：P=100：5：1。营养投加计算示例：进水条件COD=500mg/L，流量=20000t/d；选择营养比例：COD：N：P=200：5：1每日需投加氮量为=20000×500/1000×5/300=167kg使用尿素作为氮源则，投加的尿素量为：167/46%=363kg/d由于进水含有一定量的氨氮，因此需要减去这部分氮才是最终的投药量。设进水氨氮浓度为：5mg/L，则进水含氮=20000×5/1000=100kg实际需要投药量=363-100=263kg配制5%的尿素溶液进行投加，则每日需要溶液量=263/5%=5260L加药设备的流量=5260/24/60=3.65L/min运行时，进水氨氮浓度取日常监测的周或月平均值计算。实际上正常运行时，可逐步减少投药量，通过观察系统变化，确定是否缺乏营养；如系统正常，表明污泥将进水中含有的氮元素完全利用起来，不再需要投加尿素。（8）SV30、SVI：这2项指标主要用于诊断系统故障，判断系统运行状态，详细分析控制方法将在异常问题的处理相关章节叙述。 第三部分好氧生物处理（氧化沟）氧化沟（OxidationDitch）又名氧化渠，是一种无终端连续流环形反应生物器。因为废水和活性污泥的混合液在环状的曝气沟渠中不断循环，又被称为“连续循环曝气池”。传统氧化沟共同的特点为：混合液流态是无终端循环流动，稀释能力强，污泥负荷低，曝气时间长，故耐冲击负荷，出水水质较好，污泥量较少且稳定，一般可不设初沉池，维护管理简单。氧化沟的缺点是需要设置单独的二次沉淀池，使得占地面积较大，处理水量较大时，能耗较高，且生物脱氮除磷效果不佳。为了加强生物脱氮除磷功能，可在传统氧化沟前增设厌氧池，这样就形成厌氧前置氧化沟工艺。为了改善和弥补传统转刷式氧化沟耗能高的技术弱点，厌氧前置氧化沟采用微孔曝气系统进行供氧，其充氧效率高，可大大节省能耗和运行费用。在曝气区，混合液与原水得到充分混合，故厌氧前置氧化沟工艺既具有完全混合作用，又具有推流式的某些特征。厌氧前置氧化沟工艺流程图如下：图3-2厌氧前置氧化沟流程简图厌氧前置氧化沟工艺具有以下特点：1、因增设了厌氧池，系统的脱氮除磷效果好。2、耐冲击负荷。通过曝气区的完全混合作用，使污水得到最大程度的稀释。在正常的设计流速下，渠道中混合液的流量是进水流量的50～100倍，曝气池中混合液平均5～20分钟完成一次循环，这种流型不但可以防止短流，而且还可以通过完全混合作用产生很强的耐冲击负荷能力。3、渠道具有某些推流式模型的特征，经过曝气的污水在流到出水堰时会形成良好的混合液絮凝体，这种絮凝体可以提高二沉池内的污泥沉降速度及澄清效果。4、氧的转化率大大提高。5、厌氧前置氧化沟设备数量较少，减少了维护工作。三、好氧活性污泥系统的观察与评价(1)现场观察---感官指标 好氧生化处理是由活性污泥中的微生物，在有氧存在的条件下将污水中的有机污染物氧化、分解、转化成CO2、NH4+-N、NO-x-N、PO43-、SO42-等随出水排放的过程。活性污泥中的微生物是凝聚、吸附、氧化分解污水中有机物的主力军,提高处理系统的效率,都与改善污泥性状、提高污泥微生物的活性有关。因此,必须经常检查于观察活性污泥中微生物的组成与活动状况。活性污泥外观似棉絮状,亦称为絮粒或绒粒,正常的活性污泥沉降性能良好。在显微镜下可发现每个絮粒是由成千上万个细菌、少量微型动物及部分无机杂质组成,有时,污泥中还会出现真菌、藻类等生物。巡视是发现问题的主要方式,所以操作管理人员每班须数次定时对反应池作一观察,了解系统运行的状况。其主要内容如下:1、色、嗅。正常运行的城市生活污水处理厂,活性污泥一般显黄褐色。在曝气池溶解氧不足时,厌氧微生物会相应滋生,含硫有机物在厌氧时分解释放出H2S,污泥发黑、发臭。当曝气池溶解氧过高或进水过淡、负荷过低时，污泥中微生物因缺乏营养而自身氧化,污泥色泽转淡。良好的新鲜活性污泥略带有泥土味。2、反应池曝气状态观察与污泥性状。在巡视曝气池时,应注意观察曝气池液面翻腾情况,曝气池中间若见有成团气泡上升,即表示液面下曝气管道有堵塞,应予以清洁或更换;若液面翻腾不均匀,说明有死角,尤应注意四角有无积泥。此外,还应注意气泡的性状:一是气泡量的多少。在污泥负荷适当、运行正常时,泡沫量较少,泡沫外观显新鲜的乳白色泡沫。污泥负荷过高、水质变化时,泡沫量往往增多,如污泥泥龄过短或污水中含多量洗涤剂时,既会出现大量泡沫。二是泡沫的色泽。泡沫显白色、且泡沫量增多,说明水中洗涤剂量较多;泡沫显茶色、灰色,这是因为污泥龄太长或污泥被打碎而被吸附在气泡上所致,这时应增加排泥量。气泡出现其他颜色时,则往往因为是吸附了污水中染料等类发色物质的结果。三是气泡的粘性。用手沾一些气泡,检查是否容易破碎。在负荷过高、有机物分解不完全时,气泡较粘,不宜破碎。3、二沉池观察污泥状态：主要观察二沉池泥面高低、上清液透明程度，有无漂泥，漂泥粒大小等。上清液清澈透明----运行正常，污泥状态良好；上清液混浊----负荷高，污泥对有机物氧化、分解不彻底；泥面上升----污泥膨胀，污泥沉降性差；污泥成层上浮----污泥中毒；大块污泥上浮----沉淀池局部厌氧，导致污泥腐败；细小污泥漂浮----水温过高、C／N不适、营养不足等原因导致污泥解絮。4、污泥观察：生化处理中除要求污泥有很强的“活性“，除具有很强氧化分解有机物能力外，还要求有良好沉降凝聚性能，使水经二沉池后彻底进行“泥”（污泥）“水”（出水）分离。(2)生物相观测---镜检指标活性污泥生物相是指活性污泥中微生物的种类、数量、优势度及其代谢活力等状况的概貌。生物相能在一定程度上反映出曝气系统的处理质量及运行状况。当环境条件(如进水浓度及营养、pH值、有毒物质、溶氧、温度等)变化时,在生物相上也会有所反映。可通过活性污泥中微生物的这些变化,及时发现异常现象或存在的问题，并以此来指导运行管理。因此，对生物相的观察,已日益受到人们的重视。 一般地，处理系统运行正常的活性污泥中，污泥絮粒大、边缘清晰、结构紧密、具有良好的吸附及沉降性能。絮粒以菌胶团细菌为骨架，穿插生长着一些丝状菌，但其数量远少于菌胶团细菌。微型动物中以固着类纤毛虫为主，如钟虫、盖纤虫、累枝虫等，还可见到部分J纤虫在絮粒上爬动，偶尔还可以看到少量的游动纤毛虫等，在出水水质良好时，轮虫生长活跃。下面是几种生物相对活性污泥状况的指标。水中的微生物对水环境的干净程度要求不同，我们可以通过观察系统污泥中存在哪类微生物来判断水质的好坏，这些被用来指示水质的微生物称为指示微生物。指示微生物可分为三类：1、非活性污泥类，这类微生物往往在活性污泥系统出现故障的时候大量繁殖，显微镜下观察到的数量增加。此类微生物常见的有，草履虫、变形虫、肾型虫、豆形虫、表壳虫等。2、中间性活性污泥类，这类微生物在系统由培菌初期到活性污泥成熟期的过度阶段，或者是活性污泥由差转好和由好转差的阶段才出现。此类微生物常见的有，漫游虫、斜管虫、裂口虫等。3、活性污泥类：此类微生物的存在和繁殖说明系统控制良好，处理效果佳出水清澈。盾纤虫、钟虫、累枝虫、吸管虫、独宿虫、鼬虫等。此外，还有轮虫等双向指示微生物。此类微生物少量存在时表明系统正常出水干净，当其数量较多时则说明污泥松散，预示系统故障。几种生物相对活性污泥状况的指标活性污泥良好时出现的生物(活性污泥生物)钟虫属、累枝虫、盖虫属、聚缩虫属、独缩虫属、各种微小后生动物和吸管虫类，这些生物是固着性或匍匐类。活性污泥状态变坏时出现的生物(非活性污泥生物)波豆虫属有尾波豆虫。侧滴虫属、豆形虫属、草履虫属等生物是快速游泳性种类。在情况相当恶劣时，可观测到波豆形虫属；如果情况极端恶化，原生动物和后生动物完全不出现。活性污泥由恶化到恢复时出现的生物(中间污泥性生物)漫游虫属、斜叶虫属、管叶虫属、斜管虫属、尖毛虫属等是慢游泳性匍匐类生物。可以观察到这样的生物在1个月左右时间内持续占优势种类。活性污泥分散、解体时出现的生物辐射变形虫等肉足虫类。如果这些生物出现数万个以上，菌胶团小，出流水变混浊。由于形成这种情况是相当慢的，所以这些微生物急剧增加，可使回流污泥量和送气量变小。这种解体现象在某种程度上是可以抑制的。膨胀时出现的生物球衣菌属、丝硫菌属、各种霉等丝状微生物是造成膨胀的生物。在SVI为200以上的场合，发现存在象线头一样的丝状微生物。在膨胀的污泥中所出现的微型动物一般比正常污泥的个数少。溶解氧不足时出现的生物贝氏硫细菌、扭头纤虫属、新态虫属、草履虫属等是喜欢在溶解氧低的时候出现的生物。如果这样的生物出现，此时活性污泥呈现黑色，发生腐败变臭。曝气过剩时出现的生物如果进行长时间连续地过剩曝气，各种变形虫类和轮虫类成为优势种类。BOD负荷过低时出现的生物出现表壳虫属、鲜壳虫属、轮虫类、寡毛类等占优势。当这样的生物多时，称为进行硝化的指标。有害物质流入时出现的生物由于原生动物与细菌相比对外界环境变化的感受性是很高的，所以，通过观察原生动物可以推定有害物质对活性污泥的影响。因为活性污泥生物中感受性最高的是盾纤虫属骤减的场合，证明环境急剧变化或有非常少量的有害物质流入。当大部分生物趋于死亡时，认为活性污泥已破坏，亟待进行恢复。 活性污泥中常见微型动物微型藻类 污泥膨胀的照片大量的菌丝伸出菌胶团，菌丝形状稍弯，无分枝，长度在50um～200um之间，直径在0.7～1.4um之间，菌丝上有部分附着物，内有横隔，污泥结构变差 与废水处理工艺有关的原生动物主要肉足虫、鞭毛虫及纤毛虫等三类。大多肉足虫能任意改变形状，一般称之为变形虫。鞭毛虫类原生动物一般都长有一根或几根鞭毛，因此常称之为鞭毛虫。纤毛虫类原生动物的特点是周身表面或部分表面长有纤毛，作为行动或捕食的工具，因此常称之为纤毛虫。纤毛虫有自由游动型和固着型两种(常见的为钟虫)。它们在活性污泥净化功能上是否起作用还未定论，但原生动物多摄取细菌充作营养，当运行条件和处理水质发生变化时，原生动物亦随之发生变化。例如对污水进行静态曝气，一般最初是以鞭毛虫类和根足虫类(如变形虫)占优势；其次是自由游泳型的纤毛虫类(如豆形虫、草履虫)占优势，随着活性污泥的逐渐成熟，匍匐型或固着型的纤毛虫类(如循纤虫、盖纤虫、累枝虫、钟虫)又相继占优势。因此，原生动物在评定活性污泥质量和污水处理效果方面具有一定的意义。原生动物分为：植鞭毛虫类(往往由废水带入如杆囊虫)、动鞭毛虫类(它生活在有机质丰富的污水中，培菌初期和处理效果差时可大量出现活性污泥中常见的有波多虫属和滴虫属等)、变形虫类(处理效果差和培菌初期大量出现，活性污泥中常见的有表壳虫、大变形虫、辐射变形虫)、游动型纤毛虫类(在培菌初期，常看到它在游离细菌及鞭毛虫之后大量出现，随着培菌的进行，BOD浓度不断降低，游离细菌及数量不断减少，使游动纤毛虫的食物也不断减少，其数量亦相应减少。在正常运行时期，可少量见之。在污泥因缺乏营养而老化解絮，处理效果转差时，往往见其数量增多。污泥中常见的有草履虫、肾形虫、豆形虫、漫游虫和裂口虫等)、匍匐型纤毛虫类(在污泥絮体表面爬行或游动，以游离细菌或污泥散屑为食，在正常运行时期可少量出现。活性污泥中常见的有J纤虫、尖毛虫、棘尾虫和游仆虫等)、固着型纤毛虫类(主要指钟虫类原生动物。在活性污泥中是数量最多、最为常见的一类微型动物。其以有机物小颗粒为食，起到清道夫的作用，使出水更为澄清。常见有沟钟虫、大口钟虫、小口钟虫、累枝虫、盖纤虫、独缩虫、聚缩虫和无柄钟虫等)、吸管虫类(固着在污泥絮粒上，以吸管粘食游动型纤毛虫，在污泥培养成熟期后期可见到。常见的种类有吸管虫、壳吸管虫和锤吸管虫等。)。后生动物在废水处理中常见的有轮虫、线虫、飘体虫等，轮虫在系统正常运行时期、有机物含量较低、出水水质良好时才会出现，故轮虫的存在说明处理效果较好。然而有时处理系统因污泥龄较长、负荷较低，污泥因缺乏营养而老化解絮，这时轮虫可因污泥碎屑增多而大量繁殖，1ml中可多至近万个，这是污泥老化解絮标志。污泥中常见的有玫瑰旋轮虫和猪吻轮虫。线虫身体圆形，似打足气的轮胎，可吞噬细小的污泥絮粒，在膜生长较厚的生物膜处理系统中常会大量出现。飘体虫是污泥中体形最大、分化较高级的一种多细胞动物。身体分节，节间有刚毛伸出，以污泥碎屑、有机物颗粒为食料。在废水处理厂出水水质良好时出现。轮虫、线虫、飘体虫的存在，往往指示处理效果较好。后生动物在活性污泥中不经常出现，特别是轮虫，仅在完全氧化型的活性污泥中系统才较多地出现。因此轮虫是非常稳定的生物处理系统的指标。总之，在活性污泥法处理过程中，净化污水的第一和主要承担者是细菌，其次出现原生动物，是细菌的首次捕食者；继之出现后生动物，是细菌的第二次捕食者。这种微生物增长与递变的模式关系如下图： ①钟虫不活跃或呆滞，往往表明曝气池供氧不足。如果出现钟虫等原生动物死亡，则说明曝气池内有有毒物进入，如有毒工业废水流入等。②当发现没有钟虫，却有大量的游动纤毛虫如各种数量较多的草履虫、漫游虫、豆形虫、波豆虫等，而细菌则以游离细菌为主，此时表明水中有机物还很多，处理效果很低。如果原来水质良好，突然出现固定纤毛虫减少，游动纤毛虫增加的现象，预示水质要变差。相反，原来水质极差，逐渐出现游动纤毛虫为主，则水质变得良好。通常，固定纤毛虫大于游动纤毛虫+轮虫，此时出水BOD5约在5-10mg/L；固定纤毛虫等于游动纤毛虫，此时出水BOD5约在10-20mg/L。③镜检中如发现积硫较多的硫丝细菌、游动细菌(球菌、杆菌、螺旋菌和较多的变形虫、豆形虫)时，往往是曝气时间不足，空气量不够，流量过大，或水温较低，处理效果差。④在大量钟虫存在的情况下，植纤虫数量多而且越来越活跃，这对曝气池工作并不有利。要注意，可能污泥会变得松散，如果钟虫量递减，植纤虫递增，则潜伏着污泥膨胀的可能。⑤镜检中各类原生动物极少，球衣细菌或丝硫细菌很多时，污泥已发生膨胀。⑥当发现等枝虫成对出现、并不活跃，肉眼能见污泥中有小白点，同时发现贝氏硫菌和丝硫细菌积硫点十分明显，则表明曝气池溶解氧很低，一般仅0.5mg/L左右。⑦如果发现单个钟虫活跃，其体内的食物泡都能清晰的观察到时， 说明污水处理程度高，溶解氧充足。⑧二沉池的出水中有许多水蚤(俗称鱼虫)，其体内血红素低，说明溶解氧高；水蚤的颜色很红时，则说明出水几乎无溶解氧。以上所述是人们长期观察而得到的经验，但由于各地各厂水质差异较大，在其他处理系统中可能有不完全相同的规律。(3)理化分析指标①混合液污泥浓度MLSS：是指1L混合液内所含的悬浮固体的质量，单位为g/L或mg/L。②挥发性污泥浓度MLVSS：是指1L混合液内所含的挥发性悬浮固体的质量，单位为g/L或mg/L。它包括Ma(有活性微生物)Me(消化残留物质)Mi(附着在污泥表面难降解的有机物)三者在内。传统活性污泥法MLVSS尽量控制高些，因此DO值也越高，一般在1200-2600mg/L之间；MLSS一般在1500-3000mg/L之间，当超过以上范围时，必须有充足的供氧能力和泥水分离能力。试验表明，污泥浓度每增加1g/L，污泥氧吸收率下降3%-4%，结果使污泥需氧量增加，能耗上升。污泥浓度高，还会增加二沉池的负担，如不当，将会造成跑泥现象。对于浓度低的废水，污泥浓度高会造成负荷过低，使微生物生长不良，处理效果反而受到影响。③污泥沉降比SV30：污泥沉降比是指曝气池混合在100ml量筒中，静置沉淀30分钟后，沉淀污泥与混合液之体积比。它能反映出污泥膨胀等异常情况，便于及早查出原因，采取措施。④污泥指数SVI：污泥指数是指曝气池出口处混合液经30分钟静沉后，一克干污泥所占容积；SV为体积比百分数MLSS单位(g/L)SVI值能较好地反映出活性污泥的松散程度和凝聚、沉淀性能；一般认为SVI小于100沉降性能良好；SVI大于200时，污泥膨胀，沉降性能差。⑤出水污泥浓度ESS：每1mg/LESS表现出的BOD在0.54-0.69mg/L之间，平均为0.61mg/LBOD。可见其值越高出水BOD值也越高。BOD=8.8+0.61ESS当ESS大于30mg/L时表明悬浮物流失过多。⑥污泥负荷Ns(也称BOD负荷率(F/M))：入流污水BOD5的量和活性污泥量比值称为活性污泥负荷。0.2-0.5kg(BOD5)/(kgMLSS.d)时，BOD去除率可达90％以上。调节污泥负荷的主要手段是控制曝气池MLSS，增加MLSS可降低污泥负荷，减少MLSS则提高污泥负荷，增加或减少MLSS一般通过增加或减少排泥量来实现。 传统活性污泥法有机负荷(F/M)一般在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)一般营养物的平衡为：BOD:N:P=100:5:1的比例。按剩余污泥量估算氮、磷的总需要量以补充其差额是较为合理的：氮的总需要量＝0.122⊿X(kg/d)磷的总需要量＝0.023⊿X(kg/d)⊿X挥发性污泥增长量⑦污泥的可滤性：是指污泥混合液在滤纸上的过滤性能。凡结构紧密、沉降性能好的污泥，滤速快。凡解絮的、老化的污泥，滤速甚慢。⑧耗氧速率OUR：污泥的耗氧速率是指单位质量的活性污泥在单位时间内的耗氧量，其单位为：mg/(g.h)或mgO2/(gMLVSS.h)活性污泥的OUR一般8-20mgO2/(gMLVSS.h)。当OUR＞20mgO2/(gMLVSS.h)时，往往是污泥的F/M过高或排泥量过多；当OUR＜8mgO2/(gMLVSS.h)时，则为F/M过低或污泥中毒。由于活性污泥絮凝体的大小不同，所需要的最小溶解氧也就不一样，絮凝体越小，与污水的接触面积越大，也越宜于对氧的摄取，所需要的溶解氧浓度就小；反之絮凝体大，则所需的溶解氧浓度就大。(一般在0.5mg/L-2mg/L之间)(4)水质化学测定指标①进、出水的BOD/COD比值就可生物降解性而言，可将废水中的COD组分分为可降解部分和不可降解部分，在废水生物法处理中，COD的去除率总是低于BOD的去除率，结果使出水的B/C比值有较大幅度的下降，因此，我们可以通过测定进、出水的BOD和COD来判断生物处理系统运行的状况，若进、出水的B/C比值变化不大，出水的BOD亦较高，表明系统运行不正常；反之，出水的B/C比值与进水B/C比值相比下降较快，说明系统运行正常。②进、出二沉池混合液、上清液的BOD(或COD)进、出二沉池混合液的BOD(或COD)在正常情况下不会有太大变化，当发现进、出二沉池上清液中BOD(或COD)有较大的下降时，可借此判断曝气池中生化作用进行的是否完全和彻底。如发现进入二沉池的混合液尚不稳定，须调整曝气池运行状态(减少进水流量、延长曝气时间、增加污泥浓度、减少污泥负荷等措施)。③进、出二沉池混合液中的溶解氧(DO) 进、出二沉池混合液的DO在正常情况下不应有太大变化，当发现DO有较大的下降时，说明活性污泥混合液进入二沉池后的后继生物降解作用耗氧所致，是系统负荷过高、尚未达到稳定化的标志。④曝气池中溶解氧(DO)的变化从监测曝气池各点DO的轮廓中，可以了解整个系统的运行状况，并可以根据给定的处理要求和目标进行适当调整。当DO值有较大波动时，除了及时调整DO水平外，尚需查明其原因。当PH值突变或毒物浓度突然增加时，可使污泥耗氧速率(OUR)急剧下降，从而使DO增高，这是污泥中毒的最早的症状，若曝气池DO长期偏低，同时污泥OUR偏高，则可能为泥龄过短或污泥负荷过高，就要根据实际情况予以调整。⑤曝气池中PH值的变化。(5)计算指标通过以上直接测量指标，应计算出计算指标。这些指标包括污泥负荷F/M，回流比R、污泥龄SRT、水力停留时间t，二沉池的水力表面负荷和固体表面负荷q，即堰板负荷。污泥龄SRT：污泥龄是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，也称曝气时间，单位是日（d）。可用下式表示：SRT=曝气池中工作着的活性污泥总量/每日从系统排出的活性污泥量（剩余污泥量）（6）活性污泥法处理系统运行效果的检测①反映处理效果的项目：进出水总的和溶解性的BOD、COD，进出水总的和挥发性的SS，进出水总的有毒物质。②反映污泥情况的项目：污泥沉降比(SV)、MLSS、MLVSS、SVI、DO、微生物相等。③反映污泥营养和环境条件的项目：氮、磷、PH值、水温等。三、好氧生物污泥工艺的控制与调节为了使废水生物处理系统能长期稳定地达标排放，必须对系统中的“泥、水、气”进行调节，即通过排泥和回流维持系统中合适的微生物量，改善污泥的沉降性能，通过人工曝气控制曝气池中合适的溶解氧，使废水均衡地进入系统并具有合适的营养比例。(1)曝气池的供氧—气的调节 废水好氧生物处理就是在好氧条件下，将污水中的有机物氧化、分解，转化成无机物，从而达到稳定化，并提高净化作用的速率。溶解氧水平的高低会直接影响到好氧微生物的代谢活性。为了在尽可能小的曝气池中以最短的时间净化更多的有机污染物、提高处理系统的效率，必须向处理系统内提供足够的溶解氧。充氧时，曝气池内产生的紊流还可使废水与污泥充分混合，并使污泥在到达二沉池以前不会沉淀下来；经处理后排放的出水中带有一定的溶解氧，还具有后处理作用，使残存的有机物在天然水体中继续氧化分解。a.活性污泥系统中合适的溶解氧水平就好氧微生物而言，环境溶氧大于0.3mg/L时，对其正常代谢活动即已足够。活性污泥以絮体形式存在于曝气池中，经测定直径为500μm的活性污泥絮粒，当周围的悬浮液溶氧为2.Omg/L时，絮粒中心的溶氧已降至0.lmg/L，已处于微氧和缺氧的状况。因此溶氧过低必然会影响曝气池进水端或絮粒内部细菌的代谢速率。溶氧过高过低都会影响出水的水质。当溶氧过低时，菌胶团细菌胞外多聚物的产生受到抑制，从而导致污泥解絮；同时溶氧过低使吞食游离细菌的微型动物数量减少。当溶氧过高，除了能耗增加外，强烈的曝气空气搅拌还会使絮粒打碎，并易使污泥老化，这些也会使ESS增高而影响出水水质。一般认为，曝气池出口处溶解氧控制在2mg/L左右较为适宜，基本上可满足污泥中绝大多数好氧微生物对溶氧的需要。b.溶解氧的调节在鼓风曝气系统中，可控制进气量的大小来调节溶氧的高低。曝气池溶氧长期偏低时，可能有两种原因：一是活性污泥负荷过高，这时需增大曝气池中活性污泥的浓度或增加曝气池的容积，适当降低污泥负荷。其二是供氧设施功率过小或效率过低，这时，应设法改善之。由于氧的转移效率是气、液间接触表面积及接触时间的函数，故喷气口应使释放的气泡尽量小。c.鼓风曝气系统的控制传统活性污泥工艺采用的是好氧过程，因而必须供给活性污泥充足的溶解氧。这些溶解氧应既能满足活性污泥在曝气池内分解有机污染物的需要，也能满足活性污泥在二沉池及回流系统内的需要。另外，曝气系统还应起到充分混合搅拌的作用，保证活性污泥絮体与污水中的有机污染物充分混合接触，并保持悬浮状态。鼓风曝气系统的控制参数是曝气池污泥混合液的溶解氧DO值，控制变量是鼓入曝气池内的空气量Qa。Qa越大，即曝气量越多，混合液的DO值也越高。传统活性污泥工艺的DO值一般控制在2mg/L左右。DO控制在多少，与污泥浓度MLVSS以及F/M有关。一般说，F/M较小时 ，MLVSS较高，DO值也应适当提高。一些处理厂控制曝气池出口混合液的DO值大于3mg/L，以防止污泥在二沉池内厌氧上浮。DO是通过单纯的扩散进入微生物体内的，DO从混合液扩散进入污泥絮体，再扩散进入微生物体内，每个过程都需要推动力，因而保持较高的DO值对于保证微生物获得充足的氧也是有好处的。但DO值不能太高。对于同样的供氧量来说，要保持较高的DO值，则需要较多的曝气量，从而使曝气效率降低，浪费能源。当维持DO值不变时，曝气量Qa的变化主要取决于入流污水的BOD5，BOD5越高，Qa越大，反之越小。一般通过人工调节单台风机的风量来实现。在实际运行控制中，可用下式估算实际曝气量:Qa=f0(BODi-BODe)Q/300Ea式中：BODi、BODe分别为曝气池入、出流污水的BOD5(mg/L)；Q为入流污水量(m3/d)；f0为耗氧系数，指单位BOD被去除所消耗的氧量，与F/M有关，当F/M在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.0，当F/M小于0.15kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.1-1.2；Ea为曝气效率，Ea值与扩散器的种类、曝气池水深、入流水质、混合液的DO值、温度等因素有关系。对于微孔扩散系统，Ea一般在7%-15%之间。曝气池水越深，Ea越大。当入流污染物质，特别是一些油脂类、合成洗涤剂类物质浓度越高，Ea越小。DO值越高，Ea也越小。Ea可以用废气分析方法测定，也可以利用处理站运行数据反算。运行人员应摸索出本厂的实际f0值和Ea值，以方便曝气系统的控制。曝气池前段曝气量主要取决于微生物分解有机物需氧，只要满足这部分需氧，一般也能满足混合要求。但在曝气池后段特别是末端，曝气量主要取决于混合要求，微生物需氧已很少。有时虽然DO值维持不变，但曝气量不能满足混合需要，造成污泥沉积。为满足混合要求，使活性污泥保持悬浮状态，每平方米曝气池曝气量一般应大于2.2m3/h，实际运行中应注意核算。(2)匀质匀量地进水及合适的营养一水的调节a.设置前处理单元为了使废水均衡地进入处理系统，避免冲击负荷对后续构筑物的影响，在前处理设置调节池。因工业废水的种类复杂多样，水量、水质情况千差万别，故设置调节池时，应协同考虑水量、水质的调蓄作用。b.废水处理的营养问题废水处理系统中的微生物同其他生物一样，都需食物，需要营养。废水营养比例失调最终会影响到生化处理单元的效果，为此，需对活性污泥所需外加营养及其合理比例进行研究。据调查，有不少工业废水的营养成分单一， 在采用生物法处理时需投加某些必需的、但在工业废水中缺乏的营养成分。在对废水投加营养的同时，应注意污泥中的微生物所需营养的合理比例。在处理营养不足的工业废水时，某些工厂往往投加营养过量，这样一方面增加了处理成本，过剩的营养又会随出水排放造成受纳水体的富营养化。一般说来，去除100份C所需的营养配比为BOD5:N:P=100:5:1。此外，Fe的需求量应为10-20mg/L(对厌氧处理来说，为了维持高速率的厌氧处理，还需要Co硫氨和VB12)。(3)改善污泥的质量，维持系统中污泥合适的数量--泥的调节工艺控制的主要目标是活性污泥的数量和质量。将系统内的活性污泥保持稳定而合理的数量，以及稳定而高效的质量，来稳定处理效果。活性污泥的数量指标有混合液污泥浓度MLSS和有机负荷F/M，通过F/M可确定需要多少MLVSS。质量指标有反映污泥老化程度的污泥龄SRT，反映沉降性能的SVI、SV等，以及反映生物活性的耗氧速率OUR。F/M本身也是一个重要的污泥质量指标。影响以上数量和质量指标的因素很多，主要包括进水水质水量的变化、温度等外界因素变化。工艺控制的主要任务就是采取控制措施，克服这些因素对活性污泥的影响，持续稳定地发挥处理作用。常用的控制措施从三方面实施:曝气系统的控制，污泥回流系统的控制，剩余污泥排放系统的控制(曝气系统的控制前已叙述)。a.污泥回流系统的控制回流系统的控制有三种方式:保持回流量不变；保持回流比R恒定；定期或随时调节回流量Qr(或回流比R)，使系统状态处于最佳。每种方式适合于不同的情况。目前，有相当多的废水处理单位运行中保持回流量Qr不变，但应认识到这只适应于入流污水量Q相对恒定或波动不大的情况。如Q变化较大，会出现一系列的问题，因为Q的变化会导致活性污泥量在曝气池和二沉池内的重新分配。当Q增大时，部分曝气池的活性污泥会转移到二沉池，使曝气池内MLSS降低，而实际此时曝气池内需要更多的MLSS去处理增加了的污水，MLSS的不足会严重影响处理效果。另一方面，二沉池内污泥增加导致泥位上升，造成污泥流失，同时，Q增加导致二沉池水力负荷增加，进一步增大了污泥流失的可能性。Q减小时，部分活性污泥会从二沉池转移到曝气池，使曝气池MLSS升高，但此时曝气池实际上并不需要太多的MLSS，因为入流污水量减少，进入曝气池的有机物也减少了。保持回流量Qr恒定，能允许入流污水量在多大范围内变化，取决于很多实际因素。如入流BOD5、二沉池与曝气池容积之比及污泥的沉降性能。运行人员应摸索出本厂允许的入 流污水量的波动幅度，在允许范围内尽量不调节回流量。如果保持回流比R恒定，在剩余污泥排放量基本不变的情况下，可保持MLSS、F/M以及二沉池内泥位Ls基本恒定，不随入流污水量Q的变化而变化，从而保证相对稳定的处理效果。第三种方式是定期或随时调节回流比和回流量，保持系统始终处于最佳状态。这种方式是稳定运行所必需的，但操作量较大，一些处理站实施困难。不管采取哪种控制方式，都需要确定合适的回流量或回流比。即使基本上不控制的第一种方式，也需要确定一个较合理的回流量。回流量及回流比的确定或控制调节有以下几种方法。1)按照二沉池的泥位调节回流比首先，应根据具体情况选择一个合适的泥位Ls，亦即选择一个合适的污泥层厚度Hs。泥层厚度一般应控制在0.3-0.9m之间，且不超过泥位Ls的1/3，然后调节回流泥量，使泥位Ls稳定在所选定的合理值。一般情况下，增大回流量Qr，可增大泥层厚度。应注意调节幅度每次不要太大，如调回流比，每次不要超过5%，如调回流量，则每次不要超过原来值的10%。具体每次调多少，多长时间以后再调节下一次，应根据本厂实际情况而定。一般情况下，入流污水量1d之内总在变化，泥位也在波动，为稳妥起见，应在每天的流量高峰，即泥位最高时，测量泥位，并以此作为调节回流比的依据。2)按照沉降比调节回流比或回流量若用100mL量筒进行的沉降试验基本上与二沉池内的沉降一致，则由测得的SV30值可以计算回流比，用于指导回流比的调节。回流比与沉降比之间存在以下关系:R=(保持系统平衡，使进水/泥比例平衡，R=回流污泥量/进水污量(或出水污水量))为了使SV充分接近二沉池内的实际状态，SV30尽量采用SSV30，即搅拌状态下的沉阵比，可以提高回流比控制的准确性。3)按照回流污泥及混合液的浓度调节回流比可用回流污泥浓度RSS和混合液污泥浓度MLSS指导回流比R的调节。R与RSS及MLSS的关系如下:R=该法只适用于低负荷工艺，即入流SS不高的情况下，否则会造成误差。4)依据污泥沉降曲线调节回流比沉降性能不同的污泥具有不同的沉降曲线。 易沉污泥达到最大浓度所需时间短，沉降性能差的污泥达到最大浓度则需要较长的时间。回流比的大小，直接决定污泥在二沉池内的沉降浓缩时间。对于某种特定的污泥，如果调节回流比使污泥在二沉池内的停留时间恰好等于该种污泥通过沉降达到最大浓度所需要的时间，则此时回流污泥浓度最高，且回流比最小。沉降曲线的拐点处对应的沉降比，即为该种污泥的最小沉降比，用SVM表示。根据由SVM确定的回流比R运行，可使污泥在池内停留时间较短，同时污泥浓度较高。回流比R与SVM的关系如下:R=5)四种回流比调节方法的比较上述四种调节方法，各有其优缺点。根据泥位调节回流比，不易造成由于泥位升高而使污泥流失，出水SS较稳定，但回流污泥浓度RSS不稳定。按照SV30调节回流比，操作非常方便，但当污泥沉降性能不佳时，不易得到高浓度的RSS，使回流比R比实际需要值偏大。按照RSS和MLSS调节回流比，由于要分析RSS和MLSS，比较麻烦，一般可作为回流比的一种校核方法。用沉降曲线调节回流比，简单易行，可获得高RSS，同时使污泥在二沉池内停留时间最短；该法尤其适于硝化工艺及除磷工艺。在运行管理中，上述几种方法可以并用。例如，按照沉降曲线确定回流比，并经常用MLSS和RSS校验，另外还应经常观测泥位，防止泥位太高，造成污泥流失。b.剩余污泥排放系统的控制活性污泥系统每天都要产生一部分活性污泥，使系统内总的污泥量增多。要使总的污泥量基本保持平衡，就必须定期排放一部分剩余活性污泥，事实上，排泥是活性污泥工艺控制中最重要的一项操作，它比其他任何操作对系统的影响都大。通过排泥量的调节，可以改变活性污泥中微生物种类和增长速度，可以改变需氧量，可以改善污泥的沉降性能，因而可以改变系统的性能。剩余污泥系统一直以来不被运行人员所重视,认为只要按常规进行生产就不会有问题,这种认识是不对的。准确地说,剩余污泥的产量应该根据进水水质来决定。所谓剩余污泥产生量,是指最终沉淀池污泥量,减除一部分回流入曝气槽后,其余需排出处理的量。单位污水剩余污泥量视污水悬浮物浓度,及去除BOD之污泥增殖状况而异。悬浮物之剩余污泥量X1=Q(MO-MF)×10-3=QMOηS×10-3污泥增殖剩余污泥量X2=aY-bMV×10-3 其中:X1:由悬浮物而产生之剩余污泥量(kg/d)X2:生物增殖而产生之剩余污泥量(kg/d)ηS:悬浮物之沉淀效率Q:处理水量(m3/d)MO:流入悬浮物质量(mg/L)MF:自沉淀池流出之悬浮物质量(mg/L)Y:BOD去除量(mg/L)M:曝气槽内混合液之平均MLSS浓度(mg/L)V:曝气槽容积(m3)a:去除BOD之污泥转换率(0.5~0.8)b:体内自行氧化率(0.01~0.1)(day-1)曝气槽之BOD去除率为ηA,流入水BOD为So(mg/L)Y=QSoηA×10-3则总剩余污泥量X=(MOηS+aSoηA-bMOt)Q×10-3式中t:曝气槽停留时间V/Q(d)目前，有相当多的一部分处理厂并不有意识地调节排泥量。但应认识到，这只适应于入流水质水量及环境因素变化不大的情况。当入流水质水量及环境因素发生波动，活性污泥的工艺状态也将随之变化，因而处理效果不稳定。通过排泥量调节，可以克服以上的波动或变化，保持处理效果的稳定。有以下几种排泥方法。1)用MLSS控制排泥用MLSS控制系统排泥是指在维持曝气池混合液污泥浓度恒定的情况下，确定排泥量。首先根据实际工艺状况确定一个合适的MLSS浓度值。传统活性污泥工艺的MLSS一般在1500-3000mg/L之间。当实际MLSS要比控制的MLSS值高时，应通过排泥降低MLSS值。排泥量可用下式计算:式中，MLSS为实测值；MLSS0为要维持的浓度值。一般说来，活性污泥工艺是一个渐进过程，在控制总的排泥量前提下，每次尽量少排、勤排，如有可能，应连续排泥。这种排泥方法比较直观，易于理解，实际上很多处理厂都用这种方法，但该法仅适于进水水质水量变化不大的情况。有时， 这种方法容易导致误操作。例如，当人流BOD5增加50%时，MLSS必然上升，此时如果仍通过排泥保持恒定的MLSS值，则实际上使污泥负荷增加了一倍，会导致出水质量严重下降。2)用F/M控制排泥F/M中的F是入流污水中的有机污染物负荷，一般无法人为地控制，因此只能控制M，即曝气池中的微生物量。如果不改变曝气池投运数量，则问题就变成控制曝气池中的污泥浓度。但这种方法不是单纯将污泥浓度保持恒定，而是通过改变污泥浓度，使F/M基本保持恒定。排泥量可由下式计算:式中，VW为要排放的剩余污泥体积；MLVSS为曝气池内的污泥浓度(实际污泥浓度)；Va为曝气池容积；BODi为入流污水的BOD5；Q为入流污水量；F/M为要控制的有机负荷(目标值)；RSS为回流污泥浓度。当入流污水水质波动较大时，该法也可使用。因此，工业废水含量较大的处理厂，应尽量采用这种排泥方法。使用这种方法的关键是根据本厂的特点，确定合适的F/M值。F/M值可根据污水的温度做适当调整，当水温高时，F/M值可高些，反之可低些。当入流工业废水中难降解物质较多时，F/M应低一些，反之可高些。实际运行控制中，一般是控制在一段时间内，可根据情况做些小的调整。如在某一天，负荷增加，可在前一天适当少排泥。计算F/M时，要用到入流的BOD5，而BOD5需要到5天才能测出，实际上难以采用。因此应根据情况，采用一些快速测定法，例如，用COD，TOC等指标快速估算BOD5或采用27℃时1d的生化需氧量BOD1。总之，采用该法排泥时，应能快速测得入流污水的有机负荷。另外，计算F/M时，必须用MLVSS值。MLVSS值测定较麻烦，可以利用MLSS和MLVSS之间的相互关系，用MLSS估算MLVSS值。3)用SRT控制排泥用SRT控制排泥，被认为是一种最可靠最准确的排泥方法，很多处理厂正在改用这种方法。这种方法的关键是正确选择SRT和准确地计算系统内的污泥总量MT。应根据处理要求、环境因素和运行实践综合比较分析，选择合适的泥龄SRT作为控制排泥的目标。应充分利用污泥的沉降试验、呼吸试验、生物相观测等手段，随时调整SRT，使之更加合理。一般来说，处理效率要求越高，出水水质要求越严格，SRT应控制大一些。反之，可小些。在满足要求的处理效果前提下，温度较高时，SRT可小些，反之则应大一些。当污泥的可沉性能较差时，有可能是由于泥龄太小。SRT越大，利用呼吸试验测得的耗氧速率OUR越小，反之则越大。通过生物相观察，会发现不同的SRT对应着不同的优势指示生物。 严格地讲，系统中的污泥总量应包括曝气池内的污泥量Ma，二沉池内的污泥量MC和回流系统内的污泥量MR，即：实际上，很多处理厂在用SRT控制排泥时，仅考虑曝气池内的污泥量，即MT=Ma，此时:SRT=式中，MW为每天排放的干污泥量。如果从回流系统排泥，则MW=RSS.QW式中，QW为每天排放的污泥体积流量；RSS为回流污泥浓度；Me为二沉池出水每天带走的干污泥量，Me=SSe×Q；SSe为二沉池出水的悬浮固体浓度；Q为入流污水量。综合以上各式，每天的污泥排放量应为:一些处理厂经常不考虑二沉池出水带走的污泥量Me，实际上，这部分污泥量占排泥量的比例不容忽视。尤其当出水SS超标时，更不能忽略Me。用SRT控制排泥的实际操作中，可以采用一周或一月内SRT的平均值。保持一周或一月内SRT的平均值基本等于在要控制的SRT值的前提下，可在一周或一个月内作些微调。当通过排泥改变SRT时，应逐渐缓慢地进行，一般每次不要超过总调节量的10%。4)用SV30控制排泥SV30在一定程度上，既反映污泥的沉降浓缩性能，又反映污泥散度的大小。当沉降浓度性能较好时，SV30较小，反之较高。当污泥浓度较高时，SV30较大，反之则较小。当测得污泥SV30较高时，可能是污泥浓度增大，也可能是沉降性能恶化，不管是哪种原因，都应及时排泥，降低SV30值。采用该法排泥时，也应逐渐缓慢地进行，一次排泥不能太多。如通过排泥要将SV30由50%降至30%时，可利用一周的时间逐渐实现，每天少排一部分泥，使SV30下降，逐渐逼近30%。5)各种排泥方法的综合使用上述几种仅是常用的，另外还有很多不同的排泥方法。应该认识到，每一种方法都各有利弊，都有其特殊的适应条件。实际运行中，可根据本厂的实际情况选择以一种方法为主，但不排除兼用其他方法。例如，采用SRT控制排泥时，也应经常核算F/M，经常测定SV值。当采用F/M控制排泥时，也应经常核算SRT值。c.活性污泥系统的运行调度在运行管理中，经常要进行运行调度，对一定水质水量的污水，确定投运几曝气池、几座二沉池、几台鼓风机以及多大的回流能力，每天要排放 多少污泥。运行调度方案可按以下程序编制。1)确定水量和水质，即准确测定污水流量Q，入流污水的BOD5及有机污染物的大体组成。2)确定有机负荷F/M。应结合本厂的运行实践，借助一些试验手段，选择最佳的F/M值。一般来说，污水温度较高时，F/M可高些，反之，温度较低时，F/M应低些。对出水水质要求较高时，F/M应低些，反之，可高些。当污水中工业废水成分较多，有机污染物较难降解时，F/M应低一些，反之，可高一些。传统活性污泥工艺的F/M一般在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)范围内。3)确定混合液污泥浓度MLVSS。MLVSS值取决于曝气系统的供氧能力，以及二沉池的泥水分离能力。从降解污染物质的角度来看，MLVSS应尽量高一些，但当MLVSS太高时，要求混合液的DO值也就越高，前已述及，在同样的供氧能力时，维持较高的DO值需要较多的空气量，而一些处理厂的曝气系统难以达到要求。另外，当MLVSS太高时，要求二沉池有较强的泥水分离能力。因此，应根据处理厂的实际情况，确定一个最大MLVSS值，以其作为运行调度的基础。传统活性污泥工艺的MLVSS值一般在1200-2600mg/L之间，而MLSS值一般在1500-3000mg/L之间，当MLVSS或MLSS超过以上范围时，处理厂必须有充足的供氧能力和泥水分离能力。4)确定曝气池投运的数量。式中，Va为每条曝气池的有效容积。从式中可看出，有机负荷F/M越低，投运曝气池的数量就越多。同样，MLVSS越低，需要投运曝气池数也越多。5)核算曝气时间ta。式中，n为投运曝气池的数量。曝气时间，即污水在曝气池内的名义停留时间，不能太短，否则，难以保证处理效果。对于一定水质水量的污水，当控制F/M在某一定值时，采用较高的MLVSS运行，往往会出现ta太短的现象。如ta太短，即污水没有充分的曝气时间，污水中的污染物没有充足的时间被活性污泥吸附降解，即使F/M很低，MLVSS很高，也不会得到很好的处理效果。因此，运行中应核算ta值，使其大于允许的最小值。当然，ta一般情况下也没有必要太大。传统活性污泥工艺一般控制ta在6-9h之间，最低不能小于5h。当ta太小时，可以降低MLVSS值，增加投运池数。6)确定鼓风机投运台数。 式中，Qa且为单台鼓风机的日供风量。BOD5为曝气池入流污水的BOD5(mg/L)；Q为入流污水量(m3/d)，f0为耗氧系数，指单位BOD5被去除所消耗的氧量，与F/M有关，当F/M在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.0，当F/M<0.15kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.1-1.2；Ea为曝气效率，Ea值与扩散器的种类、曝气池水深、入流水质、混合液的DO值、温度等因素有关系。7)确定二沉池的水力表面负荷qh。qh越小，泥水分离效果越好，一般控制qh不大于15m3/(m2.h)。8)确定二沉池投运数量。式中，Ac为单座二沉池的表面积；qh为二沉池水力表面负荷。9)确定回流比R。回流比R是运行过程中的一个调节参数，前已述及，R应在运行过程中根据需要加以调节，但R的最大值受二沉池泥水分离能力的限制，另外，R太大，会增大二沉池的底流流速，干扰沉降。在运行调度中，应确定一个最大回流比R，来作为调度的基础。传统活性污泥工艺的最大回流比可按100%考虑。10)核算二沉池的固体表面负荷qs。式中，n为二沉池投运数量。在运行中，当固体表面负荷超过最大允许值时，将会使二沉池泥水分离困难，难以得到较好的浓缩效果。传统活性污泥工艺一般控制qs不大于100kg/(m2.d)，否则应降低回流比R，或降低MLSS，也可以增加投运底二沉池数量。11)核算二沉池出水堰板溢流负荷qw。式中，n为二沉池投运数量；LW为每座二沉池出水堪板底总长度。传统活性污泥工艺的二沉池采用三角堪板出水时，一般控制qw≯10m3/(m.h)。否则，应增加二沉池投运数量。对于辐流式二沉池来说，在控制qh满足要求的前提下，二沉池直径较大时，qs往往成为运行的限制因素。相反，当二沉池直径较小时，qw一般都远小于1Om3/(m.h)。d.控制周期问题处理厂入流污水的水质水量及环境因素时时刻刻都处于动态变化之中，要使出水水质一直保持稳定，就必须时时刻刻对活性污泥系统进行调控，但这在实际运行中是很难做到的。那么每隔多长时间就应对工艺进行调整一次呢？也就是说，工艺控制周期应该是多长？首先讨论曝气系统的调节。对曝气系统可以进行所谓的实时控制，使曝气池混合液的DO值时时刻刻维持在所要求的数值。很多处理厂一般都没有DO自动控制系统，一旦DO偏离设定值，通过调节曝气量， 可在几分或几十分之内使DO恢复到设定值。对曝气系统进行实时控制是必要的，因为DO太高，将使能耗增加，DO太低将抑制微生物的活性，降低处理效果。通过实时控制，可使活性污泥时刻处于好氧状态，并且不使DO成为限制性因素。回流的作用是补充曝气池流出的活性污泥。当入流水质水量变化时，自然也希望能随时调整回流比。但污水在活性污泥系统中一般要停留8h以上，对回流比进行某种调节之后，其效果可能要几小时之后才能发挥出来。因此，通过回流比调节，无法控制污水水质水量的实时变化。一般情况下，每月之内可保持恒定的回流比。在运行管理中，回流比作为应付突发情况的一种暂时手段是很有用的。例如当发现二沉池泥水界面突然升至很高时，可迅速增大回流比，将泥水界面降下来，保证不造成污泥流失。然后再分析原因，寻找其他措施，待问题解决之后，再将回流比调回原值。回流比虽可长期保持恒定，但必须每天检查其是否合理，如不合理，可随时做调整。排泥操作对活性污泥系统的功能及处理效果影响很大，但这种影响很慢。例如，通过调节排泥量控制活性污泥中丝状微生物的过度繁殖，其效果一般要经过2-3倍的泥龄之后才能看出来。也就是说，当泥龄为5d时，要经10-15d之后才能观察到调节排泥量所带来的控制效果。因此，也无法通过排泥操作来控制入流水质水量的日变化，当排泥调节见效时，发生变化的那股污水早已流出系统，但排泥量的多少，应利用F/M或SRT值每天进行核算。综上所述，正常运行时曝气系统应时时刻刻进行控制，即实时控制；回流比可在较长的时段内维持恒定，但应每天检查核算；排泥量亦可在较长的时段内维持恒定，但应每天核算。当进入污水流量发生变化或水质突变时，应随时采取控制对策，或重新进行运行调度。四、异常问题及其解决方法（1）污泥膨胀：正常的活性污泥沉降性能良好，含水率在99%左右。当污泥变质时，污泥不易沉淀，SVI值增高，污泥的结构松散和体积膨胀，含水率上升，澄清液稀少(但较清澈)，颜色也有变异，这就是“污泥膨胀”。主要是丝状菌大量繁殖所引起，也有由于污泥中结合水异常增多导致的污泥膨胀。此外，超负荷、污泥龄过长或有机物浓度梯度小等，也会引起污泥膨胀。排污不通畅则易引起结合水性污泥膨胀。1、 丝状菌繁殖引起的膨胀原因：污泥中丝状菌过渡增长繁殖的结果，丝状菌作为菌胶团的骨架，细菌分泌的外酶通过丝状菌的架桥作用将千万个细菌凝结成菌胶团吸附有机物形成活性污泥的生态系统。但当丝状菌大量生长繁殖，活性菌胶团结构受到破坏，形成大量絮体而漂浮于水面，难于沉降。这种现象称为丝状菌繁殖膨胀。丝状细菌的生理特点比表面积大、沉降压缩性能差；耐低营养；耐低氧；适合于高C/N的废水(缺氮营养源)；某些丝状菌对环境有特殊的要求，如贝氏细菌、发硫细菌必须在废水含有还原性硫化物时才能大量生长。一般污水中碳水化合物较多，缺乏氮、磷、铁等养料，溶解氧不足，水温高或PH值较低等都容易引起丝状菌大量繁殖，2、非丝状菌膨胀原因：非丝状菌膨胀主要发生在废水水温较低而污泥负荷太高的时候，此时细菌吸附了大量有机物，来不及代谢，在胞外积贮大量高粘性的多糖物质，使得表面附着物大量增加，很难沉淀压缩。而当氮严重缺乏时，也有可产生膨胀现象。因为若缺氮，微生物便于工作不能充分利用碳源合成细胞物质，过量的碳源将被转变为多糖类胞外贮存物，这种贮存物是高度亲水型化合物，易形成结合水，从而影响污泥的沉降性能，产生高粘性的污泥膨胀。非丝状菌污泥膨胀发生时其生化处理效能仍较高，出水也还比较清澈，污泥镜检也看不到丝状菌。非丝状菌膨胀发生情况较少，且危害并不十分严重，事实也证明在丝状菌与菌胶团细菌平衡时是不会产生污泥膨胀，只有当丝状菌生长超过菌胶团细菌时，才会出现污泥膨胀现象。3、防止污泥膨胀的方法：加强操作管理，经常检测污水水质、瀑气池内溶解氧、污泥沉降比、污泥指数和进行显微镜观察等，如发现不正常现象，就需采取预防措施：调整、加大空气量，及时排泥，采取分段进水减轻二次沉淀池的负荷。4、发生污泥膨胀后的解决方法：①缺氧、水温高等可加大曝气量，或降低进水量以减轻负荷，或者降低MLSS，使需氧量减少；污泥负荷率过高可适当提高MLSS，必要时可停止进水闷曝一段时间；②如缺氮、磷、铁养料，可投加消化污泥液或氮、磷等成分；③如PH值过低，可投加碱调PH值；④若污泥大量流失，可投加5-10mg/L氯化铁，帮助凝聚，刺激菌胶团生长；⑤采用化学药剂杀灭丝状菌丝状菌因与环境接触表面积大，故对药物较为敏感，在加药剂量合适时，可做到既杀灭丝状细菌，又不至于过多地损伤菌胶团细菌，在丝状菌明显受到抑制后，即可停止加药，并投加营养，采取适当复壮措施。常用的药物及剂量如下:漂白粉量按有效氯为MLSS的0.5%-0.8%投加；投加液氯或漂白粉，使余氯为10mg/L时球衣菌经30min死亡；余氯为5mg/L时，球衣菌经120min死亡； 加废碱液，使曝气池PH值上升至8.5-9.0，维持一段时间后，镜检可见丝状菌萎缩、断裂。上述方法在生产中应用时，最好先通过小样试验，以确定合适的投加量。由于微生物具有较强的变异能力，在多次使用同一药物后，丝状菌往往会产生适应性，并导致方法的失败。投加漂白粉、液氯(按干污泥的0.3-0.6%投加)，抑制丝状菌繁殖，特别能抑制结合性污泥膨胀；⑥投加石棉粉末、硅藻土、粘土等惰性物质，降低污泥指数。⑦改变进水方式及流态完全混合式活性污泥法(CMAS)处理废水容易引起污泥膨胀。经研究，采用推流式(PFR)或序批式(SBR)活性污泥法对抑制污泥膨胀有良好的效果。控制曝气池的DO采用推流式(PFR)或序批式(SBR)活性污泥法，使污泥交替经过厌氧、好氧状态。菌胶团细菌能在厌氧、好氧交替的条件下摄取、转化和贮藏基质，从而竞争性地排斥了这一条件下该能力差的丝状菌。⑧增大剩余污泥的排放。综合上述，在污泥发生膨胀时，应及时改变曝气池中微生物所处的环境条件，在有两大类微生物---菌胶团细菌和丝状菌共存并相互竞争的污泥体系中，创造适合于菌胶团细菌生长的环境条件，使丝状菌得不到优势生长，以达到改善污泥沉降压缩性能、控制或预防污泥膨胀的目的。(2)生物泡沫及其控制：泡沫是活性污泥法运行中常见的现象。泡沫可分为两种，一种是化学泡沫，另一种是生物泡沫。化学泡沫是由污水中的洗涤剂以及一些工业用表面活性物质在曝气的搅拌和吹脱作用下形成的。在活性污泥培养初期，化学泡沫较多，有时在曝气池表面会形成高达几米的泡沫山。这主要是因为初期活性污泥尚未形成，所有产生泡沫的物质在曝气作用下都形成了泡沫。随着活性污泥的增多，大量洗涤剂或表面物质会被微生物吸收分解掉，泡沫也会逐渐消失。正常运行的活性污泥系统中，由于某种原因造成污泥大量流失，导致F/M剧增，也会产生化学泡沫。化学泡沫处理较容易，可以用水冲消泡，也可以加消泡剂。较难处理的是生物泡沫，它是由称作诺卡氏菌的一类丝状菌形成的。化学泡沫呈乳白色，而生物泡沫呈褐色，可在曝气池上堆积很高，并进入二沉池随水流走，产生一系列问题。首先，生物泡沫蔓延至走道板上，使操作人员无法正常维护。另外，生物泡沫在冬天能结冰，清理起来异常困难。夏天生物泡沫会随风飘荡，形成不良气味。诺卡氏菌极有可能成为人类的病原菌。如果采用表曝设备，生物泡沫还能阻止正常的曝气充氧，使混合液DO 降低。生物泡沫还能随排泥进入泥区，干扰浓缩池及消化池的运行。用水冲无法冲散生物油沫，消泡剂作用也不大。因为诺卡氏菌产生于活性污泥絮体内部，尝试用氯解决，不能从根本上解决问题。增大排泥，降低SRT，有时稍有效果，但只能去除世代期长的那部分诺卡氏菌。生物泡沫控制的根本措施是从根源上入手，以防为主。1、生物泡沫的产生条件诺卡氏菌是形成生物泡沫的主要原因。这种丝状菌为树枝状丝体，其细胞中蜡质的类脂化合物含量高达11%，细胞质和细胞壁中都含有大量类脂物质，具有极强的疏水性，密度小。诺卡氏菌在温度较高(高于20℃)、富油脂类物质的环境中易大量繁殖。含油及脂类物质较多或初沉池浮渣去除不彻底的入流污水，易产生生物泡沫。夏天比冬天易产生生物泡沫。大部分诺卡氏菌世代期都在9d以上，故超低负荷的活性污泥系统中更易产生生物泡沫。2、泡沫问题的诊断和控制与污泥膨胀一样，当出现泡沫时，应认真观察分析，确认泡沫种类及产生原因，对症下药，否则起不到控制泡沫的作用。a.现象一在曝气池表面产生白色的、黏稠的空气泡沫，有时出现较大的浪花。诊断程序如下：(a)如果在污泥培养过程中出现这种现象，则系正常情况，不必注意。随着污泥的增多，泡沫会自然消失。在正常运行的活性污泥中，如果出现上述现象，应首先检查MLVSS是否降低了。如果由于二沉池出水造成污泥流失，导致MLVSS降低，则应分析流失原因并予以处理。如果由于排泥过量导致MLVSS降低，则应减少排泥。如果MLVSS未降低，则进行下述步骤。(b)检查污泥的耗氧速率OUR。如果OUR降低了，则说明污泥中毒，应分析中毒原因并采取处理措施。(c)如果某些曝气池中有泡沫而其余池子没有，则应检查各池之间的配水是否均匀，进入各池的回流污泥分配是否均匀。如果某一曝气池进入的污水多，而分配进去的回流污泥少，则该池易出泡沫。b.现象二在曝气池表面形成细微的暗褐色泡沫。诊断程序如下：检查系统的负荷是否太低，泥龄是否太长，排泥是否不足。该种泡沫一般系由污泥过氧化所致，一般不会发展到特别严重的程度，只有适当增大排泥，泡沫即可消失。c.现象三脂状，暗褐色泡沫异常强烈，并随混合液进入二沉池。诊断程序如下：检查混合液种是否有丝状菌。如果存在，即可认为系由诺卡氏菌导致的生物泡沫。如果有条件，也可进一步辨认诺卡氏菌。此时，可以对产生的泡沫进行简单的清理，但主要精力应放在根源上。首先对上游油脂类废水的排放要加强管理，其次要加强初沉池浮渣的清除 特别是乳状浮渣。初沉池除去SS的功能以外，去除油脂类漂浮物质的功能应予以强化。另外，还应重视沉砂池的除油功能，适当调节曝气量，以利于油水分离。3、生物泡沫的控制措施根据生物泡沫形成的机理及其影响因素，可以采用多种物理、化学或生物的方法控制生物泡沫的大量产生。这里要强调的是，不论采用何种措施方法，控制生物泡沫的实质并非消除Microthrixparvicella等菌属的产生，而是在氧化沟中建立一个不适宜其大量生长的环境，抑制其在活性污泥中的过度增殖，使丝状菌与正常的微生物絮体保持平衡的比例生长。3.1物理方法①氧化沟液面喷冲清水氧化沟液面喷冲清水是一种最常用最简便的物理方法。喷冲的水流或水珠能打碎浮在水面上的气泡，使泡沫无法聚集起来，以减少泡沫的不良影响，但不能从根本消除泡沫现象，在停止喷洒水之后很快就会再次产生大量的泡沫。②加快氧化沟流速氧化沟的正常流速一般不大于0.5m/s，气泡易于浮出水面最终聚集成成片的泡沫，加大氧化沟回流比，增加氧化沟流速，可以缓解气泡的积累，有助于控制泡沫的产生。同样，这种方法虽然简单有效，但其不能从根本消除泡沫现象，仅是其它控制措施的补充。3.2化学方法 ①调节污水pH值 研究表明，最适宜Microthrixparvicella等菌属生长的pH值为7.7～8.0，当pH值从7.0降为5.0～5.6时，能有效控制这些微生物的过度生长，减少泡沫的形成。但在工程中由于后续污水处理和一般氧化沟工艺处理水量都比较大等问题，这一措施在实际应用中鲜见报报道。 ②投加化学药剂 很多种化学药剂均能用于控制生物泡沫，H2O2是其中一种较常用的泡沫消除剂。在氧化沟中投加H2O2，浓度控制在20～25mgH2O2/(kg?MLSS)，其浓度不足以杀死菌胶团表面伸出的丝状菌，只能氧化部分生物残渣和消除代谢过程产生的毒素，净化菌胶团细菌生长的环境，促进了菌胶团细菌优势生长,使菌胶团菌和丝状菌的生长达到了新的平衡，从而达到控制生物泡沫的目的，并能保证出水水质不受影响。 3.3生物方法 ①降低污泥停留时间(SRT)  这种方法的实质就是利用丝状菌生长周期长的特点，抑制丝状菌的过度增殖，污泥停留时间(SRT)越短，丝状菌越少，泡沫也越少。 ②降低溶解氧(DO)（3）污泥解体：处理水质混浊，污泥絮体微细化，处理效果变坏等即为污泥解体。发生污泥解体的原因：1.曝气过量，使活性污泥生物－营养的平衡遭到破坏，使微生物量减少而失去活性，吸附能力降低，絮凝体缩小质密，一部分则成为不易沉淀的羽毛状污泥，处理水质浑浊，SVI值降低等。当鉴别出是运行方面的原因应对污水量、回流污泥量、空气量、排泥状态以及SV%、MLSS、DO、Ns等多项指标进行检查，加以调整。2.污水中存在有毒物质时，微生物受到抑制或伤害，净化能力下降或完全停止，从而使污泥失去活性。一般可通过显微镜观察来判别产生的原因。（4）大块污泥上浮沉淀池断断续续见有拳头大小污泥上浮。引起大块污泥上浮有两种情况。a.反硝化污泥上浮污泥色泽较淡，有时带铁锈色。造成原因是曝气池内硝化程度较高，含氮化合物经氨化作用及硝化作用被转化成硝酸盐，NO3--N浓度较高，此时若沉淀池因回流比过小或回流不畅等原因使泥面升高，污泥长期得不到更新，沉淀池底部污泥可因缺氧而使硝酸盐反硝化，产生的氮气呈小气泡集结于污泥上，最终污泥大块上浮。改进办法是:加大回流比，使沉淀池污泥更新并降低污泥池泥层；减少泥龄，多排泥以降低污泥浓度；还可适当降低曝气池的DO水平。上述措施可降低硝化作用，以减少硝酸盐的来源。b.腐化污泥腐化污泥与反硝化污泥的不同之处在于污泥色黑，并有强烈恶臭。产生原因为二沉池有死角，造成积泥，时间长后，即厌氧腐化，产生H2S、C02、H2等气体，最终使污泥向上浮。解决办法为消除死角区的积泥，例如经常用压缩空气在死角区充气，增加污泥回流等。对容易积泥的区域，应在设计中设法予以改进。（5）小颗粒污泥上浮小颗粒污泥不断随出水带出，俗称漂泥。引起漂泥的原因大致可有如下几种：a.进水水质，如PH值、毒物等突变，使污泥无法适应或中毒，造成解絮。b.污泥因缺乏营养或充氧过度造成老化。c.进水氨氮过高、C/N过低，使污泥胶体基质解体而解絮。d.池温过高，往往超过40℃。 e.机械曝气翼轮转速过高，使絮粒破碎。(机械曝气存在此问题)解决办法为弄清原因，分别对待。在污泥中毒时，应停止有毒废水的进入；对缺乏营养、污泥老化和解絮污泥，需适当投加营养，采取复壮措施。污泥性状异常及分析异常现象症状分析及诊断解决对策曝气池有臭味曝气池供氧不足，DO值低，出水氨氮有时较高增加供氧，使曝气池DO质量浓度高于2mg/L污泥发黑曝气池DO过低，有机物厌氧分解释放出H2S，其与Fe作用生成FeS增加供氧或加大回流污泥量污泥变白丝状菌或固着型纤毛虫大量繁殖如有污泥膨胀，其他症状参照膨胀对策进水PH值过低，曝气池PH<6，丝状霉菌大量生成提高进水PH值沉淀池有大块黑色污泥上浮沉淀池局部积泥厌氧，产生甲烷、C02，气泡附于泥粒使之上浮防止沉淀池有死角，排泥后在死角区用压缩空气冲和清洗二沉池泥面升高，初期出水特别清澈，流量大时污泥成层外溢SV>90%，SVI>20OmL/gMLSS，污泥中丝状菌占优势，污泥膨胀投加液氯、次氯酸钠、提高PH值等化学法杀死丝状菌；投颗粒炭、黏土、硝化污泥等活性污泥“重量剂”提高DO；间隙进水二沉池泥面过高丝状菌未过量生长，MLSS值过高增加排泥二沉池表面积累一层解絮污泥微型动物死亡，污泥解絮，出水水质恶化，COD、BOD上升，OUR远低于8mgO2/(KgVSS.h)，进水中有毒物浓度过高或PH值异常停止进水，排泥后投加营养，有可能引进生活污水复壮或引进新污泥菌种二沉池有细小污泥不断外飘污泥缺乏营养，使之瘦水；进水中氨氮浓度高，C/N不合适；池温超过40℃，翼轮转速过高使絮粒破碎投加营养物质或引进高BOD的废水，使F/M>0.1，停开一个曝气池二沉池上清液浑浊，出水水质差污泥负荷高，有机物氧化不完全减少进水流量，减少排泥曝气池表面出现浮渣似厚粥覆盖于表面浮渣中见诺卡氏菌或纤毛菌过量生长或进水中洗涤剂含量过高清除浮渣，避免浮渣继续留在系统内循环，增加排泥污泥未成熟，絮粒瘦小，出水浑浊，水质差；游动性小型鞭毛虫多水质成分及浓度变化过大，废水中营养不平衡或不足；废水中含毒物或PH值不适使废水的成分、浓度和营养均衡化，并适当补充所缺营养污泥过滤困难污泥解絮按不同情况分别处置污泥脱水后泥饼松有机物腐败、凝聚剂加量不足及时处置污泥、增加剂量曝气池泡沫过多，色白进水中洗涤剂过多滴加消泡剂曝气池泡沫不易破碎、发黏进水负荷过高，有机物分解不全降低负荷曝气池泡沫茶色或灰色污泥老化，泥龄过长，解絮污泥附于泡沫上增加排泥水质测定结果异常及其分析异常现象症状分析及诊断解决对策出水PH值下降厌氧处理负荷过高，有机酸积累降低负荷好氧处理中负荷过低，氨氮硝化增加负荷ESS升高二沉池表面有一层浮泥，污泥中毒；污泥膨胀污泥复壮 排泥不足，MLSS过高见膨胀对策二沉池积泥，发生反硝化或腐败增加排泥量出水浑浊负荷过低，污泥凝聚性差，污泥解絮增加营养污泥中毒停止进水，污泥复壮后继快滤池过滤介质受污染，活性炭和负荷过高增加反冲有机组分解不完全降低负荷出水色度上升污泥解絮，进水色度高改善污泥形状SV上升污泥膨胀，或排泥不足参照膨胀对策MLSS下降回流泵堵或翼轮堵塞，污泥膨胀或中毒；污泥大量流失按实际情况而采取相应措施污泥灰分高大于50%沉砂池、初沉池运行不佳；进水中泥砂过多，或盐分过高改善沉砂池、除尘运行状况曝气池以DO低进水过浓，负荷过高；进水中无机性还原物质过多减少负荷曝气器堵塞拆卸修复出水BOD或COD升高污泥中毒污泥复壮进水过浓提高MLSS进水中无机还原物过高增加曝气强度COD测定受Cr干扰排除干扰厌氧产气量下降污泥中毒引进新污泥菌种负荷过高，有机酸积累减少负荷，加碱使PH值为7.3-7.6传动装置失效维修五、生物除磷（厌氧段）（1）生物除磷原理有一类特殊的细菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态可以过量地、超出其生理需要地从污水中摄取磷酸盐。生物除磷主要由一类统称为聚磷菌的微生物完成。该类微生物均属异养型细菌。在厌氧区内，聚磷菌在既没有溶解氧也没有原子态氧的厌氧条件下，吸收乙酸等低分子脂肪酸(来自兼性细菌水解产物或来自原污水)，并合成聚β-羟基丁酸盐(PHB)贮于细胞内，所需的能量来源于菌体内聚磷的分解，并导致磷酸盐的释放。在好氧区内，聚磷菌以游离氧为电子受体，将积贮在胞内的PHB好氧分解，并利用该反应产生的能量，过量摄取水体中的磷酸盐，在胞内转化为聚磷，这就是好氧吸磷，好氧吸磷量大于厌氧放磷量，通过剩余污泥排放可实现生物除磷的目的。在厌氧状态下放磷愈多，合成的PHB愈多，则在好氧状态下合成的聚磷量也愈多，除磷的效果也就愈好。（2）生物除磷影响因素1．溶解氧和氧化态氮溶解氧分别对摄磷和放磷过程影响不同。在厌氧区中必须控制严格的厌氧条件，既没有分子态氧，也没有化合态氧。溶解氧的存在，将抑制厌氧菌的发酵产酸作用和消耗乙酸等低分子脂肪酸物质；硝态氮的存在，影响聚磷菌的代谢，也会消耗部分乙酸等低分子脂肪酸物质而发生反硝化作用，都影响磷的释放，从而影响在好氧条件下对磷的吸收。在好氧区中要供给足够的溶解氧，以满足聚磷菌对PHB的分解和摄磷所需。一般厌氧段的溶解氧应严格控制在0.2mg／L以下，而好氧段的溶解氧控制在2.0mg／L左右。2．污泥龄 由于生物脱磷系统主要是通过排除剩余污泥去除磷的，因此剩余污泥量的多少将决定系统的脱磷效果。一般污泥龄较短的系统产生较多的剩余污泥，可以取得较高的脱磷效果。短的泥龄还有利于好氧段控制硝化作用的发生而利于厌氧段的充分释磷，因此，仅以除磷为目的的污水处理系统中，一般宜采用较短的泥龄。研究表明，当污泥龄为30天时，除磷率为40％，污泥龄为17天时，除磷率为50%，污泥龄降至5天时，除磷率可提高到87%。3．BOD负荷和有机物性质一般认为，较高的BOD负荷可取得较好的除磷效果，有人提出BOD/TP＝20是正常进行生物除磷的低限。不同有机物为基质对磷的厌氧释放及好氧摄取也有差别。一般低分子易降解的有机物易被聚磷菌吸收、诱导磷释放的能力较强，而高分子难降解的有机物诱导磷释放的能力较弱。4．温度温度对除磷效果的影响不如对生物脱氮过程的影响明显，因为在高温、中温、低温条件下，不同的菌群都具有生物除磷的能力，在5～30℃的范围内，都可以得到很好的除磷效果，但低温运行时厌氧区的停留时间要低一些。5．pH值pH值在6～8的范围内时，磷的厌氧释放比较稳定。pH值低于6时生物除磷的效果会大大下降。6．氧化还原电位厌氧段氧化还原电位一般控制在-200毫伏之下。六、生物脱氮（缺氧段）废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快。在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。　　1氨化作用　　1.1概念　　氨化作用是指将有机氮化合物转化为氨态氮的过程，也称为矿化作用。　　1.2细菌　　参与氨化作用的细菌成为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌，兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。　　1.3降解方式（分好氧和厌氧）　　在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨。例如氨基酸生成酮酸和氨：　　 [2-1] 　　丙氨酸              亚氨基丙酸法         丙酮酸　　另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们式好氧菌，其反应式如下：　　        [2-2]　　在厌氧条件或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱水脱氨三种途径的氨化反应。　　            [2-3]　　       [2-4]　　       [2-5]　　2硝化作用　　2.1概念　　硝化作用是指将氨氮氧化为亚硝酸氮和硝态氮的生物化学反应，　　2.2细菌　　这个过程由亚硝酸菌和硝酸菌共同完成。　　亚硝化菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。硝酸菌有硝化杆菌属、硝化球菌属。亚硝酸菌和硝化菌统称为硝化菌。　　2.3反应过程　　包括亚硝化反应和硝化反应两个步骤。该反应历程为：　　亚硝化反应          [2-6]　　硝化反应                      [2-7] 　　总反应式          [2-8]　　发生硝化反应时细菌分别从氧化NH3和NO2-的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如CO32－、HCO－、CO2等。假定细胞的组成为C5H7NO2，则硝化菌合成的化学计量关系可表示为：　　亚硝化反应    [2-9]　　硝化反应             [2-10]　　在综合考虑了氧化合成后，实际应用中的硝化反应总方程式为：　　   [2-11]　　2.4特点　　从上式可以看出硝化过程的三个重要特点：　　⑴NH3的生物氧化需要大量的氧，大约每去除1g的NH3-N需要4.2gO2；　　⑵硝化过程细胞产率非常低，且难以维持较高胜物浓度，特别是在低温的冬季；　　⑶硝化过程中产生大量的的质子（H—），为了使反应能顺利进行，需要大量的碱中和，其理论上大约为每氧化1g的NH3-N需要碱度5.57g(以NaCO3计)或7.14克（以CaCO3计）　　2.5硝化反应影响因素　　①温度　　在生物硝化系统中，硝化细菌对温度的变化非常敏感，在5～35℃的范围内，硝化菌能进行正常的生理代谢活动。当废水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当温度低于10℃时已启动的硝化系统可以勉强维持，尽管温度的升高，生物活性增大，硝化速率也升高，但温度过高将使硝化菌大量死亡，实际运行中要求硝化反应温度低于３８℃[2]。　　②pH值　　硝化菌对pH值变化非常敏感，最佳pH值是8.0～8.4，在这一最佳pH值条件下，硝化速度，硝化菌最大的比值速度可达最大值。Anthonison认为pH对硝化反应的影响只是表观现象，实际起作用是两个平衡H++NH3=NH4+和H++NO2-=HNO2中的NH3 （FA）和HNO2（FNA），pH通过这两个平衡影响FA和FNA的浓度起作用的。FA与FNA浓度可由下式计算：　　　　              　　其中　　A—总氮（NH3+NH4+）浓度； Kb—氨的离解常数；　　Kw—水的电离常数；         Ka—亚硝酸的离解　　③溶解氧　　氧是硝化反应过程中的电子受体，反应器内溶解氧高低，必将影响硝化反应得进程。在活性污泥法系统中，大多数学者认为溶解氧应该控制在1.5～2.0mg/L内，低于0.5mg/L则硝化作用趋于停止。当前，有许多学者认为在低DO（1.5mg/L）下可出现SND现象。　在DO＞2.0mg/L，溶解氧浓度对硝化过程影响可不予考虑。但DO浓度不宜太高，因为溶解氧过高能够导致有机物分解过快，从而使微生物缺乏营养，活性污泥易于老化，结构松散。此外溶解氧过高，过量能耗，在经济上也是不适宜的。　　④生物固体平均停留时间（污泥龄）　　为了使硝化菌群能够在连续流反应器系统存活，微生物在反应器内的停留时间（θc）N必须大于自养型硝化菌最小的世代时间（θc）minN，否则硝化菌的流失率将大于净增率，将使硝化菌从系统中流失殆尽。一般对（θc）N的取值，至少应为硝化菌最小世代时间的2倍以上，即安全系数应大于2。　　⑤重金属及有毒物质　　除了重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质还有：高浓度氨氮、高浓度硝酸盐有机物及络合阳离子等。3.反硝化作用　　3.1概念　　反硝化作用是指在厌氧或缺氧（DO<0.3-0.5mg/L）条件下，硝态氮、亚硝态氮及其其它氮氧化物被用作电子受体而还原为氮气或氮的其它气态氧化物的生物学反应。　　3.2细菌 　　这个过程反硝化菌完成。　　进行这类反应的细菌主要有变形杆菌属、微球菌属、假单胞菌属、芽胞杆菌属、产碱杆菌属、黄杆菌属等兼性细菌，它们在自然界中广泛存在。有分子氧存在时，利用O2作为最终电子受体，氧化有机物，进行呼吸；无分子氧存在时，利用NO3―或者NO2―进行呼吸。研究表明，这种利用分子氧和NO3―之间的转换很易进行，即使频繁交换也不抑制其反硝化的进行。　　大多数反硝化菌能进行反硝化的同时将NO3―同化为NH4+而供给细胞合成之用，这也就是所谓同化反硝化。只有当NO3―作为反硝化菌唯一可利用的氨源时NO3―同化代谢才能发生。如果废水中同时存在NH4+，反硝化菌有限利用氨态氮进行合成。　　3.3反硝化过程　　该反应历程为：　　                    [2-12]　　        [2-13]　　         [2-14]　　[H]可以是任何能提供电子，且能还原NO3―及NO2―为的物质，包括有机物、硫化物、H+等。　　3.4反硝化反应影响因素　　1.温度　　反硝化细菌对温度变化虽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。　　2．pH值　　pH值是反硝化反应的重要影响因素，对反硝化最适宜的pH值是6.5～7.5，在这个pH值的条件下，反硝化速率最高，当pH值高于8或者低于6时，反硝化速率将大为下降。　　3.外加碳源 　　反硝化菌是属于异养型兼性厌氧菌，在厌氧的条件下以NOx-N为电子受体，以有机物（有机碳）为电子供体。由此可见，碳源是反硝化过程中不可少的一种物质，进水的C/N直接影响生物脱氮除氮效果的重要因素。一般BOD/TKN＝3～4，有机物越充分，反应速度越快，当废水中BOD/TKN小于3时，需要外加碳源才能达到理想的脱氮目的。因此碳源对反硝化效果影响很大。反硝化的碳源来源主要分三类：一是废水本身的组成物，如各种有机酸、淀粉、碳水化合物等；二是废水处理过程中添加碳源，一般可以添加附近一些工业副产物，如乙酸、丙酸和甲醇等；三是活性污泥自身死亡自溶释放的碳源，称为内源碳。　　4.溶解氧反硝化是异养兼性厌氧菌，只有在无分子氧而同时存在硝酸和亚硝酸离子的条件下，它们才能利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。如反应器内溶解氧较高，将使反硝化菌利用氧进行呼吸，抑制反硝化菌体内硝酸盐还原酶的合成，或者氧成为电子受体，阻碍硝酸盐的还原。但是，另一方面，在反硝化菌体内某些酶系组分只有在有氧条件下，才能合成，这样，反硝化菌以在厌氧、好氧交替环境中生活为宜，溶解氧应控制在0.5mg/L。5.反硝化缺氧段，氧化还原电位在100-150毫伏之下。七、出水水质指标超标的原因分析我国近年建设的城市污水处理厂基本要求达到国家GB18918-2002中的一级B标准，在一些地区还有要求达到一级A标准。即使是原有已建项目，也在逐渐进行升级改造，以提高污水减排效果。根据规定的污水处理排放标准要求，各城市污水处理厂采用适合于本地进水水质等客观条件的污水处理工艺技术，并加强运营管理。然而，在污水处理厂的实际运行管理过程中，仍会遇到一些来自不同方面的问题而导致处理出水水质不达标。（一）有机物超标传统活性污泥工艺的主要功效是去除城市污水中的有机污染物质，设计与运行良好的活性污泥工艺，出水BOD5和SS均可小于20mg/L。影响有机物处理效果的因素主要有：（1）营养物一般城市污水中的氮磷等营养元素都能够满足微生物需要，且过剩很多。但工业废水所占比例较大时，应注意核算碳、氮、磷的比例是否满足100:5:1。如果污水中缺氮，通常可投加铵盐。如果污水中缺磷，通常可投加磷酸或磷酸盐。（2）pH城市污水的pH值是呈中性，一般为6.5～7.5。pH值的微小降低可能是由于城市污水输送管道中的厌氧发酵。雨季时较大的pH降低往往是城市酸雨造成的，这种情况在合流制系统中尤为突出。pH的突然大幅度变化，不论是升高还是降低，通常都是由工业废水的大量排入造成的。调节污水pH值，通常是投加氢氧化钠或硫酸，但这将大大增加污水处理成本。（3）油脂 当污水中油类物质含量较高时，会使曝气设备的曝气效率降低，如不增加曝气量就会使处理效率降低，但增加曝气量势必增加污水处理成本。另外，污水中较高的油脂含量还会降低活性污泥的沉降性能，严重时会成为污泥膨胀的原因，导致出水SS超标。对油类物质含量较高的进水，需要在预处理段增加除油装置。（4）温度温度对活性污泥工艺的影响是很广泛的。首先，温度会影响活性污泥中微生物的活性，在冬季温度较低时，如不采取调控措施，处理效果会下降。其次，温度会影响二沉池的分离性能，例如温度变化会使沉淀池产生异重流，导致短流；温度降低会使活性污泥由于粘度增大而降低沉降性能；温度变化会影响曝气系统的效率，夏季温度升高时，会由于溶解氧饱和浓度的降低，而使充氧困难，导致曝气效率的下降，并会使空气密度降低，若要保证供气量不变，则必须增大供气量。（二）总磷超标城市污水处理厂除磷主要是依靠生物除磷，即在好氧段前增加厌氧段，使聚磷菌交替处于厌氧和好氧状态，实现磷酸盐的释放与吸收，并通过排放剩余污泥来达到除磷目的。在生物除磷难以达标的条件下，还可以考虑投加化学药剂来辅助除磷。化学除磷主要是通过混凝、沉淀和过滤等方法使磷成为不溶性的固体沉淀物，从污水中分离出来。导致生物除磷出水总磷超标的原因涉及许多方面，主要有：（1）污泥负荷与污泥龄厌氧-好氧生物除磷工艺是一种高F/M低SRT系统。当F/M较高，SRT较低时，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，除磷效果越好。对于以除磷为主要目的生物系统，通常F/M为0.4～0.7kgBOD5/kgMLSS×d，SRT为3.5～7d。但是，SRT也不能太低，必须以保证BOD5的有效去除为前提。（2）BOD5/TP要保证除磷效果，应控制进入厌氧区的污水中BOD5/TP大于20。由于聚磷酸菌属不动菌属，其生理活动较弱，只能摄取有机物中极易分解的部分。因此，进水中应保证BOD5的含量，确保聚磷酸菌正常的生理代谢。但许多城市污水处理厂实际进水存在碳源偏低，氮、磷等浓度较高等现象，导致BOD5/TP值无法满足生物除磷的需要，影响了生物除磷的效果。（3）溶解氧厌氧区应保持严格厌氧状态，即溶解氧低于0.2mg/L，此时聚磷菌才能进行磷的有效释放，以保证后续处理效果。而好氧区的溶解氧需保持在2.0mg/L以上，聚磷菌才能有效吸磷。因此，对于厌氧区和好氧区溶解氧的控制不当，将会极大影响生物除磷的效果。另外，有些污水处理厂的进水为河道水，污水中溶解氧含量较高，若直接进入厌氧区，则不利于厌氧状态的控制，影响了聚磷菌放磷效果。（4）回流比厌氧-好氧除磷系统的的回流比不宜太低，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，应尽量降低回流比，以免缩短污泥在厌氧区的实际停留时间，影响磷的释放。在厌氧-好氧除磷系统中，若污泥沉降性能良好，则回流比在50～70%范围内，即可保证快速排泥。（5）水力停留时间污水在厌氧区的水力停留时间一般在1.5～2.0h的范围内。停留时间太短，一是不能保证磷的有效释放，二是污泥中的兼性酸化菌不能充分地将污水中的大分子有机物分解成低级脂肪酸，以供聚磷菌摄取，从而也影响了磷的释放。污水在好氧区的停留时间一般在4～6h，这样即可保证磷的充分吸收。（6）pH 低pH有利于磷的释放，高pH有利于磷的吸收，而除磷效果是磷释放和吸收的综合。因此在生物除磷系统中，宜将混合液的pH控制在6.5～8.0的范围内。由于对出水总磷指标要求的不断提高，除生物除磷外，化学除磷也得到越来越多地应用。但化学除磷在提高除磷效果的同时，也会因投加化学药剂而使剩余污泥量大大增加，进而增加污泥处理量与泥饼处置量。实际中应根据实验来确定化学药剂的投加点与投加量，并及时调整，确保出水磷含量稳定达标，并尽可能降低药耗。（三）氨氮超标污水中氨氮的去除主要是在传统活性污泥法工艺基础上采用硝化工艺，即采用延时曝气，降低系统负荷。导致出水氨氮超标的原因涉及许多方面，主要有：（1）污泥负荷与污泥龄生物硝化属低负荷工艺，F/M一般在0.05～0.15kgBOD/kgMLVSS·d。负荷越低，硝化进行得越充分，NH3-N向NO3--N转化的效率就越高。与低负荷相对应，生物硝化系统的SRT一般较长，因为硝化细菌世代周期较长，若生物系统的污泥停留时间过短，即SRT过短，污泥浓度较低时，硝化细菌就培养不起来，也就得不到硝化效果。SRT控制在多少，取决于温度等因素。对于以脱氮为主要目的生物系统，通常SRT可取11～23d。（2）回流比生物硝化系统的回流比一般较传统活性污泥工艺大，主要是因为生物硝化系统的活性污泥混合液中已含有大量的硝酸盐，若回流比太小，活性污泥在二沉池的停留时间就较长，容易产生反硝化，导致污泥上浮。通常回流比控制在50～100％。（3）水力停留时间生物硝化曝气池的水力停留时间也较活性污泥工艺长，至少应在8h以上。这主要是因为硝化速率较有机污染物的去除率低得多，因而需要更长的反应时间。（4）BOD5/TKNTKN系指水中有机氮与氨氮之和，入流污水中BOD5/TKN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，硝化速率就越小，在同样运行条件下硝化效率就越低；反之，BOD5/TKN越小，硝化效率越高。很多城市污水处理厂的运行实践发现，BOD5/TKN值最佳范围为2～3左右。（5）硝化速率生物硝化系统一个专门的工艺参数是硝化速率，系指单位重量的活性污泥每天转化的氨氮量。硝化速率的大小取决于活性污泥中硝化细菌所占的比例，温度等很多因素，典型值为0.02gNH3-N/gMLVSS×d。（6）溶解氧硝化细菌为专性好氧菌，无氧时即停止生命活动，且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。因此，需保持生物池好氧区的溶解氧在2mg/L以上，特殊情况下溶解氧含量还需提高。（7）温度硝化细菌对温度的变化也很敏感，当污水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当污水温度低于5℃时，其生理活动会完全停止。因此，冬季时污水处理厂特别是北方地区的污水处理厂出水氨氮超标的现象较为明显。（8）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＜6.0或＞9.6时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。因此，应尽量控制生物硝化系统的混合液pH大于7.0。（四）总氮超标污水脱氮是在生物硝化工艺基础上，增加生物反硝化工艺，其中反硝化工艺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生化反应过程。导致出水总氮超标的原因涉及许多方面，主要有：（1）污泥负荷与污泥龄由于生物硝化是生物反硝化的前提，只有良好的硝化，才能获得高效而稳定的的反硝化。因而，脱氮系统也必须采用低负荷或超低负荷，并采用高污泥龄。（2）内、外回流比生物反硝化系统外回流比较单纯生物硝化系统要小些，这主要是入流污水中氮绝大部分已被脱去，二沉池中NO3--N浓度不高。相对来说，二沉池由于反硝化导致污泥上浮的危险性已很小。另一方面，反硝化系统污泥沉速较快，在保证要求回流污泥浓度的前提下，可以降低回流比，以便延长污水在曝气池内的停留时间。运行良好的污水处理厂，外回流比可控制在50%以下。而内回流比一般控制在300～500%之间。（3）反硝化速率反硝化速率系指单位活性污泥每天反硝化的硝酸盐量。反硝化速率与温度等因素有关，典型值为0.06～0.07gNO3--N/gMLVSS×d。（4）缺氧区溶解氧对反硝化来说，希望DO尽量低，最好是零，这样反硝化细菌可以“全力”进行反硝化，提高脱氮效率。但从污水处理厂的实际运营情况来看，要把缺氧区的DO控制在0.5mg/L以下，还是有困难的，因此也就影响了生物反硝化的过程，进而影响出水总氮指标。（5）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，所以进入缺氧区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。由于目前许多污水处理厂配套管网建设滞后，进厂BOD5低于设计值，而氮、磷等指标则相当于或高于设计值，使得进水碳源无法满足反硝化对碳源的需求，也导致了出水总氮超标的情况时有发生。（6）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。（7）温度反硝化细菌对温度变化虽不如硝化细菌那么敏感，但反硝化效果也会随温度变化而变化。温度越高，反硝化速率越高，在30～35℃时，反硝化速率增至最大。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。（五）悬浮物超标出水中的悬浮物指标是否达标，主要取决于生物系统污泥的质量是否良好、二沉池的沉淀效果以及污水处理厂的工艺控制是否恰当。造成二沉池出水悬浮物超标的原因有以下几个方面：（1）二沉池工艺参数选择 二沉池设计参数是否选择恰当是出水悬浮固体指标会否超标的重要因素。许多城市污水处理厂在设计之初，为节约建设成本，将水力停留时间大大缩短，并尽量提高其水力表面负荷，造成运行时二沉池经常出现翻泥现象，致使出水悬浮固体超标。另外，某些污水处理厂由于实际工艺调整需要，需将生物池污泥浓度控制在较高的水平时，也会造成二沉池固体表面负荷过大，影响出水水质。因此，一般认为应对二沉池的这几个工艺参数的设置留有较大的余地，以利于污水处理厂工艺的控制与调整。一般来说，影响沉淀池沉淀效果的主要工艺参数为水力停留时间、水力表面负荷和污泥通量。Ø二沉池水力停留时间污水在二沉池的水力停留时间长短，是二沉池运行的重要参数。只有足够的停留时间，才能保证良好的絮凝效果，获得较高的沉淀效率。因此，建议二沉池的水力停留时间设置在3～4h左右。Ø二沉池水力表面负荷对于一座沉淀池来说，当进水量一定时，它所能去除的颗粒的大小也是一定的。在所能去除的这些颗粒中，最小的那个颗粒的沉速正好等于这座沉淀池的水力表面负荷。因此，水力表面负荷越小，所能去除的颗粒就越多，沉淀效率就越高，出水悬浮物的指标就越低。设计二沉池较小的水力表面负荷，有利于污泥等悬浮固体的有效沉淀。一般建议二沉池的水力表面负荷控制在0.6～1.2m3/m2×h。Ø二沉池固体表面负荷二沉池的固体表面负荷的大小，也是影响二沉池沉淀效果的重要因素。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。反之，则污泥在二沉池的浓缩效果越差。过大的固体表面负荷会造成二沉池泥面过高，许多污泥絮体来不及沉淀就随污水流出，影响出水悬浮物指标。一般二沉池固体表面负荷最大不宜超过150kgMLSS/m2×d。（2）活性污泥质量活性污泥质量的好坏是影响出水悬浮物是否超标的重要因素。高质量的活性污泥主要体现在四个方面：良好的吸附性能，较高的生物活性，良好的沉降性能以及良好的浓缩性能。胶体状态的污染物首先必须被吸附到活性污泥絮体上，并进一步被吸附到细菌表面附近才能被分解代谢，因而吸附性能较差的活性污泥去除胶态污染物质的能力也差。活性污泥的生物活性系指污泥絮体内的微生物分解代谢有机污染物的能力，生物活性较差的活性污泥去除有机污染物的速度必然较慢。只有沉降性能良好的活性污泥才能在二沉池得以有效地泥水分离。反之，如果污泥沉降性能恶化，分离效果必然降低，导致二沉池出水浑浊，SS超标，严重时还可能导致活性污泥的大量流失，使系统内生物量不足，继而又影响对有机污染物的分解代谢效果。只有活性污泥具有良好的浓缩性能，才能在二沉池得到较高的排泥浓度。反之，如果浓缩性能较差，排泥浓度降低，就要保证足够的回流污泥量，提高回流比。但是，提高回流比会缩短污水在曝气池的实际停留时间，导致曝气时间不足，影响处理效果。（3）进水SS/BOD5生物系统活性污泥中MLVSS比例与进水SS/BOD5有很大的关系，当进水SS/BOD5高时，生物系统活性污泥中MLVSS比例则低，反之则高。根据运行经验来看，当SS/BOD在1以下时，MLVSS比例可以维持在50%以上，当SS/BOD5在5以上时，VSS比例将会下降到20～30%。当活性污泥中MLVSS比例较低时，为了保证硝化效果系统就必须维持较高的泥龄，污泥老化情况较明显，导致出水SS超标。（4）有毒物质入流污水中含有强酸、强碱或重金属等有毒物质将会使活性污泥中毒，失去处理功效，严重的甚至发生污泥解体，造成污泥无法沉淀，出水悬浮物超标。解决活性污泥中毒问题的根本办法就是加强对上游污染源的管理。（5）温度 温度对活性污泥工艺的影响是很广泛的。首先，温度会影响活性污泥中微生物的活性，冬季温度较低时，如不采取调控措施，处理效果会下降。其次，温度会影响二沉池的的分离功能。如温度的变化会使二沉池产生异重流，导致短流现象发生；温度降低时，会使活性污泥由于黏度增大而降低沉降性能等。9、污泥系统目前，对城市污水处理厂污泥考核的主要指标主要是泥饼含水率。在我国，已经投入使用或在建的城市污水处理厂，普遍采用活性污泥法进行污水处理，活性污泥的污泥龄设计较短，且设计中基本不设污泥浓缩和污泥消化设施，使得剩余污泥量大，污泥中有机成分多，不易于脱水。因此，若要将泥饼含水率控制在80%以下，就需要加大PAM的投加量，从而使污水处理成本提高。为保证污泥浓缩与脱水效果，在污泥脱水絮凝剂的配制方面，絮凝药剂的配制浓度应控制在0.1%～0.5%范围内。浓度太低则投加溶液量大，配药频率增多；浓度过高容易造成药剂粘度过高，可能导致搅拌不够均匀，螺杆泵输送药液时阻力增大，容易加快设备损耗和管路堵塞。另外，不同批次和不同型号的絮凝剂比重差别较大，需根据实际情况定期或不定期地标定药剂的配制浓度，适时调整药剂的用量，保证污泥脱水效果和减少药剂浪费。同时，干粉药剂在储存和使用过程中注意防潮防失效。第四部分机电设备和检测仪表若要使污水与污泥处理系统的正常稳定运行，保证与工艺配套机电设备的运行状况也是非常重要的。同时，机电设备的稳定高效运行，对污水处理厂节能降耗影响很大。（一）格栅机格栅除污机是污水处理工艺的第一道工序，也是污水处理厂内最容易出现故障的设备之一，一旦出现故障，污水处理厂将不能够正常进水。常见问题：（1）格栅机卡阻：不管连续运行还是间歇运行，因为格栅机长时间与污水接触，容易造成轴承磨损，运行出现卡阻现象，造成链条或耙齿拉偏或其他机械故障。为此，需要加强格栅机相关机械部件的润滑保养，以及日常巡检要及时到位。（2）格栅机堵塞：污水中常夹带一些长条状的纤维、塑料袋等易缠绕的杂物，容易造成栅条和耙齿等堵塞。这一方面会使过栅断面减少，造成过栅流速过大，拦污效率下降。另一方面也会造成栅渠过水速率缓慢、沙砾沉积、栅渠溢流等问题。一般只能进行技术改造完善或勤维护，采用人工清理的方式解决。实际运行中即使格栅运行正常，但因细格栅的栅条间隙也有3mm，不能全部拦截如瓜子皮、辣椒核等薄形杂物，造成生化池等后续构筑物还会有一部分漂浮物。（二）提升水泵国内目前的城市污水处理厂，大多采用潜水泵提升污水。从实际运行中发现，潜水泵在使用过程中，由于污水中各种杂质与浮渣较多，这些杂质容易缠绕在水泵的叶轮和密封环的间隙里，引起机械密封效果和水泵效率降低，使污水进入到密封腔而产生故障，严重时将导致水泵电机过流损坏。针对该问题主要是加强格栅机的格渣效果，定期检查潜水泵的绝缘和密封、核算提升泵效率，定期轮换使用等。 因城市污水处理厂进水量一天24小时均有变化，以及配套污水收集系统完善程度的不同，使得不同时期污水处理厂进水量可能有较大变化，特别是合流制的排水系统，进水季节性变化的特征非常明显。因此，在潜水泵的选用和配置上，应留有较大的调节空间。通常可采样多台水泵抽排水量呈梯度配置，结合定速泵配合调速泵控制方式，其中定速泵按平均流量选择，满足基本流量需求。调速泵变速运转以适应流量的变化，流量波动较大时以增减运转台数作补充。（三）鼓风机鼓风机是城市污水处理工艺的关键设备，耗能最大。风量、风压、电耗、噪音等是选用鼓风机的基本技术参数，使用中需结合工艺运行的特点，注意其适用的范围和调节能力。城市污水处理厂的生物反应池微孔曝气系统一般采用离心式鼓风机。离心风机具有效率高、使用年限长、壳体内不需要润滑、气体不会被油污染等优点，特别是在供风量、风压的适用范围、噪音控制以及运行的稳定等方面均较罗茨风机优越。罗茨风机一般适用于池深较浅，需要的风量和风压较小的情况。在能耗控制上，可采用变频调节控制，设备配置方面，也可多台鼓风机风量呈梯度配置，针对不同的工况，以增强工艺运行调节的灵活性，同时减少电耗。油冷却器、油过滤器要定期清理，保证油质，需定期更换和送检，防止出现乳化现象。油冷却器有风冷和水冷两种方式：采用风冷注意定期清洁风冷却器的散热片，防止堵塞和积集尘垢；采用水冷需定期清理和维护冷却塔以及相应管路，注意保证循环冷却水的水质，可定期加入缓蚀阻垢药剂，防止细菌滋生、冷却器、管路结垢以及铜构件发生原电池反应腐蚀，影响冷却效果甚至污染油质。过滤器要定期清洁或更换，保证进口负压在规定范围以内，减少因负压过高导致的鼓风机喘震故障的发生。（四）曝气头目前大部分的曝气方式采用的是微孔膜曝气，有盘式、球冠式、板式、管式等橡胶膜微孔曝气器类型。曝气器使用一段时间后，因微孔堵塞，阻力增大和橡胶老化、弹性变差等，导致充氧效率均会下降。为避免曝气器的堵塞或阻力增加过大，应定期进行曝气器的清洗。可采用甲酸清洗或大气量高压空气清洗。采用甲酸清洗要小心控制甲酸的浓度、清洗的频次、注意操作安全；采用大气量空气清洗要小心控制气量大小、强度和清洗的频次。另外，注意要定期打开曝气系统的排水阀门，排出冷凝水。对严重堵塞或破损的曝气头要及时更换，保证生物池曝气的均匀性，防止出现死角，堆积污泥。（五）排泥设备因为工艺的差别，有部分污水处理工艺不带二沉池，如SBR、UNITANK等，而且其池底是平的，容易在排泥时形成泥层漏斗。后期排出的混合液浓度降低，未能排出足量的污泥，导致剩余污泥浓度的下降，带来污泥处理能耗、药耗的上升。对于这些工艺的运行，宜采用间歇排泥方式或改造成多点排泥的系统。此外，在有二沉池的生物处理系统，需要对二沉池刮吸泥机进行定期维护，保证排泥顺畅，防止积泥而影响出水SS等指标。（六）脱水机目前国内采用的机械脱水方式主要有离心脱水机和带式压滤脱水机。1、离心脱水机运行中应研究进离心脱水机的浓缩污泥含固率的要求范围，进料量（装机容量），最大产量，离心机差速、转速，不同类型聚丙烯酰胺（PAM）加注率、投加浓度对离心机脱水后的污泥含固率、分离水SS值和回收率的影响。若要离心脱水机的污泥脱水处理达到理想的分离效果，可以从两方面来考虑： （1）转速差越大，污泥在离心机内停留时间越短，泥饼含水率就越高，分离水含固率就可能越大。反之，转速差越小，污泥在离心机内停留时间越长，固液分离越彻底,但必须防止污泥堵塞。利用转速差可以自动地进行调节，以补偿进料中变化的固体含量。（2）当污泥性质已经确定时，可以改变进料投配速率，减少投配量改善固液分离；增加絮凝剂加注率，可以加速固液分离速度,提高分离效果。常见问题：（1）开机报警或振动报警离心脱水机开启时低差速报警引起主电机停机或者振动较大、声音异常，造成报警停机。上述情况为上次停机前冲洗不彻底所致，即冲洗不彻底会导致两种情况发生：一是离心机出泥端积泥多导致再次开启时转鼓和螺旋输送器之间的速差过低而报警；二是转鼓的内壁上存在不规则的残留固体导致转鼓转动不平衡而产生振动报警。（2）轴温过高报警这主要是由于润滑脂油管堵塞致润滑不充分、轴温过高。由于离心脱水机的润滑脂投加装置为半自动装置，相对人工投加系统油管细长，间隔周期长，投加1次润滑脂容易发生油管堵塞的现象。一旦发生，需要人工及时清理，其主要原理是较频繁地加油以保证细长油管的有效畅通。当然，润滑脂亦不能加注过多，否则亦会引起轴承温度升高。（3）主机报警而停机开启离心脱水机或运行过程中调节脱水机转速，主电机变频器调节过大或过快，容易造成加（减）速过电压现象，导致主电机报警。运行中发现，一般变频调节在2Hz左右比较安全。离心脱水机在冲洗状态下，尤其在高速冲洗时，也易造成加（减）速过电压现象，所以在高速冲洗时离心脱水机旁应有运行人员监护。（4）离心脱水机不出泥在离心脱水机正常运转的情况下，相关设备正常运转，但出现不出泥现象，滤液比较混浊，差速和扭矩也较高，无异响，无振动，高速和低速冲洗时扭距左右变化不大，亦出现过扭距忽高忽低的现象，再启动时困难，无差速。这种情况多发生在雨季，由于来水量大，对生物池的污泥负荷冲击大，导致剩余污泥松散、污泥颗粒小。而污泥颗粒越小，比表面积越大（呈指数规律增大），则其拥有更高的水合强度和对脱水过滤更大的阻力，污泥的絮凝效果差且不易脱水。此时，如不及时进行工艺调整，则离心脱水机可能会出现扭矩力不从心的现象（过高），恒扭矩控制模式下差速会进行跟踪。一旦差速过大，很容易导致污泥在脱水机内停留时间短、固环层薄；另一方面，转速差越大，由于转鼓与螺旋之间的相对运动增大，对液环层的扰动程度必然增大，固环层内部分被分离出来的污泥会重新返至液环层，并有可能随分离液流失。这种情况下会产生脱水机不出泥的现象。在进泥浓度较低且污泥松散的情况下，采用高转速、低差速和低进泥量运行能够有效解决不出泥的问题，并且运行效果也不错。高转速是为了增加分离因数，一般来说污泥颗粒越小密度越低，需要的分离因数较高，反之需要较低的分离因数；采用低差速可以延长污泥在脱水机内停留时间，污泥絮凝效果增强的同时在转鼓内接受离心分离的时间将延长，同时由于转鼓和螺旋之间的相对运行减少，对液环层的扰动也减轻，因此固体回收率和泥饼含固率均将提高；低进泥量亦增加固体回收率和泥饼含固率。2、带式压滤脱水机带式压滤脱水机是由上下两条紧张的滤带夹带着淤泥层，从一连串规律排列的辊压筒中呈S形弯曲经过，靠滤带本身的张力形成对污泥层的压榨和剪切力，把污泥层的毛细水挤压出来，获得含固率较大的泥饼。为保持带式压滤脱水机的正常运行，需注意以下操作与维护事项：（1）对有预脱水区（浓缩区）的，保证布泥均匀；（2）滤带刮刀采用软性材质，减少对滤带和滤带接口处的磨损； （3）保证滤带冲洗水压力，滤带冲洗系统尽量采用不锈钢自净喷嘴，能够自行冲掉堵塞在喷嘴的脏物，保证滤带的孔隙率和污泥脱水效果；（4）经常维护自动防偏带装置与增减压装置，减少滤带边沿磨损；（5）保证自控系统设有连锁保护装置，防止误动作给整机造成的损伤。常见问题：（1）滤带打滑这主要是进泥超负荷，应降低进泥量；滤带张力太小，应增加张力；辊压筒损坏，应及时修复或更换。（2）滤带跑偏这主要是进泥不均匀，在滤带上摊布不均匀，应调整进泥口或更换平泥装置；辊压筒局部损坏或过度磨损，应予以检查更换；辊压筒之间相对位置不平衡，应检查调整；纠偏装置不灵敏。应检查修复。（3）滤带堵塞严重这主要是每次冲洗不彻底，应增加冲洗时间或冲洗水压力；滤带张力太大，应适当减小张力；加药过量，即PAM加药过量，粘度增加，常堵塞滤布，另外未充分溶解的PAM也易堵塞滤带；进泥中含砂量太大，也易堵塞滤布，应加强污水预处理系统的运行控制。（4）泥饼含固量下降这主要是加药量不足、配药浓度不合适或加药点位置不合理，达不到最好的絮凝效果；带速太大，泥饼变薄，导致含固量下降，应及时地降低带速，一般应保证泥饼厚度为5～10mm；滤带张力太小，不能保证足够的压榨力和剪切力，使含固量降低。应适当增大张力；滤带堵塞，不能将水分滤出，使含固量降低，应停止运行，冲洗滤带。（七）紫外消毒系统目前国内城市污水处理厂普遍采用紫外线消毒方式对污水处理厂的出水进行消毒。但从实际运营上发现紫外线消毒存在以下问题：（1）紫外线消毒系统无后续杀毒能力。当处理水离开反应器之后，一些被紫外线杀伤的微生物在光复活机制下会修复损伤的DNA分子，使细菌再生。（2）紫外灯石英套管污染。当污水流经UV消毒器时，其中有许多无机杂质会沉淀、粘附在套管外壁上。尤其当污水中有机物含量较高时更容易形成污垢膜，而且微生物容易生长形成生物膜，这些都会抑制紫外线的透射，影响消毒效果。为此，选择污水处理紫外消毒设备时应注意的问题主要有：（1）灯管的选择灯管的选择应注意两个方面：一是单支灯管的UVC输出强度，该值越高则所需要的灯管数量越少，投资和运行维护费用也就越低。一般说来，高强度汞灯的输出强度高，优于低强度汞灯。二是UVC电光转换效率，它包括灯管消耗的电能转换为光能的效率和光能中253.7nm波长（UVC）部分所占的比例。低压汞灯的紫外输出主要集中在253.7nm，而中压汞灯的紫外输出主要集中在366nm，且中压汞灯的发热量很大，因此低压高强度汞灯的电光转换效率高于中压高强度汞灯。（2）传感器及实时调节系统的选择污水处理厂的水量、水质波动较大，因此进行UVC输出强度的实时调节对节约电耗和延长灯管寿命意义重大，这主要通过灯管的可变输出和传感器的真实反馈来实现。就传感器进行真实反馈而言，其位置和波长的选择性极为重要,能真实反映微生物实际接受的UVC照射强度的传感器应是放置在水中的（与微生物处于同一位置），并且只监测253.7nm波长强度。（3）自动清洗系统的选择 污水处理厂紫外消毒系统的清洗有人工清洗、自动机械清洗和自动化学清洗三种，由于人工清洗要中断消毒且工作量大，操作时易损伤灯管，间隔时间长（自动清洗一般1～2次/h），故无法保证石英套管所必需的最低综合透光率，因此除极个别特殊情况外极少使用。自动清洗系统的选择与所使用的灯管有关，中压高强度灯管的温度在600～900℃，结垢严重，必须采用化学清洗；低压高强度灯管的温度低于110℃，结垢量和速度都远远低于中压高强度灯管，因而可采用机械清洗，且在1～2次/h的清洗频率内就不会结垢。（4）二次污染及事故污染正常运行时的二次污染来自化学清洗系统中的清洗剂，事故情况下的二次污染发生在灯管破损时汞进入水中，以及液压驱动的自动清洗系统发生泄漏。汞灯使用固态汞合金（固定粘附在灯管两端的突起点），当灯管破损时不会像液态汞那样流到水中，只需将粘附着汞合金的石英碎片打捞出来即可。研究表明，该汞合金在污水中长期浸泡后水中汞的本底浓度未见升高。此外，该系统采用压缩空气为动力的自动机械清洗系统，不存在运行期间和事故泄漏造成二次污染的问题。（八）检测仪表城市污水处理厂的在线监控仪表是运营管理人员掌握污水处理工艺实时动态的重要途径，也是实现污水处理厂自动化控制的重要保障。然而，因为仪表监测的污水中杂质多，环境差，经常容易导致在线仪表测量产生误差较大，或者损坏率高，极大地影响了污水处理厂在线监控的力度和自动化控制水平。由于污水处理厂进水中污染物浓度较高、悬浮物较多，容易在采样管道和分析仪器的进样管形成污垢，因此需要针对性配置水样预处理单元和选择水质浓度相匹配的分析仪器量程。在选用设备时，一些自带控制系统的大型设备配置的自控系统与厂内主要控制系统选型要一致，否则设备不易与厂内整个自控系统建立通讯，或建立通讯时需要投入较大的成本。另外，在运行过程中应建立一套详细的维护与操作规程，如维护工作一定要提前计划和准备相应的备品配件；定期对分析仪器进行标定和校正，清洗管道和预处理单元，以及更换消耗件和易损件；加强在线监测系统的日常管理等。由于城市污水处理厂特殊的构筑物设计及大量地处理污水，污水处理厂发生雷击现象普遍比较严重，对室外设备安全运行构成较大的威胁。目前污水处理厂的设计多只做了高压端的一级防雷，而忽视了对现场设备和仪表的二、三级防雷，这就导致许多污水处理厂经常出现被雷击而使现场设备和仪表的损坏。如果为了控制工程造价而缺少这些设施，那么在今后的运行管理工作中将付出更大的代价。第五部分厌氧生物处理1、厌氧消化反应的机理厌氧消化法是在无氧的条件下，借兼性菌及专性厌氧细菌降解有机污染物，分解的产物是以甲烷为主的消化气(沼气、生物气)。有机物厌氧分解的全过程细分又可分为三个阶段，第一阶段为水解发酵阶段(即酸性消化)，此阶段利用的是兼性水解发酵细菌(即产酸菌)，将复杂有机物---碳水化合物、蛋白质和脂类等发酵成为有机酸、醇类、CO2、H2、NH3和H2S等；第二阶段为产氢产乙酸阶段，此阶段利用的是专性厌氧的产氢产乙酸细菌，将第一阶段细菌的代谢产物---丙酸及其它脂肪酸、醇类和某些芳香酸转化为乙酸、CO2和H2 ；第三阶段为产甲烷阶段，此阶段利用产甲烷菌将第一、第二阶段产生的乙酸、CO2和H2为主要基质(还有甲酸、甲醇及甲胺)最终转化为甲烷和CO2，产甲烷菌包括两种特异性很强的细菌：一种主要利用H2把CO2还原为CH4；另一种产甲烷菌主要以乙酸为基质(也可利用甲醇和甲胺），把它分解为CH4和CO2。在这一阶段中，据研究还有一种同型产乙酸菌可把CO2和H2合成为乙酸。有机物在厌氧条件下消化降解的过程可简单分为两个阶段，即酸性消化(酸性发酵)阶段和碱性消化(碱性发酵或甲烷消化)阶段。两阶段的示意图：酸性消化阶段：参与的微生物为酸性腐化菌或产酸细菌。在这一阶段中，含碳有机物被水解成单糖，蛋白质被水解成肽和氨基酸，脂肪被水解成甘油脂肪酸。水解的最终产物是包括丁酸、丙酸、乙酸和甲酸在内的有机酸以及醇、氨、CO2、硫化物、氢以及能量，为下一阶段的甲烷消化作准备。酸性腐化细菌对pH值、有机酸及温度的适应性很强，世代短，数分钟到数小时即可繁殖一代，多属于异养型兼性细菌群。在酸性消化阶段，由于有机酸的形成与积累，pH值可下降至6，甚至可达5以下。此后，由于有机酸和溶解性含氮化合物的分解， 产生碳酸盐、氨、氮及少量的二氧化碳等，从而使酸性减退，pH值可回升到6.6-6.8左右。经酸性消化后的污泥外观呈黄色或灰黄色，比较粘稠不易脱水，仍易于腐化发臭。碱性消化阶段：参与的微生物是甲烷细菌。甲烷细菌对营养的要求不高，一般的营养盐类、二氧化碳、醇和氨都可作为碳、氮源，属于专性厌氧细菌群。碱性消化阶段就是消化气的形成过程。酸性消化阶段的代谢产物，在甲烷细菌的作用下，进一步分解成消化气，其主要成分是甲烷、二氧化碳。已发现的甲烷细菌属有甲烷球菌属(Metharnococcus)，八叠甲烷球菌属(Me-thanosarcirla)，甲烷杆菌属(Methanobacterium)和甲烷杆菌属(Methano-bacillus)等。甲烷细菌属的特点是：(1)对pH值的适应性较弱，适宜的范围是6.6-7.8，最佳pH值为6.8-7.2；(2)对温度的适应性也较弱，根据对温度的适应范围甲烷细菌可分为中温(30-35℃)及高温(50-60℃)两类。当甲烷细菌在一定的温度内被驯化后，温度增减2℃就可能破坏甲烷消化作用，特别是高温甲烷细菌，温度增减1℃，就有可能使消化过程遭到破坏。因此甲烷消化要求保持温度恒定；(3)甲烷细菌的世代都较长，一般约4-6天繁殖一代；(4)甲烷细菌的专一性很强，每种甲烷细菌只能代谢特定的底物，如甲酸甲烷杆菌(Methanobacteriumformicium)仅能利用H2，CO2和甲酸CHOOH，低氧甲烷杆菌(Methanobacteriumsuboxydans)只能把戊酸分解成乙酸与丙酸。因此，在厌氧消化条件下，有机物分解往往是不完全的；(5)所有的甲烷细菌都能氧化分子状态的氢，并利用CO2作为电子接受体:4H2+CO2-→CH4+2H2O由于甲烷细菌具有上述特点，而且又是专性厌氧细菌，因此甲烷消化阶段控制着厌氧消化的整个过程。1kgCOD产生0.35Nm3CH4(相当于0.25kgCH4)2、厌氧生物控制指标： 厌氧处理装置在实际运行中，主要控制进水水质、负荷、温度、PH值、挥发酸、氮磷营养、沼气组分、有毒物质等。1.温度的控制：分常温(10-34℃)、中温(35-40℃)、高温(50-55℃)三种类型，厌氧消化常采用中温消化。2.PH值、碱度、挥发酸的影响：消化液中的PH值一般应维持在6.5-7.8之间，最佳范围在6.8-7.2左右；碱度(ALK)最佳值在2000-4000mg/L之间，正常值为1000-5000mg/L；酸度(VFA)最佳值在50-500mg/L之间，正常50-2500mg/L。在反应器正常运行时，进水PH值一般在6.0以上。处理因含有机酸而使PH值偏低的废水时，正常运行时PH值可略低，如4-5左右；若处理含无机酸而使PH值低的废水，应将PH值调到6以上。具体控制要根据反应器的缓冲能力决定。消化液的缓冲作用：由于酸性腐化细菌与甲烷细菌对温度、PH值的适应性不同，世代长短相差悬殊。当酸性消化速度超过碱性消化速度时，有机酸就会积累，使PH值降低，不利于碱性消化，甚至破坏碱性消化。但由于消化池中存在的消化液(污泥水)具有缓冲作用，以维持消化正常进行。所谓的缓冲能力即由于有机物消化降解过程中产生的重碳盐(HCO3-)与碳酸(CO2)形成的：H++HCO3-H2CO3K‘=[H+][HCO3-]/[H2CO3]取对数PH=-lgK’+lg[HCO3-]/[H2CO3]式中K‘---电离常数 可见，当有机酸增加时，反应向右进行。若所增加的有机酸数量较重碳酸盐与碳酸的数量少，则[HCO3-]/[H2CO3]变化不大。从而可保持甲烷菌的消化条件。因此消化池的碱度要保持在合理的范围内(厌氧反应器的碱度一般在2000-4000mg/L；正常为1000-5000mg/L)，使缓冲能力充分，有效地防止PH值下降。同时，为了使碱性消化能顺利地进行，消化系统中的有机酸含量应维持在合理范围内(一般在50-500mg/L；正常50-2500mg/L)。3.氮磷比：C：N：P=(200-300)：5：13、厌氧设备的运转厌氧设备的启动厌氧反应器在试车之前，应检查施工、安装质量，确保池体不漏水、不漏气，一切附属设施完好。在投料前，应向池内灌满清水，并增压至29.4kPa，如24h之内压力下降小于10%，即可认为池体密封性符合要求。否则应立即采取补救措施，再按上述方法检验，直至合格为止。与反应器配套的所有管道、阀门均应根据其各自的运行压力，分别按照工业管路检验标准用清水进行承压检验。对于污泥、水、蒸汽、沼气的压力表，流量计、液面、电气、温度、PH值等计量仪表，加热器、搅拌器、电机、水泵等设备，均应按各自的产品质量检验标准和设计要求，进行单机调试和联动试运行，以保证其安全、可靠、灵活和准确。这是非常重要的基础工作，否则待运行后若再发现上述先天性的缺陷，维修的工作量很大，且难以进行。厌氧设备在进入正常运行之前应进行气密性试验后，以氮气吹扫，然后进行厌氧污泥的培养和驯化。(1)接种物由于厌氧微生物生长缓慢，为加速厌氧反应器的启动过程，需投加含有各种厌氧微生物的种污泥(即接种物)，应尽量选择含甲烷菌多的污泥作为接种物，如城市污水厂污泥消化池与各种厌氧消化池的污泥和排出液，好氧活性污泥，经过脱水的厌氧、好氧污泥，农村沼气池排出物，堆涩的猪粪、牛粪等，以及长期贮存、排放废水的阴沟、水塘污泥、藕塘污泥等。在选择接种物时，尽量采用与所处理废水的特征有机物相似的污泥作为接种物， 以就近、易得为宜。若有条件，可对选择的种污泥进行产气试验。(2)接种污泥的处理应尽量避免粗大物质与惰性物质进入反应器，对过稠的接种物，可用水稀释、过筛、沉淀。对经脱水的干污泥应尽快将其浸渍水中，并将块状物打碎，去除粗大物质及沉于底部的砂、石、土等无机物质，经处理后的接种物挥发分(VSS)应大于60%。(3)接种物的驯化与反应器启动在启动过程中，控制升温为1℃/h，达到要求温度即保持恒温并搅拌；注意保持PH值在6.8-7.8之间；此外，有机负荷常常成为影响启动成功的关键性因素。启动的初始有机负荷因工艺类型、废水性质、温度等工艺条件以及接种污泥的性质而异。常取较低的初始负荷，继而通过逐步增加负荷而完成启动。有的工艺对负荷的要求格外严格，例如厌氧污泥床反应器启动时，初始负荷仅为0.1-0.2kgCOD/(kgVSS.d)(相应的容积负荷则依污泥的浓度而异)，至可降解的COD去除率达到80%，或者反应器出水中挥发性有机酸的质量浓度已较低(<1000mg/L)的时候，再以每一步按原负荷的50%递增幅度增加负荷。如果出水中挥发性有机酸浓度较高，则不宜再提高负荷，甚至应酌情降低。其他厌氧消化器对初始负荷以及随后负荷递增过程的要求，不如厌氧污泥反应器拘谨，故启动所需的时间往往较短些。此外，当废水的缓冲性能较佳时(如猪粪液类)，可取较高的负荷下完成启动，如1.2-1.5kgCOD/(kgVSS.d)，这种启动方式时间较短，但对含碳水化合物较多、缺乏缓冲性物质的料液，需添加一些缓冲物质，才能高负荷启动，否则，易使系统酸坏、启动难以成功。正常的成熟污泥呈深灰到黑色，带焦油气，无硫化氢臭，PH值在7.0-7.5之间，污泥易脱水和干化。当进水量达到要求、取得较高的去除效率、产气量大、含甲烷成分高时，可认为启动基本结束。项目允许范围最佳范围项目允许范围最佳范围PH值氧化还原电位ORP/mV挥发性VFA(以乙酸计)/(mg/L)碱度ALK(以CaC03计)/(mg/L)6.4-7.8-490∽-55050-25001000-50006.5-7.5-520∽-53050-5001500-3000VFA/ALK沼气中CH4含量(体积比)/%沼气中C02含量(体积比)/%0.1-0.5>55<400.1-0.3>60<35消化污泥培养正常时的指标及参数主要控制条件在工程上，如何控制厌氧反应器，根据有关报道及研究实践，可以归纳出以下应该考虑的因素:①发酵液的PH值、温度；②发酵液的氧化还原电位；③发酵液的碱度；④发酵原料的碳、氮比例； ①厌氧处理的有机负荷(包括固体物质含量)；②单位基质的甲烷产气率；③基质的去除率，特别要注意难降解有机物质及固体有机物质的降解程度；④厌氧反应器的水力条件，包括搅拌、循环百分比(回流量)等；⑤反应器的挥发酸分布及组成；⑥发酵气体(沼气)的组分；⑦反应器的容积和个数，并联、串联运行方式；⑧接种污泥的性质与接种量；⑨厌氧处理系统中，流出损失的微生物浓度；⑩厌氧处理出水中的残存有机酸浓度；⑪厌氧反应器污泥的产甲烷活性及主要微生物类群；⑫控制各种有毒物质的进入量。厌氧处理装置在实际运行中，主要控制进水水质、负荷、温度、PH值、挥发酸、氮磷营养、沼气组分、有毒物质等。根据装置的发酵进程与反应器的缓冲能力控制投料负荷。(1)温度的选择与控制根据微生物的最宜生存条件将它们分成低温菌、中温菌、高温菌三类。各类厌氧菌的温度范围细菌种类生长的温度范围/℃最适温度/℃低温菌中温菌高温菌10-3030-4050-60约2035-3851-53尽管产甲烷菌可按生存的温度范围分为三类菌群，但大多数产甲烷菌的最适温度是在35-40℃之间。厌氧处理工艺一般分为常温(10-34℃)、中温(35-40℃)、高温(50-55℃)3种。由于中温(特别是产甲烷菌)种类多、易于培养驯化、活性高，因此厌氧处理常采用中温消化。高温有利于纤维素的分解与对病毒、病菌的灭活作用，对于处理高温工业废水是有利的。对于一个反应器来说其操作温度以稳定为宜，波动范围一般1d不宜超过±2℃。水温对微生物的影响很大，对微生物和群体的组成、微生物细胞的增殖，内源代谢过程和污泥的沉降性能都有影响。但是温度对微生物的影响是缓慢的，在操作运行中，人们发现反应器温度突然下降，然后又恢复到原来水平，并不妨碍反应器恢复正常处理效率。对于中温厌氧反应器应该避免温度超过42℃，因为在这种温度下微生物的衰退速度过大，从而大大降低污泥的活性。此外，在反应器温度偏低时，可根据运行情况及时调整负荷与停留时间，反应器运行仍可稳定， 但这时则不能充分发挥反应器的处理能力，而且需要较高的管理水平，否则，可能导致反应器不能正常运行。(2)PH值、碱度、挥发酸的影响①反应器消化液中的PH值在厌氧消化中，产甲烷菌的最适PH值随甲烷菌种类的不同而略有差异。适应范围大致是6.6-7.5。PH值的变化将直接影响产甲烷菌的生存与活动。一般来说，反应器的PH值应维持在6.5-7.8范围，最佳范围在6.8-7.2左右。在反应器正常运行时，进水PH值一般在6.0以上。在处理因含有有机酸而使PH值偏低的废水时，正常运行时PH值可略低，如4-5左右；若处理含无机酸而使PH值低的废水，应将进水PH值调到6以上。具体控制要根据反应器的缓冲能力决定。②碱度在日常操作运行中，一般通过测反应器的碱度来判断消化液的缓冲能力，厌氧反应器合理的碱度范围一般在2000-4000mg/L，正常范围为1000-5000mg/L。关于碱度，Yencko和Backmey等(1955)指出，总碱度为2000-3500mg/L是正常厌氧消化的数值。在厌氧反应器中，PH值、碳酸氢盐碱度及C02之间存在一定的关系。一个厌氧反应器最佳运行的PH值、酸碱度、CO2含量尚由废水中的有机物而定。如果反应器中碱度及缓冲力不够的话，厌氧消化过程中所产生的有机酸将会使反应器消化液的碱度和PH值下降到抑制产甲烷反应的程度。因此对缓冲能力很低的反应器适当添加重碳酸钠，有提高沼气产量、控制PH值、碱度、沉淀有毒金属、提高污泥的沉淀性能与处理效果等作用。③测定挥发酸的必要性由于消化液中存在氢氧化钠、碳酸氢盐等缓冲物质。PH值难以判断消化液中的挥发酸积累程度，故及时分析VFA是很有必要的。BusWell经过多年研究，认为把挥发酸(以乙酸计)的安全浓度控制在2000mg/L以内。当VFA小于200mg/L时，一般是最好的。VFA积累过多，将会抑制产甲烷菌的活性。一个反应器所能允许的VFA浓度，是由许多因素决定的，也与反应器的类型有关。对上流式厌氧污泥床来说，其出水的VFA一般都在200mg/L以下。在处理未经酸化的有机废水时，在反应器底部存在一定的酸化段。其酸化段的PH值略低(5-6左右)，VFA含量可达1000-4000mg/L。反应效率越高，其缓冲能力就愈大，所能允许的挥发酸浓度也越高。在厌氧处理中，除控制进水的PH值外，主要取决于代谢过程中自然建立的缓冲平衡，取决于VFA、碱度、C02、氨氮、氢之间的平衡。在实际操作中就是控制进入的有机负荷。由于反应器具有一定的缓冲能力。在正常运行时，进水PH值可以略低。例如在处理酒精废水时，进水PH值为3.9-4.5；处理醋酸生产废水时，进水PH值为4.5-5左右。 (3)沼气的产量及组分与厌氧消化的关系厌氧处理运行中，沼气的产量及组分直接反映厌氧消化的状态。在沼气中一般测不出氢气，含有氢气意味着反应器运行不正常。在反应器稳定运行时，沼气中的甲烷、二氧化碳含量是基本稳定的，此时甲烷含量最高、C02含量最低。去除有机物的产气率也是稳定的，若反应器进水浓度、水量较稳定，则反应器所产生的沼气量及其组分也是基本不变的。反之，当反应器受到某种冲击时，其沼气组分就会变化，甲烷含量低、C02含量增加、产气量减少。在工程中，沼气计量可以直接读出，沼气中的甲烷、二氧化碳分析也较容易。因此，监测反应器的沼气产量与组分是控制反应器运行的一种简单易行的方法。其敏感程度常常优于PH值的变化。(4)基质的碳、氮、磷比例及微量元素厌氧废水处理过程是由细菌完成的，因此细菌必须维持在良好的生长状态，否则细菌最终会从反应器中洗出。为此废水中必须含有足够的细菌用以合成自身细胞物质的化合物。营养物质的确定，主要是依据组成细胞的化学成分，甲烷菌的化学组成列于下表：甲烷菌的化学组成元素含量元素含量元素含量元素含量氮65镍O.1钙4锰O.02磷15钴O.075镁3铜0.01钾10钼0.06铁1.8一硫10锌0.06上表可以看出主要营养物为氮、磷、钾和硫等以及其他的生长必需的少量或微量元素。研究表明，碳:氮:磷控制为(200-300):5:1为宜(其中碳以COD表示，氮、磷以元素含量计)。装置启动时，稍微增加氮、磷，有利于微生物的增殖，有利于提高反应器的缓冲能力。所需要的营养物的浓度也可以根据废水的可生物降解的COD浓度和它的酸化度来估算。其中酸化程度影响到细胞的产率。估算厌氧过程所需要最小营养物浓度的公式如下:ρ=CODBD.Y.ρcell.1.14式中ρ——所需最低的营养元素的浓度，mg/L；CODBD——进液中可生物降解的COD浓度，mg/L；Y——细胞产率，gVSS/gCODBD；ρcell——该元素在细胞中的含量，mg/g干细胞。对于尚未酸化的废水，Y值可取0.15，对于完全酸化的废水，Y值仅取0.03。Tavai与kamura研究表明，添加NH4+-N因提高消化液的氧化还原电位而使甲烷产率降低，所以氮素以加有机氮与NH4+-N营养物为宜。 虽然细菌需要的微量元素非常少，但微量元素的缺乏能够导致细菌活力的下降，在日常运行，特别在反应器启动期间，应加适量的微量元素。某些工业废水生物处理时污泥所需营养比例废水类型污泥所需营养比例BOD：N：P投加营养种类废水类型污泥所需营养比例BOD：N：P投加营养种类啤酒100：4.2：1.04醋100：8.2：2.66NH4Cl，(NH4)2HP04柠檬酸100：5：1液氮牛奶100：10：1(NH4)2HP04甲醛100：5.0：0.67无水氨，(NH4)2HP04菠萝100：5：3NH4HCO3NaHP04，KH2P04大豆100：4：1(5)厌氧处理的抑制物质及允许浓度和任何生物系统一样，厌氧处理系统应当避免进入有毒物质，因为微生物对各种基质的影响很敏感。①碱金属和碱土金属的影响适量的碱金属和碱土金属有助于厌氧微生物的生命活动，可剌激微生物的活动。但含量过多，则会抑制微生物的生长。碱金属和碱土金属的剌激浓度和抑制浓度/(mg/L)种类剌激浓度中等抑制浓度强抑制浓度种类剌激浓度中等抑制浓度强抑制浓度钠100-2003500-55008000钙100-2002500-45008000钾200-4002500-450012000镁75-1501000-15003000此外，若钙、镁含量过大，不仅抑制微生物生长，还容易形成碳酸钙、磷酸镁等不溶的盐类。重金属的毒性在这里不述。②氨氮的影响和碱金属与碱土金属一样，氨氮亦有刺激浓度和抑制浓度之分。氨氮浓度在50-200mg/L时，对厌氧反应器消化液中的微生物有刺激作用，在1500-3000mg/L则有明显的抑制作用。值得注意的是消化液的PH决定了水中氨和铁离子间的分配百分比。当PH值较高时，对甲烷菌有毒性的游离氨的比例也会相应提高。下表为McCarty归纳的氨对厌氧微生物的影响情况。氨对甲烷发酵的影响观察到的影响氨浓度(以N计)/(mg/L)有益没有不利影响在高PH值时有抑制作用50-200200-10001500-3000③硫酸盐、硝酸盐、亚硝酸盐的影响研究表明，厌氧处理有机废水时生物氧化的顺序是:反硝化、反硫化、酸性发酵、甲烷发酵等。只有在前一种反应条件不具备时才进行后一种反应。在沼气发酵过程中，始终存在着硝化细菌、反硝化细菌、反硫化细菌，虽然硝化细菌为专性好氧菌，但它能在厌氧环境中存活下来，硝化作用能够发生在氧浓度低达6μmol/L的环境中。因此，必须严格控制厌氧反应器进水中的SO42-、NO3-、NO2-含量，才能使反应器保持有利于甲烷发酵的运行状态。 据有关报道，硫酸盐在厌氧消化中不应大于5000mg/L，运行中应控制在COD/SO42->10g/g。这时所产生的沼气可将还原出的H2S气提出消化液，使消化液中的H2S维持在100mg/L水平。因为SO42-还原产物，特别是未离解的H2S的毒性很大，硫化物为100mg/L浓度时也有抑制作用。厌氧进水中的NO3-、NO2-在厌氧反应器中，首先进行反硝化反应，从而降低了产甲烷菌的活性，并使沼气中的氮含量增加。有资料报道，NO3-对产甲烷菌产生抑制的质量浓度为40-70mg/L。④有毒有机物的影响对有机化合物来说，化合物的结构影响其对微生物的抑制作用。例如醛基、双键、氯取代基、苯环等结构，可增加化合物对微生物的抑制作用。⑤能促进有机物分解并提高甲烷产率的物质在厌氧处理中，有些物质在低浓度时对厌氧微生物有刺激作用，能促进有机物分解并提高甲烷产率，除前面所提到的碱和碱土金属外，还有如下物质:活性炭粉、甲醛、醋酸钠、吐温等。运行异常问题分析与排除(1)现象一VFA/ALK升高，此时说明系统已出现异常，应立即分析原因。如果VFA/ALK大于0.3，则应立即采取控制措施。其原因及控制对策如下：①水力超负荷水力超负荷一般系由于进污水量太大，消化时间缩短，对消化液中的甲烷菌和碱度过度冲刷，导致VFA/ALK升高，如不立即采取控制措施，可进而导致产气量降低和沼气中甲烷的含量降低。首先应将投泥量降至正常值，并减少排泥量；如果条件许可，还可将消化池部分污泥回流至一级消化池，补充甲烷菌和碱度的损失。②有机物投配超负荷进污水量增大或泥量不变，而含固率或有机物浓度升高时，可导致有机物投配超负荷。大量的有机物进入消化液，使VFA升高，而ALK却基本不变，VFA/ALK会升高。控制措施是减少投泥量或回流部分二消污泥；当有机物超负荷系由于进水中有机物增加所致时(如大量化粪池污水或污泥进入)，应加强上游污染源浓度控制或加大循环量。③搅拌效果不好搅拌系统出现故障、未及时排除、搅拌效果不佳，会导致局部VFA积累，使VFA/ALK升高。④温度波动太大温度波动太大，可降低甲烷菌分解VFA的速率，导致VFA积累，使VFA/ALK升高。温度波动，如进泥量突变所致，则应增加进泥次数，减少每次进泥量，使进泥均匀。如因加热量控制不当所致，则应加强加热系统的控制调节。有时搅拌不均匀，使热量在池内分布不均匀，也会影响甲烷菌的活性，使VFA/ALK升高。⑤存在毒物甲烷菌中毒以后，分解VFA速率下降，导致VFA/ALK 积累，使VFA升高。此时应首先明确毒物的种类，如为重金属类中毒，可加入Na2S降低毒物浓度；如为S2-类中毒，可加入铁盐降低S2-浓度。解决毒物问题的根本措施是加强上游来水水质管理。(2)现象二沼气中的C02含量升高，但沼气仍能燃烧。该现象是现象一的继续，其原因及控制措施同现象一。现象一系VFA/ALK刚超过0.3，在一定的时间内，还不至于PH值下降，还有时间进行原因分析及控制。但现象二系C02已经开始升高，此时VFA/ALK往往已经超过了0.5，如果原因分析及控制措施不及时，很快导致PH值下降，抑制甲烷菌的活性。如果已确认VFA/ALK大于0.5，应立即加入部分氮源，保持混合液的碱度，为寻找原因并采取控制措施提供时间。(3)现象三消化液的PH值开始下降。该现象是现象二的继续。出现现象二，但没有予以控制或措施不当时，会导致PH值下降。其原因及控制对策与现象一和现象二完全一样。当PH值开始下降时，VFA/ALK往往大于0.8，沼气中甲烷含量往往在42%-45%之间，此时沼气已不能燃烧。该现象出现时，首先应立即向消化液内投入碱源，补充碱度，控制住PH值的下降并使之回升；否则如果PH值降至6.0以下，甲烷菌将全部失去活性，则需放空消化池重新培养消化污泥。其次，应尽快分析产生该现象的原因并采取相应的控制对策，待异常排除之后，可停止加碱。(4)现象四产气量降低。其原因及解决对策如下：①有机物投配负荷太低。在其他条件正常时，沼气产量与投入的有机物呈正比，投入有机物越多，沼气产量越多；反之，投入有机物减少，则沼气产量也越少。出现此种情况，往往是由于来水有机物质浓度在大幅度减少。②甲烷菌活性降低。由于某种原因导致甲烷菌活性降低，分解VFA速率降低，因而甲烷气产量也降低。水力超负荷、有机物投配超负荷、温度波动太大、搅拌效果不均匀、存在毒物等因素，均可使甲烷菌活性降低，因而应具体分析原因，采取相应的对策。(5)现象五消化池气相出现负压，空气自真空安全阀进入消化池。其原因及控制对策如下：①排出量大于进入量，使消化池液位降低，产生真空。此时应加强进、排出量的控制，使进、排出量严格相等。②用于沼气输送压缩机的出气管路出现泄漏时，也可导致消化池气相出现真空状态，应及时修复管道泄漏处。(产率小于供气量导致抽吸现象)③加入Ca(OH)2、NH40H、NaOH等药剂补充碱度，控制PH值时，如果投加过量，也可导致气相出现真空状态，此时应加强抽气与产气量的调度平衡。 ④一些处理厂用风机或压缩机抽送沼气至较远的使用点，如果抽气量大于产气量，也可导致气相出现真空状态，此时应加强抽气与产气量的调度平衡。(6)现象六消化池气相压力增大，自压力安全阀逸入大气。其原因及控制对策如下:①产气量大于用气量，而剩余的沼气又无畅通的去向时，可导致消化池气相压力增大，此时应加强运行调度，增大用气量。②由于某种原因(如水封罐液位太高或不及时排放冷凝水)导致沼气管路阻力增大时，可使消化池压力增大。此时应分析沼气管阻力增大的原因，并及时予以排除。③进入量大于排出量，而溢流管又被堵塞，导致消化池液位升高时，可使气相压力增大，此时应加强进、排出量的控制，保持消化池工作液位的稳定。(7)现象七消化池排放的上清液含固量升高，水质下降，同时还使排泥浓度降低。其原因及控制对策如下。①上清液排放量太大，可导致含固量升高。如果排放太多，则由于排放的不是上清液，而是污泥，因而含固量升高。②上清液排放太快时，由于排放管内的流速太大，会携带大量的固体颗粒被一起排走，因而含固量升高，所以应缓慢地排放上清液，且排放量不宜太大。③如果上清液排放口与进泥口距离太近，则进入的污泥会发生短路，不经泥水分离直接排走，因而含固量升高。对于这种情况，应进行改造，使上清液排放口远离进泥口。(上流式UASB不存在此现象)(8)现象八消化液的温度下降，消化效果降低。其原因及控制对策如下。①蒸汽或热水量供应不足，导致消化池温度也随之下降。②投泥次数太少，一次投泥量太大时，可使加热系统超负荷，因加热量不足而导致温度降低，此时缩短投泥周期，减少每次投泥量。(此种状况对沼气池而言)③混合不均匀时，会使污泥局部过热，局部由于热量不足而导致温度降低，此时应加强搅拌混合。4、UASB反应器的启动与运行污泥颗粒化的意义厌氧反应器内颗粒污泥形成的过程称之为颗粒污泥化，颗粒污泥化是大多数UASB反应器启动的目标和启动成功的标志。污泥的颗粒化可以使UASB反应器允许有更高的有机物容积负荷和水力负荷。一般絮状污泥的UASB负荷在10kgCOD/(m3.d)以下，而颗粒污泥UASB 反应器负荷甚至可高达到5OkgCOD/(m3.d)。据HuldoffPol，颗粒污泥化还具有如下的优点。(1)细菌形成颗粒状的聚集体是一个微生态系统，其中不同类型的种群组成了共生或互生体系，有利于形成细菌生长的生理生化条件并有利于有机物的降解。(2)颗粒的形成有利于其中的细菌对营养的吸收。(3)颗粒使发酵菌的中间产物的扩散距离大大缩短，这对复杂有机物的降解是很重要的。(4)在废水突然变化时(例如PH值、毒性物的浓度等)，颗粒污泥仍能维持一个相对稳定的微环境，使代谢过程继续进行。UASB反应器的初次启动初次启动是对一个新建的UASB系统以未经驯化的非颗粒污泥接种，使反应器达到设计负荷和有机物去除效率的过程，通常这一过程伴随着颗粒化的完成。厌氧微生物，特别是甲烷菌增殖很慢，厌氧反应器的启动需要较长时间，这被认为是高速厌氧反应器的一个不足之处。但一旦启动完成，在停止运行后的再次启动可以迅速完成。关于厌氧污泥的颗粒化和UASB的初次启动有很多深入的研究，下表是HuldoffPol和Lettinga对第一次启动的若干要点的总结。UASB反应器初次启动的若干认识种泥1.可供细菌附着的载体物质微粒对剌激和发动细胞的聚集是有益的2.种泥的产甲烷活性对启动的影响不大。尽管质量浓度大于6OkgTSS/L的稠消化污泥的产甲烷活性小于较稀的消化污泥，前者却有利于UASB的初次启动3.添加部分颗粒污泥或破碎的颗粒污泥，也可提高颗粒化过程启动过程的操作模式启动中必须相当充分地洗出接种污泥中较轻的污泥，保存较重的污泥，以推动颗粒污泥在其中形成，要点如下：1.洗出的污泥不再返回反应器2.当进液COD质量浓度大于500Omg/L时采用出水循环或稀释进液3.逐步增加有机负荷。有机负荷的增加应当在可降解COD能被去除80%后再进行4.保持乙酸质量浓度始终低于1000mg/L5.启动时稠型污泥的接种量为大约10-15kgVSS/m3；质量浓度小于4OkgVSS/L的稀消化污泥接种量可以略小些废水特征1.废水浓度低浓度有利于颗粒化的快速形成，但浓度也应当足够维持良好的细菌生长条件。最小的COD质量浓度应为1000mg/L2.污染物性质过量的悬浮物阻碍颗粒化的形成3.废水成分溶解性碳水化合物为主要底物的废水比以VFA为主的废水颗粒化过程会快。当废水含有蛋白质时，应使蛋白质尽可能降解4.高的离子浓度(例如Ca2+、Mg2+)能引起化学沉淀(CaC03、CaHP04、MgNH4P04)，由此导致形成灰分含量高的颗粒污泥环境因素1.在中温范围，最佳温度为38-40℃；高温范围为50-60℃2.反应器内的PH值应始终保持在6.2以上3.N、P、S等营养物质和微量元素(例如Fe、Ni、Co)应当满足微生物的需要4.毒性化合物应当低于抑制浓度或应给予污泥足够的驯化时间 (1)接种接种的过程是相当简单的，由于水中的溶解氧会很快被种泥中的兼性厌氧菌消化并形成严格的厌氧条件，所以启动时不需要严格的厌氧条件。当没有现成的颗粒污泥时，应用最多的种泥是污水处理厂消化池的消化污泥。稠的消化污泥对于颗粒化的形成有利，从而可加快初次启动的速度。除了消化污泥之外，可用作接种的物料很多，例如牛粪和各类粪肥，下水道污泥等。一些污水沟沉淀物和富微生物的河泥也可以被用于接种，但不应当有太多砂子。污泥的接种质量浓度至少不低于1OkgVSS/m3反应器容积。接种污泥的填充量应不超过反应器容积的60%。“载体物质”对启动初期细胞聚集体形成是有益的，但加入任何形式的填料是不需要的。这里的“载体物质”仅指细胞最初形成聚集体时的内核，这种内核可以是任何有机和无机的物质，也可以是细胞本身的菌胶团物质，因此这种载体物质会自然存在于各种种泥中。Hul-DOffPol在其博士论文中讨论了少量Ca2+对初次启动的作用，认为它对颗粒化的发展是有促进作用的，原因是Ca2+的沉淀会形成这种载体内核。但Ca2+的添加也不是必须的。一旦颗粒污泥形成，部分破裂的颗粒污泥碎片会成为新生的颗粒污泥的载体。当用非颗粒污泥接种时，则应当注意反应器的操作。如前所述，为避免絮状污泥在反应器里大量生长从而妨碍颗粒污泥的形成，必须将絮状污泥和分散的细小污泥由反应器“洗出”，这是反应器完成颗粒化的先决条件。但是洗出应当是缓慢的和逐步进行的过程，过度的洗出会使反应器内污泥量减少太多而导致启动失败。不同温度下操作6m高的生产性UASB反应器所得到的污泥停留时间范围温度(℃)最大污泥活性[kgCOD/kgVSS.d)]最小SRT(d)最高SRT(d)温度(℃)最大污泥活性[kgCOD/kgVSS.d)]最小SRT(d)最高SRT(d)100.21100300333.585.817150.4743.5131373.745.517251.9810.532403.665.617302.807.422(2)启动的阶段一般把UASB的初次启动和颗粒化过程分为三个阶段，分别为启动与提高污泥活性阶段、形成颗粒污泥阶段、逐渐形成颗粒污泥床阶段。①阶段1启动的初始阶段。这一阶段是指反应器负荷低于2kgCOD/(m3.d)的阶段。反应器由0.5-1.5kgCOD/(m3.d)或污泥负荷0.05-0.1kgCOD/(kgVSS.d)开始。这一阶段洗出的污泥仅限于种泥中非常细小的分散污泥，洗出的原因主要是水的上流速度和逐渐产生的少量沼气。 ②阶段2反应器负荷上升至2-5kgCOD/(m3.d)的启动阶段。在这一阶段污泥的洗出量增大，其中大多为絮状的污泥。洗出的原因是产气和上流速度的增加引起的污泥床的膨胀。大量污泥洗出的结果是在留下的污泥中开始产生颗粒状污泥。一般在从开始启动到40d左右，可以在反应器底部观察到颗粒污泥。在这一阶段污泥负荷的增加较快，这是因为污泥对废水的驯化过程基本完成，污泥的比活性增加。这一阶段末期，污泥的洗出由于颗粒污泥的形成而减少，颗粒污泥的良好沉淀性能使其保留在反应器内。这一阶段里，反应器内的污泥浓度由于絮状污泥的洗出将降低到最低的程度。从而对较重的颗粒污泥和分散的、絮状的污泥进行了选择。③阶段3这一阶段指反应器负荷超过5kgCOD/(m3.d)。在这一阶段里，絮状污泥变得迅速减少，而颗粒污泥加速形成，直到反应器内不再有絮状污泥存在。在这一阶段反应器负荷可以增加到很高，当反应器大部分被颗粒污泥充满时，其最大负荷可以超过50kgCOD/(m3.d)。(3)启动前应了解的废水特征废水特征对厌氧反应器的操作有重要影响，因此必须对废水特征有明确了解。工业废水的种类是非常多的。即使同一类工业废水，其性质也会因其工艺的不同区别很大。因此对一种废水在启动前，首先了解废水特征。①首先要知道废水的有机物浓度过低浓度的废水可能并不适合于传统的UASB的应用。Lettinga等人曾认为低于1000mgCOD/L的废水不宜于使用UASB，或者说在此浓度下UASB的使用不能充分表现其优越性。近年来由于EGSB反应器的发展和UASB上流速度的有效提高，因此又提出了低于100mgCOD/L的废水不宜于使用UASB的说法。而在较高的浓度下废水则可能需要稀释或回流。②废水的厌氧可降解性由废水的可降解性可以预测出UASB反应器出水的质量或COD的去除效率。③废水的PH值缓冲能力碱度是衡量缓冲能力的一个参数，对碱度特别小的废水，可以加入Na2C03提高其碱度，具体看前面所述。另一个实用的检查废水缓冲能力的方法是向废水中加入相当于其COD浓度40%的乙酸(COD浓度计)，假如废水PH值仍维持6.5以上，则其缓冲能力是没有问题的。假如PH值在加乙酸后低于6.5，则说明废水的缓冲能力不是非常强，在操作中应小心控制，后一种情况下，在废水处理中产生的NH3也能提高其缓冲能力。④废水中维持细菌生长必需的营养厌氧菌需要的营养较少，粗略地讲，N和P的需求大约为CODBD:N:P≈(350-500):5:1。但由于发酵产酸菌的生长速率大大高于甲烷菌，因此，较为精确的估算应当是CODBD:N:P:S约为(50/Y):5:1:1。其中Y为细胞产率，对于发酵产酸菌 ，Y=0.15；对于甲烷，Y=0.03。典型地，对完全未酸化的废水，取Y=0.15；对于一个完全酸化的废水，取Y=0.03。⑤废水中悬浮物的含量废水中悬浮物的含量如果太高，则可能不大适宜于UASB处理。当废水悬浮物质量浓度超过3000mg/L，并且它们不能生物降解而且能滞留在反应器内，就会引起较大麻烦。但如果这些悬浮物能够生物降解，或者它们不在反应器内滞留，则不会引起任何问题。悬浮物能否在反应器内滞留取决于悬浮物和污泥的颗粒大小与密度，当反应器形成颗粒污泥，则悬浮物不容易停留在反应器内。对于可以降解的悬浮物，应当知道它降解的速率以便计算悬浮物在反应器里的保留量。⑥了解废水中是否含有有毒化合物或在厌氧过程中转化为有毒的化合物一般情况下，应当了解总氮(凯氏氮)和氨氮、硫酸盐或亚硫酸盐的浓度，并要了解在废水产生的工厂里是否使用了杀菌剂、消毒剂等。(4)初次启动过程的一些要点UASB的反应器启动的过程实质上是对菌种驯化、选择、增殖的过程。因此在启动阶段应有一定的目标和遵循某些基本规则。初次启动是一个需要熟练技艺和经验的过程，尽管许多人已成功完成过各类UASB的启动，但不同规模、不同设计和处理不同废水的UASB的启动模式和启动花费的时间有时相当不同，因此从根本上了解启动的一些要点比一个启动模式更有用。下面将叙述一下一般承认的要点和注意事项。①对启动初期的目标应明确在UASB启动初期，特别是第一阶段，不能够片面追求反应器的处理效率、产气率的改进和出水的质量等。因为初期的目标是反应器逐渐进入“工作”状态，从微生物角度看，它实质上是使菌种由休眠状态恢复到活化的过程，在这一过程中，理所当然有一个停滞期存在。当菌种从休眠中恢复到营养细胞的状态后，它们还要经历对废水性质的适应。在整个颗粒化过程中，选择、驯化、增殖过程都在进行，而原种泥中可能浓度较低的甲烷菌增长速度相对于产酸菌要慢得多。因此在颗粒污泥出现前的这一段时间可能相对较长，这一阶段里不可能有较大的反应器负荷。②进液的浓度一般废水质量浓度低于5000mgCOD/L时，一般不需要稀释可直接进液，除非废水中含有高浓度的有毒物质。当废水浓度过高时，最好将废水稀释到大约5000mgCOD/L。在没有低浓度的其他稀释水时，可以简单地采用反应器出水的循环。但出水循环在启动阶段也应谨慎从事，因为启动阶段的出水有时仍会有相当浓度的未降解的COD，以这种出水不能有效稀释进水有时反而会引起过负荷。在这种情况下如果负荷的因素更重要时， 则不必采用出水的循环。当采用出水循环时，可以参照下表：UASB出水循环的应用要点(这些原则一般也适用于启动后的正常操作)1、当废水COD质量浓度低于5000mg/L时，不需要出水循环；但当亚硫酸盐质量浓度大于200mg/L，则应采用循环使进液亚硫酸盐质量浓度低于100mg/L2、当废水COD质量浓度在5000-2000Omg/L时，采用出水循环启动，使进液浓度在5000mg/L左右3、废水COD质量浓度超过2000Omg/L时，在启动阶段可以采用其他稀释水。高浓度废水常常含有高的盐浓度，这使得甲烷产率增加很慢。因此，以其他含盐少的水或清水稀释有利于菌的增殖，最后直接稀释到500Omg/L。如果不能稀释至500Omg/L，则至少稀释到200OOmg/L，并同时采用出水循环4、当增加负荷时，必须记住出水COD浓度会有短暂的增加阶段，此时采用循环时可以通过计算得出反应器的真正负荷或进液浓度。真正进入反应器的混合水浓度为:(Cin+fCoff)/(1+f)，其中f为循环比；Cin为原水进液浓度；Coff为出水浓度。③负荷增加的操作方法启动的最初负荷可以从0.5-1.5kgCOD/(m3.d)开始，当可生物降解的COD去除率达到80%后再逐步增大负荷。为保险起见，反应器开始负荷不应太高，只要容积负荷略高于0.2kgCOD/(m3.d)即可，水力保留时间大于24h。反应器开始操作，在最低的负荷下连续运转直到有气体产生，5d后，检查产气是否达到略高于0.1m3/(m3.d)。如果5d后反应器的产气量仍未达到这一数值，可以停止进液3d后再恢复进液，直到产气量增加。如果产气量已达到0.1m3/(m3.d)，则下一步是检查出水的VFA浓度了。出水VFA浓度是非常重要的参数，出水VFA浓度过高，意味着甲烷菌活力还不够高或环境因素使甲烷菌活力下降而导致VFA利用不充分。启动阶段，当环境因素例如PH值、温度等正常时，出水VFA过高则表明反应器负荷相对于当时的菌种活力偏高。出水VFA若高于8mmol/L，则应当停止进液，直到反应器内VFA低于3mmol/L后，再继续以原浓度、原负荷进液。如果出水VFA低于3mmol/L，说明反应器运行状态良好，反应器可以仍以原负荷继续运行。这一阶段需要运行很长时间而不改变负荷，运行时间可能有1个月之久。由于上流速度和产气量很小，基本上没有污泥洗出。出水VFA需至少每两天测一次，直到连续进液多日，出水VFA始终保持在3mmol/L以下后，再采用增加负荷的措施。增加负荷可以通过增大进液量或者降低进液稀释比的方法进行。负荷每次可增加30%。如果废水经过很大程度的稀释，则可以把稀释比降低30%，仍维持HRT不变，则负荷也就增加了30%。负荷的增加必须使出水VFA比原先略有上升，当出水VFA高于8mmol/L，此时不停止进液但要观察反应器内PH值的变化防止“酸化”的发生。增大负荷后的短时间内，产气量也有可能降低，这是因为细小的甲烷菌微粒被洗出。几天后产气量会重新上升，出水VFA浓度也会下降。但是如果出水VFA增大到15mmol/L，则必须把负荷降至原来的水平， 并保证反应器内PH值不低于6.5，万一PH值下降至6.5以下，有必要加入碱调节PH值。待一切恢复正常后，可以把负荷提高的幅度降至20%。以上负荷增加的步骤可以重复进行直到负荷达到2.0kgCOD/(m3.d)，也就是说，负荷增大的步骤可能重复8-10次。每次操作所需时间可能长短不一，有时可能长达两周，有时仅有几天。当负荷达2.0kgCOD/(m3.d)以上时，每次负荷可增加20%，增加负荷的时机(出水浓度小于3mmol/L)及方式如前所述。负荷达到5.OkgCOD/(m3.d)后，除了依照前面所述的方法操作外，也应当每周再检查一次反应器中污泥的活性和污泥沿反应器高度的浓度变化。颗粒化很可能在负荷达到5kgCOD/(m3.d)前后很快形成，其后反应器的负荷可以较快地增加。当负荷上升至2.0kgCOD/(m3.d)后促进颗粒化形成的启动操作要点1、出水VFA一旦低于3mmol/L即增加反应器负荷2、使细小分散的污泥洗出，不使这些洗出的污泥返回反应器3、使反应器保持最佳的细菌生长条件。一般地，PH=6.8-7.5温度30-38℃(中温范围)或53-58℃(高温范围)；保证微生物生长所需的营养与微量元素4、为防止过负荷，在每次增加负荷时应总是小于50%5、启动6周后，以显微镜和放大镜作污泥的镜检，在400-1000放大倍数下应当看到污泥中的丝状物6、当HRT达到大约5d时，开始降低稀释用水的量；在HRT小于20h时，对于COD质量浓度小于15g/L的废水，稀释不再是必需的；如果废水质量浓度大于15g/L，则需要出水的循环UASB反应器的二次启动UASB反应器的二次启动是相对于初次启动说的。所谓初次启动是指用颗粒污泥以外的其他污泥作为种泥启动一个UASB反应器的过程。而二次启动是指使用颗粒污泥作为种泥对UASB反应器的启动。颗粒污泥是UASB启动的理想的种泥，使用颗粒污泥的二次启动大大缩短了启动时间，即使对于性质不同的废水，颗粒污泥也能很快适应。使用颗粒污泥接种允许有较大的接种量，较大的接种量可缩短启动的时间。启动时间的长短很大程度上取决于颗粒污泥的来源，即颗粒污泥在原反应器中的培养条件(温度、PH值等)及原来处理的废水种类。新启动的反应器在选择种泥时，应尽量地选用与所处理水种类相近的废水种类，废水种类与性质越近，所需驯化的时间越少。同时应尽量采用同一温度范围的种泥，例如采用高温种泥不利于中温反应器的启动，而中温的种泥启动高温反应也较慢。二次启动采用较大的接种量，颗粒污泥的活性比其他种泥高得多，二次启动的初始反应器负荷可以较高，有关报道推荐初始的反应器负荷可为3kgCOD/(m3.d)。二次启动进液浓度在开始时一般与初次启动相当， 但可以相对迅速地增大进液浓度。负荷和浓度增加的模式与初次启动类似，但相对容易。产气、出水VFA等仍是重要的控制参数，COD去除率、PH值等也是重要的监测指标。二次启动在原则上如上所述，但启动中可能遇到某些意外的问题或现象，这些问题如果处理得当，会有利于新的颗粒化污泥的形成和加快启动过程。UASB反应器启动后的运行UASB反应器的运行是在高负荷下的生物化学过程，这一过程由厌氧微生物的生命过程完成。因此反应器的运行从根本上讲必须满足微生物对环境条件的需求，这些环境条件应尽量接近微生物的最佳生长条件，同时也应力求避免大的波动。具体的环境条件和有关废水特征的影响因素可参考前面所述。在实际运行中，进出液的COD浓度、进液流量，进水与出水的PH值、反应器内的PH值，产气量及其组成，出水的VFA浓度及其组成，反应器内的温度都是被监测的指标。(1)出水VFA浓度与组成出水的VFA浓度在反应器控制中被认为是最重要的参数，这是因为VFA的除去程度可以直接反映出反应器运行状况，同时也因为VFA浓度的分析较为快速和灵敏地反映出反应器行为的微小变化。在正常情况下，底物由酸化菌转化为VFA，VFA可以被甲烷菌转化为甲烷。因此甲烷菌活跃时，出水VFA浓度较低。当出水VFA质量浓度低于200mg乙酸/L时，反应器的运行状态最为良好。任何不利于甲烷菌生长的因素都会导致出水VFA浓度的上升，这是因为甲烷菌活性降低使VFA积累所致。温度的突然降低或过高、毒性物质浓度的增加、PH值的波动、负荷的突然加大等都会由出水VFA的升高反映出来。进水状态稳定时，出水PH值的下降也能反映出VFA的升高，但是PH值的变化要比VFA的变化迟缓，有时VFA可升高数倍而PH值尚没有明显改变。因此从监测出水VFA浓度可快速反映出反应器运行的状况，并因此有利于操作过程的及时调节。过负荷常是出水VFA升高的原因。因此当出水VFA的升高而环境因素(温度、进水PH值、出水水质等)没有明显变化时，出水VFA的升高可由降低反应器负荷来调节，过负荷可能由进水COD浓度或进水量的升高引起也会由反应器内污泥过多流失引起。出水VFA浓度的上升直接影响废水处理的效果，过高的出水VFA浓度表明反应器内大量的VFA积累，因此是反应器PH值下降或导致“酸化”的前期讯号。一般认为，当VFA的质量浓度超过800mgCOD/L时，反应器即面临酸化危险，应立即降低负荷或暂停进液，并检查环境因素有无改变。在正常运行中，应保持出水VFA浓度在400mgCOD/L以下，而以200mgCOD/L以下为最佳。出水VFA的组成也是反应器运行中监测的指标之一。正常运行中，VFA浓度较低，出水VFA以乙酸为主，占VFA总量90%以上，只有少量丙酸与丁酸。当乙酸不能很好被甲烷菌利用时， 底物会转化为较多的丙酸与丁酸。因此出水VFA的组成也能反映反应器的运行状况。(2)PH值在UASB反应器运行过程中，反应器内的PH值应保持在6.5-7.8范围之内，并且应尽量减少波动。PH值在6.5以下，甲烷菌即已受到抑制，PH值低于6.0时，甲烷菌已严重抑制，反应器内产酸菌呈现优势生长。此时反应器已严重酸化，恢复十分困难。VFA浓度增高是PH值下降的主要原因，虽然PH值的检测非常方便，但它的变化比VFA浓度的变化要滞后许多。当甲烷菌活性降低，或因过负荷导致VFA开始积累时，由于废水的缓冲能力，PH值尚没有明显变化，从PH值的监测上尚反映不出潜在的问题。当VFA积累至一定程度时，PH值才会有明确变化。因此测定VFA是控制反应器PH值降低的有效措施。当PH值降低较多时，应立即采取措施，减少或停止进液是常采用的应急措施。在PH值和VFA恢复正常后，反应器在较低的负荷下运行。进而PH值的降低可能是反应器内PH值下降的原因，因此如果反应器内PH值降低，应立即检查进液PH值有无改变。(3)产气量与组成产气量也是非常重要的监测指标。首先，产气量能够迅速反映出反应器运行状态；其次，产气量可以从进入反应器的COD总量、COD的去除率等数据估算出来，实际产气量应当与估算接近并维持稳定。当产气量突然减少，而反应器负荷没有变化时，说明运行不正常导致甲烷菌活性降低。PH值的变化，温度的降低，有毒物质等均可能是产气突然下降的原因。在稳定的UASB反应器中，当废水组成变化时，产气量也会发生迅速的变化。产气的组成也能反映出反应器的运行状态。当正常运行时，甲烷在产气中约占60%-80%，这一比例与废液成分有关。当运行中产气甲烷比例明显下降，可能是甲烷菌活力下降造成。当反应器内产酸菌优势生长，VFA积累导致PH值降低以及影响甲烷菌生长的其他环境因素都会导致产气中甲烷比例下降。(4)污泥的洗出另外一个监测的指标是运行过程中污泥的洗出。在反应器的启动阶段相当多的污泥从反应器中洗出，这是正常的。在启动后的运行中，也会有一定量的污泥从反应器中洗出。但是污泥在运行阶段被洗出的量应当有其限度，这一限度即洗出的污泥量不应大于同期产生的污泥量，否则反应器内污泥量大量流失，反应器将不能维持较高的负荷。因此在运行中应通过测出水悬浮物的量来估计污泥洗出量。UASB反应器的二次启动过程可能出现的问题及解决办法问题与现象原因解决办法 1.污泥生长过于缓慢营养与微量元素不足进液预酸化程度过高污泥负荷过低颗粒污泥洗出(4，5条)颗粒污泥的分裂(6条)增加进液营养与微量元素浓度减少预酸化程度增加反应器负荷2.反应器过负荷反应器中污泥量不足污泥产甲烷活性不足降低负荷；提高污泥量增加种泥量或促进污泥生长；适当减少污泥洗出减少污泥负荷，增加污泥活性(3条)3.污泥产甲烷活性不足营养或微量元素缺乏产酸菌生长过于旺盛有机悬浮物在反应器中积累反应器中温度降低废水中存在有毒物质或形成抑制活性的环境条件(6条)无机物例如Ca2+等引起沉淀添加营养或微量元素增加废水预酸化程度降低反应器负荷降低悬浮物的浓度增加温度减少进液中Ca2+浓度；在UASB前采用沉淀池4.颗粒污泥洗出气体聚集于空的颗粒中，在低温、低负荷、低进液浓度下易形成大而空的颗粒污泥由于颗粒形成分层结构，产酸菌在颗粒污泥外大量覆盖使产气菌聚集在颗粒内颗粒污泥因废水中含大量蛋白质和脂肪而有上浮趋势增大污泥负荷，采用内部水循环以增大水对颗粒的剪切力，使颗粒尺寸减小应用更稳定的工艺条件，增加废水预酸化的程度采用预酸化(沉淀或化学絮凝)去除蛋白与脂肪5.絮状的污泥或表面松散“起毛”的颗粒污泥形成并洗出由于进液中的悬浮的产酸菌的作用颗粒污泥聚集在一起在颗粒表面或以悬浮状态大量地生长产酸菌表面“起毛”的颗位形成，产酸菌大量附着于颗粒表面从进液中去除悬浮物，减少预酸化程度增加预酸化程度，加强废水与污泥混合的强度增加预酸化程度，降低污泥负荷6.颗粒污泥破裂分散负荷或进液浓度的突然变化预酸化程度突然增加，使产酸菌呈“饥饿”状态有毒物质存在于废水中过强的机械力作用由于选择压力过小而形成絮状污泥采用更稳定的工艺应用更稳定的预酸化条件废水脱毒预处理；延长驯化时间；稀释进液降低负荷和上流速度，以降低水流的剪切力采用出水循环增大选择压力，使絮状污泥洗出(5)反应器运行的其他监测指标在相对稳定的操作条件下(温度、进液PH值、进液的COD浓度与组成，进液流率等相对稳定)，通过以上参数的监测即可确认反应器是否稳定运行。在实际操作中，为了了解反应器的运行效率和分析问题出现的原因，则往往可能测试更多的参数。这些参数的测定有些是必须经常进行的，有些根据需要偶尔进行。现分述如下。①对于进液和出液要测定以下参数:a.COD浓度；BOD浓度或可生物降解的COD浓度；b.VFA浓度与组成；c.温度；d.PH值和碳酸氢盐碱度；e.流量；f.TSS和VSS浓度，悬浮物的沉降性能；g.废水中的氮、磷等营养物质；h.S042-、S032-、S2-的浓度；i.有毒物和抑制物质的存在。由进液和出液的测定，可以做以下计算:a.BOD与COD的浓度比； b.反应器的COD或BOD负荷；c.各种参数的波动；d.COD和BOD的去除率；e.TSS的去除率；f.SO42-和S032-的去除率；g.有机氮转化为氨氮的转化率。②关于产气量和组成可以测定以下参数:a.产气量(m3/h)；b.产气组成，包括CH4含量、C02含量、H2S含量、H2含量、N2含量等。以上测量可以计算出COD转化为CH4的转化率。③为了监测反应器内污泥床的变化，可测定以下参数:a.污泥浓度沿反应器高度的分布曲线；b.随上流速度的变化污泥床的膨胀率；c.污泥的产甲烷活性；d.污泥颗粒的形状、大小、强度、沉降性能等；e.污泥的灰分与VSS百分比，如有必要测定污泥中以ST、CaC03、CaHP04、MgNH4P04等形式存在的沉淀物；f.污泥中N、P和S含量。由污泥测量中可以计算出:a.反应器中的污泥总量；b.反应器具有的最大负荷潜力，安全的运行负荷应保证始终低于其最大负荷潜力；c.反应器剩余污泥产量。第六部分污水处理工艺比较一、厌氧和好氧处理工艺一级处理后的污水BOD去除率30%；二级处理BOD去除率可达90%(处理后水的BOD5含量可能降低到0-30mg/L)；达到排放标准；三级处理BOD5能够从20-30mg/L降至5mg/L，能够去除大部分的氮、磷。（1）、好氧处理工艺：是利用好氧性微生物，在外源能量提供游离状态溶解氧作为受氢体的条件下，使废水中的可被生物氧化的有机物经氧化分解成为二氧化碳和水，达到无机化目的。（2）、厌氧处理工艺：是利用厌氧性微生物的代谢特性，在无氧的条件下，以被还原有机物作为受氢体，同时产生有能源价值的沼气。（3）、好氧处理与厌氧处理的区别： 1.利用的微生物群的不同:好氧处理是由好氧微生物和兼性微生物起作用的；而厌氧处理是两大类群的微生物起作用，先是厌氧菌和兼性菌，后是另一类厌氧菌。2.反应速率不同：好氧处理由于有氧作为受氢体，有机物分解比较彻底，释放的能量多，故有机物转化率快，处理设备内停留时间短，设备体积小。厌氧处理有机物所属单位彻底，释放的能量少，所以有机物转化速率慢，需要的时间长。　　3.代谢产物不同：好氧处理中，有机物被转化为CO2、NO2、NH3或NO2－、NO3－、PO43－、SO42－等，且基本无害，处理后废水无异臭。厌氧处理中，有机物被转化为CH4、NH3、胺化物或氮气、H2S等，产物复杂，出水有异臭。4.对环境要求不同：好氧处理要求充分供氧，对环境条件要求不太严格。厌氧处理要求绝对厌氧的环境，对环境条件要求甚严。（4）厌氧生化法与好氧生化法相比，具有以下优点：适用范围广：好氧法因供氧限制一般只适用于中、低浓度有机废水的处理，而厌氧法既适用于高浓度有机废水，又适用于中、低浓度有机废水。2.能耗低：一般厌氧法的动力消耗约为活性污泥法的1/10。3.负荷高：好氧法的有机容积负荷为2-4kgBOD/(m3.d)；厌氧法的有机容积负荷为2-10kgBOD/(m3.d)，高的可达50kgBOD/(m3.d)；4.剩余污泥量少，且其浓缩性、脱水性良好：好氧法每去除1kgCOD将产生0.4-0.6kg生物量；而厌氧法去除1kgCOD只产生0.02-0.1kg生物量；剩余污泥只有好氧法的5%-20%。同时消化污泥在卫生学上和化学上都是很稳定的。5.氮、磷营养需要量较少：好氧生物法BOD:N:P=100:5:1而厌氧生物法BOD:N:P=100:2.5:0.56.厌氧处理过程有一定的杀菌作用。7.厌氧活性污泥可以长期贮存，厌氧反应器可以季节性或间歇性运转。与好氧反应器相比，在停止运行一段时间后能较迅速启动。（5）厌氧生化法与好氧生化法相比缺点有：1.厌氧微生物增殖缓慢，因而厌氧设备启动和处理时间比好氧设备长。2.出水往往达不到排放标准，需要进一步处理，故一般在厌氧处理后串联好氧处理。3.厌氧处理系统操作控制因素较为复杂。 二、针对不同处理工艺共性存在的出水水质与污泥考核指标超标问题，以及节能降耗措施等进行分析。下面就几种具体工艺常存在的问题归纳：（一）沉砂池常见的沉砂池有平流沉砂池、曝气沉砂池和涡流沉砂池，排砂方式有重力排砂、气提式和泵吸式。沉砂池普遍存在的问题是沉砂效果差、淤积、堵塞。对此针对不同型式沉砂池，可分别采用不同的应对措施。（1）平流沉砂池刮泥机需及时开启和排砂，有移动桥的需保证限位装置灵敏有效，避免发生“走过”现象而损坏设备，同时加强巡检避免出现走轮磨损严重造成停运而拉断电缆现象。（2）曝气沉砂池定期调整曝气量冲刷，避免堵塞穿孔管或曝气头，微孔膜曝气头可采用甲酸清洗的方式维护。（3）涡流沉砂池因是圆形而需保证切线方向进水、切线方向出水，水流一般在池内旋转两圈。另外，可根据实际运行工况制定排砂泵的运行周期，及时排除集砂区的沉砂，避免淤积和管路堵塞。与沉砂池的维护相对应，砂水分离器、吸砂泵、空压机等也需定期清理维护，避免管路堵塞，降低分离效果。（二）氧化沟氧化沟既有推流式反应器的特征，又有完全混合反应器的特征。正是由于氧化沟流态上的特殊性，所以氧化沟的曝气设备除具有良好的充氧、混合功能外，还要推动沟中混合液循环流动。曝气设备的这种特点容易造成氧化沟底部出现积泥问题，而积泥会缩小氧化沟的有效容积，也就相当于缩短了实际停留时间。氧化沟中的水流速度一般应控制在0.3m/s左右，而氧化沟中积泥的原因通常主要是池底的流速＜0.3m/s造成的。例如某厂由于进水BOD5偏低，若要保证池底流速达到0.3m/s，则需要较多的转刷投入运行。但这样会使氧化沟内溶解氧相对偏高，而曝气过量不利于活性污泥的生长，进而影响出水达标。由于工艺控制主要根据溶解氧的高低，不断调整转刷的运转台数和时间来控制适量的溶解氧，这样就存在大部分转刷停运时间段内水流速度降低，导致氧化沟池底的流速＜0.3m/s，积泥现象严重。另外，实际进水SS高于设计值也会使得氧化沟的产泥量增加，从而导致氧化沟内积泥。对于这种情况，通常是在氧化沟内增加潜水推流器来改善沟内水力条件，保证氧化沟池底流速＞0.3m/s。这样既可解决氧化沟的积泥问题，又能使氧化沟内活性污泥的均匀混合，有利于活性污泥的生长，方便工艺的灵活调整。 （三）UNITANK池UNITANK工艺运行较为灵活，处理效果比较稳定，工程投资和运行费用低于A2/O工艺，与除磷A/O工艺相当，而其最大优点是节省占地。但在运行中UNITANK池也存在一些问题需要优化：（1）边池作为沉淀池增加斜板问题在运行过程中，反应池内的污泥沉积在斜板上容易形成堵塞，会影响沉淀效果和氧利用效率，同时斜板的存在影响了池内气、水、活性污泥的混合效果。而且现有斜板密度较大，污泥易于沉积，从而增加了支架的承重要求。为此，需要选用轻巧、表面粗糙度适当的斜板产品，并研究调整安装角度、间距、长度等参数，在保证沉淀效果的情况下，减少堵塞，减轻池体的承载力。（2）曝气头堵塞问题由于边池交替作为沉淀池使用，污泥沉降于池底，容易造成曝气头堵塞，影响曝气效果。为此，可选用可自动闭合的曝气头，在不曝气的情况下闭合气孔，减少堵塞。（3）搅拌器受到曝气头的不利影响由于整个池布满曝气头，曝气时会降低搅拌器的混合效果并对搅拌器产生不利影响。通过在保证曝气需要的情况下，对曝气头的布置进行调整，例如在搅拌器附近不安装曝气头以减少对搅拌器的不利影响。（四）二沉池城市污水处理厂二沉池对出水水质非常重要，一般要注意防止二沉池配水不均匀、短流、污泥上浮等问题，其中污泥上浮的原因主要有：（1）污泥膨胀正常的活性污泥沉降性能良好，含水率一般在99％左右。当活性污泥变质时，污泥含水率上升，体积膨胀，不易沉淀，二沉池澄清液减少，此即污泥膨胀。污泥膨胀主要是由于大量丝状细菌（特别是球衣细菌）在污泥内繁殖，使泥块松散，密度降低所致；也有由真菌的大量繁殖引起的污泥膨胀。（2）污泥脱氮上浮当曝气时间较长或曝气量较大时，在曝气池中将会发生高度硝化作用而使混合液中含有较多的硝酸盐（尤其当进水中含有较多的氮化物时），此时，二沉池可能发生反硝化而使污泥上浮。（3）污泥腐化 若曝气量过小，污水在二沉池的停留时间较长或二沉池排泥不畅，二沉池可能由于缺氧而腐化，即污泥发生厌氧分解，产生大量气体，最终使污泥上升。此外，除上述操作管理方面的原因外，构筑物设计不合理也会引起污泥上浮。如对曝气和沉淀合建的构筑物，往往会有以下两点原因会导致污泥上浮：一是污泥回流缝太大，沉淀区液体受曝气区搅拌的影响，产生波动，同时大量微气泡从回流缝窜出，携带污泥上升。二是导流室断面太小，气水分离效果较差，影响污泥沉淀。（五）污泥消化污泥厌氧消化是利用兼性菌和厌氧菌进行厌氧生物反应，分解污泥中有机物质的一种污泥处理工艺。厌氧消化是使污泥实现“四化”的主要环节，其中随着污泥被稳定化，将产生大量高热值的沼气，作为能源利用，使污泥实现资源化。某城市污水处理厂处理能力为30万m3/d，其污泥处理系统设置污泥消化池和沼气发电机。消化池稳定后的产气量为4800～6000m3/d，相当于投入消化池每m3污泥的产气量约4.5～6m3。稳定后污泥中有机物含量约40%，沼气中甲烷约65%，二氧化碳约26%。产生沼气供沼气发电机运转，月均发电25万kWh，相当于污水处理厂平均用电量的27％。沼气发电机产生的废热用于加热消化池中的污泥，并还有剩余。此外，消化对脱水前及脱水后的污泥都有明显的减量，从而减少了脱水消耗的絮凝剂及耗电量。对于污泥消化系统的运行，除了消化池、沼气贮柜、沼气利用等区域注意防爆安全外，还存在以下几点值得注意的问题：（1）脱硫由于沼气中H2S浓度太高（最高约为6000mg/L），采用的干式脱硫塔容易出现超温（＞60℃）。因此，在运行管理中应加强脱硫塔填料的翻新及补充。另外，在消化池进料中投加铁盐也可降低沼气中H2S的含量，但会增加运行成本。（2）管道堵塞运行中发现，从消化池出泥管到后浓缩池、从后浓缩池到脱水机前的贮泥池，以及离心脱水机上清液输送管道都容易被堵塞。其原因是由于磷酸铵镁（MAP）的形成。在厌氧消化中，有机物得到分解，并释放出PO3-4NH+4。由于该厂位于属于沿海地区，地下水位较高，管网易受海水潮位等因素的影响，不可避免地有一定量的海水渗入下水道，从而增加了污水中Mg2+的浓度。消化池排放污泥在接触大气后，会释放一定的CO2，使污泥中的pH值呈弱碱性，更有利于MAP的形成。经验表明，此物质易在垂直下降的管道上、管道的弯头处及不光滑的管壁上形成，因而这部分管道宜采用PE、PEHD及不锈钢管材。发生堵塞的管道可采用机械法疏通（如管道疏通车）。（3）沼气发电机组的操作和维护 沼气发电机组特别是并网控制系统是进口的先进设备，在国内应用较少，污水处理厂维护人员需积累经验才能进行独立的有效维护。机组采用的是并入厂内低压电网运行的工作方式。但由于厂内电网容量小，机组的工作较易受到厂内电网参数波动的影响而报警停机，需专人值班操作。第七部分化学混凝沉淀法一、影响混凝的因素和操作程序常用的助凝剂有氯、生石灰、活化硅酸、活化水玻璃、泡花碱等。(1)混凝的影响因素废水性质的影响废水的胶体杂质浓度、PH值、水温及共存杂质等都会不同程度影响混凝效果。a.胶体杂质浓度过高或过低都不利于混凝。用无机金属盐作混凝剂时，胶体浓度不同，所需脱稳的Al3+和Fe3+的用量亦不同。b.PH值也是影响混凝的重要因素。采用某种混凝剂对任一废水的混凝，存在一个相对最佳PH值，使混凝反应速度最快，絮体溶解度最小，混凝作用最大，经过试验可得到最佳的PH值。往往需要加酸或碱来调整PH值，通常加碱的较多。c.水温的高低对混凝也有一定的影响。水温高时，黏度降低，布朗运动加快，碰撞的机会增多，从而提高混凝效果，缩短混凝沉淀时间。因此一般冬天混凝剂用量比夏天多。但温度过高，超过90℃时，易使高分子絮凝剂老化生成不溶性物质，反而降低絮凝效果。d.共存杂质的种类和浓度1)有利于絮凝的物质除硫、磷化合物以外的其他各种无机金属盐，它们均能压缩胶体粒子的扩散层厚度，促进胶体粒子凝聚。离子浓度越高，促进能力越强，并可使混凝范围扩大。二价金属离子Ca2+、Mg2+等对阴离子型高分子絮凝剂凝聚带负电的胶体粒子有很大的促进作用，表现在能压缩胶体粒子的扩散层，降低微粒间的排斥力，并能降低絮凝剂和微粒间的斥力，使它们表面彼此接触。2)不利于混凝的物质磷酸离子、亚硫酸离子、高级有机酸离子等阻碍高分子絮凝作用。另外，氯、螯合物、水溶性高分子物质和表面活性物质都不利于混凝。3)混凝剂的影响(a)混凝剂种类混凝剂的选择主要取决于胶体和细微悬浮物的性质、浓度。如水中污染物主要呈胶体状态，且ζ电位较高，则应先投加无机混凝剂使其脱稳凝聚，如絮体细小，还需投加高分子混凝剂或配合使用活性硅酸等助凝剂。很多情况下，将无机混凝剂与高分子 混凝剂并用，可明显提高混凝效果，扩大应用范围。对于高分子混凝剂而言，链状分子上所带电荷量越大，电荷密度越高，链状分子越能充分延伸，吸附架桥的空间范围也就越大，絮凝作用就越好。(b)混凝剂投加量投加量除与水中微粒种类、性质、浓度有关外，还与混凝剂品种、投加方式及介质条件有关。对任何废水的混凝处理，都存在最佳混凝剂和最佳投药量的问题，应通过试验确定。一般的投加量范围是:普通铁盐、铝盐为10-30mg/L；聚合盐为普通盐的1/2-1/3；有机高分子混凝剂通常只需1-5mg/L，且投加量过量，很容易造成胶体的再稳。(c)混凝剂投加顺序当使用多种混凝剂时，其最佳投加顺序可通过试验来确定。一般而言，当无机混凝剂与有机混凝剂并用时，先投加无机混凝剂，再投加有机混凝剂。但当处理的胶粒在50μm以上时，常先投加有机混凝剂吸附架桥，再加无机混凝剂压缩扩散层而使胶体脱稳。(d)水力条件的影响水力条件对混凝效果有重要影响。两个主要的控制指标是搅拌强度和搅拌时间。搅拌强度常用速度梯度G来表示。在混合阶段，要求混凝剂与废水迅速均匀的混合，为此要求G在500-10000s-1，搅拌时间t应在10-30s。而到了反应阶段，既要创造足够的碰撞机会和良好的吸附条件让絮体有足够的成长机会，又要防止生成的小絮体被打碎，因此搅拌强度要逐渐减小，而反应时间要长，相应G和t值分别应在20-70s-1和15-30min。(2)混凝的操作程序里特迪克(Riddick)制定出一套行之有效的混凝操作程序。必要时应先提高碱度(投加重碳酸盐具有增加碱度和不提高PH值的优点)，其次投加铝制高铁盐，Al3+或Fe3+包围胶体粒子，使微小絮凝体带有正电荷。最后投加活化硅酸和聚合电解质之类的助凝剂，以便增大絮凝体并控制ζ电位。在投加碱和混凝剂后建议快速搅拌1-3min，随后投加助凝剂搅拌20-30min，以促进絮凝。也可以投加阳离子聚合物实现脱稳，它可使达到等电点而不使PH值发生变化。虽然聚合物混凝剂的效力相当于铝盐的10-15倍，但价格很贵。'