污水处理培训PPT

烟城书生

通过本次培训，了解并初步掌握国内外污水处理主要技术、基本原理和工艺流程

目录
第一章    我国水污染情况及城市污水厂发展

第二章    污水处理基础知识

第三章    污水好氧、厌氧及脱氮除磷生物原理

第四章    活性污泥法工艺介绍

第五章    生物膜法工艺介绍

第一章、我国水污染情况及城市污水厂发展
  1.1 我国水资源的特点
  1) 中国是世界上水资源比较贫乏的国家之一，人均水资源量为2210立方米，仅为世界平均水平的1/3。由于我国水资源人均占有量少、时空分布不均、利用方式粗放、用水浪费严重，以及水资源管理体制不健全等原因，我国在一个相当长的时期内水资源短缺的形势依然十分严峻。在2009年,我国有82%的人饮用浅井和江河水，其中水质污染严惩细菌超过卫生标准的占75%，受到有机物污染的饮用水人口约1.6亿。
2）水量在时程上分布不均匀，我国大部分地区冬春少雨，多春旱；夏秋多雨，多洪涝。年季变化大，丰水年、枯水年降水量可相差5到6倍。

  1.2 我国水资源现状
  1)一是人均占有量低，缺水现象越来越严重。
   2000—2009年平均，我国人均淡水资源为2160立方米，扣除不能利用的淡水资源，可供利用的人均淡水资源仅为900立方米，已成为世界严重缺水国家之一。现在全国每年缺水约400亿立方米，其中全国城市年缺水量为60亿立方米。655个城市中，已有400多个存在不同程度地缺水，其中又有110个城市严重缺水。农业平均每年因旱成灾面积约2.3亿亩左右。而随着工业化、城市化的快速推进，人口的不断增加，城市的缺水问题将越来越严重。目前，我国已有16个省(区、市)人均水资源量低于严重缺水线。其中宁夏、河北、山东、河南、山西、江苏6省区人均水资源量低于500立方米，为极度缺水地区。

  2)二是水资源地区之间分布不均衡，水资源与国土面积不匹配
  长江流域及其以南地区国土面积只占全国的36.5%，水资源量约占81%；淮河流域及其以北、西北地区的国土面积占全国的63.5%，而水资源量仅占全国的19%。由于资源分布不均，北方地区河流取水量已经远远超出水资源的承载能力。更为严重的是，我国地下水年均超采228亿立方米。超采区面积达19万平方公里，已经开始引发河流断流、湖泊萎缩、湿地退化、地面沉降和海水入侵等一系列生态环境问题。

      3)三是水资源时间分布不均匀，旱涝灾害频繁
   我国降雨主要受太平洋暖湿气流和西伯利亚寒潮的影响，不同年份、不同季节降雨量变化大，南方降雨比较丰沛，北方普遍干旱少雨，导致北方城市和沿海城市（结构性缺水）严重缺水。我国大部分地区全年降雨主要集中在春末和夏季四个月（约占全年70%以上），连续丰水或连续枯水的情况在北方尤其严重。据水利部统计，1980—2000年水文系列与1956—1979年水文系列相比，黄河、淮河、海河和辽河4大流域降雨量平均减少6%，地表水资源量减少17%。海河流域因沿线多为严重缺水地区，地表水资源量更是锐减41%，“北少南多”的水资源格局进一步加剧。

  4）四是水资源利用效率偏低，水资源严重浪费现象并存
  截止2007年，我国农业用水利用系数仅为0.47，远低于发达国家0.7—0.8的水平。农业用水有一多半在输水、配水和田间灌溉过程中被白白浪费了。一些年久失修的灌区，跑冒滴漏现象严重，有效利用系数只有0.2—0.4。工业节水潜力巨大。按2000年可比价格计算，我国万元GDP用水量虽然从上世纪80年代初的2909立方米下降到2007年的297立方米，但仍是世界平均水平的两倍多。

  5）五 是水污染矛盾突出
  水污染主要是由工业废水、生活污水排放和其他面源污染造成的。而随着工业化、城镇化的加速推进，我国水体污染矛盾日益凸显。2007年，我国污水排放量为556.7亿吨。其中：工业废水占44.2%，生活污水占55.8%。水污染主要是由COD过量排放造成的。其中，城镇生活排放COD占总排放量的60%，工业及其他排放约占40%（造纸业又占工业COD排放量的35%）。

     6）六 是水环境形势更加严峻
  据环保部《2008年中国环境状况公报》显示，截止2008年底，全国七大水系水质总体为中度污染。在监测的200条主要河流409个断面中，Ⅰ—Ⅲ类、Ⅳ—Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为55.0%、24.2%和20.8%。湖泊（水库）富营养化问题突出。28个国家控制的重点湖（库）中，满足Ⅱ类水质的仅4个，占14.3%；Ⅴ类和劣Ⅴ类的16个，占57.2%。地下水污染形势正在逐渐加剧。华北平原部分地区深层水中已经检出污染物，淮河以北数千万人饮用硝酸盐或者氟含量超标的地下水，部分地下水污染正由点污染、条带状污染向面源污染扩散，由浅层向深层渗透，而且污染程度和深度也在不断增加，部分城市浅层地下水已不能直接饮用。
   1.3中国环科院最近调查
  目前全国水污染现象日趋严重、水体水质日益恶化。全国有检测的1200 多条河流有850 条受到不同程度的污染, 并且有不断加重的趋势。七大水系中, 不适合做饮用水水源的河段达40% , 工业较发达的城镇河段污染突出, 城市河段中78% 的不适合做饮用水源。全国2222 个监测站的监测结果表明(水环境监测覆盖面达到流域面积的80%、水体纳污量的80%、流域工农业总产值的80%、流域人口的80% , 例行监测河段长度占全国河流总长的80% ) , 七大水系污染程度由重到轻次序为海河、辽河、淮河、黄河、松花江、珠江、长江, 七大水系普遍受污染, 大辽河水系污染严重, 海河水系、淮河干流、黄河干流属重度污染。

主要的大淡水湖泊污染程度次序为巢湖、滇池、南四湖、太湖、洪泽湖、洞庭湖、兴凯湖、博斯腾湖、松花湖、饵海, 其中巢湖、滇池、南四湖、太湖污染最重。1998 年, 七大水系以及太湖、滇池和巢湖中, 只有36.9% 的河段达到或优于地表水环境质量3类标准, 超5 类水质的达到了37. 7% , 大淡水湖泊和城市湖泊均为中度污染, 75% 以上的湖泊富营养化加剧。
    1.4  2008年环保专项调查情况
  当前中国水污染却依然没有得到有效的根除与遏制。据国务院八部委2008年环保专项行动的最新检查结果显示，全国113个重点监测城市饮用水源地水质达标率仍然偏低，其中243个地表水水源地中达标水源地为159个，占到65%，不达标的为84个，占35%，涉及到16个省、自治区、直辖市的40个城市。水污染作为一个严重的公共危机正以超常的分量挑战着中国政府的决策水准与能力。
1.5 2010年我国环境公报
  1)全国地表水总体状况
全国地表水污染依然较重。
七大水系总体为轻度污染，浙闽区河流和西南诸河水质良
好，西北诸河水质为优，湖泊（水库）富营养化问题突出。

2)全国主要河流状况
长江、黄河、珠江、松花江、淮河、海河和辽河七大水系总体为轻度污染。
204条河流409 个地表水国控监测断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例分别为59.9%、23.7%和16.4%。
主要污染指标为高锰酸盐指数、五日生化需氧量和氨氮。
其中，长江、珠江水质良好，松花江、淮河为轻度污染，黄河、辽河为中度污染，海河为重度污染。


   3)全国主要湖泊（水库）状况
  26 个国控重点湖泊（水库）中，满足Ⅱ类水质的1 个，占3.8%；Ⅲ类的5 个，占19.2%；Ⅳ类的4 个，占15.4%；Ⅴ类的6 个，占23.1%；劣Ⅴ类的10 个，占38.5%。
  主要污染指标是总氮和总磷。
  大型水库水质好于大型淡水湖泊和城市内湖。
  26 个国控重点湖泊（水库）中，营养状态为重度富营养的1 个，占3.8%；中度富营养的2 个，占7.7%；轻度富营养的11 个，占42.3%；其他均为中营养，占46.2%。  
1.6我国城市污水处理的发展
  我国解决城市污水净化问题始于二十世纪70年代，80 年代随着城市化进程的加快和城市水污染的加剧日益受到重视，城市排水设施建设有了较快的发展。在80年代中期国家适时调整政策，规定在城市政府担保还贷的条件下，准许使用国际金融组织、外国政府和设备供应商的优惠贷款，由此推动了一大批城市污水处理设施的兴建。“八五”期间随着城市环境综合治理的深化以及各流域水污染治理力度的加大，城市污水处理设施建设经历了一个发展的高潮时期，在90 年代初期，淮河出现了大面积污染后，国务院出台了《淮河流域水污染防治条例》，由此推动了一大批重点污染企业和沿淮流域重要城市加大了污水处理设施的建设，一些重点污染源企业实施了限期治理项目，淮河流域四个省（河南、安徽、江苏和山东）一部分大中城市开始城市污水处理厂的建设和运营。


  “九五”期间，我国正式启动了对“三河”( 淮河、海河和辽河），“三湖”（太湖、巢湖、滇池）流域和“环渤海”地区的水污染防治，即国家推行了3-3-2-1-1工程，国家开始加大城市污水治理工程，尤其是国家推行节能减排的经济发展模式，大大推动了城市污水厂的投资建设，截止到2010年，全国城镇已建成的污水处理厂近 2400座，城市污水处理已经发展成为城市重要的公用事业行业，围绕城市排水、污水处理的投资、运营、技术、研发已经形成一个较大的竞争市场，成为近年来发展较快的产业。

  “十一五”期间我国城镇水务事业快速发展，城镇污水处理量每年以10%的速率增长，2009年城市污水集中处理率达到73%，较“十五”末提高21%。截至2010年9月，
  我国已建成城镇污水处理厂2,630座，
  日污水处理能力1.22亿立方米，
  在建污水处理厂1,849座，
  日污水处理能力4,900万立方米。
  截至2010年9月，
“十一五”COD削减450万吨。此外，“十一五”期间我国城镇供水能力不断提高，2010年城镇公共供水服务人口达到4.74亿，比2000年增加了1.26亿。
第二章、污水处理基础知识
1)物理性质及指标
指标内容:
       溶解氧、水温、色度、嗅味、固体含量等

     溶解氧（DO）：表示水中氧的溶解量，单位用mg/L表示。不同的生化处理方式对溶解氧的要求也不同，在兼氧生化过程中，水中的溶解氧一般在0.2-2.0mg/L之间，而在SBR好氧生化过程中，水中的溶解氧一般在2.0-8.0mg/L之间。因此，兼氧池操作时曝气量要小，曝气时间要短；而在SBR好氧池操作时，曝气量和曝气时间要大得多和长得多，如果用的是接触氧化，溶解氧控制在2.0-4.0mg/L。 


水温：对水的物理和化学性质及生物性质有直接影响，最佳温度为16℃ -30℃.过低  （＜5℃）或过高（＞40℃ ）会影响生物处理效果；

色度：由悬浮固体、胶体或溶解性物质形成；悬浮固体形成的色度为表色，而胶体和溶解性固体形成的色度为真色；
   生活污水的颜色常呈灰色，当溶解氧不足时，转呈黑褐色并有臭味。工业废水的色度差别极大，如印染、造纸、焦化等都有各自特殊的颜色

臭味：生活废水的臭味主要由有机物腐败产生的气体造成；工业废水的臭味主要由挥发性化合物造成；
    臭味主要有：胺类、氨、二元胺类、硫化氢、有机硫化物、甲基吲哚；

     嗅味已经成为目前污水处理设施产生的、与公众相关的第一关心物质。嗅味的控制已成为污水处理过程需要考虑的重要问题
固体物质
     按存在的形态：悬浮的、胶体的和溶解的；
     按性质的不同：有机物、无机物和生物体；
     按溶解性：溶解性固体（DS dissolved solid，过滤液在 105~110℃下烘干残渣量）和悬浮固体（SS suspended solid ，滤渣在105~110℃下烘干残渣量）
    按挥发性：挥发性悬浮
固体（VSS，在600℃下将烘
干固体灼烧后的减少重量）
和非挥发性悬浮固体（NVSS，
灼烧后的残留重量）

2）化学性质及指标
  指标内容：      
            酸碱度、碱度、COD、BOD、TOC、TOD、ThOD、TN、KN、NH3-N、TP等

化学需氧量（COD）：是指废水中能被氧化的物质在被化学氧化剂氧化时，所消耗的氧化剂的量，以氧量（mg/L）作为单位。它是目前用来测定废水中有机物含量的一种最常用的手段。COD分析中常用的氧化剂有高锰酸钾（锰法CODMn）和重铬酸钾（铬法CODcr），现在常用重铬酸钾法。废水在强酸加热沸腾回流条件下对有机物实行氧化，用硫酸银作催化剂时可以使大多数的有机物的氧化率提高到85-95%。如果废水中含有较高浓度的氯根离子，应该用硫酸汞将氯离子屏蔽掉，以减少对COD的测定干扰。

生物需氧量 BOD：表征废水被有机物污染的程度，最常用的为五日生化需氧量，以BOD5表示，它表示废水在微生物存在下进行生化降解五日内所需要的氧的数量。今后我们将经常使用五日生化需氧量。





容积负荷：
          单位体积反应器每日接受的废水中污染物的量，一般考虑COD，常用单位：kgCOD/m3反应器·d。
          此值反应出处理同等废水所需的反应器的大小，与投资等关系较大。
污泥负荷：
          单位时间内进入单位重量污泥污染物的量，一般考虑COD，常用单位：kgCOD/kg干污泥·d。
         此值反应出在同等反应器体积的情况下，所能处理的污染物量的多少，在不发生污泥膨胀或影响出水的前提下，此值偏高为好，如处理同等废水，此值高反应器体积也可相应减小；


有效水力停留时间
       hydraulic retention time （HRT）
     实际上进入反应器的废水在反应器内的平均停留的时间，意义为反应器的有效容积除以单位时间的进水量，也就是污水与生物反应器内微生物作用的平均反应时间。

污泥浓度(MLSS)
         指曝气池中单位体积混合液所含悬浮固体的重量，常用MLSS表示。其单位常用“g/L”或“mg/L”。
                其包括活性污泥组成的各种物质，即
MLSS=Ma+Me+Mi+Mii
Me 指微生物内源代谢的残留物，无活性，且难于生物降解；
Ma 指活细胞，在活性污泥中具有活性的那一部分；
Mi 指由原废水挟入，难于生物降解的有机物；
Mii 指由原废水挟入，附着在活性污泥上的无机物。


污泥沉降比(SV)  污泥体积指数(SVI)
        污泥沉降比：是指曝气池中混合液沉淀30min后，沉淀污泥体积占混合液总体积的百分数。因为各种活性污泥都是沉淀30min后，一般可接近最大的密度，所以以30min作为测定SV的标准时间。
      污泥体积指数：简称污泥指数（SI），指曝气池混合液经30min沉淀后1g干污泥所占的湿污泥体积（以ml计）SVI可用下式表示：            SVI(mL/g)=SV(mL/L)/MLSS(g/L)

污泥龄
      污泥龄是指在反应系统内，微生物从其生成到排出系统的平均停留时间，也就是反应系统内的微生物全部更新一次所需的时间。从工程上说，在稳定条件下，就是曝气池中工作着的活性污泥总量与每日排放的剩余污泥数量的比



2）按作用原理来分
      针对不同污染物质的特征，发展了各种不同的废水处理方法，这些处理方法按其作用原理划分为四大类：物理处理法、化学处理法、物理化学法、生物处理法
物理法
利用物理方法分离污水中的呈悬浮状态的污染物质。方法有：
筛滤截留法——筛网，格栅，滤池等；
重力分离法——沉砂池，沉淀池，
              隔油池与气浮池等；
离心分离法——离心机与旋流
              分离器等。


化学法
      用化学反应的作用来分离或回收污水中处于各种状态的污染物质。
      方法有：中和、混凝、电解、氧化还原、汽提、萃取、吸附、离子交换和电渗析等。化学处理法多用于处理工业废水。
物理化学法
        采用物化原理处理污水的工艺。一般用于污水的深度处理，目的多为回用。
        方法有：混凝沉淀、过滤、吸附、消毒等。水中污染物的状态：悬浮、溶解、胶体。




2）聚丙烯酰胺（PAM）
     聚丙烯酰胺是一种玻璃状固体。容易吸水，吸水速度随衍生物离子特性的区别而不同。
     聚丙烯酰胺溶于水，也溶于醋酸、乙二醇、甘油和胺等有机溶剂。
     长期受热分解，分解温度在200℃以上。在无氧条件下，210 ℃炭化为黑色粉末。
     聚丙烯酰胺本身没有毒性。只有当吸入量大于千分之五时因肠胃粘膜对营养的吸收被粘阻而有害。聚丙烯酰胺中残留的丙烯酰胺单体有毒，食品应用要严格控制。


3）氢氧化钠（NaOH）
     俗名苛性钠
     纯净的氢氧化钠是白色的固体，极易溶解于水，它的水溶液有涩味和滑腻感。氢氧化钠在空气中易潮解。溶液及固体都具有腐蚀性，如不小心接触，应用大量水冲洗。
     工业用碱浓度一般在30%左右，密度在1.3g/cm3。

4）硫酸（H2SO4）
      纯品为无色、无臭、透明的油状液体；工业硫酸为无色至微黄色，甚至红棕色。为无机强酸，腐蚀性很强。
      相对密度：98%硫酸为1.8365(20℃)，93%硫酸为1.8276(20℃)。熔点10.35℃。沸点338℃。
      有很强的吸水能力，与水可以按不同比例混合，并放出大量的热。在稀释硫酸时，只能注酸入水，切不可注水入酸，以防酸液表面局部过热而发生爆炸喷酸事故。

5） 盐酸（HCL）
    分子量：36.46
    含量：工业级 36％。 外观与性状： 无色或微黄色发烟液体，有刺鼻的酸味。 熔点(℃)： -114.8 (纯) 沸点(℃)： 108.6 (20%) 相对密度(水=1)：1.20
    主要用途：重要的无机化工原料，广泛用于染料、医药、食品、印染、皮革、冶金等行业。
2.4污水处理指标国家标准测定方法
1） pH的测定
        测定方法
      《pH的测定  玻璃电极法——GB 6920-86》
    注意事项：
初次使用前，必须在蒸馏水中浸泡一昼夜以上，平时也应浸泡在蒸馏水（饱和氯化钾溶液）中以备随时使用；
玻璃电极不要与强吸水溶剂接触太久，且不能与玻璃杯及硬物相碰在强碱溶液中使用应尽快操作，然后用水洗净；
玻璃膜沾上油污时，应先用酒精，再用四氯化碳或乙醚，最后用酒精浸泡，再用蒸馏水洗净。
甘汞电极在使用时，注意电极内要充满氯化钾溶液， 应无气泡，防止断路；不能倒置，导致溶液溢出；
pH测定的准确性取决于标准缓冲液的准确性。酸度计用的标准缓冲液，要求有较大的稳定性，较小的温度依赖性。
测定前后都要用蒸馏水冲洗，然后用滤纸轻轻吸干，切勿用织物擦抹；



2）色度的测定
     测定方法
   《色度的测定——铂钴标准比色法/稀释倍数法  GB 119023-89 》
   注意事项
如测定水样的“真实颜色”，应放置澄清取上清液，或用离心法去除悬浮物后测定；如测定水样的“表观颜色”，待水样中的大颗粒悬浮物沉静后，取上清液测定；
所用的50mL比色管应为同一批产品；
颜色观察时，应由上向下观察，于蒸馏水相比，直到刚好看不出颜色；

3） 悬浮物的测定
       测定方法
    《 悬浮物的测定——重量法  GB 11901-89 》
      注意事项
漂浮或浸没的不均匀固体物质不属于悬浮物质，应去除；
贮存水样时不能加入任何保护剂，以防止破坏物质在固、液相间的分配平衡；
滤膜上的截留悬浮物一般应以5~100mg适宜，过多或过少都会影响测量精度；
根据方法规定，确保称量达到衡重要求；

4） 化学需氧量的测定
     测定方法
        《化学需氧量的测定——重铬酸盐法  GB  11914-89》
     注意事项：
水样中应加入硫酸汞屏蔽氯离子的干扰，空白样中同样加入；
对于COD<50mg/L时，应该用0.0250mol/L重铬酸钾标准溶液，回滴时用0.01mol/L硫酸亚铁铵标准溶液；
CODcr的测定结果应保留三位有效数字；
每次实验时，应对硫酸亚铁铵标准溶液进行标定，室温较高时尤其注意其浓度的变化；
回流冷凝管不能用软质乳胶管，否则容易老化、变形、冷却水不畅通；
用手摸冷却水时不能有温感，否则测定结果偏低；
滴定时不能激烈摇动锥形瓶，试液不能溅出水花，否则影响结果；


5） 氨氮的测定
测定方法
《 氨氮的测定——纳氏试剂比色法 GB 7479-87》
注意事项
水样带色或浑浊以及含其他一些物质时，应采用絮凝沉淀法或蒸馏法消除干扰；
纳氏试剂中**与碘化钾比例对显色反应的灵敏度有较大影响。静置后生成的沉淀应除去；
滤纸中常含少量铵盐，使用时注意用无氨水洗涤。所用玻璃器皿应避免实验室空气中氨的玷污；
所用水均为无氨水；



6）总氮的测定
     测定方法
     《总氮的测定——碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法 GB 11894-89》
  注意事项
玻璃塞比色管的密合性要好；使用压力蒸汽消毒器时，冷却后放气要缓慢；使用民用压力锅时，要充分冷却后方可揭开锅盖，以免比色管塞蹦出；
玻璃器皿可用10%盐酸浸洗，用蒸馏水冲洗后再用无氨水冲洗；
使用高压蒸汽消毒器时，应定期校核压力表；使用民用压力锅时，应检查橡胶密封圈，使不致漏其而减压；
在测定悬浮物较多的水样时，在过硫酸钾氧化后可能会出现沉淀，此时可吸取氧化后的上清液进行比色测定；

7）总磷的测定
       测定方法
《总磷的测定——钼酸铵分光光度法 GB 11893-89》
注意事项
如试样中色度影响测定，
   需做补偿校正；
室温低于13℃时，可在20~30
   ℃水浴中显色15min；
操作所用的玻璃器皿，可用
   （1+5）盐酸浸泡2h，或用
不含磷酸盐的洗涤剂刷洗；
比色皿用后以稀硝酸或铬酸
   洗液浸泡片刻，以除去吸附
   的钼蓝有机色；

2.5污水处理排放标准
1）国家排放标准             GB8978-1996  污水综合排放标准(摘要)


2）地方排放标准     DB44/26-2001 广东省地方标准水污水排放限值(摘要)



第三章  污水好氧、厌氧及脱氮除磷生物处理
3.1污水厌氧生物处理

可直接处理高浓有机废水，不需稀释。
厌氧菌可在中止供水和营养条件下，保留生物活性和沉泥性一年，适合间断和季节性运行。
系统灵活，设备简单，易于制作管理，规模可大可小

1)厌氧生物法不能去除废水中的氮和磷
采用厌氧生物处理废水，一般不能去除废水中氮和磷等营养物质。
含氮和磷的有机物通过厌氧消化，其所含的氮和磷被转化为氨氮和磷酸盐，由于只有很少的氮和磷被细胞合成利用，所以绝大部分的氮和磷以氨氮和磷酸盐的形式在出水排出。

3)运行管理较为复杂
由于厌氧菌的种群较多，如产酸菌与产甲烷菌性质各不相同，而互相又密切相关，要保持这两大类种群的平衡，对运行管理较为严格。稍有不慎，可能使两种群失去平衡，使反应器不能正常工作。
如进水负荷突然提高，反应器的pH会下降，如不及时发现控制，反应器就会出现“酸化”现象，使产甲烷菌受到严重抑制，甚至使反应器不能再恢复正常运行，必须重新启动。
5)卫生条件较差
一般废水中均含有硫酸盐，厌氧条件下会产生硫酸盐还原作用而放出硫化氢等气体。
如硫化氢是一种有毒和具有恶臭的气体，如果反应器不能做到完全密闭，就会散发出臭气，引起二次污染。因此，厌氧处理系统的各处理构筑物应尽可能做成密封，以防臭气散发。


2、发酵阶段
   小分子的化合物在发酵菌（即酸化菌）的细胞内转化为更为简单的化合物，并分泌到细胞外。这一阶段主要产物为挥发性脂肪酸（VFA）醇类、乳酸、CO 2、氢、氨、硫化氢等。
3、产酸阶段
    上一阶段产物被进一步转化为乙酸、氢、碳酸以及新的细胞物质。
4、产甲烷阶段
在这一阶段乙酸、氢、碳酸、甲酸和甲醇等被转化为甲烷、二氧化碳和新细胞物质。


3.14厌氧反应的主要工艺控制条件
1、温度
      按三种不同嗜温厌氧菌 （嗜温5-20℃ 嗜温20-42℃ 嗜温 42-75℃）工程上分为低温厌氧(15-20℃)、中温厌氧（30-35℃）、高温厌氧（50-55℃）三种。温度对厌氧反应尤为重要，当温度低于最优下限温度时，每下降 1℃，效率下降 11%。在上述范围，温度在1-3℃的微小波动，对厌氧反应影响不明显，但温度变化过大（急速变化），则会使污泥活力下降，产生酸积累等问题。
2、PH值
      厌氧水解酸化工艺，对 PH 要求范围较松，即产酸菌的 PH应控制 4-7℃范围内；完全厌氧反应则应严格控制 PH，即产甲烷反应控制范围6.5-8.0，最佳范围为6.8-7.2，PH低于6.3或高于7.8，甲烷化速降低。


3、氧化还原电位
      水解阶段氧化还原电位为-100～+100mv，产甲烷阶段的最优氧化还原电位为-150～-400mv。因此，应控制进水带入的氧的含量，不能因此对厌氧反应器造成不利影响。
4、营养物
   厌氧反应池营养物比例为 C:N=(350-500):5:1。
5、有毒有害物
   抑制和影响厌氧反应的有害物有三种：
无机物：有氨、无机硫化物、盐类、重金属等，特别硫酸盐和硫化物抑制作用最为严重；
有机化合物：非极性有机化合物，含挥发性脂肪酸(VFA)、 非极性酚化合物、 单宁类化合物、 芬香族氨基酸、 焦糖化合物等五类。
生物异型化合物：含氯化烃、甲醛、氰化物、洗涤剂、抗菌素等。
3.15厌氧生物处理中存在的问题及解决方法
3.2 污水好氧生物处理
1、好氧优势
好氧生物处理反应速度快，处理速率高，适用处理大水量
相对于好氧工艺而言，环境较好，散发臭气少
处理效果好（BOD处理效率极高），污水净化彻底对有机物去除较彻底，出水水质一般都能达标
2、好氧不足
好氧工艺需曝气，耗能较大，运行费较厌氧高
泥量大（有机物用于自身细胞合成较多），剩余污泥较之厌氧多6~10倍
对操作条件（温度、PH、碳源、DO等）要求较高
好氧只能处理中低浓度的废水（一般COD在2000以下），对于高浓度废水需稀释。




3.23 好氧反应常用工艺类型
1、活性污泥法
普通活性污泥法
序批式活性污泥法（SBR）
氧化沟工艺
厌氧、好氧法(AO,除磷））
厌氧、缺氧、好氧法(A2O,脱氮除磷)
AB法等

2、生物膜法
曝气生物滤池
生物接触氧化法
生物硫化床


3.24 好氧反应的主要工艺控制条件

4、pH值    一般好氧微生物的最适宜pH在6.5-8.5之间；    pH ＜4.5时，真菌将占优势，引起污泥膨胀；    另一方面，微生物的活动也会影响混合液的pH值。
5、有毒物质（抑制物质）    主要有： 重金属 → 蛋白质的沉淀剂（变性；与-SH结合而失活）    氰化物、H2S、卤族元素及其化合物、酚、醇、醛 →使蛋白质变性或脱水
6、有机负荷率    污水中的有机物本来是微生物的食物，但太多时，也会不利于微生物。

7、氧化还原电位    好氧细菌： +300-400 mV， 至少要求大于+100 mV。 

3.25 好氧生物处理中存在的问题及解决方法
3.3污水处理的脱氮工艺原理
3.31生物脱氮原理
生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和NH3-N转化为N2气体的过程
废水中存在着有机氮、NH3-N、NOx－-N等形式的氮，而其中以NH3-N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NH3-N，而后经硝化过程转化变为NOx－-N，最后通过反硝化作用使NOx－-N转化成N2，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。

3.32 氨化作用
氨化作用是指将有机氮化合物转化为NH3-N的过程，也称为矿化作用。参与氨化作用的细菌称为氨化细菌。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。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：(图1）
   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



在厌氧或缺氧的条件下，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。

3.33硝化反应
在硝化细菌的作用下,氨态氮进一步分解、氧化,就此分两个阶段进行。首先,在亚硝化细菌的作用下,使氨(NH4 + )转化为亚硝酸氮,亚硝酸氮在硝酸菌的作用下,进一步转化为硝酸氮。（亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸球菌属）
反应式如下：55HN4+ + 76O2   +109HCO3-                  
               C5H7O2N +54NO2- + 57H2O +104H2CO3

400NO2-+NH4++5H2CO3+195O2         C5H7O2N + 400NO3-+3H2O+H+
根据计算：每氧化1mg  NH4+-N为NO3- -N,需要消耗碱7.07mg（以CaCO3计），如果没有足够的碱度，硝化反应将导致PH下降，使反应速度减缓，氧化1mg  NH4+-N为NO2- -N需要氧3.16mg,  氧化1mg  NO2--N为NO3- -N需要氧1.11mg,  所以共需要氧4.27mg.所以要有足够的氧量。



3.34 硝化反应需要的环境条件：
好氧条件，并保持一定的碱度，反应池内溶解氧含量的高低，影响硝化反应的进程（溶解氧在1.2～2.0mg/L） 。 在硝化反应中，释放H+离子，使PH值下降，消化菌对PH值十分敏感，为了保持适宜的PH值，应当在水中保持足够的碱度，对消化菌的适宜的PH值为8.0~8.4。
混合液中有机物不应太高，消化菌是自养型菌，有机质浓度并不是它的增殖限制因素，若BOD值过高，增值速度较高的异养型菌迅速增殖，，从而使消化菌不能成为优势菌种。
硝化反应的适宜温度是20~30度，15度以下硝化反应速度下降，5度是完全地停止。
停留时间，生物固体在反应器内停留时间（污泥龄）必须大于生物最小的时代时间，一般取之应为消化菌最小世代时间的2倍以上，消化菌的最小世代时间在适宜的条件下是3天，一次应取6天。
对硝化反应有抑制的因素有重金属、高浓度的 NH4+-N、 高浓度的  NO3- -N  、 高浓度的有机基质、高浓度的絡和阳离子 。


3.35 反硝化反应：
生物反硝化是指污水中的硝态氮（ NO3- -N ）  和亚硝态氮 （ NO2—N ） 在无氧或低氧条件下，被微生物还原为 N2 的过程，反硝化菌是大量存在污水中的异养型兼性细菌，主要是变形补菌、假单胞菌、小球菌、芽孢杆菌、无色杆菌属、嗜气杆菌属、产碱杆菌属等，这些菌属在无氧条件下，同时存在硝酸和亚硝酸离子时，能利用这些离子中的氧进行呼吸，反硝化又叫脱氮反应或硝酸呼吸。
化学反应式：
NO2- +3H  (电子供给体-有机物）     1/2N2  +H2O  +OH-
NO3- +5H (电子供给体-有机物）         1/2N2  +   2 H2O  +OH-


3.36 反硝化工作机理
反硝化过程中 NO-2 和  NO-3 的转化，是通过反硝化细菌的同化作用（合成代谢）和异化作用（分解代谢）来完成。
同化作用是NO-2和  NO-3 被还原转化为NH3-N, 用于微生物细胞合成，氮成为细菌细胞的组成部分。
异化作用是NO-2 和  NO-3 被还原转化为N2,这是反硝化的主要过程，异化作用是以NO-3在能量代谢过程中提供氮，作为电子接收体，以有机物作为电子供给体，使NO-2 和  NO-3 转化为N2,见上反应式，异化作用取出的氮一般占总去处量的70%~75%。

3.37 硝化反应需要的环境条件：
碳源：反硝化是异样型细菌，所以所需要的碳源较多，在实际生产中提供碳源两类:  一是废水中所含的碳源，当原废水BOD/TN>3~5时即可认为碳源充足；二是外加碳源，主要加甲醇，因为甲醇易于分解，分解后产物为CO2和H2O,不留任何降解中间产物。
PH：对反硝化最适宜的 PH 值是 6.5~7.5 ， PH 值高于8或低于6，反硝化速度将大大降低。
溶解氧：反硝化菌是异养型兼性厌氧菌，主要是利用在无氧分子并同时存在硝酸和亚硝酸离子的条件下，他们利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。 但是反硝化菌体内的某些酶系统组分只有在有氧条件下才能够合成，因此反硝化反应易于在厌氧、好氧条件交替的条件下进行，溶解氧应控制在0.5mg/l以下。
温度：反硝化最适宜的温度是20~40 度。低于15度反硝化速度降低，在冬季一般采取：提高生物固体平均停留时间，降低负荷，提高废水停留时间。


3.4污水处理的脱氮除磷工艺原理
  所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。
聚磷菌的磷的过量摄取：在好氧条件下，聚磷菌群不断地从外部摄取营养物质，加以氧化分解，并产生能量，能量为ADP获得，并结合H3PO4合成ATP,反应式：
        ADP+H3PO4+能量→ATP+H2O
在厌氧条件下，聚磷菌体内的ATP进行水解，放出H3PO4和能量，反应式：
        ATP+H2O=ADP+H3PO4+能量。


3.42 影响生物除磷的主要因素
溶解氧：在聚磷菌放磷的厌氧反应器内，应保持绝对的厌氧条件，NO3-一类的化合态氧也不允许存在，但在聚磷菌摄取磷的好氧反应器内却要保持充足的溶解氧。

污泥龄：生物除磷主要是通过排除污泥而去除磷的，因此剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄段的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果，根据研究，当污泥龄为30天，除磷率为40%，泥龄17天除磷率为50%，当泥龄降至5天时，除磷率高达87%。

温度与PH值：在5~30度的温度范围内，都可以取得较好的除磷效果，除磷最适宜的PH值是6~8。

BOD5负荷：一般认为，较高的BOD5 负荷 可取得较好的除磷效果，进行生物除磷的底限是BOD/TP=20.有机基质不同对除磷也有影响，一般低分子易降解的有机物诱导磷释放的能力较强，高分子难降解的有机物诱导磷释放能力较弱，磷释放充分，磷的摄取量也大。

硝酸氮和亚硝酸氮：硝酸氮和亚硝酸氮 的存在会抑制细菌对磷的释放，从而影响在好氧条件下对磷的吸收。据研究，NO3—N 浓度应小于2mg/L,但当COD/TKN>10时NO3—N 对生物除磷的影响就减弱了。

3.43 磷的好氧吸收与厌氧释放之间的关系
好氧吸收磷的前提条件是混合液必须经过磷的厌氧释放，但并非所有的磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷能力，我们可以把磷的厌氧释放分成两部分：有效释放和无效释放。
有效释放是指磷被释放的同时有机物被吸收到细胞体内并在胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化和储存这一耗能过程的藕联过程。
无效释放是指不伴随着有机物的吸收和储存，比如内源损耗、PH值变化、毒物作用引起的磷的释放均属无效释放

根据研究分析： 在除磷系统的厌氧区内，含聚磷菌的回流污泥与污水混和后，在初始阶段出现磷的有效释放，经过2小时后；磷的有效释放已很少，主要是随时间的延长，污水中的Sbs  (可快速降解的COD）浓度，即很易被分解掉的一类有机物 的浓度） 被耗完后，吸收和储存有机物的过程已经基本停止，微生物为了维持基本的生命活动，仍将不断得分解聚磷并把分解的产物（磷）释放出来，这一过程是无效释放过程，这样随着厌氧时间的增长，虽然磷的总量不断增高，但单位释磷所产生的西林能力将随着无效释磷放量的加大而降低。

在磷的有效释放过程中，临的释放量与有机物的转化量之间村良好的相关性，在有效释放过程中，磷的厌氧释放可是污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，好氧条件下可吸收2.0~2.4mgP。

厌氧时间加长，无效释磷逐渐增加，平均厌氧释放每1mgP所产生的好氧吸磷能力将从2.4mgP降到1mgP以下，甚至达到0.5mgP.因此生物除磷系统中并非厌氧时间越长越好，同时，在运行管理中应尽量避免 PH值的冲击，否则除磷能力将大幅降低，甚至完全伤失。

吸磷对释磷也有影响，磷吸收完成得越彻底，聚磷量也越大，相应的厌氧状态下磷的有效释放也越有保证。


4.1普通活性污泥法运行系统流程和原理



SBR工作过程通常包括5个阶段：
        进水阶段（加入基质）；反应阶段（基质降解）；沉淀阶段（泥水分离）；排放阶段（排上清液）；闲置阶段（恢复活性）。这5个阶段都是在曝气池内完成，从第一次进水开始到第二次进水开始称为一个工作周期。每一个工作周期中的各阶段的运行时间、运行状态可根据污水性质、排放规律和出水要求等进行调整。对各个阶段采用一些特殊的手段，又可以达到脱氮、除磷，抑制污泥膨胀等目的。


目前，SBR艺主要应用在以下几个污水处理领域：①城市污水；②工业废水，主要有味精、啤酒、制药、焦化、餐饮、造纸、印染、洗涤、屠宰等工业的污水处理。
2）工艺简图：
SBR 法工艺特点
理想的推流过程使生化反应推动力增大，效率提高，池内厌氧、好氧处于交替状态，净化效果好。
运行效果稳定，污水在理想的静止状态下沉淀，需要时间短、效率高，出水水质好。
耐冲击负荷，池内有滞留的处理水，对污水有稀释、缓冲作用，有效抵抗水量和有机污物的冲击。
工艺过程中的各工序可根据水质、水量进行调整，运行灵活。
处理设备少，构造简单，便于操作和维护管理。
反应池内存在DO、BOD5浓度梯度，有效控制活性污泥膨胀。
SBR法系统本身也适合于组合式构造方法，利于废水处理厂的扩建和改造。
脱氮除磷，适当控制运行方式，实现好氧、缺氧、厌氧状态交替，具有良好的脱氮除磷效果。
工艺流程简单、造价低。主体设备只有一个序批式间歇反应器，无二沉池、污泥回流系统，调节池、初沉池也可省略，布置紧凑、占地面积省。
SBR 法主要参数
运行周期（T）的确定
　SBR的运行周期由充水时间、反应时间、沉淀时间、排水排泥时间和闲置时间来确定。充水时间（tV）应有一个最优值。如上所述，充水时间应根据具体的水质及运行过程中所采用的曝气方式来确定。当采用限量曝气方式及进水中污染物的浓度较高时，充水时间应适当取长一些；当采用非限量曝气方式及进水中污染物的浓度较低时，充水时间可适当取短一些。充水时间一般取1～4ｈ。反应时间（tR）是确定SBR 反应器容积的一个非常主要的工艺设计参数，其数值的确定同样取决于运行过程中污水的性质、反应器中污泥的浓度及曝气方式等因素。对于生活污水类易处理废水，反应时间可以取短一些，反之对含有难降解物质或有毒物质的废水，反应时间可适当取长一些。一般在2～8h。沉淀排水时间（tS+D）一般按2～4h设计。闲置时间（tE）一般按2h设计。
　　 一个周期所需时间tC≥tR﹢tS﹢tD
　　 周期数 n﹦24／tC

反应池容积的 计算
　假设每个系列的污水量为q，则在每个周期进入各反应池的污水量为q/n·N。各反应池的容积为：
　 V:各反应池的容量
　 1/m：排出比
　　 n：周期数（周期/d）
　 N:每一系列的反应池数量
　　 q：每一系列的污水进水量（设计最大日污水量）（m3/d）
V= q·m/n·N

曝气系统

　　序批式活性污泥法中，曝气装置的能力应是在规定的曝气时间内能供给的需氧量，在设计中，高负荷运行时每单位进水BOD为0.5～1.5kgO2/kgBOD，低负荷运行时为1.5～2.5kgO2/kgBOD。
　　在序批式活性污泥法中，由于在同一反应池内进行活性污泥的曝气和沉淀，曝气装置必须是不易堵塞的，同时考虑反应池的搅拌性能。常用的曝气系统有气液混合喷射式、机械搅拌式、穿孔曝气管、微孔曝气器，一般选射流曝气，因其在不曝气时尚有混合作用，同时避免堵塞。

排水系统
　⑴上清液排除出装置应能在设定的排水时间内，活性污泥不发生上浮的情况下排出上清液，排出方式有重力排出和水泵排出。
　⑵为预防上清液排出装置的故障，应设置事故用排水装置。
  ⑶在上清液排出装置中，应设有防浮渣流出的机构。
　　序批式活性污泥的排出装置在沉淀排水期，应排出与活性污泥分离的上清液，并且具备以下的特征：
　　  应能既不扰动沉淀的污泥，又不会使污泥上浮，按规定的流量排出上清液。（定量排水）
　　  为获得分离后清澄的处理水，集水机构应尽量靠近水面，并可随上清液排出后的水位变化而进行排水。（追随水位的性能）
　　   排水及停止排水的动作应平稳进行，动作准确，持久可靠。（可靠性）
　　排水装置的结构形式，根据升降的方式的不同，有浮子式、机械式和不作升降的固定式

排泥设备
　    设计污泥干固体量=设计污水量×设计进水SS浓度×污泥产率／1000
　    在高负荷运行（0.1～0.4 kg-BOD/kg-ss·d)时污泥产量以每流入1 kgSS产生1 kg计算
      在低负荷运行（0.03～0.1 kg-BOD/kg-ss·d)时以每流入1 kgSS产生0.75 kg计算。 　　
      在反应池中设置简易的污泥浓缩槽，能够获得2～3%的浓缩污泥。
      由于序批式活性污泥法不设初沉池，易流入较多的杂物，污泥泵应采用不易堵塞的泵型。


CASS工艺分预反应区和主反应区。在预反应区内，微生物能通过酶的快速转移机理迅速吸附污水中大部分可溶性有机物，经历一个高负荷的基质快速积累过程，这对进水水质、水量、PH和有毒有害物质起到较好的缓冲作用，同时对丝状菌的生长起到抑制作用，可有效防止污泥膨胀；随后在主反应区经历一个较低负荷的基质降解过程。CASS工艺集反应、沉淀、排水、功能于一体，污染物的降解在时间上是一个推流过程，而微生物则处于好氧、缺氧、厌氧周期性变化之中，从而达到对污染物去除作用，同时还具有较好的脱氮、除磷功能。经过模拟试验研究，CASS工艺已成功应用于生活污水、食品废水、制药废水的治理，并取得了良好的处理效果。



3）CASS工艺的主要技术特征
连续进水，间断排水
　传统SBR工艺为间断进水，间断排水，而实际污水排放大都是连续或半连续的，CASS工艺可连续进水，克服了SBR工艺的不足，比较适合实际排水的特点，拓宽了SBR工艺的应用领域。虽然CASS工艺设计时均考虑为连续进水，但在实际运行中即使有间断进水，也不影响处理系统的运行
运行上的时序性
       CASS反应池通常按曝气、沉淀、排水和闲置四个阶段根据时间依次进行。


运行过程的非稳态性
  每个工作周期内排水开始时CASS池内液位最高，排水结束时，液位最低，液位的变化幅度取决于排水比，而排水比与处理废水的浓度、排放标准及生物降解的难易程度等有关。反应池内混合液体积和基质浓度均是变化的，基质降解是非稳态的。

溶解氧周期性变化，浓度梯度高
   CASS在反应阶段是曝气的，微生物处于好氧状态，在沉淀和排水阶段不曝气，微生物处于缺氧甚至厌氧状态。因此，反应池中溶解氧是周期性变化的，氧浓度梯度大、转移效率高，这对于提高脱氮除磷效率、防止污泥膨胀及节约能耗都是有利的。实践证实对同样的曝气设备而言，CASS工艺与传统活性污泥法相比有较高的氧利用率。
CASS工艺的主要优点
工艺流程简单，占地面积小，投资较低
     CASS的核心构筑物为反应池，没有二沉池及污泥回流设备，一般情况下不设调节池及初沉池。因此，污水处理设施布置紧凑、占地省、投资低

生化反应推动力大
    CASS工艺从污染物的降解过程来看，当污水以相对较低的水量连续进入CASS池时即被混合液稀释，因此，从空间上看CASS工艺属变体积的完全混合式活性污泥法范畴；而从CASS工艺开始曝气到排水结束整个周期来看，基质浓度由高到低，浓度梯度从高到低，基质利用速率由大到小，因此，CASS工艺属理想的时间顺序上的推流式反应器，生化反应推动力较大。

沉淀效果好
    CASS工艺在沉淀阶段几乎整个反应池均起沉淀作用，沉淀阶段的表面负荷比普通二次沉淀池小得多，虽有进水的干扰，但其影响很小，沉淀效果较好。实践证明，当冬季温度较低，污泥沉降性能差时，或在处理一些特种工业废水污泥凝聚性能差时，均不会影响CASS工艺的正常运行。实验和工程中曾遇到SV30高达96%的情况，只要将沉淀阶段的时间稍作延长，系统运行不受影响。

运行灵活，抗冲击能力强
          CASS工艺在设计时已考虑流量变化的因素，能确保污水在系统内停留预定的处理时间后经沉淀排放，特别是CASS工艺可以通过调节运行周期来适应进水量和水质的变比。当进水浓度较高时，也可通过延长曝气时间实现达标排放，达到抗冲击负荷的目的。在暴雨时，可经受平常平均流量6信的高峰流量冲击，而不需要独立的调节地。多年运行资料表明，在流量冲击和有机负荷冲击超过设计值2－3信时，处理效果仍然令人满意。而传统处理工艺虽然已设有辅助的流量平衡调节设施，但还很可能因水力负荷变化导致活性污泥流失，严重影响排水质量。
         当强化脱氮除磷功能时，CASS工艺可通过调整工作周期及控制反应池的溶解氧水平，提高脱氮除磷的效果。所以，通过运行方式的调整，可以达到不同的处理水质。

不易发生污泥膨胀
　　  污泥膨胀是活性污泥法运行过程中常遇到的问题，由于污泥沉降性能差，污泥与水无法在二沉池进行有效分离，造成污泥流失，使出水水质变差，严重时使污水处理厂无法运行，而控制并消除污泥膨胀需要一定时间，具有滞后性。因此，选择不易发生污泥膨胀的污水处理工艺是污水处理厂设计中必须考虑的问题。
　　  由于丝状菌的比表面积比菌胶团大，因此，有利于摄取低浓度底物，但一般丝状菌的比增殖速率比非丝状菌小，在高底物浓度下菌胶团和丝状菌都以较大速率降解底物与增殖，但由于胶团细菌比增殖速率较大，其增殖量也较大，从而较丝状菌占优势。而CASS反应池中存在着较大的浓度梯度，而且处于缺氧、好氧交替变化之中，这样的环境条件可选择性地培养出菌胶团细菌，使其成为曝气池中的优势菌属，有效地抑制丝状菌的生长和繁殖，克服污泥膨胀，从而提高系统的运行稳定性。

适用范围广，适合分期建设
　　  CASS工艺可应用于大型、中型及小型污水处理工程，比SBR工艺适用范围更广泛；连续进水的设计和运行方式，一方面便于与前处理构筑物相匹配，另一方面控制系统比SBR工艺更简单。
　　  对大型污水处理厂而言，CASS反应池设计成多池模块组合式，单池可独立运行。当处理水量小于设计值时，可以在反应地的低水位运行或投入部分反应池运行等多种灵活操作方式；由于CASS系统的主要核心构筑物是CASS反应池，如果处理水量增加，超过设计水量不能满足处理要求时，可同样复制CASS反应池，因此CASS法污水处理厂的建设可随企业的发展而发展，它的阶段建造和扩建较传统活性污泥法简单得多。

剩余污泥量小，性质稳定
　　传统活性污泥法的泥龄仅2－7天，而CASS法泥龄为25-30天，所以污泥稳定性好，脱水性能佳，产生的剩余污泥少。去除1.0kgBOD产生0.2～0.3kg剩余污泥，仅为传统法的60%左右。由于污泥在CASS反应池中已得到一定程度的消化，所以剩余污泥的耗氧速率只有10mgO2/g MLSS.h以下，一般不需要再经稳定化处理，可直接脱水。而传统法剩余污泥不稳定，沉降性差，耗氧速率大于20mgO2/g MLSS.h ，必须经稳定化后才能处置
CASS存在的问题
     CASS工艺具有许多优点，然而任何一个工艺都不是十全十美的，CASS工艺也必然存在一些问题。CASS工艺为单一污泥悬浮生长系统，利用同一反应器中的混合微生物种群完成有机物氧化、硝化、反硝化和除磷。多种处理功能的相互影响在实际应用中限制了其处理效能，也给控制提出了非常严格的要求，工程中难以实现工艺的稳定、高效的运行。总结起来，CASS工艺主要存在以下几个方面的问题：
（1）微生物种群之间的复杂关系有待研究
（2）生物脱氮效率难以提高
（3）除磷效率难以提高
（4）控制方式较为单一

4.4 AO工艺
1）原理
A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，所以A/O法是改进的活性污泥法。
 A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2～4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，提高污水的可生化性，提高氧的效率；在缺氧段异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化（有机链上的N或氨基酸中的氨基）游离出氨（NH3、NH4+），在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N（NH4+）氧化为HO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮（N2）完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。
2）工艺简图
3）主要工艺特点
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，反硝化反应产生的减度可以补偿好氧池中进行硝化反应对碱度的需求。
好氧在缺氧池之后，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。
BOD5的去除率较高可达90～95%以上，但脱氮除磷效果稍差，脱氮效率70～80%，除磷只有20～30%。尽管如此，由于A/O工艺比较简单，也有其突出的特点，目前仍是比较普遍采用的工艺。该工艺还可以将缺氧池与好氧池合建，中间隔以档板，降低工程造价，所以这种形式有利于对现有推流式曝气池的改造。
若要提高脱氮效率，必须加大内循环比，因而加大了运行费用。另外，内循环液来自曝气池，含有一定的DO，使A段难以保持理想的缺氧状态，影响反硝化效果，脱氮率很难达到90％。  
4）A/O工艺的影响因素
MLSS一般应在3000mg/L以上，低于此值A/O系统脱氮效果明显降低。
TKN/MLSS负荷率（TKN─凯式氮，指水中氨氮与有机氮之和）：在硝化反应中该负荷率应在0.05gTKN/(gMLSS·d)之下。
污泥龄 ts：为了使硝化池内保持足够数量的硝化菌以保证硝化的顺利进行，确定的污泥龄应为硝化菌世代时间的3倍，硝化菌的平均世代时间约3.3d（20℃）
  硝化菌世代时间与污水温度的关系


  若冬季水温为10℃，硝化菌世代时间为10d，则设计污泥龄应为30d

BOD5/MLSS负荷率：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，因为自氧型硝化菌最小比增长速度为0.21/d；而异养型好氧菌的最小比增殖速度为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优势，要求污泥龄大于4.76d；但对于异养型好氧菌，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有优势，不能完成硝化任务。
  要使硝化菌良好繁殖就要增大MLSS浓度或增大曝气池容积，以降低有机负荷，从而增大污泥龄。其污泥负荷率（BOD5/MLSS）应小于0.18KgBOD5/KgMLSS·d

污水进水总氮浓度：TN应小于30mg/L，NH3-N浓度过高会抑制硝化菌的生长，使脱氮率下降至50%以下。
混合液回流比：R的大小直接影响反硝化脱氮效果，R增大，脱氮率提高，但R增大增加电能消耗增加运行费。
    A/O工艺脱氮率与混合液回流比关系

缺氧池BOD5/NOx--N比值：H>4以保证足够的碳/氮比，否则反硝化速率迅速下降；但当进入硝化池BOD5值又应控制在80mg/L以下，当BOD5浓度过高，异养菌迅速繁殖，抑制自养菌生长使硝化反应停滞。

硝化池溶解氧：DO>2mg/L，一般充足供氧DO应保持2～4mg/L，满足硝化需氧量要求，按计算氧化1gNH4+需4.57g氧。
水力停留时间：硝化反应水力停留时间>6h；而反硝化水力停留时间2h，两者之比为3:1，否则脱氮效率迅速下降
pH：硝化反应过程生成HNO3使混合液pH下降，而硝化菌对pH很敏感，硝化最佳pH =8.0～8.4，为了保持适宜的PH就应采取相应措施，计算可知，使1g氨氮（NH3-N）完全硝化，约需碱度7.1g（以CaCO3计）；反硝化过程产生的碱度（3.75g碱度/gNOx--N）可补偿硝化反应消耗碱度的一半左右。 反硝化反应的最适宜pH值为6.5～7.5，大于8、小于7均不利。
温度：硝化反应20～30℃，低于5℃硝化反应几乎停止；反硝化反应20～40℃，低于15℃反硝化速率迅速下降

因此，在冬季应提高反硝化的污泥龄ts，降低负荷率，提高水力停留时间等措施保持反硝化速率。
4.5 A2O工艺
原理
A2/O工艺是Anaerobic-Anoxic-Oxic的英文缩写，它是厌氧-缺氧-好氧生物脱氮除磷工艺的简称。在该工艺流程内，BOD5、SS和以各种形式存在的氮和磷将一一被去除。A2O生物脱氮除磷系统的活性污泥中，菌群主要由硝化菌和反硝化菌、聚磷菌组成。在好氧段，硝化细菌将入流中的氨氮及有机氮氨化成的氨氮，通过生物硝化作用，转化成硝酸盐；在缺氧段，反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用，转化成氮气逸入到大气中，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，将磷除去。  该工艺处理效率一般能达到：BOD5和SS为90%~95%，总氮为70%以上，磷为90%左右
A2/O法工艺流程图


3）主要工艺特点
污染物去除效率高，运行稳定，有较好的耐冲击负荷。　
厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和不同种类微生物菌群的有机配合，能同时具有去除有机物、脱氮除磷的功能。
脱氮效果受混合液回流比大小的影响,除磷效果则受回流污泥中夹带DO和硝酸态氧的影响，因而脱氮除磷效率不可能很高。
在同时脱氧除磷去除有机物的工艺中，该工艺流程最为简单，总的水力停留时间也少于同类其他工艺
在厌氧—缺氧—好氧交替运行下，丝状菌不会大量繁殖，SVI一般小于100，不会发生污泥膨胀。污泥沉降性能
污泥中磷含量高，一般为2.5％以上。
反应池容积比A/O脱氮工艺还要大； 污泥内回流量大，能耗较高；用于中小型污水厂费用偏高； 沼气回收利用经济效益差； 污泥渗出液需化学除磷。
4）A2/O工艺的影响因素
DO的影响
好氧池：DO为2 mg/L左右为宜，太高则内回流的高浓度DO会抑制影响反硝化效果，太低则限制了好氧池硝化菌的生长率。
在缺氧池：由于溶解氧与硝酸盐竞争电子供体，同时还抑制硝酸盐还原酶的合成和活性，影响反硝化脱氮。为此，缺氧段DO<0.5 mg/L。   
厌氧池：在严格的厌氧环境下，聚磷菌才能从体内大量释放出磷而处于饥饿状态，为好氧段大量吸磷创造了前提，从而才能有效地从污水中去除磷。但由于回流污泥将溶解氧和NO-x带入厌氧段，很难保持严格的厌氧状态，所以一般要求DO<0.2 mg/L，这对除磷影响不大。


污泥龄ts的影响
一方面，因自养型硝化菌比异养型好氧菌（碳氧化）的最小比增殖速度小得多，要使硝化菌存活并成为优势菌群，则污泥龄要长，经实践证明一般为20~30 d为宜。但另一方面， A2O工艺中磷的去除主要是通过排出含高磷的剩余污泥而实现的，如ts过长，则每天排出含高磷的剩余污泥量太少，达不到较高的除磷效率。同时过高的污泥龄会造成磷从污泥中重新释放，更降低了除磷效果，所以污泥龄越短越好。权衡上述二方面的影响， A2O工艺的污泥龄一般宜为15~20 d。

污水中生物降解有机物对脱氮除磷的影响
在厌氧池，要有较高的有机物浓度（ BOD/TP不得小于20 ，释磷效果才好）；在缺氧池，应有充足的有机物（为硝酸盐提高电子供体， BOD/TKN>3时，可认为碳源充足）；而在好氧池的有机物浓度应较小（保证硝化细菌在好氧池中占优势生长，使硝化作用完全）。

水力停留时间HRT的影响
根据实验和运行经验表明，A2/O工艺总的水力停留时间HRT一般为6~8 h，而三段HRT的比例为厌氧段∶缺氧段∶好氧段=1∶1∶(3~4)。


温度的影响
好氧段，硝化反应在5~35℃时，其反应速率随温度升高而加快，适宜的温度范围为30~35℃。
缺氧段的反硝化反应可在5~27℃进行，反硝化速率随温度升高而加快，适宜的温度范围为15~25℃。
厌氧段，温度对厌氧释磷的影响不太明显，在5~30℃除磷效果均很好。

pH值的影响
在厌氧段，聚磷菌厌氧释磷的适宜pH值是6~8；
在缺氧反硝化段，对反硝化菌脱氮适宜的pH值为6.5~7.5；
在好氧硝化段，对硝化菌适宜的pH值为7.5~8.5。

混合液回流比RN的影响
从好氧池流出的混合液，很大一部分要回流到缺氧段进行反硝化脱氮。混合液回流比的大小直接影响反硝化脱氮效果，回流比RN大、脱氮率提高，但回流比RN太大时则混合液回流的动力消耗太大，造成运行费用大大提高。一般为200%~400%。

污泥回流比R
回流污泥是从二沉池底流回到厌氧池，靠回流污泥维持各段污泥浓度，使之进行生化反应。如果污泥回流比R太小，则影响各段的生化反应速率；反之回流比R太高，则会带入过多的氧而影响厌氧和缺氧的处理效果。一般为60%~100%。

TKN/MLSS负荷率的影响
好氧段的硝化反应，过高的NH+4-N浓度对硝化菌会产生抑制作用，实验表明TKN/MLSS负荷率应<0.05 kgTKN/kgMLSS·d，否则会影响氨氮的硝化。

4.6  氧化沟工艺
1）基本原理      氧化沟又名氧化渠，因其构筑物呈封闭的环形沟渠而得名。它是活性污泥法的一种变型。因为污水和活性污泥在曝气渠道中不断循环流动，因此有人称其为“循环曝气池”、“无终端曝气池”。氧化沟的水力停留时间长，有机负荷低，其本质上属于延时曝气系统。氧化沟一般由沟体、曝气设备、进出水装置、导流和混合设备组成，沟体的平面形状一般呈环形，也可以是长方形、L形、圆形或其他形状，沟端面形状多为矩形和梯形。
2）工艺简图



3）主要工艺特点
构造形式多样性

基本形式氧化沟的曝气池呈封闭的沟渠形，而沟渠的形状和构造则多种多样，沟渠可以呈圆形和椭圆形等形状。可以是单沟系统或多沟系统；多沟系统可以是一组同心的互相连通的沟渠，也可以是相互平行，尺寸相同的一组沟渠。有与二次沉淀池分建的氧化沟也有合建的氧化沟，合建的氧化沟又有体内式和体外式之分，等等。多种多样的构造形式，赋予了氧化沟灵活机动的运行性能，使他可以按照任意一种活性污泥的运行方式运行，并结合其他工艺单元，以满足不同的出水水质要求。

曝气设备的多样性
常用的曝气设备有转刷、转盘、表面曝气器和射流曝气等。不同的曝气装置导致了不同的氧化沟型式，如采用表曝气机的卡鲁塞尔氧化沟，采用转刷的帕斯维尔氧化沟等等，与其他活性污泥法不同的是，曝气装置只在沟渠的某一处或者几处安设，数目应按处理场规模、原污水水质及氧化沟构造决定，曝气装置的作用除供应足够的氧气外，还要提供沟渠内不小于0.3m/s的水流速度，以维持循环及活性污泥的悬浮状态。

曝气强度可调节
氧化沟的曝气强度可以通过两种方式调节。一是通过出水溢流堰调节：通过调节溢流堰的高度改变沟渠内水深，进而改变曝气装置的淹没深度，使其充氧量适应运行的需要。淹没深度的变化对曝气设备的推动力也会产生影响，从而可以对进水流速起到一定的调节作用；其二是通过直接调节曝气器的转速：由于机电设备和自控技术的发展，目前氧化沟内的曝气器的转速时可以调节的，从而可以调节曝气强度的推动力。

简化了预处理和污泥处理
氧化沟的水力停留时间和污泥龄都比一般生物处理法长，悬浮装有机物与溶解性有机物同时得到较彻底的稳定，氧化沟可以不设初沉池。由于氧化沟工艺污泥龄长，负荷低，排出的剩余污泥已得到高度稳定，剩余污泥量也较少。因此不再需要厌氧消化，而只需进行浓缩和脱水。污泥膨胀问题　　
当废水中的碳水化合物较多，N、P含量不平衡，pH值偏低，氧化沟中污泥负荷过高，溶解氧浓度不足，排泥不畅等易引发丝状菌性污泥膨胀；非丝状菌性污泥膨胀主要发生在废水水温较低而污泥负荷较高时。微生物的负荷高，细菌吸取了大量营养物质，由于温度低，代谢速度较慢，积贮起大量高粘性的多糖类物质，使活性污泥的表面附着水大大增加，SVI值很高，形成污泥膨胀。

泡沫问题　　
由于进水中带有大量油脂，处理系统不能完全有效地将其除去，部分油脂富集于污泥中，经转刷充氧搅拌，产生大量泡沫；泥龄偏长，污泥老化，也易产生泡沫。

污泥上浮问题　　
当废水中含油量过大，整个系统泥质变轻，在操作过程中不能很好控制其在二沉池的停留时间，易造成缺氧，产生腐化污泥上浮；当曝气时间过长，在池中发生高度硝化作用，使硝酸盐浓度高，在二沉池易发生反硝化作用，产生氮气，使污泥上浮；另外，废水中含油量过大，污泥可能挟油上浮。

流速不均及污泥沉积问题　
在氧化沟中，为了获得其独特的混合和处理效果，混合液必须以一定的流速在沟内循环流动。一般认为，最低流速应为0.15m/s，不发生沉积的平均流速应达到0.3~0.5m/s。氧化沟的曝气设备一般为曝气转刷和曝气转盘，转刷的浸没深度为250~300mm，转盘的浸没深度为480~ 530mm。与氧化沟水深（3.0~3.6m）相比，转刷只占了水深的1/10~1/12，转盘也只占了1/6~1/7，因此造成氧化沟上部流速较大（约为0.8~1.2m，甚至更大），而底部流速很小（特别是在水深的2/3或3/4以下，混合液几乎没有流速），致使沟底大量积泥（有时积泥厚度达1.0m），大大减少了氧化沟的有效容积，降低了处理效果，影响了出水水质。

1）原理
AB工艺即生物吸附氧化法(Adsorption Biodegradation，简称AB 工艺)，其中A段为生物吸附段，B段为生物氧化段。AB法工艺由德国B0HUKE教授首先开发。该工艺将曝气池分为高低负荷两段，各有独立的沉淀和污泥回流系统。高负荷段A段停留时间约20-40分钟，以生物絮凝吸附作用为主，同时发生不完会氧化反应，生物主要为短世代的细菌群落，去除BOD达50%以上。B段与常规活性污泥相似，负荷较低，泥龄较长。AB工艺在实际工程中经受住了考验并且在国外越来越受到重视，并成为20世纪80年代以来发展最快的城市污水处理工艺。近年来，国内有关单位也对AB法进行了研究，并取得了一些成果，实践证明该工艺是近代污水处理技术中的一项新发

2）AB工艺流程及特征

A段在很高的负荷下运行，其负荷率通常为普通活性污泥法的50~100倍，污水停留时间只有30~40min，污泥龄仅为0.3~0.5d。污泥龄较高，真核生物无法生存，只有某些世代短的原核细菌才能适应生存并得以生长繁殖，A段对水质、水量、PH值和有毒物质的冲击负荷有极好的缓冲作用。A段产生的污泥量较大，约占整个处理系统污泥产量的80%左右，且剩余污泥中的有机物含量高。
      
B段可在很低的负荷下运行，负荷范围一般为<0.15kgBOD/(kgMLSS.d)水力停留时间为2~5h，污泥龄较长，且一般为15~20d。在B段曝气池中生长的微生物除菌胶团微生物外，有相当数量的高级真核微生物，这些微生物世代期比较长，并适宜在有机物含量比较低的情况下生存和繁殖。 

A段与B段各自拥有独立的污泥回流系统，相互隔离，保证了各自独立的生物反应过程和不同的微生物生态反应系统，人为地设定了A和B的明确分工。
      
开放式系统，AB工艺中不设初沉池，从而使污水中的微生物在A段得到充分利用，并连续不断的更新，使A段形成一个开放性的、不断由原污水中生物补充的生物动态系统。    
   
微生物的生物相及其，A段内微生物活性强、世代期短、具有很强的吸附能力。当A段以兼氧的方式运行时，由于供氧较低，高活性微生物为了满足自身代谢能量的要求，被迫对在好氧条件下不易分解的有机物进行初步分解，起到大分子断链的作用，使其转化为较小分子的易降解有机物，从而在后续的B段好氧曝气中易于被去除。B段主要是世代期长的真核微生物，能够保证出水水质
3)AB工艺的优缺点
优点
对有机底物去除效率高。
系统运行稳定。主要表现在：出水水质波动小，有极强的耐冲击负荷能力，有良好的污泥沉降性能。
有较好的脱氮除磷效果。
节能，运行费用低，耗电量低，可回收沼气能源。经试验证明，AB法工艺较传统的一段法工艺节省运行费用20%~25%.


缺点
A段在运行中如果控制不好，很容易产生臭气，影响附近的环境卫生，这主要是由于A段在超高有机负荷下工作，使A段曝气池运行于厌氧工况下，导致产生硫化氢、大粪素等恶臭气体。

当对除磷脱氮要求很高时，A段不宜按AB法的原来去处有机物的分配比去除BOD55%~60%，因为这样B段曝气池的进水含碳有机物含量的碳/氮比偏低，不能有效的脱氮。

污泥产率高，A段产生的污泥量较大，约占整个处理系统污泥产量的80%左右，且剩余污泥中的有机物含量高，这给污泥的最终稳定化处置带来了较大压力。
4）AB工艺主要设计参数
A段曝气池
污泥负荷的确定
A段的污泥负荷通常取2~6kg／(kg· d)为宜
污泥浓度、污泥龄及污泥回流比的确定
A段通常设计的污泥浓度为2000~3000mg／L。也可提高到300O~4000 mg／L。 A段的污泥龄一般控制在0．3 ~ 0.5d之间较为合适
A段的污泥回流比应考虑能在50％~100％之间变化
水力停留时间的确定
A段以物理吸附为主，工程设计中建议采用30~50min为宜
溶解氧及耗氧负荷的确定
A段溶解氧浓度的控制范围一般在0．2~0.7mg／L之间

B段曝气池
污泥负荷的确定
B段的污泥负荷通常取0.1~0.3kg／(kg· d)为宜
污泥浓度、污泥龄及污泥回流比的确定
B段通常设计的污泥浓度为3000~4000 mg／L。 A段的污泥龄一般控制在15~20d之间较为合适
B段的污泥回流比应考虑能在50％~100％之间变化
水力停留时间的确定
工程设计中建议采用2~4h为宜
溶解氧及耗氧负荷的确定
B段溶解氧浓度的控制范围一般在0．7~1．5mg／L之间
第五章 生物膜法
5.1 曝气生物滤池
1）原理
曝气生物滤池（BAF）也叫淹没式曝气生物滤池，该工艺充分借鉴了污水处理接触氧化法和给水快滤池的设计思路 ，是在普通生物滤池、高负荷生物滤池、生物滤塔、生物接触氧化法等生物膜法的基础上发展而来的，被称为第三代生物滤池。

曝气生物滤池是普通生物滤池的一种变形形式，也可看成是生物接触氧化法的一种特殊形式，即在生物反应器内装填高比表面积的颗粒填料，以提供微生物膜生长的载体，并根据污水流向不同分为下向流或上向流，污水由上向下或由下向上流过滤料层，在滤料层下部鼓风曝气，使空气与污水逆向或同向接触，使污水中的有机物与填料表面生物膜通过生化反应得到降解，填料同时起到物理过滤作用　
2）工艺流程

工艺特征
用粒状填料作为生物载体，如陶粒、焦炭、石英砂、活性炭等。
区别于一般生物滤池及生物滤塔，在去除BOD、氨氮时需进行曝气。
高水力负荷、高容积负荷及高的生物膜活性。
具有生物氧化降解和截留SS的双重功能，生物处理单元之后不需再设二次沉淀池。
需定期进行反冲洗，清洗滤池中截留的SS以及更新生物膜。
3)BAF 工艺的主要优点
曝气生物滤池是第三代生物滤池，是真正集生物膜法与活性污泥法于一身的反应器，出水水质高、处理负荷大。 滴滤池（普通生物滤池）被称为第一代生物滤池，也是生物滤池最初的雏形，高负荷生物滤池、生物滤塔是在此基础上发展起来的第二代生物滤池，主要特征是增加了处理负荷。曝气生物滤池对生物滤池进行了全面的革新：采用人工强制曝气，代替了自然通风；采用粒径小、比表面积大的滤料，显著提高了生物浓度；采用生物处理与过滤处理联合方式，省去了二次沉淀池；采用反冲洗的方式，免去了堵塞的可能，同时提高了生物膜的活性；采用生物膜加生物絮体联合处理的方式，同时发挥了生物膜法和活性污泥法的优点。
　　

曝气生物滤池同时具有生物氧化降解和过滤的作用，因而可获得很高的出水水质，可达到回用水水质标准。一般来说，对生活污水，二级处理即可达到普通工艺三级处理的水平。对工业废水，即使在可生化性不强的情况下，曝气生物滤池处理效果也优于一般的工艺，因为曝气生物滤池处理有机物不仅依赖于生物氧化，还存在显著的生物吸附和过滤作用，因为可去除粒径较大，可吸附去除一些可生化性不强的物质。由于填料本身截留及表面生物膜的生物絮凝作用，使得出水SS很底，一般不超过10mg/l，出水非常清澈透明；因不断的反冲洗，生物膜得以有效更新，表现为生物膜较薄（一般为110微米左右），活性很高。高活性的生物膜不仅体现在生物氧化、降解方面，更表现为生物絮凝、吸附作用。对一些难降解的物质，可将其吸附、截留在池中，得以去除。


占地面积小，基建投资省。曝气生物滤池之后不设二次沉淀池，可省去二次沉淀池的占地和投资。曝气生物滤池占地面积仅为常规工艺的1／10—1／5。处理负荷高、停留时间短，因而池容较小，基建投资比常规工艺节省至少20－30％。
运行费用低。供气能耗在所有好氧生物处理的运行费用中占了相当的比例，曝气生物滤池工艺氧的传输利用效率很高，曝气量小，供氧动力消耗低。氧的利用效率可达20－30％。主要原理为：
    a、因填料粒径很小，气泡在上升过程中，不断被切割成小气泡，加大了气液接触面积，加强了氧气的利用率。
　  b、气泡在上升过程中，受到了填料的阻力，延长了停留时间，同样有利于氧气的传质。
    c、研究表明，在BIOFOR中，氧气可直接渗透入生物膜，因而加快了氧气的传质速度，减少了供氧量。
    d、工程实践表明，曝气量为传统活性污泥法的1／20，为氧化沟的1／6，为SBR的1／4—1／3，在很大程度上节省了运行费用。曝气生物滤池水头损失较小，剩余污泥量少且容易处理，维护量很少，这都将保证运行费用较低。
、
抗冲击负荷能力强，耐低温。运行经验表明，曝气生物滤池可在正常负荷2－3倍的短期冲击负荷下运行，而其出水水质变化很小。这一方面依赖于滤料的高比表面积，当外加有机负荷增加时，滤料表面的生物量可以快速增值；另一方面依赖于整体曝气生物滤池的缓冲能力。此外，生物曝气滤池一旦挂膜成功，可在6－10℃水温下运行，并具有较好的运行效果。

易挂膜，启动快。曝气生物滤池在水温15℃左右，2至3周即可完成挂膜过程。在暂时不使用的情况下可关闭运行，此时滤料表面的生物膜并未死亡，而是以孢子的形式存在，一旦通水曝气，可在很短的时间内恢复正常。污水水温15℃左右，停止运行半月（滤柱内排空水且不曝气），恢复运行后，三天后即完全恢复正常。这一特点使曝气生物滤池非常适合一些水量变化大地区的污水处理。在旅游地区，污水量受季节及旅游人数的变化影响非常大，在旅游淡季时，完全可以关闭部分曝气生物滤池，以减少不必要的运行费用，一旦需要，可在很短的时间内恢复设计处理能力。

曝气生物滤池采用模块化结构，便于后期改、扩建。国内现有污废水处理工艺普遍存在一个缺点：当新增污废水处理量时，必须对原有工艺进行较彻底的修改，主要原因是因为这些工艺都不是模块化结构。曝气生物滤池完全模块化，非常利于后期的扩建和改建，仅需并列增加滤池数即可，不影响已有的工艺运行。

采用自动化控制，易于管理。曝气生物滤池可采用完全自动化控制，管理非常简单。同时由于其本身的结构并不复杂，因而也无需庞杂的自控设备，更无需大量的人员技术培训。

不产生臭气、环境质量高。国内现有污水处理厂的环境质量普遍较差，臭气弥漫、苍蝇等昆虫较多，曝气生物滤池不产生臭气，采用该工艺的污水厂环境质量很高。

5.2 生物接触氧化法
1）原理
生物接触氧化工艺（Biological Contact Oxidation）又称“淹没式生物滤池”、“接触曝气法”、“固着式活性污泥法”，是一种于20世纪70年代初开创的污水处理技术，其技术实质是在生物反应池内充填填料，已经充氧的污水浸没全部填料，并以一定的流速流经填料。在填料上布满生物膜，污水与生物膜广泛接触，在生物膜上微生物的新陈代谢的作用下，污水中有机污染物得到去除，污水得到净化。（就是以生物膜吸附废水中的有机物，在有氧的条件下，有机物由微生物氧化分解，废水得到净化。 ）
2）工艺流程图

3）生物接触氧化工艺特点
优点

填料比表面积大，池内充氧条件良好，池内单位容积的生物固体量较高，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷；

生物接触氧化池内生物固体量多，水流完全混合，故对水质水量的骤变有较强的适应能力；

剩余污泥量少，不存在污泥膨胀问题，运行管理简便。

净化效率高，处理所需时间短 ，接触氧化工艺只需0.5～1.0h就可以达到活性污泥工艺8h的效果


缺点

布水、曝气不易均匀，易出现死区

由于池内填充了大量的生物膜载体填料，填料上下两端多数用网格状支架固定，当填料下部的曝气系统发生故障时，维修工作将十分麻烦。

填料易老化，一般4－6年需更换一次。

脱落的生物膜和絮状污泥在二沉池沉淀效果较差，易导致出水SS超标。

4）生物接触氧化工艺参数
生物接触氧化池的个数或分格数应不少于2个，并按同时工作设计。
填料的体积按填料容积负荷和平均日污水量计算。填料的容积负荷一般应通过试 验确定。当无试验资料时，对于生活污水或以生活污水为主的城市污水，容积负荷一般采用  1～1.5kg BOD/(m3·d)。
污水在氧化池内的有效接触时间一般为1．5～3．0h。
填料层总高度一般为3m。当采用蜂窝型填料时，一般应分层装填，每层高为1m， 蜂窝孔径应不小于25mm。
进水BOD5浓度应控制在150～300mg/L的范围内。
接触氧化池中的溶解氧含量一般应维持在2．5～3.5mg/L之间，气水比为15～20：1。
　　

为保证布水布气均匀，每格氧化池面积一般应不大于25m2
      目前生物接触氧化法的最适合填料为立体弹性填料,立体弹性填料与硬性类蜂窝填料相比，孔隙可变性大，不堵塞；与软性类填料相比，材质寿命长，不粘连结团；
  与半软性填料相比，表面积大、挂膜迅速、造价低廉。
  具体数据:比表面积300m2/m3,填料长度1~2.5m，直径150mm，
      接触氧化池水深度不应大于3米以保证曝气，立体弹性填料设计容积负荷可达2kg/m3.d（一般污水）,气水比一般取15：1，运行时溶解氧含量大于2mg/l。
    采用好氧接触氧化处理时进水BOD小于500mg/l。


5）生物接触氧化设计计算公式
1、生物接触氧化池的有效容积：W=Q·S0/NW(m3)式中：w——生物接触氧化池有效容积，m3w——平均日废水流量，m3/dw——原废水BOD5值，g/ m3w——BOD5-容积负荷，gBOD5/(m3·d)
2、氧化池总面积：A=W/H(m2)式中：H——填料层高度，m，一般取3m。
3、氧化池座（格）数：n=A/f式中：f——每座氧化池面积，m2，一般f≤25 m2。

4、废水与填料的接触时间：t=24·n·f·H/Q(h)

5、氧化池总高度H0:H0=H+h1+h2+(m-1)·h3+h4(m)式中：h1——超高，m，为0.5~1.0 m；h2——填料层上部的稳定层水深，m，为0.4~0.5 m；h3——填料层间隙高，m，为0.2~0.3m；m——填料层数；h4——配水区高度，m，当不需进入检修时为0.5 m，当考虑检修时为1.5 m。
5.3  生物流化床法
1）原理
生物流化床法是将传统活性污泥法与生物膜法有机结合并引入化工流态化技术。生物流化床技术以砂、活性炭、焦炭、有机高分子颗粒等一类较小的颗粒为载体充填在床内，载体表面附有生物膜，其在流化床内呈流化状态，接触均匀，有巨大的比表面积，可以使床内保持高浓度的生物量，传质效率极高，有极高的处理效率。
2）工艺流程图



流化床内工作特性
新型流化床一般由反应区、脱气区和沉降区组成，反应区由同心的内筒和外筒圆柱组成。载体填充在反应区内。微孔曝气装置设在内筒的底部，当压缩空气由曝气装置释放进入内筒(升流筒)时，由于气体的推动作用和压缩空气在水中的裹夹与混合作用，水与载体的混合液密度减小而向上流动，到达分离区顶部后大气泡逸出，而含有小气泡的水与载体混合物则流入外筒(降流筒)，由于外筒含气量相对减少导致密度增大，因此，混合液在内筒向上流，外筒向下流构成内循环，内、外筒混合液的密度差正是循环流化的动力。由于载体处于循环流化状态，从而大大加快了微生物和废水之间的相对运动，强化了传质作用，同时又可有效地控制生物膜的厚度，使其保持较高的生物活性，污水被处理后经沉降区分离沉降后通过出水堰排出。
3）流化床工艺优缺点

优点：传质效率高、氧的溶解度高、反应速度快、处理效率高、占地面积小。
缺点：塔式反应器，出水水位高；               －－水泵扬程高、风机风压高          沉淀分离区在顶部，截面积小；               －－固液分离效果差，出水SS浓度高          生物载体比重大；               －－启动流化需要的气量大

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