2　污水的生物处理法

在自然界存在着大量的以有机物为营养物质的微生物，它们能通过自身新陈代谢的生理功能，氧化分解一般的有机物并将其转化为稳定的无机物，而且还能转化某些有毒的有机物和无机物。

污水生物处理就是利用微生物分解氧化有机物这一功能，通过采取一定的人工强化措施，提高其分解氧化有机物效率的一种污水处理方法。污水生物处理分为好氧生物处理和厌氧生物处理两大类。好氧生物处理的进行需要有氧的供应，而厌氧生物处理则需无氧的环境。常用的好氧生物处理法有活性污泥法和生物膜法两种。

生物处理主要去除水中溶解和胶体状态的有机物，悬浮状态的污染物则可以通过沉淀等方法加以去除。

2.1　活性污泥法

2.1.1　活性污泥法的基本工艺流程

（1）活性污泥法的基本概念　向生活污水中注入空气并进行曝气，隔一定时间保留沉淀物，更换新鲜污水，如此操作并持续一段时间后，污水中就生成一种黄褐色的絮凝体，即活性污泥。以活性污泥为主体的污水生物处理工艺称为活性污泥法。

在活性污泥法中起主要作用的是活性污泥。在活性污泥上栖息着具有强大生命力和降解污水中有机物能力的微生物群体。

（2）活性污泥法的基本工艺流程　传统活性污泥法的基本工艺流程由曝气池、二沉池、曝气系统、污泥回流及剩余污泥排放五部分组成，如图1-2-1所示。

图1-2-1　传统活性污泥法基本工艺流程

曝气池是一个生物反应器。经过适当预处理的污水和回流的活性污泥一起进入曝气池形成混合液，曝气为好氧微生物提供新陈代谢所需的溶解氧，同时也起混合搅拌作用，使微生物和污染物充分接触，强化生化反应传质过程。随后，曝气池内的泥水混合液流入二沉池，进行泥水分离，活性污泥絮体沉入池底，泥水分离后的水作为处理水排出二沉池。二沉池沉降下来的污泥大部分作为回流污泥返回曝气池，其余的污泥则从沉淀池中排除。

2.1.2　活性污泥的形态及组成

（1）活性污泥的形态　活性污泥的絮体形态与微生物组成、数量、污水中污染物的特性及外部条件，如水温、运行操作条件等相关，絮体大小一般介于0.02～0.2mm，呈不定形状，微具土壤味。活性污泥具有较大的比表面积，可达2000～10000m2/m3。

活性污泥中有机物占75%～85%，无机物占15%～25%。

（2）活性污泥的组成　活性污泥主要由四部分组成：（a）具有代谢功能的活性微生物群体；（b）微生物内源呼吸和自身氧化的残留物；（c）被污泥絮体吸附的难以降解的有机物；（d）被污泥絮体吸附的无机物。

活性污泥的净化功能主要取决于栖息在活性污泥上的微生物。活性污泥微生物以好氧细菌为主，也存活着真菌、原生动物和后生动物等。这些微生物群体组成了一个相对稳定的生态系。

活性污泥中的细菌以异养型的原核细菌为主，对正常成熟的活性污泥，每毫升活性污泥中的细菌数大致在107～109个。细菌虽是微生物主要的组成部分，但是活性污泥中哪些种属的细菌占优势，要看污水中所含有机物的成分以及活性污泥法运行操作条件等因素。活性污泥中的一些细菌具有分泌黏性物质的能力，这些黏性物质能使细菌互相黏结，形成菌胶团。菌胶团对污水中微小颗粒和可溶性有机物有一定的吸附黏结作用，促进形成活性污泥絮体。

真菌构造较为复杂而且种类繁多，是多细胞的异养型微生物。与活性污泥法处理有关的真菌主要是霉菌。霉菌是微小的腐生或寄生的丝状真菌，它能够分解碳水化合物、脂肪、蛋白质和其他含氮化合物。但真菌的大量增殖会产生污泥膨胀现象，严重影响活性污泥系统的正常工作。真菌在活性污泥法中的出现往往与水质有关。

活性污泥中的原生动物主要有肉足虫、鞭毛虫和纤毛虫3类。原生动物为单细胞生物，大多为好氧化能异养型菌，原生动物的主要摄食对象是细菌。因此，处理水的水质和活性污泥中细菌的变化直接影响原生动物的种类和数量变化。在活性污泥法的运行初期，以肉足虫、鞭毛虫类为主，然后是自由泳的纤毛类，当活性污泥成熟、处理效果良好时，匍匐型和附着型纤毛虫类占优势。原生动物个体较大，通过显微镜就能观察到，可作为指示生物。在活性污泥法的应用中，常通过观察原生动物的种类和数量，间接地判断污水处理的效果，所以活性污泥原生动物生物相观察，是活性污泥质量评价的重要手段之一。此外，原生动物捕食细菌的作用也确保活性污泥系统出水水质进一步提高，是仅次于细菌的污水净化功能承担者。

以细菌、原生动物以及活性污泥碎片为食的后生动物，如轮虫、线虫等，在活性污泥中不经常出现，特别是轮虫仅在有机物含量低且水质好的系统，如延时曝气活性污泥系统中才较多出现，因此轮虫是出水水质好且稳定的标志。

2.1.3　活性污泥增长曲线

（1）增长曲线　在活性污泥法的曝气池或生物反应池中，随着有机污染物的不断降解，活性污泥微生物的量不断增殖，活性污泥微生物的增殖规律，通常用增长曲线描述。该曲线表达的是在温度和溶解氧等环境条件满足微生物的生长要求，并有一定量初始微生物接种时，营养物质一次充分投加后，微生物数量随时间的增殖和衰减规律。活性污泥法生物处理是由微生物、有机物和溶解氧3部分共同完成的，因此在微生物增殖的同时有机物的量和溶解氧的消耗都会发生变化。活性污泥中微生物的增殖、有机污染物降解和溶解氧的消耗关系曲线如图1-2-2所示。根据微生物的生长情况，微生物的增殖可以分成停滞期、对数增殖期、减速增殖期和内源呼吸期4个阶段。

图1-2-2　活性污泥微生物的增殖、有机物降解和溶解氧消耗关系曲线示意图

①停滞期　停滞期也称适应期或延迟期。这一阶段是微生物培养的初期，活性污泥微生物没有增殖，微生物刚进入新的培养环境中，细胞中的酶系统开始对环境进行适应。本阶段微生物细胞的特点是分裂迟缓、代谢活跃、一般数量不增加但细胞体积增长较快，易产生诱导酶。此阶段的时间长短与污水中有机物可生物降解性、微生物菌种的遗传性、微生物菌龄和移种前后微生物所处的环境条件等因素密切相关。停滞期对于后续微生物功能的发挥是非常重要的。在实际应用中活性污泥法的启动初期会遇到这一阶段。

②对数增殖期　也称对数生长期，微生物经过一段时间的适应调整后，细胞以最快的速度进行分裂。微生物的生长特点是代谢活性最强，组成微生物新细胞物质最快，微生物以最大速率将有机物氧化和转换成细胞物质，细胞数的对数值和培养时间呈直线关系（图1-2-2）。在此期间，由于微生物周围营养丰富，微生物的生长繁殖不受有机底物的限制，因此微生物的增长速度最大，同时有机物降解速度也非常快，溶解氧需求量最大。此外，与新增的微生物量相比，死亡的微生物量相对较小，可以忽略不计。

③减速增殖期　微生物经过对数增殖期的大量繁殖后，培养液中的有机物已被大量消耗，代谢产物积累过多，使得细胞的增殖速度逐渐减慢，在此阶段，细菌繁殖速度和细胞死亡速度相同，活的微生物总数趋近稳定，且达到最大值。减速增殖期的长短与菌种和外界环境条件有关。如果此阶段再添加有机物等营养物质，并排出代谢物，则微生物又可以恢复到对数增殖期。大多数活性污泥法污水处理厂是将曝气池的运行工况控制在减速增殖期。

④内源呼吸期　经过减速增殖期后，培养液中的有机物含量继续下降，几乎达到耗尽的程度，微生物已不能从其周围环境中获取足够的能够满足自身生理需要的营养，开始利用自身的贮藏物甚至菌体细胞的组成成分作养料，维持生命活动。此阶段，细菌往往产生芽孢，只有少数细菌继续分裂，大多数细胞出现自溶和死亡，致使培养液中活的总微生物数量下降，微生物的增殖曲线显著下降，同时溶解氧的需求量也下降。只有个别活性污泥法工艺的工况设置在这一阶段，如延时曝气法等。

上述的微生物增殖或活性污泥增长4阶段是营养物质一次充分投加后，在有接种微生物和溶解氧的条件下的变化规律，属于非连续工作过程，即在培养过程中不连续补充营养物质（污染物），也不排出代谢物质。培养液中有机物量与微生物量的比值（简称食料比F/M，F代表营养物，M代表微生物量）随着培养时间是不断变化的，从初期的高比值到后期的低比值。

（2）活性污泥增长曲线的应用　F/M值的高低影响微生物的代谢，当F/M值高时，营养物质相对过剩，微生物繁殖快，活力很强，处理污水的能力高，例如，在对数增殖期就是这种状况。但是，由于微生物活性高，细胞之间存在的电斥力大于范德华引力，导致微生物的絮凝和沉淀效果差，出水中所含的有机物含量高，因此，在污水的生物处理中，为了取得比较稳定和高效的有机物处理效果，一般不选用处于对数期的工况条件，而常采用处于减速增殖期或内源呼吸期的工况条件。在减速增殖期或内源呼吸期F/M值相对较低，虽然这时微生物多处于老龄阶段，活性有所降低，运动能力差，但是范德华力占优势，能形成絮凝和沉降性能好的菌胶团，生物处理出水有机物含量低，另外溶解氧供给也相对较小。因此，F/M值的高低影响微生物的增殖过程，影响微生物的絮凝和沉降性能，同时也影响溶解氧的消耗速度，是非常重要的活性污泥法工艺设计和运行指标。

必须指出的是，活性污泥法实际应用时，生物处理单元一般都是连续工作，有机物连续不断地进入反应器，微生物和处理水不断排出反应器，是一个稳定的连续过程。实际的污水处理单元工作点位于图1-2-2中活性污泥增殖曲线的一点或一段上，具体情况要结合工艺条件。例如，对于完全混合曝气池，由于进入曝气池的污水立即被混合，池中的有机物浓度基本相同，这时F/M值为一固定值，根据工艺设计要求，其工作点处于图1-2-2中的A点、B点或其他点。从微生物的增殖过程可知，A点的F/M值要高于B点。对于推流式曝气池，曝气池的混合液沿流动方向无法有效混合，使得沿曝气池长度方向的有机物浓度不同，沿池长的F/M值由高到低变化，所以此时生物处理的F/M值工作点在活性污泥的增殖曲线上是一段线段，如图1-2-2中的A到B段。

2.1.4　活性污泥法的性能指标

活性污泥法的性能指标主要有混合液悬浮固体浓度（MLSS）、混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）、污泥沉降比（SV）、污泥容积指数（SVI）、污泥龄、污泥负荷和曝气池容积负荷等。

（1）混合液悬浮固体浓度（MLSS）　又称混合液污泥浓度，它表示的是曝气池单位容积污泥污水混合液中所含活性污泥固体物的总重量，单位是mg/L等。它包括具有代谢功能的活性微生物群体（Ma），微生物内源呼吸、自身氧化的残留物（Me），原污水含有的微生物难以降解的有机物（Mi）和原污水含有的无机物（Mii）4部分，可表示为：。

MLSS不能够精确表示具有降解功能的“活”的微生物的数量，在活性污泥法中，MLSS通常在2000～4000mg/L的范围内。MLSS只含30%～50%活的微生物体。该指标更适合用于活性污泥管理和处理污泥量计算等。

（2）混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）　MLVSS表示的是曝气池单位容积污泥污水混合液中所含有机固体物的总重量，单位是mg/L等。该指标也用来表示活性污泥量，因为指标中包含具有代谢功能的活性微生物群体（Ma）；微生物内源呼吸、自身氧化的残留物（Me）、原污水含有的微生物难以降解的有机物（Mi）3部分，所以，MLVSS表示“活”的微生物的数量的精确程度比MLSS要有所提高，可表示为：MLVSS=cMa+cMe+cMi。但是，MLVSS仍然只能表示“活”的微生物的相对数量，活性污泥中活的异养型微生物只占MLVSS的10%～20%。

通常，活性污泥法系统中，MLVSS和MLSS的比值相对恒定，为0.65～0.85，在处理以生活污水为主的城市污水活性污泥法系统中，MLVSS和MLSS的比值约为0.75。

在实际应用中MLVSS和MLSS也常称为曝气池污泥浓度。尽管MLVSS和MLSS在表达参与污水生物处理微生物的精确程度上存在不足，但由于这两个指标简便易得，目前还仍然被广泛应用于污水生物处理的研究、设计和运行管理中。

（3）污泥沉降比（SV）　SV是指曝气池中的混合液在1L量筒中静置沉淀30min后，沉淀的污泥体积与静置前混合液的体积比，一般以百分数表示。SV反映了正常运行的曝气池中的污泥量，通常用于工艺的管理，如剩余污泥量的排放，以及通过观察SV及时了解污泥膨胀等。一般认为SV值的正常范围为15%～30%。

（4）污泥容积指数（SVI）　污泥容积指数是指曝气池中的混合液静置30min后，每克干污泥形成的沉淀污泥所占的容积，单位为mL/g。

SVI值反映了活性污泥的凝聚和沉降性能，比SV更能准确地评价污泥的凝聚和沉降性能，是工艺管理中的重要指标。SVI值过低，表明活性污泥粒小、紧密、无机成分多；若SVI值过高，表明其污泥絮体松散、沉降性能不好，即将膨胀或已经膨胀。对于城市污水，SVI一般在70～100mL/g。如果SVI大于200mL/g，通常表明发生了污泥膨胀。

SV和SVI都是用于评价活性污泥沉降性能的指标，日常管理中SV使用得更多一些。两者之间的关系式如下：

　　（1-2-1）

（5）污泥泥龄（θc）　污泥泥龄，简称泥龄，是指曝气池中活性污泥的总量与每日排放的污泥量之比。它是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，因此有时也称为生物固体的平均停留时间（SRT），单位为d（日）。污泥龄的表达式如下：

　　（1-2-2）

式中，θc为污泥龄，d；X为曝气池中的MLSS，kg/m3；V为曝气池容积，m3；ΔX为每日排除系统的活性污泥量，也即曝气池中每日增长的活性污泥量，kg/d。

ΔX可按下式计算：

　　（1-2-3）

式中，Qw为剩余污泥排放量，m3/d；X r为剩余污泥或回流污泥浓度，kg/m3；Q为曝气池容积，m3/d；Xe为处理出水中悬浮物浓度，公式中单位应换算为kg/m3。此值是从二沉池底部排出的活性污泥浓度，与污泥容积指数有如下近似关系：

　　（1-2-4）

通常，由于Xe与X、Xr相比非常低，可忽略不计。以上公式中的参数在活性污泥法中的意义如图1-2-3所示。

图1-2-3　活性污泥法中部分参数图示

常按照设计污泥龄来划分生物处理负荷，高负荷时为0.2～2.5d，中负荷时为5～15d，低负荷时为20～30d。

（6）污泥负荷和曝气池容积负荷

①污泥负荷（Ls）　在活性污泥法中，有机物量与活性污泥量的比值，称为曝气池BOD5（或CODCr）污泥负荷。《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）规定以BOD5表征有机物的污泥负荷关系式为：

　　（1-2-5）

式中，Ls为曝气池的去除BOD5污泥负荷，kgBOD5/（kgMLSS·d）；Q为曝气池的设计流量（m3/h）；S0为曝气池进水BOD5质量浓度，mg/L；Se为曝气池出水BOD5质量浓度（当去除率大于90%时可不计入），mg/L；V为曝气池的容积，m3；X为曝气池内混合液悬浮固体（MLSS）平均质量浓度，g/L。

Ls也称污泥负荷或食料比（即F/M值），它表征了曝气池中的单位重量活性污泥在单位时间内去除的有机污染物量，是以进水有机物为基础进行计算的。

②容积负荷（LV）　曝气池单位容积在单位时间内降解有机污染物量，简称容积负荷。即以有机物去除为基础的容积负荷LV，其公式为：

　　（1-2-6）

LV与Ls之间的关系可用下式表示：

　　（1-2-7）

2.1.5　活性污泥法的动力学基础

活性污泥法动力学研究的目的是定量地研究微生物在一定条件下对有机污染物的降解速率，使污水处理在比较理想的条件下达到处理效率，并且使得工艺设计和运行管理更加合理。此外，通过动力学研究，明确有机物代谢和降解的内在规律，以便人们能够主动地对污水生物处理的生化反应速率进行控制，以达到处理的要求。

下面主要介绍莫诺德（Monod）方程和以此为基础建立的劳伦斯-麦卡蒂（Lawrence-Mc Carty）方程。

（1）莫诺德方程

①莫诺德方程简介　该方程是莫诺德在1942年用纯种微生物在单一无毒性的有机底物的培养基上，进行的微生物增殖速率和底物浓度之间的关系研究试验中得到的，研究试验所得关系曲线如图1-2-4所示。并提出了与描述酶促反应速率与有机底物关系式类似的微生物增殖速率和底物浓度关系式，见式（1-2-8）。此后，他人进行的混合微生物群体组成的活性污泥对多种有机底物的微生物增殖试验，也取得了与莫诺德提出关系相似的结果，这说明莫诺德方程是适合活性污泥过程的。

　　（1-2-8）

图1-2-4　莫诺德方程中有机底物浓度S与微生物比增殖速率μ的关系

式中，μ为微生物比增殖速度，即单位生物在单位时间内的增殖量，1/时间；μmax为微生物的最大比增殖速度，1/时间；Ks为饱和常数或半速度常数，即当μ=μma/2时的有机底物质量浓度，质量/容积；S为有机底物质量浓度，质量/容积。

假定，微生物的比增殖速度μ与有机底物的比降解速度v成正比关系，即：

　　（1-2-9）

则，v可用下式表示。

　　（1-2-10）

式中，v为有机底物的比降解速度，也即单位重量的微生物在单位时间内降解有机底物量，1/时间；vmax为有机底物的最大比降解速度，1/时间；其他符号意义同前。

有机底物的比降解速度按其含义可表示为：

　　（1-2-11）

式中，X为混合液中微生物的总量；S0为原污水中有机底物的原始浓度；S为经过时间t后混合液中剩余的有机底物质量浓度；t为活性污泥进行反应的时间；为有机底物降解速度。

由式（1-2-10）和式（1-2-11）可得：

　　（1-2-12）

②莫诺德方程的推论　由式（1-2-12）可以得出如下的推论：

a.当S≫Ks时，即S值远大于Ks值。此时Ks值与S值相比，可以忽略不计，所以简化式（1-2-10）和式（1-2-12）可得：

　　（1-2-13）

　　（1-2-14）

式中，K1为反应常数，等于vmax。

式（1-2-13）和式（1-2-14）表明，在污水中有机物浓度高的情况下，有机物以最大速度降解，降解速度与有机物浓度高低无关，即与S值呈零级反应，S浓度值位于图1-2-4中零级反应区内，也就是S'～S区间内。但是，此时有机物降解与微生物的量呈一级反应关系，微生物处于对数生长曲线的对数增殖段。

b.当S≪Ks时，即有机物浓度非常低。此时S值与Ks值相比，S值可以忽略。式（1-2-10）和式（1-2-12）可以分别简化为：

　　（1-2-15）

　　（1-2-16）

式中，K2为反应常数，等于vmax/Ks。

由式（1-2-15）和式（1-2-16）可以看出，有机物的降解速度与有机底物S呈一级反应关系，有机物的量已成为有机物降解的控制因素，提高有机物的浓度可以增加降解速度。此时，S浓度值位于图1-2-4中一级反应区内，即原点0～S″区间内，微生物处于对数生长曲线的减速增殖段。K2就是通过原点与图1-2-4的S～μ曲线相切直线的斜率。

当S值位于S″～S'区间时，随着S值增加，与有机底物S呈现的关系就不是正比关系，属于混合级关系，反应级数介于0～1，是一级反应到零级反应的过渡段。

研究和应用证明，式（1-2-16）所表达的关系比较适合有机物浓度不高的城市污水。特别对于完全混合式曝气池来讲，曝气池的出水有机物远远小于S″，满足式（1-2-16）得出的条件。

③莫诺德方程中常数K2、vmax和Ks的求解

a.常数K2的求解。稳定条件完全混合曝气池系统有机底物变化平衡方程式为：

　　（1-2-17）

式中，Se为曝气池出口处有机物浓度，以BOD5表示；R为污泥回流比，回流污泥量与进水流量之比。

式（1-2-17）中参数的关系，如图1-2-5所示。

图1-2-5　有机物物料平衡式中的参数关系

整理式（1-2-17）得：

　　（1-2-18）

结合式（1-2-16）和式（1-2-18）得：

　　（1-2-19）

式中符号意义同前。

利用式（1-2-19），采用图解法求解K2。以为纵坐标，以Se为横坐标，通过实验或从现有污水处理厂取得相关数据，绘出如图1-2-6所示的直线，直线的斜率即为K2。

图1-2-6　图解法求K2

b.常数vmax和Ks的求解。常数vmax和Ks的求解通常也采用图解法。结合式（1-2-12）和式（1-2-18）得：

　　（1-2-20）

对式（1-2-20）取倒数并整理得：

　　（1-2-21）

以为纵坐标，以为横坐标，通过实验或从现有污水处理厂取得相关数据，绘出的直线，如图1-2-7所示。

图1-2-7　图解法求vmax和Ks

图1-2-7中，直线在纵坐标上的截距为，在横坐标上的截距为，斜率为，由此可得vmax和Ks值。

（2）劳伦斯-麦卡蒂方程　劳伦斯-麦卡蒂方程是根据莫诺德方程建立的动力学关系式，仍是基于微生物的增殖和有机物的降解过程。该方程强调污泥龄（即细胞停留时间）的重要性，由于污泥龄可以通过控制污泥的排放量进行调节，因此，劳伦斯-麦卡蒂基本方程在实际应用中的可操作性强。劳伦斯-麦卡蒂方程主要由两个基本方程式表达，即：

①劳伦斯-麦卡蒂方程

　　（1-2-22）

　　（1-2-23）

式中，θc为污泥龄，d；为有机底物被微生物利用（降解）的速度；Y为活性污泥微生物产率系数，即微生物与被降解的有机底物的质量比，kg/kg；q为单位有机底物利用率，可表示为；X为曝气池中微生物浓度，常用活性污泥浓度MLSS表示，mg/L；Kd为微生物自身衰减系数，也即微生物自身氧化系数，d-1；Ks为半速度常数，即时的有机底物浓度，mg/L；S为微生物周围的有机底物浓度，mg/L。

②劳伦斯-麦卡蒂基本方程的推导　曝气池或生物反应池内微生物合成与内源代谢同时进行，因此单位曝气池容积内的活性污泥净增值速度可表示为：

　　（1-2-24）

式中，为活性污泥微生物净增值速度；为活性污泥微生物合成或增值速度，为活性污泥微生物内源代谢或自身氧化速率，可表示为。

因此，式（1-2-24）可变化为：

　　（1-2-25）

调整式（1-2-25）可得：

　　（1-2-26）

式中，为每日净增加的活性污泥微生物量，也即为维持活性污泥系统正常运行每日徐徐排出系统的剩余污泥量，因为XV是曝气池中工作着的活性污泥微生物总量，所以式（1-2-26）左边项表示的是污泥龄的倒数。

另外，由于，所以式（1-2-26）经整理后就可变为式（1-2-22）：。

劳伦斯-麦卡蒂方程中的式（1-2-23），，其含义与莫诺德方程式（1-2-8）是一致的。

③由劳伦斯-麦卡蒂方程衍生的其他关系式

a.曝气池出水有机物浓度（Se）与污泥龄（θc）的关系。由式（1-2-23）变化后可得：

　　（1-2-27）

将q代入式（1-2-22），得Se与θc的关系式如下：

　　（1-2-28）

b.曝气池微生物浓度与污泥龄的关系。由式（1-2-20）得：

　　（1-2-29）

结合式（1-2-27）和式（1-2-29）得：

　　（1-2-30）

将式（1-2-30）代入式（1-2-22）得曝气池微生物浓度与污泥龄的关系，其公式如下：

　　（1-2-31）

c.污泥龄与污泥回流比（R）的关系。依据图1-2-3，建立处理系统的活性污泥微生物物料平衡关系式，忽略进、出水中的活性污泥微生物量，得：

　　（1-2-32）

由于，将式（1-2-32）整理后得污泥龄与污泥回流比（R）的关系，公式如下：

　　（1-2-33）

d.有机物在高浓度与低浓度时的降解关系。当有机物浓度高时，有机底物被利用（降解）的速度为：

当有机物浓度低时，有机底物被利用（降解）的速度为：=K2SX，稳定条件下的完全混合曝气池，有如下的关系。

　　（1-2-34）

e.活性污泥表观产率Yobs与污泥产率Y的关系。活性污泥表观产率Yobs是指活性污泥微生物的净增质量，是扣除了由于内源呼吸作用而减少的微生物量。

通常所说的污泥产率Y，是没有扣除内源呼吸作用而减少的微生物量。因此，根据活性污泥表观产率Yobs的含义，有下列关系。

　　（1-2-35）

根据式（1-2-35）的变化，可得：

　　（1-2-36）

将q代入式（1-2-22），可得活性污泥表观产率Yobs与污泥产率Y的关系，其公式如下：

　　（1-2-37）

将活性污泥法动力学常数汇总并列举于表1-2-1。

表1-2-1　活性污泥法动力学常数

2.1.6　活性污泥法的净化机理和过程

2.1.6.1　活性污泥法的净化机理和过程

（1）净化机理　活性污泥中的微生物在酶的催化作用下，利用污水中的有机物和氧，将有机物氧化为水和二氧化碳，达到去除水中有机污染物的目的。

（2）净化过程　活性污泥去除污水中有机物的过程一般分为以下3个阶段。

①初期的吸附去除阶段　在该阶段，污水和污泥在刚开始接触的5～10min内就出现了很高的BOD去除率，通常30min内污水中的有机物就被大量去除，这种初期的高速去除主要是由于活性污泥的物理吸附和生物吸附共同作用的结果。但此时有机物仅仅是被活性污泥吸附，并没有被矿化，随着时间的推移部分有机物又释放到污水中。有机物初期的吸附去除过程如图1-2-8所示。

图1-2-8　活性污泥法中部分参数图示

活性污泥产生吸附的原因主要是由于污泥的比表面积巨大和其表面上覆盖有多糖类的黏质层。活性污泥法初期的吸附去除的主要特点包括以下几点。

（a）初期的吸附去除完成时间短，去除量大，对于城市污水，有机物去除率一般可达70%以上；（b）去除的有机物对象主要是胶体和悬浮性有机物；（c）活性污泥的性质与初期的吸附去除关系密切，一般处于内源呼吸期的活性污泥微生物吸附能力强，而氧化过度的活性污泥微生物初期吸附的效果不好；（d）初期吸附有机物的效果与生物反应池的混合及传质效果密切相关；（e）被吸附的有机物没有从根本上被矿化，通过数小时的曝气后，在胞外酶的作用下，被分解为小分子有机物后才可被微生物酶转化。

②代谢阶段　活性污泥吸附了污水中呈非溶解状态的大分子有机物后，被微生物的胞外酶分解成小分子的溶解性有机物，与污水中溶解性的有机物一起进入微生物细胞内，在各种胞内酶的参与下，被降解和转化，一部分有机物质进行分解代谢，最终氧化为二氧化碳和水，同时获得合成新细胞所需的能量，另一部分物质进行合成代谢，形成新的细胞物质。当污水中有机物量很少时，活性污泥中的微生物就会氧化体内积累的有机物和自身细胞物质来获得维持生命活动所需的能量，这称为内源呼吸过程。

污水中的有机污染物种类非常复杂，一般需要多种微生物对不同的污染物发生作用。多数人工合成有机物也可以被自然或人工驯化的微生物分解，有的一种有机污染物需要多种微生物的共代谢作用才能被降解。所以，活性污泥是一个多底物多菌种的混合体，它们互相联系、互相影响，通过错综复杂的代谢方式和途径，最终使污水中的有机污染物得到较彻底的降解。

根据上述好氧活性污泥法的分解代谢和合成代谢的分析，活性污泥的增殖微生物合成反应和内源呼吸这两项生理活动的综合结果，活性污泥净增殖量应是微生物合成量与内源呼吸消耗量的差值，活性污泥净增殖量也称为剩余污泥量，是指为维持曝气池正常运行每日需要排除系统的污泥量。

按照污泥泥龄进行计算，剩余污泥量为：

　　（1-2-38）

按照污泥产率系数、衰减系数以及不可生物降解和惰性悬浮物计算：

　　（1-2-39）

式中，ΔX为剩余污泥量（SS），kg/d；Y为污泥产率（MLVSS/BOD5）系数，kg/kg，20℃时为0.4～0.8kg/kg；Q为曝气池或生物反应池的设计平均进水量，m3/d；S0为曝气池或生物反应池进水BOD5质量浓度，kg/m3；Se为曝气池或生物反应池出水BOD5质量浓度（当去除率大于90%时可不计入），kg/m3；Kd为衰减系数，d-1，温度修正公式见《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）；V为曝气池或生物反应池容积，m3；X为曝气池或生物反应池内混合液悬浮固体（MLSS）平均质量浓度，m3/kg；Xv为曝气池或生物反应池内混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）平均质量浓度，m3/kg；θc为污泥泥龄，d；f为SS的转换率（MLSS/SS），无试验资料时可取0.5～0.7kg/kg；SS0为曝气池或生物反应池进水悬浮物质量浓度，kg/m3；SSe为曝气池或生物反应池出水悬浮物质量浓度，kg/m3。

③活性污泥絮体的分离沉淀　在污水的生物处理中，无论分解还是代谢，都能去除有机污染物，但产物却不同，分解代谢的产物是二氧化碳和水，而合成代谢的产物则是新的细胞，并以剩余污泥的方式排出活性污泥系统。

沉淀是混合液中固相活性污泥颗粒同污水分离的过程。固液分离的好坏，直接影响出水水质。如果处理水挟带生物体，出水BOD和SS将增大。所以，活性污泥法的处理效率，同其他生物处理方法一样，应包括二次沉淀池的效率，即用曝气池及二沉池的总效率表示，除了重力沉淀外，也可用气浮法进行固液分离。

2.1.6.2　二次沉淀池及工艺参数

污泥的分离沉淀在二次沉淀池中进行，二沉池可以与曝气池分建或合建。分建式二沉池的类型有竖流式、平流式和辐流式，大中型城市污水处理厂中二沉池一般采用带有旋转刮泥机的圆形辐流式沉淀池，沉淀污泥通过静水压力或刮吸泥机提升排除。

二沉池是生物处理工艺中最后一个工艺单元，沉淀效果对出水水质的影响非常大，主要有两个作用：一是从曝气池混合液中分离出符合设计要求的澄清水；二是浓缩回流污泥。二沉池的关键两个工艺参数是表面水力负荷和固体负荷。

表面水力负荷是流过每平方米沉淀池表面积的最大污水量（不包括污泥回流量），它是直接与污泥沉降性能相关的参数。对于分建式沉淀池，表面水力负荷为0.6～1.5m3/（m2·h），而合建式二沉池的表面水力负荷宜为0.5～1.0m3/（m2·h）。

固体负荷是指单位时间内单位二沉池面积所能浓缩的混合液悬浮固体量，是二沉池污泥浓缩能力的指标，对于一定的活性污泥而言，二沉池固体负荷越小污泥浓缩效果越好。对于固体负荷来说，传统活性污泥法二沉池的固体负荷应小于或等于150kg/（m2·d）。二沉池的出水堰负荷可按1.5～2.9L/（s·m）设计。

2.1.7　活性污泥法净化污水的影响因素

活性污泥法中的微生物的生长受周围环境条件影响非常大，如营养物质、pH值、温度、溶解氧的含量以及某些有毒物质等都影响着好氧生物处理系统的运行及净化功能。

（1）营养物质　污水中各种营养物质的量及比例影响着微生物的生长、繁殖，从而影响好氧生物处理系统的处理效果。细菌所需的营养元素可分为主要生物元素和次要生物元素两类。主要生物元素主要有碳（C）、氧（O）、氮（N）、氢（H）、硫（S）、磷（P）、钾（K）、镁（Mg）、钙（Ca）、铁（Fe）等，大多数生物元素都占0.5%以上；次要元素主要有锌（Zn）、锰（Mn）、钠（Na）、氯（Cl）、铜（Cu）、硼（B）、镍（Ni）、钼（Mo）和钴（Co）等。

在污水的生物处理中，营养物质的平衡是非常重要的，上述主要元素和次要元素都必须满足要求，而且比例必须适当，任何一种缺乏或比例失调都会影响微生物的代谢作用，影响活性污泥的功能正常发挥，从而影响污水的生物处理效果。

对于污染物组分相对单一的工业废水，需要补充适量的营养元素，保持适当的有机物与氮、磷的比例。对于好氧活性污泥法可按照BOD5∶N∶P=100∶5∶1进行配置。由于生活污水的营养源充足，因此对工业废水进行处理时，也可以考虑将生活污水和工业废水合并处理，可以提高处理效率，并且能降低处理费用。

（2）溶解氧（DO）的含量　溶解氧是影响好氧生物处理系统运行的主要因素之一。在污水好氧生物处理过程中，为了维持好氧微生物的代谢需求，需要向曝气池补充氧气，保证曝气池混合液中溶解氧浓度不小于2mg/L。如果溶解氧的浓度不足，好氧微生物的活性降低，新陈代谢能力减弱，出水中有机物浓度升高，反应器处理效率下降；如溶解氧严重不足，厌氧微生物将会大量繁殖，反应器处理效率明显下降，处理水发黑发臭，影响出水水质。因此，为使反应器内有足够的溶解氧，从外部供给，一般应该以2～4mg/L为宜，此时活性污泥的沉降、絮凝效果好。

（3）pH值　由于pH值的改变可能会引起细胞膜电荷的变化，从而影响微生物对营养物质的吸收和微生物代谢过程中酶的活性，会改变营养物质的供给性和有害物质的毒性，而且不利的pH值条件不仅影响微生物的生长，还会影响微生物的形态，所以，在生物处理系统中，pH值的大幅度改变会影响反应器的处理效率。

大多数细菌生长的适宜pH值范围为6.5～8.5。在pH值偏高或偏低的环境中，微生物虽然可以生存，但生理活动微弱，易于死亡，繁殖速率大为降低。强酸或强碱对微生物有致死作用。对于工业废水pH值变化幅度较大，当超过微生物生长的适宜pH值范围时，必须通过调节装置对pH值进行调整。

（4）水温　污水的温度对好氧生物处理系统的影响是多方面的，水温的改变，会影响在生物体内所进行的许多生化反应，因而影响生物的代谢活动，另外，污水温度的改变可引起其他环境因子的变化，从而影响微生物的生命活动，参与活性污泥生物处理过程的微生物多为嗜温菌，适宜的温度范围为10～45℃，通常设计的活性污泥法的温度范围为10～35℃。对于水温在6～10℃，短时间在4～6℃的城市污水，应按照寒冷地区活性污泥法设计规范设计，实施中还需采取适当的抗低温措施。

（5）有毒物质　许多有毒物质对活性污泥微生物具有一定的影响，例如，重金属离子对微生物产生毒性作用，它们可以和细胞中的蛋白质结合，使蛋白质变性或沉淀；有些有毒的有机物能促使菌体蛋白凝固，并能对某些酶系统进行抑制，破坏细胞的正常代谢，另外，有的有机物本身的杀菌能力很强。

工业废水中往往含有许多有毒物质，微生物经过培养驯化可以成为以该种废水中污染物为主要营养物质的降解菌，但当废水中有毒物质超过一定浓度时，仍能破坏微生物的正常代谢。当工业废水向与城市污水处理厂相连接的下水道系统排放时，必须经过预处理，真正达到国家有关排放标准。

2.1.8　曝气池的需氧量与供氧量

2.1.8.1　曝气池的需氧量

曝气池中的供氧，应满足污水需氧量、混合和处理效率等要求。需氧量可据去除的五日生化需氧量、氨氮的硝化和除氮等要求，按下列公式计算。

　　（1-2-40）

式中，O2为污水生物处理需氧量，kgO2/d；Q为曝气池的进水流量，m3/d；S0为曝气池进水BOD5质量浓度，kg/m3；Se为曝气池出水BOD5质量浓度，kg/m3；ΔXv为排出生物反应池系统的微生物量，kgMLVSS/d；Nk为曝气池进水总凯氏氮（TKN）浓度，kg/m3；Nke为曝气池出水总凯氏氮（TKN）浓度，kg/m3；Nt为曝气池进水总氮浓度，kg/m3；Noe为曝气池出水硝态氮浓度，kg/m3；0.12ΔXv为排出曝气池系统的微生物中含氮量kg/d；a为碳的氧当量，当含碳物质以BOD5计时，取1.47；b为常数，氧化每千克氨氮所需氧量（O2/N），kg/kg，取4.57；c为常数，细菌细胞的氧当量（O2/MLVSS），取1.42。

公式（1-2-40）右边第一项为去除含碳污染物的需氧量，第二项为剩余污泥氧当量，第三项为氧化氨氮需氧量，第四项为反硝化回收的氧量。如果活性污泥生物系统仅为去除碳源污染物，则b为零，只计算公式（1-2-40）中的第一项和第二项。粗略计算去除含碳污染物时，可采用经验数据，去除每千克五日生化需氧量（BOD5）可采用0.7～1.2kg。

公式（1-2-40）中ΔXv的计算式参照《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）的（6.6.18-3）式。

2.1.8.2　曝气池的供氧量

单位时间内曝气设备供给曝气池混合液的氧量称为供氧量。在曝气池中，氧是通过空气在混合液中扩散转移到水中，成为溶解氧后，才被微生物细胞利用。

（1）氧转移的基本原理　根据气体传递双膜理论，曝气池内清水中气泡内的氧转移到水中的速率，可以用下列公式表示。

　　（1-2-41）

式中，为单位体积清水中氧的转移速率，kg/（m3·h）；为由于膜阻力清水中氧的总转移系数（对应于某一特定点），1/h；cs为清水中饱和溶解氧质量浓度（对应于某一温度时），kg/m3；c为清水中氧的实际质量浓度，kg/m3。

通过曝气，空气中的氧从气相传递到混合液的液相中，这既是一个传质过程，也是一个物质扩散过程。扩散过程的推动力是氧在界面两侧的质量浓度差（c s-c），即氧的不足量或溶解氧的饱和差，饱和差越大，氧转移速率就越大。

式（1-2-41）代表的仅是曝气系统中某一特定点的情况。计算氧的总转移速率，还需将式（1-2-41）应用于全部曝气液体体积。但是，在实际曝气系统中，KLa在空间中是变化的，因此氧的总转移速率计算时，采用平均体积转移系数，可用下列公式表示：

　　（1-2-42）

式中，OTR（oxygen transfer rate）为体积为V的液体中氧的转移速率，kg/h；KLa为清水中平均氧的总转移系数，1/h；V为曝气系统的液体体积，m3；其他符号意义同前。

式（1-2-42）中的cs是液体的空间平均质量浓度，通常由清水试验得到。

（2）影响氧转移的因素　影响氧转移的因素主要有温度、溶液组成、大气压、搅拌强度等。

①温度　温度不仅会影响饱和溶解氧的浓度，而且还影响流体的黏滞度，从而影响氧的总转移系数KLa。温度对KLa的影响可用式（1-2-43）表示。

　　（1-2-43）

式中，T为设计的工艺温度，℃，20为标准状态的温度（20℃）；KLa（20℃）为温度为20℃时的氧的总转移系数，1/h；KLa（T）为温度为T℃时的氧的总转移系数；θ为温度修正系数，其值介于1.008～1.047，一般取1.024。

②溶液的性质及其所含组分　对氧的溶解度和氧的转移都有直接的影响，如污水中的表面活性剂等有机组分及无机组分都会影响氧的饱和溶解度。这种影响可分别用式（1-2-44）和（1-2-45）表示。

　　（1-2-44）

式中，α为氧转移折算系数，α<1，其值的范围在0.2～1.0；K'La为污水中氧的总转移系数，1/h；KLa为清水中氧的总转移系数，1/h。

　　（1-2-45）

式中，β为氧溶解度折算系数，β<1，范围在0.8～1.0；c's为污水中氧的溶解度，kg/m3；cs为清水中氧的溶解度，kg/m3。

在活性污泥法曝气池中，α值一般为0.8～0.9，生活污水的β值约为0.9。但是，α值和β值都不是常数，在生化过程中可能增大或减小并趋近于1。这是因为影响氧转移速率的物质有可能在生化过程中被去除。

③压力　对氧的传质的影响表现为氧分压的影响。在压力不是标准大气压的地区，应使用修正系数ρ进行修正。

　　（1-2-46）

式中，p为标准状态大气压，1.013×105Pa；ps为设计地区的大气压。

考虑到曝气池水深对氧溶解的影响，还需要进一步修正。在曝气池内，安装在池底的空气扩散装置出口处的氧分压最大，因此cs值也最大。但随着气泡的上升，气压逐渐降低，在水面时，气压为1个大气压，气泡中一部分氧已转移到液体中，曝气池内的cs值应是扩散装置出口和混合液表面两处溶解氧饱和浓度的平均值，可按下式计算：

　　（1-2-47）

式中，csb为鼓风曝气池内混合液饱和溶解氧质量浓度平均值，mg/L；cs为在设计地点大气压条件下饱和溶解氧质量浓度，mg/L；pb为曝气池空气扩散装置释放点处绝对压力，Pa，pb=p+9.8×103H；p为标准大气压，p=1.013×105Pa；H为曝气池空气扩散装置释放点距水面距离，m；Ot为空气逸出池面时气体中氧的百分数。

　　（1-2-48）

式中，EA为空气扩散装置的氧转移效率，一般为6%～12%。

另外，氧的转移还和气泡的大小、液体的紊动程度、气泡与液体的接触时间有关。空气扩散装置的性能决定气泡直径的大小。气泡越小，接触面积越大，将提高KLa值，有利于氧的转移；但另一方面不利于紊动，从而不利于氧的转移。气泡与液体的接触时间越长，越利于氧的转移。

氧从气泡中转移到液体中，逐渐使气泡周围液膜的含氧量饱和，因而，氧的转移效率又取决于液膜的更新速度。紊流和气泡的形成、上升、破裂，都有助于气泡液膜的更新和氧的转移。

从上述分析可见，氧的转移效率取决于气相中氧分压梯度、液相中氧的浓度梯度、气液之间的接触面积和接触时间、水温、污水的性质和水流的紊动程度等因素。

（3）供氧量计算　实际曝气池中的氧转移速度可表示为：

　　（1-2-49）

式中，R为实际的氧转移速率，kg/h；T为设计工艺系统中污水的温度，℃；csb（T）为在T℃时，水的平均饱和溶解氧质量浓度，kg/m3；c为T℃时，工艺系统中污水的饱和溶解氧质量浓度，kg/m3；其他符号同前。

氧转移速度常用标准条件的氧转移速度R0表达，公式如下：

　　（1-2-50）

R0是在标准条件下测定的曝气器的氧转移参数，由生产厂家提供。所谓标准条件是水温20℃，气压1.013×105Pa；测定用水为脱氧清水。使用时必须根据实际条件对厂商提供的氧转移速度等数据加以修正。

结合式（1-2-49）和式（1-2-50）可得：

　　（1-2-51）

使R等于式（1-2-40）的生物处理需氧量，即可求得R0。

在一般情况下，R/R0=1.33～1.61，即在实际中所需的空气量比标准条件下多33%～61%。

曝气器氧的利用率可表示为：

　　（1-2-52）

式中，S为供氧量，kg/h，可由下式表示。

　　（1-2-53）

式中，Gs为供气量，m3/h；0.21为氧在空气中的百分数；1.33为20℃氧气的密度（一个大气压下，不同温度氧的密度为，式中T为温度），kg/m3。

供气量可以通过下列公式求得，即：

　　（1-2-54）

　　（1-2-55）

式中，Os为标准状态下曝气池或生物反应池需氧量，kg/h。

上述计算是基于鼓风曝气的供氧方式进行计算。当采用曝气叶轮、转刷、转碟或射流曝气器等机械曝气器，产品的标准条件的充氧量值应按厂商提供的实测数据或产品规格、性能等技术资料选用。

（4）曝气设备

①常见的曝气设备　曝气设备是活性污泥法污水处理工艺系统中的重要组成部分，通过曝气设备向曝气池供氧，同时曝气设备还有混合搅拌的功能，以增强污染物在水处理系统中的传质条件，提高处理效果。

在传统活性污泥法处理工艺中，曝气设备的能耗常占到全部工艺能耗的50%以上，提高曝气设备供氧效率的途径主要有：（a）提高空气（氧气）释放时的压力，如增加水深；（b）增加曝气池供氧的浓度，如采用纯氧曝气系统；（c）增加气泡的比表面积，如减小气泡的尺寸；（d）改善曝气池水流流态，如鼓风曝气结合机械搅拌等。目前，污水处理中常见的曝气设备种类如表1-2-2所示。

表1-2-2　常见的曝气设备形式和种类

②鼓风曝气系统的组成和气体扩散装置　鼓风曝气系统主要由鼓风机、空气净化器、空气扩散装置和一系列连通的空气管道所组成。鼓风机通过空气管道向曝气池充入一定压力的空气，经过安装在曝气池底部的空气扩散装置，将空气分散成空气泡。气泡在扩散装置出口处形成，尺寸取决于空气扩散装置的形式，气泡经过上升和随水流循环流动，最后在液面破裂，在这一过程中产生氧向混合液中转移的作用。

鼓风曝气系统的主要部分是空气扩散装置和鼓风机。

a.空气扩散装置分为微孔扩散器和中大气泡扩散器。按规定，空气通过多孔介质，在水中产生气泡直径小于3mm的高效气体扩散装置称为微孔扩散器；空气通过装置在水中产生气泡直径大于3mm以上的气体扩散装置称为中大气泡扩散器。

微孔扩散器具有较高的氧传质效率，因此在大型的污水处理厂被普遍采用。

b.鼓风曝气系统常用的鼓风机为罗茨风机和离心风机。罗茨风机在中小型污水厂较为常用，单机风量一般在80m3/min以下，风压有34.3kPa、49kPa、68.8kPa、107.8kPa水柱。罗茨鼓风机噪声大，使用时必须采取消声、隔声措施。

单机风量在80m3/min以上时，多采用离心式鼓风机。离心式鼓风机噪声较小，效率较高，适用于大中型污水厂，常用的风压有49kPa、68.8kPa水柱。可在进口调节风量，操作简便。离心式鼓风机的特性是压力条件和气体比重变化时对送风量及动力影响很大，宜用于水深不变的生物反应池。

2.1.9　活性污泥法的工艺流程和运行方式

活性污泥法自从开创以来已有百年的历史，在长期的工程实践过程中，根据水质的变化、微生物代谢活动的特点、运行管理、技术经济和排放要求等方面的情况，又发展成多种行之有效的工艺流程和运行方式。

2.1.9.1　传统活性污泥法

（1）工艺流程　传统活性污泥法，又称普通活性污泥法，其工艺流程见图1-2-1。经过预处理的污水与来自二沉池的回流污泥从曝气池的首端流入池内，泥水混合液在池内以推流形式流动到池末端，然后进入二次沉淀池进行泥水分离。二沉池内经过分离后的澄清水由出水堰排除系统，沉淀到池底部的污泥一部分以回流的形式返回到曝气池再起净化作用，另一部分作为剩余污泥排至污泥处理系统。

在曝气池的首端，回流的活性污泥与污水立即得到充分混合，活性污泥将大量吸附水中有机物。此时F/M值比较高，微生物生长一般处于对数增殖期或减速增殖期，需氧量旺盛。随着曝气池混合液中有机物沿池长不断被氧化和微生物细胞不断合成，水中的有机物浓度越来越低，F/M值也越来越小，到了池子末端，微生物的生长已进入内源呼吸期，需氧量减少。传统活性污泥法曝气池需氧量变化示意，如图1-2-9所示。由于曝气池前段生化反应剧烈，需氧量大，后端生化反应较为平缓，需氧量相对减少，而实际中空气的供应往往沿池长平均分布（图1-2-9），这就造成曝气池前段需氧量不足，后段供氧量过剩，使传统活性污泥法所供应的氧气不能够充分利用。如果要维持前段有足够的溶解氧，后段氧量往往要大大超过需要，因而增加处理费用。

图1-2-9　传统活性污泥法需氧量和供氧量

针对传统活性污泥法供氧和需氧之间的矛盾，人们提出渐减曝气的供氧方式，即沿曝气池池长的需氧量要求分段供氧。通过合理布置曝气装置，前段多供氧，后段少供氧，使供氧量和需氧量基本一致。渐减曝气方式改善了曝气池中溶解氧的分布，提高了氧的利用率，从而节约运行费用，提高了处理效率。渐减曝气活性污泥法的供氧与需氧示意图如图1-2-10所示。

图1-2-10　渐减曝气活性污泥法的需氧量和供氧量

（2）曝气池　曝气池为推流式，有单廊道和多廊道形式，如图1-2-11所示。一般进水口设于液面下，由进水闸板控制，可采用溢流堰或淹没孔口出水。廊道长一般为50～70mm，最长可达100m；有效水深多为4～6m，宽深比1～2，长宽比5～10。

图1-2-11　推流式曝气池的廊道布置形式

（3）活性污泥法系统运行时的主要控制参数　主要控制参数包括曝气池内的溶解氧、回流污泥量和剩余污泥排放量。

①溶解氧的浓度　曝气池内溶解氧浓度过高或过低都不适宜。通常通过改变鼓风曝气系统供给的空气量来调节，一般可以采用在线溶解氧仪与鼓风机连动，实现溶解氧浓度的有效控制。表面曝气设备常通过调整叶轮、转盘或转刷的淹没深度和转速来改变供氧量，以获得合适的溶解氧浓度。

②回流污泥量　污泥回流量的控制是为了保证适宜的污泥负荷。常用方法有两种：一是保持污泥回流比相对恒定，只有日处理污水量或处理有机污染物变化较大时才进行适当调整；二是定期或根据仪器仪表反馈的数据随时调节污泥回流比和回流量。

回流污泥量可以通过对曝气池建立物料平衡关系式求得：

　　（1-2-56）

式中，R为污泥回流比，回流污泥量Qr=RQ；X为曝气池混合液的MLSS；Xr为回流污泥的MLSS。

因此，回流比可由下式计算：

　　（1-2-57）

③剩余污泥排放量的确定　剩余污泥排放量可用下列方法确定：（a）按照SV值确定剩余污泥排放量，但无法判定污泥浓度的大小；（b）按曝气池中MLSS确定剩余污泥排放量，以保证曝气池内稳定的污泥浓度；（c）按F/M值，即污泥负荷确定剩余污泥量，这种方法是通过排放污泥调整适当的污泥浓度，使工艺运行在允许的设计范围内；（d）按设计污泥龄（SRT）进行剩余污泥排放，该方法接近于生物代谢内在规律排泥运行控制方式。在实际运行时，常将几种方法相结合，以确保活性污泥法正常的工作状态。

（4）传统活性污泥法的特点

①优点　（a）工艺相对成熟、积累运行经验多、运行稳定；（b）有机物去除效率高，BOD5的去除率通常为90%～95%；（c）适用于处理进水水质比较稳定而处理程度要求高的大型城市污水处理厂。

②缺点　（a）曝气池耐冲击负荷能力较低；（b）需氧与供氧矛盾大，池首端供氧不足，池末端供氧大于需氧，造成浪费；（c）传统活性污泥法曝气池停留时间较长，曝气池容积大、占地面积大、基建费用高，电耗大；（d）脱氧除磷效率低，通常只有10%～30%。

2.1.9.2　阶段曝气活性污泥法

阶段曝气活性污泥法是传统活性污泥法的一种改进形式，由池首端的一点进水，改为沿曝气池池长的多点进水，其工艺流程如图1-2-12所示。

图1-2-12　阶段曝气活性污泥法

阶段曝气活性污泥法的主要特点为：（a）有机污染物在池内分配均匀，缩小了供氧与需氧的矛盾；（b）供气的利用率高，节约能源；（c）系统耐负荷冲击的能力高于传统活性污泥法；（d）曝气池内混合液中污泥浓度沿池长逐步降低，流入二沉池的混合液中的污泥浓度较低，可提高二沉池的固液分离效果，对二沉池的工作有利。

2.1.9.3　吸附再生活性污泥法

吸附再生活性污泥法是将活性污泥降解有机污染物的吸附和代谢两个阶段分别在各自独立的反应池中完成，其工艺流程如图1-2-13所示。

图1-2-13　吸附-再生活性污泥法

污水进入吸附池与再生池出泥充分接触30～60min，吸附去除水中有机物后，混合液进入二沉池进行泥水分离，澄清水由二沉池上部排放，污泥则从沉淀池底部排出，一部分作为剩余污泥排出系统，另一部分作为回流污泥进入再生池停留3～6h进行“污泥再生”，完成被吸附有机物的分解与合成代谢。在再生池内，活性污泥微生物通常进入内源呼吸期，使活性污泥的活性得到恢复。当处理城市污水时，吸附池的容积不应小于吸附池和再生池总容积的1/4，吸附池的水力停留时间不应小于30min。

吸附再生活性污泥法系统可以分为合建式和分建式系统。

与传统活性污泥法比较，吸附再生活性污泥法具有以下特点：（a）吸附和代谢分开进行，对冲击负荷的适应性较强；（b）可设置活性污泥“吸附”和“代谢”的最佳状态；（c）构筑物体积小于传统的活性污泥法；（d）出水水质较传统活性污泥法的差；（e）不宜用于处理溶解性有机物含量为主的污水。

2.1.9.4　完全混合活性污泥法

污水进入完全混合曝气池后立即与池内混合液充分混合。池内F/M值、溶解氧完全均匀一致。它的运行工况点位于污泥增长曲线上的某一点上，在曝气池内各部位有机污染物降解的生化反应都是相同的。工艺流程如图1-2-14所示。完全混合活性污泥法系统有曝气池与沉淀池合建与分建两种类型，曝气装置可采用鼓风曝气装置或机械表面曝气装置。

图1-2-14　完全混合活性污泥法

完全混合活性污泥法的主要特点如下：（a）混合稀释、均化作用强，对冲击负荷有较强的适应能力，比较适合工业废水的处理；（b）通过F/M值的调整，易于实现最佳条件控制；（c）混合液需氧量均衡，动力消耗低于传统的活性污泥法；（d）比较适合小型的污水处理厂；（e）易产生污泥膨胀。

2.1.9.5　生物吸附-降解活性污泥法

生物吸附-降解（adsorption biodegradation）活性污泥法，也称为AB法。由A段和B段组成，串联运行，主要用于城市污水处理。它的工艺流程如图1-2-15所示。

图1-2-15　AB法污水处理工艺流程

（1）AB法工艺系统组成　污水预处理只设格栅、沉砂池等简易设备，不设初次沉淀池；A段由A段吸附池与中间沉淀池组成，B段由B段曝气池与二次沉淀池组成，A、B两段分别设立污泥回流系统。

（2）AB法的基本原理与主要工艺参数　A段为生物吸附段，在直接接受城市排水系统中污水的同时，也接种和充分利用了经偌大的排水系统所优选的适应原污水的微生物种群；由于A段负荷高，能够成活的微生物种群只能是抗冲击负荷能力强、世代周期短的原核细菌；A段主要依靠微生物的絮凝能力将有机污染物吸附，污泥进入中沉池沉淀，吸附的大部分有机物以排放剩余污泥的形式去除。

A段的污泥负荷一般大于2kgBOD5/（kgMLSS·d）；污泥龄0.3～0.5d；水力停留时间20～30min；池内溶解氧浓度0.2～1.5mg/L；污泥质量浓度为2000～3000mg/L，回流比50%～70%，SVI为50左右。BOD5去除率大致为40%～70%。经A段处理后的污水，可生化性得到改善，有利于后续B段的生物降解作用。

B段为生物降解段，氧化A段其残余有机物，出水进入二沉池进行泥水分离。B段负荷较低，水质、水量也较稳定，许多原生动物可以很好地生长繁殖，由于不受冲击负荷影响，其净化功能得以充分发挥。

B段的污泥负荷一般为0.15～0.3kgBOD5/（kgMLSS·d）；污泥龄15～20d；水力停留时间2～3h；池内溶解氧浓度2mg/L，污泥浓度为3000～4000mg/L，回流比50%～100%，A段和B段总的有机物去除率为90%左右。

（3）AB法的工艺特点

（a）一般不设初沉池；（b）耐冲击负荷；（c）A段和B段运行既独立又联系，可以根据出水水质特点和要求，灵活地调整运行参数；（d）具有一定的脱氮除磷功能；（e）适合某些难降解有机废水的处理，在处理过程中，A段兼氧运行，可使长链大分子有机物变为短链小分子有机物，提高污水的可生化性，使B段处理效果提高；（f）基建投资省，运行费用低，能耗少，处理效果好；（g）易于实现分期建设，可先建A段，通过A段去除大多数有机物，部分达到削减有机物的环境质量要求，资金到位后，再续建B段；（h）污泥量大，难以满足比较高的脱氮除磷要求；（i）A段的去除率高低与进水微生物有关，对于工业废水或工业废水比例比较高的城市污水，由于进水微生物浓度低，常造成A段的去除率下降。

（4）AB法的变形工艺

①A-B（BAF）工艺　用具有高容积负荷的曝气生物滤池（BAF）代替AB中的B段，形成生物吸附-曝气生物滤池串联工艺。

②A-B（ANO）工艺　将B段改为ANO法，污水经A段去除部分有机物后，进入ANO的缺氧池，利用水中的有机物对来自好氧池的硝酸盐进行反硝化。

③A-B（AAO）工艺　将B段改为AAO法，这种工艺在A段具有进水负荷高，耐冲击负荷的优点，又具有A/A/O法对含碳有机物和氮磷去除效果好的特点。

④A-B（SBR）工艺　将B段改为序批式活性污泥法（SBR），使该段可以达到去除有机物以及氮磷的目的。

⑤A-B（氧化沟）工艺　将AB法的A段与氧化沟相结合，利用A段进水负荷高，耐冲击负荷和氧化沟处理效果稳定、污泥量少、出水水质好、管理方便的特点。

2.1.9.6　序批式活性污泥法

序批式活性污泥法（sequencing batch reactor，SBR），又称间歇式活性污泥法。其污水处理机理与传统的活性污泥法完全相同，由一个或多个SBR池组成。目前，随着自控技术的进步，特别一些在线监测仪器仪表的使用使本法得到较为广泛的应用。

（1）SBR工艺流程、工作原理和特点

①典型的工艺流程　用于城市污水处理的典型SBR处理系统工艺流程，如图1-2-16所示。

图1-2-16　典型SBR处理系统工艺流程

原污水经过格栅、沉砂池以及污水贮存池后进入SBR池进行处理。SBR工艺中的关键及专用设备是滗水器，它是一种能随水位变化而调节的出水堰，排水口淹没在水面下一定深度，可防止浮渣进入。由于系统中通常不设初沉池，为了消除浮渣，SBR反应池应该有清除浮渣的装置。

②工作原理　典型的SBR工艺的一个运行周期是由污水流入、反应、沉淀、排放、待机（闲置）5个工序组成，如图1-2-17所示。

图1-2-17　典型的SBR工艺运行方式

a.污水流入工序。污水流入之前，曝气池是前一操作周期的待机（闲置）工序，池内留有沉淀下来的活性污泥。污水流入的方式可分为进水、进水同时曝气、进水同时缓速搅拌3种情况。

进水：污水流入，注满后再进行曝气操作。曝气池能有效地均衡污水水质、水量。

进水同时曝气：污水流入的同时进行曝气操作。可使曝气池内的污泥再生和恢复活性，并对污水起预曝气作用。这种方式称为非限制曝气。

进水同时缓速搅拌：污水流入的同时不进行曝气，而是进行缓速搅拌，使之处于缺氧状态，可对污水进行脱氮与聚磷菌对磷的释放。这种方式称为限制曝气。

除上述3种进水方式以外，还有所谓的半限制曝气方式，即污水进入的中后期开始曝气。

运行时可根据工艺要求和污水的性质作为整体的处理目标，选择不同的方式进水，实现在反应器不变的情况下完成多种处理功能。

b.反应工序。污水注入达到预定容积后，即开始曝气操作。如去除有机物，硝化和磷的吸收则需要曝气，反硝化脱氮则应停止曝气而进行缓速搅拌。

c.沉淀工序。停止曝气或搅拌，使混合液处于静止状态，沉淀效果好。沉淀时间一般为1.5～2.0h。

d.排放工序。排除沉淀后的上清液，直至进水时的最低水位，留下活性污泥大部分作为下一个操作周期的菌种，排出剩余污泥。排水时间一般为1.0～1.5h。

e.待机工序。也称闲置工序，即曝气池处于空闲状态，等待下一个工作周期开始。此工序时间，根据现场具体情况确定。

③典型SBR工艺的特点

a.工艺流程简单、造价低。在一个池内可以完成几个工艺过程，如曝气、碳化、硝化和反硝化、沉淀等。与传统活性污泥法相比，可省去一些构筑物和相关设备，这为有效的自动化创造了条件。尽管工艺中总停留时间与其他工艺相差不大，但是该工艺通常可以几座池共用池壁，土建造价也相对较低。对于中小规模的SBR工艺污水处理厂，其造价要比同规模传统活性污泥法污水处理厂节省22%～30%。

b.运行灵活，易于实现脱氮除磷。各工序可根据水质、水量和处理要求进行调整，运行灵活。通过改变工艺的操作方式，如搅拌混合、曝气等，可以任意创造缺氧、厌氧和好氧状态，对工作时间、污泥龄等的设置，可以按脱氮除磷的工艺要求实现营养物质去除的目的，但是难以达到最好的脱氮除磷水平。

c.污泥沉降性能好。由于SBR工艺存在较高的有机物浓度梯度，池中交替出现缺氧、好氧状态，能抑制丝状菌的过量繁殖，不易产生污泥膨胀，使得污泥沉降性能比较好。

d.处理效果好。SBR工艺运行操作过程中，池中有机物浓度是随时间变化的，活性污泥处于一种交替的吸附、吸收和生物降解过程。有机物浓度从进水的最高值，经过反应后，逐渐降低到出水时的最低值，整个反应过程保持着最大的生化反应推动力，从而保证了比较好的处理效果。

e.适用于中小型污水处理厂。

④SBR工艺脱氮除磷的条件控制　由于生物脱氮除磷过程比较复杂，一般只有在多池串联的工艺中较易完成，而SBR工艺的单一反应器在一个运行周期中完成脱氮除磷要求，则需根据水质特点和处理目标，对运行状态或过程进行设计和调节。典型的SBR工艺在一个周期内常用的操作模式，如图1-2-18所示。

图1-2-18　SBR工艺典型的运行模式

SBR工艺脱氮除磷的主要影响因素如下。

a.易生物降解有机物的浓度。在厌氧条件下，易生物降解的有机物由兼性异养菌转化为低分子脂肪酸（如甲酸、乙酸、丙酸）后，才能被聚磷菌所利用，而这种转化对聚磷菌的释磷起着诱导作用，这种转化速率越高，则聚磷菌的释磷速度就越大，导致聚磷菌在好氧状态下的摄磷量更多，从而有利于磷的去除。因此，污水中易生物降解有机物的浓度越大，则除磷效率越高。一般以BOD5/TP（总磷）的比值来作为评价指标，通常认为BOD5/TP大于17，生物除磷的效果比较好。

当SBR工艺进水过程为单纯加水缓慢搅拌时，在进水过程中曝气池内活性污泥混合液由缺氧状态过渡到厌氧状态，反硝化细菌会利用污水中的有机物作碳源，完成反硝化反应。聚磷菌在厌氧条件下释放磷，好氧条件下摄磷，通过好氧阶段排放高含磷量的剩余污泥，达到除磷目的。

b.运行时间和溶解氧的影响。运行时间和溶解氧是影响SBR工艺脱氮除磷效果的两个重要参数。进水工序的厌氧状态，溶解氧质量浓度应控制在0.3mg/L以下，以满足释磷要求。当释磷（MLSS）速率为9～10mg/（g·h），水力停留时间大于1h，则聚磷菌体内的磷以充分释放。如果污水中BOD5/TP偏低时，则应适当延长厌氧时间。

好氧曝气工序的溶解氧质量浓度应控制在2.5mg/L以上，以保证碳化、硝化和聚磷菌摄取磷过程的高氧环境。由于聚磷菌的好氧摄取磷速率低于硝化速率，因此以摄磷来考虑曝气时间比较合适，一般曝气时间为2～4h，但不宜过长，否则聚磷菌内源呼吸会使自身衰减死亡，导致磷的释放。

沉淀和排水工序均为缺氧状态，溶解氧质量浓度一般不高于0.5mg/L，时间不宜超过2h。在此条件下，反硝化菌将好氧曝气工序时贮存于体内的碳源释放，进行贮存性反硝化作用，使N-N进一步去除，如时间过长，则会造成磷释放，导致出水中含磷量增加，而影响除磷效果。

c.硝酸氮浓度对除磷的影响。在厌氧条件下，N-N会发生反硝化反应，反硝化消耗易生物降解有机物，而反硝化速率比聚磷菌的磷释放速率快，因此反硝化细菌与聚磷菌争夺有机碳源，并且优先消耗掉易生物降解的有机物。如果厌氧混合液中N-N的质量浓度大于1.5mg/L时，会使聚磷菌释放时间滞后，释磷速率减慢，释磷量减少，最终导致好氧状态下聚磷菌摄取磷的能力下降，影响除磷效果。因此，应尽量降低曝气池内进水前留于池内的N-N质量浓度。

d. BOD5污泥负荷。当以脱氮为主时，BOD5污泥负荷宜采用0.03～0.12kgBOD5/（kgMLSS·d）；以除磷为主时，宜采用0.08～0.4kgBOD5/（kgMLSS·d）；同时脱氮除磷时宜采用0.08～0.12kg/（kgMLSS·d）。

（2）其他几种序批式活性污泥法工艺

①改良型SBR（Modified SBR——MSBR）工艺　MSBR工艺不需设置初沉池和二沉池，系统连续进出水，两个序批池交替充当沉淀池用，周期运行。MSBR工艺流程图如图1-2-19所示。

图1-2-19　MSBR工艺流程图

在MSBR工艺中，污水首先进入厌氧池，在厌氧池内进行水与沉淀池回流的高浓度污泥混合，聚磷菌在此进行磷的释放，吸收低分子脂肪酸并以聚β羟基丁酸（PHB）等形式在体内贮存起来，接着混合液进入主曝气池，聚磷菌分解体内的PHB，获得能量，过量吸收周围环境中的正磷酸盐，并以聚磷酸盐的形式在细胞内累积，同时碳化菌完成有机碳的降解，硝化菌完成氨氮的硝化。主曝气池混合液一部分进入了序批池1→缺氧池→沉淀池→主曝池形成系统内部的混合液循环，内循环量大小近似进水流量。在内循环过程中，缺氧池担负着反硝化功能，沉淀池将混合液中的污泥沉淀下来进入厌氧池，以形成聚磷菌的厌氧释磷和好氧吸磷的循环流动，上清液流入主曝气池。曝气池混合液的另一部分进入序批池2，沉淀后作为水流出系统。两个序批池交替进行上述过程，当其中一个进行缺氧、好氧循环反应时，另一序批池作为平流式沉淀池出水排放。经过一定时间后作为沉淀池作用的序批池污泥不断积累，池中泥面上升到一定程度后与另一序批池交换运行。剩余污泥排放在沉淀后期直接从序批池中底部排放。

缺氧池、厌氧池分别设置有搅拌装置，序批池中为了在缺氧反应时防止污泥沉淀，也设置有搅拌装置，两个序批池至泥水分离池各设有一台过墙回流泵，为了控制回流至厌氧池的污泥量，沉淀池至厌氧池也可设有过墙回流泵，主曝气池内设穿孔曝气管，空气来自鼓风机，序批池采用空气堰滗水器自动控制出水，且便于两序批池之间切换。

MSBR也是将运行过程分为不同的时间段，在同一周期的不同时间段内，一些单元采用不同的运行方式，以便完成不同的处理目的。MSBR的一个周期分为6个时段，由3个时段组成半个周期，在两个相邻的半周期内，除序批池的运行方式不同外，其余各个单元的运行方式完全一样。MSBR的半周期持续时间为120min，由3个时段组成，各时段的持续时间如下：时段1为40min；时段2为50min；时段3为30min。

MSBR工艺主要具有以下特点：（a）采用连续进、出水，避免了传统SBR工艺对进水的控制要求和间歇排水所造成的问题；（b）采用恒水位运行；避免了传统SBR工艺变水位操作水头损失大、池容利用率低的缺点；（c）提供传统连续流、恒水位活性污泥工艺对生物脱氮除磷所具有的专用缺氧、厌氧和好氧反应区，提高了工艺运行的可靠性和灵活性；（d）为泥水分离提供了与SBR类似的静止沉淀条件，改善了出水的水质；（e）提供与传统SBR类似的间歇反应区，提高了系统对生物脱氮除磷和有机物的去除效率。

②CAST工艺　CAST工艺（cyclic actived sludge technologye）是一种循环式活性污泥法，它的反应池用隔墙分为生物选择区和主反应区，进水、曝气、沉淀、排水、排泥都是间歇周期性运行。整个工艺为一间歇式反应器，在该反应器中工艺过程按曝气和非曝气阶段不断重复，将生物反应过程和泥水分离结合在一座池中进行。CAST工艺在进水阶段不设单纯的充水过程或缺氧进水混合过程，反应器的进水处设置一生物选择区，它的容积较小，是污水污泥的接触区，进入反应区的污水和从主反应区回流的活性污泥在此相互混合接触，污泥回流量约为日平均流量的20%。生物选择区的设置，为微生物的生长创造合适的条件，并选择出絮凝细菌，可有效地抑制丝状细菌的大量繁殖，防止污泥膨胀，提高系统的稳定性。

CAST工艺以周期循环方式运行，每个周期的运行操作可分为4各阶段，如图1-2-20所示。

图1-2-20　CAST工艺的运行阶段示意

阶段1：污水进入生物选择区，同时污泥回流开始，污水和污泥在选择区内充分接触后进入主反应区，曝气可以同步进行或在进水一段时间后开始，具体根据进水水质确定。

阶段2：反应池进水量达到设计值后，池中的水位最高，进水切换到其他反应池，该池停止进水，也停止污泥回流，曝气继续，延长的时间根据需要达到的处理效果决定。

阶段3：进行沉淀和排放剩余污泥。

阶段4：沉淀阶段后，系统的出水由滗水器排除。在实际操作中，滗水器运行的时间小于或等于设计时间。

CAST工艺的反应时间可根据需要进行调整。标准的CAST工艺以4h为一个循环周期，其中2h曝气，2h非曝气，当有冲击负荷时，可以通过延长曝气时间，增加周期的时间来适应冲击负荷，保证处理效果。

③ICEAS工艺　间歇循环延时曝气系统（intermittent cycle extended aeration system，IECES）工艺是一种连续进水的SBR工艺，其反应池前端设置专门的缺氧选择器——预反应区，用以促进菌胶团的形成和抑制丝状菌的繁殖。反应池的后部为主反应区。在预反应区内，污水连续流入，在反应区内依次进行曝气、搅拌、滗水、排泥等过程，并且周期循环。预反应区和主反应区通过隔墙下部的孔洞相连，污水以较慢的速度由预反应区流入主反应区。ICEAS工艺的反应池构造示意图如图1-2-21所示。

图1-2-21　ICEAS工艺反应池构造示意图

为了在沉淀阶段能够进水而不影响出水水质，ICEAS反应池的长度有一定的要求。一般从停止曝气到开始滗水，原污水最多流到反应池全长的1/3处，滗水结束，原污水最多到达反应池全长的2/3处。

2.1.9.7　氧化沟活性污泥法

氧化沟又名氧化渠，是活性污泥法的一种，它的构筑物呈封闭无终端渠形。一般采用机械充氧和推动水流。由于污水和活性污泥的混合液在环状的曝气沟渠中不断循环流动，故也称其为“循环曝气池”、“无终端的曝气系统”。

氧化沟一般呈环形沟渠状，平面多为环形或椭圆形等，总长可达几十米，甚至百米以上。氧化沟的断面由梯形、单侧梯形和矩形，池壁常以钢筋混凝土现浇。氧化沟的水深取决于曝气和混合推动设备及相关结构，一般在3.5～5.0m，最深可达8.0m。

（1）氧化沟的基本原理与工艺特点

①基本原理　氧化沟的工艺流程如图1-2-22所示。在氧化沟系统中，通过转刷（或转盘和其他曝气设备），使污水与混合液在环状的渠内流动，依靠转刷的推动污水和混合液流动以及进行曝气。混合液通过转刷后，溶解氧浓度被提高，随后在渠内流动过程中，溶解氧又逐渐降低。通常氧化沟采用延时曝气方式运行，水力停留时间为10～24h，污泥龄为20～30d。通过设置进水、出水位置、污泥回流位置和曝气设备位置，可以使氧化沟完成碳化、硝化和反硝化功能。如果主要去除有机物和硝化，进水点通常设在转刷上游，出水点在进水点的上游处。

图1-2-22　氧化沟工艺流程

氧化沟内的污水流速一般为0.25～0.35m/s。沟的几何形状应根据所选用的曝气设备和混合设备来确定。常用的曝气设备是转刷、转盘、立轴式表曝机和射流曝气机。污泥沉淀设施可采用分建式或合建式。

因为氧化沟多用于长泥龄的工艺，污水中有机物和悬浮物可在沟内得到部分稳定，所以氧化沟前可不设置初次沉淀池。

②工艺特点

a.氧化沟工艺结合了推流与完全混合两种流态。进入氧化沟的污水，在曝气设备的作用下与沟内的混合液混合后，在沟渠内循环流动。氧化沟总长90～600m，完成一个循环需5～20min，而污水在氧化沟内的水力停留时间多为10～24h，则在逐个停留时间内需要完成30～200次循环。可见氧化沟在短期内（如一个循环）呈推流状态，而在长期内（如多次循环）又呈完全混合状态，两者的结合，可减少短流，又使进水被大倍数的循环液所稀释，提高氧化沟系统的缓冲能力。

b.氧化沟的整体体积功率密度较低。氧化沟内一定的流速可以防止混合液中悬浮固体沉淀，水流在循环中仅需克服沟中沿程和局部的水头损失，而且这两部分损失又通常很小，所以，氧化沟可比其他系统以低得多的整体体积功率密度来维持混合液流动、活性污泥悬浮和充氧。实践证明，氧化沟比传统的活性污泥法能耗降低20%～30%。

氧化沟的曝气设备不是沿沟长均匀分布，而是集中在几处，功率密度分配不均匀。这种局部高强度的功率密度，可加速液面的更新和促进氧的传递，有利于液体的混合及污泥絮凝。

c.氧化沟具有明显的溶解氧浓度梯度。氧化沟的曝气设备通常定位布设，因此在曝气设备下游混合液的溶解氧浓度较高，随后沿沟长逐步下降，出现明显的溶解氧浓度梯度。利用这一特征可以在氧化沟工艺中内实现硝化和反硝化。

d.氧化沟工艺处理流程简单。可以不设初沉池，污泥平均停留时间较长，剩余污泥量少，且剩余污泥在沟内已经得到一定程度稳定，可不设污泥消化装置。工艺中的二沉池也可以与氧化沟合建，氧化沟也可以与其他工艺单元操作结合，如在氧化沟前增加厌氧池，可提高除磷功能，也可将氧化沟作为AB法工艺的B段，提高处理系统的整体负荷和出水水质。

e.氧化沟处理效果稳定，出水水质好。实际应用表明，氧化沟在有机物和悬浮物去除方面，效果比传统活性污泥更好更稳定。

（2）氧化沟的工艺类型

①卡鲁塞尔（Carrousel）型氧化沟　卡鲁塞尔型氧化沟是一个多沟串联系统，进水与回流的活性污泥混合后，沿水流方向在沟内循环流动，在沟的一端设置表曝机。在曝气机上、下游形成富氧区和缺氧区。工艺示意图如图1-2-23所示。

图1-2-23　卡鲁塞尔氧化沟工艺示意图

卡鲁塞尔型氧化沟的设计深度一般为4.0～4.5m，沟内流速为0.3m/s，由于曝气机周围的局部区域的能量强度比传统活性污泥法曝气池内的强度高得多，因此氧的转移速率及效率大大提高。

②奥贝尔（Orbal）型氧化沟　奥贝尔型氧化沟由几条同心圆或椭圆形的沟渠组成，沟渠之间采用隔墙分开，形成多条环形渠道，每条渠道相当于一个单独的反应器。设计深度一般在4.0m以内，采用转盘曝气，转盘浸没深度为230～530mm，水流流速0.3～0.6m/s。

奥贝尔型氧化沟可根据需要分设两条沟渠、三条沟渠和四条沟渠。常用的为三条沟渠形式，如图1-2-24所示。运行时，污水先进入氧化沟最外层的渠道（第一沟），在其中循环的同时，依次进入下一个渠道（第二沟、第三沟），最后从中心岛排出混合液进入沉淀池，相当于一系列串联的完全混合反应器组合。

图1-2-24　奥贝尔型氧化沟工艺示意图

第一至第三沟渠容积分别为总容积的60%、20%～30%和10%左右。运行时保持第一至第三条沟的溶解氧质量浓度依次递增，通常为0mg/L、1.0mg/L、2.0mg/L，以实现除碳、除氮和节省能量的作用。

③交替式氧化沟　交替式氧化沟（phased isolation ditch）是SBR工艺和传统氧化沟工艺结合的结果。目前主要应用的是两沟（DE）型和三沟（T）型。

DE型由两条相互联系的氧化沟和单独设立的沉淀池组成，其中氧化沟仅用于曝气（碳化、硝化）和推动混合（反硝化），而固液分离过程在沉淀池中完成，为提高除磷效果在氧化沟之前可设厌氧池，如图1-2-25（a）所示。这样不仅可以提高设备和构筑物的利用率，也能对污泥膨胀起到抑制作用。

图1-2-25　交替式氧化沟工艺组成示意图

T形氧化沟由3条相互联系的氧化沟作为一个整体，每条沟内都装有曝气和推进循环的转刷。T形氧化沟运行时，污水由进水配水井进行3条沟的进水配水切换，污水在氧化沟内，根据已设定的程序进行工艺反应。通常采用的布置形式是3条沟并排布置，利用沟壁上的连通孔相互连接，其系统组成如图1-2-25（b）所示。

在T形氧化沟系统中，3条沟交替变换工作方式，其中两条沟用作生化反应，另一条用于固液分离。可以完成碳化、硝化和反硝化功能，且不需要污泥回流系统。

交替式氧化沟系统实际上是个单个氧化沟的不同组合。运行中根据使用情况还可以进行更多的组合，这是交替式氧化沟系统的突出优点。

④一体化氧化沟　一体化氧化沟又称合建式氧化沟，它集曝气、沉淀、泥水分离和污泥回流功能为一体，无需建造单独的二沉池。

固液分离器是一体化氧化沟的关键技术设备，目前已应用的固液分离方式有多种。最为典型的船式一体化氧化沟如图1-2-26所示。在该氧化沟中，混合液被限于船式分离器与池壁、底板间流动，流过分离器的部分混合液从其尾部进入，沉降污泥通过泥斗回流孔回流到混合液中，上清液由首端的溢流堰流出，剩余污泥由分离器尾部附近排出，送往脱水系统。

图1-2-26　船式一体化氧化沟示意图

一体化氧化沟经济、节能、构型简单、处理效果高，尤其适合小水量污水的处理。

⑤其他氧化沟系统　常见的其他氧化沟系统还包括导管式氧化沟系统和射流曝气氧化沟系统。

导管式氧化沟系统中以导管式曝气器代替转刷等表面曝气机，导管式氧化沟由氧化沟（内设阻流墙）、导管式曝气器设备、导流管以及供氧系统四部分组成，污水流速由水力推进器维持，供氧由鼓风机提供，氧化沟内的混合和供氧分别由两套装置独立承担，水流从氧化沟底部推进，可避免底部污泥的淤积。

射流式曝气氧化沟采用射流曝气器，在氧化沟底设置射流曝气装置，射流器沿沟宽方向均匀分布。先将压缩空气与混合液在混合室充分混合，完成水、泥、气三相混合和传质，并以挟气溶气的状态向水流流动方向射出，达到氧化沟要求的曝气充氧和搅拌推流的双重功能。由于射流曝气装置在池底，沟深可以较深。

2.1.10　活性污泥法工艺构筑物设计

2.1.10.1　普通活性污泥法工艺处理单元设计

普通活性污泥法又称传统活性污泥法，其系统工艺主要由曝气池、曝气系统、二次沉淀池、污泥回流系统和剩余污泥排放系统组成。根据活性污泥法不同的运行方式，形成了多种处理方法，如普通活性污泥法、吸附再生法、阶段曝气法、表面曝气法、延时曝气法等。

（1）活性污泥法的基本工艺参数　活性污泥法的各种运行方式的基本工艺参数如表1-2-3所示。

表1-2-3　几种活性污泥法的主要设计和运行参数

（2）普通活性污泥法的设计内容和基本计算公式

①设计内容　（a）处理效率；（b）曝气池容积；（c）污泥产量；（d）曝气池需氧量。

②基本计算公式　相关参数的符号及基本计算公式如下。

a.处理效率

　　（1-2-58）

式中，η为BOD5去除效率，%；S0为曝气池进水BOD5质量浓度，kg/m3；Se为曝气池出水BOD5质量浓度，kg/m3。

b.曝气池容积

　　（1-2-59）

或

式中，Sr为去除BOD5质量浓度，kg/m3；V为曝气池的容积，m3；Q为曝气池的设计流量，m3/h；Ls为污泥负荷，kgBOD5/（kgMLSS·d）；X为悬浮固体（MLSS）质量浓度，g/L；Xv为挥发性悬浮固体（MLVSS）质量浓度，g/L；θc为污泥泥龄，生物固体平均停留时间d。

c.混合液污泥浓度

　　（1-2-60）

式中，R为污泥回流比，%；Xr为回流污泥（MLSS）质量浓度，g/L。

d.水力停留时间

　　（1-2-61）

式中，HRT为水力停留时间，h。

e.剩余污泥量

按照污泥泥龄计算：

　　（1-2-62）

按照污泥产率系数、衰减系数以及不可生物降解和惰性悬浮物计算：

　　（1-2-63）

式中，ΔX为剩余污泥量（SS），kg/d；Y为污泥产率（MLVSS/BOD5）系数，kg/kg，一般为0.4～0.8；Kd为衰减系数，d-1，一般为0.04～0.08；f为SS的转换率，一般可取0.5～0.7kg/kg；SS0为进水悬浮物质量浓度，kg/m3；SSe为出水悬浮物质量浓度，kg/m3。

f.曝气池需氧量

　　（1-2-64）

　　（1-2-65）

式中，O2为污水需氧量，kg/d；ΔXv为排出生物反应池的微生物量（MLVSS），kg/d；Nk为曝气池进水总凯氏氮（TKN）质量浓度，mg/L；Nke为曝气池出水总凯氏氮（TKN）质量浓度，mg/L ；Nt为曝气池进水总氮质量浓度，mg/L ；Noe为曝气池出水硝态氮质量浓度，mg/L；0.12ΔXv为排出曝气池系统的微生物中含氮量，kg/d；a为碳的氧当量，当含碳物质以BOD5计时，取1.47；b为常数，氧化每千克氨氮所需氧量，kgO2/kgN，取4.57；c为常数，细菌细胞的氧当量（O2/MLVSS），取1.42；Yt为污泥总产率（MLVSS/BOD5）系数，kg/kg，已根据试验资料确定，无资料时，系统有初沉池取0.3，无初沉池取0.6～1.0；y为MLVSS与MLSS之比，y =Xv/ X。

（3）活性污泥法设计要点　活性污泥法的设计要点参见《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）6.6（Ⅰ、Ⅱ）中相关内容，处理单元的各部位尺寸，可参照有关设计规定选取和计算。

2.1.10.2　氧化沟工艺处理单元设计

（1）工艺特点　氧化沟是活性污泥法的一种特殊形式，通常情况下，采用氧化沟处理城市污水，BOD5的去除率可达95%～99%，脱氮率可达90%左右，除磷率达50%左右。出水水质：BOD5为0～15mg/L；SS为10～20mg/L；NH3-N为1～3mg/L；P<1mg/L。

氧化沟实质上相当于延时曝气活性污泥法，它的水力停留时间较活性污泥法长，一般可达10～30h。污泥龄通常为20～30d。有机负荷较低，一般0.05～0.15kg/（kg·d）。

氧化沟的基建费用和运行费用比常规活性污泥法低40%～60%和30%～50%。具有出水水质好、耐冲击负荷、运行稳定等特点，并可脱氮除磷，适用于360万～1000万人口当量的污水处理。

（2）氧化沟的设计要点和设计参数　氧化沟的设计要点和设计参数见《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）中第6.6.21～6.6.33条的有关内容。

2.1.10.3　AB法工艺处理单元设计

AB法工艺是吸附-生物降解活性污泥法的简称，该工艺不设初次沉淀池，由A、B两段组成。

（1）设计要点　AB法处理工艺的曝气池和二沉池的计算方法与普通活性污泥法相同，在设计参数选取上有所不同。当要求脱氮除磷时，B段工艺应按ANO或APO、AAO工艺进行设计。如果B段主要以脱氮为目的，还应考虑C∶N之间的关系，一般宜控制在3左右，否则会因碳源不足而影响消化作用。AB法工艺的适宜水温为13～30℃。

（2）设计参数　如无工程前期试验资料，在设计时可按表1-2-4中列举的经验数据考虑。

表1-2-4　AB法工艺设计参数

注：括号中的数据为参考数据。

2.1.10.4　序批式活性污泥法

序批式活性污泥法（sequencing batch reactor activated sludge process），又称间歇式活性污泥法，简称SBR法。

（1）工艺流程和形式分类

①工艺流程　SBR法的最大特点是在单一的反应器内，完成污水生物处理的相关过程。SBR按时间顺序进行：进水、反应（曝气）、沉淀、出水、待机（闲置）等工序。

从污水流入反应器开始到待机时间结束为一个工作周期，这种不断循环往复地进行，形成了SBR法的工作过程，从而达到污水处理的目的。SBR法的工艺流程如图1-2-27所示。

图1-2-27　序批式活性污泥法工艺流程

②SBR形式的分类　按进水方式和有机负荷的不同SBR有多种分类。

a.按进水方式分类。按SBR进水方式可分为间歇进水式和连续进水式，如图1-2-28所示。

图1-2-28　间歇进水式和连续进水式的比较

间歇进水方式：出水水质好，在沉淀期和出水期内不进水，以获得澄清出水。

连续进水方式：由于在沉淀期和出水期内进水，会导致污泥上浮，影响出水水质。

b.按有机负荷分类。SBR法的负荷一般是根据其排出比和每日周期来确定，因此组合的负荷条件如图1-2-29所示。

图1-2-29　周期数与排出比的不同组合所获得的不同有机负荷条件

高负荷运行方式：适用于处理中等规模的污水，处理规模约2000m3/d。

低负荷运行方式：适用于小型污水处理厂，一般处理规模小于2000m3/d。

其他方式：通过曝气或不曝气的组合运行，可在反应器内按时间反复保持厌氧状态和好氧状态，进行生物脱氮和除磷。

（2）设计要点和设计参数　SBR活性污泥法的设计要点和设计参数见《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）中第6.6.34～6.6.43条的有关内容。

2.2　生物膜法

生物膜法和活性污泥法一样，都是利用微生物来去除污水中有机物的方法，为生物膜提供附着生长固定表面的材料称为填料，是影响生物膜法的发展和性能的重要因素。

2.2.1　生物膜法的基本原理

生物膜法是通过附着在载体或介质表面上的细菌等微生物生长繁殖，形成膜状活性生物污泥——生物膜，利用生物膜降解污水中的有机物的生物处理方法。生物膜中的微生物以污水中的有机污染物为营养物质，在代谢过程中将有机物降解，同时微生物自身也得到增殖。

随着微生物的不断繁殖增长，生物膜的厚度不断增加，生物膜的结构发生变化，其结果是使生物膜总是在不断地生长、更新和脱落。造成生物膜不断脱落的原因主要有水力冲刷、由于膜增厚造成量的增大、原生动物的松动、厌氧层与介质的黏结力较弱等。

生物膜法适用于中小规模污水的生物处理，污水处理系统可以独立建立，也可以与其他污水处理工艺组合应用。污水进行生物膜法处理前，宜经沉淀处理，当进水水质或水量波动大时，应设置调节池。

2.2.1.1　生物膜的结构及其净化污水的机理

生物膜是蓬松的絮状结构，微孔多，表面积大，具有很强的吸附能力。如图1-2-30所示为载体上形成的生物膜和其净化污水示意图。生物膜的表面有很薄的附着水层，相对于外侧的水流，附着水层是静止的。由于流动水层比附着水层中的有机物浓度高，有机物的浓度梯度和水流的紊动扩散作用可使有机物和溶解氧进入附着水层，并进一步扩散到生物膜中，有机物被生物膜吸附、吸收和降解。微生物在分解有机物的过程中，也同时合成自身细胞物质，不断生长繁殖，使生物膜的厚度增加。传递进入生物膜的溶解氧很快被生物膜表层的好氧微生物所消耗，使得生物膜内层形成以厌氧微生物为主的厌氧层。由于扩散和微生物的特点，有机物的分解主要在好氧层中完成。微生物的代谢产物如H2O、CO2、氨以及其他无机盐等，则沿着与有机物相反的方向，从生物膜经过附着水层进入流动水层中，随后从污水处理装置排出。当生物膜厚度不大时，厌氧层与好氧层之间可以维持平衡稳定关系，厌氧层产生的代谢产物，如有机酸、醇类等通过好氧层，可被进一步降解去除。但当厌氧层逐渐增厚，其中的代谢产物增多，特别是气态代谢产物不断逸出，降低了生物膜的附着力，这种“老化”的生物膜很容易从附着的载体上脱落。在脱落生物膜的位置上，随后又长出新的生物膜。生物膜的更新与脱落过程不断循环进行。脱落的生物膜在二次沉淀池中被截留下来，成为污泥。

图1-2-30　生物膜的结构与净化作用示意图

由于生物膜法中的微生物以附着的状态存在，所以泥龄长，使生物膜中既有世代时间短、比增长速率大的微生物，又有世代时间长、比增长速率小的微生物，这使生物膜法中参与代谢的微生物种类多于活性污泥法。

生物膜法开始运行时，必须先进行挂膜。对于城市污水，在20℃条件下，需要15～30d挂膜成熟。

2.2.1.2　生物膜法的主要特征

（1）生物膜中微生物类群丰富　由于微生物固着生长，污泥龄长，有利于生长世代周期长的微生物，如硝化细菌等。此外，生物膜法有利于发挥多种细菌对有机物的降解作用。生物膜中除细菌和原生动物外，还有真菌、藻类和后生动物等，同时还存在厌氧菌，生物膜中微生物的食物链长。这样有利于提高污水的处理深度，减少剩余污泥量。生物膜法所产生的剩余污泥量，通常仅为活性污泥法的3/4。生物膜法产生的污泥主要是脱落的生物膜，这种污泥的含水率比活性污泥法产生的剩余污泥含水率低，并具有良好的沉降和脱水性能。

（2）优势菌种分层生长，传质条件好，可处理低浓度进水　生物膜法反应器各层中繁衍着与流经本层污水水质相适应的优势菌种，有利于微生物代谢功能的发挥和有机物的降解。生物膜法可将BOD5为20～30mg/L的低浓度污水，处理至BOD5为5～10mg/L。而在活性污泥法中，当进水BOD5为50～60mg/L时，活性污泥絮体恶化，处理效果下降。

（3）工艺过程稳定，适应性强　由于生物膜法的生物相丰富，停止进水期间也可以自然通风，不易发生活性污泥法进水和供氧停止时间长而发生厌氧状况，因此生物膜法可以间歇运行。此外，水质、有机负荷、水力负荷变化对生物膜影响小，故生物膜法耐冲击负荷。当适应低温生长的微生物占优势时，生物膜法也适于低温条件下运行。

（4）动力消耗少，运行管理方便　生物膜法的许多工艺，采用自然通风，无污泥回流系统，总体上动力消耗少。不会发生活性污泥法系统中经常出现的污泥膨胀现象，操作管理方便。

（5）生物膜法的不足　生物膜法需要填料和支撑结构，投资费用较大。

2.2.2　生物膜法的主要影响因素

生物膜法的影响因素很多，如水质、温度、pH值、溶解氧、营养平衡、有毒有害物质浓度等，这些因素也是影响活性污泥法等的因素，前面已讨论过，下面介绍生物膜法所特有的影响因素。

2.2.2.1　水力负荷

对于生物滤池而言，水力负荷是指在保证所处理的污水达到要求水质的前提下，每平方米滤池表面每天所能接受污水的量，以m3/（m2·d）。

（1）水力负荷对生物膜法处理效果的影响　微生物对污水中有机物的降解需要一定的接触反应时间，在保证生物膜处于正常脱落更新的范围内，水力负荷越小，污水与生物膜的接触时间越长，处理效果越好；水力负荷越大，污水与生物膜的接触时间越短，处理效果变差。水力负荷与容积负荷有着密切的联系，它们之间的关系式为：

　　（1-2-66）

式中，q为水力负荷，m3/（m2·d）；Lv为BOD5容积负荷，kg/（m3·d），是指每立方米载体每天所能去除BOD5的量；H为载体的填充高度，m；S0为进水BOD5质量浓度，kg/m3。

（2）水力负荷对生物膜厚度和传质改善的影响　水利负荷高，有利于对生物膜厚度的控制和传质改善，但水力负荷应控制在一定的限度内，以避免过高的水利负荷产生过强的冲刷力，造成生物膜流失，影响反应器稳定运行。生物膜法有多种处理工艺，应结合具体工艺选择适宜的水力负荷。

2.2.2.2　载体表面结构和性质

生物膜的载体对污水处理效果的影响主要反映在载体的表面性质，包括载体的比表面积大小、载体表面亲水性及表面电荷、表面粗糙度、载体的密度、孔隙率和材料强度等。载体的选择不仅决定了可供生物膜生长的面积大小和生物量的多少，还影响反应器中的水动力学状态。载体表面呈正电位越高，亲水性越大，细菌越容易附着在载体上形成生物膜。载体表面粗糙度越高，越有利于细菌附着，粗糙的表面增加了微生物与载体之间的有效接触面积。载体中的孔、裂隙增加了比表面积，同时对附着在上面的微生物起到了保护屏障作用，使微生物免受水力剪切作用的影响，一般理想的载体表面形成的孔径大小应为细菌大小的4～5倍。

2.2.2.3　生物膜量及其活性

生物膜的厚度反映了生物量的大小，但是生物活性并非总是与生物量呈正相关性。生物膜由好氧层和厌氧层组成，好氧层的厚度通常为1.5～2.0mm，有机物的降解主要在好氧层内完成。不能单纯追求增加反应器的生物量，应保证反应器内生物膜正常脱落更新而不发生载体间隙被堵塞的现象。

2.2.3　生物膜法的类型和工艺流程

生物膜法有多种分类，按照微生物附着的载体存在状态可分为固定床生物膜法和流动床生物膜法。固定床生物膜分为生物滤池和生物接触氧化法等，流动床生物膜法包括生物流化床和移动床等。

按照生物膜被污水浸没的程度生物膜法又可分为浸没式生物膜法、半浸没式生物膜法和非浸没式生物膜法。常见的浸没式生物膜法包括生物接触氧化池、曝气生物滤池等，常见的半浸没式生物膜法有生物转盘，常见的非浸没式生物膜法有生物滤池，生物滤池又分为普通生物滤池、高负荷生物滤池和塔式生物滤池三种类型。

在污水进入生物膜法处理构筑物之前，一般应进行预处理，进水中的悬浮物应尽量少，以防止填料堵塞，保证处理构筑物的正常运行。当进水水质或水量波动大时，应设调节池，其停留时间一般根据一天中水质、水量的波动情况确定。

2.2.3.1　普通生物滤池

（1）基本工艺流程　普通生物滤池又名滴滤池（trickling filter），是生物滤池早期出现

的类型，即第一代的生物滤池。普通生物滤池的基本工艺流程如图1-2-31所示。污水先进入初沉池，去除可沉的悬浮物，接着进入生物滤池。生物滤池内设置有固定生物膜的载体（滤料），污水自上而下流经滤料，不断与滤料相接触，滤料表面就逐渐形成了具有降解有机物功能的生物膜。经过滤池处理的污水和生物滤料上脱落的老化生物膜流入二沉池，经过固液分离后，排出净化水。普通生物滤池的供氧，一般采用自然通风方式。

图1-2-31　普通生物滤池基本工艺流程

（2）普通生物滤池的构造　普通生物滤池主要由池体、滤料、布水装置和排水系统4部分组成。构造示意如图1-2-32所示。

图1-2-32　普通生物滤池构造示意图

①池体，一般采用钢筋混凝土或砖石筑造，池平面形状宜采用圆形或矩形。滤池深度一般在1.8～3.0m。沿滤池池底周边应设置自然通风孔，其总表面积不应小于滤池表面积的1%，以促进滤层的内部通风。一般池壁顶应高出滤层表面0.4～0.5 m，防止风力对池表面均匀布水的影响。

②滤料，生物滤池常用的滤料有碎石块、卵石、煤渣和矿渣或蜂窝型、波纹型的塑料管等。

普通生物滤池中的滤料要求和作用如下：（a）能为微生物附着提供大量的表面积；（b）有较好的化学稳定性，不被微生物分解，也不抑制微生物生长；（c）有足够的孔隙率，保证通风和使脱落的生物膜能随水流出滤池；（d）有一定的机械强度；（e）价格低廉。滤料粒径一般在3～10cm，孔隙率在45%～90%，比表面积在60～200m2/m3。

滤料粒径越小，滤床的可附着微生物面积越大，滤床的工作能力越大。但是，粒径越小，孔隙就减小，滤床越容易被生物膜堵塞，滤床通风性能变差，所以滤料的粒径应适中。

③布水装置，普通生物滤池布水装置主要有固定布水器和旋转布水器。固定布水器是由虹吸装置、配水池、布水管道和喷嘴等部分组成的布水设施。旋转布水器是由若干条旋转的配水管组成的配水装置，利用从配水管孔口喷出的水流所产生的反作用力，推动配水管绕旋转轴旋转而达到均匀布水的目的。旋转布水器通常由进水竖管和可旋转的布水横管组成，在布水管的下面一侧开有直径10～15mm的小孔。

④排水系统，滤池底部的排水系统位于滤料层的下面，主要起收集及排出处理后的污水，保证通风和支撑滤料的作用。排水系统通常分为两层，即包括滤料下的渗水装置和底板处的集水沟和排水沟。池底有一定坡度，处理水能自动汇入排水沟。

（3）工艺特点

a.处理效果好，出水水质稳定。BOD5的去除率可达90%以上，处理城市污水一般出水BOD5在25mg/L以下，硝酸盐含量在10mg/L左右。

b.采用自然通风供氧，动力消耗低，节省能源。

c.运行稳定，易于管理。

d.剩余污泥量小。

e.进水的水力负荷较低，例如，处理城市污水时，表面水力负荷一般为1～3m3/（m2·d），BOD5容积负荷为0.15～0.3kg/（m3·d）。因此，占地面积较大，不适用于处理水量较大的场合。

f.卫生条件较差。

普通生物滤池与传统活性污泥法的比较见表1-2-5。

表1-2-5　普通生物滤池与传统活性污泥法的比较

2.2.3.2　高负荷生物滤池

高负荷生物滤池是继普通生物滤池之后为解决普通生物滤池在净化功能和运行中存在的实际弊端而开发出来的第二代工艺。与普通生物滤池相比，其负荷能力大大提高，BOD5容积负荷一般为普通生物滤池的6～8倍，水力负荷则为普通生物滤池的10倍。

高负荷生物滤池的高负荷率是通过限制进水BOD值以及在运行上进行出水回流等技术措施实现的。进入高负荷生物滤池的BOD5值必须低于200mg/L，否则要用处理水回流加以稀释。

（1）高负荷生物滤池的典型工艺流程　高负荷生物滤池采取处理水回流的措施后，具有多种多样的流程系统。如图1-2-33所示为几种一级（单池）高负荷生物滤池的工艺流程。图1-2-33（a）中将生物滤池出水直接回流至滤池前，并且二次沉淀池向初次沉淀池回流生物污泥。该流程有助于生物膜的接种，促进生物膜的更新。此外，由于二沉池的污泥回流进入初次沉淀池，有助于提高初沉池的沉淀效果。图1-2-33（b）流程中将处理水回流至滤池前，回流水既对滤池进水起稀释作用，又有助于提高冲刷效果，同样二沉池的污泥回流进入初沉池，可提高初沉池的沉淀效果。

图1-2-33　一级高负荷生物滤池的典型工艺流程

实践表明，采用一级高负荷生物滤池要使出水BOD5浓度稳定小于30mg/L难度较大。因此，当对处理后的出水水质要求较高时，可以采用将两座滤池串联组成二级高负荷生物滤池系统，这样BOD5去除率可达90%以上。

如图1-2-34所示为几种二级高负荷生物滤池的工艺流程。图1-2-34（a）流程中，一级滤池产生的生物膜和出水一部分进入第二级生物滤池，另一部分回流至初沉池前增加沉淀效果，提高一级滤池的水力负荷；图1-2-34（b）流程中，一部分初沉池出水超越到二级生物滤池，提高了有机物负荷，一级滤池产生的生物膜和出水一部分进入二级生物滤池，另一部分回流至初沉池前增加沉淀效果，提高一级滤池的水力负荷；图1-2-34（c）流程中，采用二级生物滤池出水进行循环稀释进水和增加水力负荷。在这几个流程中均不设中间沉淀池，其目的是保持二级生物滤池的生物量。

图1-2-34　二级高负荷生物滤池的典型工艺流程

二级高负荷生物滤池中，一级滤池进水浓度高，生物膜量大，二级滤池的进水浓度低，有时生物膜生长不好，滤池的容积得不到充分利用。为了克服这个缺点，常将两个滤池的串联次序进行周期交替运行，定期改变串联中的前后位置，这样既可提高处理效率，也能有效地防止滤池堵塞现象。

（2）高负荷生物滤池的构造　高负荷生物滤池的构造与普通生物滤池基本相同，平面形状一般采用圆形，滤料粒径较普通生物滤池大，一般为40～100mm，滤料层厚为2～4m，布水装置一般采用旋转布水器。

（3）高负荷生物滤池的特点　（a）高负荷生物滤池克服了普通生物滤池的缺陷，例如，高负荷生物滤池的表面水力负荷与BOD容积负荷较高，运行简单，滋生的滤池蝇较少等；（b）运行比较稳定，易于管理；（c）剩余污泥量小；（d）占地面积大；（e）工艺中需要较大的水头跌落，一般超过3m；（f）需要二次提升。

普通生物滤池与高负荷生物滤池的比较见表1-2-6。

表1-2-6　普通生物滤池与高负荷生物滤池的比较

2.2.3.3　塔式生物滤池

塔式生物滤池属高负荷生物滤池，是第三代生物滤池，简称塔滤。

（1）塔式生物滤池的构造　塔式生物滤池在平面上多呈圆形，主要由塔身、滤料、布水设备、通风装置和排水系统所组成，如图1-2-35所示。

图1-2-35　塔式生物滤池示意图

①塔身　一般可高达8～24m，直径1～3.5m，塔高为塔径的6～8倍。可用钢筋混凝土结构、砖结构、钢结构或钢框架与塑料板面的混合结构。

②滤料　一般采用轻质的塑料或玻璃钢滤料。滤料分层设置，每层不大于2.5m，装填高度一般为8～12m。

③布水装置　布水装置与一般生物滤池的基本相同，大中型塔式生物滤池多采用旋转式布水器，小型塔式生物滤池则多采用固定式喷嘴布水装置。

④通风与集水设备　在滤塔的底部设有集水池，以收集处理水，并由管渠连续排入二沉池或气浮池进行泥水分离。集水池最高水位与最下层滤床层底面之间的空间高度，一般不应小于0.5m，周围开有许多通风孔，以保证空气流畅。

（2）塔式生物滤池在构造和净化功能方面的特征

a.塔式生物滤池延长了污水、生物膜和空气的接触时间，处理能力相对较高，BOD5容积负荷可达1～5kg/（m3·d），表面水力负荷为80～200m3/（m2·d），处理能力相对较高。

b.塔式生物滤池的进水BOD5浓度宜控制在500mg/L以下，否则较高的有机容积负荷会使生物膜生长迅速，高的水力负荷使生物膜受到强烈的冲刷而不断脱落和更新，极易造成滤料堵塞。

c.塔式生物滤池滤层存在着明显的微生物种群分层现象，各滤料层的微生物种属不同，但适应该层污水性质，这种特点更有助于有机污染物的降解、去除。

d.塔式生物滤池大部分都采用自然通风，一般不需专设供氧设备，总体能耗低。

e.塔式生物滤池占地面积小，耐冲击负荷能力强，但塔身高，运行管理不方便，适应处理中小水量的城市污水和各种适合生物降解的有机工业废水。

为了使塔式生物滤池更好地发挥作用，有的采用分层进水、分层通风的措施来提高处理能力，塔式生物滤池设计和运行中要注意防止堵塞。

2.2.3.4　生物接触氧化法

生物接触氧化法与前述生物膜法的主要不同点，是滤池内充满污水，滤料淹没在水中，并采用与曝气池相同的曝气方法，向微生物供氧，它是一种介于活性污泥法与生物滤池两者之间的生物处理技术，净化污水主要依靠载体上的生物膜作用，生物接触氧化池内存在一定浓度的活性污泥，因此它兼有活性污泥和生物膜法的优点。

（1）生物接触氧化法工艺流程　生物接触氧化法根据进水水质和处理程度主要有一段（级）式或二段（级）式两种流程。生物接触氧化池的流态为完全混合式，微生物处于对数增殖期的后期或减速增殖期的前期，因此生物膜增长较快，有机物降解速率较高。

一段（级）式生物接触氧化法的工艺流程如图1-2-36所示。污水经过初沉池处理后进入接触氧化池，经接触氧化池处理后进入二沉池，从填料上脱落的生物膜在二沉池中形成的沉淀污泥，排出系统，澄清水由二沉池上部排出。

图1-2-36　一段（级）式生物接触氧化法工艺流程

一段（级）式生物接触氧化法工艺流程简单，易于维护管理，投资较低，但接触氧化池有时因布水或曝气不均，在局部存在死区而影响处理效果。

为了提高处理效果，实际中也采用二段（级）式生物接触氧化法，其工艺流程如图1-2-37所示。二段（级）式生物接触氧化法将一段（级）式生物接触氧化池分为两段：第一段微生物处于对数增殖期，以低能耗、高负荷、快速的生物吸附和合成为主，能够去除污水中70%～80%的有机物，第二段利用微生物的氧化分解作用，对污水中残留的有机物进行氧化分解，以进一步改善出水的水质。

图1-2-37　二段（级）式生物接触氧化法工艺流程

二段法的每座曝气池流态属于完全混合式，但是串联结合在一起后，具有推流式的特点，这样既能充分发挥同类微生物种群的协同作用，又可发挥不同微生物种群的优势，更能适应污水水质的变化，因此二段法比一段法处理效果稳定，处理效率提高。但是，二段法增加了处理装置和维护管理的要求，投资要高于一段法。二段法的中沉池在实际中也可以不设。

生物接触氧化法也有3个或3个以上氧化池串联的多段系统，此类系统更明显地存在高负荷、中负荷和低负荷生化反应区，可以提高系统的总体处理效果，多段法在工业废水处理中应用较多。

（2）生物接触氧化池的构造　图1-2-38为生物接触氧化池构造示意。生物接触氧化池主要由池体、填料及支架、曝气装置等部分组成。

图1-2-38　接触氧化池的基本构造示意图

池体在平面上宜为矩形，钢混结构或钢板焊制，池内设置填料、曝气装置和支撑填料的支架。由于池中水流速度低，从填料上的生物膜会有一部分沉积在池底，池底可做成多斗式或设置集泥设备，以便排泥。生物接触氧化池的有效水深一般为3～5m，构筑物不应少于两个，每池可分为两室，并按同时运行考虑。

生物接触氧化池对填料的要求是对微生物无毒害、易挂膜、质轻、高强度、抗老化、比表面积大和空隙率高等。目前常用的填料有硬性、软性和半软性三种。硬性材料有玻璃钢蜂窝、塑料波纹板、塑料多面球等。软性填料由化学纤维制成，特点是比表面积大、质轻、运输和组装方便、不易堵塞，但是当氧化池停止工作时，会形成纤维束结块，清洗较困难。半软性填料由变性聚乙烯塑料制成，它既有一定刚性，也有一定柔性，能保持一定形状，又有一定的变形能力，克服了软性填料易于结块成束的缺点。

生物接触氧化池中的填料可采用全池布置（底部进水，进气）、两侧布置（中心进气，底部进水）或单侧布置（侧部进气、上部进水）的形式，填料应分层安装。曝气装置可根据填料的布置形式布置在池子中心、侧面或全池，底部全池曝气时，气水比宜为8∶1。

生物接触氧化池的BOD5容积负荷宜根据试验确定。无试验条件时，碳氧化时BOD5容积负荷宜为2.0～5.0kg/（m3·d），碳氧化/硝化时BOD5容积负荷宜为0.2～2.0kg/（m3·d）。

（3）生物接触氧化的特点

a.生物固体浓度（10～20g/L）高于活性污泥法和生物滤池，具有较高的BOD5容积负荷，填料上附着的生物膜的生物丰富。

b.能接受较高的有机负荷率，处理效率高，减小了池容和占地面积。

c.抗冲击负荷能力较强，操作简单，运行方便，不需要污泥回流，不会产生污泥膨胀。

d.如果设计或运行不当，填料可能堵塞，另外，如果布水和曝气不均匀也可能在局部部位出现死角。

生物接触氧化法与传统活性污泥法的比较见表1-2-7。

表1-2-7　生物接触氧化法与传统活性污泥法的比较

2.2.3.5　生物转盘

（1）生物转盘的基本流程和净化机理　生物转盘的基本工艺流程如图1-2-39所示。

图1-2-39　生物转盘的基本工艺流程

生物转盘去除污水中有机污染物的机理与生物滤池基本相同，但构造形式却完全不同。在生物滤池中，生物膜为固定式，但是在生物转盘中，生物膜处于运动状态。生物转盘的核心处理装置是表面附有生物膜的盘片。典型的生物转盘由安装在水平轴上的一系列间距很小的圆盘盘片组成，约有一半的盘片面积浸没于半圆形槽的污水中。生物转盘旋转时，生物膜与污水及空气交替接触，使有机污染物的吸附、氧化过程不断进行，从而达到净化污水的目的。

在生物转盘运行的过程中，生物膜的厚度不断增加，由于盘片转动可产生剪切力和生物膜老化附着力降低，生物膜会发生脱落，进而新的生物膜又开始生长，降解有机物的同时，生物膜不断进行新老交替。脱落下来的生物膜可在二沉池中进行泥水分离。

生物转盘也常采用多级处理方式运行。如盘片面积不变，将转盘串联运行，可提高处理水质，增加污水中的溶解氧含量。

生物转盘可以分为单级单轴、单级多轴和多级多轴等形式（图1-2-40），级数的多少主要根据污水的水质、水量和处理要求来确定。

图1-2-40　生物转盘的布置形式

处理城市污水的生物转盘设计负荷应根据试验确定，无试验条件时，一般采用的盘片表面有机负荷为0.005～0.02kgBOD5/（m2·d），第一级转盘不宜超过0.030～0.040kgBOD5/（m2·d）；盘片表面水力负荷宜为0.04～0.20m3/（m2·d）。

（2）生物转盘的构造　如图1-2-41所示，生物转盘主要由盘片、反应槽、水平转轴和驱动装置4部分组成。

图1-2-41　生物转盘示意图

生物转盘的主体是垂直固定在转轴上的一组圆形盘片和一个同它配合的断面形状呈半圆形的反应槽。盘片为生物膜的载体，在反应槽内污水中的浸没深度应大于盘片直径的35%，上半部则敞露在大气中。

盘片的材质要求是具有质轻、耐腐蚀、抗老化、易于挂膜、不变形、便于加工安装等性质。目前多采用聚乙烯硬质塑料或玻璃钢制作盘片。转盘可以是平板或由平板与波纹板交替组成。盘片直径一般为1～4m，最大为5m，水平轴长一般小于8m。盘片外缘与槽壁的净距不宜小于150mm；盘片净距：进水端宜为25～35mm，出水端宜为10～20mm；

转动轴是用来固定盘片并带动其旋转的装置，一般采用实心钢轴或无缝钢管制成，两端固定安装在反应槽两端的支座上。转轴中心高度应高出水位150mm以上，槽底设放空管。

反应槽可用钢筋混凝土或钢板制作。断面大多做成与盘片外形基本吻合的半圆形，直径一般比转盘大20～40mm，使转盘即可在槽内自由转动，脱落的生物膜又不至于留在槽内。

根据具体情况，驱动装置通常采用带有减速装置的电动机，也可采用空气驱动及水力驱动等。生物转盘转速宜为2.0～4.0r/mim，盘体外缘线速度宜为15～19m/min。

（3）生物转盘的特点

a.微生物浓度高，抗冲击负荷能力强。

b.转盘分级设置，使生物相分级，有利于微生物生长繁殖和有机物降解。

c.污泥龄长，具有硝化功能。

d.生物膜上的微生物的食物链较长，产泥量较少，易于沉淀。

e.运行时不需曝气和污泥回流，而且动力消耗和运行费用低。

f.不产生污泥膨胀，便于维护管理。

g.适合小水量处理。

2.2.3.6　曝气生物滤池

曝气生物滤池（biological aerated filter，BAF）是在普通生物滤池的基础上，借鉴给水滤池工艺而开发的一种污水处理新工艺。曝气生物滤池也可以看成是生物接触氧化法的一种特殊形式，它是一种新型高负荷淹没式三相反应器，兼有活性污泥法和生物膜法两者的优点，并将生化反应与吸附过滤两种处理过程合并在同一个构筑物中进行。

（1）曝气生物滤池工艺流程和工作原理　曝气生物滤池的典型工艺流程如图1-2-42所示。

图1-2-42　典型曝气生物滤池工艺流程

污水经过沉砂、初沉后进入曝气生物滤池，在溶解氧的存在下，利用滤池中的生物膜降解污水中的污染物质。滤池的处理水进入消毒池，经过消毒后排放。

从待处理污水进入滤池开始，由鼓风机鼓风并且向池内供给微生物膜代谢所需的氧气，生长在滤料上的生物膜吸附截留污水中有机污染物，作为其生理活动所需的营养物质，在代谢过程中将有机污染物氧化分解，使污水得到净化。随着处理的进行，填料表面和内部新产生的生物量越来越多，截留的悬浮物不断增加，滤料中水头损失增大，水位上升，此时需要立即对滤料进行反冲洗，以去除滤床内过量的生物膜及其他悬浮物，恢复处理能力。反冲洗通常采用气-水联合反冲洗，即先用气冲，再用气、水联合冲洗，最后再用水漂洗。反冲洗水为处理后出水，来自消毒池，反冲空气来自滤池底部单独的反充气管。不同形式、不同滤料的曝气生物滤池，其反冲洗强度、历时和周期各不相同，用水量和用气量也存在着较大差异。

原水和反冲洗排水经沉淀池沉淀后污泥外排，进行污泥处理。曝气生物滤池在碳氧化阶段的污泥产率系数可为0.75kgVSS/kgBOD5。由于曝气生物滤池具有截留脱落滤膜和其他悬浮物的作用，因此可不设二次沉淀池。

根据处理程度的不同，曝气生物滤池可分为一段去除含碳有机物曝气生物滤池、两段硝化曝气生物滤池和三段（反硝化、除磷）曝气生物滤池。一段曝气生物滤池以碳化为主；二段曝气生物滤池主要对污水中的氨氮进行硝化；三段曝气生物滤池主要为反硝化除氮，同时可在第二段滤池出水中投加碳源（碳源不足时）和铁盐或铝盐进行反硝化脱氮除磷。

曝气生物滤池的容积负荷和水力负荷（也称滤速）的典型值列举于表1-2-8。

表1-2-8　曝气生物滤池的典型负荷值

注：X分别代表BOD5（含碳有机物）、NH3-N（硝化时）、N-N（反硝化时）

（2）曝气生物滤池的构造　曝气生物滤池的构造与污水三级处理的滤池基本相同，只是滤料不同，一般采用单一均粒滤料。根据污水在滤池运行中过滤方向的不同，曝气生物滤池可分为上向流和下向流滤池，除污水在滤池中的流向不同外，上向流和下向流滤池的池型结构基本相同。如图1-2-43所示为上向流曝气生物滤池，其组成部分主要有滤池池体、滤料、承托层、布水系统、布气系统、反冲洗系统等。

图1-2-43　曝气生物滤池

1—缓冲配水区；2—承托层；3—滤料层；4—出水区；5—出水槽；6—反冲洗排水管；7—净化水排出管；8—斜板沉淀区；9—栅型稳流板；10—曝气管；11—反冲洗供气管；12—反冲洗供水管；13—滤池进水管；14—滤料支撑板；15—长柄滤头

①滤池池体　池体可采用圆形、正方形和矩形，结构形式有钢制设备和钢筋混凝土结构等。当处理水量小时多用圆形池体，水量大时宜采用钢筋混凝土正方形或矩形池型。

曝气生物滤池的池体高度宜为5～7m。它包括了曝气生物滤池的配水区、承托层、滤料层、清水区和超高等。

②滤料　曝气生物滤池所采用的滤料主要有多孔陶粒、无烟煤、石英砂、膨胀页岩、轻质塑料、膨胀硅铝酸盐、塑料模块等。实际工程中多选用粒径为3～10mm的球形轻质多孔陶粒或塑料球形颗粒。

曝气生物滤池的滤料要求：强度大、不易磨损、孔隙率高、比表面积大、化学物理稳定性好、易挂膜、生物附着性强、相对密度小、耐冲洗和不易堵塞。

③承托层　承托层主要是用来支撑生物填料，防止生物填料流失和堵塞滤头，同时还可以保持反冲洗的稳定进行。承托层所用材料应具有良好的机械强度和化学稳定性。常用卵石或磁铁矿，并按一定级配布置。用卵石作承托层其配级自上而下为：卵石直径为2～4mm、4～8mm、8～16m，卵石层高度为50mm、100mm、100mm。

④布水系统　主要包括滤池最下部的配水室和滤板上的配水滤头。对于升流式滤池配水室的作用是使某一时段内进入滤池的污水能在此混合，并通过配水滤头均匀流进滤料层，同时也作为滤池反冲洗配水用。对于降流式滤池，池底部的布水系统主要用于滤池的反冲洗和处理水的收集。

⑤布气系统　包括充氧曝气所需的曝气系统和进行气-水联合反冲洗的供气系统。反冲洗供气系统和曝气充氧系统宜分别设置。曝气装置可采用单孔膜空气扩散器或穿孔管曝气器。曝气器可设在承托层或滤料层底部。

曝气量与处理要求、进水条件和滤料情况直接相关，一般通过工艺计算所得。布气系统是保持曝气生物滤池中有足够的溶解氧含量和反冲洗气量的关键。

⑥反冲洗系统　曝气生物滤池的反冲洗系统与给水处理中的V形滤池类似，反冲洗通过固定在滤板上的长柄滤头来实现，由单独气冲洗、气-水联合反冲洗和单独水洗3个过程组成。

反冲洗周期根据水质参数和滤料层阻力损失控制，一般为1周期24h。反冲洗空气强度宜为10～15L/（m2·s），反冲洗水强度不应超过8L/（m2·s）。反冲洗水量一般为进水水量的8%左右。

（3）曝气生物滤池的主要技术特点

①占地面积小　曝气生物滤池中生物膜量大活性高，使得工艺水力停留时间短，所需生物处理构筑物面积和体积均较小。此外，曝气生物滤池后不设二次沉淀池，可省去二沉池占地面积。

②出水水质好　由于滤料本身截留和其表面生物膜的多种作用，使出水水质好。

③氧的传输效率高，供氧动力消耗低　由于滤料粒径小，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，提高了氧气的利用率。此外，气泡在上升过程中，受到了滤料的阻力，延长了气泡在滤料中的停留时间，同样有利于氧的传质。运行费用比传统活性污泥法约低20%。

④抗冲击负荷能力强，受气候、水量和水质变化影响相对较小　这主要依赖于滤料的高比表面积，使得系统内截留了比较大的生物量，提高系统的抗冲击负荷能力。曝气生物滤池可暂时停止运行，一旦通水曝气，可在很短时间内恢复正常。此外，曝气生物滤池一旦挂膜成功，可在6～10℃水温下运行，并具有较好的运行效果。

⑤曝气生物滤池的工艺　曝气生物滤池可与传统工艺组合使用，适合老污水厂的技术改造。

⑥曝气生物滤池的结构　曝气生物滤池采用模块化结构，便于后期改、扩建。

⑦进水预处理要求较高　当进水悬浮物较多时，运行周期短，反冲洗频繁。

2.2.3.7　生物流化床

生物流化床法是借助流体（气体、液体）使表面生长着微生物的固体颗粒（生物颗粒）呈流态化，从而实现去除污水中有机污染物的一种生物膜法。

（1）流化床载体流态化的原理　当液体以很小的速度流经载体床层时，载体处于静止不动的状态，床层的高度也基本维持不变，这时的床层称固定床。当流速增大到某一数值，此时压降的数值等于载体床层的浮重，流化床中的载体颗粒就由静止开始向上运动，床层也由固定状态开始膨胀。如果流速继续增大，则床层进一步膨胀，直到载体颗粒之间互不接触，悬浮在流体中，这一状态称为初始流态化，如果再继续增大流速，载体颗粒床会进一步膨胀，但是压降却不再增加，此时对应的流速称为临界流化速度。

在生物流化床的设计中，临界流化速度是一个重要的校核参数，必须保证设计的流体上升流速大于临界流化速度。由于载体颗粒的大小影响以及流化过程中气体的参与，会使流化状态的确定方法不同，临界流化速度要采用对应的计算方法或试验方法得到。

另外，当流化床底部进入污水而使床断面流速等于临界流化速度时，滤床开始松动，载体开始流化，当进水量不断增加而使床断面流速大于临界流化速度时，滤床高度不断增加，载体流化程度加大，当滤床内载体颗粒不再为床底所承托，而为液体流动对载体产生的上托力所承托，即在载体的下沉力和流体的上托力平衡时，整个滤床内颗粒出现流化状态。如果流速继续增加，使载体颗粒之间的空隙增大到一定程度后，载体颗粒会随着水流从流化床中流出，此时的流体速度称为冲出速度。在流化床的操作中应控制流体的流速介于临界流化速度和冲出速度之间。载体床中的流体速度与载体间的孔隙率之间密切相关，二者之间的关系确定了膨胀的行为，这也是流化床工艺设计的关键。

（2）生物流床的工艺类型　按照使载体流化的动力来源的不同，好氧生物流化床一般可分为以液流为动力的两相流化床和以气流为动力的三相流化床两大类。

①两相生物流化床　两相生物流化床是以液流为动力使载体流化，在生物流化床外设充氧设备和脱膜设备，流化床内只有作为污水的液相和作为载体上附着生物膜的固相相互接触。其工艺流程如图1-2-44所示。

图1-2-44　典型的两相流化床工艺流程

工艺流程中，污水先经过外设的充氧设备，使污水中的溶解氧浓度达到饱和，以空气为氧源时，污水中溶解氧一般在8～10mg/L；当以纯氧进行充氧时，污水中溶解氧可提高到30mg/L以上。有时可以采用出水进行回流以补充溶解氧量。回流比可按以下公式计算：

　　（1-2-67）

式中，r为回流比；S0为进水的BOD5质量浓度，mg/L；Se 为出水的质量BOD5浓度，mg/L；D 为去除每千克BOD5所需的氧量，kg/kg，对于城市污水，此值一般为1.2～1.4；Oi为进水的溶解氧质量浓度，mg/L；Oo为出水的溶解氧质量浓度，mg/L。

②三相生物流化床　三相生物流化床是以气体为动力使载体流化，在流化床的反应器内气、固、液三相共存，在流化床内直接充氧，不设床外充氧设备，由于气体强烈搅动造成紊流，载体之间的摩擦较强烈，使得载体表层的生物膜在流化过程中脱落，所以也不设床外脱膜设备。三相生物流化床又有传统三相生物流化床和内循环式三相生物流化床。

传统三相生物流化床系统由曝气装置、流化床和三相分离器组成，其系统示意如图1-2-45（a）所示。空气和污水由反应器底部进入，污水、空气和载体在反应器内的混合、搅拌程度比两相生物流化床剧烈，生物膜利用污水中的有机物进行代谢与合成，载体之间的摩擦控制膜的厚度，完成新老生物膜的更换。在床体上部的三相分离区，水、气、载体分离，载体返回反应器主体，流化床的出水进入后续沉淀单元，进行膜与处理水的分离。由于仅靠进水一般难以达到比较好的流化状态和处理效果，在实际工程中常将部分出水回流至流化床的进水入口。回流比常取100%～200%。

图1-2-45　三相生物流化床系统示意图

内循环式三相生物流化床是在传统三相生物流化床的基础上发展起来的，目前应用日趋成熟，它是通过在流化床中设置升流区和降流区，利用两个区域之间的密度差，推动流体带动载体的循环流动。这种流化床系统混合、传质效果好，不易发生载体分层现象，对配水均匀性的要求低，易于做到流体的均匀流动，并且载体不易流失。内循环式三相生物流化床系统示意如图1-2-45（b）所示。

（3）生物流化床的主要组成

①床体　一般呈圆形或方形，用钢板焊制或钢筋混凝土浇制，高度与直径比一般采用（3∶1）～（4∶1）。

②布水器　布水器通常位于滤床底部，它的作用是做到均匀布水，保证载体均匀膨胀，使流体在床层个断面均匀分布，同时又要承托载体，运行中不出现堵塞现象，并易于再次启动等。

对于处理小水量的流化床，一般采用多孔板小阻力布水器；对于处理大水量的流化床，多采用管式大阻力布水器。

③载体　流化床所用载体的相对密度略大于1，形状应尽量接近于球形。常用的载体有砂粒、无烟煤、陶粒、微粒硅胶及苯乙烯颗粒等，粒径为0.3～1.0mm。

④沉淀区及三相分离器　为了处理出水排出之前将载体颗粒与水分离，需要在流化床反应器顶部设置沉淀区，对于三相流化床，除了将载体与水分离外，还需要将气泡从水中分离，这种沉淀区就是三相分离器，如图1-2-45所示。

⑤其他装置　对于床体外充氧的流化床，一般需要设置充氧装置；对于三相流化床系统还要设置专门的脱膜装置。

（4）生物流化床法的工艺特点

a.生物流化床内的载体颗粒较小，为微生物生长繁殖提供了巨大的表面积，使反应器内能够维持高达40～50g/L的好氧微生物浓度，从而可使反应器的容积负荷高达3～13kgBOD5/（m3·d）以上。

b.流态化的运行方式提供了良好的传质条件，氧的利用率可达10%～30%，动力效率达2～5kgO2/（kW·h），增加了反应速率，提高了处理效率，降低了能耗。

c.抗冲击能力强、占地面积小、运行稳定，不存在污泥膨胀问题，污泥产量少。

d.管理比其他生物膜法复杂。

2.2.3.8　生物移动床

也称为移动床生物膜反应器（moving-bed biofilm reactor，MBBR），是近年来在生物滤池和生物流化床的基础上发展起来的。它既具有生物膜法耐冲击负荷、泥龄长和剩余污泥量少的特点，又具有活性污泥法的高效和运转灵活的特点。

反应器中微生物的量为传统活性污泥法的5～10倍，总生物浓度高达30～40g/L，气水比多为（3∶1）～（15∶1），载体的填充率为15%～70%。该工艺适合于中小型生活污水和工业有机废水的处理。

（1）基本工艺流程　生物移动床反应器的基本工艺流程如图1-2-46所示。

图1-2-46　生物移动床反应器基本工艺流程

污水经过初沉池处理后，进入生物移动床反应器，处理后的水，从反应器上方设有格栅网的溢流口流出，进入二沉池进行泥水分离。当需要进行营养物质（特别是磷）的去除时，将药剂通过计量泵加入沉淀池进水管内，并在管道内完成搅拌、混合。

（2）生物移动床反应器的组成　生物移动床反应器主要由池体、载体、出水装置、曝气系统或搅拌系统等组成。

①池体　由钢制或钢筋混凝土制成，形状为圆形或长方形等。在应用中可以利用现有活性污泥的池体或其他废弃池体改建，因此该工艺比较适用于污水厂的改造。

②载体　载体的密度略小于1，这些漂浮的载体随反应器内混合液的回旋翻转作用而自由移动。目前，移动床生物膜反应器采用的载体多为聚乙烯、聚丙烯塑料等，密度一般为0.96g/cm3左右，比表面积大，可达200～1500m2/m3。载体尺寸较大，从十几到几十毫米不等。

③出水装置　出水装置要求把载体拦截在反应器中，同时不为出流的生物膜或活性污泥堵塞。出水装置的孔径取决于生物填料的外观尺寸。

④曝气或搅拌系统　一般采用中小孔曝气管，要求布气均匀，采用曝气可以达到供氧和流化的双重功能。

（3）生物移动床反应器主要工艺特征

①反应速率高　生物载体颗粒随水流流动，曝气管释放的气泡受载体的剪切、阻隔和吸附，被分割成更小的气泡，由于载体与水流充分混合，增加了细小气泡的停留时间和气液接触面积，提高传质效率；水流的剪切力和载体间的碰撞摩擦，使载体外表面的生物膜较薄，生物活性相对较高，因此生物反应速率高。

②容积负荷高，紧凑省地　反应器中载体的比表面积大，微生物在载体上可大量吸附繁殖，分层分布好氧、缺氧和厌氧菌种。菌种的多元化有利于提高污水的处理效率，缩短处理时间。

③水头损失小、不易堵塞、无需反冲洗，一般不需回流　由于载体和水流在反应器的整个容积内都能得到混合，杜绝了堵塞的可能，因此，池容也得到了完全利用。

④耐冲击性强，性能稳定，运行可靠　冲击负荷以及温度变化对移动床工艺的影响要远远小于对活性污泥法的影响。

⑤污水处理厂改造升级方便　由于生物移动床反应器可以采用各种池型，而不影响工艺的处理效果，因此现有或废弃的水池较易改造成MBBR。另外，可以很灵活地选择反应器内载体填充率，为日后升级提供便利。对于原有活性污泥法处理厂的改造和升级而言，由于生物移动床反应器无需固定支架，直接投加载体即可，因此可以很方便地与原有的工艺结合，形成串联工艺或复合工艺。

⑥系统控制管理　系统控制管理较方便。

2.2.4　生物滤池工艺处理单元的设计

2.2.4.1　普通生物滤池

（1）设计参数

a.普通生物滤池的个数或分格数不应少于2个，并按同时工作设计；滤池有效容积（滤料体积）按平均日污水流量计算。

b.在正常气温条件下，处理城市污水时，滤池的水力负荷为1～3m3/（m2·d），BOD5容积负荷为150～300gBOD5/（m3·d）。

c.以碎石为滤料时，滤料工作层的总厚度为1.5～2.0m。滤料粒径和厚度一般采用滤池上层滤料粒径30～50mm，层厚1.3～1.8m；下层滤料粒径60～100mm，层厚0.2m。

（2）计算公式　按处理1m3污水所需滤料体积的计算公式如下。

①每天处理1m3污水所需滤料体积

　　（1-2-68）

式中，V1为每天处理1m3污水所需滤料体积，m3/（m3·d）；S0为滤池进水的BOD5质量浓度，g/m3；Se为滤池出水BOD5质量浓度，g/m3；M为滤料容积负荷，g（BOD5）/（m3·d）。

②滤料总体积

　　（1-2-69）

式中，V为滤料总体积，m3；Q为平均日污水设计流量，m3/d。

③滤池有效面积

　　（1-2-70）

式中，F为滤池有效面积，m2；H为滤料层总高度，m，1.5～2.0m。

④用水力负荷校核滤池面积

　　（1-2-71）

式中，q为滤池水力负荷，m3/（m2·d），q =1～3m3/（m2·d）。

⑤处理1m3污水所需空气量

　　（1-2-72）

式中，D1为处理1m3污水所需空气量，m3/m3；2.099为空气含量折算系数；S 为氧的密度，在101.325kPa大气压下，S =1.429g/L；n为氧的利用率，一般n =7%～8%。

⑥每天每立方米滤料所需空气量

　　（1-2-73）

式中，D0为每天每立方米滤料所需空气量，m3/（m3·d）。

（3）固定式喷嘴布水系统设计要点

①喷嘴布置形式　喷嘴布置形式有多种，如图1-2-47所示。一般采用1-2-47（c）交错布置形式，以充分利用滤池表面积。其中R为每个喷嘴的喷洒面积半径，喷嘴间距L1=1.732R，排距L2=1.50R。

图1-2-47　喷嘴布置形式

②喷水周期　喷洒时间和间歇时间之和称喷水周期。对大中型滤池，在污水最大设计流量时，一般为5～8min。对小型滤池，一般控制在15min内，喷洒时间一般为1～5min。

③配水管自由水头　起端为1.5m，末端0.5m。

固定式喷嘴布水系统的计算公式可参见相关设计手册。

2.2.4.2　高负荷生物滤池

（1）设计参数

a.高负荷生物滤池按平均日污水量设计。

b.高负荷生物滤池进水的BOD5质量浓度应小于200mg/L，否则应采用处理水回流稀释。回流比应经计算求得。

c.高负荷生物滤池宜采用碎石或塑料制品作填料，当采用碎石类填料时，应符合下列要求：（a）滤池下层填料粒径宜为70～100mm，厚0.2m；上层填料粒径为40～70mm，厚度不宜大于1.8m；（b）处理城市污水时，正常气温下，BOD5容积负荷以填料体积计，不宜大于1800g/（m3·d）；BOD5滤池面积负荷1100～2000g/（m2·d）；水力负荷一般为10～36m3/（m2·d）。

d.当采用自然通风时，滤料层厚度一般不应大于2.0m；当滤料层厚度超过2.0m时，一般应采取人工强制通风措施。

（2）计算公式　高负荷生物滤池计算公式如下。

①进水BOD5浓度

　　（1-2-74）

式中，Sol为稀释后进水BOD5质量浓度，mg/m3；Se为滤池出水BOD5质量浓度，mg/m3；K为系数，见表1-2-9。

表1-2-9　 K值

注：d为滤池滤料厚度（m）。

②回流稀释倍数

　　（1-2-75）

式中，n为回流稀释倍数；S0为原污水的BOD5质量浓度，mg/m3。

③滤池总面积

　　（1-2-76）

式中，F为滤池总面积，m2；Q为平均日污水量，m3/d；M为BOD5滤池面积负荷，g/（m2·d）。

④滤池滤料总体积

　　（1-2-77）

式中，V为滤料总体积，m3；H为滤料层厚度，m。

⑤滤池水力负荷

　　（1-2-78）

式中，q为滤池水力负荷，m3/（m2·d），当q<10时，则应加大回流稀释倍数，使q达到10以上，否则应减小滤料层厚度。

⑥滤池直径

　　（1-2-79）

式中，D为滤池直径，m；F1为每一个滤池的面积，m2。

（3）旋转布水器设计计算　旋转布水器设计计算参见《给排水设计手册》。

2.3　污水生物脱氮除磷

2.3.1　污水生物脱氮

2.3.1.1　生物脱氮的基本原理

（1）氨化反应　未经处理的城市污水中氮的存在形式主要是有机氮化合物和氨氮等。在氨化菌的作用下，有机氮化合物被分解转化为氨态氮，这一过程称为氨化过程，例如，氨基酸的氨氧化反应为：

（2）硝化反应　硝化反应是由一群自养型好氧微生物完成的，在有氧状态下，利用无机碳为碳源将N氧化成N，然后再氧化成N的过程。

消化过程包括两个反应阶段，第一阶段是由亚硝化菌将氨氮转化为亚硝酸盐，第二阶段由硝酸菌将亚硝酸盐进一步转化为硝酸盐。整个硝化反应的反应式为：

该式包括了第一阶段、第二阶段的氧化及合成，由上述反应式可知，反应物中的氮大部分被硝化为N，只有2.1%的氮合成为生物体，同时硝化反应使pH值下降，因为硝化菌对pH值变化十分敏感，为保持适宜的pH值，污水中应有足够的碱度。一般每氧化1g氨氮，需消耗碱度（以CaCO3计）7.14g。

（3）反硝化反应　反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将硝酸盐氮或亚硝酸盐氮还原成气态氮的过程。反硝化菌是异氧型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物作为碳源及电子供体，提供能量并被氧化稳定。其反应式为：

由以上两个反应式计算，转化1g亚硝酸盐氮为氮气时，需要有机物（BOD5）为1.71g；转化1g硝酸盐氮为氮气时，需要有机物（BOD5）为2.86g。因此，一般可用下式计算反硝化时所需的有机物量。

　　（1-2-80）

式中，c为反硝化过程有机物的需要量BOD5，mg/L；［N-N］为亚硝酸盐质量浓度，mg/L；［N-N］为硝酸盐质量浓度，mg/L。

反硝化过程产生的碱度为3.47gCaCO3/gN-N。

反硝化过程中，硝酸盐氮的转化是通过反硝化细菌的代谢活动完成的。其转化途径分为同化反硝化和异化反硝化两种，最终产物分别为有机氮化合物和氮气，前者成为菌体组成部分，后者排入大气。

当污水中缺乏有机物时，则无机物如氢、Na2S等也可以作为反硝化反应的电子供体，而微生物则可以通过消耗自身的原生质进行内源反硝化。内源反硝化的结果将导致细胞物质的减少，同时还生成NH3。为了不让内源反硝化占主导地位，常外加有机碳源。使用最普遍的有机碳源是甲醇，因为其分解产物为CO2和H2O，不产生难分解的中间产物，其反应式为：

使用甲醇作为补充碳源，费用偏高且不安全，污水厂实际运行费用难以接受。可采用高浓度有机废水或废物，如食品工业废水等作为补充碳源，可起到一举两得的作用。

2.3.1.2　影响生物脱氮过程的主要因素

（1）碳氮比　对于硝化过程，碳氮比影响活性污泥中硝化细菌所占的比例，过高的碳氮比将降低污泥中硝化细菌的比例。反硝化过程中，异养菌利用有机物作为电子供体，碳源的数量直接影响反硝化的效果，脱氮时，污水中的BOD5与总凯氏氮之比宜大于4，否则反硝化速度降低，反硝化过程将进行得不完全。此外，碳源的质量也很重要，反硝化过程需要易于降解的有机物。

（2）温度　生物硝化反应的适宜温度范围为20～30℃，15℃以下硝化反应速率下降，5℃时反应基本停止。反硝化适宜的温度范围为20～40℃，15℃以下反硝化反应速率下降。

（3）溶解氧　生物硝化反应中溶解氧的质量浓度宜保持在2mg/L以上。溶解氧浓度的增加可以提高溶解氧对生物絮体的穿透能力，从而提高硝化反应速率。溶解氧对反硝化有抑制作用，主要是由于氧会与硝酸盐竞争电子供体，同时分子态氧也会抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。因此，反硝化时一般控制溶解氧的质量浓度小于0.5mg/L。

（4）pH值　硝化菌对pH值的变化非常敏感，pH值在7.0～7.8时，亚硝酸菌的活性最好；而硝酸菌在pH值7.7～8.1时活性最好，当pH值低于5.5以下时，硝化反应几乎停止。由于硝化反应需要消耗碱度，硝化反应器中剩余碱度宜大于70mg/L（以CaCO3计）。反硝化的最适宜pH值为7.0～7.5，不适宜的pH值影响反硝化菌增殖和酶的活性。反硝化会恢复一部分碱度，有助于将系统的pH值维持在所需范围内。

（5）有毒物质　硝化与反硝化过程都受有毒物质影响，硝化菌更易受到影响。对硝化菌有抑制作用的有毒物质有Zn2+、Cu2+、Cr3+、Hg2+、Ni2+、Pb2+、CN-、HCN等。

（6）泥龄　硝化过程的泥龄一般为硝化菌最小世代时间的2倍以上。生物脱氮过程泥龄宜为12～25d，对应的负荷为0.05～0.15kg（BOD5）/（kgMLSS·d）。当冬季温度低于10℃时，应适当提高泥龄。

2.3.1.3　生物脱氮的典型工艺

生物脱氮的典型工艺主要有SBR工艺、氧化沟工艺和缺氧/好氧（ANO）工艺等，以下重点介绍缺氧/好氧（ANO）工艺。

（1）ANO法生物脱氮工艺流程　缺氧/好氧工艺，简称ANO法。A为缺氧（Anoxic），O为好氧（Oxic）。ANO法的工艺流程如图1-2-48所示。

图1-2-48　ANO法生物脱氮工艺流程

污水先进入缺氧池，再进入好氧池，同时将好氧池的混合液与部分二沉池的沉泥一起回流到缺氧池，确保缺氧池和好氧池中有足够数量的微生物，同时由于进水中存在大量的含碳有机物，而回流的好氧池混合液中含有硝酸盐氮，这样就保证了缺氧池中反硝化过程的顺利进行，提高了氮的去除效果。

（2）ANO法生物脱氮的工艺特点　ANO法生物脱氮工艺具有以下特点：

a.流程简单、基建费用低；

b.污水中的有机物和内源代谢产物可用作反硝化的碳源，不需外加碳源；

c.前置反硝化缺氧池具有生物选择器功能，可避免污泥膨胀，改善污泥沉降性能；

d.缺氧池进行的反硝化，可以恢复部分碱度，调节系统的pH值。

（3）ANO法生物脱氮工艺的控制

①ANO法回流污泥系统的控制　ANO法工艺进入二沉池混合液中的硝酸盐氮的浓度已大大降低，由于反硝化而造成的污泥上浮现象很少见。污泥的沉降性能好，回流污泥浓度高，因此污泥的回流比应低于传统活性污泥法的回流比。

②ANO法混合液回流系统的控制　混合液回流比是ANO法生物脱氮工艺系统中的一个非常重要的工艺控制参数。混合液回流直接提供进行反硝化的硝酸盐氮源，因此混合液回流比也就决定了反硝化的脱氮效率。如果假定进水中的总氮在好氧池中全部被硝化，回流混合液中的硝酸盐氮在缺氧池会被反硝化去除，则脱氮效率可表示为：

　　（1-2-81）

式中，η为总氮的去除率，%；R为污泥回流比，%；Ri为混合液回流比，%。

③ANO法生物脱氮工艺的主要设计参数　ANO法生物脱氮的主要设计参数，宜根据试验资料确定；无试验资料时，可采用经验数据或参考表1-2-10中的参数值。

表1-2-10　缺氧∕好氧法（ANO法）生物脱氮工艺的主要设计参数

2.3.2　污水生物除磷

城市污水中磷的存在主要有正磷酸盐、聚合磷酸盐和有机磷3种形式。活性污泥组成中的C∶N∶P约为46∶8∶1。如果污水中的有机物、氮、磷能维持这一比例，则污水中氮和磷可全部被活性污泥法去除。但是城市污水中的氮和磷的浓度通常都大于上述比例，而用于微生物细胞合成的磷一般只占进水总含磷量的15%～20%，因此传统活性污泥法通过微生物细胞合成所去除的磷，一般仅为10%～20%。

2.3.2.1　生物除磷基本原理

活性污泥在好氧、厌氧交替变换条件下，异养型生物相中的革兰氏阴性短杆菌——聚磷菌大量繁殖。聚磷菌生长较慢，竞争能力差，但能在细胞内贮存聚β-羟基丁酸（PHB）和聚磷酸盐（Poly-P）。聚磷菌在厌氧状态下吸收低分子有机物，如脂肪酸，同时将贮存在细胞内聚磷酸盐（Poly-P）中的磷通过水解而释放出来，并提供微生物生命活动所必需的能量，即聚磷菌体内的ATP（三磷酸腺苷）水解，释放出H3PO4和能量，ATP转化为ADP（二磷酸腺苷）。而在随后的好氧状态下，聚磷菌有氧呼吸，所吸收的有机物被氧化分解并产生能量，能量被ADP所获得，将结合H3PO4而合成ATP，微生物从污水中摄取的磷远远超过其细胞合成所需磷量，将磷以聚合磷酸盐形式贮藏在菌体内，从而形成高含磷量的活性污泥，通过排出剩余污泥，达到除磷效果。生物除磷的基本过程如图1-2-49所示。

图1-2-49　生物除磷基本过程

I—贮存的食物（以PHB等有机颗粒形式存在于细胞内）；S—贮存的磷（聚磷酸盐）

2.3.2.2　生物除磷的影响因素

（1）温度　生物除磷的温度宜大于10℃，聚磷菌在低温时生长速度会减慢。与生物脱氮过程相比温度对除磷效果影响较小。

（2）碳源的数量和可利用性　碳源的数量和可利用性是影响生物除磷效果的一个很重要的因素。BOD5浓度越高，污泥放磷越早，越快。因为BOD5浓度提高后诱发了反硝化作用，并迅速消耗掉了硝酸盐，同时可为发酵产酸菌提供足够的养料，从而为聚磷菌放磷提供所需的小分子有机物。对于生物除磷工艺，一般要求污水中BOD5浓度与总磷浓度之比大于17，以保证聚磷菌有足够的有机基质，而获得良好的除磷效果。

碳源的性质对吸放磷及其速率影响极大。污水中的有机物对厌氧放磷的影响情况比较复杂，存在大量不能直接利用的大分子有机物。大分子有机物必须先在发酵产酸菌的作用下转化为小分子发酵产物后，才能被聚磷菌利用并诱导放磷，而诱导放磷的速率取决于非聚磷菌对大分子有机物转化为易被聚磷菌利用的小分子有机物的效率。乙酸、甲酸、丙酸、乙醇、甲醇、柠檬酸、葡萄糖、丁酸、乳酸等是易被聚磷菌利用的有机物。

（3）溶解氧　生物除磷的厌氧环境要求既没有溶解氧也没有硝态氮。厌氧区如存在溶解氧，对污泥的放磷不利，因为微生物的好氧呼吸会消耗一部分可生物降解的有机基质，使产酸菌可利用的有机基质减少。实际中厌氧区应控制溶解氧浓度在0.2mg/L以下。好氧区是好氧微生物生化活动的场所，溶解氧浓度一般要求保持在2.0mg/L以上，以保证聚磷菌利用好氧代谢中释放的大量能量充分地吸磷。

硝酸盐和亚硝酸盐的影响与溶解氧相似，厌氧区内如存在硝酸盐和亚硝酸盐，反硝化细菌以它们为最终电子受体而消耗有机基质，使厌氧发酵受到抑制而不产生挥发性脂肪酸。通常存在硝酸盐时，微生物进行吸磷，磷浓度缓慢地减少，只有硝酸盐经反硝化全部消耗完后才开始放磷。

（4）pH值　生物除磷系统合适的pH值为中性和弱碱性。当环境pH值偏离最佳值时，反应速率逐渐下降。生活污水的pH值一般在中性和弱碱性范围内。对pH值不合适的工业废水进行生物除磷时，处理前需先行调解，以避免毒害污泥中的微生物。

较高的pH值会导致磷酸钙的沉积，堵塞管道，影响污水厂的正常运行。

（5）污泥龄　生物除磷系统主要是通过排除剩余污泥去除磷的，因此在生物污泥含磷量一定时，剩余污泥排放的越多，系统去除的磷量就越多。污泥龄与剩余污泥排放量直接相关，剩余污泥排放量大，则污泥龄就小，而过小的污泥龄将会影响生物处理效果，所以生物除磷系统的污泥龄一般宜控制在3.5～7d的范围内。

2.3.2.3　生物除磷的典型工艺

（1）APO法生物除磷工艺流程　典型的生物除磷工艺为厌氧/好氧工艺，简称APO法。A为厌氧（anaerobic），O为好氧（oxic）。APO法的工艺流程如图1-2-50所示。

图1-2-50　APO法生物脱氮工艺流程

APO法除磷工艺中的活性污泥反应池分为厌氧区和好氧区，进水和回流污泥顺次经厌氧和好氧交替循环流动。回流污泥进入厌氧池，微生物在厌氧条件下吸收去除一部分有机物，并释放出大量的磷，然后进入好氧池并在好氧条件下摄取比在厌氧条件下所释放的更多的磷，同时污水中有机物得到好氧降解，部分富磷污泥以剩余污泥的形式排出处理系统，实现磷的去除。

厌氧池中溶解氧不大于0.2mg/L，进水和回流污泥通过潜水式搅拌器在池内接触混合，要求好氧池溶解氧大于2.0mg/L。

（2）APO法生物除磷工艺的特点　（a）与化学法除磷工艺相比，APO法工艺简单，基建费用和运行费用均较低，不需要投加化学药品；（b）前置厌氧池具有生物选择器功能，可避免污泥膨胀；（c）处理城市污水一般不需外加碳源；为保证有较好的碳源供应，系统中往往不设初沉池；（d）产生的剩余污泥易脱水，肥效高；（e）为保证磷被最终去除，系统中一般不宜设置污泥浓缩池，宜采用机械浓缩，以避免含磷浓度高上清液返回系统。

（3）APO法生物除磷工艺的控制

①水力停留时间　污水在厌氧池内应有足够的水力停留时间，如果时间过短，则难以保证磷的有效释放，同时污泥中的兼性酸化细菌也不能充分地将大分子有机物分解转化为易于被聚磷菌利用的小分子有机物。

②回流比　生物除磷系统的污泥回流比不宜太低，以保证有足够的聚磷菌参与释磷和吸磷反应过程。

③污泥龄　控制适当的污泥龄，以确保系统中磷的处理效率，在污泥龄选择时还应考虑有机物的有效去除。

④APO法生物除磷工艺的主要设计参数　APO法生物除磷工艺的主要设计参数见表1-2-11。

表1-2-11　厌氧∕好氧法（APO法）生物除磷工艺的主要设计参数

2.3.3　污水同时生物脱氮除磷

污水同时生物脱氮除磷是将生物脱氮和生物除磷工艺进行组合，形成同时生物脱氮除磷工艺，即厌氧/缺氧/好氧工艺（A/A/O法，又称A2O法），典型工艺流程如图1-2-51所示。

图1-2-51　典型A/A/O法工艺流程

典型的A/A/O主要工艺由厌氧池、缺氧池和好氧池组成。污水首先进入厌氧池，回流污泥中的聚磷菌释放磷，同时可生物降解的大分子有机物在兼性厌氧的发酵细菌作用下转化为挥发性的脂肪酸。随后污水进入缺氧池，反硝化细菌利用好氧区中经混合液回流而带来的硝态氮作为底物，同时利用污水中的有机碳源进行反硝化脱氮。接下来，污水进入好氧池，污水中残留的可生物降解有机物更进一步被吸收和利用，氨氮被硝化，聚磷菌又过量摄取磷，通过排放剩余污泥将磷去除。因此，该工艺具有同时脱氮除磷的功能。

在典型的A/A/O工艺基础上，产生了一些改良的A/A/O工艺，如图1-2-52所示。流程1将回流污泥分别回流到厌氧池和缺氧池中，可以提高氮的去除率，同时降低回流污泥中硝酸盐对厌氧池中磷释放的影响。流程2在典型的A/A/O法工艺流程前设置前置缺氧池，将进水的一部分分流至厌氧池中，这样使回流污泥中所含的N-N在前置缺氧池可利用进水中的碳源进行反硝化，减少污水流入对后续厌氧池释磷的影响，同时分流的一部分进水对厌氧池释磷提供了碳源，因此流程2的脱氮除磷效果较典型的A/A/O工艺也有所提高。

图1-2-52　同时生物脱氮除磷A/A/O法变形工艺

生物脱氮除磷工艺在实际工程中还有许多改进方式，主要可分为两类：一类是增加缺氧、好氧反应池的级数，强化处理效果，如4阶段、5阶段Bardenpho工艺和Phoredox工艺，脱氮效率可达到90%，出水总氮浓度不超过3mg/L，缺点是水力停留时间较长。另一类是改变混合液的回流方式或系统的进水方式，如采用两股混合液回流，在传统的好氧池混合液回流的基础上，又增加了由缺氧池到厌氧池的混合液回流。由于缺氧池中的反硝化作用已大大降低了池内硝酸盐浓度，就可以避免缺氧池回流液携带的N-N的浓度过高而破坏厌氧池的厌氧状态，影响除磷效果。

采用同时生物脱氮除磷工艺时应注意以下两点：（a）脱氮和除磷是相互影响的。脱氮要求较低负荷和较长泥龄，除磷则要求较高负荷和较短泥龄。而且回流污泥中过高硝酸盐浓度对除磷有较大影响。因此，设计生物反应池各段池容时，应根据氮、磷的排放标准等要求，寻找合适的平衡点。（b）同时生物脱氮除磷工艺中，当脱氮效果好时，除磷效果差。反之亦然，不能同时取得较好效果。因此，必须结合水质特点，对工艺流程进行变形改进，调整泥龄、水力停留时间等设计参数，从而达到或提高脱氮除磷效果。

表1-2-12列举了典型A/A/O工艺的主要设计参数。

表1-2-12　厌氧/缺氧/好氧法生物脱氮除磷的主要设计参数

2.4　膜生物反应器法

膜生物反应器法（membrane bioreactors，MBR）是一种将膜分离技术与传统生物处理技术结合起来的新型污水处理方法。它利用膜分离设备将生化反应池中的活性污泥和大分子有机物截留住，取代了常规活性污泥法中的二沉池。膜生物反应器法通过膜的分离技术强化了生物反应器的功能，使活性污泥浓度大大提高，其水力停留时间（HRT）和污泥停留时间（SRT）可以分别控制。

传统活性污泥法中泥水分离主要是靠重力作用完成，在一定程度上受到活性污泥自身的沉降性能限制。而污泥的沉降性取决于曝气池的运行状况，改善污泥沉降性必须严格控制曝气池的操作条件，这使该方法的适用范围受到制约。由于二沉池固液分离的要求，曝气池的污泥不能维持较高浓度，一般在1.5～3.5g/L，从而限制了生化反应速率。水力停留时间（HRT）与污泥龄（SRT）相互依赖，提高容积负荷与降低污泥负荷往往形成矛盾。系统在运行过程中还产生了大量的剩余污泥，其处置费用占污水处理厂运行费用的25%～40%。传统活性污泥处理系统还容易出现污泥膨胀现象，使出水中含有悬浮固体，出水水质恶化。

MBR工艺通过将膜分离技术与传统污水生物处理技术有机结合，不仅省去了二沉池的建设，而且大大提高了固液分离效率，并且由于曝气池中活性污泥浓度的增大，提高了生化反应速率。同时，通过降低F/M值减少剩余污泥产生量，从而基本解决传统活性污泥法存在的许多突出问题。

2.4.1　MBR工艺系统的特点

与传统污水生物处理技术相比，MBR工艺具有以下主要特点。

（1）高效的固液分离，出水水质优质稳定　MBR工艺中的膜组件具有高效固液分离作用，分离效果远好于传统沉淀池，处理出水中SS低于5mg/L，浊度低于1NTU，细菌和病毒被大幅度去除，可以直接作为非饮用市政杂用水进行回用。同时，膜分离也使微生物被完全截流在生物反应器内，有效地提高了反应器对污染物的整体去除效率。此外，MBR反应器耐冲击负荷，对进水水质及水量的各种变化具有很强的适应性。

（2）剩余污泥产量少，污泥膨胀概率降低　MBR工艺可以在高容积负荷、低污泥负荷下运行，剩余污泥产量低，可以降低污泥处理处置费用。另外，由于膜组件的截留作用，反应器内保持较高的生物量，在一定程度上遏制了污泥膨胀。

（3）可去除氨氮及难降解有机物　由于MBR工艺中微生物被完全截流在生物反应器内，从而有利于增殖缓慢的微生物如硝化细菌的生长繁殖，系统硝化效率得以提高。同时，可增长一些难降解的有机物在系统中的水力停留时间，有利于难降解有机物降解效率的提高。

（4）占地面积小，不受应用场合限制　由于MBR反应器内能维持高浓度的微生物量，因此能承受较高的容积负荷，占地面积可大大节省；MBR工艺流程简单、结构紧凑、占地面积省，不受应用场所限制，适合于任何场合，可做成地面式、半地下式和地下式。

（5）运行控制趋于灵活，易于实现智能化控制　MBR工艺实现了水力停留时间（HRT）与污泥停留时间（SRT）的完全分离，实际运行控制可根据进水特征和出水要求灵活调整，可实现微机智能化控制，操作管理更为方便。

（6）可用于传统工艺升级改造　MBR工艺可以作为传统污水处理工艺的深度处理单元，在城市二级污水处理厂升级改造及出水深度处理等方面有着广阔的应用前景。

MBR工艺在实际应用中也存在一些不足。主要表现在以下几个方面。

①膜造价高　导致MBR反应器的基建投资高于传统污水处理工艺。如常规的污水处理厂处理规模越大，单位体积的投资成本越低。而通常情况下膜组件的投资成本却与污水处理规模成正比。

②膜污染容易出现　需要有效的清洗措施以保持膜通量。MBR的泥水分离过程的膜驱动压力，使得部分大分子有机物滞留于膜组件内部，造成膜污染，导致膜通量下降，这时一般需要配备有效的膜清洗设施。

③系统运行能耗高　首先，MBR泥水分离过程必须保持一定的膜驱动压力，其次，是MBR池中MLSS浓度非常高，要保持足够的传氧速率，就必须加大曝气强度，还有为了加大膜通量、减轻膜污染，必须增大流速冲刷膜表面。以上这些因素都使得MBR工艺的能耗高于传统的生物处理工艺。

2.4.2　MBR工艺系统的组件及分类

2.4.2.1　膜的分类

根据不同的分类标准，膜材料可分为以下4类。

a.按膜孔径大小可分为微滤膜（microfiltration，MF）、超滤膜（ultrafiltration，UF）、纳滤膜（nanofiltration，NF）、反渗透膜（reverse osmosis，RO）。

微滤膜用于分离0.2～1.0μm的大颗粒、细菌和大分子物质，操作压力一般为0.01～0.2MPa；超滤膜所分离的颗粒大小为0.002～0.2μm的大颗粒、细菌和大分子物质，一般为相对分子质量大于5000Dalton的大分子及胶体，操作压力一般为0.1～0.5MPa；纳滤膜用于分离相对分子质量为数百至1000Dalton的分子；反渗透用于分离相对分子质量为数百道尔顿以下的分子及离子。这几类膜的分离范围如图1-2-53所示。

图1-2-53　不同膜分离过程的截留范围

b.根据膜材料的不同，可将其分为有机膜（聚合物）和无机膜（陶瓷和金属）两类。

有机膜采用合成高分子材料，如微滤膜常用的聚合物材料有纤维素酯、聚碳酸酯、聚偏二氟乙烯、聚四氟乙烯、聚砜、聚氯乙烯、聚丙烯、聚酰胺等；超滤膜常用的聚合物材料有聚砜、聚醚砜、聚酰胺、聚亚酰胺、聚丙烯腈（PAN）、纤维素酯、聚醚酮、聚醚酰胺等。有机膜种类多、应用广泛，价格相对较低，且能够耐污染和耐腐蚀，但是该类膜在使用中易污染、使用寿命较短。

无机膜包括陶瓷膜、微孔玻璃膜、金属膜和碳分子膜等。该类膜具有良好的化学稳定性，抗污染能力强，耐高温和酸碱，机械强度高，使用寿命长等优点，但价格普遍较高。

c.按膜分离机理不同，可将其分为多孔膜、致密膜和离子交换膜。

通常情况下，纳滤膜和反渗透膜归属于致密膜，超滤膜和微滤膜归属于多孔膜。

d.按膜结构的不同，可将其分为对称性膜、不对称膜和复合膜。

2.4.2.2　膜组件

膜组件指的是一定面积及数量的膜以某种形式组合所形成的器件。在污水处理中应用的膜组件主要有板框式、螺旋卷式、管式、中空纤维式和毛细管式。板框式、管式和中空纤维式膜组件在实际工程中较为常用。各种膜组件的优缺点比较见表1-2-13。

表1-2-13　各种膜组件的优缺点比较

2.4.2.3　MBR工艺系统的类型

根据膜组件的不同设置位置，可将MBR工艺系统划分为浸没式膜生物反应器和外置式膜生物反应器两种基本类型。

（1）浸没式膜生物反应器（submerged membrance bioreactor，S-MBR）　浸没式膜生物反应器（S-MBR），又称一体式膜生物反应器，如图1-2-54所示。S-MBR的膜组件置于生物反应器内部，进水进入膜生物反应器，其中的大部分污染物被混合液中的活性污泥去除，再在负压作用下由膜过滤出水。

图1-2-54　浸没式膜生物反应器

S-MBR省去了混合液循环系统，并且靠抽吸出水，能耗相对较低，占地较外置式紧凑，因此近年来在污水处理中的应用较为广泛。S-MBR的不足之处是膜通量一般相对较低，容易发生膜污染，膜污染后不容易清洗和更换。

（2）外置式膜生物反应器（recirculated membrance bioreactor，R-MBR）　外置式膜生物反应器（R-MBR），又称分置式膜生物反应器，如图1-2-55所示。R-MBR的膜组件和生物反应器分开设置，生物反应器中的混合液经循环泵增压后打至膜组件的过滤端，在压力作用下混合液中的液体透过膜，成为系统处理水，而被截留的污泥絮体、固形物、大分子物质等则随浓缩液回流到生物反应器内。

图1-2-55　外置式膜生物反应器

R-MBR具有运行稳定可靠，膜通量较大，膜组件易于反冲洗、更换和增设等优点。为了减少污染物在膜表面的沉积，延长膜的清洗周期，需要用循环泵提供较高的膜面错流流速，水流循环量大，能耗偏高。同时，泵的高速旋转产生的剪切力会使某些微生物菌体产生失活现象，进而影响反应器对污染物的去除效果。

还有一种复合式膜生物反应器，在形式上也属于一体式膜生物反应器，所不同的是在生物反应器内加装填料，从而形成复合式膜生物反应器，改变了反应器的某些性能，如图1-2-56所示。

图1-2-56　复合式膜生物反应器

2.4.3　MBR工艺系统的设计

2.4.3.1　膜组件的选用

选择膜组件应遵循以下原则：（a）纯水通量60～750L/（m2·h）（10kPa）；（b）膜的机械强度好，单丝抗拉强度不小于3N；（c）膜孔分布均匀，孔径范围窄；（d）抗氧化，pH范围越宽越好；（e）对被截留溶质的吸附性小；（f）机械稳定性好，延伸率小于10%。

2.4.3.2　工艺设计

（1）一般规定

a.进水水质要求　MBR进水应符合下列条件：COD≤500mg/L；BOD5≤300mg/L；SS≤150mg/L；氨氮≤50mg/L；动植物油≤50mg/L且矿物油≤3mg/L；pH值6～9。对达不到以上水质的原水应进行预处理。

b.出水水质　MBR对COD、BOD5、SS、氨氮的去除效率应分别在90%、93%、95%及90%以上。

c.应根据污水的性质、浓度、水量选择MBR的形式　对易于产生膜污堵的污水或水量大的污水，宜采用外置式膜生物反应器。

d.水质和（或）水量变化大的污水处理厂，宜设置调节池，调节水质和（或）水量。

e.出水含磷量要求较高时，应设置化学除磷装置。

（2）预处理和前处理

a. MBR污水处理工程进水应设置格栅，进入膜池前应设置超细格栅，城镇污水预处理还应设沉砂池。

b.进水中含有毛发、织物纤维较多时，应设置毛发收集器或超细格栅；进水进入膜反应池之前，需去除尖锐颗粒等硬物。

c.进水中动植物油含量大于50mg/L，矿物油大于3mg/L时，应设置除油装置。

d.进水的BOD5/COD小于0.3时，宜采用水解酸化等预处理措施；进水的BOD5含量大于1500mg/L时，MBR系统宜设置厌氧池或缺氧池。

（3）MBR工艺的运行方式

①浸没式MBR系统　浸没式MBR处理系统由预处理装置、膜生物反应器、后处理装置和控制装置等单元组成。其基本工艺流程如图1-2-57所示。

图1-2-57　浸没式MBR处理系统基本工艺流程示意图

②外置式MBR系统　外置式MBR处理系统由预处理装置、生化处理装置、循环浓缩处理装置、膜分离系统、污泥处理装置、动力系统和控制装置等单元组成。基本工艺流程如图1-2-58所示。

图1-2-58　外置式MBR处理系统基本工艺流程示意图

（4）反应池的设计计算

①浸没式MBR系统

a.浸没式MBR反应池计算公式及相关参数的符号如下。

（a）有效反应容积

　　（1-2-82）

　　（1-2-83）

式中，V为膜生物反应池的有效反应容积，m3；Q为膜生物反应池的设计流量，m3/h；S0为膜生物反应池进水BOD5质量浓度，kg/m3；Se为膜生物反应池出水BOD5质量浓度，kg/m3；Ls为膜生物反应池的BOD5污泥负荷，kgBOD5/（kgMLSS·d）；X为膜生物反应池内混合液悬浮固体（MLSS）平均质量浓度，g/L；f为系数，城镇污水一般取0.7～0.8；Xr为膜生物反应池内混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）质量浓度，g/L。

（b）水力停留时间

　　（1-2-84）

式中，t为水力停留时间（HRT），h。

注：有脱氮要求的生化反应池的容积计算参照《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）。

b.浸没式MBR反应池的污泥负荷与污泥浓度等设计参数可按表1-2-14选取。

表1-2-14　浸没式膜生物反应器处理污水的设计参数

c.曝气系统设计。生物反应池所需空气由鼓风机提供，曝气管网应均匀布置在膜组件的下方，曝气的风量应同时满足生物处理需氧量和减缓膜组件污染的要求。气水比（20～30）∶1。

d.浸没式MBR生物反应池的超高宜为0.5～1.0m；外置式MBR生物反应池的超高宜为0.3～0.5m。生物反应池的设计水温宜为8～38℃，北方地区冬季应采取保温或增温措施。

②外置式MBR系统

a.外置式MBR生物反应区容积、水力停留时间HRT、污泥负荷与污泥浓度、曝气系统等设计参数可参照浸没式MBR工程设计。

b.膜系统宜参照下列参数进行设计。（a）过滤方式：错流式过滤；（b）膜系统正常运行回收率10%～15%；（c）回流浓水为85%～90%；（d）膜面流速为3～5m/s；（e）膜通量为40～150L/（m2·h）；（f）操作压力为0.2～0.4MPa；（g）污泥浓度为10～40g/L。

c.外置式MBR工艺循环浓缩池，应符合下列规定：（a）容积应能贮存膜系统正常运行15分钟所必需的水量；（b）污泥沉淀区，深度应有0.5～1.5m，底部设有排泥管；（c）进水管和浓水回流管设在上部；（d）大流量循环泵进水口应设在池顶-1～-2m处。

（5）污泥系统设计

①剩余污泥量计算　剩余污泥量可按下列公式计算：

　　（1-2-85）

式中，ΔX为产生的剩余污泥量，kg/d；Y为氧化1kgBOD所产生的污泥量，kg/kg，一般为0.4～0.8；Q为生物反应池的设计流量，m3/h；Lr为去除BOD5质量浓度，kg/m3；V为膜生物反应池的容积，m3；Kd为污泥自氧化速率，d-1，可取0.04～0.075；X为生物反应池内混合液悬浮固体平均浓度，gMLSS/L。

②污泥回流及处理

a.当生物处理系统中要求除磷脱氮时，浸没式MBR系统应设计污泥回流，膜生物反应池溶解氧高于2mg/L时，混合液应回流到缺氧池。混合液回流比一般为100%～300%。

b.外置式MBR处理工艺，宜将曝气池混合液直接排入循环浓缩池。并从循环浓缩池底部定期排泥。

c.污泥处理和处置参见本篇第2章2.6.2～2.6.5中的相关内容，并应符合《室外排水设计规范》（GB 50014—2006）的相关规定。

（6）后处理

a.对出水的除臭和脱色有严格要求时，应具有除臭或脱色功能。可采用活性炭吸附或化学氧化处理。

b.对出水微生物有严格要求时，可采用氯化、紫外线或臭氧消毒。

2.4.3.3　MBR的特殊工艺

（1）以脱氮为主的MBR法　以脱氮为主时的MBR污水处理基本工艺流程，如图1-2-59所示。

图1-2-59　以脱氮为主的MBR基本工艺流程示意图

（2）同时脱氮除磷的MBR法　同时脱氮除磷的MBR污水处理基本工艺流程，如图1-2-60所示。

图1-2-60　同时脱氮除磷的MBR基本工艺流程示意图

2.4.4　膜清洗系统

（1）浸没式膜组器

①在线清洗　（a）在线清洗系统包括加药泵、药液罐、管路系统、计量控制系统；（b）清洗频次：每月不宜少于一次；（c）在线清洗药剂通常采用NaClO，药剂用量每次为1.0～2.0L/m2，药剂浓度宜为0.1%～0.3%。

②离线清洗　（a）离线清洗设备包括清洗槽、吊装设备、曝气系统；（b）清洗频次：通常半年至一年一次；（c）离线清洗药剂通常采用NaClO+NaOH（配合使用）、柠檬酸，药剂浓度宜为0.3%～0.5%。

③反冲洗工艺　应根据膜的机械性能确定膜组器的反冲洗工艺。

（2）外置式膜组器

a.清洗系统包括药液泵、药液罐、管路系统、计量控制系统；

b.清洗频次，一般30～120min反冲洗一次，每次冲洗时间20～30s；

c.化学清洗通常每月不少于一次。

d.化学清洗药剂：碱清洗通常采用NaClO+NaOH，碱洗药剂浓度宜0.1%～0.2%，酸清洗一般采用盐酸或柠檬酸，盐酸浓度一般为0.2%～0.3%，柠檬酸浓度一般为0.3%～0.5%。

2.5　污水厌氧生物处理

2.5.1　厌氧生物处理原理

厌氧生物处理也称为厌氧消化或厌氧发酵，是指在无分子氧条件下，通过厌氧微生物和兼性厌氧微生物的代谢作用，将有机物分解转化为CH4和CO2的过程。早先人们将厌氧消化过程分为酸性发酵和碱性发酵两个阶段。随着对厌氧过程研究的进展，目前普遍认为厌氧消化过程分为3个连续阶段。

第一阶段：水解酸化阶段。在水解和发酵细菌的作用下，复杂的有机物，如碳水化合物、蛋白质、脂肪等，首先被转化成糖类、氨基酸、脂肪酸、甘油等简单有机物；这些简单有机物继而转化成乙酸、丙酸、丁酸等和醇类等。这个阶段反应较迅速。

第二阶段：产氢产乙酸阶段。在该阶段，产氢产乙酸菌把除乙酸、甲烷、甲醇以外的第一阶段产生的中间产物，如丙酸、丁酸等脂肪酸和醇类等转化成乙酸和H2，并有CO2产生。

第三阶段：产甲烷阶段。H2和CO2在一类产甲烷菌作用下转化为甲烷和水，而乙酸在另一类产甲烷菌作用下转化为甲烷和CO2。由乙酸形成的甲烷约占总量的2/3，由H2和CO2形成的甲烷约占总量的1/3。该阶段是整个厌氧消化的控制或限制阶段。厌氧消化3阶段模式如图1-2-61所示。

图1-2-61　厌氧消化过程三阶段模式图

与好氧生物处理法相比，厌氧生物处理主要具有以下优点。

①应用范围广　厌氧生物处理可以用于处理高浓度有机污水，也可以用于处理中低浓度污水，而且可以对好氧微生物不能降解的一些有机物进行降解或部分降解。这是由于参与厌氧生物处理的微生物种群多，功能各异，处理过程远比好氧复杂，有些微生物可以对难降解有机物进行断链处理，将复杂的大分子有机物转化为结构简单的小分子，提高污水的可生化性，从而使厌氧生物处理过程得以进行。

②能源需求少且能产生大量能源　好氧处理需要消耗大量的能量供氧，曝气费用随着有机物浓度的增加而增大；而厌氧处理不需要充氧，且产生的沼气量巨大，可以作为能源。一般厌氧处理的动力消耗约为好氧处理工艺的1/10，因此厌氧处理可以大大降低运行费用。

③有机负荷高　好氧处理有机负荷为0.5～3.2kgCOD/（m3·d），而厌氧处理有机负荷一般为3.2～32kgCOD/（m3·d），因此厌氧生物处理反应器和系统占地都较小。

④剩余污泥量少　每去除1kgCOD，好氧处理产生的剩余污泥为0.4～0.6kgMLVSS；厌氧处理产生的剩余污泥为0.02～0.18kgMLVSS。

⑤对营养物的需求量小　厌氧处理对营养物的要求低于好氧处理，一般认为，好氧处理氮和磷的需求量为BOD5∶N∶P=100∶5∶1，而厌氧处理为BOD5∶N∶P=（200～400）∶5∶1。

缺点如下：

a.厌氧微生物增殖缓慢，且易受环境条件影响，因而厌氧处理系统启动和处理时间长。

b.厌氧过程电子受体是有机物，厌氧处理出水水质往往达不到排放标准，仍需要后处理。因此，一般采用厌氧生物处理和好氧生物处理组合工艺。

c.厌氧处理系统操作控制因素比较复杂，易产生臭味和腐蚀性的气体。

2.5.2　厌氧生物处理的主要影响因素

（1）温度　温度是影响微生物生存及生物化学反应的最重要的因素之一。各类微生物适宜的温度范围是不同的，产甲烷菌正常生存的温度范围是10～60℃，在35℃和53℃上下可以分别获得较高的消化效率，温度为40～45℃时，厌氧消化效率较低。可以看出，各种产甲烷菌的适宜范围不一致，而且最适的温度范围较小，

（2）pH值　每种微生物可在一定的pH值范围内活动，产酸细菌对酸碱度不及甲烷细菌敏感，其适宜的pH值范围较广，在pH值4.5～8.0。产甲烷菌要求环境介质pH值中性附近，最适的pH值为7.0～7.2，pH值为6.6～7.4较为适宜。

（3）氧化还原电位　厌氧条件是厌氧反应器正常运行的环境条件，一般用氧化还原电位来衡量厌氧反应器中的厌氧程度，产甲烷菌最适宜的氧化还原电位为-150～-400mV，在培养产甲烷菌初期，氧化还原电位不能高于-300mV。

（4）营养物质　与其他微生物生长相同，厌氧微生物的生长过程中也需要各种营养物质，这些营养物质可分为常规营养物质，如N、P、S、K、Na、Ca、Mg等，以及微量营养物质，如Fe、Cu、Zn、Co等。一般这些营养物质都存在于污水和待厌氧消化的初沉及二沉池剩余污泥中，但对于一些工业废水，就需要添加不足的营养物质，以确保厌氧微生物的正常代谢。

（5）有毒物质　厌氧微生物特别是产甲烷菌对有毒物质比较敏感。抑制厌氧微生物活性的有毒物质包括各种离子及有机毒物。如高浓度的钾、钠、钙、镁离子将改变细胞的渗透压，进而影响微生物活性。高浓度的氨和硫化氢直接对微生物产生毒性。

2.5.3　厌氧生物处理工艺的发展

（1）第一代厌氧反应工艺　20世纪50年代以前开发的厌氧消化工艺常被称为第一代厌氧反应器，其典型代表是普通厌氧消化池和厌氧接触工艺。

（2）第二代厌氧反应工艺　第二代厌氧反应工艺以提高厌氧微生物浓度和停留时间、缩短液体停留时间为目标。其典型代表有厌氧滤器、升流式厌氧污泥床、厌氧流化床、厌氧附着膜膨胀床和厌氧折板式反应器等。与第一代厌氧工艺相比，第二代厌氧工艺更加注重对系统环境条件的控制，反应器中通常增加了温控设施和搅拌装置，通过不同的运行方式在反应器内保持很高浓度的生物量。

（3）第三代厌氧反应工艺　由于第二代厌氧反应工艺存在着一定的缺点，出现了第三代厌氧反应器，其共同特点是微生物以颗粒污泥固定化方式存在于反应器中，反应器单位容积的生物量更高，能承受更高的水力负荷，并具有较高的有机污染物净化效能，具有较大的高径比，占地面积小等。其典型工艺有厌氧膨胀颗粒污泥床、厌氧内循环反应器等。

目前，厌氧生物处理工艺已大规模地被应用于城市污水、工业废水和有机污泥处理。

2.5.4　厌氧生物处理反应器

（1）厌氧接触法　普通消化池具有不能保留或补充厌氧活性污泥的缺点，为了克服这个缺点，在消化池后设沉淀池，将沉淀污水回流至消化池，形成了厌氧接触法，其工艺流程如图1-2-62所示。

图1-2-62　厌氧接触法工艺流程

1—消化池；2—沉淀池；3—真空脱气器

在机械或水力或压缩沼气的搅拌下，消化池内呈完全混合状态。真空脱气装置的作用是脱除消化池排出的混合液和附着在污泥表面的沼气。厌氧接触法工艺实现了生物固体停留时间（SRT）和水力停留时间（HRT）的分离。

厌氧接触法的主要特征如下：（a）消化池内污泥质量浓度高，一般可达10～15g/L，耐冲击能力较强；（b）消化池的有机容积负荷高，中温消化时，当进水CODCr为40000～50000mg/L时，COD负荷可达8～9kg/（m3·d），CODCr去除率80%～90%；（c）出水水质好于传统厌氧消化工艺；（d）适合于处理悬浮物和有机物质量浓度均很高的废水，悬浮物质量浓度高达50000mg/L也不影响其正常运行；（e）由于有沉淀池、污泥回流和真空脱气等设备，流程较复杂；（f）沉淀池固液分离效果差，污泥中脱气不彻底。

（2）两相厌氧消化工艺　厌氧硝化的水解发酵阶段和产甲烷阶段中起作用的微生物菌群的生理生化特征上有很大的差异，两相厌氧消化工艺是人为地将水解发酵细菌和产甲烷菌分别设置在两个不同的反应器中，串联运行，确保发挥两大类微生物各自优势所需的条件，使产酸相反应器和产甲烷相反应器均处于最优工况。两相厌氧消化工艺典型工艺流程如图1-2-63所示。

图1-2-63　两相厌氧消化典型工艺流程

两相厌氧消化工艺的主要特征是：（a）产酸相反应器可以在高的负荷下运行，产甲烷相反应器也在最佳的工作状态下运行，两相厌氧工艺总体负荷比单相工艺有明显提高。对于处理以溶解性为主的高浓度有机废水，产酸相反应器与产甲烷相反应器的容积比为（1∶3）～（1∶5）；对于处理以悬浮性有机物为主的废水，产酸相反应器与产甲烷相反应器的容积比为（1∶2）～（2∶5）；（b）两相厌氧消化工艺运行相对稳定，承受冲击负荷的能力强；（c）当污水中含有大量硫酸盐等抑制物时，可以通过在两相反应器中间增设硫化氢等有害物质脱除装置，降低产甲烷菌受抑制的程度；（d）工艺系统相对复杂。

两相厌氧消化工艺的反应器种类可以根据水质特征选取，产酸相反应器可以采用完全混合式接触厌氧消化池、升流式污泥床反应器、厌氧滤池等，产甲烷相反应器常采用升流式污泥床反应器和厌氧滤池等。

（3）厌氧生物滤池　厌氧生物滤池的构造类似于浸没式好氧生物滤池，但池顶密封，产生的沼气聚集在池顶部罩内，并从顶部引出。处理水所挟带的生物膜，一般在滤池后设沉淀池分离。厌氧生物滤池主要的3种形式如图1-2-64所示。

图1-2-64　常用厌氧生物滤池形式

填料是厌氧生物滤池的主要部分，其选择对滤池的运行有着重要的影响，影响因素主要有材质、粒度、表面性质、比表面积和空隙率等。工程中多选用粒径20mm以上的填料，设计的填料堆积高度一般控制在2m左右。

当处理污水的COD质量浓度高于8000～12000mg/L时，应采用出水回流的措施，以降低进水的COD质量浓度，改善进水分布条件。

厌氧生物滤池适宜处理溶解性有机废水。如采用升流式厌氧生物滤池，应使进水悬浮物质量浓度不超过200mg/L，防止滤料的堵塞；而采用降流式厌氧生物滤池，即使进水悬浮物质量浓度为3000mg/L时，通常也不易发生滤料的堵塞现象。

厌氧生物滤池对有机物去除效率的关系式可由式（1-2-86）表示。

　　（1-2-86）

式中，E为预计的溶解性BOD5去除率，%；HRT为以滤池中空容积计算的水力停留时间，h；e为由试验确定的参数，与反应器和填料有关，一般取1.8h。

厌氧生物滤池的运行效果受温度影响大，在不同的运行温度条件下的进水容积负荷的选择可参考表1-2-15中所列数据。

表1-2-15　不同运行温度条件下厌氧生物滤池的容积负荷

厌氧生物滤池的主要优缺点：（a）微生物浓度较高，能承受较高的有机负荷及冲击负荷；（b）启动时间短，停止运行后再启动较容易；（c）泥龄长，水力停留时间短，反应器的体积小；（d）无需污泥回流，运行管理方便。主要缺点是易堵塞，会给运行造成困难。

（4）升流式厌氧污泥床（upflow anaerobic sludge blanket，UASB）反应器　升流式厌氧污泥床反应器，简称UASB反应器，是在升流式厌氧生物滤池的基础上发展起来的一种高效厌氧生物反应器。UASB反应器主要由进水配水系统、反应区、三相分离器、出水系统和排泥系统等组成，其构造如图1-2-65所示。

图1-2-65　升流式厌氧污泥床反应器示意图

配水系统将进水均匀地分配到反应器底部，进水中的有机物与污泥床中的高浓度颗粒污泥充分接触，反应产生的沼气和上升的污水一起搅动污泥层，部分颗粒污泥随气流和水流向上运动而形成悬浮污泥区，剩余的有机物在此得到进一步的降解。

三相分离器由沉淀区、集气室和气封组成，其作用是将沼气、污泥和处理后的污水进行分离。沼气被分离后进入集气室，污泥和污水的混合液在沉淀区进行固液分离，下沉的污泥靠重力返回反应区。

出水系统的主要作用是将沉淀区液面的澄清水均匀收集，并排出反应器。

排泥系统一般设置在反应器底部，定期排放剩余厌氧污泥。

UASB反应器的容积负荷与反应温度、污水性质、浓度以及是否能够在反应器内形成颗粒污泥等多种因素有关。对于处理可生化性较好的污水时，不同温度条件下的进水容积负荷见表1-2-16，COD的去除率一般可达80%～90%。

表1-2-16　不同温度条件下的升流式厌氧污泥床反应器容积负荷

在一定条件下，可以在UASB反应器内培养出沉淀性能好、生物活性高的颗粒污泥，颗粒污泥的相对密度比人工载体小，粒径为0.1～0.5cm，相对湿密度为1.04～1.08。如果反应器内不能形成颗粒污泥，而主要是絮状污泥，这时反应器的容积负荷不可能太高，因为过高的容积负荷将会使沉淀性能不好的絮状污泥大量流失，通常进水容积负荷一般不超过5kgCOD/（m3·d）。

UASB反应器的特点：（a）污泥的颗粒化使反应器内维持较高的污泥质量浓度，平均污泥（MLVSS）质量浓度可达50g/L以上；（b）容积负荷高，水力停留时间相应较短，使得反应器容积小；（c）水力停留时间与污泥龄分离，污泥龄一般可达30d以上；（d）特别适合于处理高、中质量浓度的有机工业废水；（e）UASB反应器集生物反应和沉淀分离于一体，结构紧凑，构造简单，运行操作方便；（f）进水悬浮物质量浓度应小于5000mg/L。

（5）厌氧膨胀颗粒污泥床（expanded granular sludge bed，EGSB）反应器　厌氧膨胀颗粒污泥床是对UASB反应器的改进，运行中维持高的上升流速（5～10m/h），大于UASB反应器所采用的0.5～2m/h的上升流速，因此反应器中的颗粒污泥处于膨胀悬浮状态，从而保证了进水与污泥颗粒的充分接触，运行效果比UASB要好。该反应器常采用较大的高径比和回流比，其中高径比可达20以上。EGSB反应器类似于厌氧流化床，但内部不设置填料，上升流速也小于流化床反应器。厌氧反应器在低温条件下采用低负荷时，沼气产率低，气体产生的混合强度会很低，UASB的应用就会受到限制，因而EGSB反应器较适于低温和浓度相对较低的污水。EGSB反应器结构示意图如图1-2-66所示。

图1-2-66　厌氧膨胀颗粒污泥床反应器结构示意图

厌氧膨胀颗粒污泥床反应器的进水配水系统、三相分离器的功能与UASB反应器基本相同，在结构上与UASB反应器不同之处在于高径比和出水循环部分。出水循环是为了提高反应器内的液体表面上升流速，使颗粒污泥与污水充分接触，避免反应器内产生短流和死区。

厌氧膨胀颗粒污泥床具有以下特征：（a）具有出水回流系统，对于超高浓度或含有难降解或有毒有机物的有机废水，出水回流可以稀释进水有机物的浓度，降低难降解有机物或有毒有机物对微生物的抑制；（b）能够在高负荷条件下取得较好的处理效果，尤其适合低温情况和低浓度的有机废水处理；（c）反应器内颗粒污泥粒径大，抗冲击负荷能力强；（d）混合程度高，可有效地解决短流和反应死区问题，传质效果好；（e）占地面积小；（f）控制要求高。

（6）厌氧内循环（internal circulation，IC）反应器　厌氧内循环反应器的构造特点是具有很大的高径比，一般可达4～8，反应器的高度高达16～25m，其构造示意图如图1-2-67所示。

图1-2-67　厌氧内循环反应器构造示意图

1—进水；2—集气罩；3—沼气提升管；4—气液分离器；5—沼气排出管；6—回流管；7—集气罩；8—集气管；9—沉淀区；10—出水管；11—气封

厌氧内循环反应器由第一反应室和第二反应室叠加而成，每个反应室的顶部各设一个由集气罩和气封组成的三相分离器，如同两个UASB反应器的上下重叠串联。在第一反应室的集气罩顶部设提升管直通气液分离器，气液分离器底部设回流管直通至反应器底部。

进水由反应器底部进入第一反应室，与厌氧颗粒污泥均匀混合。大部分有机物在这里被转化成沼气，并且被第一反应室的集气罩收集进入升流管，使升流管内的液体持气率增加，密度降低，在管内外液体形成的密度差的作用下，第一反应室的混合液升至反应器顶的气液分离器，被分离出的沼气从气液分离器顶部的导管排走，分离出的泥水混合液同样在液体密度差的作用下，沿着回流管返回到第一反应室的底部，并于底部的颗粒污泥和进水充分混合，实现了混合液的内部循环。内循环使第一反应室不仅具有很高的生物量，很长的污泥龄，并且保持很大的升流速度，使该室内的颗粒污泥完全处于流化状态，获得很高的传质速率，使生化反应速率提高，从而大大提高第一反应室去除有机物的能力。

经过第一反应室处理过的废水，会自动地进入第二反应室，废水中的剩余有机物可被第二反应室内的厌氧颗粒污泥进一步降解，使废水得到更好的净化；产生的沼气由第二反应室的集气罩收集，通过集气管进入气液分离器，泥水混合液在沉淀区进行固液分离，上清液由出水管排走，沉淀的颗粒污泥可自动返回第二反应室，这样污水就完成了处理过程。

厌氧内循环反应器的主要特征如下。

①反应器具有很高的容积负荷率　反应器内污泥浓度高，微生物量大，且存在内循环，传质效果好，进水有机负荷可为普通厌氧反应器的3倍左右。

②节省基建投资和占地面积　反应器容积负荷率高出普通UASB反应器3倍左右，其体积相当于普通反应器的1/4～1/3，因此可大大降低反应器的基建投资；而且反应器的高径比很大，所以占地面积少。

③抗冲击负荷能力强　由于反应器实现了内循环，循环流量可达进水量的10～20倍。大量的循环水和进水充分混合，使原水中的有害物质得到充分稀释，大大降低了有害程度，从而提高了反应器耐冲击负荷能力。

④处理的稳定性好，出水水质好　反应器相当于两级UASB处理工艺，第一级UASB反应器具有很高的有机负荷率，起预处理作用，第二级的负荷率较低，起进一步处理作用。因此处理的稳定性好，出水水质好。

（7）厌氧膨胀床和厌氧流化床　厌氧膨胀床和厌氧流化床都是填有比表面积很大的惰性载体颗粒的厌氧生物处理反应器，待处理废水从反应器的底部进入，向上流动，床内载体附着生长的微生物与进水混合进行生化反应，处理后的水由上部排出。为了保证填料的流化状态，厌氧膨胀床或厌氧流化床的一部分出水回流，以提高床内水流的上升速度，使载体颗粒在整个反应器内均匀分布，增强传质效果。厌氧膨胀床床体内载体在运行中略有松动，载体间孔隙增加但保持互相接触，当床体内上升流速增大到可以使得载体在床内自由运动而互不接触时，即为厌氧流化床。

厌氧膨胀床和厌氧流化床常用的载体有石英砂、无烟煤、活性炭、陶粒沸石等，粒径一般为0.2～3.0mm。

厌氧膨胀床和厌氧流化床的典型工艺参数如表1-2-17所示。

表1-2-17　厌氧膨胀床和厌氧流化床的典型工艺参数

厌氧膨胀床和厌氧流化床的主要特点：（a）由于载体为微生物提供了大的比表面积，使反应器内具有很高的微生物质量浓度（一般可达30g/L），因此可以承受较大的有机负荷，水力停留时间短，耐冲击负荷，运行稳定；（b）颗粒载体处于流化状态，可以消除反应死角和固定床中常产生的沟流、堵塞等问题；（c）不需要回流污泥，泥龄长，剩余污泥量少；（d）适用的处理对象广，即可以处理高浓度有机废水，也可以处理中低浓度有机废水；（e）通常需要外部提供流化的能量，因此系统能耗较高；（f）系统设计及运行管理要求高。

2.5.5　水解酸化-好氧生物处理工艺

2.5.5.1　水解酸化-好氧生物处理工艺的原理

水解酸化-好氧生物处理工艺是针对厌氧产甲烷阶段对环境条件要求严格以及传统活性污泥法基建投资高、能耗高、运行费用高等缺点，而开发的一种厌氧-好氧组合生物处理工艺。在水解酸化-好氧处理工艺中，水解酸化过程是完全厌氧生物处理的一部分，水解酸化过程的结束点通常控制在厌氧消化过程的第一阶段末或第二阶段的起始。因此，水解酸化是一种不彻底的有机物厌氧转化过程，利用厌氧或兼性菌的水解和酸化作用，将结构复杂的不溶性或溶解性的大分子有机物转化为简单的小分子有机物，以利于后续的好氧生物处理。后续的好氧工艺可以采用目前各种类型的好氧生物系统，如SBR系统、氧化沟、曝气生物滤池、好氧接触氧化池等。根据水解酸化过程的特点，通常将水解酸化作为污水好氧生物处理的预处理。

城市污水水解酸化-好氧处理的典型工艺流程如图1-2-68所示。

图1-2-68　城市污水水解酸化-好氧生物处理典型工艺流程

在水解酸化池前要有预处理措施，包括粗、细格栅和沉砂池等，以防止堵塞水解酸化池布水系统。本组合工艺中沉砂池一般不用曝气沉砂池，宜选用旋流式沉砂池，以便为后续的水解酸化工艺创造比较好的环境条件。二沉池排出的剩余污泥进入水解酸化池，并定期从悬浮污泥层排放剩余污泥，经浓缩与机械脱水后外运。

2.5.5.2　水解酸化-好氧处理工艺的技术特征

（1）水解酸化过程的技术特征

a.污水经水解酸化过程处理后，BOD5/CODCr的比值有时会有所提高，特别是污水中含有大量难降解有机物时。由于污水可生化性提高，使得后续好氧生物处理的难度减小，好氧的水力停留时间可以缩短。

b.水解酸化池中的污泥浓度高，耐进水冲击负荷能力强。水解酸化池对进水负荷的变化的缓冲作用，为后续的好氧处理创造了较为稳定的进水条件。

c.对于城市污水，水解酸化过程可大幅度地去除废水中悬浮物或有机物，减轻后续好氧处理工艺负担。

d.水解酸化-好氧工艺所产生的剩余污泥，必要时可回流至水解酸化段，一方面可以增加水解酸化段的污泥浓度，另一方面可以降低整个工艺的产泥量，并提高剩余污泥的稳定性。

e.水解酸化设施在处理城市污水时，常用作初沉池，可一池多用。

f.水解酸化阶段的微生物多为兼性菌，种类多，生长快，对环境条件适应性强，要求的环境条件宽松，易于管理和控制。

由于水解酸化-好氧生物处理工艺具有以上特点，所以不仅适用于易生物降解的城市污水处理，同时也适合于含有难生物降解有机物的工业废水的城市污水的处理，以及一些有机工业废水的处理。

（2）水解酸化与完全厌氧的比较　水解酸化与完全厌氧消化工艺的环境要求和其主要性能的比较，如表1-2-18所示。

表1-2-18　水解酸化与完全厌氧消化工艺的比较

2.5.5.3　水解酸化池的结构

水解酸化池主要由池体、配水系统、出水收集装置、排泥系统等组成。

（1）池体　水解酸化池为一种升流式生物反应器，在整体结构上类似于不安装三相分离器的升流式污泥床反应器，有时在反应器内设置载体，以起到固定生物膜和提高生物量的作用。水解酸化池一般为圆形或矩形，矩形反应池的长宽比宜为（1∶1）～（5∶1），有效水深一般为4～6m。另外，可以对水解酸化池进行分格，分格后，每一单元尺寸减小，可提高配水的均匀性，同时有利于维护和检修。

（2）配水系统　水解酸化池底部的配水系统应尽可能做到配水均匀，每个配水口的服务面积应结合水力停留时间等确定，对于城市污水，可采用1～2m2/孔。配水系统兼有配水和水力搅拌作用。常用的配水方式有一管一孔布水，即每个进水点只服务于一个配水点；一管多孔配水方式，即几个配水点相对应的配水孔由一根进水管负担；分枝式配水方式，即类似于滤池中采用的小阻力配水系统。

（3）出水收集装置　水解酸化池采用与沉淀池相同的三角出水堰进行出水收集，出水堰设于池水表面，布置方式与沉淀池类似。

（4）排泥系统　水解酸化池内污泥达到一定高度后应进行排泥，排泥的高度的设定应考虑排出低活性的污泥，保留高活性的污泥，通常污泥的排放点设在污泥区的中上部，可采用定时排泥方式，每日排泥1～2次。由于水解酸化池底部可能积累无机颗粒，故应设置池底部排泥口。

2.5.5.4　水解酸化池的启动和运行

水解酸化池启动时，可以采用接种消化池污泥，污泥投加量为水解池容积的1/10，经过10～15d的运行，污泥基本培养成熟。当无接种污泥时，也可以利用原污水直接启动。只要适当控制水力停留时间，不论接种或不接种消化污泥水解池的启动都可以在短时间内完成。培养成熟的水解污泥外观呈黑色，结构密实。

稳定运行的水解酸化池内，污泥层高度为2.5～3.5m，污泥的平均浓度可达15g/L。水解酸化池的水力停留时间视污水水质而定，对于城市污水，水力停留时间可取2.5～5.0h；对某些难生物降解的有机工业废水，水力停留时间可达8～10h。

2.5.5.5　水解酸化-好氧处理工艺设计参数

（1）城市污水处理

①水解酸化池的设计参数　采用水解酸化-好氧工艺处理城市污水时，水解酸化池的设计参数如表1-2-19所示。

表1-2-19　水解酸化池的设计参数

②好氧池的工艺设计参数　以传统曝气池作为水解酸化池后续处理工艺时，其典型工艺设计参数如表1-2-20所示。

表1-2-20　好氧池的工艺设计参数

（2）部分工业废水水解酸化阶段的设计参数　部分工业废水水解酸化阶段的设计参数如表1-2-21所示。

表1-2-21　部分工业废水水解酸化阶段的设计参数

2.6　污泥处理与处置

在污水处理过程中会产生大量污泥，其数量占处理水量的0.3%～0.5%（以含水率97%计）。这些污泥中含有的固体物质可以是污水中原已存在的悬浮物质，也可以是污水生物处理和化学处理过程中由原来的溶解性物质和胶体物质转化而形成的悬浮物质。此外，还包括在进行化学处理时，投加化学药剂所产生的各种固体物质。通常将含有机物为主的称为污泥，而将含无机物为主的称为泥渣。

污泥处理的目的是降低有机物含量并减少水分，以便于运输和处置。

2.6.1　污泥的分类与基本特性

2.6.1.1　污泥的分类

污泥的组成、性质和数量主要取决于污水的来源，同时还与污水处理工艺密切相关。根据废水处理工艺的不同，也即污泥来源的不同，污泥可分为以下几类。

（1）初次沉淀污泥　来自初次沉淀池，其性质随污水的成分而异。正常情况下为棕褐色，固含量为2%～4%，有机物含量在55%～70%。

（2）腐殖污泥与剩余活性污泥　来自生物膜法和活性污泥法后的二次沉淀池。前者称为腐殖污泥，后者称为剩余活性污泥。剩余活性污泥外观通常为黄褐色，有土腥味，含固量一般为0.5%～0.8%，有机物含量通常在70%～85%，受工艺类型和运行参数影响较大。

（3）消化污泥　初次沉淀污泥、腐殖污泥、剩余活性污泥经厌氧消化处理后产生的污泥称为消化污泥。由于厌氧消化过程产生的硫化物和铁锰离子生成的黑色沉淀，厌氧消化污泥一般为黑色并有臭味。

（4）化学污泥　用混凝、化学沉淀等化学方法处理污水所产生的污泥称为化学污泥。多数情况下化学污泥气味较小，易于脱水。

2.6.1.2　污泥的基本特性

污泥的基本特性可用以下几个指标来表征。

（1）污泥含水率　污泥中水的百分含量称为污泥含水率。由于多数污泥都由亲水固体组成，因此污泥的含水率一般都很高。污泥含水率对污泥特性有重要影响。不同污泥，含水率差别很大。污泥的体积、质量、所含固体质量浓度及含水率之间的关系，可表示为：

　　（1-2-87）

式中，V1、W1、C1分别为污泥含水率为p1时的污泥体积、质量与固体质量浓度；V2、W2、C2分别为污泥含水率为p2时的污泥体积、质量与固体质量浓度。

由式（1-2-87）可知，当污泥含水率由99%降至98%，或由98%降至96%，或由97%降到94%，污泥体积均能减少一半。也即污泥含水率越高，降低污泥的含水率对减容作用则越大。

式（1-2-87）适用于含水率大于65%的污泥。因含水率低于65%以后，污泥内出现很多气泡，体积与重量不再符合式（1-2-87）关系。

（2）污泥固体　污泥中的总固体包括溶解固体和悬浮固体两部分。总固体、溶解固体和悬浮固体又各分为挥发固体和稳定固体。挥发固体是指污泥中的有机物含量，即在600℃下能被氧化，并以气体产物逸出的那部分固体；剩余的那部分是稳定固体，也称灰分，用于表示无机物含量。污泥固体浓度常用质量体积浓度表示，也可用质量百分数表示。

（3）污泥相对密度　污泥的相对密度是污泥质量与同体积水质量的比值，而污泥质量等于其中含水分质量与干固体质量之和，污泥相对密度可用式（1-2-88）计算：

　　（1-2-88）

式中，S为污泥相对密度；p为污泥含水率，%；S1为污泥中固体的平均相对密度；S2为水的相对密度。

污泥的相对密度主要取决于含水率和固体的相对密度。固体的相对密度越大，含水率越低，则污泥的相对密度就越大。由式（1-2-88），城市污水污泥的S1≈2.5，若含水率为99%，则S=1.006。

2.6.1.3　污泥的产量

污水处理中产生的污泥量因污水水质和处理工艺而异。例如，当沉淀时间为1.5h，含水率为95%时，每人产生的初次沉淀污泥约为0.4～0.5L/d。每人产生的二次沉淀污泥量为生物滤池后为0.11L/d（含水率为95%，沉淀时间为0.75h）；高负荷生物滤池后为0.4L/d（含水率为96%，沉淀时间为1.5h）；曝气池后2.2L/d（含水率为99.2%，沉淀时间为1.5h）。

活性污泥法污泥产量可依据下列公式计算：

　　（1-2-89）

式中，QS为活性污泥系统每日产泥量，kg/d；Y为污泥产率系数（VSS/BOD5），kg/（kg·d），20℃时为0.4～0.8kg/（kg·d）；Q为设计进水流量，m3/d；Lr为去除的BOD5质量浓度，kg/m3；Kd为衰减系数，kg/（kg·d）或d-1，20℃时为0.075～0.04d-1；V为曝气池容积，m3；NWV为混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）质量浓度，m3/kg；θc为污泥泥龄，亦称污泥停留时间，即SRT，d；y为每千克活性污泥日产泥量（VSS/VSS），kg/（kg·d）或d-1；FW为污泥负荷（BOD5/MLVSS），kg/（kg·d）；x为每去除千克BOD5产泥量（VSS/BOD5），kg/（kg·d）或d-1。

各种污泥量也可根据有关处理工艺进行泥料平衡推算，但最好是对类似污水处理厂进行实际测定。污泥量是处理构筑物工艺尺寸设计的重要数据。

2.6.1.4　污泥的处理

污泥含水率高，体积庞大，常含有高浓度的有机物，很不稳定，易在微生物作用下腐败发臭，还常常含有寄生虫卵、细菌、病原微生物和重金属离子等有害物质，必须进行相应处理。

污泥处理的主要内容如下。

①去水处理　包括浓缩、脱水等，降低含水率，减小体积，便于后续处理；

②稳定处理　生物稳定（消化）、化学稳定等，去除有机物和病原微生物、寄生虫卵及重金属离子等有害物质；

③最终处置与利用　包括填地、投海、焚化、湿式氧化及综合利用等。

污泥处理与污水处理相比，设备复杂、管理麻烦、费用昂贵。

2.6.2　污泥浓缩

污泥中所含水分大致分为4类：颗粒间的间隙水（空隙水或游离水），约占总水分的70%；毛细水，即颗粒间毛细管内的水，约占20%；污泥颗粒表面吸附水和颗粒内部水（包括细胞内部水），约占10%，如图1-2-69所示，污泥浓缩的脱水对象是占污泥70%左右的颗粒间空隙水。初次沉淀污泥含水率为95%～97%，剩余活性污泥含水率达99%以上。因此，污泥的体积非常大，而浓缩的目的就在于减容，为后续的污泥处理创造条件。如后续厌氧消化，则消化池的容积、加热量和搅拌能耗都可大大降低；如机械脱水，则调整污泥的混凝剂投加量和机械脱水的容量都可减少。

图1-2-69　污泥内水分示意图

污泥浓缩的工艺主要有重力浓缩法、气浮浓缩法和离心浓缩法3种方式。工程中以重力浓缩最为常用。生物除磷工艺的剩余污泥，不应采用重力浓缩。

2.6.2.1　重力浓缩法

利用污泥自身的重力将污泥颗粒间隙的液体挤出，从而将污泥的含水率降低的方法称为重力浓缩法。其处理构筑物称为污泥浓缩池。根据运行方式不同，可分为连续式和间歇式两种类型。

（1）间歇式污泥浓缩池　间歇式污泥浓缩池可建成矩形或圆形，如图1-2-70所示。运行时应先排出浓缩池中的上清液，腾出池容，再投入待浓缩的污泥。为此，应在池深度方向的不同高度设上清液排出管。浓缩时间一般不宜小于12h。

图1-2-70　间歇式污泥浓缩池

（2）连续式污泥浓缩池　如图1-2-71所示为带刮泥机和搅拌装置的连续式浓缩池。污泥由中心管连续进入池内，上清液由溢流堰流出，浓缩污泥用刮泥机缓缓刮至池中心的污泥斗，并从污泥管排出。刮泥机上装有搅拌栅，随着刮泥机转动的栅条形成微小涡流可促进污泥颗粒之间的絮凝，并可造成空穴，以便污泥颗粒的空隙水和气泡逸出，增强浓缩效果。

图1-2-71　有刮泥机及搅动栅的连续式污泥浓缩池（单位：mm）

1—中心进泥管；2—上清液溢流堰；3—排泥管；4—刮泥机；5—搅动栅

（3）重力浓缩池设计要点及参数

①设计要点　（a）连续式污泥浓缩池可采用沉淀池的形式，一般为竖流式或辐流式；（b）浓缩池的有效水深，一般采用4m。当采用竖流式浓缩池时，其水深按沉淀部分上升流速不大于0.1mm/s计算。浓缩池的浓缩时间不宜小于12h，但也不要超过24h；（c）污泥室容积应根据排泥方法和两次排泥间时间而定，当采用定期排泥时，两次排泥间一般可采用8h；（d）辐流式污泥浓缩池的集泥装置，当采用吸泥机时，池底坡度可采用0.003；当采用刮泥机时，不宜小于0.01。不设刮泥设备时，池底一般设有泥斗，泥斗与水平面的倾角，应不小于50°。刮泥机的回转速度为0.75～4r/h，吸泥机的回转速度为1r/h。在水面设除浮渣装置；（e）采用栅条浓缩池时，其外缘线速度一般宜为1～2m/min，池底坡向泥斗的坡度不宜小于0.05；（f）当浓缩池较小时，可采用竖流式浓缩池，一般不设刮泥机，污泥室的截锥体斜壁与水平面所形成的角度，应不小于50°，中心管按污泥流量计算。沉淀区按浓缩分离出来的污水流量进行设计；（g）排泥管内管径不小于150mm；（h）污泥浓缩池一般宜设置去除浮渣的装置；（i）浓缩池的上清液，应回到初次沉淀池前重新进行处理。

②设计参数　在无试验数据时，可参考表1-2-22中的数据。

表1-2-22　重力浓缩池设计参数

注：括号内为参考值。

③计算公式　重力浓缩池的计算公式如下。

a.浓缩池总面积

　　（1-2-90）

式中，Q为污泥量，m3/d；C为污泥固体质量浓度，kg/L；M为污泥固体负荷，kg/（m2·d）。

b.单池面积

　　（1-2-91）

式中，n为浓缩池数量，个。

c.浓缩池直径

　　（1-2-92）

式中，D为浓缩池直径，m。

d.浓缩池工作部分有效水深高度

　　（1-2-93）

式中，T为浓缩时间，12<T<24h。

e.有效水深

　　（1-2-94）

式中，h2为浓缩池超高，m；h3为缓冲层高度，m。

f.刮泥设备所需池底坡度造成的深度

　　（1-2-95）

式中，i为池底坡度，根据排泥设备取0.003～0.01，常用0.05。

g.浓缩池总深度

　　（1-2-96）

式中，h5为泥斗深度，m，算法参见沉淀池。

2.6.2.2　气浮浓缩法

重力浓缩法比较适合于重质污泥，如初沉污泥等，对于密度接近于1的轻污泥，如活性污泥或发生膨胀的污泥则效果不佳。在此情况下，最好采用气浮浓缩法。气浮浓缩是依靠微小气泡与污泥颗粒的黏附作用，使污泥颗粒的密度小于水而上浮得到浓缩。

部分澄清水回流溶气的气浮浓缩的工艺流程如图1-2-72所示。澄清水从池底引出，一部分用水泵回流，另一部分外排。通过空压机或水射流器将空气引入溶气罐内加压溶气，溶气水通过减压阀从底部回流进水室，与流入该室的新污泥混合。溶气水减压后释放的微小气泡携带污泥颗粒进入气浮池，形成浮渣层，由刮泥机刮出池外。

图1-2-72　气浮浓缩的工艺流程

气浮浓缩系统的最主要设计参数是气固比，可按下式计算：

　　（1-2-97）

式中，A为气浮池释放的气体量，kg/h；B为流入的污泥固体量，kg/h；Q为流入的污泥量，m3/h；C0为污泥质量浓度，kg/m3；R为回流比，一般采用R≥1；Sa为常压下空气在回流中的饱和质量浓度，kg/m3；20℃时，Sa=24mg/L；p为溶气罐压力（绝对压力），一般采用0.3MPa；f为空气在溶气水中的饱和质量浓度，一般气浮系统中为f=0.5～0.8，最高可达0.95。

气浮浓缩效果随气固比增高而增高，一般以0.03～0.1为宜。回流水在溶气罐内的停留时间为1～3min。

气浮池的工艺参数如下：固体负荷为2.5～25kg/（m2·h）；水力负荷为0.22～0.9m3/（m2·h）；停留时间为30～120min。当投加聚合电解质时，获得的固体平均浓度为5.8%，固体回收率可达98%；不投加凝聚剂时，分别为4.6%和90%。

2.6.2.3　离心浓缩法

离心浓缩法对于轻质污泥，也能获得较好的处理效果。它是基于污泥中的固体颗粒和水的密度不同，在高速旋转的离心机中，由于所受离心力大小不同从而使二者得到分离。离心浓缩法的最大优点是效率高、需时短、占地少，卫生条件好。

不同浓缩方法的比较如表1-2-23所示。

表1-2-23　各种浓缩方法的比较

2.6.3　污泥消化

污泥消化是指在人工控制条件下，通过微生物的代谢作用，使污泥固体中的有机质稳定化的过程。污泥消化分为好氧消化和厌氧消化两种。

2.6.3.1　污泥好氧消化

（1）好氧消化原理　污泥好氧消化是对污泥进行持续曝气，促使污泥中的微生物细胞分解，从而降低挥发性悬浮固体的含量的方法。在好氧消化过程中，有机污泥经氧化可以转化成二氧化碳、氨以及氢等气体产物，其氧化作用可用下式表示：

污泥好氧消化的主要目的是减少污泥固体的量。生物细胞的分解速度随有机养料和微生物比值（F/M）增加而降低，初沉污泥的有机物含量高，因此其好氧消化作用慢。

好氧消化过程包含有完全的生物链和复杂的生物群，与厌氧消化比较反应速率快，在1℃条件下，一般只需15～20d即可减少挥发物的40%～50%，而厌氧消化确需30～40d。同时，好氧消化不易受条件变化而被破坏，所以效果比较稳定。

（2）污泥好氧消化的特点

①优点　（a）消化程度高，剩余污泥量少。污泥好氧消化过程微生物处于内源呼吸阶段进行自身氧化。因此微生物机体的可生物降解部分（约占MLVSS的80%）可被氧化去除；（b）消化污泥的肥分高，易被植物吸收，上清液BOD浓度低；（c）运行管理方便简单，污泥易脱水，处置方便；（d）好氧消化过程对有毒物质不敏感，控制较容易。

②缺点　（a）运行能耗大，不能回收沼气，长时间曝气会使污泥指数增大而难于浓缩；（b）因好氧消化不加热，所以污泥有机物分解程度随温度波动大；（c）对致病微生物和寄生虫的去除效果差，污泥处理量也不能太大。

（3）好氧消化的分类　好氧消化过程分为普通好氧消化和自热高温好氧消化两类。

自热高温好氧消化与普通好氧消化的区别是能利用微生物氧化有机物时所释放的热量对污泥加热，可以使污泥达到自热高温消化的目的。根据运行条件不同，污泥温度可达40～70℃。该法与普通好氧消化相比具有反应速率快、停留时间短、基建费用低、污泥脱水性能好、病原微生物杀灭率高等优点。自热高温好氧消化池需要加盖保温，以便将热损失降到最小。

（4）好氧消化池的构造与工艺设计

①好氧消化池的构造　好氧消化池的构造与完全混合式活性污泥法曝气池相似，见图1-2-73。主要构造包括好氧消化室，进行污泥消化；泥液分离室，使污泥沉淀回流并把上清液排除；消化污泥排除管；曝气系统，由压缩空气管，中心导流筒组成，提供氧气并起搅拌作用。消化池坡底i不小于0.25，水深决定于鼓风机的风压，一般采用3～4m。

图1-2-73　好氧消化池工艺图

②好氧消化池的设计　通常以挥发性有机负荷为设计参数，计算好氧消化池的有效容积，计算公式如下：

　　（1-2-98）

式中，V为消化池的总有效容积，m3；Q0为进入消化池的原污泥量，m3/d；X0为原污泥中挥发性悬浮固体浓度，kgVSS/m3；S为挥发性有机负荷，kgVSS/（m3·d）。

好氧消化池的有关设计参数列举于表1-2-24中，可供设计计算时参考。

表1-2-24　好氧消化池的设计参数

2.6.3.2　污泥厌氧消化

（1）厌氧消化原理　污泥厌氧消化是在无氧条件下，利用兼性菌和专性厌氧菌进行生化反应，将污泥中的有机物（或细胞体）转化为CO2和CH4等，从而使污泥得到稳定的一种处理工艺。常用的厌氧消化法有传统消化法、高速消化法和厌氧接触法，如图1-2-74所示。前两者的区别在于高速消化法要求搅拌，而厌氧接触法是在连续搅拌的基础上加一个沉淀池收集污泥，并将污泥回流到消化池中，因此产生了完全不同的运行工况。

1-2-74　厌氧消化法

传统消化池的缺点是由于分层现象明显，使细菌与营养物得不到充分接触，因而负荷小、产气量低，形成的浮渣层占去有效容积，造成操作困难。高速消化法克服了传统消化池的缺点，增加了负荷和产气量。厌氧接触法由于污泥回流，增大了反应器中的厌氧污泥浓度，使厌氧污泥在反应器中的停留时间大于水力停留时间，可以提高消化反应速率，而且进入消化池的原污泥能迅速与厌氧污泥充分混合接触，因此处理效率和负荷都得到显著提高。几种厌氧消化法的比较如表1-2-25所示。

表1-2-25　几种厌氧消化法的比较

（2）影响因素

①温度　污泥厌氧消化受温度影响很大。有两个优势温度段：30～35℃称为中温消化，50～55℃称为高温消化。温度不同，优势菌种不同，消化反应速率和产气速率都不同。高温消化反应速率快，产气量高，杀灭病原微生物效果好，但热能消耗大。甲烷菌正常生存的温度范围是10～60℃，当温度低于10℃时，虽能存活，但代谢基本停止。

②负荷　厌氧消化池的负荷在实际运行中应保持适宜。如果负荷过高，会超过系统的消化能力，降低消化效果。如果负荷过低，虽能保证消化效果，但污泥处理量将大大降低，造成消化能力浪费。

有两个指标可反映厌氧消化池的负荷。最大允许有机负荷FV是指达到要求的消化效果时，单位消化池容积在单位时间内所能消化的最大有机物量。最短允许消化时间Tm是指达到要求的消化效果时，污泥在消化池内的最短允许水力停留时间。一般条件下，要使有机物分解率大于35%，产气量大于0.75m3/kg，系统的Tm应大于20d，FV应小于3.0kg/（m3·d）。运行控制中可按下式计算最佳投泥量：

　　（1-2-99）

式中，Qi为污泥消化时间，d；V为消化池的有效容积，m3；Ci为进泥的污泥质量浓度，kg/m3；fV为进泥干污泥中所含有机成分质量分数，%。

按上式计算所得投泥量还应核算消化时间：

　　（1-2-100）

式中，T为污泥消化时间，d；Tm为最短允许消化时间，d；其余同上式。

③pH值和碱度　厌氧消化过程对pH值很敏感。厌氧消化池正常运行时产酸菌和产甲烷菌会自动保持平衡，消化液的pH值自动维持在6.5～7.5，碱度一般在1000～5000mg/L（以CaCO3计）之间，典型值为2500～3500mg/L。如果产酸阶段和产甲烷阶段失去平衡，pH值有可能降至6.5以下，甲烷菌会逐渐失去活性，不再产生甲烷，直至消化系统被完全破坏。产酸菌和产甲烷菌所要求的pH值范围如表1-2-26所示。

表1-2-26　产酸菌和产甲烷菌所要求的pH值范围

④消化池的搅拌　污泥厌氧消化池的搅拌方式有机械搅拌、污泥泵循环搅拌和沼气搅拌3种。机械搅拌最为常见，其优点是对消化污泥的泥水分离影响较小，缺点是机械传动部分容易磨损，轴承密封的气密性问题不好解决。用污泥泵抽取消化污泥进行搅拌可以结合污泥的加热一起进行，但搅拌不易均匀且能耗较大。沼气搅拌效果好，能耗省，但所用压缩机必须保证绝不漏气，以免吸入空气或泄漏沼气引起爆炸。

⑤有毒物质　抑制厌氧消化的有毒物质种类很多，表1-2-27～表1-2-29是几类有毒物质的限制和对厌氧消化的影响。

表1-2-27　抑制厌氧消化的有毒物质的限制

表1-2-28　金属离子对厌氧消化的影响　　单位：mg/L

表1-2-29　氨氮质量浓度对厌氧消化的影响

（3）污泥厌氧消化工艺　污泥厌氧消化工艺主要有一级消化、二级消化、二相消化等工艺。

①一级消化工艺　一级消化工艺是污泥在单级（单个）消化池内进行搅拌和加热，完成污泥消化过程，使用的消化池称为传统消化池。目前一级消化工艺很少采用，而普遍采用二级消化工艺。

②二级消化工艺　二级消化工艺为两个消化池串联运行，原污泥先连续或分批投入一级消化池中并进行搅拌和加热，污泥温度保持33～35℃。污泥中的有机物主要在一级消化池中分解，产气量占总产气量的80%。继之污泥排入二级消化池，二级消化池可不加热、不搅拌，利用余热继续消化，消化温度可保持在20～26℃。二级厌氧消化的产气量约占总产气量的20%。此工艺中的一级消化池称为高速消化池。二级消化工艺如图1-2-75所示。

图1-2-75　二级消化池构造原理

③二相厌氧消化工艺　二相厌氧消化工艺是根据消化理论进行设计的，即将厌氧消化的第一、第二阶段与第三阶段分别在两个消化池中进行，使各相消化池更适合于消化过程。三个阶段各自的细菌种群生长繁殖都有最佳环境条件，因此二相消化具有池容积小、加泥与搅拌能耗少、运行管理方便、污泥消化更彻底等特点。

（4）厌氧消化池的结构　厌氧消化池的基本池形有圆形和蛋形两种，如图1-2-76所示。

图1-2-76　厌氧消化池的结构示意图

（5）设计规定及参数

①温度与投配率　一般采用中温消化，污泥温度应保持33～35℃。中温消化的投配率以5%～8%为宜，相应消化时间为12.5～20d，污泥经消化处理后，其挥发性固体去除率大于40%。

②搅拌与混合　搅拌可使消化池内消化细菌与有机物充分接触，增加产气量。

③污泥浓度　污泥固体含量设计值一般采用3%～4%，最大可行范围为10%～12%。两级消化后的污泥含水率一般可达92%左右。

④pH值和碱度　消化系统中应保持碱度在2000mg/L（以CaCO3计）以上，使其具有足够的缓冲能力，可有效地防止pH值下降。消化液中的脂肪酸是甲烷发酵的产物，其质量浓度应保持在2000mg/L左右。

⑤C/N比　要求C/N比以（10～20）∶1为宜。

⑥有毒物质　主要是重金属离子、S2-、N，其他物质的毒阈浓度较高。

⑦污泥的投配方式　有间歇投配和连续投配两种方式。间歇投配一般每天2～3次，消化环境不够稳定。连续投配相对均匀稳定，但管理水平要求较高。

（6）厌氧消化池的设计　消化池的设计内容包括工艺确定、池体设计、加热保温系统设计和搅拌设备设计。下面主要介绍消化池池体设计，加热保温系统和搅拌设备的设计请参考相关手册和教材。

厌氧消化池的总有效容积，可根据厌氧消化时间或挥发性固体容积负荷计算。污泥消化时间的倒数是投配率，投配率是每日投加的新鲜污泥体积占消化池有效容积的百分数。对城市污水处理厂，污泥中温消化的投配率以3%～5%为宜，相应的消化时间为20～30d。挥发性固体容积负荷定义为单位时间单位消化池容积所承担的挥发性固体（VSS）污泥量，一般宜采用0.6～1.5kg/（m3·d）。

①按投配率计算消化池的有效容积　计算公式如下：

　　（1-2-101）

式中，V为消化池的有效容积，m3；V'为每日要处理的污泥量，m3/d；p为污泥投配率，%。

②按固体容积负荷计算消化池的有效容积　计算公式如下：

　　（1-2-102）

式中，V为消化池的有效容积，m3；Q0为每日要处理的污泥干固体（VSS），kg/d；Lv为消化池挥发性固体容积负荷，kg/（m3·d）。

2.6.4　污泥脱水

将污泥含水率降低到80%～85%的操作称为污泥脱水。脱水后的污泥具有固体特性，成泥块状，便于运输和最终处置利用。污泥脱水的主要方法有自然脱水和机械脱水两大类。

2.6.4.1　自然脱水

污泥的自然脱水是利用自然下渗和蒸发等作用脱除污泥中的水分，也称自然干化。其主要构筑物是干化场。

（1）干化场的分类与构造　干化场分为自然滤层干化场与人工滤层干化场两种。前者适用于自然土质渗透性能好，地下水位低的地区。人工滤层干化场的滤层是人工铺设的，又可分为敞开式干化场和有盖式干化场两种。人工滤层干化场的构造，如图1-2-77所示。

图1-2-77　人工滤层干化场的构造示意图

干化场的特点是简单易行、污泥含水率低，缺点是占地面积大、卫生条件差、劳动强度大。

（2）干化场的脱水特点及影响因素

①脱水特点　干化场脱水主要依靠渗透、蒸发与人工撇除。渗透过程约在污泥排入干化场最初的2～3d内完成，可使污泥含水率降低至85%左右。此后水分依靠蒸发脱水，约经1周或数周（决定于当地气候条件）后，含水率可降低至65%～75%。

②影响因素

a.气候条件。包括当地的降雨量、蒸发量、相对湿度、风速和年冰冻期。

b.污泥性质。污泥性质对脱水影响较大，对于初沉污泥或浓缩后的活性污泥，由于比阻较大，会形成沉淀，分离出上清液，其干化主要依靠自然蒸发；而消化污泥在干化时，污泥中含有许多沼气泡，排到干化场后，气体迅速释出，可将污泥颗粒挟带到污泥层的表面，提高了污泥干化的渗透脱水效果。

（3）干化场的设计　干化场设计主要内容包括计算污泥量、确定干化场的有效面积、围堤高度、设计输配泥及排水设施。干化场的有效面积A（m2）可按下式计算：

　　（1-2-103）

式中，V为污泥量，m3/d；h为干化场每次放泥高度，一般采用0.3～0.5m；V/h为每天污泥需要的存放面积，最好等于每块干化场面积的整数倍；T为污泥干化周期，即某区段两次放泥相隔的天数，取决于气候条件及土壤条件。

干化场的其他设计可参考有关手册。

2.6.4.2　机械脱水

污泥机械脱水设备种类很多，按脱水原理可分为过滤机和离心脱水机两大类。

（1）过滤机　过滤机是应用最广泛的污泥机械脱水设备。过滤脱水时，在外力的作用下污泥中的水分透过滤布与固体分离，分离的污泥水送回污水处理设备，截留的固体剥落后运走。

①过滤原理　污泥过滤的性能主要取决于滤饼（泥饼）的阻力。过滤机的脱水能力可用下式表示：

　　（1-2-104）

式中，V为滤过水的体积，cm3；t为过滤时间，s；p为推动力（压差），当采用真空过滤时即为真空值，gf/cm2，1gf/cm2=98Pa≈100Pa；A为有效过滤面积，cm2；μ为过滤水的黏度，P（泊），1P（泊）=0.1Pa·s；R为单位面积滤布的过滤阻力，N/cm2；r为单位重量干滤饼的过滤阻力，称为比阻，s2/g；C为单位体积滤过水所产生的滤饼重，g/cm3。

由式（1-2-104）可知，在过滤压力、面积、滤布材料已定的条件下，单位时间滤过的水量与滤液的黏性及滤饼的阻力成反比，滤液的黏性及滤饼的比阻决定了污泥的过滤性能。一般而言，污泥颗粒小，颗粒不均匀，有机颗粒和有机溶质多时，黏性和比阻就大，过滤性能差；反之过滤性能好。

将式（1-2-104）积分，得：

　　（1-2-105）

通过过滤试验，可测定不同时间t的滤过水体积V，将t/V与V值绘得一直线，则b为斜率，a为截距，即：

　　（1-2-106）

显然，污泥的比阻还与滤饼的可压缩性有直接关系。滤饼本身松散，受压时易变形，比阻自然就大；反之，滤饼颗粒有较强的空间结构，受压时不易变形，比阻自然就小。比阻与压力的关系可用下式表示：

　　（1-2-107）

式中，r为比阻，s2/g；r'为当压力P=1.0×105N/m2时的比阻，s2/g；p为压力，N/m2；s为压缩系数，量纲为1。

压缩系数表示滤饼的可压缩程度。对于难压缩的污泥，如砂粒等，其s=0，则比阻与压力无关。增加过滤压力并不会增加比阻，因此，增压对提高过滤机的生产能力有一定意义。但是活性污泥属易压缩的污泥，增大压力，比阻也随之增加，对提高生产能力并无显著效果。为了改善污泥的过滤性能，即降低比阻和黏度，减小压缩系数，通常采用调理措施。调理的作用是通过物理、水力或化学的措施，改变污泥的物理结构，使其有利于过滤操作的进行。污泥的调理方法分为物理调理、水力调理和化学调理3种。化学调理采用较为普遍，其实质是向污泥中投加各种絮凝剂，使污泥形成颗粒大、孔隙多和结构强的滤饼。水力调理是利用处理过的污水与污泥混合，然后再澄清分离，以此冲洗和稀释原污泥中的高碱度，带走细小固体，又叫淘洗。物理调理有加热、冷冻、添加惰性助滤剂等方法。

②过滤方法　过滤脱水方法主要有真空过滤和压力过滤两种。真空过滤有转筒式、绕绳式、转盘式3种过滤机，压力过滤有板框压滤机和带式压滤机两种。

a.真空过滤机。真空过滤机是利用真空作为过滤压力的脱水设备，其特点是适应性强、连续运行、操作平稳、全过程机械化。它的缺点是工序多、费用高。

b.板框压滤机。板框压滤机是利用压力进行污泥脱水的设备，其特点是作用压力要比真空抽力大，滤饼含水率低（最低达50%）。它的缺点是间断运行、拆装频繁、滤布易坏、管理麻烦。

c.带式压滤机。带式压滤机的特点是压力直接施加到滤布上，用滤布的压力或张力使污泥脱水，而不需要真空或加压设备，因此动力消耗少，并可连续运行。

（2）离心脱水机　离心脱水机是利用离心力作用将泥水分离，其特点是设备小、效率高、分离能力强、操作条件好（密封、无气味）；缺点是制造工艺要求高、设备易磨损、对污泥的预处理要求高。

（3）设计参数　污泥脱水的常用设计参数参见表1-2-30～表1-2-32。

表1-2-30　污泥真空过滤脱水性能参数

表1-2-31　污泥带式压滤脱水性能参数

表1-2-32　污泥离心脱水性能参数

2.6.5　污泥利用与最终处置

2.6.5.1　污泥的综合利用

（1）污泥堆肥　污泥中有机质及植物营养物质含量丰富。城市污泥有机质平均含量达38.4%，氮2%～7%，磷1%～5%，钾0.1%～0.8%，还含有硫、钙、镁、铁、钠、锌、钼、铜等微量元素。污泥用作肥料，既有良好肥效，又能促进土壤团粒结构形成，起到改良土壤作用。

污泥堆肥技术是利用混合微生物菌群对污泥进行好氧发酵，使污泥中的有机物转化为稳定的类腐殖质的过程。其优点是利用生物能，节约能源，肥效好；缺点是占地面积较大，周期长，易产生臭气等。

污泥高温堆肥技术是将含水率50%～55%的污泥进行好氧堆肥发酵，使污泥持续维持在60℃以上的高温，可有效地降低污泥的含水率，去除病原体和寄生虫卵等。

采用污泥预干化技术可使污泥含水率由80%降至60%，再与部分菌种混合，使污泥含水率降至55%，经10～15d的高温好氧堆肥发酵后，含水率降至25%左右，堆肥发酵后的物料一部分用作菌种回填循环利用，另一部分作为营养土，直接用于园林绿化、植被恢复、和填土等。

含水率为80%的污泥在阳光大棚中经过晾晒翻堆后，其含水率由80%快速降至60%，再与好氧发酵菌种、部分添加剂，如粉煤灰等回填物充分混合后，通过物料传输设备均匀送到发酵仓内，在发酵仓内强制通风使物料充分好氧发酵，同时通过翻堆机搅拌并推动物料向前运动。经10d发酵后，物料的含水率可降至25%。干燥后的物料一部分作为回填物循环利用，另一部分可根据需要加入营养元素制成符合标准的成品肥。

（2）其他用途　从工业废水泥渣中可以回收有用物质，例如，轧钢废水中的氧化铁皮，高炉煤气洗涤水和转炉烟气洗涤水的沉渣，均可作烧结矿的原料；由电镀废水的沉渣可提炼铁氧体；低温干馏有机污泥能获得可燃气体、氨和焦油。利用污泥还可制造生化纤维板、水泥和其他建材。

2.6.5.2　污泥的最终处理

（1）卫生填埋　污泥可单独填埋或与其他固体废弃物（如城市垃圾）一起填埋。污泥卫生填埋前，必须将其含水率降低至85%以下。露天填埋的最大缺点是占地大，臭气污染较重，蚊蝇大量滋生。污泥受雨水冲刷，渗滤液会引起地下水的污染。

（2）干化　污泥干化是将脱水污泥经过处理，使污泥中的毛细水和吸附水大部分或全部去除的方法。污泥干化后含水率可从60%～80%降低至10%～30%。

污泥干化常用的设备为转筒式干燥炉。干燥炉系统的主体部分是回转炉，炉体为略带倾斜的回转圆筒。脱水污泥经粉碎后与返送回来的干燥污泥细粉混合，使进泥含水率降低至50%左右，然后由高端进入回转转筒。污泥在转筒炒板的搅拌下与高温气流充分接触，并缓缓滑向出口端。干燥好的污泥经卸料室通过格栅进入贮存池。干燥炉的排气经旋流分离器分离细粉后，经除臭燃烧器排入大气。

污泥干化处理的成本很高，只有在干燥污泥具有回收价值（如作肥料）或者有特殊要求时，才考虑采用。

（3）焚烧　城市污水处理厂污泥的热值约为煤炭的30%～50%，属低值燃料。污泥焚烧是一种常用的处置方法，即利用污泥自身热值，借助辅助燃料引火，使焚烧炉内温度升至燃点以上，令其自烧，所产生的废气（CO2、SO2等）和炉灰，再分别进行处理。

影响污泥焚烧因素包括温度、时间、氧气量、挥发物含量以及泥气混合比等。温度超过800℃有机物才能燃烧，1000℃时可消除气味。焚烧时间愈长愈彻底。焚烧时必须有氧气助燃，通常由空气供应。空气量不足，燃烧不充分；空气量过多，加热空气要消耗过多的热量，一般以50%～100%的过量空气为宜。挥发物含量高，含水率低，有可能维持自燃，否则尚需添加燃料。

（4）湿式氧化　湿式氧化是在高温高压下，以空气中的氧作为氧化剂，将湿污泥中有机物氧化分解的一种处理方法。影响湿式氧化的因素有温度、压力、空气量、挥发物浓度、含水率等。

湿式氧化法的特点是能氧化不能生物降解的有机物，氧化程度可以调节，污泥比阻大幅降低，可直接过滤脱水。缺点是设备要求耐高温高压、建造费用高、设备易腐蚀。

2.7　流域水污染防治

2.7.1　水体的主要污染物及其危害

水体污染是指排入水体的污染物在数量上超过该物质在水体中的本底含量，从而导致水的物理、化学及生物性质和数量上的变化，使水体固有的生态系统和功能受到破坏。造成水体污染的原因主要有点源污染和面源污染两类。点源污染主要来自未经妥善处理的城市污水和工业废水，其特点是排污经常，其变化规律服从城市污水和工业废水的排放规律，它的量可以直接测定或者定量化。面源污染的产生主要是农田肥料、农药以及城市地面的污染物随雨水径流进入水体、随大气扩散的有毒有害物质由于重力沉降或降雨过程进入水体。面源污染的排放是以扩散方式进行的，时断时续，并与气象因素有联系。

2.7.1.1　水体的物理性污染及危害

水体的物理性污染是指热污染、色度、臭味以及悬浮物等的污染。

（1）热污染　高温废水排入水体后，使水体水温升高，从而影响水生生物的生存和对水资源的利用，称为热污染。水体的热污染主要来自火力发电厂、核电站、金属冶炼厂和石油化工厂等。热污染的主要危害包括以下几点：（a）水温升高，使水体饱和溶解氧降低，大气中的氧向水体传递的速率减慢；同时水生生物耗氧速率加快，促使水体中溶解氧更快被耗尽，造成鱼类和水生生物因缺氧而死亡；（b）水温升高，导致水体中的化学反应速率加快，细菌繁殖加速，藻类繁殖加速，水体感官指标变差，增加了后续水处理过程所需药剂。

（2）色度　色度可分为表色与真色，表色是指由悬浮物造成的色度，而真色指的是由胶体物质和溶解物质形成的色度。色度污染会使水体的色度加深，透光性减弱，还会影响水生生物的光合作用，妨碍水体的自净作用。色度污染主要来源于城市污水和某些工业废水，特别是印染、造纸、农药、焦化及有机化工行业的废水。

（3）固体物质　固体物质包括悬浮性固体和溶解性固体。固体物质污染的危害主要包括：（a）悬浮性固体会导致鱼类窒息死亡，并且能使水质恶化；（b）溶解性固体能增加水体的无机盐浓度，作为农田灌溉用水，1000mg/L以上溶解性固体可能使土壤板结。（c）悬浮性固体和溶解性固体均会影响水体的感官指标。

2.7.1.2　无机物污染及危害

（1）酸、碱及无机盐　酸、碱污染物主要由工业废水排放的酸、碱以及酸雨带来。酸、碱进入水体后，互相中和产生无机盐类，同时又会与水体中存在的地表矿物质，如石灰石、白云石、硅石等发生中和反应，产生无机盐类，因此酸碱污染往往伴随着无机盐污染。酸、碱及无机盐污染的表现如下：（a）使水体的pH值发生变化，抑制微生物的生长，妨碍水体的自净，使土壤酸化或盐碱化；（b）使水体硬度增加，造成溶解性固体污染，浓度过高时会对人体健康造成危害。

（2）氮、磷　氮、磷污染主要来源于含磷洗涤用品和皮革、造纸、食品、化肥等工业废水、粪便污水及地表径流等。此外，农业废物如植物秸秆、牲畜粪便及农田施肥等也是氮、磷污染的重要来源。

氮、磷污染的主要危害是引起水体的富营养化。水体中氮、磷的污染等营养物质会引起有毒藻类及其他浮游生物的迅速繁殖，呈胶质状藻类覆盖水面，所呈颜色与藻类的种类有关。如使海水呈暗红色，称“赤潮”；如使湖泊呈绿色，为绿藻造成，称“水华”。同时水体溶解氧迅速降低，鱼类大量死亡。一般认为，当废水排入受纳水体，使水中的总磷和无机氮的浓度分别超过0.023mg/L和0.31mg/L时，就会引起的水体的富营养化。

（3）硫酸盐与硫化物　饮用水中含少量的硫酸盐对人体影响不大，超过250mg/L后会引起腹泻。如果水体缺氧，则S在反硫化菌作用下生成H2S和S2-。当水体pH值低时，以H2S形式存在为主；pH值高时，以S2-形式存在为主。H2S质量浓度达0.5mg/L时，即有强烈臭味，质量浓度50～100mg/L时60min以上会致人残疾，质量浓度600～1000mg/L时30min内会致人死亡。S2-可与铁、锰等离子结合使水色变黑。

（4）金属毒物　金属毒物主要为汞、铬、铅、锌、镍、铜、钴和锰等，特别是前几种的危害更大。《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB/T 18918—2002）、《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）、《农田灌溉水质标准》（GB 5084—2005）等国家标准都对重金属的浓度作了严格限制。

2.7.1.3　有机物污染及危害

有机物排入水体后，在有溶解氧的条件下，由于好氧微生物的作用，被降解为CO2、H2O和NH3等，同时合成新细胞，进行好氧降解，使水中的溶解氧逐渐减少。与此同时水体表面与大气接触，大气中的氧不断溶入水中，使溶解氧得到补充，这种作用称为水面复氧。当排入的有机物量超过一定数量，则耗氧速度会超过复氧速度，水体出现缺氧甚至无氧。在水体缺氧条件下，由于厌氧微生物的作用，有机物被降解产生H2S等有害气体使水质恶化。几类常见有机污染物如下。

（1）油类污染物　油类污染物包括动植物油和矿物油两大类。主要来源于炼油厂、沿海石油开采及事故泄漏产生的废水，屠宰厂、食品加工厂的废水及生活污水。水体受油类污染物污染后，能在水面上形成油膜，隔绝大气与水面接触，破坏水体的复氧条件，它还能附着于土壤颗粒表面和动植物体表，影响养分的吸收和废物的排出。

（2）酚　酚主要来源于炼油、化工、炸药、焦化等工业废水。酚有多种化合物，按其性质可分为挥发酚和不挥发酚。酚污染主要来自挥发酚，它对水生生物如鱼类、贝类及海带等有较大毒性。在自然界中能被分解。当水体含挥发酚质量浓度达到1.0～2.0mg/L时可使鱼类中毒；质量浓度为0.1～0.2mg/L时，鱼肉有酚味，不宜食用。挥发酚质量浓度超过0.002mg/L的水体，如作为饮用水源，加氯消毒时氯与酚结合成氯酚，产生臭味。酚质量浓度超过5mg/L的水体，若灌溉农田会导致作物减产甚至枯死。

2.7.1.4　病原微生物污染及危害

水体中的病原微生物主要来源于生活污水、医疗机构污水以及屠宰、制革、洗毛等工业废水。在城市污水中发现的常见微生物以及引起的疾病，如表1-2-33所示。

表1-2-33　未处理得城市污水中潜在的传染因素

2.7.2　河流水体自净机理

2.7.2.1　河流水体的自净过程

污染物随污水排入水体后，经过物理、化学和生物等方面的作用，使污染物浓度降低或总量减少，受污染水体部分地或全部地恢复到原有的状态，这种现象称为水体自净。水体自净过程非常复杂，其机理包括物理净化、化学净化以及生物化学净化过程3种，其中生物化学净化是水体自净的主要原因。

（1）物理净化　物理净化是指由于稀释、混合、沉淀和挥发等作用而使水体中的污染物浓度降低的过程。

①稀释　污水或污染物排于水体之后，在流动的过程中，逐渐和水体水混合，使污染物的浓度不断降低的过程称为稀释。在下游某个断面处污水与河水完全混合，该断面称为完全混合断面。大江大河的河床宽阔，污水与河水不易达到完全混合，而只能与一部分河水相混合，并在排污口一侧形成长度和宽度都较稳定的污染带。

②混合　污水与水体水混合后，污染物浓度降低。河流的混合稀释效果决定于混合系数。混合系数受河流形状、污水排污口形式（包括排污口构造、排污方式、排污量）等因素的影响。

③沉淀与挥发　污染物中的可沉淀物质可通过沉淀去除，使水体中的污染物浓度降低，底泥中污染物的浓度增加。如果长期沉淀，一旦受到暴雨冲刷或扰动，可对河水造成二次污染。若污染物属于挥发性物质，由于挥发作用可使水体中污染物浓度降低。

（2）化学净化　是指污染物质由于氧化、还原、分解等作用而使河水中的污染物质浓度降低的过程。水体中通过多种化学或物理化学作用能去除水中的污染物。

①氧化还原　是水体化学净化的主要过程。水体中的溶解氧可与某些污染物发生氧化反应，如锰离子可被氧化成难溶性的氢氧化锰而沉淀。硫离子可被氧化成硫酸根离子随水流迁移。

②酸碱反应　水体中存在的地表矿物质如石灰石、白云石、硅石等，以及游离二氧化碳、碳酸盐碱度等对排入的酸、碱有一定的缓冲能力，使水体pH值维持稳定。当排入的酸、碱量超过缓冲能力后，水体的pH值就会发生变化。如变成偏碱性水体，会引起某些物质的逆向反应，如已沉淀于底泥中的三价铬可被氧化成六价铬而重新溶解；如变成偏酸性水体，上述反应逆向进行。

③吸附与凝聚　属于物理化学作用，其原因是天然水中存在着大量带电荷的胶体微粒。胶体微粒会吸附和凝聚水体中的阴、阳离子，然后扩散和沉降，达到净化目的。

（3）生物净化　由于水中生物活动，尤其是水中微生物对有机物的氧化分解作用而引起的污染物质浓度降低的过程称为生物净化作用。以含氮有机物为例，在有溶解氧存在的条件下，经好氧菌作用被氧化分解为N、NH3、H2O和CO2等。N和NH3在亚硝化菌的作用下被氧化成亚硝酸盐，再在硝化菌作用下，被氧化成硝酸盐。被消耗的溶解氧由水面复氧得到补充。可沉淀物沉淀后形成的有机底泥，由于底部缺氧，在厌氧细菌作用下被分解为NH3、CH4、CO2和少量H2S等气体。这些气体部分游离于水体中，大部分进入大气。

2.7.2.2　河流水体的自净模型

河流水体的自净模型主要包括混合稀释模型和氧垂曲线模型。二者相比，氧垂曲线模型更为复杂。该模型由1925年美国的斯特里特和菲尔普斯（Streeter and Phelps）提出，它描述了河流有机物降解和溶解氧变化规律，是河流水体自净模型用的最早和最普遍的一个。

（1）混合稀释模型　污染物质进入水体后，存在两种运动形式，一是由于水流的推动而产生的沿着水流前进方向的运动，称为推流或平流；二是由于污染物质在水中浓度的差异而形成的污染物从高浓度处向低浓度处的迁移，这一运动被称为扩散。推流和扩散是两种同时存在而又相互影响的运动形式。污水排入河流后，由于推流和扩散作用，逐渐与河水相混合，结果是污染物浓度由排放口至水体下游逐渐减低，即发生了稀释。

污水排入河流与河水进行混合。参与混合的河水流量Q1同河水总流量Q之比，称为混合系数a。

设受污河段上无支流、无地表径流和地下水吐纳，河水流量与点污染源污水流量q均保持不变，则混合系数a为混合流程距离L的函数，即：

　　（1-2-108）

式中，α为水力条件系数，；φ为河道弯曲系数，为混合河段实际长度L与其直线距离L1之比，即φ=L/L1；ξ为与污水排放方式有关的系数，岸边排放时，ξ=1，河心排放时，ξ=1.5；E为紊流扩散系数，对一般天然河流为：

　　（1-2-109）

式中，v为该河段水的水平流速，m/s；h为该河段水的平均深度，m。

当河道较为平直且无局部急流险滩时，排污口下游某特定断面处的混合系数，可采用式（1-2-110）近似地表示。该特定断面称为计算断面或控制断面，如图1-2-78所示。

　　（1-2-110）

图1-2-78　混合系数计算示意图

式中，L计算为排污口至计算断面的距离，m；L全混为排污口至完全混合断面的距离，m。

在达到了完全混合的河流断面及其下游断面上，混合系数a=1，而从排放口到完全混合断面的这段距离内，a<1。

污水被河水稀释的程度常用稀释倍数n表示，它是参与混合的河水流量与污水流量q之和同q的比值：

　　（1-2-111）

在实际工作中可根据具体情况来确定混合系数a的值。流速为0.2～0.4m/s的河流，a可取为0.7～0.8；流速较低时，a可取为0.3～0.6；流速较高时，则可取0.9左右；当污水排放口设计良好，如采用将排放口深入水体并设置多个分散排放口时，可取a=1。

考虑了稀释作用后，计算断面上某种污染物的质量浓度c可用下式求出：

　　（1-2-112）

式中，cw为某种污染物在污水中的质量浓度，mg/L；cR为某种污染物在河水中的质量浓度，mg/L。

（2）氧垂曲线模型　Streeter-Phelps假定：排入河水的污染源只有一个；排污量与河水流量不变；在受污点河水与污水立即达到混合；由于河水紊流作用，受污河段的BOD5和DO在整个河流断面上都是均匀分布的；不考虑河水中藻类的光合作用、沉淀作用、硝化作用和底泥效应等，只将河流的生化自净过程简化为含碳有机物降解的耗氧作用和表面曝气的复氧作用的理想状态。

污水排入河流后，从受污点至下游各断面的累积耗氧量曲线、累积复氧量曲线和氧垂曲线（实际溶解氧量与饱和溶解氧量之差值变化曲线）如图1-2-79所示。氧垂曲线的下垂坐标为相应断面河水的亏氧量。受污染前，河水中的溶解氧几乎饱和，亏氧接近于零。在受到污染后，开始时河水中的有机物大量增加，好氧分解剧烈，耗氧速率超过复氧速率，河水中的溶解氧下降，亏氧量增加。

图1-2-79　耗氧、复氧累积过程和氧垂曲线

随着有机物因分解而减少，耗氧速率逐渐减慢，终于等于复氧速率，河水中的溶解氧达到最低点（相当于图1-2-67中氧垂曲线的最缺氧点，即临界点）。接着，耗氧速率低于复氧速率，河水溶解氧逐渐回升。最后，河水溶解氧恢复或接近饱和状态。当有机物污染程度超过河流的自净能力时，河流将出现无氧河段，河流的氧垂曲线发生中断现象。

根据Streeter-Phelps一维模型推导的氧垂曲线方程，有

　　（1-2-113）

式中，D为从受污点流经t时间后相应断面上河水的亏氧量，mg/L；Da为受污点混合水的起始亏氧量，mg/L；La为受污点混合水的起始BOD5，mg/L；k1为耗氧速率常数，d-1；k2为复氧速率常数，d-1。

2.7.3　流域水污染防治的基本方法

流域水污染防治是以某一水系流域作为污染防治对象，通过法制、行政管理、经济和工程技术等方面的综合性措施，有效而经济地防治全流域区域内的污染，使其恢复或保持良好的水环境质量和水资源的正常使用价值。流域水污染防治的内容与单独的污水处理有着很大的不同，主要包括以下几个方面。

2.7.3.1　水体水质评价

通过对水体的水质评价能够判断水体被污染的程度，为制订流域水污染防治方案提供科学依据，根据监测取得的大量资料对水体的水质作出综合性的定量评价。

水体的水质评价通常采用综合指数对各种污染物的共同影响进行评价。常用的水质评价方法有综合污染指数（K）法和水质质量系数（P）法。

（1）综合污染指数（K）法　综合污染指数（K）法是表示各种污染物对水体综合污染程度的一种数量指标，计算公式如下：

　　（1-2-114）

式中，CK为地表水体中各污染物统一的最高允许指标，如对水库，此值为0.1；Coi为各种污染物地面水环境质量标准；ci为地表水中各种污染物的实测质量浓度，mg/L。

如果K<0.1表明各种污染物的总含量之和未超过地表水环境质量标准，属未污染水体；当K≥0.1时，表明河水中各种污染物总含量已相当于一种有毒物质超过地表水环境质量标准，称为污染水体。污染水体又可分为轻度污染（K=0.1～0.2），中度污染（K=0.2～0.3），重度污染（K>0.3）。

（2）水质质量系数（P）法　计算式为：

　　（1-2-115）

式中各符号意义同式（1-2-114）。

对于河流水体，P<2表明未受有机污染物污染，P≥2表明受有机污染物污染，P值越大，受污染的程度越严重。

2.7.3.2　水体水质预测

在环境影响评价中非常重要，可以为流域水污染防治的规划与控制提供科学的决策依据，从而为优化污染防治的资金投入服务。

水体水质预测包括废水量的预测和污染物排放量预测，预测方法有水质相关法和水质模型法两种。

（1）水质相关法　水质参数与影响该水质参数的主要因素建立相关关系，以此作水质参数的预测。例如，将流量作为影响水质的主要因素，与水质参数建立相互关系，也可以根据物质平衡原理，由上游断面和旁侧入流的污染物，通过线性关系推导下游水质。

（2）水质模型法　水环境污染预测就是要找出源强变化与水系控制断面处主要污染物含量水平的相关关系，这就需要选用或建立水环境污染预测模型。现有的各类水体水质模型有河流模型、河口模型、湖泊水库模型等。如已知污染负荷量，一般可用这种方法预测水质参数。因此水质模型法不仅适用于短期预测，也适用于长期预测。

2.7.3.3　污染物总量控制

首先要调查流域内的污染现状和规律，计算出水体的自净容量，即水体对某一污染物在相应水质标准限值时的极限容纳量，进而确定各种污染物的允许排放总量，然后对流域内的污染源通过不同治理方案技术、经济的比较，确定出最优的治理方案。

污染物总量控制的关键是污染物极限允许排放负荷的计算。根据我国水环境污染的特点，在计算极限允许排放负荷时，一般把污染物分为可生化降解污染物（主要为有机污染物）和其他污染物两大类。

（1）有机污染物　有机污染物以BOD为指标，通常以BOD5来表示。计算确定的BOD5极限允许排放负荷，除应保证各级水域的溶解氧的标准外，还需保证各级水域的BOD5的最大允许浓度标准。按照各级水域的BOD5标准计算求得的BOD5极限允许排放负荷，通常比氧垂曲线和溶解氧标准计算出的负荷小。因此，应先按各级水域的BOD5标准计算其极限允许排放负荷，再用氧垂曲线进行校核，看其是否符合溶解氧标准。

（2）其他污染物　在这些污染物中，应首先考虑对水生生物和人类有毒害的污染物进行其极限允许排放负荷的计算，如酚、氰化物、重金属、焦油、亚硝酸盐等。其他指标如悬浮物、色度、硬度、钙、镁等也应按下游最重要水域的水质标准以及由排放口到水域的混合稀释规律计算各自的最大允许排放负荷。

2.7.3.4　综合管理措施

应依靠管理，从法律、行政、经济和宣传四大方面着手，做好全流域的水污染防治工作。其管理措施主要包括以下四方面。

（1）加强立法，严格执法　完善的法律、法规为基础的流域水污染防治是一种成功的模式。中华人民共和国国务院令第183号颁布了我国第一部流域性水污染防治法规——《淮河流域水污染防治暂行条例》。2008年2月，全国人大通过了新的《中华人民共和国水污染防治法》，又对1996年的《水污染防治法》作了重大修正和补充。

目前，我国水污染防治立法工作还不够完善，流域水污染防治立法是立法工作的重点。在立法过程中，流域的整体性与立法的多元性问题以及水质补偿费问题是最难解决的两个问题。应根据流域的特殊性作不同位阶的立法，尽量保证立法调整对象的完整性。对水质补偿费应理清其性质，明确补偿主题与受偿主题，并逐步构建我国的水质补偿基金制度。严格执法是流域水污染防治的关键，在现阶段严格执法应该是调整人们经济利益和保护生态环境之间关系的最重要手段。

（2）行政措施，落到实处　行政措施主要包括法规性、政策性和临时性行政措施3类。法规性措施主要是与法律性文件相关联的一些措施。这些措施根据其约束性程度分为一般性管理措施、行政处罚措施和由司法公安机关配合施行的强制性措施。政策性措施作为法规性措施的补充，既具有指导性，又具有说服教育性，同时还有一定的约束力，例如，各级政府以通知、意见等形式下发的政策性文件。临时性措施是针对具体问题，由行政机关根据有关法律法规与政策采取的一些成文或不成文的措施。作为法规性和政策性措施的再补充，这些措施的地方性、时效性和适用性十分明显，规定具体，更便于操作。临时性措施可分为约束性、批评性、检查指导性、总结交流性、奖励性和宣传教育性等几种。各种行政措施在流域水污染防治工作中占重要地位。法规性措施在流域水污染防治工作中起预防、监督的作用，处理时更具权威性，体现出普遍的约束力。政策性措施在工作中起指导与促进作用，同时具有预防监督和治理的功能。临时性行政措施相对于前两者工作方式灵活，效果显著。

（3）大力节水，提高效益　做好流域水污染防治必须大力节水，提高水资源的使用效益。我国单位GDP用水量远远高于发达国家的水平，经济发展的耗水与水资源实际拥有状况极不相称。从现状用水情况预测，无论农业用水、工业用水还是生活用水，未来流域节水都具有很大潜力。

（4）宣传教育，普及深入　宣传教育，提高认识，增强全民族的环境意识是巩固流域水污染防治工作成果的基石。从关心环境、涵养水源意识入手，扎扎实实地做好有关水资源、环境保护的宣传和教育工作，上下游的认识要一致，团结治污，着力搞好自己辖区内的污染防治工作。流域水污染防治工作不能仅依靠环保、水利等部门孤军奋战，也要依靠各级政府部门，把实现环境质量目标和技术交给人民群众，让人民群众和权力机关行使水资源保护的监督力，形成强有力的社会力量，使全社会人人自觉地保护水环境。

2.7.4　水体生态修复的基本原理

水体生态修复是指利用生态学的原理，使污染水体恢复到未污染状态所采用的技术。其特点是充分发挥现有水利工程的作用，综合利用流域内的湿地、滩涂、水塘和堤坡等自然资源及人工合成材料，对天然水域自恢复能力和自净能力进行强化。

2.7.4.1　物理净化法

物理净化法是采用物理的、机械的方法对污染水体进行人工净化，其工艺设备简单、易于操作。

（1）引水稀释　是通过工程调水对污染水体进行稀释，使水体在短时间内达到相应的水质标准。该方法能增加流速，使水体中氧的浓度增加，使水生微生物、动植物的数量和种类也相应增加，从而达到净化水质的目的。缺点是对引水水域和引入水水域又有一定的负面影响，可能会导致两个水域的生态系统发生变化。

（2）底泥疏浚　河流、湖泊底泥中含有大量的有机物和氮磷营养盐，在一定条件下会从底泥中溶出使水质恶化。对沉积严重的河段和湖泊进行底泥疏浚可恢复河流和湖泊的正常功能。

底泥疏浚技术主要通过机械清淤实现。但要防止“过度疏浚”，导致破坏水生生态状态。

2.7.4.2　化学净化法

通过向污染水体投加化学药剂，使药剂与污染物质发生化学反应，从而达到去除水体中污染物的目的。如治理湖泊酸化可投加生石灰，抑制藻类大量繁殖可投加杀藻剂，除磷可投加铁盐等。缺点是治理费用较高，沉积物多，造成二次污染。

2.7.4.3　生物净化法

利用天然水体中的微生物氧化分解有机物，通过人工措施来创造更有利于微生物生长和繁殖的环境，从而可提高对污染水体有机物的降解效率。有投菌法、生物膜技术和曝气充氧技术等。

（1）投菌法

①生物试剂添加技术　生物试剂添加技术是将特殊的菌种配方，按一定计算量添加到污水处理系统中，以促进该系统的生物处理效率，从而达到水体生态修复的方法。生物添加所使用的菌种可以从生物界筛选出来，也可以是经过处理的变异菌株或经遗传工程构建的菌株。

②固定化酶和固定化细胞　固定化酶又称水不溶酶，是通过物理吸附法或化学键的作用将水不溶酶和固态的不溶性载体相结合，使酶变成不溶于水但能保持活性的衍生物。固定化酶比水溶酶稳定，因为载体能有效地保护酶的天然构型，不易受酸、碱、有机溶剂、蛋白质变性剂、酶抑制剂及蛋白酶等的影响，可以在较长时间里使用和保藏。固定化酶适用于连续化、自动化和管道化的水体生态修复工艺，还可以回收、再生和重复使用。

微生物细胞自身就是一个天然的固定化酶反应器。用制备固定化酶的方法直接将菌体加以固定，即可催化一系列的生化反应。固定化细胞比固定化酶操作简便，成本更低。

（2）生物膜技术　是以天然材料如卵石、砾石或人工材料如塑料、纤维等为载体，利用在其表面形成的生物膜对污染水体进行净化。

（3）曝气充氧技术　是用人工方法向河道中充入空气，加速水体复氧过程，从而改善河流的水质状况。复氧曝气的主要手段是使用曝气复氧船，但曝气复氧船对水体曝气覆盖面不足，造成氧利用率相对较低，持续作用不足，运行管理比较麻烦，对于较深的水体底部充氧很有限。

悬挂链曝气技术可以弥补曝气复氧船的不足。该技术的核心是悬挂链曝气设备，由浮筒、输气软管、布气软管、管式微孔曝气器、配重组成。悬挂链装置可以永久设置，也可以根据水质情况的改变拆卸整套装置。

2.7.4.4　自然净化法

是根据仿生学原理，并通过恢复水体自净功能降解污染物质的一种方法，该方法强调人与自然的和谐统一，因而成为当前国内外水体生态修复研究的重点。

（1）稳定塘与水生植物塘

①稳定塘　应用于水体生态修复的稳定塘是在科学理论基础上建立的技术系统，是人工强化措施与自然净化功能相结合的新型净化技术。多水塘技术是稳定塘技术的一种新形式，该法利用河道两岸多个天然水塘或人工水塘以及河道内的水利工程设施对污染水体进行净化。

②水生植物塘　是以大型水生植物为基础的水体生态修复系统。其原理是以水生植物如沉水植物、浮水植物和挺水植物等忍耐和超标积累某些化学物质的理论为基础，利用植物清除水体中的污染物。

（2）人工湿地净化技术　主要是利用土壤-微生物-植物生态系统的自我调控机制和对污染物的综合净化功能使河流水质得到不同程度的改善。人工湿地净化技术近年来迅速发展，可处理多种工业废水，包括石油化工、纸浆、纺织印染、重金属冶炼等各类工业废水及雨水。人工湿地系统是在一定长宽比及底面有坡度的洼地中，由土壤和填料（如卵石等）混合组成填料床，污水可以在床体的填料缝隙中曲折地流动或在床体表面流动。床体的表面种植处理性能好、成活率高的水生植物（如芦苇等），形成一个独特的动植物生态环境。氮和磷作为植物生长过程中不可缺少的营养元素，可以直接被湿地中的植物吸收而去除。

（3）土地处理技术　是利用土壤和植物系统的吸附、过滤及净化作用达到净化目的。土地处理系统经过研发快速渗滤、慢速渗透、地表漫流等几种形式。土地处理系统对于有机化合物尤其是有机氯和氨氮等有较好的去除效果。

（4）人工生态浮岛　水体中的天然岛屿是许多水生生物的主要栖息场所，它们对水体的净化起着非常重要的作用。但由于水体的开发利用使许多天然生态岛消失，人工生态浮岛建立的目的就是对水域生态系统进行恢复。岛上种植芦苇等水生物后，水生植物的根系可为微生物的生长、繁殖提供场所。浮岛还可设置鱼类产卵用的产卵床，这更有利于为小鱼及底栖动物提供栖息地，同时芦苇、小鱼、底栖动物和微生物等形成了植物-动物-微生物净化系统。

（5）鱼类控制技术　是通过放养食鱼性鱼类以控制食浮游生物的鱼类，然后借助浮游动物遏制藻类。但浮游动物只能控制细菌和小型藻类，对形成水华的大型藻类则无能为力。研究发现，放养以浮游生物为食的鲢鱼和鳙鱼可以有效控制水华。

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