环境工程概论：第三章水污染控制工程概论

水污染控制工程概论 废水与水处理的基本概念 一、废水的基本类型 通常废水可分为生活污水、工业废水以及城市污水三种类型。 生活污水是指由居民的生活以及公共场所(如浴池、厕所和宾馆等)所产生的废水，主要为生活废料和人的排泄物所污染，其数量、成份和污染物质的浓度与居民的生活习惯、条件有关。其中，从洗涤途径(厨房的洗涤池和卫生间的浴缸或淋浴器)排放的污水中污染物含量相对较低，通常称为生活废水，属于回用的主要对象。 生活污水一般不含对生物有毒物质，适合于微生物繁殖，因此也容易腐化变质。生活污水排入水体后将降低水体的透明度、大量消耗水体的溶解氧、增加水体中氨氮的浓度。另外，生活污水中含有大量的病原微生物，从卫生角度上看，具有一定的危害性。 工业废水是指在各类工业生产过程中所产生的废水工业废水中污染物主要是工业原料、中间体和反应产物。工业废水的危害性受其所含污染物成分所决定。发酵、食品和水产加工等工业生产中排放的废水所含污染物成分与生活污水比较相近，但许多工矿业生产废水中所含污染物成分和危害性十分独特。同时，由于工业门类繁多、生产性质各种各样，不同的工业废水在废水水量、污染物成分和浓度上差别也很大。 城市污水是指生活污水和部分工业废水混合后的废水，具有量大、性质和污染物成分相对稳定的特点，城市污水一般都进入城市污水处理厂进行集中处理。在合流制排水系统中，城市污水还包括部分雨水。许多工业废水由于性质独特(污染物浓度过高、污染物危害性大)，直接进入城市污水处理厂后将严重影响集中处理的效果，因此必须先进行预处理并达到一定的排放标准后才能排入城市污水处理系统。许多国家和地区对工业废水进入城市排水管道提出了相应的水质标准，通常称为“接管标准”。 二、废水的特性 废水的特性必须从其物理特性、化学组分、生物成分三方面来考虑。 物理特性：废水的物理特性主要包括浊度、颜色、气味、嗅味、温度、固体悬浮物浓度，放射性。 化学组分：废水的化学组分分为有机物、无机物二类。废水中主要的有机物组分有： 碳氢化合物、脂肪、油和润滑脂、农药、酚、蛋白质、表面活性剂等；主要无机物组分有：碱度物质、酸度物质、氯化物、重金属、氮、磷、硫、有毒化合物。这些污染物在废水中可以呈多种相态存在，其中气体组分主要有硫化氢、甲烷和氧气等。 生物成分：废水中主要生物成分是微生物，包括细菌、放线菌、真菌、藻类、原生动物和病毒等。这些微生物可能是原废水带来的，也可能是在废水排放后孳生的，说明废水本身有适合于微生物生存的各方面条件。微生物含量高的废水适合于使用生物法处理。 由于废水性质的复杂性、多样性，实际工程中要彻底分析清楚废水中所含的污染物成分及其含量是相当困难的。因此，我们常常根据各种污染物的污染特点，将其划分为以下几种主要类型： 1, 固体悬浮物。造成水的浊度和色度的主要组分。影响水的景观和使用功能，使得管道和处理设备淤积、堵塞。废水中常见的固体悬浮物有：泥沙、生物污泥、化学污泥等。 2, 有机污染物。包括天然和人工合成的有机高分子物质如纤维素、蛋白质、木质素、淀粉、农药、有机合成染料等以及这些高分子物质的中间体和生物代谢物质如单糖、氨基酸、脂肪酸、醛类和酚类以及酮类等。许多有机污染物具有耗氧性质，即在水体中被微生物分解而消耗大量的溶解氧，成为其污染的主要特征之一。 3, 植物营养素N、P。生活污水和许多工业废水中含有大量的N、P物质，如粪便污水、洗涤废水和化肥及农药工业排水。它们是造成水体富营养化的直接而最重要的原因。 4, 重金属。产生于采矿业、金属品加工和农药生产等。其中，汞、镉、铅、铬、砷危害最大，并称“五毒”。重金属在生物体内能富积，并且不同的重金属形态表现出不同的毒性。 5, 酸、碱。许多工业生产排放大量酸性和碱性废水，典型的有：基本无机化学品(苛性碱、硫酸、盐酸等)生产行业、电镀加工、钢铁生产、造纸、采矿和微生物发酵等。酸、碱不仅造成设备和材料的腐蚀，而且妨碍废水的生物处理，破坏水体的生态环境。 6, 石油类。不仅有害于水资源的利用，而且妨碍水体的复氧，对水生生物有相当大的危害。 7, 难降解的有机物。来自于有机合成工业，主要指有机氯化合物和多环有机化合物。由于生物难降解性质，将导致在环境和生物体内富集，并具有“三致”危害性。 8, 放射性物质。主要来自于采矿业的排水和核电站的废水，常见的放射性污染物有：铀、钍、钚等。 三、 废水的水质指标 在考虑或研究废水处理的方法时，首要条件是全面掌握废水的特性，包括物理特性、化学组分和生物成分。此外，为了控制和掌握废水处理设备的工作状况和处理效果，也必须定期对处理过程中的废水水质进行检测。 正如前面所提到的，要彻底分析清楚废水的化学组分是相当困难的，尤其在是水质的测定必须经常性进行的情况下。这样，通过长期的研究和实践，人们确定了一些具有规范化的水质测定方法和相应的水质指标。这些指标在较大程度上反映了废水的性质，并能用于在相当程度上反映废水处理过程的本质，测定方法在保证有效性的前提下应力求简便、快捷，以指导水污染控制工程实践。如下是常用的废水水质指标： 1，悬浮固体（Suspended Solid，简称SS） 挥发性悬浮固体是指在悬浮固体中600℃下灼烧所失去的重量，用它表示悬浮固体中的有机物更为合理。常用的悬浮固体单位是g/L或 mg/L。 由于水常常是流动的，水中的固体含量是指随水流流动而不至于下沉的固体物。一般的废水中溶解性固体量是非常低的，因此悬浮固体的量总能代表水中的总的固体物。假如让流动的水静止，其悬浮固体可能会要下沉。 2，生化需氧量（Biological Oxygen Demand,简称BOD） 生化需氧量是指1 L废水中有机污染物在好氧微生物作用下进行氧化分解时所消耗的溶解氧，单位是 mg/L。BOD即是对水中可生物降解有机成分的间接指标，也是进行生化反应需氧量的直接反映，它是废水生物处理中最重要的参数之一。 由于微生物的降解作用较缓慢，废水中有机物完全降解完毕需要大约20 d左右的时间。因此，为实用起见，一般取5 d所消耗的氧来作为指标，简称为BOD5。另外，由于温度不一样，微生物降解作用也不一样，因此控制温度为20oC。 测定工业废水的BOD5时，接种的生物菌种须经驯化，或者说：测定不同废水的BOD5需要接种适应该工业废水的微生物污泥或生物膜。在废水中含有比较高的NH3浓度时，为防止硝化菌氧化NH3而消耗额外的氧，还需加NH3的抑制剂。在有毒物质存在下BOD5的测定方法，除用螯合剂束缚有毒金属，还可以连续搅动瓶中的液体，增加瓶内的微生物浓度。有时还需要在测定装置中添加适量的生物营养剂。 3，化学需氧量(Chemical Oxygen Demand，简称COD) 用强氧化剂(重铬酸钾或高锰酸钾)在酸性条件下能将废水中有机物彻底矿化，其中碳水化合物被氧化为H2O和CO2，此时所测定的氧(重铬酸钾或高锰酸钾中的化合态氧)的消耗量即为化学需氧量。由重铬酸钾法测定得出的化学需氧量，简称为CODCr；由高锰酸钾法测定得出的化学需氧量简称为CODMn或高锰酸钾指数。其中，CODCr测定中使用硫酸银作为催化剂。 COD是间接反映废水中相对强氧化剂为还原性的物质的指标，包括几乎所有的有机物和一些还原性无机物。如废水中无机物很少，那么，COD反映的几乎就是废水中全部的有机物含量。 由于强氧化剂对有机物的氧化作用比微生物的生物氧化作用更强烈和彻底，因此废水的COD一般总是大于BOD值。对于生活污水BOD5和CODCr的比值大致为0.4～0.8，BOD5和CODCr的比值(B/C)大小常常被用来判断废水能否用好氧生物法来处理或者判断用好氧生物法处理能够进行到怎样的程度。另外，该比值可以间接地衡量原废水中生物毒性物质含量的高低。由于生物需氧量的测定是在好氧条件下进行的，因此废水的BOD指标对指导厌氧生物处理仅具有一定的参考意义。 4，理论需氧量(Theoretical Oxygen Demand，简称THOD) 如果废水中的有机物能被写出其分子式，那么就可以用相应的完全氧化反应方程来计算出对其完全氧化所需要的氧量的理论值，这便是理论需氧量。 5,总需氧量TOD(Total Oxygen Demand) 它是指在900oC下将废水加以燃烧，使废水中的有机物及部分无机物完全氧化所需氧量。这一指标目前很少使用。 6，有机碳TOC(Total Oxygen Carbon) 前面反映有机物浓度的指标BOD、COD虽说测定方法成熟、有效性好，但测定所花的时间较长：BOD5一般需5天，COD一般需加热沸腾2 h。另外废水中的有机物浓度不高时测定的精度不高，为了快速测定废水的有机物浓度，特别是废水中含微量有机物的情况下，往往测定废水的TOC值来反映有机物浓度。 TOC测定过程中，废水样品在约950oC下高温燃烧，用红外线仪定量测出燃烧中所生成的CO2量，此时测得的碳的含量为废水中的总碳(TC)含量。总碳中包含有机碳和以CO2和HCO3-形成存在的无机碳。如在高温燃烧前，将废水进行酸化曝气，去除无机碳后用同样的方法测定的废水的含碳量即为总有机碳TOC。也可以将废水先加热至150oC，此时也只有无机碳转变成CO2，此时用红外线测定的含碳量为总无机碳TIC，TC-TIC=TOC。 总有机碳的单位为mg/l，生活污水的TOC一般为100～350mg/l，其值略高于BOD5。 7，营养物质N、P 有关氮的指标有： (1)有机氮，N-organ，主要指在蛋白质、尿素、尿酸、氨基酸等有机物内所含的氮，也包括偶氮和联氮等。 (2)氨氮NH3-N，指以NH3和NH4+形态存在的氮。 (3)总凯氏氮TKN，指以-3价存在的氮。TKN= N-organ的一部分*+NH3-N *包括：蛋白质、尿素、氨基酸等所含的氮，不包括偶氮、联氮以及丙烯腈中的氮。 (4)硝态氮NOx－N，指以NO2-和NO3-形态存在的氮 (5)总氮TN，所有形态的氮的总和。 有关磷的指标有： (1)有机磷P-organ，指在有机物中结合的磷，如合成洗涤剂和有机磷农药中的磷。 (2)正磷 PO43-－P 指以PO43-或HPO42-，H2PO4-形态存在的磷。 (3)聚合磷 Poly－P，指以焦磷酸盐P2O74-和聚合三磷酸盐P3O105-等形态存在的磷。 (4)总磷 TP，所有形态磷的总和。 有关氮磷的指标之所以重要，不仅因为N、P是水体富营养化的主要原因，而且氮磷也是废水生物处理过程中的重要因素。另外，不同形态的氮磷也反映了废水处理过程的不同阶段。工业废水因为缺乏必要的N、P将严重影响生物处理效果。 在美国城市污水中总磷达到6～20mg/l，有机磷为2～5mg/l，无机磷为4～15mg/l。 8，有毒物质 废水中对人体健康或其它生物危害较大的有毒物质往往需要单独测定。常用的有毒物质指标有：氰化物、甲基汞、砷化物、镉、铅、六价铬、酚、醛。 9，酸度及碱度 酸度用pH来表示；碱度指水中HCO3-和CO32-的含量，一般以CaCO3的含量来计算。碱度的大小某种程度上也能反映pH的大小，当pH h碱度也小，pH大则碱度也大。废水中碱度的高低还决定了废水的缓冲性能强弱，对废水处理有重要影响。 如表3－1、3－2所示是我国于1998年1月1日实施的<污水综合排放标准>的其中一部分。 表3-1 第一类污染物最高允许排放浓度(mg/L) (1997年12月31日之前建设的单位) 序号 污染物 最高允许排放浓度  1 总汞 0.05  2 烷基汞 不得检出  3 总镉 0.1  4 总铬 1.5  5 六价铬 0.5  6 总砷 0.5  7 总铅 1.0  8 总镍 1.0  9 苯并(a)芘 0.00003  10 总铍 0.005  11 总银 0.5  12 总α放射性 1 Bq/L  13 总β放射性 10 Bq/L  表3-2 第二类污染物最高允许排放浓度(mg/L) (1997年12月31日之前建设的单位) 序号 污染物 适用范围 一级标准 二级标准 三级标准  1 pH 一切排污单位 6～9 6～9 6～9  2 色度(稀释倍数) 染料工业 50 180 -    其它排污单位 50 80 -  3 SS 采矿、选矿、选煤工业 100 300 -    脉金选矿 100 500 -    边远地区砂金选矿 100 800 -    城镇二级污水处理厂 20 30 -    其它排污单位 70 200 400  4 BOD5 甘蔗制糖、苎麻脱胶、 湿法纤维板工业 30 100 600    甜菜制糖、酒精、味精、 皮革、化纤浆粕工业 30 150 600    城镇二级污水处理厂 20 30 -    其它排污单位 30 60 300  5 CODCr 甜菜制糖、焦化、合成 脂肪酸、湿法纤维板、 染料、洗毛、有机磷农药工业 100 200 1000    味精、酒精、医药原料药、 生物制药、苎麻脱胶、皮革、 化纤浆粕工业 100 300 1000    石油化工工业(包括石油炼制) 100 150 500    城镇污水处理厂 60 120 －    其它排污单位 100 150 500  6 石油类 一切排污单位 10 10 30  7 挥发酚 一切排污单位 0.5 0.5 2.0  8 总氰化物 电影洗片(铁氰化合物) 0.5 5.0 5.0    其它排污单位 0.5 0.5 1.0  9 硫化物 一切排污单位 1.0 1.0 2.0  10 氨氮 医药原料药、染料、石油化工业 15 50 -    其它排污单位 15 25 -  11 磷酸盐(P) 一切排污单位 0.5 1.0 -  12 总铜 一切排污单位 0.5 1.0 2.0  13 总锌 一切排污单位 2.0 5.0 5.0  14 总锰 合成脂肪酸工业 2.0 5.0 5.0    其它排污单位 2.0 2.0 5.0  15 苯胺类 一切排污单位 1.0 2.0 5.0   四、给水工程与排水工程的关系 给水排水工程是城市建设的重要内容，自来水厂、城市给水和排水管网、污水处理厂等是城市的基础设施，也是水污染控制的重要手段。 人们从江、河湖、海以及地下含水层中取得原水，经过一定的净化过程达到人们使用要求后输送给各种用户，此称为给水工程；水经过人们使用后被污染成为废水，废水经过收集、处理后又重新回到天然水体，此称为排水工程。给水工程和排水工程共同完成水的社会循环。 过去由废水排放造成的污染没有今天这样严重，加上过去原水的水质、处理方法与废水有很大的差别，因此人们传统意识上对给水与排水、给水与污染控制关系的认识存在着较大的偏差。 随着全世界范围内出现日益严重的水污染、水资源短缺问题，人们在更大范围、更高深度上认识到了给水与排水、给水与水污染控制之间的密切关系：由于废水没有得到妥善收集和处理，造成了天然水体的广泛而严重的污染，世界上已经很难找到十分清洁的原水，在许多地区的给水水源由于严重污染被迫弃用，污染的原水使得传统的给水处理无法达到人们既定的水质要求，自来水中含有大量对人体有害的污染物，给水工程前所未有地严重受到排水工程的制约。人们进一步认识到：应该按照系统工程学的原理考察和分析给水与废水的关系，水污染控制是给水和排水必须解决的共同任务；严重污染的原水类似于稀释的废水，过去在废水处理上常用的处理方法不再属于废水处理所独有，生物滤池、生物接触氧化和生物硝化在给水中越来越广泛地被使用。同时，人们认识到：废水的根本起源在于给水，做好节约用水和水的回用工作是废水的收集和处理的切实保证，也是减轻水体污染、保证给水处理出水水质的必要前提。 第二节 水污染控制工程引述 一、技术路线 水污染是所有环境污染中最为重要的种类，对国民经济和人民生活的影响最为严重。水圈是自然界中四大循环圈之一，水是一切生命赖生存的基础，对工业来说，水被喻为是不可缺少血液。水污染控制工程就是要妥善处理和处置人类活动中所产生的废水，减少或消除对环境主要是水体的污染。 水污染控制技术从技术路线大体可以划分为二类：第一类是废水中的杂质在排入环境（主要指水体）以前，用物理、化学、物理化学或生化等方法去除掉。这就意味着必须建立污水处理厂或车间，配备一整套处理设施。对工业废水来说，如何改进原有生产工艺，尽量减少水中污染物浓度和废水量，也包括在这一类中。第二类是在受纳水体环境容量容许下的前提下进行排放控制，确定排放形式、排放位置，利用自然界的水体自净能力进行处理。第二类技术必须建立在两个前提下：首先必须进行必要的预处理，一些重金属和难降解的物质不能直接排放，其次对受纳水体的自净能力及稀释扩散条件必须要有充分的研究和掌握，通常必须做水力模型试验。废水的排江排海工程、湿地净化系统、生态工程处理系统等就属于这一类。随着水资源的日益匮乏，在废水处理领域也越来越强调水资源的回收利用，尤其是对浓度较高的水以及含贵重金属材料的废水。废水的资源回收在第一类技术和第二类技术中都应得到体现。 二、废水处理的方法和工艺 水处理工程就是使用工程手段、建造工程设备和装置来对水质进行净化处理，降低水中污染物或杂质的含量，以满足人们既定的使用要求和减少污水对环境的污染及危害。 水处理方法及其设备多种多样，但它们所起的作用不外乎两个：分离和转化，如物理方法和物化方法主要起分离作用，而化学方法以及生物方法主要起转化作用。在水处理系统中，分离和转化紧密关联、互为因果。受其作用原理性质的决定，每一种处理方法都有它适用的场合，如：物理法主要用于分离水中的不溶态颗粒物质，在化工上称为非均相分离；生物法主要用于转化水中能够被生物利用的溶解态和胶体态物质；化学法采用中和、沉淀、氧化还原等改变水中污染物的性质、存在形态等；物化方法主要用于水中离子和溶质的分离。 在实际的水处理工程中，各种水处理方法往往组合成一个完整的工艺系统来完成既定的水质净化目标，这种工作又称为废水处理工艺流程的确定。废水性质、废水处理目标是处理方法的择用和处理流程的确定的根本依据。对于城市污水的处理和原水的净化，人们在长期的研究和工程实践中积累了丰富的经验，因此处理方法的选择和工艺流程的确定已经比较成熟。工业废水种类多、变化多，因此与城市污水的处理以及原水的净化有很大的不同，处理方法的择用和工艺的确定必须建立在大量试验研究和工程实践的基础上，从不成熟到逐渐完善。科学技术的发展日新月异和人们对水处理的要求也是在不断变化的，水处理方法和工艺处于不断更新和完善之中。 有些废水处理方法是从传统的给水处理中借鉴过来的，有些是从化学工程中借鉴过来的，而废水的生物处理装置在微生物学工作者看来简直类似于大型发酵池。 表3-3 废水处理方法一览表 分 离 法 澄 清 法 沉淀法 澄清法 浮选法   离心法 阻留法 悬吸附法 离子交换法   膜 法 电渗析法 反渗透法 超滤法   蒸馏法 萃取法 结晶法 吹脱法   转 化 法 化 学 法 化学中和 化学沉淀 化学氧化 化学还原   生 物 法 自然生物法 活性污泥法 生物膜法 厌氧生物法   图3-1 典型的给水处理工艺流程 原水 混凝 沉淀 过滤 消毒 供水 图3-2 典型的城市污水处理工艺流程 图3－3 对苯二酚含锰工业废水处理工艺流程 絮凝剂 氨气＋碳酸锰 活性炭 浓缩蒸发 结晶 硫酸锰产品 废水 沉淀罐 中和罐 脱色釜 过滤器 复分解 水洗 碳酸锰产品 复分解 干燥 热分解 二氧化锰 图3－4 丙烯腈生产工业废水处理工艺流程 丙烯腈污水 1＃集水池 1＃中和池 1＃事故池 混凝气浮池 3＃集水池 腈纶污水 2＃集水池 2＃中和池 2＃事故池 水解酸化池 SBR反应池 生物活性炭滤塔 陶粒压滤器 出水 三、城市的废水排放系统及污水量的估算。 1，城市的废水排放系统 城市排水的对象除生活污水和工业废水外，还包括大气降水。各种废水可以合并排放，也可以分开排放，从而构成不同体制的排水系统：合流制排水系统和分流制排水系统。 (1）合流制排水系统 它是指将生活污水，工业水和雨水混合在同一管渠内排除的系统。最早出现的合流制排水系统，是将所要排除的脏水不经处理直接就近排水体，优点是简洁方便，但使水体遭到污染。现在常采用的是截流式合流排水系统，这种系统对初期雨水可得到一定程度处理。历史悠久的城市均具有其独特的合流排水系统，如罗马的排水渠，北京故宫的排水沟渠和江南地区的天井排水系统等。 合流制排水系统的主要缺点是：大气降水与生活污水以及工业废水合并排放后造成废水量过大，部分截留的合流制系统在雨天仍有部份合流污水直接排入水体，造成水体污染；合流制系统的废水雨天、晴天的水质和水量差异很大，妨碍了污水厂的有效运行。 (2）分流制排水系统 通常将生活污水与工业废水合并，而与大气降水分开排放的排水系统称为分流制排水系统，分别构成污水排水系统和雨水排水系统。 分流制又分为完全分流制和不完全分流制两种，完全分流制既有废水排水系统又有雨水排水系统，而不完全分流制则是只有废水排水系统而未建雨水排水系统，如城市发展初期多采用不完全分流制。 采用分流制后，生活污水和工业废水能得到彻底和有效的处理，但其缺点是初期雨水的直接排放对水体仍具有一定的污染。 在工厂内部和居民楼中，也存在排水的合流与分流概念。如工业企业根据产生的废水性质，实行清污分流，较清的对环境危害性较小的废水可直接排入雨水排水系统，对于含有害物质以及污染物浓度很高时，则必须在厂内进行分流收集和局部处理，然后排入污水排水系统。居民楼中产生的污水有粪便污水和洗涤废水之分，它们由不同的排水管排放到户外，而粪便污水必须经过预处理后才允许进入城市污水排水系统。 (3）混合制排水系统 许多城市由于历史沿革或分期开发建设，其排水系统往往既有分流制又有合流制，这样的排水体制称为混合制。 (4）区域排水系统 两个以上城镇或地区的废水通过统一收集和处理、排放的排水系统叫做区域（或流域）排水系统，以便能有效地进行控制和管理，属于区域环境污染组合治理的重要组成。 2，污水量的估算 知道废水量的大小是设计废水排入处理系统的必要条件。废水量与供水量有一定的相关性，但由于废水产生的途径各种各样、废水沟渠的渗漏以及人们对污水不自觉的偷排行为使得废水量往往很难准确测量和计算。通常，可以通过调查供水量、用水人口规模、工业产品产量和产值以及在排污沟渠实地测量等方式来进行污水量的估算。 (1)生活污水设计流量估算 1)居民区生活污水设计流量估算 计算公式： Q1 = n.N.K总 (L/s) (3－1) 24×3600 式中：n－设计污水量标准(L/人.d)，与给水量标准、卫生设备设置、气候条件和 生活水平有关 N－设计人口数(人)，与设计人口密度以及规划排水面积相关 K总－污水流量的总变化系数 K总＝K时.K日 K时－时变化系数，是最大时污水量与平均时污水量的比值 K日－日变化系数，是一年中最大日污水量与平均日污水量的比值 2)工厂内生活污水设计流量估算 计算公式： Q2 =∑ A.B.K总 (L/s) (3－2) 3600.T 式中：A－生产车间最大班人数(人) B－车间生活污水量标准(L/人.班)。对于一般车间B取25 L/人.班，对于高 温、脏车间B取35 L/人.班。 T－每班工作时间(h) K总－总变化系数，一般取2.5～3.5 3)工厂内淋浴污水流量估算 计算公式： Q3 =∑ C.D (L/s) (3－3) 3600 式中：C－生产车间最大班使用淋浴的人数(人) D－车间淋浴污水量标准(L/人.班)。对于一般车间D取40 L/人.班，对于高 温、脏车间D取60 L/人.班。 T－每班工作时间(h) （2）工业废水设计流量的估算 计算公式： Q4 = m.M.K总 (L/s) (3－4) 3600.T 式中： m－生产每单位产品的平均排水量（ m3） M－平均日产量 T－每日生产时数(h) K总－总变化系数 (3)雨水设计流量估算 对于合流制排水系统，除估算生活污水和工业废水流量外，还需要估算雨水设计流量。雨水设计流量的确定涉及到许多复杂因素，包括当地的降雨量、暴雨特征、地形地貌、设计标准等等。如式3－5是小汇水面积上典型的雨水设计流量公式。 Q5 = 167A1.Ψ(1＋ClgP) (L/s) (3－5) (t1＋mt2＋b)n 式中：Q5－雨水设计流量(L/s) Ψ－汇水面积的径流系数 q－设计暴雨强度(L/s.ha) F－设计汇水面积(ha) P－暴雨强度设计重现期(年 ) t1－设计降雨历时(min) t2－雨水在上游沟渠内累积流行时间(min) m－延缓系数 A1、C、b、n为地方性经验系数 第三节 水处理工程概论 一、水的物理处理方法和设备 水的物理处理方法借助物理学原理，对水中污染物主要起分离作用，处理过程中并没有改变污染物的化学性质和赋存形态。 水的物理处理方法主要有：筛滤和阻留、重力沉降、浮选、离心。相应的处理设备或单体构筑物有：格栅或筛网、沉淀池或沉砂池、浮选池或气浮池、离心机。 1，筛滤和阻留 废水中往往含有大量的悬浮物，在废水处理过程中也会形成大量的絮体或污泥，采用合适的处理方法与设备对这些悬浮物进行有效的分离不仅是废水处理本身的需要(降低污染物浓度)，也是防止废水处理设备和管道发生磨损、堵塞的根本需要。 废水的筛滤和阻留就是采用多孔介质(格栅、网、纤维织物)和颗粒床层对水中所含的悬浮物或污泥絮体进行分离的一种物理处理方法。水的筛滤和阻留方法在水处理中被广泛使用：给水处理中采用木制格栅阻留水源地原水中的大块悬浮物(浮游植物、垃圾以及鱼虾等)；城市污水处理厂在泵站和沉砂池前设置各种规格的格栅以去除大块悬浮物并保护污水泵和防止管道堵塞；屠宰厂和造纸厂废水处理中在沉淀池前使用金属筛网对废水中毛发和纤维进行有效分离，并回收毛发与纸浆纤维；给水和废水处理后期常采用砂滤池对水质进行深度净化等。另外，工业废水的处理中使用微孔管进行固液分离也是筛滤和阻留的应用。 图3－5 筛滤和阻留设备示意图 (a)双向流金属筛网旋转细格栅 (b)普通砂滤池 (c)机械格栅 在城市污水处理中，最常用的筛滤、阻留设备是格栅。按照格栅的清渣方式，格栅分为人工格栅和机械格栅两种。人工格栅一般应用在废水量较小、清污工作量不大的场合，大中型污水处理厂一般均使用机械格栅。 在水处理中，格栅型式的选择至关重要。按照格栅栅条间距大小，通常将格栅分为粗格栅和细格栅两种基本类别。依据水处理工艺流程，格栅一般按照先粗、后细的原则进行设置。格栅栅条间距依据原废水水质来确定，同时也就决定了处理效果。分离后的栅渣含水率为80％左右，容重约为960 kg/m3。城市污水处理中产生的栅渣含有较多有机物质，容易腐化，必须及时收集和妥善处置。 2，重力沉降 重力沉降又称为沉淀，其本质是水中固体颗粒在重力的作用下通过沉降逐渐改变了原有的位置而沉到水底，从水中分离出来。 (1)水中单个颗粒的沉降过程分析 单个固体颗粒在水中受到三个力的作用：重力Fg、浮力Fb和粘性阻力Fd。由于固体颗粒密度ρs和水密度ρL的不同，在合力的作用下，颗粒向下作加速运动，而随着速度的增加，Fd也相应增加，直到最后三力平衡，此时颗粒将作匀速运动： Fg＝Fb＋Fd=ρs.V.g (3－6) Fb＝ρL.V.g (3－7) Fd＝λ’.A.( ρL.us2/2) (3－8) ρs.V.g－ρL.V.g＝λ’.A.( ρL.us2/2) (3－9) 式中： ρs－颗粒密度 ρL－水的密度 V－颗粒的体积 A－颗粒的水平投影面积 G－重力加速度 λ’－阻力系数 us －颗粒在水中的运动速度 在沉淀设备中，流体的雷诺数(Re)很低，流体基本处于层流状态，在这种情况下，用CD＝24/Re代入牛顿方程，便得到了Stokes公式： v = d2.g(ρs－ρL) (L/s) (3－10) 18μ 式中： v－颗粒沉淀速度(m/s) d－颗粒直径(mm) μ－水的动力粘度 式3－10是表示单个球形颗粒在水中的沉速与一些因素关系的数学式，长期以来都作为固体颗粒在水中沉降的基本公式。但是，它包含有不可克服的局限性：如对颗粒的一系列理想假定，废水中含有的固体颗粒是在大小、形状、密度等方面都不相同的颗粒群，上述公式的推导条件和废水的实际情况之间存在一定差距。 Stokes公式表明，影响颗粒分离的首要条件是颗粒与水的密度差：当ρs<ρL时，v将为负值，即颗粒将上浮，v为上浮速度。因此，沉淀理论在原则上对上浮过程也是适用的。当ρs＝ρL时，v＝0，亦即颗粒既不下沉也不上浮，而真正“悬浮”于水中，这样的固体颗粒是不能用自然沉淀或自然浮选法去除的。 其次，从公式3－10中还可知：沉速v与颗粒直径d的平方成正比、与水的粘度系数μ成反比，而μ随水温的升高而降低。因此，加大颗粒的直径和提高水温将有助于颗粒的沉降。同时，提高水温可降低水的密度，也可以加速颗粒的沉淀。 (2)水中悬浮固体的沉淀类型 水中悬浮固体的沉降是无数固体颗粒沉降的宏观集合。根据水中可沉颗粒的性质、凝聚性能的强弱以及粘度的高低，悬浮固体的沉淀可分为四种类型。 ①自由沉淀 又称为离散沉淀。水中固体颗粒的浓度低，而且不具有凝聚性，在沉淀过程中固体颗粒不改变形状、尺寸，也不会相互结合，而是各自独立地完成沉淀过程。城市污水处理中悬浮固体在沉砂池和初沉池的初期的沉淀即属于此类。自由沉淀符合Stokes公式。 ②絮凝沉淀 水中的悬浮固体浓度不高，但具有凝聚性质，在沉淀过程中颗粒之间相互结合成更大的颗粒或絮体，沉淀过程中其沉速是变化的(逐渐加快)。城市污水处理中悬浮固体在初沉池的后期和二沉池的初期的沉淀即属于此类型。 ③集团沉淀 也称为成层沉淀或受阻沉淀。当水中悬浮颗粒的浓度提高到一定程度后，每个颗粒的沉降将受到周围颗粒的干扰，沉速有所降低。如颗粒浓度进一步提高，则颗粒之间的影响加剧，造成沉速大的颗粒也无法先行沉降。在聚合力的作用下，颗粒群成称为一个整体各自保持相对不变的位置共同下沉。水与颗粒群之间形成清清晰的界面，颗粒的沉淀实际上宏观表现为这个界面的沉降。活性污泥在二沉池的后期以及浓缩池的前期的沉淀即属于此类型。 ④压缩沉淀 水中悬浮颗粒的浓度很高，固体颗粒之间相互接触、支撑，在上层颗粒的重力作用下，下层颗粒间隙的水被挤出，成为上清液，沉淀下来的污泥得到浓缩。 图3－6 各种沉淀的发生区域 0％固体 自由沉淀区 絮凝沉淀区 成层沉淀区 0％固体 压缩沉淀区 强絮凝颗粒 分散颗粒 (3)理想沉淀池的概念和浅层沉淀原理 在分析悬浮固体在沉淀池内的沉淀规律时常常提出理想沉淀池的概念，由此推断沉淀分离效果，并指导沉淀池的设计。 理想沉淀池的假定条件有如下几点： ①污水进入沉淀池后，悬浮固体沿进水区的过水断面上均匀分布； ②颗粒的水平流速v相同； ③颗粒以等速u沉降； ④颗粒一旦沉到污泥区，便不再上浮 图3－7 理想沉淀池模式图 当某一固体颗粒进入沉淀池后其运动轨迹为水平方向水流速度v和垂直方向沉淀速度u的矢量和。图中u0是颗粒的最小沉淀速度或称为临界沉速，即：在既定的沉淀时间内位于进水区水面上的颗粒恰好沉降到污泥区与出水区的交界处。从颗粒沉淀轨迹分析可知：v/u0＝L/H。 从图3－7中可以看出：沉速≥的颗粒在沉淀过程中全部沉降到污泥区被去除；沉速< u0的颗粒在沉淀时间内只有部分地沉降到污泥区被去除，其去除的比例和u的高低、该颗粒在进水区水流断面上的位置(高度)有关：u越大、颗粒在进水区越接近水面，则其被去除的比例就越高。理想沉淀池的总沉淀效率计算公式如下： η = (1－P0)＋ 1 ∫uo udP (%) (3－11) uo 0 式中：η－总沉淀效率(％) P0－沉速小于u0的颗粒在全部悬浮颗粒中所占的质量百分比(％) u－小于u0的沉速(m/s) dP－沉速小uo的颗粒在Po中占有的质量百分比(%) 在沉淀池设计中，通常将单位表面积的沉淀池所通过的水量称为沉淀池的表面负荷率q0 。即：q0＝Q/A 式中：Q－污水流量(m3/h) A－沉淀池表面积(m2) 从理想沉淀池的分析可知：q0＝Q/A＝u0.A/A=uo 因此，q0和u0是数值上相等、物理概念和单位不同的两个参数。 从理想沉淀池的基本模型可知：在其它条件和设计参数不变的情况下，将沉淀池沿深度方向上分成n格变成n个浅层沉淀池，颗粒的沉淀深度变为原来的1/n，沉淀池的表面积增加到原来的n倍，则：在保证沉淀效率不变的情况下，沉淀池的处理流量可以提高到原来的n倍；在相同的处理流量下，沉淀效率可以提高。也就是说：沉淀池的工作能力与沉淀池的表面积成正比，与沉淀池的沉淀深度成反比，浅层沉淀池可以获得更高的处理能力和更好的处理效果，这就是浅层沉淀池概念的本质所在。 (4)沉淀池类型和强化沉淀效率的途径 根据沉淀池内的水流方向，沉淀池通常有：平流沉淀池、竖流沉淀池和辐流沉淀池三种基本型式。如图3－8所示。 图3－8 沉淀池的水流方向 (a)平流 (b)竖流 (c)辐流 平流沉淀池和竖流沉淀池一般适用于中小处理水量的场合，其中竖流沉淀池具有占地少、深度大的特点，应用于地质情况较好、地下水位较低的地区；大中型污水厂则广泛采用辐流沉淀池。另外，根据浅层沉淀池的原理在沉淀池内设置斜管或斜板构成斜管或斜板沉淀池。沉淀池的排泥也有重力排泥、泵吸排泥等不同的方式；有些沉淀池还设有机械驱动设备(中心驱动和周边驱动)以带动池表面的刮渣板和池底的刮泥板。 图3－9 机械刮泥辐流沉淀池 图3－10 竖流沉淀池 设计沉淀池的进水、出水区域时，应该注意防止水的短流、偏流和沉淀池内出现死角以及防止已经沉降的悬浮颗粒重新泛起，以保证较高的沉淀效率。采取的措施有：对进水进行导流和整流，如采用淹没潜孔、穿孔墙、导流筒和导流窗进水等；出水采取平口堰或锯齿堰出水，加大出水堰长度，降低堰口单位长度的过流量和过流速度。如池面有浮渣，在出水堰前通常还需要增加浮渣围挡板，以保证出水质量。进水口和出水口之间的距离宜尽可能加大，通常采取长宽比(L/B)进行控制。 图3－11 沉淀池溢流堰和淹没潜孔出水示意图 (a)平口溢流堰 (b)锯齿溢流堰 (c)淹没潜孔 图3－12 竖流式初沉池出水平口堰及出水槽 图3－13 辐流初沉池淹没挡板式出水槽和排渣口 图3－14 沉淀池锯齿溢流堰 (a)辐流二沉池 （b）自来水厂斜管沉淀池 3，浮上 (1)浮上法的基本概念和原理 在水处理中，往往可借助于水的浮力，使水中不溶态的污染物浮水面，然后予以撇除，从而达到净化废水、回收有用物质的目的，这种方法称浮力浮上法。 根据被分离污染物的亲水性强弱、密度大小，浮力浮上法又可分为自然浮上和气泡浮上（简称“气浮”）法和药剂浮选法。 自然浮上法主要是用于分离粒径大于50μm的油粒，常见的处理装置为隔油池。在斜板隔油池中，油滴上浮到斜板的内表面并聚结形成油膜，然后在静压的作用下油膜沿斜板向上运动到出口，达到与水分离的目的。由于斜板的存在缩短了油粒上浮的距离、增加了分离面积(类似于浅层沉淀池原理)。 图3－15 斜板隔油池 气泡浮上法（气浮）就是向废水中通入空气，产生足够多、高度分散的细小气泡，使得水中悬浮颗粒和气泡相结合并强制性上浮而达到净化水质的目的。溶气气浮是气浮法的重要类型，优质的溶汽水外观如同稀牛奶，是水中悬浮固体上浮的良好载体。气浮的先决条件是污染物必须是疏水性的，而水中某些悬浮固体属于亲水性的(如重金属絮体)，在气浮之前需要进行必要的预处理，其中亲水性的细小油粒加入如硫酸铝、三氯化铁等混凝剂来压缩油粒双电层以形成较大的絮体；重金属离子只有在投加浮选药剂把亲水性污染物变为疏水性污染物后，才能粘附在气泡上，然后浮升至水面加以去除。浮选剂还有增加气泡密度和稳定性的作用，通常把投加浮选剂与气浮相结合的方法称“药剂浮选法”。 浮选剂多数由两亲分子(含有极性基和非极性基)所组成，如硬脂酸、苯磺酸盐等表面活性剂；松香油、石油和煤油等。 疏水性物质(如乳化油)也会吸引两亲分子，由于双电层的作用以及水化作用而呈现稳定的体系，被称为乳化现象。此时，应加入破乳剂进行破乳，常用的无机混凝剂可以作为破乳剂。 应用实例：某机床厂排放大量乳化液，COD高达5000 mg/L左右，采用盐析－混凝法破乳，药剂有氯化钠、氯化铝和氯化钙，单独使用氯化钠、氯化铝和氯化钙时出水COD分别为1057 mg/L、524 mg/L和1070 mg/L，而采用复合混凝剂(碱式氯化铝＋明矾＋PAM)后可以将出水COD降低到400 mg/L以下，并且混凝剂用量大大减少。 乳化液配方越来越复杂，除润滑油外还含有防锈、防腐与增溶等成分，因此选用复合混凝剂效果更佳。 (2)气浮法类型和系统 气浮根据气泡的产生方式可以分为电解气浮、分散空气气浮和溶气气浮三种。 电解气浮：通过电解作用在两极产生大量的气泡(氧气、氢气等)。电解气浮具有气泡细小、水力状态稳定的特点，特别适用于结构松散的污泥絮体的气浮(如金属氢氧化物的矾花)。 分散空气气浮：通过微孔板将空气分散于水中，优点是装置简单、维护容易，但：气泡较大、上升速度快(与固体颗粒的接触时间短、接触面积小)、水力紊动大，不适用于结构松散的絮体分离。 溶气气浮是将空气在一定压力下溶解于水，并达到过饱和的状态，然后让其减压释放出来，形成气泡。此类气浮使用极为广泛，是目前采用的主要方法。优点：气泡微小、大小均匀、密度高；气泡上升速度慢，水力状况稳定，特别适用于松散和细小的悬浮颗粒分离。 图3－16 电解气浮装置 ①进水 ②整流 ③电极 ④出渣 ⑤分离 ⑥集水 ⑦出水 ⑧排泥 ⑨刮渣 ⑩水位调节 图3－17 分散空气气浮装置 图3－18 溶气气浮装置 在溶气气浮系统中，加压溶气气浮法的应用最广泛。溶气水的制作可以通过溶气罐或高效射流器实现。 (3)气浮法处理污水的特点 ①能够有效地分离那些不能或难于沉淀的悬浮固体，如纸浆纤维、羊毛脂、油污、膨胀的活性污泥以及低浊含藻的水质。 ②气浮池的表面负荷率可达到12 m3/m2.h，较一般沉淀法大得多(沉淀池仅为：1.0～3.0m3/m2.h)；停留时间为0.5 h以内(沉淀池为1～3 h)，因此池子的基建投资小、占地少，在用地紧张的场合下较适用。 ③气浮后，污泥的含水率低，一般为97％以下，污泥中氧含量较高，不易腐化。 ④工艺过程复杂，操作繁琐且要求高，电耗导致运行费用较高。 二、水的化学处理方法和设备 水的化学处理方法主要有：化学混凝、化学中和、化学沉淀、化学氧化和化学还原。相应的处理设备或单体构筑物有：混凝反应装置、中和池、化学沉淀和氧化还原槽等。 1，化学混凝 (1)化学混凝的基本概念和原理 化学混凝法的主要处理对象是水中的胶体污染物。胶体污染物是水中污染物的重要组成，但由于其稳定性而难于从水中分离。造成胶体稳定性的原因主要有：胶体的布朗运动、颗粒之间的静电斥力以及颗粒表面的水化作用。 大颗粒的悬浮物如泥沙，每一颗粒从各不同方向受到水分子同时撞击的次数很多，各方向的撞击力可以平衡抵消，且因颗粒大，能在重力作用下自然下沉。而胶体微粒尺寸很小，同时受到水分子撞击次数较少，各方向撞击力平衡抵消的几率小受重力影响甚微，致使微粒在水中无规则的高速运动，并趋于分散状态，这种运动便是布朗运动。布朗运动增加了颗粒之间的碰撞，但这种碰撞由于颗粒之间的静电斥力存在而无法使颗粒结合。尽管整个胶体溶液一般不显电性，但胶体颗粒之间却存在着静电斥力，这是由胶体的双电层结构所决定的。 使得水中胶体脱稳的常见做法在于降低胶体表面荷电和压缩胶体表面的双电层，而化学混凝方法是一个理想的选择。 化学混凝通过降低胶体表面电荷和压缩双电层，使得胶体微粒发生凝聚；对于高分子混凝剂还可以通过吸附架桥以及沉淀网捕使得凝聚后的微粒进一步“长大”而形成较大的絮体(此过程称为絮凝)，由此加速污染物的分离。 (2)化学混(絮)凝剂 在水处理中能够起混凝作用的化学药剂非常多，按其成分可以划分为无机混凝剂和有机混(絮)凝剂两种，按分子量大小有常规低分子混凝剂和高分子混凝剂。常用的无机低分子混凝剂有：硫酸铝、氯化铝、硫酸亚铁、三氯化铁、生石灰等；常用的无机高分子混凝剂有：聚合氯化铝、聚合硫酸铁、聚合硫酸铝铁等；常见的天然高分子絮凝剂有：淀粉、壳聚糖、海藻酸钠、纤维素和木质素等；常用的合成有机高分子絮凝剂有：聚丙烯酰胺、聚丙烯酸钠等。在水的化学混凝中，往往将多种混(絮)凝剂联合使用，来促进混凝效果和加速混凝过程，其中起辅助作用的称为助凝剂。助凝剂的作用主要有：改善或调节混凝条件；改善絮体结构。石灰和有机高分子絮凝剂在许多情况下都起到助凝作用。 表3－4 常用的无机水处理混凝剂基本情况 类别 药剂名称 分子式 符号  无机高分子 铝盐 聚合氯化铝 [Al2(OH)nCl6-n]m PAC    聚合硫酸铝 [Al2(OH)n(SO4)3-n/2]m PAS   铁盐 聚合氯化铁 [Fe2(OH)nCl6-n]m PFC    聚合硫酸铁 [Fe2(OH)n(SO4)3-n/2]m PFS  无机低分子 铝盐 三氯化铝 AlCl3·6H2O AC    硫酸铝 Al2(SO4)3·nH2O AS    明矾(硫酸铝钾) K2SO4Al2(SO4)3·24H2O KA   铁盐 氯化铁 FeCl3·nH2O FC    硫酸亚铁 FeSO4·7H2O     硫酸铁 Fe2(SO4)3·12H2O FS    氯化绿矾 FeCl3+ Fe2(SO4)3    其它 氯化锌 ZnCl2 ZC    硫酸锌 ZnSO4 ZS    氧化镁 MgO     碳酸镁 MgCO3     硫酸镁 MgSO4   表3－5 常用的有机水处理混(絮)凝剂基本情况 类别 阴离子型 阳离子型 非离子型  天然高分子 淀粉类 玉米粉、糊精     蛋白质类 明胶（碱性） 明胶（酸性） 骨胶   藻类 海藻酸钠     多聚糖类 香叶、楠木叶、白胶粉    人工合成高分子  羧甲基纤维基（CMC）  乙基纤维素（EMC）   纤维衍生物   甲基纤维素（HMC）   改性淀粉及淀粉衍生物 碱性淀粉、羧甲基淀粉、二甲基淀粉 改性阳离子淀粉、淀粉与聚丙烯酰胺的聚合体    聚合型、缩合型、缩聚合型 聚丙烯酸钠、聚丙烯酰胺的部分水解物、聚丙烯腈的部分水解物、醋酸乙烯与无水马来酸聚合体 聚丙烯酰胺及衍生物、聚丙烯酸羧甲基胺及第四级胺盐、聚丙烯酰胺的阳离子衍生物、聚乙烯 聚丙烯酰胺（高聚合度）水溶性尿醛树脂、聚氧化乙烯  在无机混凝剂中，聚合硫酸铁(简称为聚铁)具有许多独特的优点，如：聚铁的立体聚合结构，在水解时很快形成多核心与分支的水解产物，其分支分别附在几个污染物胶粒表面的活性空位上而形成絮团，聚铁絮凝物比铝盐絮体重沉降速度快（一般可达0.5～0.8mm/s）；适应的pH值范围广(4～11)；对水中重金属离子(锰除外)有明显的去除效果；不仅能有效的去除水中悬浮物，而且同时能去除水中COD、BOD、色度、硫化物恶臭等；对废水中乳化油有良好的破乳效果和去除效果；对设备的腐蚀性较三氯化铁小得多；制造工艺简单，而且原料可用废酸和废铁制成，达到以废治废，综合利用的目的；价格便宜，性能稳定，便于贮存，液体聚合硫酸铁有效期两年不分层，不产生沉淀，效率也不降低；污泥具有良好的脱水性能。由于上述特点，使得聚铁在水处理中被广泛应用。 在合成有机高分子絮凝剂中，聚丙烯酰胺（PAM）使用范围最广泛。聚丙烯酰胺絮凝剂是由丙烯酰胺聚合而成的有机高分子聚合物，无色、无味、无臭、易溶于水，没有腐蚀性。聚丙烯酰胺在常温下比较稳定，高温、冰冻时易降解，并降低絮凝效果，故其贮存与配制投加时，温度不得超过65℃，室内温度不得低于2℃。聚丙烯酰胺分子量一般为1.5×106～6×106。聚丙烯酰胺产品按其纯度来分，有粉剂和胶体两种。粉剂产品含聚丙烯酰胺92%，胶体产品含聚丙烯酰胺8～9%。按离子型分，PAM有阳离子型、阴离子型和非离子型。阳离子型一般毒性较强，主要用于工业用水和有机质胶体多的工业废水；阴离子型是水解产品，由非离子型改性而来，它带有部分阴离子电荷，可使这种线型聚合物得到充分伸展，从而加强了吸附能力，适用于处理含无机质多的悬浮液或高浊废水。 表3－6 常用的无机水处理助凝剂基本情况 类别 名称 分子式  助凝剂 PH及碱度调整剂 硫酸 H2SO4    盐酸 HCl    二氧化碳 CO2    氢氧化钠 NaOH    碳酸钠 Na2CO3    消石灰 Ca(OH)2    硅酸钠 Na2O·nSiO2·xH2O   絮凝体加重剂 膨润土 Al2O3·nSiO2    碳黑 C    高岭土 Al2O3·2SiO2·2H2O    酸性白土 Al2O3·nSiO2    粉煤灰 Al2O3+SiO2   絮凝体形成助剂 活性硅酸 SiO2    海藻酸钠 (C5H7O4·CONa)n  其他药剂 氧化剂 液氯 Cl2    漂白粉 Ca(ClO2)CaCl2·2H2O    次氯酸钠 NaClO·nH2O    臭氧 O3   还原剂 亚硫酸氢钠 NaHSO3    硫酸亚铁 FeSO4   离子吸附及交换剂 活性碳 C    沸石 Al2O3·SiO2    离子交换树脂 R-SiO3H·R-NH2    活化煤 CHO   污泥脱水剂 三氯化铁+消石灰 FeCl3+Ca(OH)2   (3)化学混凝的控制条件 混凝过程是混凝剂与水及胶体和细微悬浮物之间相互作用的复杂过程。化学混凝过程与效果受到多种因素的影响，因此必须科学的控制混凝条件。 影响混凝的因素主要有：原水水质、水温、pH、搅拌、药剂选用与投加等。 原水水质：原水浊度过高或过低都不利于混凝，浊度不同所需的药剂用量也不同。原水中共存杂质的存在能促进混凝过程。比如除硫、磷化合物以外的其他各种无机金属盐，都能压缩胶体粒子的扩散层厚度，促进胶体凝聚。而且浓度越高，促进能力越强，并可使混凝范围扩大。而有些物质则会不利于混凝的进行，如磷酸离子、亚硫酸离子和高级有机酸离子会阻碍高分子絮凝作用。另外，氯、螯合物以及水溶性高分子物质和表面活性物质都不利于混凝。 水温：水温会影响无机盐类的水解，水温低，混凝药剂水解反应慢，而且水的粘度增大，布朗运动减弱，混凝效果下降，所以一般冬天药剂的用量要比夏天多。但温度也不是越高越好，当温度超过90℃时，易使高分子絮凝剂老化或分解生成不溶性物质，反而降低混凝效果，水温一般20～30℃为宜。 pH值：pH值的高低不但直接影响着污染物存在的形态和表面性质(带电性质和电荷密度)，而且影响着药剂的水解平衡及产物的存在形态和存在时间。以铁盐和铝盐药剂为例，pH不同生成水解产物不同，混凝效果亦不同，且水解过程中不断产生H+，导致pH值下降，因此常常需要添加碱性物质与之中和。有机高分子絮凝剂因离解过程同时产生H+和OH－，一般受pH值的影响很小。 搅拌：混凝时的搅拌速度和时间不仅影响物质之间的接触、反应，并且将影响形成的絮体大小和结构。搅拌强度常用速度梯度G来表示。在混合阶段要求混凝剂与废水迅速均匀的混合，为此搅拌强度要大，但时间要短，通常认为G应在500～1000秒－1，搅拌时间t应小于２分钟；而在反应阶段，既要创造足够的碰撞机会和良好的吸附条件让絮体有足够的成长机会，又要防止生成的絮体被打碎，因此搅拌强度要小，但时间要长，相应的G和t值分别应在20～70秒－1和15～30分钟。 药剂的选用和投加：混凝剂投加量过大或过小都不利于污染物的净化，同时药剂投加量和水中污染物含量关系密切。药剂的选择主要取决于胶体和细微悬浮物的性质和浓度。如果水中的污染物主要呈胶体状态，且ξ电位较高，则应投加无机混凝剂使其脱稳凝聚，如絮体细小，还需投加高分子絮凝剂或配合使用活性硅酸等助凝剂。在很多情况下，将无机混凝剂与高分子絮凝剂并用，可使混凝效果明显提高，扩大应用范围。高分子絮凝剂选用的基本原则是：阴离子和非离子型主要用于去除浓度较高的细微悬浮物，但前者更适于中性和碱性水质，后者更适于中性和酸性水质，阳离子型主要用于去除胶体状有机物，pH值为酸性至碱性均可。如果絮凝对象的ξ电位较高，则应优先选用电性相反的离子型絮凝剂。药剂投加量除与水中微粒种类、性质、浓度有关外，还与药剂品种、投加方式及介质条件有关。对任何废水的混凝处理，都存在最佳药剂和最佳投药量的问题，应通过试验确定。当使用几种药剂时，应通过试验来确定其最佳的投加顺序。一般来说，当无机药剂与有机药剂并用时，先投加无机药剂，再投加有机药剂，但当处理的胶粒在50μm以上时，常先投加有机药剂吸附架桥，再加无机药剂压缩扩散层而使胶体脱稳。 化学混凝传统上主要由于给水的除浊，随后在废水处理中被广泛使用，可以说：在原废水的除浊和脱色方面化学混凝是简便、高效的首选方法。如味精废水的混凝法预处理中通过投加聚丙烯酸钠可以迅速地将原废水中的SS和COD以及硫酸根分别降低60％、45％和30％；在碱性染料废水的混凝处理中通过投加硫酸亚铁和生石灰可以将废水色度降低80％左右；在湿法腈纶废水的混凝处理中通过投加聚合硫酸铁可以将废水的COD和TKN降低25％和18％。 (4)化学混凝的装置和设备 图3－19 常用的混凝剂投药装置 苗嘴投药和计量装置 泵前加药装置 (c)水射器加药装置 图3－20 常用的混合与反应装置 隔板反应池 机械搅拌反应池 图3－21 卧式搅拌装置和穿孔墙 2，化学中和与沉淀 工矿业生产中往往产生大量的酸碱废水，如金属酸洗废水和味精发酵废水以及铁矿采矿排水都是典型的酸性废水，而造纸废水则是典型的碱性废水。酸碱废水除pH偏离常值外，还同时含有大量其它污染物质，酸碱废水处理中除采用中和法使得pH值达标外，还应该使得其它污染物也得到有效的净化。 常见的酸性废水中和药剂有氢氧化钠、碳酸钠、碳酸氢钠、电石渣、生石灰、石灰石、白云石等；常见的碱性废水中和药剂有“三酸”、烟道气、二氧化硫等。由于废水量大，中和药剂的选用应力求经济，以降低废水处理费用，如在酸性废水中和处理时，经常采用生石灰、石灰石和白云石这类价廉物美的中和药剂，其中以石灰应用最广, 它可同时起到中和与混凝作用, 其价格便宜, 来源广, 处理效果好, 几乎可以使除汞以外的所有重金属离子共沉除去。如图3－22所示是酸性电镀废水处理中常用的中和系统： 图3－22 酸性电镀废水中和处理装置 (a)中和滤塔 (b)中和滚筒 在废水的化学法处理中，化学中和与化学沉淀往往具有密切的关系。许多化学中和的同时起到了化学沉淀的作用，如重金属离子在化学中和过程中由于pH的升高而形成相应的氢氧化物沉淀，实现了污染物的转化与分离。用该法处理含重金属离子废水时,应掌握重金属形成氢氧化物沉淀的最佳pH值及其处理后溶液中剩余的金属离子浓度。 设M n+为重金属离子,则它与碱性中和剂反应生成金属氢氧化物M(OH)n, 其反应式为 M n+ + OH－ = M(OH)n (3－12) 金属氢氧化物的溶度积 Ksp = [M n+] [OH－] ，则[M n+]＝ｋsp/[OH－] n (3－13) 水的离子积常数 Kw = [OH－] [ H+ ] 则 [OH-] = Kw/ [H+] (3－14) ( 3 )代入( 2 )取对数则得 log [M n+] = log Ksp – n log Kw – n pH 式中： [M n+]表示与氢氧化物沉淀共存的饱和溶液中金属离子浓度 [OH－] 为氢氧根离子浓度 其中Ksp、 Kw 均为常数。 可见重金属离子经中和沉淀后,水中的剩余浓度仅与pH值有关。据此可求得某种种金属离子处理达到排放标准时的pH值。见表3所示。 表3－7 部分金属离子浓度与PH的关系 金属离子 金属氢氧化物 浓度积 排放标准 (mg/l) 达标pH值  Cd2+ Cd (OH)2 2.5x10 –14 0.1 10.2  Co2+ Co(OH) 2 2.0x10 –14 1.0 8.5  Cr3+ Cr (OH)3 1.0x10 - 0.5 5.7  Cu2+ Cu (OH) 2 5.6x10 –20 1.0 6.8  Pb2+ Pb (OH) 2 2x10 –16 1.0 8.9  Zn2+ Zn (OH) 2 5x10 –17 5.0 7.9  Mn2+ Mn (OH) 2 4x10 –14 10.0 (2) 9.2  Ni2+ Ni (OH) 2 2x10 -16 0.1 9.0   表3－7中的pH值是单一金属离子存在时达到排放标准的pH值。当废水中含有多种金属离子时,由于中和产生的共沉淀作用, 某些在高pH值下沉淀的重金属离子被在低pH值下生成的金属氢氧化物吸附而共沉, 因此也能在较低的pH条件下达到最低浓度。显然, 不同种类的重金属完成沉淀的pH值彼此有明显差别, 据此可分别处理和回收各种金属。但对锌、铅、铬、锡、铝等两性金属, pH值过高时会形成络合物而使沉淀物发生返溶现象。如Zn2+在 pH = 9 时, 几乎全部沉淀; 但 pH>1 时, 则生成可溶性 [Zn (OH)4]2- 络合离子或锌酸根离子 ZnO2 2-。 对于难以自然沉降的金属废水可在加碱性中和剂的同时加入混凝剂, 在合适的pH条件下进行中和凝聚沉淀,以强化处理过程。中和凝聚沉淀法能有效地除去废水中的重金属，这是因为在碱性溶液中, 铝盐和铁盐等能生成吸附能力很强的胶团, 这些胶团不仅吸附废水重金属离子,而且还能捕集和裹着悬游的重金属一起沉淀。 例如: 向废水投加石灰乳和铁盐凝聚剂, 在pH =8～10 弱碱性条件下, 汞和铁的氢氧化物絮凝体共同沉淀析出。 如废水中Hg2+ 含量为2、5、10、15mg/l 时, 出水Hg2+ 含量依次为 0.02、、1.0、0.3、0.5 mg/l 。处理含砷废水,可经石灰中和, 在pH = 9 条件下加氯化铁凝聚剂, 利用砷酸盐与亚砷酸盐能与铁形成稳定的络合物, 并为铁的氢氧化物吸附共沉的特性从废水中除砷。基本反应式为: 2 FeCl3 +3 Ca(OH)2 2 Fe(OH) 3↓+ 3 CaCl3 (3－15) AsO43- + Fe(OH)3 FeAsO4 +3OH- (3－16) AsO33- + Fe(OH)3 FeAsO3 +3OH- (3－17) 实践证明,当最佳Fe/As为4.0时，除砷效率可高达90%。 硫化物沉淀法是废水的化学沉淀法中的重要方法，通过向废水中投加硫化剂使金属离子与硫化物反应生成难溶的金属硫化物沉淀。硫化剂可采用硫化物、硫化氢或硫化亚铁等。此法的优点是生成的金属硫化物的溶解度比金属氢氧化物的溶解度小，处理效果比中和法的更彻底，而且沉淀不易溶解，沉渣少，含水率低，便于回收有用金属。缺点是硫化物过量时，处理水会产生硫化氢，造成二次污染。这种方法国外采用较多，国内在含汞废水处理中亦有应用, 但不普遍。由于金属离子对硫的亲和力不同，其反应生成硫化物的先后也不同，顺序是： Hg2+→Ag+→As3+ →Br3+ →Cu2+ →Pb2+→Cd2+ →Sn2+→Zn2+ →Co2+→Ni2+→Fe2+→Mn2+ 排在前面的金属比后面的金属先形成硫化物沉淀，而且越靠前的金属硫化物溶解度越小，越容易处理。因此，硫化法对于用中和法难以达标的含汞废水的处理更为有利。 处理含汞废水需在弱碱条件下（pH=8～9）进行。通常先向含汞废水投加石灰乳和过量的硫化钠，使硫化物与废水中汞离子反应，生成难溶的硫化汞沉淀 Hg2++S2- = HgS↓ (3－18) 2Hg++S2- =Hg2S= HgS↓+Hg↓ (3－19) 因为硫化汞沉淀很细，大部分悬浮于废水中，为加速HgS↓沉降，同时清除残存在废水中过量的硫离子，再适当加入硫酸亚铁，生成硫化铁及氢氧化铁沉淀。这就形成了化学沉淀凝聚的方法。 FeSO4+S2 - → FeS↓+SO42- (3－20) Fe2++2OH- → Fe(OH)2↓ (3－21) 钙盐沉淀法处理电子行业排放的含氟废水，其反应式为： 2F＋Ca2＋＝CaF2 (3－22) 图3－23 钙盐沉淀处理含氟工业废水工艺流程图 含氟废水 石灰乳 氯化钙溶液 PAM溶液 处理水排放 滤 液 回 流 效果：进水F－为20～500mg/L，出水<10mg/L，最佳pH为7.3～8.2，最佳氟钙质量比约为1。 3，化学氧化与还原 该法是通过药剂与废水中污染物的氧化还原反应，把废水中有毒、有害污染物毒害性降低或者易于分离。 废水中的有机污染物（色、嗅、味、COD）及还原性无机离子（CN－、S2－、Fe2+、Mn2+）都可用氧化法来消除它的危害。废水中的重金属离子（Hg2+、Cd2+、Cu2+、Ag+、Cr+6、Ni2+等）都可通过还原法去除。 废水处理中最常用的氧化剂是空气、臭氧及氯气、次氯酸钠、漂白粉、漂白精等氯系氧化剂。最常用的还原剂是硫酸亚铁、亚硫酸钠、水含肼、铁屑等。 (1)化学氧化法 来自氰化镀铜、锌、镉等漂洗水的处理必须先破氰。用氯系氧化剂，在碱性条件下破坏含氰废水是氧化法的典型例子。 废水中的氰通常以游离CN－、HCN及稳定性不同的各种金属铬合物如[Zn(CN)4]2－、[Ni(CN)4]2－、[Fe(CN)6]3－等形式存在。 氰化物的氧化破坏分两阶段进行。 第一阶段：氰化物被氧化为氰酸盐 CN－ + ClO－ + H2O = CNCl↑ +2OH－ (3－23) CNCl + 2OH－
CNO－ + Cl－ + H2O (3－24) 废水pH必须控制在碱性，以防有毒的CNCl↑气体逸出，而使氰化物氧化为毒性极微的氰酸根CNO－。 第二阶段：是碱性氯化处理过程的继续，在这个过程中氰酸盐被破坏。 2 CNO－ + 3ClO－+ H2O =N2↑+ 3Cl－ +2HCO3－ (3－25) 只要采用过量的氧化剂，将第二阶段反应进行到底，这叫“完全氧化法”。 空气中的氧是廉价氧化剂，但只能氧化易于氧化的金属离子。其代表例子是：把废水中二价铁氧化为三价铁。因为废水中二价铁在pH < 8时，难以沉淀。而三价铁在pH3～4时就能沉淀，且沉淀性能好，易脱水。 臭氧（O3）是强氧化剂，氧化反应迅速，常可瞬时完成，但须现制现用。目前，我国因制备臭氧电耗大、臭氧的投加与接触系统效率低等问题难以解决，而使其在废水处理中的应用受到了限制。臭氧主要应用于水的杀菌和消毒。 (2)化学还原法 众所周知，六价铬的毒性比三价铬大100倍。废水中剧毒的六价铬（一般以Cr2O72－或Cr2O42－形式存在）在酸性条件可用还原剂将六价铬还原为三价铬，然后用碱性药剂中和沉淀生成氢氧化铬沉淀而除去。 硫酸亚铁还原处理含铬废水是一种成熟而常用的处理方法。硫酸亚铁中主要是亚铁离子起还原作用。在酸性条件下（pH=2—3）其还原反应为： Cr2O72－+6Fe2+ + 14H+ = 2Cr3+ + 6Fe3+ + 7H2O (3－26) Cr2O42－+3Fe2+ + 8H+ = Cr3+ + 3Fe3+ + 4H2O (3－27) 然后加碱（一般废碱和石灰乳）调节废水pH=8.5～9，发生如下沉淀反应： Cr3+ +OH－ = Cr(OH)3↓ (3－28) 通过上述转化作用以及后续的沉淀或气浮能够有效地将铬从废水中去除。 采用药剂还原法除六价铬，还原剂和碱性中和剂的选择尽可能因地制宜。如厂区有SO2↑废气或H2S↑废气可以作为六价铬的还原剂。如厂区同时有含铬废水和含氰废水，可互相进行氧化还原反应，达到以废治废的目的。其反应如下： Cr2O72－+6CN－ + 14H+
2Cr3+ + 3（CONH2）2 + H2O (3－29) 还原法还可用于提取废水中的铜。利用铁粉（铁屑）将废水中的铜离子还原为金属铜，沉积于铁粉（屑）表面，加以回收。此法亦叫“沉淀铜法”反应为：Cu2+ +Fe = Cu + Fe2+ 化学氧化还原除用于废水处理外，在给水净化上也被广泛应用。如向自来水中加氯可以有效地杀灭水中微生物；对自来水进行臭氧氧化除起到杀灭微生物外，还可以氧化分解水中的微量污染物。 三、水的物化处理方法和设备 水的物化处理方法主要有：吸附、离子交换、电解、电渗析。相应的处理设备或单体构筑物有：吸附柱或塔、离子交换柱、电解槽和电渗析器等。 1，吸附 吸附法可以高效地去除水中多种污染物质，如重金属离子、氨氮和有机污染物，也可以有效地降低水的色度和浊度。 (1)吸附法的基本概念和原理 在相界面上物质的浓度自动发生变化的现象称为吸附，在水处理中主要利用固体物质表面对水中污染物质的吸附作用。吸附法利用多孔性的固体物质使污水中的一种或多种物质被吸附在固体表面而去除。这种有吸附能力的多孔性物质亦称为吸附剂，能作为吸附剂的固体物质必须具有较大的吸附容量和一定的机械强度及较好的化学稳定性，在水中不致溶解于水，不能含有毒物质。 溶质在固体表面上的吸附分为：物理吸附和化学吸附两类。吸附剂和吸附质之间通过分子间力所产生的吸附称为物理吸附，物理吸附可以形成单分子吸附层和多分子吸附层，由于分子间力是普遍存在的，所以一种吸附剂可以吸附多种吸附质。但是物理吸附的吸附剂和吸附质之间吸附力较弱，容易解吸。当吸附剂和吸附质之间发生化学作用，由于化学键作用而产生的吸附称为化学吸附。化学吸附是一个吸热过程，温度提高将促进化学吸附，化学吸对吸附质有选择性，只能形成单分子吸附层，吸附剂和吸附质之间的吸附作用较强，解吸较困难。 (2)吸附剂、吸附装置及其应用 吸附剂的种类很多，如活性炭、含腐殖酸煤、硅酸钙、沸石、锯末等。 活性炭是最常用的吸附剂，市售的产品呈粉末状、粒状、片状和纤维状。活性炭的制造是由含碳物质（如木材、锯木、果壳、煤等）经碳化和活化两步进行。碳化也称热解，是在隔绝空气条件下对原材料加热，加热的温度一般在600℃以下。碳化使原材料分解放出多种气体，进一步分解或碎片，并重新集合成微晶体结构。活化是在氧化剂的作用下，对碳化后的材料加热以生成新的微孔和扩大微孔尺寸。 活性炭的比表面积66.9 % 以上位于多孔结构内部，细孔的有效半径一般为10～100000 埃（1埃=10-10米）。活性炭的吸附特征，不仅与多孔结构有关，而且与表面化学性质有关，其最直接的因素是表面的氧化物复体或表面官能团的性能。一般可把表面氧化物复体分成酸性和碱性两大类，酸性氧化物复体为羟基，酚基和羰基。 活性炭可用于处理低浓度含汞废水，可使废水中汞的含量从0.1～1.0 mg/L降低到0.01～0.05mg/L；含铬20～30mg/L的废水经活性炭吸附后，出水含铬量可降低到1mg/L。在许多工业废水的处理中，活性炭吸附装置往往起到后续的精处理作用。另外，在有机工业废水的生物处理装置中投加适量的粉末活性炭对提高生物处理效果、降低废水的色度效果十分显著。 除活性炭外，含腐殖酸煤（风化煤）也是一种价格低廉的天然吸附剂。腐殖酸分子结构中的羧基、酚羟基、甲氧基等活性基团，对重金属具有吸附交换性能。腐殖酸煤可以用来处理含多种重金属离子的废水(Cu、Pb、Zn、Cd、Hg、Ni、Cr、Co等），它对放射性元素、石油、表面活性剂、染料、农药等污染物也有一定的吸附效果。国内外在利用腐殖酸煤处理重金属废水方面进行了不少试验研究，并有一些工程实践。据报导，日本用泥炭处理镉、铜、铁、镍、汞、锑、锌等废水，其去除效率均达98％以上。 沸石对水中的NH4＋具有良好的吸附去除作用，常用于饮用水的深度净化。 图3－21 吸附柱的工作过程 当废水(初始浓度为Co)进入交换柱后首先与顶层吸附剂接触并减缓。废水继续流过下层时污染物浓度逐渐降低，工作层下移，使得整个吸附床分为上部失效层(饱和区)、中部工作层和下部新料层三部分。当工作层的前沿到达吸附床底层时，出水开始出现污染物，这个时刻称为吸附床的穿透时刻，随后出水中污染物含量逐渐增高，直到接近排放标准时便应对吸附剂进行再生。 2，离子交换 离子交换法是利用离子交换剂的交换基团同水中的金属离子进行交换反应，将金属离子态物质置换到交换剂上予以除去。 离子交换剂可分为无机的和有机的两类。无机离子交换剂有磺化媒、天然绿砂、沸石等。有机离子交换一般是指人工合成的交换树脂，它是－种有机高分子聚合物，其骨架是由高分子电解质和横键交联物质组成的空间网状结构，其上面结合着许多能进行离子交换的基团。 按交换基团的不同，离子交换树脂分为阳离子型和阴离子型两大类。阳离子交换树脂含有活泼的可与阳离子进行交换的酸性基团；阴离子交换树脂含有可与阴离子进行交换的碱性基团。 阳离子交换树脂以钠离子（钠型）或氢离于（氢型）置换废水中的阳离子，其交换反应如下 钠型:
(3－30) 氢型:
(3－31) 式中R代表树脂，M代表阳离子（如Cu2+、Zn2+、Ni2+、Cd2+、Mg2+、Ca2+…）。交换结果废水中的金属离子被截留在树脂上，因而得到净化，出水主要含有钠盐（如使用钠型）或酸类（如使用氢型）。 阴离子交换树脂是以羟基离子（OH-）交换溶液中的阴离子，从而将阴离子从废水中除去。其交换反应如下
(3－32) 式中A2-代表阴离子。 离子交换过程是可逆性平衡吸附过程，树脂达到吸附饱和后，即失去交换能力。此时可以进行解吸再生，以恢复树脂的交换能力。阳离子型树脂可用酸溶液或盐溶液进行再生，通常用硫酸或盐酸(氢型），或用氯化钠（钠型）溶液进行阳树脂再生。阴离子交换树脂通常用氢氧化钠或氢氢化镣溶液进行再生。 阳离子交换树脂再生反应为 钠型:
(3－33) 氢型:
(3－34) (3－35) 阴离子交换树脂的再生反应为
(3－36) 或：
(3－37) 用离子交换法处理重金属废水时，一般金属离子，如Cu2+、Zn2+、Cd2+等，可以采用阳离子交换树脂；而以阴离子形式存在的金属离子络合物或酸根（如HgCl42-、Cr2O72-等）则需用阴离子交换树脂予以去除。为了同时去除废水中的阴、阳离子，可以将阴离子和阳离子交换器串联使用。 离子交换法从本质上讲是一种浓缩方法。离子交换前废水的离子浓度（单位为mg/L）一般为几十至几百 mg/L，而吸附饱和后树脂再生洗脱液的离子浓度被浓缩到几万 mg/L，再生液的体积一般占处理水体积的10％～15％。因此采用离子交换法处理事金属废水时，必须事先考虑再生液的处理问题。 离子交换法的优点是可以除去用其他方法难于分离的重金属离子：既可去除废水中的金属阳离子，也可以去除阴离子，可以使废水净化到较高的纯度，还可以从含多种金属离子的废水中选择性地回收贵重金属。这种方法的缺点是离子交换树脂价格较高，树脂再生时需用酸、碱或盐，运行费用较高，再生液需要进一步处理。因此，离子交换法在较大规模的废水处埋工程中较少采用，一般用于处理电镀废水、人造纤维含锌废水、水量小毒性大(如含汞)废水或有较高回收价值的含金、银、铂等废水的回收。 离子交换设备主要有固定床、移动床和流动床。目前使用最广泛的是固定床，包括单床、多床、复合床和混合床。 图3－25 离子交换水处理装置 3，电解 这是一种利用铝（或铁）作为可溶性阳极，以不锈钢或铝、铁作为阴极，在直流电场下对废水进行电解的方法。通电后，阳极金属（铝或铁）放电成为金属离子溶入废水中并水解形成氢氧化铝或氢氧化铁胶体，同时废水中的重金属离子在阴极与OH-结合形成金属氢氧化物，吸附在阳极处形成的氢氧化物胶体上一起沉淀除去。此外，废水中的金属离子还可直接在阴极上获得电子还原为金属单质沉积在阴极上。 在含六价铬的电镀废水处理中，可采用铁板作阳极。、铁阳极溶解的亚铁离子，可使六价铬还原为三价铬、亚铁变为三价铁。 (3－38)
(3－39) (3－40) 三价铬和三价铁最后生成氢氧化物沉淀，
(3－41) (3－42) 电解浮上法是将电解反应、絮凝沉淀以及浮上分离结合起来的一种新方法。在电解过程中，废水中的金属离子随可溶性阳极（铝或铝合金）的剥离生成胶状氢氧化物，并借助于电解时产生的氢气和氧气气泡浮升到液面，经刮除予以分离。 采用电解浮上法能同时去除多种金属离子，具有净化效果好、泥渣量少、占地面积小、噪音小等优点，但电耗较大。 近年来，铁碳床内电解法在难降解有机工业废水的处理中多有应用，如印染废水、腈纶废水和染料废水的处理。铁碳床内电解处理废水的原理为：内电解过程中产生大量的活性氧、次氯酸盐和初生态氢对废水中难降解有机物具有强烈的催化厌氧和还原作用，而且过程中形成的三价铁离子在调节pH值后形成大量的絮体对污染物具有良好的吸附和凝聚效果，对高色度废水的脱色尤其有效。 4，膜分离法 膜分离法包括反渗透法、电渗析法、扩散渗析法、液膜法和超滤法等。 图3－26 水中各种微粒及其膜分离方法 反渗透法是在反渗透装置中利用半渗透膜将水和金属离子分离，对利用此法处理重金属废水有过大量的研究并取得了较大的进展。特别是在电镀废水处理中，这种方法被用于处理镀镍、镀锌、镀铜、镀镉废水。该方法具有设备简单、操作方便、能同时去除多种金属离子、脱除效率高等优点。但目前采用的反渗透膜的强度、寿命有待提高，膜易被废水中的污染物质和有机质堵塞。 电渗析法是利用能选择性的阳离子交换膜和阴离子交换膜，使之交替排列，构成多室电渗析槽，膜堆两端分别设置有阴、阳电极；进入电渗析器的溶液在外加直流电场作用下，阴、阳离子各自向相反电极方向移动，因而形成浓室和淡室相间的格局。将浓缩液和淡化液分别从浓室和淡室引出，便可达到重金属浓缩分离和废水净化的目的。 图3－27 电渗析水处理装置 图3－28 电渗析装置工作原理 由电渗析器排出的淡水除去了重金属，可排放或重复利用。排出的浓水仍需作进一步处理。由于浓缩倍数有限，因此要使废水中的有用金属浓缩到回用要求往往需要进行多级电渗析处理。电渗析用于味精废水的预处理可以有效地分离废水中的有机物(发酵菌体、多糖和蛋白质)，降低废水的COD，还可以浓缩SO42-，达到回收稀硫酸的目的。 电渗析法运行费用较高，在我国一般用于饮用水的深度净化(优质水生产)和处理水量较小、回收价值较高的的工业废水处理。 近年来，各种超滤膜技术在水处理上被广泛使用。其中，无机膜具有耐高温、耐强酸碱和有机溶剂、耐微生物腐蚀、机械强度高和孔径分布窄等特点，如表3－8、3－9所示是陶瓷膜处理油田采出水和金属加工乳化液的情况。 表3－8 陶瓷膜处理油田采出水 原水水质 出水水质 通量 L/m2.h 操作压力MPa 温度℃ 膜面流速m/s  SS(mg/L) 含油量(ppm) SS(mg/L) 含油量(ppm)      73-290 28-58 <1 <5 1400-3700 0.04-0.26 32-40 2-3  150-2900 125-1640 <1 <20 200 <0.175 30-60 0.5-4  表3－9 陶瓷膜处理金属清洗液和冷轧乳化液 原水水质 出水水质 通量 L/m2.h 操作压力MPa 温度℃ 膜面流速m/s  SS(mg/L) 含油量(ppm) SS(mg/L) 含油量(ppm)      60-1600 496-12648 5-22 12-36 51-170 <0.234 53-68 2.7-3.5   50000  <10 120 0.1-0.2 16-45 5-7   液膜分离法是一种新型的、类似溶剂萃取的膜分离技术。液膜法通常是将按一定比例配制的有机溶剂（有机相）同内相试剂混合制成乳液微滴，微滴表面形成一层极薄的（1～10pm）液膜，膜内为内相试剂。将这种表面积极大的乳液微滴与废水接触（在混合柱内），水中待除的金属离子便通过选择性渗透、萃取、吸附等穿过液膜，进入内相同试剂进行化学反应，废水中的金属离子因而得到分离去除。废乳液破乳分离后，可回收内相中的有用金属，有机相可循环使用。 液膜法具有分离效率高、速度快的特点，选择适当的有机溶剂和载体可以处理含铬、铜、镐、锌、汞、镍、钴、铅等废水。但由于药剂有损耗，要求操作水平较高，适用的处理水量较小，故目前工程应用尚不多见。 近年来，反渗透膜和超滤膜在废水的生物处理上有较多研究与应用，以此构成膜活性污泥法，在日本的生活污水处理中已有广泛使用。膜活性污泥法能够浓缩生物污泥、强化处理效果的特点，处理出水便于回用。 二、水的生物处理方法和设备 自然环境中物质的生物转化自古有之，但直到20世纪初叶人们才自觉地利用微生物转化污染物的原理建造相应的工程设施对污水进行处理，1914年英国曼彻斯特建成的第一个活性污泥污水处理厂成为污水的生物处理工程的里程碑。 污染物的生物转化技术从生物研究角度来看是将污染物(废水、废气和废渣)作为微生物的培养基质或底物，对微生物进行培养的过程。在培养过程中，依照所提供的环境条件(供氧与否)、基质成分和温度等，微生物的种群也发生相应的变化，适者生存；随着培养的进行，微生物量也逐渐增多。基质中有微生物易于吸收同化的物质，也有微生物难于吸收同化的物质，甚至还有对微生物有毒害作用的成分。 污染物的生物转化从水处理工作者看来，是利用微生物氧化(降解、消化、分解、稳定)污染物，从而将污染物浓度降低、转化为无害或低害的成分。在转化过程中，污染物换了存在的形式和存在的位置：如污水中的有机污染物质一方面转化为气态物质(如CO2、CH4、H2S、NH3、N2等)进入大气，另一方面转化为微生物的有机体而存在于污泥中；而有机污泥也可转化为气态物质(如CO2、CH4、H2S、NH3、N2等)或转化为微生物有机体。活性污泥和生物膜是以有机成分作为主体的(占其干物质的60～70％)，其本身也可以称其为COD物质。如不从废水中分离，则废水处理尚未完成任务。 按照生物处理设备中微生物的存在方式、供氧情况等，生物处理法可划分为许多类型和应用场合。 (1)按照微生物(以污泥作为表现形式)在废水中的存在状态划分为：悬浮生物法和固着生物法两类。其中悬浮生物法又称为活性污泥法，它使微生物群体聚居在活性污泥上，并悬浮于污水中；固着生物法称为生物膜法，它使微生物群体以膜状附着在某种物体的表面上。 (2)生物处理有供氧和不供氧两种，相应地其存活的主要微生物类群也不相同。供氧的通常称为好氧生物法，在这种系统中存活的主要是好氧及兼性好氧微生物；不供氧的称为厌氧生物法，在这种系统中存活的主要是厌氧和兼性厌氧微生物。通常供氧的悬浮生物法被习称为活性污泥法，而厌氧悬浮生物法习称为厌氧消化法，这是不合理的，但却已被人们普遍接受。 (3)污水生物处理中人工强化程度有强弱之分，其中强化程度较弱的生物处理方法通常称为“自然”生物法，典型的有：污水灌溉、生物塘和土地处理。虽然污水的自然生物处理法与污染环境的生物修复技术在目的不同，但二者在工程实施的人工强化程度上、作用过程原理上都有很大的相似性。 (4)污染物的生物转化技术自从应用以来主要是用于废水的处理，但是随后已有了新的发展，并应用于许多新的领域：a)有机污泥和废渣的生物处理；b)污染源水的生物预处理；c)工业有机废气的生物净化。虽然处理的对象有所差异，但是其基本原理是相同的。 (5)生物处理方法的组合与杂交产生了许多新型的污水生物处理技术。如一个处理系统既有活性污泥法装置，也有生物膜法装置，或者在同一个处理设施中将两者杂交、融合；一个处理系统中既有好氧法装置，也有厌氧法装置，或者在同一个处理设施中将两者杂交、融合，从而产生缺氧池和微好氧池。 1，好氧活性污泥法 (1)好氧活性污泥法的基本概念、工作原理和工艺流程 好氧活性污泥法习称为活性污泥法，它是以活性污泥作为其功能和组成上主体的一种好氧生物处理方法，在有氧条件下通过吸附、氧化分解、凝聚、沉淀等过程将污染物从污水中去除。其主要构筑物为曝气池和二次沉淀池。 图3－29 典型的活性污泥法工艺流程 空气 废水 曝气池 二沉池 排水 回流污泥 剩余污泥 (2)活性污泥法的基本组成和性能 活性污泥是由生物和非生物物质所组成的一个共同体,是一个小小的生态系。在活性污泥中含有活性的微生物(Ma)、死亡的微生物(Me)、吸附在污泥内的未被(没来得及、不能)生物氧化降解和利用的有机物(Mi)以及无机物(Mii)。活性污泥的微生物多种多样，但主要种类是细菌、真菌、原生动物，其中以细菌作为其组成与功能上的主体和中心。污水的性质等因素直接影响细菌的多少和细菌的种属组成，但在活性污泥中占优势的细菌主要有如下几种种属：动胶菌属(Zooglea)、假单胞菌属(Pseudomonas)、产碱杆菌属(Alcaliganes)、黄杆均属(Flavobacterium)和大肠埃希氏菌属(Escherichia coli)。活性污泥中的真菌主要是霉菌。活性污泥中的原生动物主要有肉足虫、鞭毛虫和纤毛虫等。原生动物是细菌的首次捕食者，其数量和种属依据污水处理情况而发生变化,出水水质良好时出现的原生动物主要是带柄固着型的纤毛虫，如钟虫、等枝虫等。后生动物在活性污泥中很少出现，但它却是污染物降解十分彻底、出水水质十分良好的生物标志(如轮虫)，同时它是细菌的二次捕食者。通过显微镜镜检，观察活性污泥中的生物相，是评价活性污泥性能以及衡量污水处理状况的重要手段之一。 正常的活性污泥外观上是呈土褐色的絮体，絮体直径为50～500 μm。原生动物多为游泳型的纤毛虫类和有柄的纤毛虫类。含水率为99％～99.5%，比重为1.002～1.006。其絮凝、沉淀性能良好，SVI为50～100，具有强大的降解有机物的作用。活性污泥的性能评价指标主要有：混合液中悬浮固体浓度(MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)、污泥容积比(SV％)、污泥容积指数(SVI)、污泥密度指数(SDI)、污泥龄(θ)，这些指标能够较好地衡量曝气池中生物量、污泥的沉降性能和污泥的活性及生物相。 由于活性污泥是活性污泥法的功能主体，因此活性污泥的状态以及性能对处理系统影响巨大。影响活性污泥性能的因素多种多样，主要有：负荷率、溶解氧、水温、营养物平衡、pH、有毒物质等。这些因素控制不好将使活性污泥失去常态或应有的性能，如导致污泥膨胀，使得二沉池无法工作；降低污泥对污染物的分解、净化活性等。 (3)曝气和曝气设备 活性污泥法处理系统中存活着大量的好氧微生物，溶解氧成为废水中污染物好氧分解和转化的必要条件。曝气池中溶解氧的提供主要是通过曝气设备实现的，其依据的原理是气液传质的双膜理论。曝气设备的型式主要有：鼓风－扩散曝气、机械曝气、射流曝气三种。鼓风－扩散曝气由鼓风机、空气输送管道和空气扩散器组成；机械曝气靠曝气叶轮或转刷其作用；射流曝气的核心装置为射流器。在实际工程应用中，这些类型的曝气设备可以单独使用，也可以联合使用，其目的都是提高氧吸收率(EA)、氧转移速率(EL)和充氧动力效率(EP)。 图3－30 常见的曝气设备 竖管曝气 微孔曝气 叶轮曝气 转刷曝气 射流曝气 (f)静态曝气 图3－29 微孔曝气系统 影响曝气效果的因素除曝气设备和曝气池池型外，还与许多其它条件有关，如溶解氧的不饱和值Cs-Cl、气液两相接触面积、液膜厚度δ、污水水质和水温、曝气池中氧的分压以及气泡与液体的接触时间等。此外，曝气池中是否有填料也会对曝气效果产生一定影响。 曝气设备出厂时，都是在公认的标准条件下测定其三项性能指标：20℃、1atm、无氧清水。实际污水处理往往是在非标准状态下进行充氧的，因此要对曝气设备的充氧能力进行必要的修正。 在曝气池设计中，各种类型、型号的曝气设备其标牌上均注有其自身的性能参数(如鼓风机的风量、风压和功率；叶轮曝气的叶轮直径和转速、功率)及性能图表(如EL与转速的关系，轴功率与转速的关系等)。在选定好曝气设备型号后，通过实际的污水处理充氧修正关系式即可求得每台设备实际可能向污水中充氧的能力。而根据需氧动力学关系式可计算出总需氧量。以此基础(增加一个富余值)即可求得所用设备台数(要有备用)。 (4)活性污泥法动力学关系式 通过对污水的生物处理过程进行动力学分析，可以更清楚地了解处理过程的内部本质、避免处理系统设计和运行的盲目性。 自从生物法应用于污水处理以来，废水处理、化学工程以及生物技术工作者们对污水的生物过程进行了大量的动力学研究，得出了许多微观和宏观动力学关系式。在污水的活性污泥法处理系统中典型的宏观动力学关系式如下： 污泥增长关系式：ΔX=a Q(So-Se)－b.V.X (3－43) 需氧关系式： RO＝a’Q(So-Se)+b’VX (3－44) 另外，污泥龄θ也是处理系统设计和运行的重要参数，污泥龄与其它参数之间的关系式有： 1/θ＝(1+R-RXr/X)/t (3－45) 1/θ＝aLs－b (3－46) 式中：ΔX －污泥增长量(kg/d) Q－污水流量(m3/d) V－曝气池有效容积(m3) X－曝气池污泥浓度(mg MLVSS/L) So－进水污染物浓度(mg BOD5/L) Se－出水污染物浓度(mg BOD5/L) a－污泥产率系数(kg MLVSS/kg BOD5) b－污泥自身分解系数(kg MLVSS/kg MLVSS.d) a’－有机物降解的需氧率(kg O2/ kg BOD5) b’－污泥自身氧化的需氧率(kg O2/ kg MLVSS.d ) θ－污泥龄，活性污泥在系统中的平均停留时间(d) R－活性污泥的回流比 Xr－回流污泥浓度(mg MLVSS/L) t－污水在曝气池中平均停留时间(h) Ls－活性污泥的有机物去除负荷率(kg BOD5/kg MLVSS.d) 好氧活性污泥法自从应用以来，开发出许多的运行方式，构筑物型式也多种多样。 (5)好氧活性污泥法的常见运行方式 ①普通活性污泥法 又称为传统活性污泥法。原废水从池首进入曝气池，回流污泥也同步流进池中。废水在池中呈推流形式流动到池末。在池中有机物经历了第一阶段的吸附过程和第二阶段的生物代谢过程；活性污泥也经历了从池首的对数增长到池中的减速增长和池尾的内源呼吸的完全生长周期。由于有机物浓度沿着池长逐渐降低，需氧速率也是沿池长逐渐减小的。因此在池首曝气池前段的混合液中溶解氧浓度较低甚至可能处于溶解氧不足状态；随着有机物降解的进行，需氧速率也逐渐降低，溶解氧浓度开始回升，到池末时溶解氧充足或过剩。具有出水水质好的优点，适宜于处理净化程度和稳定程度都要求较高的污水水质。但其存在供氧和需氧不协调(前段缺氧、后段氧富余)、耐冲击负荷能力较差和易于发生污泥膨胀等问题。 图3－32 长方廊道式曝气池 图3－33 推流式曝气池中的水流状态 ②渐减曝气活性污泥法 从曝气方式上改变传统活性污泥法中供氧与需氧之间不吻合的状态，即从池首到池尾供氧速度是逐渐减少的，使得整个曝气池中溶解氧含量都能维持在一定水平，都具有良好的好氧环境，同时又避免了氧的浪费。但在混合液的流态上还属于推流式，它在对水量、水质变化的适应性上仍与传统活性污泥法相似。 ③逐渐曝气(多点进水)活性污泥法 从负荷率的分配方式上对传统活性污泥法进行改进。其主要特征是原污水沿池长方向分散(多点、分段)进入曝气池，具有负荷率得以分散、缩小了供氧与需氧之间的差距和对水质、水量变化的适应能力较强等优点，同时混合液中污泥浓度沿池长逐渐降低，对提高二沉池的固液分离效果有利。 图3－34 活性污泥法供氧和需氧曲线比较 普通法与渐减曝气法 (b)普通法与多点进水法 ④吸附再生活性污泥法 又称为生物吸附活性污泥法或接触稳定活性污泥法，开发的理论依据是活性污泥在与污水接触初期对非溶解态的污染物具有高速、高效去除作用。整个生物处理系统分为吸附和再生两个阶段。在再生池中，活性污泥的生物活性得以充分再生，基本处于内源呼吸期。将这种活性污泥回流到吸附池中，它对污水中的呈悬浮、胶体状态的有机物具有强烈的吸附和粘附作用，去除率很高。由于初期吸附过程迅速，故吸附池的容积较小，这对降低投资十分有利。吸附了大量有机物的活性污泥一部分作为剩余污泥排放出去，另一部分再回流到再生池中进行生物代谢与生物活性恢复，形成一个循环。但吸附再生法不宜处理含溶解性有机物较多的污水。 图3－35 吸附再生活性污泥法工艺流程 污泥回流 进水 吸附池 二沉池 再生池 出水 ⑤ AB法 图3－36 AB法工艺流程 AB法主要特点：不设初沉池，由吸附池和中间沉淀池组成的A段为一级处理系统，A段从排水系统中连续不断地接受大量的微生物，对原污水水质已经具有了较强的适应能力，A段的污泥产率高，具有较强的吸附能力；由曝气池和二沉池组成B段，进入B段的污水水质、水量上相对较稳定，污泥龄较长，能够获得较好的出水水质。 ⑥ 延时曝气活性污泥法和氧化沟 属于低负荷活性污泥法的一种，其主要特点为有机物负荷很低、曝气时间很长(一般在24 h以上)，池中的活性污泥长期处于内源呼吸状态，剩余污泥量很少，基本上不需要另外设污泥处理设施，有机物氧化充分(特别是在池尾)，故出水水质稳定、水质很好，系统运行稳定。 图3－37 卡鲁塞尔式氧化沟 在曝气池的池尾具有良好的好氧环境，故较高等的微生物易于存活、繁殖，它们对保证很好的出水水质也起到一定的作用。氧化沟属于其中的一种型式。主要缺点为：不宜处理高浓度污水；池容积大，基建造价和运行费用较高，占地较多。 ⑦纯氧曝气活性污泥法 采用空气作为曝气介质时氧的分压有限。为此，通过提供纯氧作为曝气介质，提高了氧的分压和传质推动力，极大地提高了曝气池中溶解氧的浓度。这不仅可以可以加快处理速度，减少曝气池容积，降低基建造价，而且有机物的氧化也很彻底，污泥少，污泥很少发生膨胀现象。纯氧曝气的曝气池深度与传统法无多大不同，但一般为密闭式(防止氧气外逸和可燃行气体进入)，其构造较复杂，运行管理相对较烦琐。有机污染物在降解过程中产生的大量CO2等气体代谢物若不定期排除将会导致曝气池pH降低等问题。 ⑧深井(水)曝气活性污泥法 传统活性污泥法的曝气池深度一般在5 m以内，由于氧的分压有限，其氧的利用率、动力效率都不高。深井曝气法所依据的基本原理是：通过增加水深，即可提高空气扩散装置出口的氧分压，从而可以加大氧的传质推动力，加快氧向混合液中转移；同时，通过增加水深，延长了氧在混合液中的传质时间，从而提高氧的利用效率，混合液中的溶解氧浓度得以大大提高。 由于深井曝气池中具有很高的溶解氧浓度，因此它可以适应相对较高的进水浓度，处理城市污水时甚至可以不设初沉池对原污水直接进行处理；有机物的降解很充分；占地较传统法要小得多；表面积相对较小，因而其受外界环境条件(气温、风力、降雨、下雪等)的影响相对较小。这都是它的优点。 ⑨完全混合式活性污泥法 将普通活性污泥法的推流式流态改造为完全混合流态。其主要优点为：进入到曝气池中的污水很快被曝气池中原有的混合液稀释、均化。因而原污水的水质、水量变化(包括冲击负荷)对系统的影响可以降低到极小的程度。因此这种方法适宜于处理工业污水。池内活性污泥的需氧均匀一致，动力消耗较低。其主要缺点是活性污泥容易膨胀，其处理水质一般较差。 ⑩间歇式活性污泥法 又称为序批式活性污泥法，由4个工序所组成：进水、反应、沉淀、排放、待机，将普通活性污泥法各处理阶段在同一时间不同空间上的分配改为同一空间不同时间上的分配。其主要优点为：组成简单；多数情况下不需设调节池；SVI值较低，污泥易于沉降，一般不会产生污泥膨胀；通过对运行方式的调节，在单一的曝气池中可以进行脱氮和除磷作用；出水水质易于控制。 表3－9 主要活性污泥法工艺的设计参数、运行条件 序 号 运行方式 停留 时间 h 污泥龄 d 曝气池 污泥浓度 g/l 污泥负荷率 kgBOD5/kgMLVSS.d 容积负荷率 kgBOD5/m3.d 处理 效率 % 污泥 回流 比% a b d-1 A' kgO2/kgBOD5 b' d-1  1 合建表曝 3-5 2-4 3-5 0.2-0.6 0.6-2 85-90 100-500 0.6 0.30 0.45 0.13   吸附再生 1-3 3-10 1.5-3 0.2-0.6 0.5-1.4 85-90 50-100 0.60 0.25 0.47 0.14   阶段曝气 3-8 5-15 1.5-3 0.2-0.5 0.4-1 85-95 25-75 0.58 0.23 0.49 0.16   普通曝气 4-12 5-15 1.5-3 0.2-0.4 0.4-0.9 90-95 25-50 0.55 0.19 0.52 0.17  5 延时曝气 16 15 2-5 0.05-0.1 0.1-0.4 95 75-150 0.51 0.15 0.53 0.18  6 氧化沟 15-40 15 2-5 0.02-0.1 0.1-0.2 94-98 100 0.50 0.10 0.53 0.188   (6)活性污泥法的运行与管理 活性污泥法的试运行工作主要指活性污泥的培养与驯化。将生活污水、城市污水或类似性质的工业废水在曝气池中进行闷曝，一周左右即出现活性污泥的絮体，然后定期适当地进换水或连续进水，常温下经过2周左右后污泥即可培养成熟。驯化一般是针对工业废水而言，对培养成熟的活性污泥向曝气池中逐渐增加工业废水的比例，直到达到满负荷状态。 活性污泥法在运行过程中会重现某些问题或异常现象，必须进行必要的管理和维护，这些问题主要是：活性污泥膨胀；污泥上浮(脱氮上浮和腐化上浮)、污泥致密与减少、曝气池表面泡沫。 2，好氧生物膜法 (1)生物膜法的基本概念和原理 在生物处理中，简称膜法，其本质即是在处理构筑物中设置或投加载体(填料或支持体)，并让微生物在其上形成膜状污泥(生物膜)，并以这些具有活性的生物膜作为概念主体对污水实现净化。与泥法一样，膜法也有充氧与不充氧之分，不充氧的膜法呈现厌氧状态，被称为厌氧生物膜法，将在后续的厌氧生物处理部分中进行介绍。 生物膜法处理污水最早于1893年出现在英国Salford市的生物滤池。但由于当时由于装置运行时堵塞严重，到1940年后逐渐被泥法所取代。1960年后，化工上的新型填料的开发， 微生物吸附并固着在固体表面上是一种普遍存在的自然现象(微生物分泌物的粘质性能和静电吸引作用)，这在废水处理中称为挂膜过程。对于城市污水，20℃时生物膜从开始挂膜到成熟，一般有30天左右。在此期间，生物膜逐渐变厚，并在其内部(靠近载体处)因缺氧而开始出现由于层；微生物数量逐渐增加、种类日益丰富，对污水的净化能力也日益增强。 从构造上讲，生物膜内具有厌氧、好氧两层以及二者之间的兼性部分。在好氧层外由于生物膜的吸附和粘着作用而存在一个附着水层，然后再过度到流动水层。 图3－38 生物膜构造和工作原理示意图 空气中的氧溶于流动水层中，从那里通过附着水层传递到生物膜，而在生物膜内部可能因缺氧而出现厌氧层；污水中的有机物由流动水层经附着水层传递代生物膜上，同样地由于物质扩散的限制，内部微生物可能难于得到直接得到这些有机物；微生物的代谢产物包括好氧层产生的二氧化碳和水，也包括中间兼性好氧层产生的有机酸和厌氧层的氨气、硫化氢和甲烷等，这些代谢产物大多扩散到流动水层，也有在穿越好氧层时进一步被微生物所利用，如氨氮可被硝化细菌氧化为硝酸盐氮、硫化氢可被氧化为硫酸根等，而有机酸则可能被厌氧层微生物利用；微生物同化吸附有机物的结果使得生物膜逐渐变厚，其中厌氧层的增厚、气态代谢物的扩散等都会削弱生物膜与载体之间的粘着力，若辅以适当的水力冲刷或空气振动，则表层的污水可能会脱落下来，形成生物膜剩余污泥，此过程称为生物膜更新。生物膜的厚度、膜的更新速度与有机物浓度、DO、载体表面情况和搅拌等因素有关。适当的搅拌不仅有利于有机物、代谢物、DO等的有效扩散和接触，也加快了膜更新速度。 (2)生物膜法的特点 ①生物相特点 与泥法不同，生物膜法由于载体的存在，具有更适宜于各种微生物生长繁殖的安静而稳定的环境，而且由于生物膜的污泥龄长，故而能够生长世代周期较长的微生物，如硝化细菌，同时较高等的微生物如线虫、轮虫等的出现频率较高。在滴滤池的表面或某些生物转盘上还可能出现灰蝇和藻类(日光照到之处)。生物相的丰富也带来食物链的加长。具体情况因构筑物的型式(滴滤池、淹没滤池、接触氧化)不同而异，也因在构筑物不同位置(滴滤池和生物塔滤的不同高度处)而不同。 ②净化功能特点 由于固着生长，生物膜法构筑物中单位体积有可以长期维持巨大的生物量，如生物接触氧化法其MLSS浓度可达到13g/l，是普通活性污泥法的4～6倍，这对提高单位构筑物的处理能力、节约占地有利。由于生物相更丰富，食物链更长，导致生物膜法在污泥增长和净化作用上具有其独特的优点。如厌氧层微生物对好氧层污泥的利用、捕食性纤毛虫、轮虫对细菌的捕食和滴滤池上灰蝇对的污泥的吞食作用，使得生物膜法产生的剩余污泥少，含水率较低，同时由于硝化细菌的存在使得生物膜法具有硝化功能，在藻均共生的生物转盘上对废水中的氮、磷均具有良好的去除作用；生物膜上生长有大量的丝状微生物，由于表面积大，其对有机物具有强大的吸附和氧化能力，因其固着生长不会引起污泥膨胀问题；动力消耗较地：自然供氧、污泥有可能不需回流；可用于低浓度的水质净化，如污染水源的预处理；构造复杂，基建投资较高，膜泥的凝聚性能不如活性污泥，出水可能较为混浊。 (3)生物膜法载体及其基本要求 作为挂膜的载体有多种多样，如天然的砂石、陶粒、炉渣、焦炭、木块、竹片、麻布等以及人工制造的塑料、合成纤维、海绵等。 虽然生物膜载体的种类很多，但作为生物膜的载体，对它们的要求是相似的：材质兼有一定的化学稳定性，并对微生物无害；表面具有一定的粗糙度、亲水性能、孔隙率，以利挂膜；在不造成堵塞的情况下，具有近可能大的表面积，以增加挂膜量；材料的密度和强度适当；价廉易得。 表3－10 常见的生物膜载体及其主要物理特性 (砂、石块、陶粒、软性纤维、弹性纤维、泡沫塑料球) 填料 布气布水性能 挂膜性能 比表面积 (m2/m3) 孔隙率 % 规格 mm  玻璃钢蜂窝 较差 较易 100～200 98～99 D:20～36  塑料蜂窝 较差 较易 100～200 98～99 D:20～30  软性纤维 较差 易 1400～2400 90 纤维长120～160,束距60～80  半软性填料 好 较易 87～93 97 单片直径为120～160  立体波纹板 较差 较易 110～200 90～96 1600×800   表3－11 TB型自由摆动填料性能参数 型号 比表面积m2/m3 孔隙率％ 成品重量kg/m3 挂膜重量kg/m3  TB/TG-W-50×5 86 99.9 3.5 16.5  TB/TG 20×5 178 98.9 4.8 29.9  TB/TR-W-Φ150×5 2472 99.5 3.5 50  TB/TA-W-Φ173×0.5 244 97.5 3.64 18.3  TB/TP-W-Φ150×60 92 98.2 13.5 20.5  表3－12 弹性波形填料的主要性能参数 规格 比表面积m2/m3 孔隙率％ 成品重量kg/m3 挂膜重量kg/m3  Φ150×60 254 >98 5 27.3  Φ173×60 353 >98 5.5 28.9  Φ173×80 235 >98 4.5 26.6   图3－37 常见的生化填料 (4)生物膜法的类型 按照处理装置的外形、构造以及生物膜在装置中的存在方式，生物膜分为：生物滤池、生物滤塔、生物转盘和生物接触氧化以及生物流化床五种。 按照供氧方式分，生物膜法有自然通风供氧和人工强化供氧两种，或兼而有之(在自然通风的基础上辅以强化供氧)。生物滤池、生物滤塔、生物转盘通常采用自然通风供氧；生物流化床、生物接触氧化等则采用人工强化供氧。 按照载体在废水中的存在状态分，生物膜法可分为固定式生物膜、转动式生物膜和流态化生物膜。另外这些载体在废水中可全部淹没(如生物流化床、生物接触氧化)，也可部分淹没(如生物转盘)，还可以让废水流过生物膜表面(如普通生物滤池和滤塔)。 新型的生物接触氧化法(最初称为淹没式生物滤池)与活性污泥法不仅在供氧方式上相似，而且在污泥的存在方式上(悬浮和固着)和物料的混合上与泥法都有一定的相似性，因而其兼有泥法和膜法的优点，成为近年来的开发重点。 图3－40 常用的生物膜法装置示意图 旋转喷水普通生物滤池 固定喷水普通生物滤池 (c)生物转盘 ①普通生物滤池 普通生物滤池由滤料、池壁、池底、布水装置和排水沟渠所组成。其中，滤料可以是碎石或碎砖；池壁用于围挡载体、保护布水，一般由砖、毛石等砌筑；池底用于支撑滤料、排水和通风，一般用多孔砖支撑滤料的承托层(为10～15 cm直径、20～30 cm高的卵石层)；布水装置用于向滤池表面均匀布水，有固定式和旋转式两种；排水沟渠由一定坡度的排水沟将出水汇集到总排水出口。 普通生物滤池又称为滴洒滤池。其滤率很低，只有1～2m/d，处理能力小，易于堵塞，供氧能力较弱。改进措施有：增加水力负荷，提高水力冲刷效果，消除堵塞现象，并防止滤池蝇的孳生；增加滤池高度，延长废水的净化时间，保证出水水质，同时增加了通风能力。并由此开发出高负荷生物滤池和生物滤塔(超高负荷生物滤池)。 ②高负荷生物滤池 在普通生物滤池的基础上，通过加大进水流量或将出水回流来提高滤率和污染物负荷率，加强水力冲刷效果，避免堵塞和灰蝇生长；同时，辅以机械通风加强供氧，以提高滤池净化效果。 高负荷生物滤池的水力负荷率和有机负荷率分别是普通生物滤池的6～10倍和4～6倍。 但由于高负荷滤池水力停留时间较普通式的短(5min～15s)，故其出水水质较普通式的差，硝化作用也不明显。 ③塔式生物滤池 1952年前民主德国化学工程师舒尔兹运用气体洗涤塔原理创立了塔式生物滤池。高度为8～24 m。通过增加高度，减少了占地面积、保证了在较高的负荷率前提下获得较好的出水效果，使得生物相在塔内沿高度方向上产生明显的分层、分级，扩大了净化功能的范围(如硝化作用等)。同时，通过增加塔高使得塔内形成强烈的拔风作用，因而供氧情况良好，其水力负荷和有机负荷率分别是高负荷生物滤池的2～10倍和2～3倍，故此称为超高负荷生物滤池。 塔式生物滤池池壁结构为钢框架与塑料板。池壁一般应高出滤料表层0.5～0.9 m左右，以防风力影响布水。塔式生物滤池可以采用一处(塔顶)进水，也可以从沿塔身高度上若干点进水(可看成是多级生物滤池沿高度方向上的组合，类似于多点进水活性污泥法)。 ④生物转盘 生物转盘自1954年开发应用以来，广泛应用于印染、造纸、皮革和石油化工等行业的废水处理中。 生物转盘由转动轴、转盘、接触槽和转盘的驱动装置组成。生物转盘的供氧主要靠大气复氧和转盘的转动，也可以向接触中通入鼓风空气，兼起驱动作用。在转盘转动过程中，盘片上的生物膜完成吸氧、吸收有机污染物、分解污染物的循环。 生物转盘的盘片可以是竹片，也可以是聚乙烯硬质塑料板或玻璃钢波纹板等，要求有一定的机械强度和抗腐蚀性，盘片直径一般为2～3 m，盘片间距为20～30 mm。接触槽由混凝土浇筑或钢板焊制，其断面直径比盘片大20～40 mm，以便盘片自由转动，脱落的生物膜流出接触槽。 生物转盘转速为0.8～3.0 r/min，线速度为15～18 m/min；转盘浸没面积为其总面积的20～40％；生物转盘的产泥量按照0.3～0.5 kgSS/kgBOD5进行计算；转盘级数不小于3级。 生物转盘所需的电极功率计算公式为： Np = 3.85R4n02m1αβ (3－47) b×1012 式中：Np－电极功率(kw) R－转盘半径(cm) n0－转盘转速(r/min) m1－1根转轴上的盘片数 α－同一电极带动的转轴数 β－生物厚度系数 b－盘片间距(cm) ⑤生物接触氧化 生物接触氧化法的核心构筑物是接触氧化池，其由池体、填料及支架、曝气装置、进出水装置和排泥管道等部分组成。池体的形状有圆形或方形(矩形)两种，构筑材料有钢板(池容积较小时)或钢筋混凝土(池容积较大时)。池体厚度由结构强度要求计算，池体高度由填料、布水布气层和稳定水层的高度确定，一般地填料高度为3.0～3.5m、底部布气布水层高度为0.6～0.7m。为了填料的拆卸方便，一般将支架做成拼装式，或者将支架连同填料一起做成单元框架式。支架的材料可以是圆钢、扁钢或塑料管，要求其断面不要太尖锐(以免割裂填料)。 生物接触氧化池填料的选择对生物接触氧化法至关重要，一般对其填料有三个方面的要求：a,生物膜的附着性能：要求填料表面有一定的粗糙度和亲水性能；b,水力学性能：要求填料有一定的孔隙率、比表面积和填充率。填料在氧化池内分布均匀是克服池内流速偏差的有效方法之一。c,经济：影响填料成本的主要因素是材质、形状、厚度和加工工艺过程，填料在氧化池总造价中占有相当的份额(使用玻璃钢蜂窝填料时为65％左右)。有机高分子材质的填料中以维纶纤维填料较为便宜，而玻璃钢蜂窝填料和半软性填料均较贵。填料的形状有多种，可以是蜂窝管状、束状、波纹状、网状，也可以是中空球状或不规则粒状等；其硬度有硬性、半软性、软性三种。 与固定式填料相比，自由摆动填料具有：免用安装支架、安装方便、检修容易、成本低廉等优点，同时填料摆动时生物膜与废水产生相对运动，强化了生物板面的紊流，提高了生物膜活性，提高了污水处理效果，但运行过程中应注意避免填料相互缠绕问题。 生物接触氧化法处理对于生活污水时水力停留时间采用0.8～1.2h，对于印染废水采用3.0～4.0h，对于高浓度有机废水则采用10～14h。对城市污水及生活污水，设计容积水力负荷率为8-25 m3/m3.d，容积有机负荷率为1.0～4.0 kgBOD5/m3.d)，表面水力负荷率为3～10 m3/m2.h。 表3－13 各种废水生物接触氧化法处理的BOD负荷率及出水水质 污水类型 BOD5负荷率(kgBOD5/m3.d) 出水水质( mgBOD5/L)  城市污水二级处理 0.8 30  城市污水三级处理 0.2 10  印染废水1 1.0 20  印染废水2 2.5 50  粘胶废水 1.5 10   3，厌氧生物法 (1)厌氧生物法的基本概念和原理 早在厌氧生物法在100年前人们就已经利用厌氧生物法处理有机污泥和粪便，但只是到了60年代由于能源危机人们才研究和开发利用厌氧生物技术用于有机污水的工程化处理，其整个发展过程可分为三阶段： ①初期阶段：1881～1930年。1881年法国Louis Mouras发明了“自动净化器”、1895年英国开发了化粪池、1905年德国开发了Imhoff池处理生活污水。 ②第二阶段：1930～1955年。由于消化池的研究与应用。 ③第三阶段：1955年～。1955年厌氧活性污泥法(厌氧接触法)、1972年厌氧生物滤池、1979年升流式厌氧污泥床、1981年厌氧膨胀床和厌氧流化床。 厌氧生物法是在无分子氧条件下，由兼性及专性厌氧微生物来降解或稳定污水及污泥中有机物质的一种生物处理级技术。厌氧法处理后的最终产物为甲烷、二氧化碳、水、硫化氢、氨气等。其处理的对象主要是高浓度有机污水和有机污泥。 有机物在厌氧条件下的生物转化、降解和稳定的过程十分复杂，不同的学者对其内部机理有着不同的解释。目前大致有三种理论解释： ①一阶段理论：1906年Omeliansky提出了甲烷形成(methanogenesis)的一阶段理论。认为由纤维素等复杂有机物经甲烷细菌分解而直接产生甲烷和二氧化碳。 ②二阶段理论：1930年提出的。第一阶段为产酸阶段或酸性发酵阶段，有机物在产酸细菌的作用下，分解为脂肪酸和其他产物，并合成新的细胞； 第二阶段为产碱阶段或甲烷发酵阶段，脂肪酸、醇类等在专性厌氧微生物――产甲烷均的作用下转化为甲烷与二氧化碳。 ③三阶段理论：1979年M.P.Bryant根据大量事实把甲烷的形成过程分为三阶段。他在二阶段理论的基础上，将第一阶段进一步分为两个阶段：水解－发酵阶段与产氢、产乙酸阶段。从而产生三阶段理论。 (2)厌氧生物法的基本特点 ①能量需求低，自身还可以产生能量：过程不需要供氧，产生的沼气中含甲烷60～70％左右，可应用作为燃料、很高原料或用于发电，其热值为21000～25000kJ/m3。相比而言，每去除1公斤的COD需要耗能(曝气)0.5～1.0kw.h；而厌氧法去除1公斤的COD却产生3.0～3.5kw.h的能量。 ②污泥产量少，污泥处置费用低。这是因为厌氧微生物的增殖速度明显低于好氧微生物的缘故。如，每去除1公斤的COD好氧法新增干污泥0.35～0.6kg，而厌氧法新增干污泥仅有0.02～0.18kg。 ③对营养物质的需求少。好氧生物处理时要求污水的BOD5：N：P＝100：5：1，而厌氧法该比值为100：2.5：0.5，N和P的需要量仅为好氧法的一半左右。 ④能降解某些好氧微生物所不能降解的有机物，如蒽醌类着色剂、偶氮类染料等。 ⑤处理后的水质较差；对环境条件的要求较苛刻；设备的启动时间较长、运行较复杂。 (3)影响厌氧生物处理的因素 ①温度 温度对厌氧生物处理的影响要比好氧的复杂些。厌氧微生物按其适应的温度分为高温细菌和中温细菌二类。高温细菌适宜的温度区为50～53 ℃，高于或低于此范围均造成其代谢活力的下降；中温细菌最适宜的温度区为30～36 ℃，高于或低于此范围均造成其代谢活力的下降。根据上述原因将厌氧消化分为高温消化和中温消化两种。在高温消化下，消化池的容积负荷率为6.0～7.0 kgCOD/m3.d，产气量约为3～4 m3/m3.d，消化时间为10天左右；在中温消化下，消化池的容积负荷率为2.5～3.0 kgCOD/m3.d，产气量为1～1.3 m3/m3.d，消化时间为20天左右。无论是高温消化或是中温消化，其系统中允许的温度波动范围为：±1.5～2.0℃。当温度波动超过5℃是，系统即停止产气，并导致有机酸的大量积累而破坏了消化的进行。在中温消化时，由于其温度与人的体温接近，故对寄生虫卵和大肠菌的杀灭率低；而高温消化对它们的杀灭率可达到90％以上，出水能满足卫生要求。 ②pH值 产甲烷细菌对pH值变化的适应性很差，其最佳pH范围为6.8～7.2，pH低于6.5或高于8.2都会造成严重的抑制。厌氧消化中的pH值情况除与进水pH有关外，与厌氧消化过程也有密切关系：脂肪酸积累会引起pH值下降；产甲烷菌消耗二氧化碳会引起pH值上升。 ③氧化还原电位ORP 产甲烷菌是专性厌氧菌，它要求体系有较好的还原环境，即低ORP值。其最低的ORP范围为：－150～400mV。 ④营养 虽然厌氧微生物对N、P的需求相对较少，但由于许多厌氧微生物自身缺乏合成必要的维生素与氨基酸的能力，因而必须进行人为的投加，以提高其酶活力。 ⑤有毒物质 S2-(SO42-、蛋白质的分解是其主要来源)、NH3、NH4+、CN-、Cl-、有机氯化合物等对厌氧微生物都有抑制与毒害作用。如当消化池SO42－浓度大于5000mg/l时或S2－大于100mg/l时，对厌氧过程将产生明显的抑制作用：硫酸盐还原细菌过度增殖，其还原1份的SO42－时用去8个H，从而使得甲烷的生成减少了两份。当池中NH4＋浓度大于150mg/l时，将出现氨中毒现象。 ⑥底物投配率和污泥龄 底物投配率有两种表示方法(1)日投加的原污水量占消化池容积的百分比，其倒数即为污泥龄(2)单位消化池容积每日接纳的有机物量,kg COD/m3.d。底物投配率很高，可以减少消化池容积，但过高会引起有机酸积累，导致系统pH值下降，抑制甲烷菌活动；投配率过低会引起相反的情况。对于城市污水处理厂的污泥消化，其投配率一般取5～8％(相应地，污泥龄为12d左右)。 ⑦搅拌 要保证消化系统高效运行，则在消化池中应有适当的搅拌。通过搅拌使得各种物质相互混合，以利反应的有效进行；均衡消化池中的pH值，防止局部有机酸积累；原理于沼气的释放。搅拌方式通常有：机械搅拌、水力搅拌和沼气搅拌。 (4)厌氧生物法的主要类型 图3－41 厌氧消化池构造 厌氧消化池 如图3－41所示，厌氧消化池外观形状一般有圆柱型和蛋型两种。对于中小型污水处理厂，一般采用圆柱型，其直径为6～35 m，池总过度与池直径之比取0.8～1.0，其池底、池盖倾角一般为15～20°，池顶集气罩直径取2～5 m，高度为1～3 m。大型污水处理厂一般采用蛋型消化池，其容积可以做到10000 m3以上，具有如下优点：搅拌充分、均匀，无死角，污泥不会在池第固结；池内污泥的表面积小，即使形成浮渣，也容易去除；在池容积相等的情况下，池总表面积较圆柱型的小，这有利于池体保温；蛋型结构的受力条件较好。 消化池主要由污水(污泥)投配系统和排水(泥)及溢流系统、沼气排除和收集储备系统、搅拌和加温系统所组成。污水和污泥的投配管一般位于池内水位或泥位上层，而排水或排泥管一般布置在池底，溢流管装置有三种型式：倒虹吸式、大气压式、水封式，其作用为避免消化池的沼气室与大气直接相通，溢流管的最小直径为200 mm。沼气管的直径按日平均产气量进行计算，设计管内沼气流速为5～8m/s。沼气的储存一般采用储气柜，储气柜的容积按照平均日产气体积的25～40％计算。搅拌设备的设计应使得全池污水或污泥在2～5 h内得以全面搅拌一次。沼气搅拌的优点是没有机械磨损、搅拌充分，还可促进厌氧消化，缩短消化时间，其搅拌气流量按每1000 m3池容积为5～7m3/min计算；机械搅拌法多为螺旋桨型式，但由于其在池内锈蚀严重，现在一般不主张使用。消化池加温的目的是使得消化过程在确定的温度(中温和高温)下进行。加温的介质可以是热水，也可以是蒸汽。加温的方法可以在消化池外的投配池中用蒸汽对污水或污泥直接进行加热，称为池外直接加温形式，其主要缺点为可能导致局部污水或污泥温度过高，优点为可有效地杀灭系统中的寄生虫卵。加温的方法也可以是在池外的泥(污水)－热水套管换热器中进行，称为池外间接加温法。 ②厌氧接触法 厌氧接触生物法在消化池后增设污泥或污水的真空脱气装置，并设置二沉池以兼性泥会分离和对厌氧污泥进行回流，又称为厌氧活性污泥法。 厌氧接触法由于增设了脱气装置和二沉池，因此出水水质好。同时，由于污泥得以回流，故提高了池中的MLSS量(可达到6～10g/l)，相应地其负荷率可达到6 kgCOD/m3.d，是普通消化池的两倍左右。 ③厌氧生物滤池 厌氧生物滤池一般采取升流方式运行，早期的填料为30～50 mm的碎石、焦炭等，其比表面积为40～50m2/m3，孔隙率为50～60％左右，滤料高度不宜超过1.5 m。后来用蜂窝、波纹塑料等材料，其比表面积可提高到100～200m2/m3，孔隙率为80～90％左右，滤料层高度可达到5 m左右。厌氧生物滤池不进行污泥回流，不进行搅拌和污泥脱气；污泥浓度高，泥龄长(100 d)，耐冲击负荷能力较强，容积负荷率为3～15kgCOD/m3.d。但厌氧生物滤池容易堵塞，因而进水SS应控制在200 mg/l以内。 设计：对于以碎石作为填料时其 ④厌氧膨胀床和厌氧流化床 在厌氧膨胀床和流化床中，投加石英砂、无烟煤粒、GAC和陶粒等生物膜载体，以升流方式运行，其中膨胀床的膨胀率为10～20％、流化床的膨胀率为20～70％。 在厌氧膨胀床中，由于细小的载体给厌氧微生物的生长和附着提供了很大的比表面积，使得床内具有很高的污泥浓度，其污泥浓度可达30～60 g/l；容积负荷率为10～40 kgCOD/m3.d，耐冲击负荷。同时，由于载体及生物膜处于膨胀或流化状态，因而处理装置基本无堵塞问题，并且膨胀床对出水中夹带的污泥具有一定的过滤与阻留作用，这对保证出水水质和防止污泥流失有利。另外，厌氧膨胀床和流化床中生物膜薄、活性高。两种厌氧法装置既能处理高浓度的有机废水和污泥，也能处理低浓度的城市污水。但载体的流化能耗较大，运行管理较为复杂。 ⑤升流式厌氧污泥床 英文缩写为UASB，最初由荷兰农业大学G.Lettinga教授于1954年在厌氧滤池基础上逐渐开发出来的。 图3－42 升流式厌氧污泥床 UASB将厌氧消化与固－气－液的三相分离集中在一起，结构紧凑。整个UASB由底部进水区、池内反应区、气－液－固三相分离器、沼气罩、出水区五部分组成的。在反应区中，下部为颗粒污泥床，上部为悬浮污泥层。底部进水区的关键在于布水的均匀性。在反应区内沼气的上升对污泥床起到了一定的浮升和搅拌作用，污水穿过污泥区时与污泥得以充分的接触。三相分离器对保证系统出水质量、污泥回流和沼气释放均很重要。污泥床中污泥浓度很高：悬浮区中为40～50g/l；污泥床中为70～100g/l，装置运行后期将形成0.5～4.0mm的颗粒污泥，颗粒污泥的存在有利于进一步提高污泥浓度和三相分离，耐冲击负荷能力很强。UASB 处理污水的水力停留时间为4～24 h，接近于好氧生物法；而容积负荷率为5～40 kgCOD/m3.d，是好氧生物法的几倍到上百倍。UASB处理系统不设机械搅拌设施，污泥进行自身回流，因而动力消耗低。 ⑥两相厌氧消化法 1971年Ghosh和Pohland首先提出了两相厌氧消化的概念。两相厌氧生物法的开发不是反应器结构或构造型式上的革新或构造，而是厌氧消化过程的工艺上创新。 在厌氧消化的三阶段中，各阶段的菌种、消化速度、对环境的要求、对有机物的分解过程和其分解产物均不同，但相对而言，水解发酵阶段和产氢产乙酸阶段的情况较为相似。在实际做法上将其与后续的产甲烷阶段分开，在两个消化池中维持整个过程，使各自在其最佳的环境下进行消化。由于酸化与甲烷发酵分别是在两个独立的反应器中进行的，从而使得此系统具有独特的优点：能使得产酸细菌、产甲烷细菌等得到最佳的生长和繁殖条件，在系统中获得最高的代谢活性，COD的降解也最有效；当进水负荷率有加大幅度的波动时，酸化反应器具有一定的缓冲能力，对后续的甲烷发酵过程起到保护作用；酸化反应器的反应速度快，对COD的降解率为20～25左右。这对有效地减轻后续甲烷发酵负荷。两相反应器的停留时间短，故相应的基建费用和投资少。产酸阶段与产碱阶段的相互干扰被降低到最小限度；即使系统发生异常现象，也易于控制。因而两相消化法运行更稳定，管理更简便。 两相厌氧消化系统更适宜于处理特殊工业废水，如含高浓度硫酸根和氯根的有机工业废水(味精生产废液)。在两相厌氧消化的第一相的停留时间为0.4～1.0天，容积负荷率为25～60 kg/m3.d；第二阶段所采用的停留时间为1.5～4.0天。消化池的容积产气量为1.0～1.3 m3/m3;每去除1 kgCOD的产气量约为0.9～1.1m3。 第四节 水的回用 水的回用，也称为水的复用，或称为水的再生或废(污)水资源化。 缺水和浪费水是存在于各国的一个普遍现象，并由此影响了城市和工业的发展，严重时将威胁人类本身的生存。我国许多城市或地区都存在缺水问题，特别是华北和西北地区，缺水已经严重制约了当地的城市和工业发展，甚至影响到人们的日常生活。天津市因为水资源的严重匮乏而不得不化巨大代价进行“引滦济津”。与其它工业化国家一样，我国缺水的重要原因之一是由于水污染，由此导致水质型缺水。 人们对水资源及其利用存在错误的认识、浪费水资源是造成缺水的主要原因。全球性水质污染的结果使得人们认识到可以利用的水资源越来越有限，为了获得合格的水质而不得不花大量的人力、物力和财力来净化收集和净化污水，自来水厂出水水质越来越恶化、处理费用容易增加，现实逼迫人们研究并实施节约用水和水的回用措施。自20世纪60年代以来，水的回用先后在各国得以开展与应用，对于水资源本来就匮乏的地区或城市通过在立法或设计规范对水的回用强制执行。 水回用的价值是多方面的。首先，通过水的回用达到了节水的目的。其次，水中存在的有用物质和能源往往在水回用的同时得以回收。另外，水的回用大大减少了废水的排放，能够有效地控制水环境污染。 回用水的出路也多种多样，如农田灌溉、冷却、物料和废渣的水力输送、景观水的补充、绿化以及道路冲洗等。 水回用范围可大可小，通常有：(1)跨行业部门回用，如城市污水的农田灌溉；城市污水厂出水与河水混合后作为景观水体补充水和绿化用水；(2)跨厂界回用，如火力发电厂使用附近工厂的废水进行水力冲灰等；(3)车间或工序内回用，如各种设备的冷却水循环使用、印染厂和电镀厂的逆流漂洗、吸收法净化废气流程中的多级逆流喷淋等，洗衣机漂洗水应用冲洗卫生器具。广义上说，净化合格的污水排放到天然水体或灌注到地下也属于水的循环使用，但原则上水的回用都是指废水产生源头的小范围内的回用，如住宅生活污水回用、工艺污水复用等。 城市污水用于农田灌溉是城市污水回用的重要途径之一，可以达到水肥并用的效果。过去，未经一定处理的城市污水直接灌溉农田造成了二次污染问题，妨碍了污水灌溉的推广应用。因此，灌溉前必须对城市污水进行合格处理，尤其是严格控制出水中重金属等危害较大物质的含量。 经过处理后的城市污水还可以作为城市景观水体的补充水，但应该注意如下问题：表面活性剂的泡沫；N、P导致水体的富营养化；气味和颜色。出水适量加氯可以改善补充水的卫生学质量，但加氯太多也会影响水体的生态。 从住宅和公共建筑(宾馆饭店、浴池和洗衣房)排出的生活污水是人们普遍关注的回用对象之一。住宅中生活污水中杂用水主要是指洗涤设备(厨房洗菜池、卫生间洗脸盆和洗衣机以及浴室)排出的废水，具有水量大、污染物含量较低的特点，易于处理和回用。生活杂用水的收集、净化和回用构成一个完整的中水系统。国内外许多城市都已经和正在规划并建设生活杂用水的回用系统，并制订了相应的中水水质标准和系统设计规范。如日本东京自20世纪70年代以来，开始在高层住宅和大型宾馆中推广应用中水系统，实施中对中水管及其阀门的颜色和式样进行特别标记，并定期检查中水系统有无与上水、下水系统混接。对用户抱怨的中水色味浊、卫生器具结垢等问题，通过对回用水进行过滤和消毒得以满意地解决，通过加氯有效地防止了中水系统中微生物孳生和结垢，另外还建议中水管道采用塑料管和塑料衬里的管道以减缓管道的腐蚀。生活杂用水经过处理后可以用于洗车、卫生设备冲洗、绿地浇灌、道路冲洗等。中水系统的投资仅为房产开发投资的1－2％。 在特殊情况下，废水和污水还可以作为饮用水水源。以色列的淡水资源严重匮乏，水的回用率几乎达到了100％的程度；航天飞机中污水经过深度净化后循环回用作为宇航员的饮用水。 水的回用在我国处于方兴未艾的大好时期。我国中长期水资源规划中详细制订了工业用水的复用指标，如重复利用率、间接冷却水循环率、工艺水回用率和蒸汽冷凝水的回用率；规划21世纪初年全国工业用水的复用率达到60－65％，其中华北严重缺水的城市达到73％以上。工业行业水复用率：火电厂70％、黑色金属85％、化纤85％、医药20％、有色金属80％、化工75％、纺织70％、机械和电子60％、食品50％、印染40％、造纸50％。即使在河网密布的江南水乡城市也已经开始实行生活杂用水的回用实践。随着我国人民环保和节水意识的日益提高，政府的宣传和管理措施的逐渐加强，水的回用率将越来越高、回用范围也越来越广泛，一个以节水为荣、以使用回用水为乐的局面在不远的将来必会形成。 住宅和工业生产中的水回用系统往往构成一定可见内会的闭路循环。虽然水回用系统在收集、处理和输送方面与通常的给水、排水存在许多共性，实际应用中会出现许多特殊的问题，如根据特定的回用出路制订相应的回用水水质标准、回用次数和回用水量，回用系统实施过程中应密切跟踪其社会效益和经济评估。 应用实例： 工业企业水的回用 某钢铁企业对炼铁车间的高炉净冷却水和煤气洗涤浊排水进行串级复用，工艺流程如下： 图3－43 炼铁车间水回用系统 补充原水 高炉冷却水 煤气洗涤水 炉渣粒化用水 处理 水回用过程中经常对串级复用水平衡评估，并将分散的废水进行集中加以处理后喷洒料场或冲洗道路。 小型住宅生活污水的回用 图3－44 小型住宅生活污水净化工艺流程图 小型充氧机 污水 一级沉淀 二级沉淀 调节池 一级接触氧化 二级接触氧化 三级沉淀 消毒 排放 表3－14 小型住宅生活污水处理装置设计参数 人数 参数 5 10 15 20  各 装 置 体 积(m3) 一级沉淀 1.7 3.6 5.3 5.3   二级沉淀 1.1 1.8 2.5 3.0   调节 0.4 0.8 1.4 1.4   一级接触氧化 0.7 1.6 2.3 2.3   二级接触氧化 0.8 1.6 2.3 2.3   三级沉淀 0.3 0.7 0.9 1.2   消毒 0.2 0.7 0.7 0.8  总体积(m3) 5.2 10.8 15.4 16.3   总外形尺寸(m) L 2.3 3.2 3.8 4.1   W 1.4 2.0 2.2 2.2   H 2.2 2.3 2.6 2.6  耗电量(W) 120 200 250 300  鼓风量(L/min) 100 150 200 250  水质(mg/L)  COD BOD SS TN TP   进水 65～108 36～158 64～242 35～68.4 6.1～8.0   出水 8.2～13 1.0～3.6 0.8～3.0 0.6～0.9 2.5～3.9   图3－45 小型住宅生活污水净化装置