水污染控制工程教学大纲：水污染控制工程大纲 讲义

《水污染控制工程》教学大纲 课程英文名称：waterpollutioncontrolengineering 课程教学目的、要求 教学目的： 通过该课程的学习，使学生了解废水的来源，评价水质的指标，水质标准，水处理工艺的基本原理及主要的处理方法，能够根据实际的处理对象提出基本的水处理方案，并能根据需要进行设计、调试以及相关项目管理。 教学要求： ?了解废水的水质指标以及最终的出路； ?掌握废水处理的基本处理工艺、原理和方法； ?能够根据实际的处理需要设计工艺路线、进行设备选型以及构筑物的选择和设计计算； 课程必备知识 先修课程：工程制图、环境化学、环境科学概论 课程内容提要 《水污染控制工程》主要是利用物理、化学或者生物处理的技术与方法使废水经过一定环节的净化处理，去除其中的污染物质，达到一定的水质指标后排放到具有一定环境容量的水体中，从而达到消除或减轻水污染的目的。 知识要点 一、污水的水质和处理 1、主要内容：水质指标、排放标准、污染物在水体环境中的迁移和转化、废水的出路 2、重点与难点（句前带*号指既是重点又是难点，其余仅为重点，下同）：*废水的水质指标；水质指标的分类及具体的含义；*废水的排放标准；国家标准和地方标准之间的关系；水体的自净作用；排放水体及其限制，*废水的回用。 二、废水的物理处理 1、主要内容：格栅和筛网、沉淀的基础理论、沉淀池、沉砂池、隔油和破乳、浮上法种分类。 2、重点和难点：格栅和筛网的主要设备；*沉淀的基础理论；沉淀池和沉砂池的主要形式、隔油的主要方法和构筑物的主要形式、破乳的基本方法、浮上法的原理和主要设备及形式。 三、废水生物处理的基本概念和生化反应动力学基础 1、主要内容：好氧生物处理和厌氧生物处理、微生物生长规律和生长环境、反应速度和反应级数、米-门方程、莫氏方程、废水生物处理的基本数学模式。 2、重点与难点：*好氧生物处理的原理；*厌氧生物处理的原理；*微生物生长规律和生长环境；*反应速度和反应级数；米-门方程、莫氏方程、*废水生物处理的基本数学模式。 四、稳定塘和污水的土地处理 1、主要内容：稳定塘、土地处理。 2、重点与难点：*稳定塘的类型及工作原理，*稳定塘的适应性及优缺点；土地处理的基本方法及类型。 五、生物膜法 1、主要内容：生物膜、生物膜法的基本类型。 2、重点与难点：生物膜的基本概念；*生物膜的形成；*生物膜法的基本类型及主要设备。 六、活性污泥法 1、主要内容：活性污泥、气体传递原理、曝气池、活性污泥法的类型、活性污泥法的设计计算、活性污泥法的运行管理。 2、重点与难点：活性污泥法的基本概念、活性污泥的类型；*气体传递原理；*曝气池的类型及结构；*活性污泥法的设计计算；*二沉池；*活性污泥法的运行管理； 七、厌氧生物处理法 1、主要内容：厌氧生物处理、主要方法和设计过程。 2、重点与难点：厌氧生物处理的基本概念、厌氧生物处理的类型；*设计方法；*厌氧池的类型及结构；*好氧-厌氧的联合运用； 八、化学处理法 1、主要内容：化学混凝、中和、化学沉淀、氧化还原 2、重点与难点：*混凝法的基本概念、混凝的基本步骤、混凝药剂及主要设备、*中和法的类型、中和法的药剂、*化学沉淀法的概念、沉淀药剂、*氧化还原的基本方法、氧化还原药剂； 九、吸附法、离子交换、萃取和膜析 1、主要内容：吸附、离子交换、萃取、膜析 2、重点与难点：*吸附法、离子交换、萃取和膜析的基本概念；*处理原理和规律；*主要设备及结构；适用的范围。 十、城市污水的深度处理 1、主要内容：氮、磷的处理；污水的三级处理 2、重点与难点：氮磷的危害性；城市污水三级处理的必要性；*氮磷处理的基本方法。 十一、污泥的处理和处置 1、主要内容：污泥的来源、性质和数量；污泥处理的基本步骤； 2、重点与难点：污泥的来源、性质和数量；污泥的处置和前处理；污泥的浓缩；污泥的稳定；污泥的调理；污泥的脱水；污泥的干燥和脱水。 参考书目 ?水污染控制工程，高廷耀主编，高等教育出版社，1999年 ?水污染控制工程，张希衡主编，冶金出版社，2002年 开课单位 环境科学与工程学院 教学素材检索 教学图片(bmp): TJ溶气释放器 沉砂池  钙系脱硫剂 钢丝绳牵引格栅  鼓式旋转型污泥焚化专用炉 硅藻土过滤  弧形格栅除污机 扩散管组  立体蜂窝网状填料 膜片微孔曝气器排列图  气浮池 溶气系统  污泥干化场 纤维状填料  氧化沟 氧化沟处理厂俯视图_2  氧化沟处理运行景观 紫外线消毒  教学视频(avi) 板框压滤机脱水 泵形叶轮曝气器  对角线出水调节池 反冲洗过程  滚压带式脱水机 虹吸滤池－过滤过程  活性污泥法基本流程 离心脱水机  滤池过滤过程 平流式沉砂池  普通快滤池 升流式膨胀中和滤池  塔式生物滤池 推流式曝气池  污泥消化流程 移动伸缩臂式格栅除污机  重力式无阀滤池－过滤过程 水资源  圆形曝气池 自动撇油斜板隔油池  教学动画(swf): SBR工艺的操作过程 T型氧化沟系统工艺流程  变速升流膨胀式中和滤池 侧面鼓风曝气生物接触氧化池  臭氧发生器 臭氧消毒流程  分层沉淀现象 辐流式沉淀池  滚压带式过滤机 过滤原理  虹吸滤池 回转式格栅  回转式压实器 活性污泥法基本流程  机械加速澄清池 机械搅拌混合槽  胶体粒子的结构及其电位分布 接触氧化池的基本构造  空气氧化脱硫塔 快滤池  连续式重力浓缩池 链带式刮泥机  氯氧化系统 排水槽断面  平流式沉淀池 普通平流式隔油池  曝气沉砂池 强制调节池  亲水性和疏水性颗粒的接触角 全流程溶气气浮法  三向联合式压实器 射流式水力冲击空气扩散装置  生物接触氧化流程 生物滤池  竖流式沉淀池 双膜理论  完全混合法基本流程 往复式隔板反应池  污泥水分 线内水量调节池  压缩空气搅拌 厌氧接触法工艺流程  叶轮气浮设备构造 液氯消毒工艺  圆形曝气池 圆形卧式吸附器  折流调节池 重力浓缩原理  重力式无阀滤池-过滤过程 转鼓真空过滤机  水污染控制工程参考书目 1、废水治理设施典型实用范例，2001年，广东经济出版社（孙水裕主编） 2、广东省先进环境工程实例选编，2003年，广东科学出版社（朱又春主编） 3、《水污染控制工程（下册）》（第二版），高廷耀、顾国维主编，高等教育出版社，北京：1999 4、《排水工程（下册）》（第三版），张自杰主编，中国建筑工业出版社，北京：1996 5、《废水生物处理》，秦麟源编著，同济大学出版社，上海：1989 6、《水污染控制工程》，王宝贞主编，高等教育出版社，北京：1990 7、《污水脱氮除磷技术》，郑兴灿、李亚新编著，中国建筑工业出版社，北京：1998 8、《废水中氮磷的处理》，徐亚同编著，华东师范大学出版社，上海：1996 9、《现代废水处理新技术》，钱易、米祥友主编，中国科学技术出版社，北京：1993 10、《生物接触氧化技术》，余淦申编著，中国环境科学出版社，北京：1992 水污染控制工程理论学习 复习思考题 第一章 1、概述水体污染控制的主要水质指标。 2、概述我国我省的水排放标准。 3、概述我国水环境质量标准。 4、水污染控制技术可分为几大类型？简要介绍重要的控制技术。 6、污水处理方法与污染物粒径有何关系？试举例说明之。 7、什么叫水体的自然净化？水体自然净化能力取决于哪几个方面的因素？ 第二章 1、什么是调节池？调节池有什么作用？ 2、简述格栅的含义和分类。 3、沉淀可分为哪几种类型？请分别列出沉淀类型的具体例子。 4、沉淀池的形式很多，按工艺布置不同，可分为几种，初沉池和二沉池有哪些不同？按水流方向不同，可分为几种？运用条件如何？ 5、含油污水中油的存在形式有几种？乳化油是怎样形成的？破乳方法有哪些？ 6、常用的沉砂池有哪几种？曝气沉砂池的工作原理和平流式式沉砂池有何区别？ 7、气浮分离的基本原理是什么？必须满足哪些条件？按气泡产生的方式不同，气浮法可以分为几类？试述加压溶气气浮法有几种工艺流程？试述它的工艺原理。 第三章 1、在生化反应中酶起了什么作用？ 2、名词解释：内源呼吸、对数期、发酵 3、何谓米氏方程？ 4、何谓莫诺特方程？在应用时需满足哪些条件？ 5、微生物的呼吸类型有哪几种？简要介绍之。 6、细菌生长可划分为几个时期？哪一个时期净化废水的效果最好？为什么？ 7、什么是污水的可生化性？一般如何评价？ 第四章 1、在活性污泥处理系统中，哪几种微生物可作为污泥状况良好的指示生物？ 2、曝气池和二次沉淀池各有何作用？ 3、名词解释：双膜理论、微孔曝气、氧化沟 4、常用的曝气设备有哪些？各适用于什么场合？ 5、何谓SBR法？请列出你所知道的变种SBR工艺，并简述它们的特征和优点。 6、试说明污泥沉降比、污泥浓度和污泥指数在活性污泥法运行中的重要意义。 7、什么是污泥龄？在污水生物处理中有什么作用？ 8、试简单论述氧转移的基本原理和影响氧转移的主要因素。 9、什么是活性污泥的驯化？驯化的方法都有哪些？ 10、活性污泥系统中常发生的异常现象有哪些？产生的原因是什么？ 11、在废水的好氧生物处理中，如何提高废水的可生物降解性？ 12、活性污泥法的运行方式有哪几种？试比较推流式曝气池和完全混合曝气池的优缺点？ 13、曝气方法和曝气设备的改进对活性污泥法的运行有什么意义？有哪几种曝气方法和曝气设备？各有什么优缺点？ 第五章 1、试述生物膜法净化污水的原理。 2、什么条件下宜采用活性污泥法，什么条件下宜采用生物膜法？ 3、高负荷生物滤池因何得名？与传统的普通滤池相比最大的不同在哪里？生物滤池的最新发展形式是什么？ 4、生物转盘的构造主要有哪几部分？为什么它比传统的生物滤池处理能力要高？ 5、什么是接触氧化法？有何显著特点？其主要构造如何？在接触氧化法的设计中，应注意哪些问题？ 6、二相生物流化床与三相生物流化床的主要区别有哪些？ 第六章 1、试说明厌氧处理工艺的发展历程及其适用范围。 2、近年来厌氧好氧联合工艺如：AO法，AAO法取得了良好的效果，试说明它们的原理和特征。 3、试画出UASB草图，说明其工作原理。 4、对含硫酸盐的有机废水生化处理的原理是什么？应注意哪些问题？ 5、你认为哪种厌氧反应器最有优势？为什么？ 6、试简述废水厌氧生物处理的基本原理。 7、厌氧、好氧、缺氧有哪些异同点。 8、试比较厌氧生物法与好氧生物法的优缺点。 第七章 1、稳定塘有哪此类型？它们的处理机理和运行条件有何区别？ 2、污水土地处理系统有几种类型？各有什么特点？ 3、污水土地处理系统有哪些类型？各有什么特点？ 第八章 1、压缩双电层、吸附架桥作用、网捕作用。 2、常用的混凝剂有哪些？各有何特点？ 3、试述过滤中和法处理酸性废水时，选择滤料的原则。并讨论升流式膨胀中和滤池及变截面升流式滤池的特点。 4、什么是污水的化学处理？ 5、什么是中和过滤法，过滤中和法的优缺点是什么？ 6、混凝剂与助凝剂有何区别？在使用中应注意什么问题？ 7、什么叫湿式氧化法？请列出你所知道的高级氧化技术，并简述各种方法的要点。 8、吸附法处理废水的原理是什么？影响吸附的因素有哪些？ 9、常用的吸附剂有哪几类？各有何特点？ 10、试列出几种物理化学法水处理技术，并简述它们的工作原理。 11、污水中哪些物质适宜用吹脱法去除？影响吹脱的因素有哪些？ 第九章 1、名词解释：污泥浓缩、脱水、干燥、焚烧 2、污泥的脱水通常采用哪些方法？各有何特点？ 3、板框压滤机的工作原理是什么样的？试画一草图说明。 4、在污泥的处理处置中，完整的工艺路线是怎样的？请以含水率为指标，描述出从剩余活性污泥到焚烧一系列过程中的变化。 第十章 1、常规的城市污水处理厂二级生物处理工艺的主要去除对象是什么？为什么要加上脱氮除磷功能？ 2、在课堂上，共讲了哪几种脱氮除磷工艺，你认为哪种工艺最有竞争力？ 3、试简述生物脱氮除磷的工作原理。 第十一章 1、污水处理工程的初步设计和施工图设计各有哪些特点？ 2、污水处理厂（站）的工艺设计包含哪些重要内容？ 3、对于污水厂（站）设计的平面布置图应当考虑哪些问题？ 4、对于污水厂（站）设计的高程布置图应当考虑哪些问题？ 5、曝气池和沉淀池的运行管理有哪些要点？ 课程目录   第一章污水水质和污水出路 第二章污水的物理处理 第三章废水生物处理的基本概念和生化反应动力学基础 第四章稳定塘和污水的土地处理 第五章污水的好氧生物处理(一)——生物膜法 第六章污水的好氧生物处理(二)——活性污泥法 第七章污水的厌氧生物处理 第八章污水的化学处理 第九章污水的吸附法、离子交换法、萃取法和膜析法处理 第十章城市污水的深度处理 第十一章小型污水处理设施 第十二章污泥的处理和处置 第十三章污水处理厂的设计   第一章污水水质和污水出路 第1节污水水质 第2节污染物在水体环境中的迁移于转化 第3节污水出路 第1节污水水质 一、物理性指标 二、化学性指标 三、生物性指标 污水所含的污染物质千差万别，可用分析和检测的方法对污水中的污染物质作出定性、定量的检测以反映污水的水质。国家对水质的分析和检测制定有许多标准，其指标可分为物理、化学、生物三大类。 一、物理性指标 1．温度 许多工业排出的废水都有较高的温度，这些废水排放水体使水温升高，引起水体的热污染。水温升高影响水生生物的生存和对水资源的利用。氧气在水中的溶解度随水温升高而减少。这样，一方面水中溶解氧减少，另一方面水温升高加速耗氧反应，最终导致水体缺氧或水质恶化。 2．色度 色度是一项感官性指标。一般纯净的天然水是清澈透明的，即无色的。但带有金属化合物或有机化合物等有色污染物的污水呈现各种颜色。将有色污水用蒸馏水稀释后与参比水样对比，一直稀释到二水样色差一样，此时污水的稀释倍数即为其色度。 3．嗅和味 嗅和味同色度一样也是感官性指标，可定性反映某种污染物的多寡。天然水是无嗅无味的。当水体受到污染后会产生异样的气味。水的异臭来源于还原性硫和氮的化合物、挥发性有机物和氯气等污染物质。不同盐分会给水带来不同的异味。如氯化钠带咸味，硫酸镁带苦味，铁盐带涩味，硫酸钙略带甜味等。 4．固体物质 水中所有残渣的总和称为总固体(TS)，总固体包括溶解物质(DS)和悬浮固体物质(SS)。水样经过滤后，滤液蒸干所得的固体即为溶解性固体(DS)，滤渣脱水烘干后即是悬浮固体(SS)。固体残渣根据挥发性能可分为挥发性固体(VS)和固定性固体(FS)。将固体在600C的温度下灼烧，挥发掉的量即是挥发性固体(VS)，灼烧残渣则是固定性固体(FS)。溶解性固体表示盐类的含量，悬浮固体表示水中不溶解的固态物质的量，挥发性固体反映固体的有机成分量。 水体含盐量多将影响生物细胞的渗透压和生物的正常生长。悬浮固体将可能造成水道淤塞。挥发性固体是水体有机污染的重要来源。 二、化学性指标 1．有机物 生活污水和某些工业废水中所含的碳水化合物、蛋白质、脂肪等有机化合物在微生物作用下最终分解为简单的无机物质、二氧化碳和水等。这些有机物在分解过程中需要消耗大量的氧，故属耗氧污染物。耗氧有机污染物是使水体产生黑臭的主要因素之一。 污水中有机污染物的组成较复杂，现有技术难以分别测定各类有机物的含量，通常也没有必要。从水体有机污染物看，其主要危害是消耗水中溶解氧。在实际工作中一般采用生物化学需氧量(BOD)、化学需氧量(COD、OC)、总有机碳(TOC)、总需氧量(TOD)等指标来反映水中需氧有机物的含量。 (1)生化需氧量(BOD)水中有机污染物被好氧微生物分解时所需的氧量称为生化需氧量(以mg/L为单位)。。它反映了在有氧的条件下，水中可生物降解的有机物的量。生化需氧量愈高，表示水中需氧有机污染物愈多。有机污染物被好氧微生物氧化分解的过程，一般可分为两个阶段：第一阶段主要是有机物被转化成二氧化碳、水和氨；第二阶段主要是氨被转化为亚硝酸盐和硝酸盐。污水的生化需氧量通常只指第一阶段有机物生物氧化所需的氧量。微生物的活动与温度有关，测定生化需氧量时一般以20C作为测定的标准温度。一般生活污水中的有机物需20天左右才能基本上完成第一阶段的分解氧化过程，即测定第一阶段的生化需氧量至少需20天时间，这在实际工作中有困难。目前以5天作为测定生化需氧量的标准时间，简称5日生化需氧量(用BOD5表示)。据实验研究，一般有机物的5日生化需氧量约为第一阶段生化需氧量的70％左右，对其他工业废水来说，它们的5日生化需氧量与第一阶段生化需氧量之差，可以较大或比较接近，不能一概而论。 (2)化学需氧量(COD)化学需氧量是用化学氧化剂氧化水中有机污染物时所消耗的氧化剂量，用氧量(mg/L)表示。化学需氧量愈高，也表示水中有机污染物愈多。常用的氧化剂主要是重铬酸钾和高锰酸钾。以高锰酸钾作氧化剂时，测得的值称CODMn或简称OC。以重铬酸钾作氧化剂时，测得的值称CODCr，或简称COD。如果废水中有机物的组成相对稳定，则化学需氧量和生化需氧量之间应有一定的比例关系。一般说，重铬酸钾化学需氧量与第一阶段生化需氧量之差，可以粗略地表示不能被需氧微生物分解的有机物量。 (3)总有机碳(TOC)与总需氧量(TOD)目前应用的5日生化需氧量(BOD5)测试时间长，不能快速反映水体被有机质污染的程度。有时进行总有机碳和总需氧量的试验，以寻求它们与BOD5的关系，实现自动快速测定。 总有机碳(TOC)包括水样中所有有机污染物质的含碳量，也是评价水样中有机污染质的一个综合参数。有机物中除含有碳外，还含有氢、氮、硫等元素，当有机物全都被氧化时，碳被氧化为二氧化碳，氢、氮及硫则被氧化为水、一氧化氮、二氧化硫等，此时需氧量称为总需氧量(TOD)。 TOC和TOD都是燃烧化学氧化反应，前者测定结果以碳表示，后者则以氧表示。TOC、TOD的耗氧过程与BOD的耗氧过程有本质不同，而且由于各种水样中有机物质的成分不同，生化过程差别也较大。各种水质之间TOC或TOD与BOD不存在固定的相关关系。在水质条件基本相同的条件下，BOD与TOC或TOD之间存在一定的相关关系。 (4)油类污染物油类污染物有石油类和动植物油脂两种。工业含油污水所含的油大多为石油或其组分，含动植物油的污水主要产生于人的生活过程和食品工业。 油类污染物进入水体后影响水生生物的生长、降低水体的资源价值。油膜覆盖水面阻碍水的蒸发，影响大气和水体的热交换。油类污染物进入海洋，改变海面的反射率和减少进人海洋表层的日光辐射，对局部地区的水文气象条件可能产生一定的影响。大面积油膜将阻碍大气中的氧进入水体，从而降低水体的自净能力。 随着石油工业的发展，石油类物质对水体的污染愈来愈严重。石油污染对幼鱼和鱼卵的危害很大。石油类污染还能使鱼虾类产生石油臭味，降低水产品的食用价值。 (5)酚类污染物酚类化合物是有毒有害污染物。水体受酚类化合物污染后影响水产品的产量和质量。水体中的酚浓度低时能影响鱼类的回游繁殖，酚浓度达0．1—0．2mg／L时鱼肉有酚味，浓度高时引起鱼类大量死亡，甚至绝迹。酚的毒性可抑制水微生物(如细菌、藻等)的自然生长速度，有时甚至使其停止生长。 2、无机性指标 (1)植物营养元素污水中的N、P为植物营养元素，从农作物生长角度看，植物营养元素是宝贵的物质，但过多的N、P进入天然水体却易导致富营养化。 “富营养化”一词来自湖沼学。湖沼学家认为，富营养化是湖泊衰老的一种表现。湖泊中植物营养元素含量增加，导致水生植物的大量繁殖，主要是各种藻类的大量繁殖，使鱼类生活的空间愈来愈少。藻类的种类数逐渐减少，而个体数则迅速增加。通常藻类以硅藻、绿藻为主转为以蓝藻为主，而蓝藻有不少种有胶质膜，不适于作鱼料，有一些是有毒的。藻类过度生长繁殖还将造成水中溶解氧的急剧变化。藻类在有阳光的时候，在光合作用下产生氧气；在夜晚无阳光的时候，藻类的呼吸作用和死亡藻类的分解作用所消耗的氧能在一定时间内使水体处于严重缺氧状态，从而严重影响鱼类生存。在自然界物质的正常循环过程中，也有可能使某些湖泊由贫营养湖发展为富营养湖，进一步发展为沼泽和干地。水体富营养化现象除发生在湖泊、水库中，也发生在海湾内，但在有水流动的河流中发生较少。 水体中氮、磷含量的高低与水体富营养化程度有密切关系。就污水对水体富营养化作用来说，磷的作用远大于氮。 (2)pH值主要是指示水样的酸碱性。pH<7是酸性；pH>7是碱性。一般要求处理后污水的pH值在6—9之间。天然水体的pH值一般为6～9，当受到酸碱污染时pH值发生变化，消灭或抑制水体中生物的生长，妨碍水体自净，还可腐蚀船舶。若天然水体长期遭受酸、碱污染，将使水质逐渐酸化或碱化，从而对正常生态系统产生影响。 (3)重金属重金属主要指汞、镉、铅、铬、镍，以及类金属砷等生物毒性显著的元素，也包括具有一定毒害性的一般重金属，如锌、铜、钴、锡等。 重金属是构成地壳的物质，在自然界分布非常广泛。重金属在自然环境的各部分均存在着本底含量，在正常的天然水中重金属含量均很低，汞的含量介于0.001～0.01mg/L之间，铬含量小于0.001mg／L，在河流和淡水湖中铜的含量平均为0．02mg/L，钴为0.0043mg/L，镍为0.001mg/L。 重金属作为有色金属在人类的生产和生活方面有广泛的应用。这一情况使得在环境中存在着各种各样的重金属污染源。采矿和冶炼是向环境中释放重金属的最主要的污染源。通过废水、废气、废渣向环境中排放重金属的工业企业举不胜举。由于人类活动进入环境的重金属量几乎相当于自然过程中的迁移量。前者常是点源，因而能在局部地区造成严重的污染后果。 三、生物性指标 1.细菌总数 水中细菌总数反映了水体受细菌污染的程度。细菌总数不能说明污染的来源，必须结合大肠菌群数来判断水体污染的来源和安全程度。 2．大肠菌群 水是传播肠道疾病的一种重要媒介，而大肠菌群被视为最基本的粪便污染指示菌群。大肠菌群的值可表明水样被粪便污染的程度，间接表明有肠道病菌(伤寒、痢疾、霍乱等)存在的可能性。 第2节污染物在水体环境中的迁移与转化 一、水体的自净作用 二、污染物在不同水体中的迁移转化规律 一、水体的自净作用 以河流为例，河流的自净作用是指河水中的污染物质在河水向下游流动中浓度自然降低的现象。这种现象从净化机制来看。可分为以下几类： (1)物理净化是指污染物质由于稀释、扩散、沉淀等作用而使河水污染物质浓度降低的过程。其中稀释作用是一项重要的物理净化过程。 (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污染物质浓度降低的过程。 (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。 河流自净作用包含着十分广泛的内容，而在实际上这些作用又常是相互交织在一起。因此在具体情况下，研究工作中必然有所侧重。 1．污水排人河流的混合过程 (1)竖向混合阶段污染物排人河流后因分子扩散、湍流扩散和弥散作用逐步向河水中分散，由于一般河流的深度与宽度相比较小，所以首先在深度方向上达到浓度分布均匀，从排放口到深度上达到浓度分布均匀的阶段称为竖向混合阶段。在竖向混合阶段也存在着横向混合作用。 (2)横向混合阶段当深度上达到浓度分布均匀后，在横向上还存在混合过程。经过一定距离后污染物在整个横断面达到浓度分布均匀，这一过程称为横向混合阶段。 (3)段面充分混合后阶段在横向混合阶段后，污染物浓度在横断面上处处相等。河水向下游流动的过程中，持久性污染物浓度将不再变化，非持久性污染物浓度将不断减少。 2．水体的氧平衡(氧垂曲线图1-1)
需氧污染物排入水体后即发生生物化学分解作用，在分解过程中消耗水中的溶解氧。在受污染水体中，有机物的分解过程制约着水体中溶解氧的变化过程。这一问题的研究，对评价水污染程度，了解污染物对水产资源的危害和利用水体自净能力，都有重要意义。 二、污染物在不同水体中的迁移转化规律 污染物排人河流后，在随河水往下游流动的过程中受到稀释、扩散和降解等作用，污染物浓度逐步减小。污染物在河流中的扩散和分解受到河流的流量、流速、水深等因素的影响。大河和小河的纳污能力差别很大。 河口是指河流进入海洋前的感潮河段。一般以落潮时最大断面的平均流速与涨潮时最小断面的平均流速之差等于0.05m/s的断面作为河口与河流的分界。河口污染物的迁移转化受潮汐影响，受涨潮、落潮、平潮时的水位、流向和流速的影响。污染物排人后随水流不断回荡，在河流中停留时间较长，对排放口上游的河水也会产生影响。 湖泊、水库的贮水量大，但水流一般比较慢，对污染物的稀释、扩散能力较弱。污染物不能很快地和湖、库的水混合，易在局部形成污染。当湖泊和水库的平均水深超过一定深度时，由于水温变化使湖(库)水产生温度分层，当季节变化时易出现翻湖现象，湖底的污泥翻上水面。 海洋虽有巨大的自净能力，但是海湾或海域局部的纳污和自净能力差别很大。此外，污水的水温较高，含盐量少，密度较海水小，易于浮在表面，在排放口处易形成污水层。 地下水埋藏在地质介质中，其污染是一个缓慢的过程，但地下水一旦污染要恢复原状非常困难。污染物在地下水中的迁移转化受对流与弥散、机械过滤、吸附与解吸、化学反应、溶解与沉淀、降解与转化等过程的影响。 第3节污水出路 一、排放水体及其限制 二、污水回用 为防止污染环境，污水在排放前应根据具体情况给予适当处理。污水的最终出路有：①排放水体；②工农业利用；③处理后回用。 一、排放水体及其限制 排放水体是污水的传统出路。从河里取用的水，回到河里是很自然的。污水排入水体应以不破坏该水体的原有功能为前提。由于污水排入水体后需要有一个逐步稀释、降解的净化过程，所以一般污水排放口均建在取水口的下游，以免污染取水口的水质。 水体接纳污水受到其使用功能的约束。《中华人民共和国水污染防治法》规定禁止向生活饮用水地表水源、一级保护区的水体排放污水，已设置的排污口，应限期拆除或者限期治理。在生活饮用水源地、风景名胜区水体、重要渔业水体 和其它有特殊经济文化价值的水体的保护区内，不得新建排污口。在保护区附近新建排污口，必须保证保．护区水体不受污染。《污水综合排放标准GB309—96》规定在《地面水质量标准GB3838—88》中Ⅰ、Ⅱ类水域和Ⅲ类水域中划定的保护区和《海洋水质量标准GB3097》中规定的一类水域，禁止新建排污口。现有排污口按水体功能要求，实行污染物总量控制，以保证受纳水体水质符合规定用途的水质标准。对生活饮用水地下水源应当加强保护。禁止企业事业单位利用渗井、渗坑、裂隙和溶洞排放、倾倒含有毒污染物的废水和含病原体的污水。向水体排放含热废水，应当采取必要措施，保证水体的水温符合环境质量标准，防止热污染危害。排放含病原体的污水，必须经过消毒处理，符合国家有关标准后方准排放。向农田灌溉渠道排放工业废水和城市污水，应当保证其下游最近的灌溉取水点的水质符合农田灌溉水质标准。利用工业废水和城市污水进行灌溉，应当防止污染土壤、地下水和农产品。 二、污水回用 水资源缺乏是全球性问题。经过处理的城市污水被看作为水资源而回用于城市或再用于农业和工业等领域。随着科学技术的发展，水质净化手段增多，城市污水再生利用的数量和领域也逐渐扩大。总之，城市污水应作为淡水资源积极利用，但必须十分谨慎，以免造成患害。 污水回用应满足下列要求：①对人体健康不应产生不良影响；②对环境质量和生态系统不应产生不良影响；③对产品质量不应产生不良影响；④应符合应用对象对水质的要求或标准；⑤应为使用者和公众所接受；⑥回用系统在技术上可行、操作简便；⑦价格应比自来水低廉；⑧应有安全使用的保障。 城市污水回用领域有以下几个方面： 1．城市生活用水和市政用水 (1)供水此类回用水易与人直接接触，对细菌指标和感官性指标要求较高。为防止供水管道堵塞，要求回用水除磷脱氮。 (2)城市绿地灌溉用于灌溉草地、树木等绿地，要求消毒。 (3)市政与建筑用水用于洒浇道路、消防用水和建筑用水(配置混凝土、洗料、磨石子等)。 (4)城市景观用于园林和娱乐设施的池塘、湖泊、河流、水上运动场的补充水。这类水应遵循《景观娱乐用水水质标准GBl2941—91》的规定。 2．农业、林业、渔业和畜牧业 用于农作物、森林和牧草的灌溉用水，这类水对重金属和有毒物质要严格控制，要求满足《农田灌溉水质标准GB5084—92》的要求。当用于渔业生产时，应符合《国家渔业水质标准GBll607—89》。 3．工业 (1)工艺生产用水水在生产中被作为原料和介质使用。作原料时，水为产品的组成部分或中间组成部分。作介质时，主要作为输送载体(水力输送)、洗涤用水等。不同的工业对水质的要求不尽相同，有的差别很大，对回用水的水质要求应根据不同的工艺要求而定。 (2)冷却用水冷却水的作用是作为热的载体将热量从热交换器上带走。回用水的冷却水系统易发生结垢、腐蚀、生物生长等现象。作为冷却水的回用水应去除有机物、营养元素N和P，控制冷却水的循环次数。 (3)锅炉补充水回用于锅炉补充水时对水质的要求较高。若汽压高，需再经软化或离子交换处理。 (4)其他杂用水用于车间场地冲洗、清洗汽车等。 4．地下水回灌 用于地下水回灌时，应考虑到地下水一旦污染，恢复将很困难。用于防止地面沉降的回灌水，应不引起地下水质的恶化。， 5．其他方面 主要回用于湿地、滩涂和野生动物栖息地，维持其生态系统的所需水。要求水中不含对回用对象的生态系统有毒有害的物质。 第二章污水的物理处理 第1节格栅和筛网 第2节沉淀的基础理论 第3节沉沙池 第4节沉淀池 第5节隔油和破乳 第6节浮上法 第1节格栅和筛网 一、格栅的作用及种类 二、筛网 一、格栅的作用及种类 在排水工程中，格栅是用来去除可能堵塞水泵机组及管道阀门的较粗大悬浮物，并保证后续处理设施能正常运行。 格栅是由一组(或多组)相平行的金属栅条与框架组成。；倾斜安装在进水的渠道，或进水泵站集水井的进口处，以拦截污水中粗大的悬浮物及杂质。 格栅所能截留污染物的数量，随所选用的栅条间距和水的性质而有很大的区别。一般以不堵塞水泵和水处理厂站的处理设备为原则。当采用pW型或PWI型污水泵时，格栅的栅条间距及所截留的污染物的数量可按(表2—1)选用。
设置在污水处理厂处理系统前的格栅，还应考虑到使整个污水处理系统能正常运行，对处理设施或管道等均不应产生堵塞作用。因此，可设置粗细两道格栅，栅条间距一般采用16—25mm，最大不超过40mm。所截留的污染物数量与地区的情况、污水沟道系统的类型，污水流量以及栅条的间距等因素有关。一般可参考下列数据。 ①当栅条间距为16～25mm时，栅渣截留量为0.10～0.05m3/109m3污水。 ②当栅条间距为40mm左右时，栅渣截留量为0.03～0.01m3/103m3污水。 栅渣的含水率约为80％；密度约为960kg/m3。 格栅的清渣方法，有人工清除和机械清除两种。每天的栅渣量大于0.2m时，一般应采用机械清除方法。 1．人工清理的格栅 中小型城市的生活污水处理厂或所需截留的污染物量较少时，可采用人工清理的格栅。这类格栅是用直钢条制成，一般与水平面成45o～60o倾角安放，倾角小时，清理时较省力，但占地则较大。(图2-1)为人工清理的格栅示意图。
人工清渣的格栅，其设计面积应采用较大的安全系数，一般不小于进水管渠有效面积的2倍，以免清渣过于频繁。在污水泵站前集水井中的格栅，应特别注重有害气体对操作人员的危害，并应采取有效的防范措施。格栅间应设置操作平台。 2．机械格栅 机械清渣的格栅，倾角一般为60o～70o，有时为90o。机械清渣格栅过水面积，一般应不小于进水管渠的有效面积的1.2倍。
(图2—2)(精彩flash）为目前我国常用的几种机械格栅。 格栅栅条的断面形状有圆形、矩形及方形，圆形的水力条件较方形好，但刚度较差。目前多采用断面形式为矩形的栅条。 设置格栅的渠道，宽度要适当，应使水流保持适当的流速，一方面泥砂不至于沉积在沟渠底部，另一方面截留的污染物又不至于冲过格栅。通常采用0.4～0.9m/s。 为了防止栅条间隙堵塞，污水通过栅条间距的流速一般采用0.6～1.0m/s，最大流量时可高于1.2～1.4m/s。 为了防止格栅前渠道出现阻流回水现象，一般在设置格栅的渠道与栅前渠道的联结部，应有一展开角α1=20o的渐扩部位(图2-3)。
为了保证格栅的正常工作，在实际采用上，城市污水一般取0.1～0.4m。对工业污水，根据使用的格栅栅条间距以及清理时间间隔等因素，应留有因部分堵塞而必需的安全量。 二、筛网 筛网的去除效果，可相当于初次沉淀池的作用。 目前，应用于废水处理或短小纤维回收的筛网主要有两种型式，即振动筛网和水力筛网。振动式筛网示意图见(图2-4)。污水由渠道流在振动筛网上，在这里进行水和悬浮物的分离，并利用机械振动，将呈倾斜面的振动筛网上截留的纤维等杂质卸到固定筛网上，进一步滤去附在纤维上的水滴。

水力筛网的构造见(图2-5)。运动筛网呈截顶圆锥形，中心轴呈水平状态，锥体则呈倾斜方向。废水从圆锥体的小端进入，水流在从小端到大端的流动过程中，纤维状污染物被筛网截留，水则从筛网的细小孔中流人集水装置。由于整个筛网呈圆锥体，被截留的污染物沿筛网的倾斜面卸到固定筛上，以进一步滤去水滴。这种筛网的旋转动力依靠进水的水流作为动力，因此在水力筛网的进水端一般不用筛网，而用不透水的材料制成壁面，必要时还可在壁面上设置固定的导水叶片，但需注意不可因此而过多地增加运动筛的重量。另外原水进水管的设置位置与出口的管径亦要适宜，以保证进水有一定的流速射向导水叶片，利用水的冲击力和重大作用产生运动筛网的旋转运动。 设计采用水力筛网时，一般应在废水进水管处保持一定的压力，压力的大小与筛网的大小与废水性质有关。 格栅(筛)截留的污染物的处置方法有：填埋、焚烧(820℃以上)以及堆肥等也可将栅渣粉碎后再返回废水中，作为可沉固体进入初沉污泥。粉碎机应设置在沉砂池后，以免大的无机颗粒损坏粉碎机。此外，大的破布和织物在粉碎前应先去除。 第2节沉淀的基础理论 一、概述 二、沉淀类型 三、自由沉淀及其理论基础 四、沉淀池的工作原理 一、概述 沉淀法是水处理中最基本的方法之一。它是利用水中悬浮颗粒的可沉降性能，在重力作用下产生下沉作用，以达到固液分离的一种过程。 按照废水的性质与所要求的处理程度的不同，沉淀处理工艺可以是整个水处理过程中的一个工序，亦可以作为唯一的处理方法。在典型的污水厂中，有下列四种用法： 1．用于废水的预处理 沉砂池是典型的例子。沉砂池是用以去除污水中的易沉物(如砂粒)。 2．用于污水进人生物处理构筑物前的初步处理(初次沉淀池) 用初次沉淀池可较经济的去除悬浮有机物，以减轻后续生物处理构筑物的有机负荷。 3．用于生物处理后的固液分离(二次沉淀池) 二次沉淀池，主要用来分离生物处理工艺中产生的生物膜、活性污泥等，使处理后的水得以澄清。 4．用于污泥处理阶段的污泥浓缩 污泥浓缩池是将来自初沉池及二沉池的污泥进一步浓缩，以减小体积，降低后续构筑物的尺寸及处理费用等。 二、沉淀类型 根据水中悬浮颗粒的凝聚性能和浓度，沉淀通常可以分成四种不同的类型。 1．自由沉淀 自由沉淀发生在水中悬浮固体浓度不高，沉淀过程悬浮固体之间互不干扰，颗粒各自单独进行沉淀，颗粒的沉淀轨迹呈直线。整个沉淀过程中，颗粒的物理性质，如形状，大小及比重等不发生变化。这种颗粒在沉砂池中的沉淀是自由沉淀。 2．絮凝沉淀 絮凝沉淀的悬浮颗粒浓度不高，但沉淀过程中悬浮颗粒之间有互相絮凝作用，颗粒因互相聚集增大而加快沉降，沉淀的轨迹呈曲线(图2-6)。沉淀过程中，颗粒的质量、形状和沉速是变化的，实际沉速很难用理论公式计算，需通过试验测定。化学混凝沉淀属絮凝沉淀。
3．区域沉淀(或成层沉淀) 区域沉淀的悬浮颗泣浓度较高(5000mg/L以上)，颗粒的沉降受到周围其它颗粒影响，颗粒间相对位置保持不变，形成一个整体共同下沉，与澄清水之间有清晰的泥水界面。二次沉淀池与污泥浓缩池中均有区域沉淀发生。 4．压缩沉淀 压缩沉淀发生在高浓度悬浮颗粒的沉降过程中，由于悬浮颗粒浓度很高，颗粒相互之间已挤集成团块结构，互相接触，互相支承，下层颗粒间的水在上层颗粒的重力作用下被挤出，使污泥得到浓缩。二沉池污泥斗中的浓缩过程以及在浓缩池中污泥的浓缩过程存在压缩沉淀。 三、自由沉淀及其理论基础 水中的悬浮颗粒，都因二种力的作用而发生运动：悬浮颗粒受到的重力，水对悬浮颗粒的浮力。重力大于浮力时，下沉；两力相等时，相对静止；重力小于浮力时，上浮。为分析简便起见，假定：①颗粒为球形；②沉淀过程中颗粒的大小、形状、重量等不变；③颗粒只在重力作用下沉淀，不受器壁和其它颗粒影响。 静水中悬浮颗粒开始沉淀时，因受重力作用产生加速运动，经过很短的时间后，颗粒的重力与水对其产生的阻力平衡时(即颗粒在静水中所受到的重力Fg与水对颗粒产生的阻力FD相平衡)，颗粒即呈等速下沉。 当颗粒粒径较小、沉速小、颗粒沉降过程中其周围的绕流速度亦小时，颗粒主要受水的粘滞阻力作用，惯性力可以忽略不计，颗粒运动是处于层流状态。 在实际应用中，由于悬浮颗粒在形状、大小以及密度等有很大差异，因此不能直接用公式进行工艺设计，但公式有助于理解沉淀规律。 四、沉淀池的工作原理 为便于说明沉淀池的工作原理以及分析水中悬浮颗粒在沉淀池内运动规律，Haen和Camp提出了理想沉淀池这一概念。理想沉淀池划分为四个区域，即进口区域、沉淀区域、出口区域及污泥区域，并作下述假定： (1)沉淀区过水断面上各点的水流速度均相同，水平流速为v； (2)悬浮颗粒在沉淀区等速下沉，下沉速度为u； (3)在沉淀池的进口区域，水流中的悬浮颗粒均匀分布在整个过水断面上； (4)颗粒一经沉到池底，即认为已被去除。 根据上述的假定，悬浮颗粒自由沉降的迹线可用(图2-7)表示。
当某一颗粒进入沉淀池后，一方面随着水流在水平方向流动，其水平流速v等于水流速度。 另一方面，颗粒在重力作用下沿垂直方向下沉，其沉速即是颗粒的自由沉降速度U0颗粒运动的轨迹为其水平分速v和沉速u的矢量和。在沉淀过程中， qv/A——反映沉淀池效力的参数，一般称为沉淀池的表面负荷率，或称沉淀池的过流率，用符号q表示， U0=qv/A(10--15) q=qv/A(10--16) 由式(10—15)及(10—16)可以看出，理想沉淀池中,U0与q在数值上相同,但它们的物理概念不同：U0的单位是m/h；q表示单位面积的沉淀池在单位时间内通过的流量，单位是m3／m2·h。可见，只要确定颗粒的最小沉速U0，就可以求得理想沉淀池的过流率或表面负荷率。 此外，式(10—15)还表明，理想沉淀池的沉淀效率与池的水面面积A有关，与池深H无关，即与池的体积v无关。 第3节沉砂池 一、平流式沉砂池 二、曝气沉砂池 沉砂池的作用是从污水中去除砂子、煤渣等比重较大的颗粒，以免这些杂质影响后续处理构筑物的正常运行。 沉砂池的工作原理是以重力分离为基础，即将进入沉砂池的污水流速控制在只能使比重大的无机颗粒下沉，而有机悬浮颗粒则随水流带走。 沉砂池可分为平流式、竖流式和曝气沉砂池等三种基本型式。 在工程设计中，可参考下列设计原则与主要参数。 (1)城市污水厂一般均应设置沉砂池，工业污水是否要设置沉砂池，应根据水质情况而定。城市污水厂的沉砂池的只数或分格数应不少于2，并按并联运行原则考虑。 (2)设计流量应按分期建设考虑。①当污水自流进入时，应按每期的最大设计流量计算；②当污水为提升进入时，应按每期工作水泵的最大组合流量计算；③在合流制处理系统中，应按降雨时的设计流量计算。 (3)沉砂池去除的砂粒比重为2.65、粒径为0.2mm以上。 (表2-2)所列为水温在15℃时，砂粒在静水中的沉速与砂粒平均粒径的关系。
(4)城市污水的沉砂量可按每106m3污水沉砂30m3计算，其含水率约60%，容重约1500kg/m3。 (5)贮砂斗的容积应按2日沉砂量计算，贮砂斗壁的倾角不应小于55o。排砂管直径不应小于200mm。 (6)沉砂池的超高不宜小于0.3m。 下面介绍常用的平流式沉砂池和曝气沉砂池。 一、平流式沉砂池 平流式沉砂池是最常用的一种型式，它的截留效果好，工作稳定，构造亦较简单。 (图2-8)所示的是平流式沉砂池的一种。池的上部，实际是一个加宽了的明渠，两端设有闸门(图上只表示出池壁上的闸槽)以控制水流。在池的底部设置1～2个贮砂斗，下接排砂管。
1．平流式沉砂池的设计参数 (1)污水在池内的最大流速为0.3m/s，最小流速为0.15m／s； (2)最大流量时，污水在池内的停留时间不少于30s，一般为30～60s； (3)有效水深应不大于1.2m，一般采用0.25—1.Om，池宽不小于0.6m； (4)池底坡度一般为0.01—0.02，当设置除砂设备时，可根据除砂设备的要求考虑池底形状。 二、曝气沉砂池 曝气沉砂池从五十年代开始试用，目前已推广使用。它具有下述特点：①沉砂中含有机物的量低于5％；②由于池中设有曝气设备，它还具有预曝气、脱臭、防止污水厌氧分解、除泡作用以及加速污水中油类的分离等作用。这些特点对后续的沉淀、曝气、污泥消化池的正常运行以及对沉砂的干燥脱水提供了有利条件。 1．曝气沉砂池的构造及工作原理
曝气沉砂池的常见构造如(图2-9)所示。(精彩flash) 曝气沉砂池是一个长型渠道，沿渠道壁一侧的整个长度上，距池底约60—90mm处设置曝气装置，在池底设置沉砂斗，池底有i=0.1—0.5的坡度，以保证砂粒滑人砂槽。为了使曝气能起到池内回流作用，在必要时可在设置曝气装置的一侧装设挡板。 污水在池中存在着两种运动形式，其一为水平流动(流速一般取0.1m/s，不得超过0.3m/s)，同时，由于在池的一侧有曝气作用，因而在池的横断面上产生旋转运动，整个池内水流产生螺旋状前进的流动形式。旋转速度在过水断面的中心处最小，而在池的周边则为最大。空气的供给量应保证在池中污水的旋流速度达到0.25—0.4m/s之间，一般取0.4m/s。 由于曝气以及水流的螺旋旋转作用，污水中悬浮颗粒相互碰撞、摩擦、并受到气泡上升时的冲刷作用，使粘附在砂粒上的有机污染物得以去除，沉于池底的砂粒较为纯净。有机物含量只有5％左右的砂粒，长期搁置也不至于腐化。 2．曝气沉砂池的设计参数 (1)水平流速一般取0.08～0.12m/s； (2)污水在池内的停留时间为4—6min；当雨天最大流量时为1～3min。如作为预曝气，停留时间为10～30min。 (3)池的有效水深为2—3m，池宽与池深比为1～1.5，池的长宽比可达5，当池长宽比大于5时，应考虑设置横向挡板； (4)曝气沉砂池多采用穿孔管曝气，孔径为2.5～6.Omm，距池底约0.6～0.9m，并应有调节阀门； (5)供气量可参照(表2-3)。 单位池长所需空气量 曝气管水下浸没深度/m 最低空气用量/(m3m-1h-1) 最大空气用量/(m3m-1h-1)  1.5 2.0 2.5 3.0 4.0 12.5-15 11.0-14.5 10.5-14.0 10.5-14.0 10.0-13.5 30 29 28 28 25   曝气沉砂池的形状应尽可能不产生偏流和死角，在砂槽上方宜安装纵向挡板，进出口布置，应防止产生短流。 第4节沉淀池 一、沉淀池的一般设计原则及参数 二、平流式沉淀池 三、竖流式沉淀池 四、辐流式沉淀池 五、斜流沉淀池 六、提高沉淀池沉淀效果的有效途径 沉淀池是分离悬浮物的一种常用处理构筑物。 用于生物处理法中作预处理的称为初次沉淀池。对于一般的城市污水，初次沉淀池可以去除约30％的BOD5与55％的悬浮物。设置在生物处理构筑物后的称为二次沉淀池，是生物处理工艺中的一个组成部分。 沉淀池常按水流方向来区分为平流式、竖流式及辐流式等三种。
(图2-10)为上述三种型式沉淀池的示意图。 1．平流式沉淀池 池型呈长方形，废水从池的一端流人，水平方向流过池子，从池的另一端流出。在池的进口处底部设贮泥斗，其它部位池底有坡度，倾向贮泥斗(图2-11a)。
2．竖流式沉淀池 池型多为圆形，亦有呈方形或多角形的，废水从设在池中央的中心管进入，从中心管的下端经过反射板后均匀缓慢地分布在池的横断面上，由于出水口设置在池面或池墙四周，故水的流向基本由下向上。污泥贮积在底部的污泥斗(图2-11b)。
3．辐流式沉淀池
辐流式沉淀池亦称辐射式沉淀池。池型多呈圆形，小型池子有时亦采用正方形或多角形。池的进、出口布置基本上与竖流池相同，进口在中央，出口在周围。但池径与池深之比，辐流池比竖流池大许多倍。水流在池中呈水平方向向四周辐(射)流，由于过水断面面积不断变大，故池中的水流速度从池中心向池四周逐渐减慢。泥斗设在池中央，池底向中心倾斜，污泥通常用刮泥(或吸泥)机械排除(图2-11c)。 沉淀池由五个部分组成即：进水区、出水区、沉淀区、贮泥区及缓冲区。进水区和出水区的功能是使水流的进入与流出保持均匀平稳，以提高沉淀效率。沉淀区是池子的主要部位。贮泥区是存放污泥的地方，它起到贮存、浓缩与排放的作用。缓冲区介于沉淀区和贮泥区之间，缓冲区的作用是避免水流带走沉在池底的污泥。 沉淀池的运行方式，有间歇式与连续式两种。 在间歇运行的沉淀池中，其工作过程大致分为三步：进水、静置及排水。污水中可沉淀的悬浮物在静置时完成沉淀过程，然后由设置在沉淀池壁不同高度的排水管排出。 在连续运行的沉淀池中，污水是连续不断地流入与排出。污水中可沉颗粒的沉淀是在流过水池时完成，这时可沉颗粒受到由重力所造成的沉速与水流流动的速度两方面的作用。水流流动的速度对颗粒的沉淀有重要的影响。 各种型式沉淀池的特点及适用条件见(表2-4)。
一、沉淀池的一般设计原则及参数 1．设计流量 沉淀池的设计流量与沉砂池的设计流量相同。在合流制的污水处理系统中，当废水是自流进入沉淀池时，应按最大流量作为设计流量；当用水泵提升时，应按水泵的最大组合流量作为设计流量。在合流制系统中应按降雨时的设计流量校核，但沉淀时间应不小于30min。 2，沉淀池的只数 对城市污水厂，沉淀池的只数应不少于2只。 3．沉淀池的经验设计参数 对于城市污水处理厂，如无污水沉淀性能的实测资料时，可参照(表2-5)经验参数选用。
4．沉淀池的有效水深、沉淀时间与表面水力负荷的相互关系，见(表2-6)所示。
5．沉淀池的几何尺寸 沉淀池超高不少于0.3m；缓冲层高采用0.3—0.5m；贮泥斗斜壁的倾角，方斗不宜小于60o，圆斗不宜小于55o；排泥管直径不小于200mm。 6．沉淀池出水部分 一般采用堰流，在堰口保持水平。出水堰的负荷为：对初沉池，应不大于2．9Us·m；对二次沉淀池，一般取1.5～2.9L/s·m。有时亦可采用多槽出水布置，以提高出水水质。 7．贮泥斗的容积 一般按不大于2日的污泥量计算。对二次沉淀池，按贮泥时间不超过2小时计。 8．排泥部分 沉淀池一般采用静水压力排泥，静水压力数值如下：初次沉淀池应不小于14.71kPa(1.5mH20)；活性污泥法的二沉池应不小于8.83kPa(0.9mH20)；生物膜法的二沉池应不小于11.77kPa(1.2mH20)． 二、平流式沉淀池 1．平流式沉淀池的构造及工作特点
(图2-12)为带行车式刮泥机的平流式沉淀池。 为使人流污水均匀与稳定的进入沉淀池，进水区应有整流措施。人流处的挡板，一般高出池水水面0.1—0.15m，挡板的浸没深度应不少于0.25m，一般用0.5～1.0m，挡板距进水口0.5～1.0m。 平流式沉淀池的出流装置。 出水堰不仅可控制沉淀池内的水面高度，而且对沉淀池内水流的均匀分布有直接影响。沉淀池应沿整个出流堰的单位长度溢流量相等，对于初沉池一般为250m3／m·d，二沉池为130～250m3／m·d。据齿形三角堰应用最普遍，水面宜位于齿高的1/2处。为适应水流的变化或构筑物的不均匀沉降，在堰口处需要设置能使堰板上下移动的调节装置，使出口堰口尽可能水平。 堰前应设置挡板，以阻拦漂浮物，或设置浮渣收集和排除装置。挡板应当高出水面0.1～0.15m，浸没在水面下0.3～0.4m，距出水口处0.25～0.5m。 多斗式沉淀池(图2-15)，可以不设置机械刮泥设备。每个贮泥斗单独设置排泥管，各自独立排泥，互不干扰，保证沉泥的浓度。在池的宽度方向污泥斗一般不多于两排。
2．平流式沉淀池的设计 沉淀池功能设计的内容包括沉淀池的只数、沉淀区的尺寸和污泥区尺寸等。 三、竖流式沉淀池 1．竖流式沉淀池的工作原理 在竖流式沉淀池中，污水是从下向上以流速v作竖向流动，废水中的悬浮颗粒有以下三种运动状态：①当颗粒沉速u>v时，则颗粒将以u-v的差值向下沉淀，颗粒得以去除；②当u=v时，则颗粒处于随遇状态，不下沉亦不上升；③当u<v时，颗粒将不能沉淀下来，而会随上升水流带走。由此可知，当可沉颗粒属于自由沉淀类型时，其沉淀效果(在相同的表面水力负荷条件下)竖流式沉淀池的去除效率要比平流式沉淀池低。但当可沉颗粒属于絮凝沉淀类型时，则发生的情况就比较复杂。一方面，由于在池中的流动存在着各自相反的状态，就会出现上升着的颗粒与下降着的颗粒，同时还存在着上升颗粒与上升颗粒之间、下降颗粒与下降颗粒之间的相互接触、碰撞，致使颗粒的直径逐渐增大，有利于颗粒的沉淀。 竖流式沉淀池的平面可为圆形、正方形或多角形。池的直径或池的边长一般不大于8m，通常为4～7m，也有超过10m的。为了降低池的总高度，污泥区可采用多只污泥斗的方式。 竖流式沉淀池的深、宽(径)比一般不大于3，通常取2。
竖流式沉淀池的中心管如(图2-16)所示。污水在中心管内的流速对悬浮颗粒的去除有一定的影响。当中心管底部不设反射板时，其流速不应大于30mm/s，如设置反射板，流速可取100mm/s)/s。在反射板的阻挡下，水流由垂直向下变成向反射板四周分布。水从中心管嗽叭口与反射板间流出的速度一般不大于20mm/s，水流自反射板四周流出后均匀地分布于整个池中，并以上升流速v缓慢地由下而上流动，可沉颗粒向下沉至污泥区，经过澄清后的上清液从设置在池壁顶端的堰口溢出，通过出水槽流出池外。 其余各部分的设计与平流沉淀池相似。 四、辐流式沉淀池 辐流式沉淀池是一种大型沉淀池，池径可达100m，池周水深1.5～3.0m。有中心进水与周边进水两种型式，如(图2-17a)所示。
沉淀于池底的污泥一般采用刮泥机刮除。刮泥机由刮泥板和桁架组成，刮泥板固定在桁架底部，桁架绕池中心缓慢地转动，将沉于池底的污泥推入池中心处的泥斗中，污泥在泥斗中可利用静水压力排出，亦可用污泥泵抽吸。对辐流式沉淀而言，目前常用的刮泥机械有中心传动式刮泥机和吸泥机以及周边传动式的刮泥机与吸泥机等。为了刮泥机的排泥要求，辐流式沉淀池的池底坡度平缓，常取i=0．05。当池径较小时，亦有采用多斗排泥，见(图2-17b)。这一形式的污泥斗与竖流式沉淀池相似。 周边进水辐流式沉淀池的人流区在构造上有两个特点：①进水槽断面较大，而槽底的孔口较小，布水时的水头损失集中在孔口上，故布水比较均匀；②进水挡板的下沿深入水面下约2／3深度处，距进水孔口有一段较长的距离，这有助于进一步把水流均匀地分布在整个人流区的过水断面上，而且废水进入沉淀区的流速要小得多，有利于悬浮颗粒的沉淀。池子的出水槽长度约为进水槽的1／3左右，池中水流的速度，从低到高。但生产实践表明，这种型式的池子并没有取得预想的效果。 五、斜流沉淀池 1．斜流式沉淀池的构造 斜流式沉淀池是根据浅池理论，在沉淀池的沉淀区加斜板或斜管而构成。它由斜板(管)沉淀区、进水配水区、清水出水区、缓冲区和污泥区组成(图2-18)(精彩flash）。
按斜板或斜管间水流与污泥的相对运动方向来区分，斜流式沉淀池有同向流和异向流两种。在污水处理中常采用升流式异向流斜流沉淀池. 导向流斜流沉淀池中，斜板(管)与水平面呈60o角，长度通常为1.0m左右，斜板净距(或斜管孔径)一般为80～100mm。斜板(管)区上部清水区水深为0.7～1.0m，底部缓冲层高度为1.0m。 2．斜流沉淀池在废水处理中的应用 斜流沉淀池具有沉淀效率高、停留时间短、占地少等优点，在给水处理中得到比较广泛的应用，在废水处理中的应用不普遍。在选矿水尾矿浆的浓缩、炼油厂的含油废水的隔油等已有较成功的经验，在印染废水处理和城市污水处理中也有应用。 六、提高沉淀池沉淀效果的有效途径 沉淀池是污水处理工艺中使用最广泛的一种处理构筑物，但实际运行资料表明，无论是平流式、竖流式还是辐流式沉淀池，都存在着去除率不高的问题，通常在1.5—2h的沉淀时间里，悬浮颗粒的去除率一般只有50％～60％，另一方面这些沉淀池的占地面积较大，体积亦比较庞大。 除可以用斜流沉淀池提高沉淀池的分离效果和处理能力，其它方法还有：对污水进行曝气搅动以及回流部分活性污泥等。 曝气搅动是利用气泡的搅动促使废水中的悬浮颗粒相互作用，产生自然絮凝。采用这种预曝气方法，可使沉淀效率提高5％～8％，1m3废水的曝气量约0.5m3左右。预曝气方法一般应在专设的构筑物——预曝气池或生物絮凝池内进行。 将剩余活性污泥投加到人流污水中去，利用污泥的活性，产生吸附与絮凝作用，这一过程称为生物絮凝。这一方法已在国内外得到广泛应用。采用这种方法，可以使沉淀效率比原来的沉淀池提高10％～15％，BOD5的去除率也能增加15％以上，活性污泥的投加量一般在100～400mg／L之间。 在工业污水处理中，由于水质水量的不均匀性，一般均设置污水调节池，在调节中布置一些曝气设备，可以有效地提高污水处理程度，而且还可以免除在调节池中沉积污泥的清理工作。 第5节隔油和破乳 一、含油废水的来源、油的状态及含油废水对环境的危害 二、隔油池 三、乳化油及破乳方法 一、含油废水的来源、油的状态及含油废水对环境的危害 1．来源 含油废水的来源非常广泛。除了石油开采及加工工业排出大量含油废水外，还有固体燃料热加工、纺织工业中的洗毛废水、轻工业中的制革废水、铁路及交通运输业、屠宰及食品加工以及机械工业中车削工艺中的乳化液等。其中石油工业及固体燃料热加工工业排出的含油废水为其主要来源。 石油工业含油废水主要来自石油开采、石油炼制及石油化工等过程。石油开采过程中的废水主要来自带水原油的分离水、钻井提钻时的设备冲洗水、井场及油罐区的地面降水等。 石油炼制、石油化工含油废水主要来自生产装置的油水分离过程以及油品、设备的洗涤、冲洗过程。 固体燃料热加工工业排出的焦化含油废水，主要来自焦炉气的冷凝水、洗煤气水和各种贮罐的排水等。 2．状态 含油废水中的油类污染物，其比重一般都小于1，但焦化厂或煤气发生站排出的重质焦油的比重可高达1.1。 油通常有三种状态： (1)呈悬浮状态的可浮油如把含油废水放在桶中静沉，有些油滴就会慢慢浮升到水面上，这些油滴的粒径较大，可以依靠油水比重差而从水中分离出来，对于石油炼厂废水而言，这种状态的油一般占废水中含油量的60％～80％左右。 (2)呈乳化状态的乳化油这些非常细小的油滴，即使静沉几小时，甚至更长时间，仍然悬浮在水中。这种状态的油滴不能用静沉法从废水中分离出来，这是由于乳化油油滴表面上有一层由乳化剂形成的稳定薄膜，阻碍油滴合并。如果能消除乳化剂的作用，乳化油即可转化为可浮油，这叫破乳。乳化油经过破乳之后，就能用沉淀法来分离。 (3)呈溶解状态的溶解油，油品在水中的溶解度非常低，通常只有几个毫克每升。 3．对环境的危害 油污染的危害主要表现在对生态系统、植物、土壤、水体的严重影响。 油田含油废水浸入土壤孔隙间形成油膜，产生堵塞作用，致使空气、水分及肥料均不能渗入土中，破坏土层结构，不利于农作物的生长，甚至使农作物枯死。为此，我国在1985年颁布的“B5084—1985”农田灌溉水质标准”规定，在一、二类灌区对水质的要求，石油类含量均不得大于10mg／L。含油废水(特别是可浮油)排入水体后将在水面上产生油膜，阻碍大气中的氧向水体转移，使水生生物处于严重缺氧状态而死亡。在滩涂还会影响养殖和利用。有资料表明，向水面排放一吨油品，即可形成5*106m2的油膜。 含油废水排人城市沟道，对沟道、附属设备及城市污水处理厂都会造成不良影响，采用生物处理法时，一般规定石油和焦油的含量不超过50mg/L。 二、隔油池 1．隔油池的型式与构造 常用的隔油池有平流式与斜流式两种型式。 (图2-19)为典型的平流式隔油池。从图中可以看出，它与平流式沉淀池在构造上基本相同。
废水从池子的一端流人池子，以较低的水平流速(2～5mm/s)流经池子，流动过程中，密度小于水的油粒上升到水面，密度大于水的颗粒杂质沉于池底，水从池子的另一端流出。在隔油池的出水端设置集油管。集油管一般用直径200～300的钢管制成，沿长度在管壁的一侧开弧宽为60o或90o的槽口。集油管可以绕轴线转动。排油时将集油管的开槽方向转向水平面以下以收集浮油，并将浮油导出池外。为了能及时排油及排除底泥，在大型隔油池还应设置刮油刮泥机。刮油刮泥机的刮板移动速度一般应与池中流速相近，以减少对水流的影响。收集在排泥斗中的污泥由设在池底的排泥管借助静水压力排走。隔油池的池底构造与沉淀池相同。 平流式隔油池表面一般设置盖板，除便于冬季保持浮渣的温度，从而保持它的流动性外，同时还可以防火与防雨。在寒冷地区还应在池内设置加温管，以便必要时加温。 平流式隔油池的特点是构造简单、便于运行管理、油水分离效果稳定。有资料表明，平流式隔油池可以去除的最小油滴直径为100～150um，相应的上升速度不高于0.9mm/s。 (图2-20)示斜板式隔油池。这种型式的隔油池可分离油滴的最小直径约为60um，相应的上升速度约为0．2mm／s。含油废水在斜板式隔油池中的停留时间一般不大于30min，为平流式隔油池的1/4—1/2。
隔油池的浮渣，以油为主，也含有水分和一些固体杂质。对石油工业废水，含水率有时可高达50％，其它杂质一般在1％一20％左右。 仅仅依靠油滴与水的密度差产生上浮而进行油、水分离，油的去除效率一般为70％～80％左右，隔油池的出水仍含有一定数量的乳化油和附着在悬浮固体上的油分，一般较难降到排放标准以下。 气浮法分离油、水的效果较好，出水中含油量一般可小于20mg/L。 对于铁路运输、化工等行业使用的小型隔油池，其撇油装置是依靠水与油的密度差形成液位差而达到自动撇油的目的。 平流式隔油池的设计与平流式沉淀池基本相似，按表面负荷设计时，一般采用1.2m3/m2·h；按停留时间设计时，一般采用2h。 三、乳化油及破乳方法 当油和水相混，又有乳化剂存在，乳化剂会在油滴与水滴表面上形成一层稳定的薄膜，这时油和水就不会分层，而呈一种不透明的乳状液。当分散相是油滴时，称水包油乳状液；当分散相是水滴时，则称为油包水乳状液。乳状液的类型取决于乳化剂。 1．乳化油的形成 乳化油的主要来源：①由于生产工艺的需要而制成的。如机械加工中车床切削用的冷却液，是人为制成的乳化液；②以洗涤剂清洗受油污染的机械零件、油槽车等而产生乳化油废水；③含油(可浮油)废水在沟道与含乳化剂的废水相混合，受水流搅动而形成。 在含油废水产生的地点立即用隔油池进行油水分离，可以避免油分乳化，而且还可以就地回收油品，降低含油废水的处理费用。例如，石油炼制厂减压塔塔顶冷凝器流出的含油废水，立即进行隔油回收，得到的浮油实际上就是塔顶馏分，经过简单的脱水，就是一种中间产品。如果隔油后，废水中仍含有乳化油，可就地破乳。此时，废水的成分比较单纯，比较容易收到较好的效果。 2．破乳方法简介 破乳的方法有多种，但基本原理一样，即破坏液滴界面上的稳定薄膜，使油、水得以分离。破乳途径有下述几种： (1)投加换型乳化剂。例如，氯化钙可以使钠皂为乳化剂的水包油乳状液转换为以钙皂为乳化剂的油包水乳状液。在转型过程中存在着一个由钠皂占优势转化为钙皂占优势的转化点，这时的乳状液非常不稳定，油、水可能形成分层。因此控制“换型剂”的用量，即可达到破乳的目的。这一转化点用量应由实验确定。 (2)投加盐类、酸类可使乳化剂失去乳化作用。 (3)投加某种本身不能成为乳化剂的表面活性剂例如异戊醇，从两相界面上挤掉乳化剂使其失去乳化作用。 (4)搅拌、震荡、转动通过剧烈的搅拌、震荡或转动，使乳化的液滴猛烈相碰撞而合并。 (5)过滤如以粉末为乳化剂的乳状液，可以用过滤法拦截被固体粉末包围的油滴。 (6)改变温度改变乳化液的温度(加热或冷冻)来破坏乳状液的稳定。 破乳方法的选择是以试验为依据。某些石油工业的含油废水，当废水温度升到65℃～75℃时，可达到破乳的效果。相当多的乳状液，必须投加化学破乳剂。目前所用的化学破乳剂通常是钙、镁、铁、铝的盐类或无机酸。有的含油废水亦可用碱(NaOH)进行破乳。 水处理中常用的混凝剂也是较好的破乳剂。它不仅有破坏乳化剂的作用，而且还对废水中的其它杂质起到混凝的作用。 第6节浮上法 一、浮上法的类型 二、加压溶气浮上法的基本原理 三、压力溶气浮上法系统的组成及设计 浮上法是一种有效的固’—液和液—液分离方法，常用于对那些颗粒密度接近或小于水的细小颗粒的分离。 水和废水的浮上法处理技术是将空气以微小气泡形式通入水中，使微小气泡与在水中悬浮的颗粒粘附，形成水—气—颗粒三相混合体系，颗粒粘附上气泡后，密度小于水即上浮水面，从水中分离出去，形成浮渣层。由此可知，浮上法处理工艺必须满足下述基本条件：①必须向水中提供足够量的细微气泡；②必须使污水中的污染物质能形成悬浮状态；③必须使气泡与悬浮的物质产生粘附作用。有了上述这三个基本条件，才能完成浮上处理过程，达到污染物质从水中去除的目的。 在污水处理技术中，浮上法固—液或液—液分离技术已广泛地应用在下述几个方面： (1)石油、化工及机械制造业中的含油(包括乳化油)污水的油水分离； (2)污水中有用物质的回收，如造纸厂废水中的纸浆纤维及填料的回收； (3)取代二次沉淀池，特别适用于易于产生活性污泥膨胀的情况； (4)剩余活性污泥的浓缩。 一、浮上法的类型 按生产微细气泡的方法，浮上法分为：电解浮上法；分散空气浮上法；溶解空气浮上法。 1．电解浮上法 电解浮上法装置的示意图见(图2-21)。
电解浮上法是将正负相间的多组电级浸泡在废水中，当通以直流电时，废水电解，正负两极间产生的氢和氧的细小气泡粘附于悬浮物上，将其带致水面而达到分离的目的。 电解浮上法产生的气泡小于其它方法产生的气泡，故特别适用于脆弱絮状悬浮物。电解浮上法的表面负荷通常低于4m3／m2·h。 电解浮上法，主要用于工业废水处理方面，处理水量约在10～20m3／h。由于电耗高、操作运行管理复杂及电极结垢等问题，较难适用于大型生产。 2．分散空气浮上法 目前应用的有微气泡曝气浮上法和剪切气泡浮上法等两种形式。 (图2-22a)为微孔曝气浮上法示意图。压缩空气引人到靠近池底处的微孔板，并被微孔板的微孔分散成细小气泡。
(图2-22b)为剪切气泡浮上法示意图。该法是将空气引入到一个高速旋转混合器或叶轮机的附近，通过高速旋转混合器的高速剪切，将引入的空气切割成细小气泡。 分散空气浮上法用于矿物浮选，也用于含油脂、羊毛等污水的初级处理及含有大量表面活性剂的污水。 3．溶解空气浮上法 溶解空气浮上法有真空浮上法和加压溶气浮上法二种形式。
(1)真空浮上法(图2-23)为真空浮上法设备的示意图。污水经流量调节器①后先进入曝气室，由机械曝气设备②预曝气，使污水中的溶气量接近于常压下的饱和值。未溶空气在脱气井③脱除，然后污水被提升到分离区④。由于浮上分离池压力低于常压，因此预先溶入水中的空气就以非常细小的气泡溢出来，污水中的悬浮颗粒与从水中溢出的细小气泡相粘附，并上浮至浮渣层。旋转的刮渣板⑥把浮渣刮至集渣槽⑦，然后进入出渣室⑨。在浮上分离池的底部装有刮泥板⑧，用以排除沉到池底的污泥。处理后的出水经环形出水槽⑤收集后排出。 真空浮上法的缺点是其空气的溶解在常压下进行，溶解度很低，气泡释放量很有限。此外，为形成真空，处理设备需密闭，其运行和维修较困难。 (2)加压溶气浮上法加压溶气浮上法是目前常用的浮上法。加压溶气浮上法，是使空气在加压的条件下溶解于水，然后通过将压力降至常压而使过饱和的空气以细微气泡形式释放出来。 加压溶气浮上法的主要设备为水泵、溶气罐、浮上池，见(图2-24a)和(2-24b)。空气注入溶气罐可用空气压缩机或射流器。
加压溶气浮上法有三种基本流程： 全溶气流程如(图2-25a)所示。该法是将全部人流废水进行加压溶气，再经过减压释放装置进入气浮池进行固液分离的一种流程。 部分溶气流程如(图2-25b)所示。该法是将部分人流废水进行加压溶气，其余部分直接进人气浮池。该法比全溶气式流程节省电能，同时因加压水泵所需加压的溶气水量与溶气罐的容积比全溶气方式小，故可节省一些设备。但是由于部分溶气系统提供的空气量亦较少，因此，如欲提供同样的空气量，部分溶气流程就必须在较高的压力下运行。

回流溶气流程如(图2-26)所示。在这个流程中，将部分澄清液进行回流加压，人流废水则直接进入气浮池。 二、加压溶气浮上法的基本原理 由于悬浮颗粒对水的润湿性质不同，其对气泡的粘附情况也有很大的差别。因此，要研究颗粒的浮上现象，就需要研究气、液、颗粒这三相间的相互关系。 1．空气在水中的溶解度与压力的关系 空气在水中的溶解度，常用单位体积水溶液中溶人的空气体积来表示，即L(气)/m3(水)，也可用单位体积水溶液中溶人的空气重量来表示，即g(气)/m3(水)。 空气在水中的溶解度与温度、压力有关。在一定范围内，温度越低、压力越大，其溶解度越大(图2-27)。一定温度下，溶解度与压力成正比：
空气从水中析出的过程分两个步骤，即气泡核的形成过程与气泡的增长过程。气泡核的形成过程是起着决定性作用，有了相当数量的气泡核，就可以控制气泡数量的多少与气泡直径的大小。从溶气浮上的要求来看，应当在这个过程中形成数目众多的气泡核，因为同样的溶解空气，如形成的气泡核的数量越多，则形成的气泡的直径也就越小，就越有利于浮上工艺的要求。 2．水中的悬浮颗粒与微小气泡相粘附的原理
(1)气泡与悬浮颗粒粘附的条件从(图2-28)可以看到，液体表面分子所受的分子引力与液体内部分子所受的分子引力不同，表面分子所受的作用力是不平衡的，这不平衡的力有把表面分子拉向液体内部、缩小液体表面积的趋势，这种力称为流体的表面张力。要使表面分子不被拉向液体内部，就需要克服液体内部分子的吸引力而作功，可见液体表层分子具有更多的能量，这种能量称表面能。 在气浮过程中存在着液、气、颗粒三相介质，在各个不同介质的表面也都因受力不平衡而产生表面张力(称界面张力)，即具有表面能(称界面能)。 (2)“颗粒—气泡”复合体的上浮速度“颗粒—气泡”复合体的上浮速度公式与沉淀池中颗粒沉降速度一样。“颗粒—气泡”复合体的上浮速度v上取决于水与复合体的密度差与复合体的有效直径。如果“颗粒—气泡”复合体上粘附的气泡越多，则Ps越小，d越大，因而上浮速度亦越快。 由于水中的“颗粒—气泡”复合体的大小不等，形状各异，颗粒表面性质亦不一样，它们在上浮过程中会进一步发生碰撞，相互聚合而改变上浮速度。另外在浮上池中因水力条件及池型、水温等因素，也会改变上浮速度，因此，“颗粒—气泡”复合体的上浮速度，在实际使用中应以试验确定为好。 3．化学药剂的投加对气浮效果的影响 疏水性很强的物质(如植物纤维、油珠及炭粉末等)，不投加化学药剂即可获得满意的固(液)—液分离效果。一般的疏水性或亲水性的物质，均需投加化学药剂，以改变颗粒的表面性质，增加气泡与颗粒的吸附。这些化学药剂分为下述几类： (1)混凝剂各种无机或有机高分子混凝剂，它不仅可以改变污水中悬浮颗粒的亲水性能，而且还能使污水中的细小颗粒絮凝成较大的絮状体以吸附、截留气泡，加速颗粒上浮。 (2)浮选剂浮选剂大多数由极性—非极性分子所组成。极性—非极性分子的结构一般用符号O—表示，圆头表示极性基，易溶于水(因为水是强极性分子)，尾端表示非极性基，难溶于水，为疏水性。 投加浮选剂之后能否使亲水性物质转化为疏水性物质，主要取决于浮选剂的极性基能否附着在亲水性悬浮颗粒的表面，而与气泡相粘附的强弱则决定于非极性基中碳链的长短。当浮选剂的极性基被吸附在亲水性悬浮颗粒的表面后，非极性基则朝向水中，这样就可以使亲水性物质转化为疏水性物质，从而能使其与微细气泡相粘附。(图2-29)表示亲水性悬浮颗粒在加入极性—非极性物质后转化为疏水性与微小气泡粘附的情形。
浮选剂的种类很多，如松香油、石油、表面活性剂、硬脂酸盐等。 (3)助凝剂作用是提高悬浮颗粒表面的水密性，以提高颗粒的可浮性，如聚丙烯酰胺。 (4)抑制剂作用是暂时或永久性地抑止某些物质的浮上性能，而又不妨碍需要去除的悬浮颗粒的上浮，如石灰、硫化钠等。 (5)调节剂调节剂主要是调节污水的pH值，改进和提高气泡在水中的分散度以及提高悬浮颗粒与气泡的粘附能力，如各种酸、碱等。 三、压力溶气浮上法系统的组成及设计 1．压力溶气浮上法系统的组成与主要工艺参数 压力溶气浮上法系统主要由三个部分组成：压力溶气系统、空气释放系统和气浮分离设备(气浮池)。 (1)压力溶气系统压力溶气系统包括加压水泵、压力溶气罐、空气供给设备(空压机或射流器)及其他附属设备。 加压水泵的作用是提升污水，将水、气以一定压力送至压力溶气罐，其压力的选择应考虑溶气罐压力和管路系统的水力损失二部分。 压力溶气罐的作用是使水与空气充分接触，促进空气的溶解。溶气罐的形式有多种，如(图2-30)所示，其中以罐内填充填料的溶气罐效率最高。
影响填料溶气罐效率的主要因素为：填料特性、填料层高度、罐内液位高、布水方式和温度等。 填料溶气罐的主要工艺参数为： 过流密度2500～5000m3／m2.d 填料层高度0.8～1.3m 液位的控制高0.6～1.0m(从罐底计) 溶气罐承压能力大于0.6MPa 溶气方式有三种：水泵吸气式(图2-31a)；水泵压水管装射流器挟气式(图2-31b)；空压机供气式(图2-31c)。水泵吸气式在经济和安全方面都不理想，已很少使用。压力管装射流器进行溶气的优点是不需另设空压机，没有空压机带来的油污染和噪声。空压机供气是较早使用的一种供气方式，使用较广泛，其优点是能耗相对较低。
(2)空气释放系统空气释放系统是由溶气释放装置和溶气水管路组成。溶气释放装置的功能是将压力溶气水减压，使溶气水中的气体以微气泡的形式释放出来，并能迅速、均匀地与水中的颗粒物质粘附。常用的溶气释放装置有减压阀、溶气释放喷嘴、释放器等。 (3)气浮池气浮池的功能是提供一定的容积和池表面积，使微气泡与水中悬浮颗粒充分混合、接触、粘附，并使带气颗粒与水分离。 常用的气浮池有平流式和竖流式二种。 平流式气浮池(图2-32)是目前最常用的一种型式，其反应池与气浮池合建。废水进入反应池完全混合后，经挡板底部进入气浮接触室以延长絮体与气泡的接触时间，然后由接触室上部进入分离室进行固—液分离。池面浮渣由刮渣机刮人集渣槽，清水由底部集水槽排出。

平流式气浮池的优点是池身浅、造价低、构造简单、运行方便。缺点是分离部分的容积利用率不高等。 气浮池的有效水深通常为2.0—2.5m，一般以单格宽度不超过10m，长度不超过15m为宜。 废水在反应池中的停留时间与混凝剂种类、投加量、反应形式等因素有关，一般为5～15min。为避免打碎絮体，废水经挡板底部进入气浮接触室时的流速应小于0.11m/s。废水在接触室中的上升流速一般为10～20mm/s,停留时间应大于60s。 废水在气浮分离室的停留时间一般为10～20min，其表面负荷率约为6～8m3／m2.h，最大不超过10m3／m2.h。 竖流式气浮池(图2-33)的基本工艺参数与平流式气浮池相同。其优点是接触室在池中央，水流向四周扩散，水力条件较好。缺点是与反应池较难衔接，容积利用率较低。 有经验表明，当处理水量大于150～200m3／h，废水中的可沉物质较多时，宜采用竖流式气浮池。 第三章污水生物处理的基本概念和生化反应动力学 第1节废水的好氧生物处理和厌氧生物处理 一、微生物的呼吸类型 二、废水的好氧生物处理 三、废水的厌氧生物处理 一、微生物的呼吸类型 微生物的呼吸指微生物获取能量的生理功能。根据与氧气的关系，分为两大类，即好氧呼吸和厌氧呼吸。由于呼吸作用是生物氧化和还原的过程，存在着电子、原子转移，而在有机物的分解和合成过程中，都有氢原子的转移，因此，呼吸作用可按受氢体的不同来划分。分述如下： 1．好氧呼吸 好氧呼吸是在有分子氧(O2)参与的生物氧化，反应的最终受氢体是分子氧。好氧呼吸是营养物质进入好氧微生物细胞后，通过一系列氧化还原反应获得能量的过程。首先底物中的氢被脱氢酶活化，并从底物中脱出交给辅酶(递氢体)，同时放出电子，氧化酶利用底物放出的电子激活游离氧，活化氧和从底物中脱出的氢结合成水。因此，好氧呼吸过程实质上是脱氢和氧活化相结合的过程。在这过程中，同时放出能量。 依好氧微生物的类型不同，被其氧化的底物不同，氧化产物也不同：好氧呼吸有下述两种： (1)异养型微生物异氧型微生物以有机物为底物(电子供体)，其终点产物为二氧化碳、氨和水等无机物，同时放出能量。如式(3—1)和式(3—2)所示： C6H1206+602---6CO2+6H20+2817.3kJ(3—1) C11H29O7N+14O2+H+---11CO2+13H20+NH4++能量(3—2) 有机废水的好氧生物处理，如活性污泥法、生物膜法、污泥的好氧消化等都属于这种类型的呼吸。 (2)自养型微生物自养型微生物以无机物为底物(电子供体)，其终点产物也是无机物，同时放出能量，如式(3—3)和式(3—4)所示： H2S十202---H2SO4+能量(3—3) NH4++202---N3—NO3-+2H+十H20+能量(3—4) 大型合流污水沟道和污水沟道存在式(3—3)所示的生化反应，是引起沟道顶部腐蚀的原因。式(3—4)为生物脱氮工艺中的生物硝化过程。 好氧呼吸过程中，底物被氧化得比较彻底，获得的能量也较多。 2．厌氧呼吸 厌氧呼吸是在五分子氧(O2)的情况下进行的生物氧化。厌氧微生物只有脱氢酶系统，没有氧化酶系统。在呼吸过程中，底物中的氢被脱氢酶活化，从底物中脱下来的氢经辅酶传递给除氧以外的有机物或无机物，使其还原。因此，厌氧呼吸的受氢体不是分子氧。在厌氧呼吸过程中，底物氧化不彻底，最终产物不是二氧化碳和水，而是一些较原来底物简单的化合物。这种化合物还含有相当的能量，故释放能量较少。如有机污泥的厌氧消化过程中产生的甲烷，是含有相当能量的可燃气体。 厌氧呼吸按反应过程中的最终受氢体的不同，可分为发酵和无氧呼吸。 (1)发酵指供氢体和受氢体都是有机化合物的生物氧化作用，最终受氢体无需外加，就是供氢体的分解产物(有机物)。这种生物氧化作用不彻底，最终形成的还原性产物，是比原来底物简单的有机物，在反应过程中，释放的自由能较少，故厌氧微生物在进行生命活动过程中，为了满足能量的需要，消耗的底物要比好氧微生物的多。 现以葡萄糖为例，说明发酵的反应过程，见下式： C6H12O6--2CH3COCOOH+4[H] 2CH3COCOOH--2CO2+2CH3CHO 4[H]+2CH3CHO--2CH3CH2OH 总反应式： C6H1206—2CH3CH2OH+2CO2+92.0kJ(3—5) (2)无氧呼吸是指以无机氧化物，如NO3-，N02-，S042-，S2O32-，CO2等代替分子氧，作为最终受氢体的生物氧化作用。如在反硝化作用中，受氢体为N03—可用下式所示： C6H1206+6H20--6CO2十24[H] 24[H]+4NO3---2N2+12H20 总反应式： C6H1206+4NO3-—一6CO2十6H20+2N2+1755.6kJ(3—6) 在无氧呼吸过程中，供氢体和受氢体之间也需要细胞色素等中间电子传递体，并伴随有磷酸化作用，底物可被彻底氧化，能量得以分级释放，故无氧呼吸也产生较多的能量用于生命活动。但由于有些能量随着电子转移至最终受氢体中，故释放的能量不如好氧呼吸的多。 由上可见，上述三种呼吸方式，获得的能量水平不同。 二、废水的好氧生物处理 好氧生物处理是在有游离氧(分子氧)存在的条件下，好氧微生物降解有机物，使其稳定、无害化的处理方法。微生物利用·废水中存在的有机污染物(以溶解状与胶体状的为主)，作为营养源进行好氧代谢。这些高能位的有机物质经过一系列的生化反应，逐级释放能量，最终以低能位的无机物质稳定下来，达到无害化的要求，以便返回自然环境或进一步处置。废水好氧生物处理的最终过程(图3—1)表明，有机物被微生物摄取后，通过代谢活动，约有三分之一被分解、稳定，并提供其生理活动所需的能量；约有三分之二被转化，合成为新的原生质(细胞质)，即进行微生物自身生长繁殖。后者就是废水生物处理中的活性污泥或生物膜的增长部分，通常称其剩余活性污泥或生物膜，又称生物污泥。在废水生物处理过程中，生物污泥经固—液分离后，需进行进一步处理和处置。
好氧生物处理的反应速度较快，所需的反应时间较短，故处理构筑物容积较小。且处理过程中散发的臭气较少。所以，目前对中、低浓度的有机废水，或者说BOD浓度小于500mg／L的有机废水，基本上采用好氧生物处理法。 在废水处理工程中，好氧生物处理法有活性污泥法和生物膜法两大类。 三、废水的厌氧生物处理 厌氧生物处理是在没有游离氧存在的条件下，兼性细菌与厌氧细菌降解和稳定有机物的生物处理方法。在厌氧生物处理过程中，复杂的有机化合物被降解、转化为简单的化合物，同时释放能量。在这个过程中，有机物的转化分为三部分进行：部分转化为CH4，这是一种可燃气体，可回收利用；还有部分被分解为CO2、H20、NH3、H2S等无机物，并为细胞合成提供能量；少量有机物被转化、合成为新的原生质的组成部分。由于仅少量有机物用于合成，故相对于好氧生物处理法，其污泥增长率小得多。 废水厌氧生物处理过程中有机物的转化如(图3—2)所示。
由于废水厌氧生物处理过程不需另加氧源，故运行费用低。此外，它还具有剩余污泥量少，可回收能量(CH4)等优点。其主要缺点是反应速度较慢，反应时间较长，处理构筑物容积大等。但通过对新型构筑物的研究开发，其容积可缩小。此外，为维持较高的反应速度，需维持较高的反应温度，就要消耗能源。 对于有机污泥和高浓度有机废水(一般B005≥2000mg/L)可采用厌氧生物处理法。第四章稳定塘和污水的土地处理 第1节稳定塘 一、概述 二、好氧塘 三、兼性塘 四、厌氧塘 五、曝气塘 一、概述 稳定塘又名氧化塘或生物塘，其对污水的净化过程与自然水体的自净过程相似，是一种利用天然净化能力处理污水的生物处理设施。 稳定塘的研究和应用始于本世纪初，50年代～60年代以后发展较迅速，目前已有五十多个国家采用稳定塘技术处理城市污水和有机工业废水。我国有些城市也早在50年代开展了稳定塘的研究，到80年代进展才较快。据统计，1985年我国有稳定塘38座，至1990年已有118座，处理水量约189.8X104m3/d。目前，稳定塘多用于处理中、小城镇的污水，可用作一级处理、二级处理，也可以用作三级处理。 稳定塘的分类常按塘内的微生物类型、供氧方式和功能等进行划分，可分类如下： 1．好氧塘 好氧塘的深度较浅，阳光能透至塘底，全部塘水都含有溶解氧，塘内菌藻共生，溶解氧主要是由藻类供给，好氧微生物起净化污水作用。 2．兼性塘 兼性塘的深度较大，上层为好氧区，藻类的光合作用和大气复氧作用使其有较高的溶解氧，由好氧微生物起净化污水作用；中层的溶解氧逐渐减少，称兼性区(过渡区)，由兼性微生物起净化作用；下层塘水无溶解氧，称厌氧区，沉淀污泥在塘底进行厌氧分解。 3．厌氧塘 厌氧塘的塘深在2m以上，有机负荷高，全部塘水均无溶解氧，呈厌氧状态，由厌氧微生物起净化作用，净化速度慢，污水在塘内停留时间长。 4．曝气塘 曝气塘采用人工曝气供氧，塘深在2m以上，全部塘水有溶解氧，由好氧微生物起净化作用，污水停留时间较短。 5．深度处理塘 深度处理塘又称三级处理塘或熟化塘，属于好氧塘。其进水有机污染物浓度很低，一般B005≤30mg/L。常用于处理传统二级处理厂的出水，提高出水水质，以满足受纳水体或回用水的水质要求。 除上述几种常见的稳定塘以外，还有水生植物塘(塘内种植水葫芦、水花生等水生植物，以提高污水净化效果，特别是提高对磷、氮的净化效果)、生态塘(塘内养鱼、鸭、鹅等，通过食物链形成复杂的生态系统，以提高净化效果)、完全储存塘(完全蒸发塘)等也正在被广泛研究、开发和应用。 稳定塘有下述优缺点： 1．稳定塘的优点 (1)基建投资低当有旧河道、沼泽地、谷地可利用作为稳定塘时，稳定塘系统的基建投资低。 (2)运行管理简单经济稳定塘运行管理简单，动力消耗低，运行费用较低，约为传统二级处理厂的1/3～1/5。 (3)可进行综合利用实现污水资源化，如将稳定塘出水用于农业灌溉，充分利用污水的水肥资源；养殖水生动物和植物，组成多级食物链的复合生态系统。 2．稳定塘的缺点 (1)占地面积大，没有空闲余地时不宜采用。 (2)处理效果受气候影响，如季节、气温、光照、降雨等自然因素都影响稳定塘的处理效果。 (3)设计运行不当时，可能形成二次污染如污染地下水、产生臭气和滋生蚊蝇等。 虽然稳定塘存在着上述缺点，但是如果能进行合理的设计和科学的管理，利用稳定塘处理污水，则可以有明显的环境效益、社会效益和经济效益。 二、好氧塘 1．好氧塘的种类 根据在处理系统中的位置和功能，好氧塘有高负荷好氧塘、普通好氧塘和深度处理好氧塘等三种。 (1)高负荷好氧塘这类塘设置在处理系统的前部，目的是处理污水和产生藻类。特点是塘的水深较浅，水力停留时间较短，有机负荷高。 (2)普通好氧塘这类塘用于处理污水，起二级处理作用。特点是有机负荷较高，塘的水深较高负荷好氧塘大，水力停留时间较长。 (3)深度处理好氧塘深度处理好氧塘设置在塘处理系统的后部或二级处理系统之后，作为深度处理设施。特点是有机负荷较低，塘的水深较高负荷好氧塘大。 2．基本工作原理 好氧塘净化有机污染物的基本工作原理如(图4—1)所示。塘内存在着菌、藻和原生动物的共生系统。有阳光照射时，塘内的藻类进行光合作用，释放出氧，同时，由于风力的搅动，塘表面还存在自然复氧，二者使塘水呈好氧状态。塘内的好氧型异养细菌利用水中的氧，通过好氧代谢氧化分解有机污染物并合成本身的细胞质(细胞增殖)，其代谢产物则是藻类光合作用的碳源。 藻类光合作用使塘水的溶解氧和pH值呈昼夜变化。白昼，藻类光合作用释放的氧，超过细菌降解有机物的需氧量，此时塘水的溶解氧浓度很高，可达到饱和状态。夜间，藻类停止光合作用，且由于生物的呼吸消耗氧，水中的溶解氧浓度下降，凌晨时达到最低。阳光再照射后，溶解氧再逐渐上升。好氧塘的pH值与水中CO2浓度有关，受塘水中碳酸盐系统的CO2平衡关系影响。 白天，藻类光合作用使CO2降低，pH值上升。夜间，藻类停止光合作用，细菌降解有机物的代谢没有中止，CO2累积，pH值下降。
3．好氧塘内的生物种群 好氧塘内的生物种群主要有藻类、菌类、原生动物、后生动物、水蚤等微型动物。 菌类主要生存在水深0.5m的上层，浓度约为1×08～5×109个/mL，主要种属与活性污泥和生物膜相同。 原生动物和后生动物的种属数与个体数，均比活性污泥法和生物膜法少。水蚤捕食藻类和菌类，本身则是好的鱼饵，但过分增殖会影响塘内菌和藻的数量。 藻类的种类和数量与塘的负荷有关，它可反映塘的运行状况和处理效果。若塘水营养物质浓度过高，会引起藻类异常繁殖，产生藻类水华，此时藻类聚结形成兰绿色絮状体和胶团状体，使塘水浑浊。 4．好氧塘的设计 好氧塘工艺设计的主要内容是计算好氧塘的尺寸和个数。目前，对好氧塘的设计尚没有较严密的理论计算方法和设计方法，多采用经验数据进行设计。(表4—1)是好氧塘的典型设计参数。
好氧塘主要尺寸的经验值如下： (1)好氧塘多采用矩形，表面的长宽比为3：1～4：1，一般以塘深的1/2处的面积作为计算塘面。塘堤的超高为0.6～1.0m。单塘面积不宜大于4ha。 (2)塘堤的内坡坡度为1：2～1：3(垂直：水平)，外坡坡度为1：2～1：5(垂直：水平) (3)好氧塘的座数一般不少于3座，规模很小时不少于2座。 三、兼性塘 1．兼性塘的基本工作原理 兼性塘的有效水深一般为1.0—2.0m，通常由三层组成，上层好氧区、中层兼性区和底部厌氧区，如(图4—2)所示。
好氧区对有机污染物的净化机理与好氧塘基本相同。 兼性区的塘水溶解氧较低，且时有时无。这里的微生物是异养型兼性细菌，它们既能利用水中的溶解氧氧化分解有机污染物，也能在无分子氧的条件下，以硝酸根和碳酸根作为电子受体进行无氧代谢。 厌氧区无溶解氧。可沉物质和死亡的藻类、菌类在此形成污泥层，污泥层中的有机质由厌氧微生物对其进行厌氧分解。与一般的厌氧发酵反应相同，其厌氧分解包括酸发酵和甲烷发酵两个过程。发酵过程中未被甲烷化的中间产物(如脂肪酸、醛、醇等)进入塘的上、中层，由好氧菌和兼性菌继续进行降解。而CO2、NH3等代谢产物进入好氧层，部分逸出水面，部分参与藻类的光合作用。 由于兼性塘的净化机理比较复杂，因此兼性塘去除污染物的范围比好氧处理系统广泛，它不仅可去除一般的有机污染物，还可有效地去除磷、氮等营养物质和某些难降解的有机污染物，如木质素、有机氯农药、合成洗涤剂、硝基芳烃等；因此，它不仅用于处理城市污水，还被用于处理石油化工、有机化工、印染、造纸等工业废水。 2．兼性塘的设计 兼性塘一般采用负荷法进行计算，我国尚未建立较完善的设计规范。(表4—2)是我国“七五”国家科技攻关成果建议的主要设计参数。
兼性塘主要尺寸的经验值如下： (1)兼性塘一般采用矩形，长宽比3：1—4：1。塘的有效水深为1.2～2.5m，超高为0.6～1.0m，储泥区高度应大于0.3m。 (2)兼性塘堤坝的内坡坡度为1：2～1：3(垂直：水平)，外坡坡度为1：2—1：5。 (3)兼性塘一般不少于三座，多采用串联，其中第一塘的面积约占兼性塘总面积的30％一60％，单塘面积应小于4ha，以避免布水不均匀或波浪较大等问题。 四、厌氧塘 1．厌氧塘的基本工作原理 厌氧塘对有机污染物的降解，与所有的厌氧生物处理设备相同，是由两类厌氧菌通过产酸发酵和甲烷发酵两阶段来完成的。即先由兼性厌氧产酸菌将复杂的有机物水解、转化为简单的有机物(如有机酸、醇、醛等)，再由绝对厌氧菌(甲烷菌)将有机酸转化为甲烷和二氧化碳等。由于甲烷菌的世代时间长，增殖速度慢，且对溶解氧和pH敏感，因此厌氧塘的设计和运行，必须以甲烷发酵阶段的要求作为控制条件，控制有机污染物的投配率，以保持产酸菌与甲烷菌之间的动态平衡。应控制塘内的有机酸浓度在3000mg／L以下，pH值为6．5～7．5，进水的BOD5：N：P：100：2.5:1，硫酸盐浓度应小于500mg/L，以使厌氧塘能正常运行。 2．厌氧塘的设计和应用 厌氧塘的设计通常是用经验数据，采用有机负荷进行设计的。设计的主要经验数据如下: (1)有机负荷有机负荷的表示方法有三种：BOD5表面负荷(kgBOD5／ha·d)、BOD5容积负荷(kgBOD5／m3·d)、VSS容积负荷(kgVSS/m3·d)，我国采用BOD5表面负荷。处理城市污水的建议负荷值为200～600kg／ha·d。对于工业废水，设计负荷应通过试验确定。 VSS容积负荷用于处理VSS很高的废水，如家禽粪尿废水、猪粪尿废水、菜牛屠宰废水等。 (2)厌氧塘一般为矩形，长宽比为2：1～2.5：1。单塘面积不大于4ha。塘的有效水深一般为2.0～4.5m，储泥深度大于0.5m，超高为0.6—1.0m。 (3)厌氧塘的进水口离塘底0.6～1.0m，出水口离水面的深度应大于0.6m(图4—3)。使塘的配水和出水较均匀，进、出口的个数均应大于两个。
由于厌氧塘的处理效果不高，出水BOD5浓度仍然较高不能达到二级处理水平，因此，厌氧塘很少单独用于污水处理，而是作为其他处理设备的前处理单元。厌氧塘前应设置格栅、普通沉砂池，有时也设置初次沉淀池，其设计方法与传统二级处理方法相同。厌氧塘的主要问题是产生臭气，目前是利用厌氧塘表面的浮渣层或采取人工覆盖措施(如聚苯乙烯泡沫塑料板)防止臭气逸出。也有用回流好氧塘出水使其布满厌氧塘表层来减少臭气逸出。 厌氧塘宜用于处理高浓度有机废水，如制浆造纸、酿酒、农牧产品加工、农药等工业废水和家禽和家畜粪尿废水等。也可用于处理城镇污水。 五、曝气塘 曝气塘是在塘面上安装有人工曝气设备的稳定塘(图4—4)。曝气塘有两种类型：①完全混合曝气塘；②部分混合曝气塘。塘内生长有活性污泥，污泥可回流也可不回流，有污泥回流的曝气塘实质上是活性污泥法的一种变型。微生物生长的氧源来自人工曝气和表面复氧，以前者为主。曝气设备一般采用表面曝气机，也可用鼓风曝气。
完全混合曝气塘中曝气装置的强度应能使塘内的全部固体呈悬浮状态，并使塘水有足够的溶解氧供微生物分解有机污染物。 部分混合曝气塘不要求保持全部固体呈悬浮状态，部分固体沉淀并进行厌氧消化。其塘内曝气机布置较完全混合曝气塘稀疏。 曝气塘出水的悬浮固体浓度较高，排放前需进行沉淀，沉淀的方法可以用沉淀池，或在塘中分割出静水区用于沉淀。若曝气塘后设置兼性塘，则兼性塘要在进一步处理其出水的同时起沉淀作用。 曝气塘的水力停留时间为3～10d，有效水深为2—6m。曝气塘一般不少于3座，通常按串联方式运行。完全混合曝气塘每立方米塘容积所需功率较小(0.015～0.05kW／m3)，但由于其水力停留时间长，塘的容积大，所以每处理1m3污水所需功率大于常规的活性污泥法的曝气池。 六、稳定塘系统的工艺流程 稳定塘处理系统由预处理设施、稳定塘和后处理设施等三部分组成。 1．稳定塘进水的预处理 为防止稳定塘内污泥淤积，污水进入稳定塘前应先去除水中的悬浮物质。常用设备为格栅、普通沉砂池和沉淀池。若塘前有提升泵站，而泵站的格栅间隙小于20mm时，塘前可不另设格栅。原污水中的悬浮固体浓度小于100mg/L时，可只设沉砂池，以去除砂质颗粒。原污水中的悬浮固体浓度大于100mg/L时，需考虑设置沉淀池。设计方法与传统污水二级处理方法相同。 2．稳定塘的流程组合 稳定塘的流程组合依当地条件和处理要求不同而异，（图4—5）为几种典型的流程组合。
3．稳定塘塘体设计要点 (1)塘的位置稳定塘应设在居民区下风向200m以外，以防止塘散发的臭气影响居民区。此外，塘不应设在距机场2km以内的地方，以防止鸟类(如水鸥)到塘中觅食、聚集，对飞机航行构成危险。 (2)防止塘体损害为防止浪的冲刷，塘的衬砌应在设计水位上下各0.5m以上。若需防止雨水冲刷时，塘的衬砌应做到堤顶。衬砌方法有干砌块石、浆砌块石和混凝土板等。 在有冰冻的地区，背阴面的衬砌应注意防冻。若筑堤土为黏土时，冬季会因毛细作用吸水而冻胀，因此，在结冰水位以上应置换为非黏性土。 (3)塘体防渗稳定塘渗漏可能污染地下水源；若塘出水考虑再回用，则塘体渗漏会造成水资源损失，因此，塘体防渗是十分重要的。但某些防渗措施的工程费用较高，选择防渗措施时应十分谨慎。防渗方法有素土夯实、沥青防渗衬面、膨润土防渗衬面和塑料薄膜防渗衬面等。 (4)塘的进出口进出口的形式对稳定塘的处理效果有较大的影响。设计时应注意配水、集水均匀，避免短流、沟流、及混合死区。主要措施为采用多点进水和出水；进口、出口之间的直线距离尽可能大；进口、出口的方向避开当地主导风向。 第2节污水土地处理 一、概述 二、土地处理系统的净化机理 三、土地处理基本工艺 四、土地处理系统的工艺选择和工艺参数 一、概述 污水土地处理是在人工调控下利用土壤—微生物—植物组成的生态系统使污水中的污染物净化的处理方法。在污染物得以净化的同时，水中的营养物质和水分也得以循环利用。因此，土地处理是使污水资源化、无害化和稳定化的处理利用系统。 污水土地处理是在污水农田灌溉的基础上发展起来的，污水农田灌溉的目的是利用水肥资源。污水农田灌溉没有专门的设计运行方法和参数，灌溉水的水质、水量是依据作物生长特性、农田灌溉水质标准来确定的。污水灌田所引起的臭气散发，土壤、地下水和植物污染等问题，随着城市迅速发展，人口高度集中，污水大量排放而日益突出。污水直接灌田已不能满足人们对环境卫生的要求，因此，污水农田灌溉应是在污水处理基础上的应用。 土地处理是以土地作为主要处理系统的污水处理方法，其目的是净化污水，控制水污染。土地处理系统的设计运行参数(如负荷率)需通过试验研究确定。 在系统的维护管理、稳定运行、出水的排放和利用、周围环境的监测等方面都有较全面的考虑与规定。 传统的二级生物处理，无法解决由于有机化学工业迅速发展带来的大量有毒有害有机物污染问题，也不能解决P、N引起的水体富营养化问题。三级处理虽然可用于解决这些问题，但工程投资大、能耗高，运行费用昂贵，管理复杂，有时还可能引起二次污染；因此，美国于1977年在“水清洁法”(PL95—217)提出应优先采用革新／代用技术处理城市污水，把土地处理技术作为一项革新／代用技术予以推广应用。我国在国家“六五”和“七五”期间，均将土地处理技术列为环保科技攻关项目进行研究。我国国务院环境保护委员会1986年颁发的“关于我国水污染防治技术政策的若干规定”，将污水土地处理利用列为我国的一项重要技术政策予以贯彻实施。 土地处理技术有五种类型：慢速渗滤、快速渗滤、地表漫流、湿地和地下渗滤系统。 土地处理系统是由污水预处理设施，污水调节和储存设施，污水的输送、布水及控制系统，土地净化田，净化出水的收集和利用系统等五部分组成。 二、土地处理系统的净化机理 污水土地处理系统的净化机理十分复杂，它包含了物理过滤、物理吸附、物理沉积、物理化学吸附、化学反应和化学沉淀、微生物对有机物的降解等过程。因此，污水在土地处理系统中的净化是一个综合净化过程。主要污染物的去除途径如下： 1．BOD的去除 BOD大部分是在土壤表层土中去除的。土壤中含有大量的种类繁多的异养型微生物，它们能对被过滤、截留在土壤颗粒空隙间的悬浮有机物和溶解有机物进行生物降解，并合成微生物新细胞。当处理水的BOD负荷超过土壤微生物分解BOD的生物氧化能力时，会引起厌氧状态或土壤堵塞。 2．磷和氮的去除 在土地处理中，磷主要是通过植物吸收，化学反应和沉淀(与土壤中的钙、铝、铁等离子形成难溶的磷酸盐)，物理吸附和沉积(土壤中的黏土矿物对磷酸盐的吸附和沉积)，物理化学吸附(离子交换、络合吸附)等方式被去除。其去除效果受土壤结构、阳离子交换容量、铁铝氧化物和植物对磷的吸收等因素影响。 氮主要是通过植物吸收，微生物脱氮(氨化、硝化、反硝化)，挥发、渗出(氨在碱性条件下逸出、硝酸盐的渗出)等方式被去除。其去除率受作物的类型、生长期、对氮的吸收能力，以及土地处理系统的工艺等因素影响。 3．悬浮物质的去除 污水中的悬浮物质是依靠作物和土壤颗粒间的孔隙截留、过滤去除的。土壤颗粒的大小、颗粒间孔隙的形状、大小、分布和水流通道，以及悬浮物的性质、大小和浓度等都影响对悬浮物的截留过滤效果。若悬浮物浓度太高、颗粒太大会引起土壤堵塞。 4．病原体的去除 污水经土壤过滤后，水中大部分的病菌和病毒可被去除，去除率可达92％～97％。其去除率与选用的土地处理系统工艺有关，其中地表漫流的去除率略低，但若有较长的漫流距离和停留时间，也可达到较高的去除效率。 5．重金属的去除 重金属的去除主要是通过物理化学吸附，化学反应与沉淀等途径被去除的。重金属离子在土壤胶体表面进行阳离子交换而被置换、吸附，并生成难溶性化合物被固定于矿物晶格中；重金属与某些有机物生成可吸性螯合物被固定于矿物晶格中；重金属离子与土壤的某些组分进行化学反应，生成金属磷酸盐和有机重金属等沉积于土壤中。 三、土地处理基本工艺 1．慢速渗滤系统 慢速渗滤系统适用于渗水性良好的土壤、砂质土壤及蒸发量小、气候润湿的地区。废水经喷灌或面灌后垂直向下缓慢渗滤，土地净化田上种作物，这些作物可吸收污水中的水分和营养成分，通过土壤—微生物—作物对污水进行净化，部分污水蒸发和渗滤(图4—6)。慢速渗滤系统的污水投配负荷一般较低，渗滤速度慢，故污水净化效率高，出水水质优良。 慢速渗滤系统有农业型和森林型两种。其主要控制因素为：灌水率、灌水方式、作物选择和预处理等。 2．快速渗滤系统 快速渗滤土地处理系统是一种高效、低耗、经济的污水处理与再生方法。适用于渗透性非常良好的土壤，如砂土、砾石性砂土、砂质砂土等。污水灌至快速渗滤田表面后很快下渗进入地下，并最终进入地下水层。灌水与休灌反复循环进行，使滤田表层土壤处于厌氧一好氧交替运行状态，依靠土壤微生物将被土壤截留的溶解性和悬浮有机物进行分解，使污水得以净化。 快速渗滤法的主要目的是补给地下水和废水再生回用。用于补给地下水时不设集水系统，若用于废水再生回用，则需设地下集水管或井群以收集再生水(图4—7)。


进人快速渗滤系统的污水应进行适当预处理，以保证有较大的渗滤速率和硝化速率。一般情况下，污水经过一级处理就可以满足要求。若可供使用的土地有限，需加大渗滤速率，或要求高质量的出水水质时，则应以二级处理作为预处理。 3．地表漫流系统 地表漫流系统适用于渗透性低的黏土或亚黏土，地面最佳坡度为2％到8％。废水以喷灌法或漫灌(淹灌)法有控制地分布在地面上均匀的漫流，流向设在坡脚的集水渠，在流行过程中少量废水被植物摄取、蒸发和渗人地下。地面上种牧草或其他作物供微生物栖息并防止土壤流失，尾水收集后可回用或排放水体(图4—8)。 采用何种灌溉方法取决于土壤性质、作物类型、气象和地形。 4．湿地处理系统 湿地处理系统是一种利用低洼湿地和沼泽地处理污水的方法。污水有控制地投配到种有芦苇、香蒲等耐水性、沼泽性植物的湿地上，废水在沿一定方向流行过程中，在耐水性植物和土壤共同作用下得以净化 湿地处理可用于直接处理污水或深度处理。污水进入系统前需预处理，方法有化粪池、格栅、筛网、初沉池、酸化(水解)池和稳定塘等。 5．地下渗滤处理系统 地下渗滤处理系统是将污水投配到距地面约0.5m深，有良好渗透性的地层中，藉毛管浸润和土壤渗透作用，使污水向四周扩散，通过过滤、沉淀、吸附和生物降解作用等过程使污水得到净化. 地下渗滤系统适用于无法接人城市排水管网的小水量污水处理，如分散的居民点住宅、度假村、疗养院等。污水进入处理系统前需经化粪池或酸化(水解)池预处理。 四、土地处理系统的工艺选择和工艺参数 土地处理系统工艺类型的选择，主要是根据土壤性质、透水性、地形、作物种类、气候条件和对废水处理程度的要求等来选择。根据需要有时采用复合土地处理系统，如地表漫流与湿地处理相组合。 土地处理系统的主要工艺参数为负荷率。常用的负荷率有水量负荷和有机负荷，有时还辅以氮负荷和磷负荷。 第五章污水的好氧生物处理－生物膜法 第1节生物滤池 一、生滤池的构造 二、生物滤池法的流程 三、生物滤池的机理 四、生物滤池系统的功能设计 五、生物滤池的运行及其经验 一、生物滤池的构造 1、滤床 滤床由滤料组成。滤料是微生物生长栖息的场所，理想的滤料应具备下述特性： ①能为微生物附着提供大量的表面积： ②使污水以液膜状态流过生物膜； ③有足够的空隙率，保证通风（即保证氧的供给）和使脱落的生物膜能随水流出滤池； ④不被微生物分解，也不抑制微生物生长，有较好的化学稳定性； ⑤有一定机械强度； ⑥价格低廉。 早期主要以拳状碎石为滤料，此外，碎钢渣、焦炭等也可作为滤料，其粒径在3～8cm左右，空隙率在45%一50%左右，比表面积（可附着面积）在65～100m2/m3之间。从理论上，这类滤料粒径愈小，滤床的可附着面积愈大，则生物膜的面积将愈大，滤床的工作能力也愈大。但粒径愈小，孔隙就愈小，滤床愈易被生物膜堵塞，滤床的通风也愈差，可见滤料的粒径不宜太小。经验表明在常用粒径范围内，粒径略大或略小些，对滤池的工作没有明显的影响。 60年代中期塑料工业发展起来以后，塑料滤料开始被广泛采用。(图5-1)和(图5-2)是两种常见的塑料滤料。图5-1所示滤料比表面积在98-340m2/m3之间，空隙率为93%～95%。图5-2所示滤料比表面积在81～195m2/m3之间，空隙率为93%一95%。国内目前采用的玻璃钢蜂窝状块状滤料，孔心间距在20mm左右，孔隙率95%左右，比表面积在200m2/m3左右。

滤床高度同滤料的密度有密切关系。石质拳状滤料组成的滤床高度一般在1～2.5m之间。一方面由于孔隙率低，滤床过高会影响通风；另一方面由于太重（每立方米石质滤料重达1.1-1.4t），过高将影响排水系统和滤池基础的结构。而塑料滤料每立方米仅重100kg左右，孔隙率则高达93%一95%，滤床高度不但可以提高，而且可以采用双层或多层构造。国外一般采用双层滤床，高7m左右；国内常采用多层的“塔式”结构，高度常在10m，滤床四周，一般设池壁，池壁起围护滤料、减少污水飞溅的作用。常用砖、石或混凝土块砌筑。 2.布水设备 布水设备作用是使污水能均匀地分布在整个滤床表面上。 生物滤池的布水设备分为两类：移动式（常用回转式）布水器和固定式喷嘴布水系统（图5-3a和图5-3b）。
回转式布水器的中央是一根空心的立柱，底端与设在池底下面的进水管衔接。布水横管的一侧开有喷水孔口，孔口直径10～15mm，间距不等，愈近池心间距愈大，使滤池单位平面面积接受的污水量基本上相等。布水器的横管可为两根（小池）或四根（大池），对称布置。污水通过中央立柱流入布水横管，由喷水孔口分配到滤池表面。污水喷出孔口时，作用于横管的反作用力推动布水器绕立柱旋转，转动方向与孔口喷嘴方向相反。所需水头在0.6-1.5m左右。如果水头不足，可用电动机转动布水器。 固定式布水系统是由虹吸装置、馈水池、布水管道和喷嘴组成。这种形式布水设备较少使用。污水经过初次沉淀之后，流入馈水池。当馈水池水位上升到某一高度时，池中积蓄的污水通过设在池内的虹吸装置，倾泻到布水管系，喷嘴开始喷水，且因水头较大，喷水半径较大。由于出流水量大于人流水量，池中水位逐渐下降，因此喷嘴的水头逐渐降低，喷水半径也随之逐渐收缩。当池中水位降落到一定程度时，空气进入虹吸装置，虹吸被破坏，喷嘴即停止喷水。由于馈水池的调节作用，固定喷水系统的喷水是间隙的。这类布水系统需要较大的水头，约在2m左右。 当采用回转式布水系统时，滤池的平面用圆形或正八角形。采用固定式喷嘴布水系统时，池面形状不受限制。 3.排水系统 池底排水系统的作用是：①收集污水与生物膜；②保证通风；③支撑滤料。 池底排水系统由池底、排水假底和集水沟组成，参看图5-7。排水假底是用特制砌块或栅板铺成滤料堆在假底上面。早期都是采用混凝土栅板作为排水假底，自从塑料填料出现以后，滤料重量减轻，国外多用金属栅板作为排水假底。假底的空隙所占面积不宜小于滤池平面的5%一8%，与池底的距离不应小于0.4-0.6m。 池底除支撑滤料外，还要排泄滤床上的来水，池底中心轴线上设有集水沟，两侧底面向集水沟倾斜，池底和集水沟的坡度约1%～2%。集水沟要有充分的高度，并在任何时候不会满流，确保空气能在水面上畅通无阻，使滤池中空隙充满空气。 二、生物滤池法的流程 低负荷生物滤池又称普通生物滤池，(图5-4)所示为传统的普通生物滤池的流程。
普通生物滤池的优点是处理效果好，BOD5去除率可达90%以上，出水BOD5可下降到25mg/L以下，硝酸盐含量在10mg/L左右，出水水质稳定。 缺点是占地面积大，易于堵塞，灰蝇很多，影响环境卫生。 后来，人们通过采用新型滤料，革新流程，提出多种型式的高负荷生物滤池，使负荷率比普通生物滤池提高数倍，池子体积大大缩小。回流式生物滤池、塔式生物滤池属于这样类型的滤池。它们的运行比较灵活，可以通过调整负荷率和流程，得到不同的处理效率（65%一90%）。负荷率高时，有机物转化较不彻底，排出的生物膜容易腐化。
(图5-5)是交替式二级生物滤池法的流程。运行时，滤池是串联工作的，污水经初步沉淀后进人一级生物滤池，出水经相应的中间沉淀池去除残膜后用泵送入二级生物滤池，二级生物滤池的出水经过沉淀后排出污水厂。工作一段时间后，一级生物滤池因表层生物膜的累积，即将出现堵塞，改作二级生物滤池，而原来的二级生物滤池则改作一级生物滤池。运行中每个生物滤池交替作为一级和二级滤池使用。交替式二级滤池法流程比并联流程负荷率可提高两、三倍。
(图5-6)所示是几种常用的回流式生物滤池法的流程。当条件（水质、负荷率、总回流量与进水量之比）相同时，它们的处理效率不同。图中次序基本上是按效率从较低到较高排列的，符号qv代表污水量，厂代表回流比。当污水浓度不太高，回流系统为重力流时采用图5-10a流程，回流比可以通过回流管线上的闸阀调节，当人流水量小于平均流量时，增大回流量；当人流水量大时，减少或停止回流。图5-10（c，d）是二级生物滤池，系统中有两个生物滤池。这种流程用于处理高浓度污水或出水水质要求较高的场合。由于它的造价和日常费用较高，限制了二级生物滤池的广泛应用。 在处理城市污水时，回流式生物滤池的处理效率大致如下： （1）单级滤池法当滤池负荷率在1.7kg（BOD5）/m3·d（滤料）以下时，出水的BOD5约为滤池进水的BOD5的1/3。 （2）二级滤池法二沉池出水的BOD5为二级滤池进水BOD5的1/2；如果一级滤池出水不经沉淀直接流向二级滤池，则一级滤池出水的BOD5为进水BOD5的1/2。 生物滤池的一个主要优点是运行简单，因此，适用于小城镇和边远地区。一般认为，它对人流水质水量变化的承受能力较强，脱落的生物膜密实，较容易在二沉池中被分离。生物滤池处理效率比活性污泥法略低，变化范围略大些。50%的活性污泥法处理厂BOD5去除率高于91%，50%的生物滤池处理厂的BOD5去除率仅83%以上，相应的出水BOD5为14mg/L和28mg/L。 三、生物滤池的机理 1.生物滤池的工作情况 污水通过布水设备连续地、均匀地喷洒到滤床表面上，在重力作用下，污水以水滴的形式向下渗沥，或以波状薄膜的形式向下渗流。最后，污水到达排水系统，流出滤池。 污水流过滤床时，有一部分污水、污染物和细菌附着在滤料表面上，微生物便在滤料表面大量繁殖，不久，形成一层充满微生物的粘膜，称为生物膜。这个起始阶段通常叫“挂膜”，是生物滤池的成熟期。 生物膜是由细菌（好氧、厌氧、兼性）、真菌、藻类、原生动物、后生动物以及一些肉眼可见的蠕虫、昆虫的幼虫等组成。 污水流过成熟滤床时，污水中的有机污染物被生物膜中的微生物吸附、降解，从而得到净化。生物膜表层生长的是好氧和兼性微生物，其厚度约2mm。在这里，有机污染物经微生物好氧代谢而降解，终点产物是H20、CO2、NH3等。由于氧在生物膜表层已耗尽，生物膜内层的微生物处于厌氧状态。在这里，进行的是有机物的厌氧代谢，终点产物为有机酸、乙醇、醛和H2S等。由于微生物的不断繁殖，生物膜逐渐增厚，超过一定厚度后，吸附的有机物在传递到生物膜内层的微生物以前，已被代谢掉。此时，内层微生物因得不到充分的营养而进人内源代谢，失去其粘附在滤料上的性能，脱落下来随水流出滤池，滤料表面再重新长出新的生物膜。生物膜脱落的速度与有机负荷、水力负荷有关。 在低负荷生物滤池中，造成生物膜脱落的原因可能更复杂些，昆虫及其幼虫的活动可能促进生物膜脱落。在高负荷滤池中，因滤率高，靠着水力冲刷使生物膜不断脱落和被冲走，生物膜的厚度与滤率的大小有关。 有机物的转化深度随滤池的性能而异，对于低负荷滤池，有机物被深度转化，出水中硝酸盐含量较高，残膜呈深棕色，有些类似腐殖质，沉淀性能较好；对高负荷滤池，只有在负荷率较低时，出水才含有较低的硝酸盐，残膜易腐化。 2.影响生物滤池性能的主要因素 生物滤池中有机物的降解过程复杂，同时发生着有机物在污水和生物膜中的传质过程；有机物的好氧和厌氧代谢；氧在污水和生物膜中的传质过程和生物膜的生长和脱落等过程。这些过程的发生和发展决定了生物滤池净化污水的性能。影响这些过程的主要因素如下； （1）滤池高度滤床的上层和下层相比，生物膜量、微生物种类和去除有机物的速率均不相同。滤床上层，污水中有机物浓度较高，微生物繁殖速率高，种属较低级以细菌为主，生物膜量较多，有机物去除速率较高。随着滤床深度增加，微生物从低级趋向高级，种类逐渐增多，生物膜量从多到少。这是因为微生物的生长和繁殖同环境因素息息相关，所以当滤床各层的进水水质互不相同时，各层生物膜的微生物就不相伺，处理污水（特别是含多种性质相异的有害物质的工业废水）的功能也随着不同。 由于生化反应速率与有机物浓度有关，而滤床不同深度处的有机物浓度不同，自上而下递减。因此，各层滤床有机物去除率不同，有机物的去除率沿池深方向呈指数形式下降。生物滤池的处理效率，在一定条件下是随着滤床高度的增加而增加，在滤床高度超过某一数值（随具体条件而定）后，处理效率的提高是微不足道，不经济的。滤床不同深度处的微生物种群不同，反映了滤床高度对处理效率的影响同污水水质有关。对水质比较复杂的工业废水来讲，这一点是值得注意的。 （2）负荷率生物滤池的负荷率是一个集中反映生物滤池工作性能的参数，它直接影响生物滤池的工作。 水处理设施的负荷习惯上都以流量为准。生物滤池的负荷以污水流量表示时，负荷率的单位是m3（水）/m3·d或m3（水）/m2·d，后一单位相当于m/d，又称平均滤率。但是，由于生物滤池的作用是去除污水中有机物或特定污染物，因此，它的负荷率应以有机物或特定污染物质为准较合理，对于一般污水则常以BOD5为准，负荷率的单位以kg（BOD5或特定物质）/m3·d表示。这样，生物滤池的负荷率有三种表达方式。以流量为准的负荷率常称水力负荷率，水力负荷率采用滤率为单位时，又称为表面水力负荷率。以BOD5为准的负荷率常称有机负荷率。 以往，城市污水厂采用普通生物滤池，滤率一般在1-2m/d左右，不超过4m/d。在此低负荷率的条件下，随着滤率的提高，污水中有机物的传质速率加快，生物膜量增多，滤床特别是它的表层很容易堵塞；因此，生物滤池的负荷率曾长期停留在较低的水平（当污水浓度和滤床高度为定值时，滤率与负荷率的比值是常数）。但是，当滤率提高到8m/d以上时，下渗污水对生物膜的水力冲刷作用，使生物滤池堵塞现象又获改善。在高负荷条件下，随着滤率的提高，污水在生物滤池中的停留时间缩短，出水水质将相应下降。为此，可以利用污水厂出水回流（回流滤池），或提高滤床高度（塔式生物滤池）来改善进水水质，从而提高滤率和保证出水水质。 滤率对处理效率有影响，但对不同的污染物质，影响不同。如对氰的影响较小，对挥发酚和COD的影响颇为明显。城市污水中低负荷滤池出水硝化程度较高，而高负荷滤池，仅在负荷较低时才可能出现硝化。这也说明滤率对处理效率有影响。 讨论负荷率时，应与处理效率相对应。例如，采用生物滤池处理城市污水，要求处理效率在80%～90%左右（城市污水的BOD5一般在200～300mg/L左右，用生物滤池处理后，出水BOD5一般在25mg/L左右），这时，低负荷生物滤池的负荷率常在0.2kg/m3·d，高负荷生物滤池的负荷率在1.1kg/m3·d左右，若提高负荷率，出水水质将相应有所下降。 （3）回流利用污水厂的出水，或生物滤池出水稀释进水的做法称回流，回流水量与进水量之比叫回流比。 回流对生物滤池性能有下述影响：①可提高生物滤池的滤率，使生物滤池由低负荷率演变为高负荷率（增大滤床高度也可提高负荷率）；②提高滤率有利于防止产生灰蝇和减少恶臭；③当进水缺氧、腐化、缺少营养元素或含有害物质时，回流可改善进水的腐化状况、提供营养元素和降低毒物浓度；④进水的质和量有波动时，回流有调节和稳定进水的作用。 回流将降低人流污水的有机物浓度，减少流动水与附着水中有机物的浓度差，因而降低传质和有机物去除速率。另一方面，回流增大流动水的紊流程度，增快传质和有机物去除速率，当后者的影响大于前者时，回流可以改善滤池的工作。 一些研究表明，用生物滤池出水回流，增加滤床的生物量，可以改善滤池的工作。但是，悬浮微生物的增加，又可能影响氧向生物膜的转移，影响生物滤池的效率。可见，回流对生物滤池性能的影响是多方面的，不可以一概而论。回流滤池的回流比与污水浓度有关。 （4）供氧生物滤池中，微生物所需的氧一般直接来自大气，靠自然通风供给。影响生物滤池通风的主要因素是滤床自然拔风和风速。自然拔风的推动力是池内温度与气温之差，以及滤池的高度。温度差愈大，通风条件愈好。当水温较低，滤池内温度低于气温时（夏季），池内气流向下流动；当水温较高，池内温度高于气温时（冬季），气流向上流动。若池内外无温差时，则停止通风。正常运行的生物滤池，自然通风可以提供生物降解所需的氧量。 人流污水有机物浓度较高时，供氧条件可能成为影响生物滤池工作的主要因素。图5-15反映生物滤池可能出现的滤池进水有机物浓度对膜内有机物和氧浓度的影响。曲线表明进水有机物浓度低时，氧的供给是充足的，当COD>400～500mg/L时，生物滤池供氧不足，生物膜好氧层厚度变薄。为保证生物滤池正常工作，有人建议滤池进水COD应小于400mg/L。当进水浓度高于此值时，可以通过回流的方法，降低滤池进水有机物浓度，以保证生物滤池供氧充足，正常运行。 四、生物滤池系统的功能设计 生物滤池处理系统包括生物滤池和二次沉淀池，有时还包括初次沉淀池和回流泵。其功能设计一般包括： ①滤池类型和流程选择； ②滤池个数和滤床尺寸的确定； ③二次沉淀池的形式、个数和工艺尺寸的确定； ④布水设备计算。 1.滤池类型的选择 低负荷率生物滤池现在基本上已不常用，仅在污水量小、地区比较偏僻、石料不贵的场合尚有可能选用。 目前，大多采用高负荷率生物滤池。高负荷生物滤池主要有两种类型：回流式和塔式（多层式）生物滤池。滤池类型的选择，只有通过方案比较，才能作出合理的结论。占地面积，基建费用和运行费用的比较，常起关键性作用。 2.流程的选择 在确定流程时，通常要解决的问题是：①是否设初次沉淀池；②采用几级滤池；③是否采用回流，回流方式和回流比的确定。 当废水含悬浮物较多，采用拳状滤料时，需有初次沉淀池，以避免生物滤池阻塞。处理城市污水时，一般都设置初次沉淀池。 下述三种情况应考虑用二次沉淀池出水回流：①入流有机物浓度较高，可能引起供氧不足时。有人建议生物滤池的人流CODB应小于400mg/L；②水量很小，无法维持水力负荷率在最小经验值以下时；③污水中某种污染物在高浓度时可能抑制微生物生长的情况下，应考虑回流。 五、生物滤池的运行及其经验 生物滤池投入运行之前，先要检查各项机械设备（水泵、布水器等）和管道，然后用清水替代废水进行试运行，发现问题时需作必要的整修。 生物滤池正式运行之后，有一个“挂膜”阶段，即培养生物膜的阶段。在这个始运行阶段，洁净的无膜滤床逐渐长了生物膜，处理效率和出水水质不断提高，终于进入正常运行状态。当温度适宜时，始运行阶段历时约一周。 处理含有毒物质的工业废水时，生物滤池的运行要按设计确定的方案进行。一般说来，这种有毒物质正是生物滤池的处理对象，而能分解氧化这种有毒物质的微生物常存在于一般环境中，无需从外界引入；但是，在一般环境中，它们在微生物群体中并不占优势，或对这种有毒物质还不太适应，因此，在滤池正常运行前，要有一个让它们适应新环境，繁殖壮大的始运行阶段，称为“驯化-挂膜”阶段。 工业废水生物滤池的驯化-挂膜有两种方式：一种方式是从其它工厂废水站或城市污水厂取来活性污泥或生物膜碎屑（都取自二次沉淀池），进行驯化，挂膜。可把取来的数量充足的污泥同工业废水、清水和养料（生活污水或培养微生物用的化学品，有些工业废水并不需要外加养料）按适当比例混和后淋洒生物滤池，出水进入二次沉淀池，并以二沉池作为循环水池，循环运行。当滤床明显出现生物膜迹象后，以二次沉淀池出水水质为参考，在循环中逐步调整工业废水和出水的比例，直到出水正常。这时，驯化-挂膜结束，运行进入正常状态。这种方式是目前常用的方式，特别适用于试验性装置；但是，对大型生物滤池，由于需要的活性污泥量太多，这种始运行方式是不现实的。 另一种方式是用生活污水、城市污水，河水或回流出水替代部分工业废水（必要时投加养料）进行运行（部分工业废水暂时直接排放），运行过程中把二次沉淀池中的污泥不断回流到滤池的进水中。在滤床明显出现生物膜迹象后，以二次沉淀池出水水质为参考，逐步降低稀释用水流量和增加工业废水量，直至正常运行。 在运行中，应用心积累和整理有关水量、水质，能量消耗和设备维修等方面的资料数据，仔细记录出现的特殊情况，并不断总结经验，将不但能在本厂提高运行水平和促进技术革新，而且有助于生物过滤法的研究和革新。这方面的工作，目前做得非常不够。表5-7摘录几个生物滤池的技术数据，以供参考，其中有些是试验性装置。 第2节生物转盘 一、生物转盘的构造 二、生物转盘的进展和应用 生物转盘（又名转盘式生物滤池）是一种生物膜法处理设备。它具有很多优点，在印染、造纸、皮革和石油化工等行业的工业废水处理中得到应用，效果较好。 生物转盘去除废水中有机污染物的机理，与生物滤池基本相同（图5-7），但构造形式与生物滤池很不相同。其基本流程如(图5-8)所示。

一、生物转盘的构造 生物转盘的主要组成部分有转动轴、转盘、废水处理槽和驱动装置等。 生物转盘的主体是垂直固定在水平轴上的一组圆形盘片和一个同它配合的半圆形水槽。微生物生长并形成一层生物膜附着在盘片表面，约40%～45%的盘面（转轴以下的部分）浸没在废水中，上半部敞露在大气中。工作时，废水流过水槽，电动机转动转盘，生物膜和大气与废水轮替接触，浸没时吸附废水中的有机物，敞露时吸收大气中的氧气。转盘的转动，带进空气，并引起水槽内废水紊动，使槽内废水的溶解氧均匀分布。生物膜的厚度约为0.5～2.0nm，随着膜的增厚，内层的微生物呈厌氧状态，当其失去活性时则使生物膜自盘面脱落，并随同出水流至二次沉淀池。 盘片的材料要求质轻、耐腐蚀、坚硬和不变形。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。盘片直径一般是2～3m，最大为5m，轴长通常小于7.6m，盘片净间距为20～30mm。当系统要求的盘片总面积较大时，可分组安装，一组称一级，串联运行。转盘分级布置使其运行较灵活，可以提高处理效率。 水槽可以用钢筋混凝土或钢板制作，断面直径比转盘略大（一般为20～40mm），使转盘既可以在槽内自由转动，脱落的残膜又不致留在槽内。 驱动装置通常采用附有减速装置的电动机。根据具体情况，也可以采用水轮驱动或空气驱动。 为防止转盘设备遭受风吹雨打和日光曝晒，应设置在房屋或雨棚内或用罩覆盖，罩上应开孔，开孔面积大于0.01%。 二、生物转盘的进展和应用 1.生物转盘法的进展 为降低生物转盘法的动力消耗、节省工程投资和提高处理设施的效率，近年来生物转盘有了一些新发展。主要有空气驱动的生物转盘、与沉淀池合建的生物转盘、与曝气池组合的生物转盘和藻类转盘等。空气驱动的生物转盘（图5-9）是在盘片外缘周围设空气罩，在转盘下侧设曝气管，管上装有扩散器，空气从扩散器吹向空气罩，产生浮力，使转盘转动。它主要应用于城市污水的二级处理和消化处理。
与沉淀池合建的生物转盘（图5-10）是把平流沉淀池做成二层，上层设置生物转盘，下层是沉淀区。生物转盘用于初沉池可起生物处理作用，用于二沉池可进一步改善出水水质。
与曝气池组合的生物转盘（图5-11）是在活性污泥法曝气池中设生物转盘，以提高原有设备的处理效果和处理能力。
2.生物转盘的应用 以往生物转盘主要用于水量较小的污水厂站，近年来的实践表明，生物转盘也可以用于日处理量20万吨以上的大型污水处理厂。生物转盘可用作完全处理、不完全处理和工业废水的预处理，按需要定。 在我国，生物转盘主要用于处理工业废水。在化学纤维、石油化工、印染、皮革和煤气发生站等行业的工业废水处理方面均得到应用，效果良好。 生物转盘的主要优点是动力消耗低、抗冲击负荷能力强、无需回流污泥、管理运行方便，缺点是占地面积大、散发臭气，在寒冷的地区需作保温处理。 第3节生物接触氧化法 一、概述 二、生物接触氧化池的构造 一、概述 生物接触氧化法的处理构筑物是浸没曝气式生物滤池，也称生物接触氧化池。(图5-12)（精彩flash）示其基本流程。
生物接触氧化池内设置填料，填料淹没在废水中，填料上长满生物膜，废水与生物膜接触过程中，水中的有机物被微生物吸附、氧化分解和转化为新的生物膜。从填料上脱落的生物膜，随水流到二沉池后被去除，废水得到净化。在接触氧化池中，微生物所需要的氧气来自水中，而废水则自鼓人的空气不断补充失去的溶解氧。空气是通过设在池底的穿孔布气管进入水流，当气泡上升时向废水供应氧气，有时并借以回流池水。 生物接触氧化法具有下列特点： （1）由于填料的比表面积大，池内的充氧条件良好。生物接触氧化池内单位容积的生物固体量高于活性污泥法曝气池及生物滤池，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷； （2）生物接触氧化法不需要污泥回流，也就不存在污泥膨胀问题，运行管理简便； （3）由于生物固体量多，水流又属完全混合型，因此生物接触氧化池对水质水量的骤变有较强的适应能力； （4）生物接触氧化池有机容积负荷较高时，其F/M保持在较低水平，污泥产量较低。 二、生物接触氧化池的构造 接触氧化池目前虽已运用于生产，但是还没有形成比较定型的构造型式。 接触氧化池的主要组成部分有池体、填料和布水布气装置。 池体用于设置填料、布水布气装置和支承填料的栅板和格栅。池体可为钢结构或钢筋混凝土结构。由于池中水流的速度低，从填料上脱落的残膜总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。 填料要求比表面积大、空隙率大、水力阻力小、强度大、化学和生物稳定性好、能经久耐用。目前常采用的填料是聚氯乙烯塑料、聚丙烯塑料、环氧玻璃钢等做成的蜂窝状和波纹板状填料（图5-13）。
近年来国内外都进行纤维状填料的研究，纤维状填料是用尼龙、维纶、腈纶、涤沦等化学纤维编结成束，呈绳状连接（图5-14）。为安装检修方便，填料常以料框组装，带框放人池中。当需要清洗检修时，可逐框轮替取出，池子无需停止工作。
布气管可布置在池子中心（中心曝气，图5-15），侧面（侧面曝气，图5-16）和全池（全面曝气，即整个池底安装穿孔布气管，管子相互正交，形成0.3m的方格）。

第4节生物流化床 一、流态化原理 二、生物流化床的类型 三、生物流化床的优缺点 四、生物流化床的进展--载体的研究 生物流化床处理技术是借助流体（液体、气体）使表面生长着微生物的固体颗粒（生物颗粒）呈流态化，同时进行去除和降解有机污染物的生物膜法处理技术。它是70年代开始应用于污水处理的一种高效的生物处理工艺。 一、流态化原理 在圆柱形流化床①的底部，装置一块多孔液体分布板②在分布板上堆放颗粒载体（如砂、活性碳），液体从床底的进口③进入，经过分布板均匀地向上流动，并通过固体床层由顶部出口管④流出（图5-17）。流化床上装有压差计⑤，用以测量液体流经床层的压力降。当液体流过床层时，随着流体流速的不同，床层会出现下述三种不同的状态。


1.固定床阶段（图5-18a） 当液体以很小的速度流经床层时，固体颗粒处于静止不动的状态，床层高度也基本维持不变，这时的床层称固定床。在这一阶段，液体通过床层的压力降Ap随空塔速度v的上升而增加，呈幂函数关系，在双对数坐标图纸上呈直线即(图5-19)中的OA段。 当液体流速增大到压力降Ap大致等于单位面积床层重量时（图5-26中的凸点），固体颗粒间的相对位置略有变化，床层开始膨胀，固体颗粒仍保持接触且不流态化。 2.流化床阶段（图5-18b） 当液体流速大于6点流速，床层不再维持于固定床状态，颗粒被液体托起而呈悬浮状态，且在床层内各个方向流动，在床层上部有一个水平界面，此时由颗粒所形成的床层完全处于流态化状态，这类床层称流化床。在这阶段，流化层的高度h是随流速上升而增大，床层压力降△p则基本上不随流速改变，如图5-26中的bc段所示。b点的流速Vmin是达到流态化的起始速度，称临界流态化速度。临界速度值随颗粒的大小、密度和液体的物理性质而异。 由于生物流化床中的载体颗粒表面有一层微生物膜，因此其流化特性与普通的流化床不同，我国在这方面已开始进行研究。流化床床层的膨胀程度可以用膨胀率K或膨胀比R表示： 在生物流化床中，相同的流速下，膨胀率随着生物膜厚度的增加而增大一般K采用50%～200%。 3.液体输送阶段 当液体流速提高至超过c点后，床层不再保持流化，床层上部的界面消失，载体随液体从流化床带出，这阶段称液体输送阶段。在水处理工艺中，这种床称“移动床”或“流动床”。c点的流速Umax称颗粒带出速度或最大流化速度。 流化床的正常操作应控制在Vmin与Vmax之间。 二、生物流化床的类型 根据生物流化床的供氧、脱膜和床体结构等方面的不同，好氧生物流化床主要有下述两种类型： 1.两相生物流化床
这类流化床是在流化床体外设置充氧设备与脱膜装置，以为微生物充氧并脱除载体表面的生物膜。基本工艺流程如(图5-20)所示。 2.三相生物流化床 三相生物流化床是气、液、固三相直接在流化床体内进行生化反应，不另设充氧设备和脱膜设备，载体表面的生物膜依靠气体的搅动作用，使颗粒之间激烈摩擦而脱落。其工艺流程如(图5-21)所示。
三相生物流化床的设计应注意防止气泡在床内合并成大气泡影响充氧效率。充氧方式有减压释放空气充氧和射流曝气充氧等形式。由于有时可能有少量载体被带出床体，因此在流程中通常有载体（含污泥）回流。三相流化床设备较简单，操作亦较容易，能耗也较二相流化床低，因此对三相流化床的研究较多。 生物流化床除用于好氧生物处理外，尚可用于生物脱氮和厌氧生物处理。 三、生物流化床的优缺点 生物流化床的主要优点如下： 1.容积负荷高，抗冲击负荷能力强 由于生物流化床是采用小粒径固体颗粒作为载体，且载体在床内呈流化状态，因此其每单位体积表面积比其它生物膜法大很多。这就使其单位床体的生物量很高（10～14g/L），加上传质速度快，废水一进入床内，很快地被混合和稀释，因此生物流化床的抗冲击负荷能力较强，容积负荷也较其它生物处理法高. 2.微生物活性强 由于生物颗粒在床体内不断相互碰撞和摩擦，其生物膜厚度较薄，一般在0.2微米以下，且较均匀。据研究，对于同类废水，在相同处理条件下，其生物膜的呼吸率约为活性污泥的两倍，可见其反应速率快，微生物的活性较强。这也是生物流化床负荷较高的原因之一。 3，传质效果好 由于载体颗粒在床体内处于剧烈运动状态，气-固-液界面不断更新，因此传质效果好，这有利于微生物对污染物的吸附和降解，加快了生化反应速率。 生物流化床的缺点是设备的磨损较固定床严重，载体颗粒在湍动过程中会被磨损变小。此外，设计时还存在着生产放大方面的问题，如防堵塞、曝气方法、进水配水系统的选用和生物颗粒流失等。因此，目前我国废水处理还少有工业性应用，上述问题的解决，有可能使生物流化床获得较广泛的工业性应用。 四、生物流化床的进展--载体的研究 研究认为，生物流化床工作性能的提高，关键在于载体的革新。砂质载体虽耐磨但比重大（2.65左右），不易流化；颗粒活性炭则不耐磨。应当创造一种比重略小于水而又耐磨的粒状或近于粒状（即体积小）的载体。近来，国内开发了一种空心塑料（聚乙烯、聚丙烯等）体（球状或柱状），其比重小于1（并可按工艺要求，在加工制造时调节比重）。目前的尺寸为直径25～100mm，比表面积为300～400m2/m3。投入水中时，浮于水面。试验中采用的载体充填度达容器容积的60%～70%。工作时，载体在池内均匀流化，紊动剧烈，气泡被切割微型化。曝气还起紊动搅拌作用，对扩气设备要求不高，穿孔管即可。 由于载体在床内呈流化态，即使采用穿孔管的中气泡扩散器，载体不断切割气泡，也可使气泡曝气的空气利用率，动力效率得到提高，而且使气泡在整个床体内均匀分布。 试验研究表明，这种工艺尤其适用于高浓度有机污水的预处理以及低BOD5值污水的处理，有较好的发展前景。 第六章污水的好氧生物处理－活性污泥法 第1节基本概念 一、活性污泥 二、活性污泥法的基本流程 三、活性污泥降解污水中有机物的过程 一、活性污泥 1912年英国的克拉克（Clark）和盖奇（Gage）发现，对污水长时间曝气会产生污泥，同时水质会得到明显的改善。继而阿尔敦（Arden）和洛开脱（Lockgtt）对这一现象进行了研究。曝气试验是在瓶中进行的，每天试验结束时把瓶子倒空，第二天重新开始，他们偶然发现，由于瓶子清洗不完善，瓶壁附着污泥时，处理效果反而好。由于认识了瓶壁留下污泥的重要性，他们把它称为活性污泥。随后，他们在每天结束试验前，把曝气后的污水静止沉淀，只倒去上层净化清水，留下瓶底的污泥，供第二天使用，这样大大缩短了污水处理的时间。这个试验的工艺化便是于1916年建成的第一个活性污泥法污水处理厂。 在显微镜下观察这些褐色的絮状污泥，可以见到大量的细菌，还有真菌，原生动物和后生动物，它们组成了一个特有的生态系统。正是这些微生物（主要是细菌）以污水中的有机物为食料，进行代谢和繁殖，才降低了污水中有机物的含量。 二、活性污泥法的基本流程 活性污泥法是由曝气池、沉淀池、污泥回流和剩余污泥排除系统所组成，见(图6-1)。
污水和回流的活性污泥一起进入曝气池形成混合液。曝气池是一个生物反应器，通过曝气设备充人空气，空气中的氧溶人污水使活性污泥混合液产生好氧代谢反应。曝气设备不仅传递氧气进入混合液，且使混合液得到足够的搅拌而呈悬浮状态。这样，污水中的有机物、氧气同微生物能充分接触和反应。随后混合液流人沉淀池，混合液中的悬浮固体在沉淀池中沉下来和水分离。流出沉淀池的就是净化水。沉淀池中的污泥大部分回流，称为回流污泥。回流污泥的目的是使曝气池内保持一定的悬浮固体浓度，也就是保持一定的微生物浓度。曝气池中的生化反应引起了微生物的增殖，增殖的微生物通常从沉淀池中排除，以维持活性污泥系统的稳定运行。这部分污泥叫剩余污泥。剩余污泥中含有大量的微生物，排放环境前应进行处理，防止污染环境。 从上述流程可以看出，要使活性污泥法形成一个实用的处理方法，污泥除了有氧化和分解有机物的能力外，还要有良好的凝聚和沉淀性能，以使活性污泥能从混合液中分离出来，得到澄清的出水。活性污泥中的细菌是一个混合群体，常以菌胶团的形式存在，游离状态的较少。菌胶团是由细菌分泌的多糖类物质将细菌包覆成的粘性团块，使细菌具有抵御外界不利因素的性能。菌胶团是活性污泥絮凝体的主要组成部分。游离状态的细菌不易沉淀，而混合液中的原生动物可以捕食这些游离细菌，这样沉淀池的出水就会更清彻，因而原生动物有利于出水水质的提高。 三、活性污泥降解污水中有机物的过程 活性污泥在曝气过程中，对有机物的降解（去除）过程可分为两个阶段，吸附阶段和稳定阶段。在吸附阶段，主要是污水中的有机物转移到活性污泥上去，这是由于活性污泥具有巨大的表面积，而表面上含有多糖类的粘性物质所致。在稳定阶段，主要是转移到活性污泥上的有机物为微生物所利用。当污水中的有机物处于悬浮状态和胶态时，吸附阶段很短，一般在15～45min左右，而稳定阶段较长。 在活性污泥的曝气过程中，废水中有机物的变化包括两个阶段：吸附阶段和稳定阶段。在吸附阶段，主要是废水中的有机物转移到活性污泥上去；在稳定阶段，主要是转移到活性污泥上去的有机物为微生物所利用。吸附量的大小，主要取决于有机物的状态，若废水中的有机物处于悬浮和胶体状态的相对量大时，则吸附量也大。 分析中没有考虑微生物的内源呼吸。微生物的内源呼吸也消耗氧，特别是微生物的浓度比较高时，这部分耗氧量还比较大，不能忽略。因而上面的结论是概略的，主要目的是说明活性污泥过程中的有机物吸附稳定过程。 第2节气体传递原理和曝气池 一、活性污泥法基本要素 二、曝气设备 三、曝气池池型 一、活性污泥法基本要素 构成活性污泥法有三个基本要素，一是引起吸附和氧化分解作用的微生物，也就是活性污泥；二是废水中的有机物，它是处理对象，也是微生物的食料；三是溶解氧，没有充足的溶解氧，好氧微生物既不能生存也不能发挥氧化分解作用。作为一个有效的处理工艺，还必须使微生物，有机物和氧充分接触，只有密切的接触，才能相互作用。因而在充氧的同时，必须使混合液悬浮固体处于悬浮状态。充氧和混合是通过曝气设备来实现。 曝气的好坏决定了活性污泥法的能耗和处理的效果。要达到好的效果，曝气设备的选择还必须和曝气池的构造相配合。因而本节重点讨论气体传递原理，通常的曝气设备和曝气池的构造等问题。 二、曝气设备 曝气设备主要分为鼓风曝气和机械曝气。 I.鼓风曝气 鼓风曝气系统是由空气净化器，鼓风机，空气输配管系统和浸没于混合液中的扩散器组成。鼓风机供应一定的风量，风量要满足生化反应所需的氧量和能保持混合液悬浮固体呈悬浮状态；风压则要满足克服管道系统和扩散器的摩阻损耗以及扩散器上部的静水压；空气净化器的目的是改善整个曝气系统的运行状态和防止扩散器阻塞。 扩散器是整个鼓风曝气系统的关键部件，它的作用是将空气分散成空气泡，增大空气和混合液之间的接触界面，把空气中的氧溶解于水中。根据分散气泡的大小，扩散器又可分成几种类型： （1）小气泡扩散器典型的是由微孔材料（陶瓷、砂砾，塑料）制成的扩散板或扩散管。气泡直径可达1.5mm以下。 （2）中气泡扩散器常用穿孔管和莎纶管。穿孔管的孔眼直径为2～3mm，孔口的气体流速不小于10m/s，以防堵塞。国外用莎纶管。莎纶是一种合成纤维。莎纶管以多孔金属管为骨架，管外缠绕莎纶绳。金属管上开了许多小孔，压缩空气从小孔逸出后，从绳缝中以气泡的形式挤入混合液。空气之所以能从绳缝中挤出，是由于莎纶富有弹性。 （3）大气泡扩散器常用竖管，气泡直径为15mm左右。 （4）微气泡扩散器这是近几年内新发展的扩散器，气泡直径在100um左右。射流曝气器属于微气泡曝气器，它通过混合液的高速射流，将鼓风机引入的空气切割粉碎为微气泡，使混合液和微气泡充分混合和接触，促进了氧的传递，提高了反应速率。也可设计成负压自吸式的射流器，这样可以省掉鼓风机，避免鼓风机引起的噪声。（图6-2）是上面几种扩散器的简图。 通常扩散器的气泡愈大，氧的传递速率愈低，然而它的优点是堵塞的可能性小，空气的净化要求也低，养护管理比较方便。微小气泡扩散器由于氧的传递速率高，反应时间短，曝气池的容积可以缩小。因而选择何种扩散器要因地制宜。 扩散器一般布置在曝气池的一侧和池底，以便形成旋流，增加气泡和混合液的接触时间，有利于氧的传递，同时使混合液中的悬浮固体呈悬浮状态。 扩散器的构造形式很多，布置形式多样，但基本原理是一样的。读者可参考产品说明书和设计手册。 鼓风曝气用鼓风机供应压缩空气，常用罗茨鼓风机和离心式鼓风机。罗茨鼓风机适用于中小型污水厂，但噪声大，必须采取消音、隔音措施；离心式鼓风机噪声小，且效率高，适用于大中型污水厂，但国内产品规格还不多。 2.机械曝气 鼓风曝气是水下曝气，机械曝气则是表面曝气。机械曝气是用安装于曝气池表面的表面曝气机来实现的。表面曝气机分竖式和卧式两类。 （1）竖式曝气机这类表曝机的转动轴与水面垂直，装有叶轮，当叶轮转动时，使曝气池表面产生水跃（图6-3），把大量的混合液水滴和膜状水抛向空气中，然后挟带空气形成水气混合物回到曝气池中，由于气水接触界面大，从而使空气中的氧很快溶入水中。随着曝气机的不断转动，表面水层不断更新，氧气不断地溶人，同时池底含氧量小的混合液向上环流和表面充氧区发生交换，从而提高了整个曝气池混合液的溶解氧含量。因为池液的流动状态同池形有密切的关系，故曝气的效率不仅决定于曝气机的性能，还同曝气池的池形有密切关系。


表曝机叶轮的淹没深度一般在10～100mm，可以调节。淹没深度大时提升水量大，但所需功率亦会增大，叶轮转速一般为20～100r/min，因而电机需通过齿轮箱变速，同时可以进行二挡和三挡调速，以适应进水水量和水质的变化。我国目前应用的这类表曝机有泵型，倒伞型和平板型，见（图6-4）。其中泵型表曝机已有系列产品。 （2）卧式曝气刷这类曝气机的转动轴与水面平行，主要用于氧化沟。在垂直于转动轴的方向装有不锈钢丝（转刷）或板条，用电机带动，转速在50～70r/min，淹没深度为（1/3～1/4）转刷直径。转动时，钢丝或板条把大量液滴抛向空中，并使液面剧烈波动，促进氧的溶解；同时推动混合液在池内回流，促进溶解氧的扩散。见（图6-5）。 3.曝气设备性能指标 比较各种曝气设备性能的主要指标有：一是氧转移率，单位为mg/L.h;二是充氧能力（或动力效率）即每消耗1kW·h动力能传递到水中的氧量（或氧传递速率），单位为kgq/kwh；三是氧利用率，通过鼓风曝气系统转移到混合液中的氧量占总供氧的百分比，单位为%。机械曝气无法计量总供氧量，因而不能计算氧利用率。 三、曝气池池型 曝气池实质上是一个反应器，它的池型和所需的反应器的水力特征密切相关。主要分为推流式和完全混合式以及二池结合型三大类。曝气设备的选用及其布置又必须和池型及水力要求相配合。 1.推流曝气池 （1）平面布置推流曝气池的长宽比一般为5～10。为了便于布置，长池可以两折或多折，污水从一端进，另一端出。进水方式不限；出水都用溢流堰。 推流曝气池一般采用鼓风曝气。 （2）横断面布置推流曝气池的池宽和有效水深之比一般为1～2。有效水深最小为3m，最大为9m。根据横断面上的水流情况，又可分为平移推流和旋转推流。 平移推流是曝气池底铺满扩散器，池中的水流只有沿池长方向的流动。这种池型的横断面宽深比可以大些，见（图6-6）
旋转推流是在这种曝气池中，扩散器装于横断面的一侧。由于气泡形成的密度差，池水产生旋流。池中的水沿池长方向流动外，还有侧向旋流，形成了旋转推流，见（图6-7）。
2.完全混合曝气池 完全混合曝气池的池型可以为圆型也可以为方型或矩型。曝气设备可采用表面曝气机，置于池的表层中心，污水进入池的底部中心。污水一进池，在表面曝气机的搅拌下，立即和全池混合，水质均匀，不象推流那样前后段有明显的区别。完全混合曝气池可以和沉淀池分建和合建，因此可以分为分建式和合建式。 （1）分建式表面曝气机的充氧和混合性能同池型关系密切，因而表面曝气机的选用应和池型配合，以达到好的效果。当采用泵型叶轮，线速度在4～5m/s时，曝气池的直径与叶轮的直径之比宜为4.5～7.5，水深与叶轮的直径比宜为2.5～4.5。当采用倒伞型和平板型叶轮时，叶轮直径与曝气池的直径之比宜为1/3～1/5。分建式虽然不如合建式用地紧凑，且需专设的污泥回流设备，但运行上便于调节控制。 （2）合建式合建式表面曝气池，我国定名为曝气沉淀池，国外称为加速曝气池。这种池型在我国曾一度流行，因为结构紧凑，沉淀池与曝气池合建于一个圆型池中，沉淀池设于外环，与中间的曝气池底有回流污泥缝相通，靠表曝机造成的水位差使回流污泥循环。为了使回流污泥缝不堵塞，缝隙较大，但这样又使回流污泥流量过大，通常达进水量的100%以上，有的竟达500%。由于曝气池和沉淀池合建于一个构筑物，难于分别控制和调节，运行不灵活，出水水质难于保证，国外已趋淘汰。合建式也可做成矩型。 3.两种池型的结合 在推流曝气池中，也可以用多个表曝机充氧和搅拌，对于每一个表曝机所影响的范围内，则为完全混合，而对全池而言，又近似推流，此时相邻的表曝机旋转方向应相反，否则两机间的水流会互相冲突，见（图6-8）。也可用横向挡板在机与机之间隔开，避免互相干扰，见（图6-9）。这种池型各池可以独立，就成为完全混合；也可以各池串联，成为近似推流，运行灵活。
为了曝气池投产时驯化活性污泥，各类曝气池在设计时，都应在池深1/2处留排液管。 第3节活性污泥法的发展和演变 传统的活性污泥法或称普通活性污泥法，经不断发展，已有多种运行方式。 1.渐减曝气 在推流式的传统曝气池中，混合液的需氧量在长度方向是逐步下降的。因此等距离均量地布置扩散器是不合理的。实际情况是：前半段氧远远不够，后半段供氧超过需要。渐减曝气的目的就是合理的布置扩散器，使布气沿程变化，而总的空气用量不变，这样可以提高处理效率。 2.分步曝气 在30年代，纽约市污水厂的曝气池空气量供应不足，厂总工程师把入流的一部分从池端引到池的中部分点进水，见(图6-10)，解决了问题。使同样的空气量，同样的池子，得到了较高的处理效率。

3.完全混合法 美国1950年以前建造的曝气池全是狭长的条形池，按推流设计。由于前段需氧量很大，因而通过渐减曝气池来解决。但是，一般池子只有中段（约全长的1/3处）需氧速率与氧传递速率配合的比较好一些，见(图6-11)。在池的前段，因食料多，微生物的生长率高，需氧率也就很大，因而即使渐减曝气也不能根本解决问题，实际的需氧速率受供氧速率控制和制约。图中需氧和供氧率之间池前后两块面积应相等。 这样的供氧和需氧情况，当受到冲击负荷时，前段阴影面积扩大，后段阴影面积缩小，严重时，后段面积全部消失，出现全池缺氧情况。 从上面二种运行方式看，传统活性污泥法的重要矛盾是供氧和需氧的矛盾，为了解决这个矛盾，渐减曝气是通过布气的方法来改善，分步曝气则是通过进水分配的均匀性上来改善。
为了根本上改善长条形池子中混合液不均匀的状态，在分步曝气的基础上，进一步大大增加进水点，同时相应增加回流污泥并使其在曝气池中迅速混合，它就是完全混合的概念，见(图6-12)。在完全混合法的曝气池中，需氧速率和供氧速率的矛盾在全池得到了平衡，因而完全混合法有如下特征： ①池液中各个部分的微生物种类和数量基本相同，生活环境也基本相同； ②人流出现冲击负荷时，池液的组成变化也较小，因为骤然增加的负荷可为全池混合液所分担，而不是象推流中仅仅由部分回流污泥来承担。因而完全混合池从某种意义上来讲，是一个大的缓冲器和均和池。它不仅能缓和有机负荷的冲击，也减少有毒物质的影响，在工业污水的处理中有一定优点； ③池液里各个部分的需氧率比较均匀。 为适应完全混和的需要，机械曝气的圆形池子也得到了发展。机械曝气器很象搅拌机，而圆形池子便于完全混合。 4.浅层曝气 1953年，派斯维尔（Pasveer）曾计算并测定氧在10℃静止水中的传递特性，如图14-25所示。他发现了气泡形成和破裂瞬间的氧传递速率最大的特点。在水的浅层处用大量空气进行曝气，就可获得较高的氧传递速率。为了使液流保持一定的环流速率，将空气扩散器分布在曝气池相当部分的宽度上，并设一条纵墙，将水池分为二部分，迫使曝气时液体形成环流。 根据联邦德国埃姆歇实验站的测定结果，深度与单位能量吸氧率的关系见(图6-13)。因而扩散器的深度放置在水面以下0.6～0.8m范围为宜，此时与常规深度的曝气池相比，可以节省动力费用。此外，由于风压减小，风量增加，可以用一般的离心鼓风机。
浅层曝气池水深为3～4m，以浅者为好。深宽比在1.0-1.3之间，供气量为30～40m3/3（水）·h，风压lOkPa左右，动力效率可达1.8-2.6kg02/kW·h。 浅层曝气与一般曝气相比，空气量是增大，但风压仅为一般曝气的1/3～1/4，故电耗并不增加而略有下降。浅层池适用于中小型规模的污水厂。但由于布气系统进行维修上的困难，没有得到推广应用。 5.深层曝气 曝气池的经济深度是按基建费和运行费用来决定的。根据长期的经验，并经过多方面的技术经济比较，经济深度一般为4～5m。但随着城市的发展，普遍感到用地紧张，为了节约用地，从60年代开始，研究发展了深层曝气法。 一般深层曝气池水深可达10～20m。70年代以来，国外又发展了超深层曝气法，又称竖井或深井曝气，水深竟达150-300m，大大节省了用地面积。同时由于水深大幅度增加，可以促进氧传递速率，从而提高了曝气池处理污水的负荷。但对深层曝气的特性和经济效果，还不能说已十分清楚。 深井曝气法的实际装置直径为1.0～6.0m，深度为50-150m。井中分隔成两个部分，一面为下降管，另一面为上升管。污水及污泥从下降管导入，由上升管排出。在深井靠地面的井颈部分，局部扩大，以排除部分气体。经处理后的混合液，先经真空脱气（也可以加一个小的曝气池代替真空脱气，并充分利用混合液中的溶解氧），再经二次沉淀池固液分离。混合液也可用气浮法进行固液分离。(图6-14a)为深井曝气法处理流程。
在深井中可利用空气作为动力，促使液流循环。采用空气循环的方法是启动时先在上升管中比较浅的部位输入空气，使液流开始循环，待液流完全循环后，再在下降管中逐步供给空气。液流在下降管中与输入的空气一起，经过深井底部流人上升管中，并从井颈顶管排出，并释放部分空气。由于下降管和上升管的气液混合物存在着密度差，故促使液流保持不断循环。深井曝气池简图见(图6-14b)。 深井曝气法中，活性污泥经受压力的变化较大，有时加压，有时减压，实践表明这时微生物的活性和代谢能力并无异常变化。但合成和能量的分配有一定变化，运行中发现二氧化碳的量比常规曝气多30%，污泥产量低。 深井曝气池内，气液紊流大，液膜更新快，促使KI。值增大，同时气液接触时间增长，溶解氧的饱和浓度也由深度的增加而增加。国外已建成了几十个深井曝气处理厂。国内也正在开展研究。但是，当井壁腐蚀或受损时污水是否会通过井壁渗透，污染地下水，这个问题必须严肃认真地对待。 6.高负荷曝气或变型曝气 有些污水厂只需要部分处理，因此产生了高负荷曝气法。曝气池中的MLSS，约300～500mg/L，曝气的时间比较短，约2～3h，处理效率仅约65%左右，有别于传统的活性污泥法，故常称变型曝气。 7.克劳斯（Kraus）法 美国有一酿造厂，污水的碳水化合物含量有时特别高，给城市污水厂的运行造成很大困难，常引起污泥膨胀。膨胀的活性污泥不易在二次沉淀池中沉淀，而随水流带走，不仅降低了出水水质，而且造成回流污泥量不足，进而降低了曝气池中混合液悬浮固体浓度。如不及时采取措施加以解决，就会使系统中的活性污泥愈来愈少，从根本上破坏曝气池的运行。 克劳斯工程师把厌氧消化的上清液加到回流污泥中一起曝气，然后再进入曝气池，成功地克服了高碳水化合物的污泥膨胀问题。这个过程称为克劳斯法。消化池上清液中富有氨氮，可以供应大量碳水化合物代谢所需的氮。此外，消化池上清液挟带的消化污泥比重较大，有改善混合液沉淀性能的功效。 8.延时曝气 延时曝气在40年代末到50年代初在美国流行起来。特点是曝气时间很长，达24h甚至更长，MLSS较高，达到3000-6000mg/L，活性污泥在时间和空间上部分处于内源呼吸状态，剩余污泥少而稳定，无需消化，可直接排放。适用于污水量很小的场合，最先是牛奶场，后来用于村庄和风景区、旅社等。近年来，国内用于高层建筑生活污水处理。设备可用钢板装配，由厂商供应。对于不是24h连续来水的场合，常常不设沉淀池而采用间歇运行方式，例如20h曝气和进水，2h沉淀，2h放空，再运行。也有曝气池和二沉池合建的。 9.接触稳定法 50年代德克萨斯州奥斯汀（Austin）城的污水厂由于水量增加，需要扩建。虽然另有空地，但地价昂贵，因而没有扩建的可能性，不得不另找它法。 在实验室里，用活性污泥法处理生活污水时，混合液中液体部分的BOD5下降有一定的规律。如果测定BOD5时的取样间隔时间较长，例如每隔1h取样一次，那么所得的BOD5下降曲线是光滑的，如图14-29的实线所示，表明池液中的反应接近于一级反应。但是，缩短取样间隔时，发现在运行开始后的第一小时内，BOD5值有一个迅速下降而后又逐渐回升的现象，见（图6-15）中虚线。而且这个短暂过程中BOD5的最低值与曝气数小时后的BOO<基本相同，其值相当低。利用这一事实，把曝气时间缩短为15～45win（MLSS为2000mg/L），取得了BOD5相当低的出水。但是，回流污泥丧失了活性，其降低污水中BOD5的能力下降了。于是把回流污泥与人流的城市污水汇合之前预先进行充分曝气，这样即可恢复它的活性。在适当改变原曝气池的出人口位置和增添扩散板面积后，只用了原池一半容积，就解决了超负荷问题。
但是，每月总有一天出水质量不好，调查研究后发现这一天是城内牛奶场的清洗日。牛奶场污水BOD5很高而SS不高。这启示了：混合液曝气过程中第一阶段BOD5的下降是由于吸附作用造成的，对于溶解的有机物，吸附作用不大或没有，因此，把这种方法称为接触稳定法，也叫吸附再生法，混合液的曝气完成了吸附作用，回流污泥的曝气完成稳定作用（恢复活性）。 此外，还发现：①这一方法直接用于原污水的处理比用于初沉池的出流水效果好，初沉池可以不用；②剩余污泥量增加了。结果，在改造曝气池时，只增添了空气供应设备的污泥处理设备。接触稳定法的流程简图（图6-16）如下。

实际上，再生池和吸附池可合建，用墙隔开。在接触稳定法中，回流污泥浓缩（由2000mg/L变成8000mg/L）再曝气稳定，池容积节省了，或者说，同样的池子增加了处理能力。 在50年代开发的氧化沟是延时曝气法的一种特殊形式（如图6-17所示），它的池体狭长，池深较浅，在沟槽中设有表面曝气装置。曝气装置的转动，推动沟内液体迅速流动，取得曝气和搅拌两个作用，沟中混合液流速约为0.3-0.6m/s，使活性污泥呈悬浮状态（图6-18）示的是一种典型的氧化沟--卡罗塞式氧化沟，它是由荷兰DHV公司于60年代开发的使用很广泛的一种氧化沟，如我国昆明兰花沟污水处理厂，桂林市东区污水处理厂及上海龙华肉联厂的废水处理都采用这种形式的氧化沟，它不但可以达到95%以上的BOD5去除率，还可同时达到部分脱氮除磷的目的。 80年代初，美国开发了将二次沉淀池设置在氧化沟中的合建式氧化沟，(图6-19)所示的是一种典型的合建式氧化沟——BMTS型，即在沟内截出一个区段作为沉淀区，两侧设隔板，沉淀区底部设一排呈三角形的导流板，混合液的一部分从导流板间隙上升进入沉淀区，沉淀的污泥也通过导流板回流到氧化沟，出水由设于水面的集水管排出。因省去二沉池，故节省占地，更易于管理。
11.纯氧曝气 以纯氧代替空气，可以提高生物处理的速度。纯氧曝气采用密闭的池子。曝气时间较短，约1.5～3.0h，MLSS较高，约4000-8000mg/L。因而二沉池的运行要注意。纯氧曝气池的构造见(图6-20)。 厂商推广纯氧曝气池的主要论点之一是：氧的纯度达98%。在密闭的容器中，溶解氧饱和浓度可提高，氧溶解的推动力也随着提高，氧传递速率增加了，因而处理效果好，污泥的沉淀性能也好。纯氧曝气并没有改变活性污泥或微生物的性质，但使微生物充分发挥了作用。 纯氧曝气的缺点主要是纯氧发生器容易出现故障，装置复杂，运转管理较麻烦。水池顶部必须密闭不漏气，结构要求高，施工要特别小心。如果进水中混入大量易挥发的碳氢化合物，容易引起爆炸。同时生物代谢中生成的二氧化碳，将使气体中的二氧化碳分压上升，溶解于溶液中，会导致pH值的下降，妨碍生物处理的正常运行，影响处理效率。因而要适时排气和进行pH值的调节。 12.活性生物滤池（ABF工艺） (图6-21)为ABF的流程，在通常的活性污泥过程之前设置一个塔式滤池，它同曝气池可以是串联的，又可以是并联的，但主要是串联。塔式滤池滤料表面上附着很多活性污泥，因此滤料的材质和构造不同于一般生物滤池。通常用耐腐蚀的木板条做成栅状板，然后平放重叠起来。栅板与栅板之间留有一定间距，塔高4-6m。塔的设计负荷率为3.2kg/m3·d，去除率约65%，冬季处理效果较差，和水温有关。塔的出流含氧量高达6-8mg/L（20℃），混合液需氧速率也高，随废水浓度不同，可达30-300mg/L·h左右。
这里的滤池也可以看作采用表面曝气特殊形式的曝气池，塔是一个强烈的充氧器。因而ABF可认为是一个复合式活性污泥法。 污水流过滤池的时间不到1min，但由于滤料污泥层附着水的存在，实际上污水的逗留时间要长得多。对ABF工艺国内外都作了一些研究，但对它的技术经济和运行特性的研究还不够充分。 13.吸附-生物降解工艺（AB法） 70年代，德国亚深工业大学的Boehnkg教授提出了吸附-生物降解工艺，简称AB法，其工艺流程如(图6-22)所示。A级以高负荷或超高负荷运行（污泥负荷>2.0kgBOD5/kgMLSS·d），B级以低负荷运行（污泥负荷一般为0.1～0.3kgBOD5/kgMLSS·d），A级曝气池停留时间短，30～60min，B级停留2-4h。该系统不设初沉池，A级是一个开放性的生物系统。A、B两级各自有独立的污泥回流系统，两级的污泥互不相混。
该工艺处理效果稳定，具有抗冲击负荷、pH值变化的能力，在德国以及欧洲有广泛的应用。该工艺还可以根据经济实力进行分期建设。例如，可先建A级，以削减污水中的大量有机物，达到优于一级处理的效果，等条件成熟，再建B级以满足更高的处理要求。近年来，AB法在我国的青岛海泊河污水处理厂，淄博污水处理厂等有应用。 14.序批式活性污泥法（SBR法） 序批式活性污泥法简称SBR法，是早期充排式反应器（Fill-Draw）的一种改进，比连续流活性污泥法出现得更早，但由于当时运行管理条件限制而被连续流系统所取代。随着自动控制水平的提高，SBR法又引起人们的重新重视，并对它进行了更加深入的研究与改进，自1985年我国第一座SBR处理设施在上海市吴淞肉联厂投产运行以来，SBR工艺在国内已用于屠宰，缫丝，含酚，啤酒，化工试剂，鱼品加工，制药等工业污水和生活及城市污水的处理。 传统活性污泥法的曝气池，在流态上届推流、在有机物降解方面也是沿着空间而逐渐降解的。而SBR工艺的曝气池，在流态上属完全混合，在有机物降解上，却是时间上的推流，有机物是随着时间的推移而被降解的。(图6-23)为SBR工艺的基本运行模式，其基本操作流程由进水，反应，沉淀，出水和闲置等五个基本过程组成，从污水流人到闲置结束构成一个周期，在每个周期里上述过程都是在一个设有曝气或搅拌装置的反应器内依次进行的。
SBR工艺与连续流活性污泥工艺相比有一些优点，①工艺系统组成简单（图6-24）所示），不设二沉池，曝气池兼具二沉池的功能，无污泥回流设备；②耐冲击负荷，在一般情况下（包括工业污水处理）无需设置调节池；③反应推动力大，易于得到优于连续流系统的出水水质；④运行操作灵活，通过适当调节各单元操作的状态可达到脱氮除磷的效果；⑤污泥沉淀性能好，SVI值较低，能有效地防止丝状菌膨胀；⑥该工艺的各操作阶段及各项运行指标可通过计算机加以控制，便于自控运行，易于维护管理。
第4节活性污泥法系统设计和运行中的一些重要问题 活性污泥法系统的设计和运行有若干关键性问题，认识和理解这些问题对系统的影响，显得十分重要。它们是：①水力负荷；②有机负荷；③微生物浓度；④曝气时间；⑤微生物平均停留时间；⑥氧传递速率；⑦回流污泥浓度；⑧回流污泥率；⑨曝气池的构造；⑩pH和碱度；⑩溶解氧浓度。 下面逐一进行讨论： 1.水力负荷 大部分污水的水力特征是不易控制的因素。当地的生活方式和集流范围相结合形成了流向污水厂的流量变化形式。通常污水流量在一天内是变化的。高峰常出现在白天，低谷则出现在黑夜。变化幅度随城市大小而异。城市愈小，变化幅度愈大。在一般的设计中，高峰值约为平均流量的200%，最低值约为平均流量的50%。污水流量还随季节变化，夏季流量大，冬季流量小。 在合流制管道系统中，雨水的流量大，足以破坏污水处理厂的正常运行。若要保证出水的质量，有必要将过大的流量转移到雨水调节池中去，当流量回跌到最大允许流量之下时，再将调节池中的雨水在控制状态下抽送到处理构筑物。雨水的贮存增加了处理系统的复杂性。在分流制系统中，雨水的渗入也会引起运行问题。 很多处理厂用泵来提升污水进入处理厂，由于没有选好泵产生了很多问题。小厂往往只有二个人流泵，一个运行，一个备用。以前通常按每日高峰时的流量选用，该时的流量为平均流量的2～3倍，这样，活性污泥法系统必须承受周期性的冲击负荷，对运行十分不利。应该选用同样型号的几台泵，并和泵前集水井的容积相配合，使进入的变化较大的流量，通过井和泵的配合调蓄后，得到相对较稳定的流量。有时专门设置调节池平衡一日内的流量变化。近年来，螺旋泵再次显示了可提供可变的流量而无需专门设备的优点，但问题是水头相对较小。 水力负荷的变化影响活性污泥法系统的曝气池和二次沉淀池。当流量增加时，污水在曝气池内的停留时间缩短，影响出水质量，同时影响曝气池的水位。若为机械表面曝气机，由于水位的变化，它的运行就变得不稳定。水力影响的主要部分是二次沉淀池。 2.有机负荷 曝气区容积的计算，最早以经验的曝气时间作为主要的设计参数。有了曝气时间（即停留时间），再乘上设计流量，就可得到曝气池的容积。现在则常以污泥的有机负荷率N作为设计参数。 设计中要思考的主要问题是如何确定污泥负荷率和MLSS的设计值。从公式可知，这两个设计值采用得大一些，曝气池所需的体积可以小一些。污泥有机负荷率的大小影响处理效率。根据经验，当采用活性污泥法作为完全处理时，设计的污泥负荷率一般不大于0.5kg（BOD5）/kg（MLSS）·d如果要求氮素转入硝化阶段，一般采用0.3kg（BOD5）/kg（MLSS）·d，通常称为常负荷。有时为了减小曝气池的容积，可以采用高负荷，即污泥负荷率采用1以上。采用高的污泥负荷率虽可减小曝气池的容积，但出水水质要降低，而且使剩余污泥量增多，增加了污泥处置的费用和困难，同时，整个处理系统较不耐冲击，造成运行中的困难。因此，近年来，很多国家的科技人员不主张采用高负荷系统。有时为避免剩余污泥处置上的困难和要求污水处理系统的稳定可靠，可以采用低的污泥负荷率（<0.1），把曝气池建得很大，曝气池中的污泥浓度维持较高，可以基本上没有剩余活性污泥，这就是延时曝气法。(图6-25)显示了污泥负荷与BOD5，去除率，污泥龄及污泥产量的关系。
3.微生物浓度 怎样确定混合液污泥浓度MD.SS呢?提高MLSS，可以缩小曝气池的容积，或者说，可以降低污泥负荷率，提高处理效率。那末，在设计中采用高的MLSS是否就可以提高效益呢?这种想法是一种错觉。其一，污泥量并不就是微生物的活细胞量。曝气池污泥量的增加意味着泥龄的增加，泥龄的增加就使污泥中活细胞的比例减小；其二，过高的微生物浓度在后续的沉淀池中难于沉淀，影响出水水质；其三，曝气池污泥的增加，就要求曝气池中有更高的氧传递速率。否则，微生物就受到抑制，处理效率降低。而各种曝气设备都有其合理的氧传递速率的范围。例如，穿孔管的氧传递速率为20-30mg/L·h，微孔曝气（微孔陶瓷管或扩散板）设备的氧传递速率为40～60mg/L·h，纯氧曝气设备的氧传递速率为150mg/L·h左右。对于每一种曝气设备，超出了它合理的氧传递速率范围，其充氧动力效率将明显降低，使能耗增加。因此，采用一定的曝气设备系统，实际上只能够采用相应的污泥浓度，MLSS的提高是有限度的。根据长期的运行经验，采用鼓风曝气设备的传统活性污泥法时，曝气池中MLSS在2000mg/L左右是适宜的。 对不同的水质、不同的工艺应根据具体情况探索合理的微生物浓度。 4.曝气时间 曝气时间和有机负荷的关系很密切，在考虑曝气时间时要注意一些其他有关因素。在通常情况下，城市污水的最短曝气时间为3h，或更大些，这和满足曝气池需氧速率有关。当曝气池做得较小时，曝气设备是按系统的负荷峰值控制设计的。这样，在其它时间，供氧量过大，造成浪费，设备的能力不能充分得到利用。但若曝气池做得大些，则可降低需氧速率，同时由于负荷率的降低，曝气设备可以减小，曝气设备的利用率得到提高。因而要仔细地评价曝气设备和能源消耗的费用以及曝气池的基建费用，使它们获得最佳匹配。 假如希望获得硝化处理结果，那么曝气时间长短的选择是重要的。无论是含碳物质代谢需氧还是硝化代谢需氧，都要求足够的氧。 长时间曝气能降低剩余活性污泥量，这是由于好氧硝化以及内源呼吸降低了活性物质量所致。这样的系统更能适应冲击负荷，但曝气池容积增大。因而事物总是一分为二的，要结合具体的要求来选择。 5.微生物平均停留时间（MCRT） 微生物在曝气池中的平均停留时间，又称泥龄，是活性污泥法系统设计和运行中最重要的参数之一。选择一定的有机负荷率和一定的MLSS浓度，就相应决定了微生物的平均停留时间。因而有机负荷率和泥龄存在着内在的联系。 微生物平均停留时间是工作着的活性污泥总量同每日排放的剩余污泥量的比值，单位是d。例如，活性污泥总量为5000kg，每日排泥为500kg，则微生物的停留时间为10d。这也说明，工作着的活性污泥每日更新十分之一。停留时间愈短，曝气池中的活性污泥更新愈快，愈年轻。 微生物平均停留时间至少等于水力停留时间，此时，曝气池内的微生物浓度很低，大部分微生物是充分分散的。当用回流使微生物的平均停留时间大于水力停留时间时，微生物浓度增加，改善了微生物的絮凝条件，提高了微生物在二沉池中的固液分离性能。但过长的泥龄使微生物老化，絮凝条件恶化，并增加了惰性物质引起的浊度。根据这个现象，微生物的停留时间应足够的长，促使微生物很好的絮凝，以便重力分离，但不能过长，过长反而促使絮凝条件变差。 经验已经表明，通常活性污泥法系统的微生物平均停留时间约为水力停留时间的20倍。延时曝气系统的比例为30：1，甚至为40：1。对于高负荷系统，其比例接近10：1。通常活性污泥系统的水力停留时间，对城市污水来讲，为4-6h，则相应的微生物停留时间为3.3～5d。延时曝气的水力停留时间为24h，则微生物停留时间为30d左右。高负荷系统曝气时间为2-3h，微生物停留时间约为1d。这些是经验的数值。 计算活性污泥法系统的MCRT是否应包括二沉池中的活性污泥量呢?无疑在二沉池中有着可观的活性污泥量，但由于氧的浓度很低，微生物代谢可以忽略。因而在评价时，不能只看到活性污泥总量，而要看条件。正由于此，大多数活性污泥法系统设计时，只根据曝气池的污泥来计算MCRT。但在接触稳定系统中，因为混合池和再曝气池的水力停留时间不同，MLSS浓度也不同，且二次沉淀池经常用作污泥调蓄池，在这种情况下，根据混合池和再曝气池的运行数据计算MCRT发现变化很大，而考虑沉淀池污泥量后，则MCRT比较稳定，这个问题还值得研究。其它大部分活性污泥法系统以天计的总有机负荷和剩余污泥量变化不大，每天计算的MCRT值比较稳定。 微生物的平均停留时间还有助于进一步理解活性污泥法的某些机理。前面曾指出，活性污泥分两个阶段去除污水中有机物，先是吸附，后是稳定，而且吸附的时间比较短，稳定的时间比较长。但对稳定时间的长短没有具体概念。实际上，微生物平均停留时间反映了稳定时间的长短。因而根据微生物停留时间来考察活性污泥，是认识活性污泥的一个有效途径。 有时，微生物平均停留时间还有助于说明活性污泥中微生物的组成。世代时间长于微生物平均停留时间的那些微生物几乎不可能在这个活性污泥中繁殖。例如，有人曾研究了亚硝化单胞菌属的生长率，并推算了它们的世代时间，如表14-7所示。 从上表可知，当混合液温度为20℃，活性污泥停留时间为2d时，亚硝化单胞菌属就不可能在这个活性污泥中繁殖。因为在这种情况下，这属细菌每日只能增加33%，但每日却要排出50%。排出的多，增加的少，它们只会减少，不会增多。这时，混合液中氮氨就不会得到硝化，出水中即使有硝酸盐，浓度必然很低。若希望出水中的氨氮含量低，就得降低污泥负荷率，提高微生物平均停留时间。 6.氧传递速率 氧传递速率将最终确定任一活性污泥法系统的能力。氧传递速率要考虑二个过程，即氧传递到水中以及真正传递到微生物的膜表面。通常的试验数据只表明氧传递到水相，但这并不意味着同样量的氧已达到了微生物表面，而后者则控制着微生物能力的发挥。从这个观点来看，曝气设备不仅要提供充分的氧，而且要创造足够的紊动条件，以剪切活性污泥絮体，这样可使被围在污泥絮体中的细菌得到氧。因此要提高氧的传递速率，必须有充足的氧量，并使混合液中的悬浮固体保持悬浮状态和紊动条件。无疑，曝气设备的选择，布置，以及如何同池型配合，是提高曝气池性能的重要条件。 机械表面曝气机，是把水粉碎成小的液滴，散布于连续的大气相中，而扩散曝气器则是把空气粉碎成微小气泡，散布于连续的液相。目的都是希望从空气中获得氧，提高液相中的氧浓度。有人认为，从实际的观点来看，以液滴的方式来获得同量的氧量比气泡的方式容易。但这个比较是不涉及曝气设备的性能和能耗，布置的简易性、以及池型配套的易行性等因素，目前二种曝气方法几乎同样流行。事实上曝气设备的发展还和水力流态，即反应器的型式有关。 在气泡曝气中，气泡在上升的过程，向邻近液体传递氧，因而气泡中的氧浓度降低，相邻液体的氧浓度提高，这二个因素都使氧的传递速率减慢。而细的气泡不能促使邻近液体产生紊动，泡和水几乎是同速上升。因而最大的氧传递速率是发生在气泡刚形成时。基于这种认识，要提高氧传递速率，就要尽可能使单位气量分布在最宽的断面上。但是当把扩散板布满大部分池底时，在同样的气量下，曝气强度（单位面积上的气体流量）不够，MLSS要沉下来。因而把扩散板移向池的一边，这样能使MLSS保持悬浮状态。 机械曝气中使用的齿轮箱和轴承的耐久性相对于气泡曝气来说是一个很大的问题。慢速曝气机的混和深度为2.5～3m，高速曝气机的混和深度更低。设置导流筒可以改善混和深度，但要增加动力消耗。慢速机械表面曝气机的氧传递速率为40～50mg/L·h，高速机械表面曝气机的氧传递速率为20-30mg/L·h。 近年来，对曝气叶轮的减速传动装置不断加以改进，目前在一些污水处理厂中已采用直流电动机代替变速电动机。直流电动机的优点是效率高，运转稳定，通过调整电压的方法来改变叶轮转速，以满足需氧率的变化。从运行实践来看，反应普遍良好。缺点是调压设备庞大，占地较多。有些厂已用可控调压设备来改进。 7．回流污泥浓度 在1L的量筒中测定SVI，筒壁对活性污泥的沉降特性有影响。某些厂的SVI大于100，但也能产生10000mg/L的回流污泥，说明沉淀池的污泥沉降特性比量筒还要好。 沉降浓缩性能略差的回流污泥，其浓度范围在5000～8000mg/L，则回流量等于原污水的25%。若回流浓度为5000mg/L，则回流量为原污水的67%。 8.回流污泥率 正如上面指出的，回流污泥量与回流污泥浓度和所期望的MLSS浓度有关。要求的MLSS浓度高，回流量就要增大。 高的污泥回流量增大了进入沉淀池的流量，增加了二沉池的负荷，缩短了沉淀池的沉淀时间，降低了沉淀效率，使未被沉淀的固体随出流带走。活性污泥回流率的设计应有弹性，并应操作在可能的最低流量。这为沉淀池提供了最大稳定性。 目前有些厂使用螺旋泵，该泵提升水头小，工作弹性大，适合于回流活性污泥。 小厂运行时，回流污泥量可变性大，为了力争有机负荷率保持稳定，近年来已使用变速泵，以便有规律地来调节回流量。但是经验表明，控制有机负荷率不变，引起的问题还是不小。因随着污水流量的增加而增加污泥回流量，这样对二次沉淀池产生了很大的水力冲击，恶化出流。增加MLSS等于增加需氧量，否则不能维持有机负荷的稳定，但却引起了曝气系统的过负荷，再次促使出流恶化。 研究表明，一般情况下，常量的污泥回流比变量回流好。常量的污泥回流是最简便的运行方式。在常量回流而当人流量较低时，沉淀池中有较多的回流污泥流人曝气池，比从曝气池中流人沉淀池的污泥多，这样，在曝气池中的MI..KG增加了，这等于为流量和有机负荷的增加作了准备，而沉淀池中贮存的污泥体积变得最小。当流量增加和有机负荷增加时，曝气池中较高的MLSS已具备了适应条件，这时有更多的MISS从曝气池中流向沉淀池时，而二次沉淀池早已留出了空间。MLSS能自动地响应流量和有机负荷的变化，以产生最好的出流质量。因而，保持常量回流，并使回流量控制在相对较低的流量上，能自动调节人流量和有机负荷的变化。季节性的流量变化较大，只要几个星期改变一次回流量即可。 9.曝气池的构造 近几年来，很少注意曝气池的构造。似乎什么构造的曝气池都能使用。实际上，曝气池的构造对活性污泥法起着一个十分重要的作用。 英国开发的狭长形曝气池是考虑以连续流池来代替间歇池。当旋流曝气池引入美国时，开始注意曝气池的纵向短流问题。于是在池的横方向设置了障板，以防短流，但效果不佳，以后又拆除了。将曝气池横断面的四角做成内圆，有利于旋转并防止死角，减少水头损失。池深取决于曝气器所使用的鼓风机压力，池宽通常为池深的一倍。 用示踪剂研究表明：示踪剂的峰值约在停留时间的35%的长度位置上，流态倾向于完全混和。说明纵向混和很严重。氧消耗率的数据表明：开始时的速率远远超过氧的实际传递能力，迫使未被处理的有机物移向曝气池的下方，氧消耗率在35%的纵向距离之前跌得很快，然后慢慢往下跌，曝气池底部的DO仍然为零，明显地说明氧传递受到限制的情况。推流曝气池实质上类似串联的几个完全混和池。 处理量小的完全混和曝气池是一个小的圆形和矩形池，只配有一个机械曝气机，很容易围绕曝气机形成混和区。但当处理量变大后，曝气池也相应增大。三或四只曝气机放在同一只大的曝气池中，这样，围绕每一个曝气机形成了一个混和区。若在曝气池的一端进水，另一端出水，则进水端的混合液的氧吸收率比较高，而出水口附近的混合液氧吸收率低。这种情况说明曝气池不是充分完全混和的。当曝气池很大时，设置了很多等距离的曝气机，一端进水，一端出水。这样的曝气池类似于传统的曝气池。 随着池型的发展，穿孔管曝气已使用于20m深的曝气池中去，在这种深度下，可以产生细气泡，增加了氧的传递能力。机械曝气机配合导流简可用于10m深的池中。设计工程师应将曝气设备的特性和池型构造有机地结合起来适应各种有局限的空间，进行创造性的工作。 10.pH和碱度 活性污泥通常运行在pH：6.5-8.5pH所以能保持在这个范围，是由于污水中的蛋白质代谢后产生的碳酸铵碱度和从天然水中带来的碱度所致。生活污水中有足够的碱度使pH保持在较好的水平。软水地区的天然水中缺少天然碱度。由于有机酸的形成。pH可跌到5.5，甚至低于5.0。在这种系统中可用pH来度量进行中的硝化作用。 工业污水中经常缺少蛋白质，因而产生pH过低问题。在糖厂、淀粉厂和某些合成化学厂，这个问题尤为严重。糖、醛、丙酮和乙醇被细菌代谢为有机酸，它能降低pH和减慢代谢速度。碱或石灰能直接添加到曝气池中，以维持所希望的pH。碱或石灰同代谢产生的Cq作用产生碳酸钠或碳酸钙可作为缓冲剂。工业污水中的有机酸通常在进入曝气池前进行中和。当有机物被代谢时，形成了相应的碳酸盐。氨基化合物和蛋白质由于代谢释放了铵离子，从而形成了碳酸铵。 当pH低于6时，刺激了霉菌和其它真菌的生长，抑制了通常细菌的繁殖。丝状真菌的沉淀性能差，使过量的微生物流失于出流中。 11.溶解氧浓度 通常溶解氧浓度不是一个关键因素，除非溶解氧浓度跌落到接近于零。只要细菌能获得所需要的溶解氧来进行代谢，其代谢速率不受溶解氧浓度的影响。当耗氧速率超过实际的氧传递速率时，代谢速率受氧传递速率控制。 好氧代谢，包括硝化，仅发生在曝气池中有剩余氧的地方。从理论上讲，剩余的氧约1mg/L是足够了。有很多人做了研究认为，对于单个悬浮着的好氧细菌代谢，溶解氧浓度只要高于0.1-0.3mg/L，代谢速率就不受溶解氧浓度影响。但是，活性污泥絮体是许许多多个体集结在一起的絮状物质，要使内部的溶解氧浓度达到0.1-0.3mg/L，絮体周围的溶解氧浓度一定要高得多，具体数值同絮状体的大小、结构及影响氧扩散性能的混和情况有关。最主要的还是混和情况。从某种意义上讲，混和情况决定了絮状体的大小和结构。因而这个数值是和混和情况有关·的一个变数。而混和、充氧都是通过曝气设备来完成的，经过长期的探索之后，一般认为混合液中溶解氧浓度应保持在0.5～2mg/L，以保证活性污泥系统正常的运行。 过分的曝气，虽溶解氧浓度很高，但由于紊动过分剧烈，导致絮状态体破裂，使出水浊度升高。特别是对于耗氧速度不高，而泥龄偏长的系统，强烈混合使破碎的絮体不能很好的再凝聚。保证絮体很好凝聚的条件是活性物质占整个MLSS的1/3，当活性物质低于10%时，絮体很易破碎而不能很好地再凝聚。这些离散的污泥沉淀性能差，往往流失于出流中。原生动物也不能去除这些颗粒，因为它缺少原生动物所需的营养。过分的曝气使这些颗粒有可能积聚在沉淀池的表面，形成深褐色的浮渣。 12.污泥膨胀及其控制 正常的活性污泥沉降性能良好，其污泥体积指数SVI在50～150之间；当活性污泥不正常时，污泥就不易沉淀，反映在SVI值升高。混合液在1000mL量筒中沉淀30min后，污泥体积膨胀，上层澄清液减少，这种现象称为活性污泥膨胀。活性污泥膨胀是活性污泥法的老大难问题。因膨胀污泥不易沉淀，容易流失，既降低处理后的出水水质，又造成回流污泥量的不足，如不及时加以控制，就会使系统中的污泥愈来愈少，从根本上破坏曝气池的运行。据上海市的调查，几乎所有采用活性污泥法的城市污水厂都曾发生过污泥膨胀问题。据前联邦德国斯图加特大学给水排水研究所对数百个活性污泥法城市污水厂调查的结果表明，有70%以上的污水厂都存在不同程度的污泥膨胀问题。 但是，沉降性能恶化并不都是污泥膨胀现象，不应混淆。例如，在二沉池中，由于反硝化生成氮气使污泥上浮，或是部分地区积泥造成厌氧发酵而上浮等都不属于我们所讨论的污泥膨胀问题。膨胀的活性污泥，主要表现在压缩性能差，沉淀性能不良，这主要表现在SVI值高。而它的处理功能和净化效果并不差。作为膨胀污泥的SVI限值，目前并不统一。一般认为，SVI超过200，就算污泥膨胀。活性污泥膨胀可分为：污泥中丝状菌大量繁殖导致的丝状菌性膨胀以及并无大量丝状菌存在的非丝状菌性膨胀。丝状菌性膨胀是最经常发生和最主要的一类膨胀。 （1）丝状菌性膨胀这类膨胀是污泥中的丝状菌过度增长繁殖的结果。活性污泥中的微生物是一个以细菌为主的群体。正常的活性污泥是絮花状物质，其骨干是千百个细菌结成的团粒，叫菌胶团；细菌的絮凝可能是Zooglc~ramigera分泌的外酶造成的。在不正常的情况下，活性污泥中菌胶团受破坏，而丝状菌大量出现。膨胀污泥中的丝状菌，据荷兰和前联邦德国学者的调查研究，已分离出一百多种，其中常见的有数十种。根据上海市污水厂的调查，主要是以浮游球衣细菌Sphaerotilusnatans为代表的有鞘细菌和以丝硫细菌为代表的硫细菌。 当污泥中有大量丝状菌时，大量具有一定强度的丝状体相互支撑、交错，大大恶化了污泥的沉降、压缩性能，形成污泥膨胀。 造成污泥丝状膨胀的主要因素大致为：①污水水质。研究结果表明，污水水质是造成污泥膨胀的最主要因素。含溶解性碳水化合物高的污水往往发生由浮游球衣细菌引起的丝状膨胀，含硫化物高的污水往往发生由硫细菌引起的丝状膨胀。污水的水温和pH值也对污泥膨胀有明显的影响。水温低于1512时，一般不会膨胀。pH低时，容易产生膨胀。 有的研究认为，污水中碳、氮、磷的比例对发生丝状膨胀影响很大，氮和磷不足都易发生丝状膨胀。但有的研究结果表明，恰恰是含氮太高促使了污泥膨胀，在试验室的研究也表明，如以葡萄糖和牛肉膏为主配制人工污水进行试验，则不论碳、氮、磷的比例是高或低，都会产生极其严重的污泥膨胀。②运行条件。曝气池的负荷和溶解氧浓度都会影响污泥膨胀。曝气池中的污泥负荷（以kg（BOD5）/kg（MLSS）.d计）较高时，容易发生污泥膨胀。曾有人根据部分城市污水厂的运行资料统计后得出结论：活性污泥的SVI值与污泥负荷值密切相关。负荷低或高都不易发生污泥膨胀，而在0.5～1.5kg（BOD5）/kg（MLSS）·d范围内SVI较高（负荷为1.0时最严重），甚至导出了SVI与污泥负荷的关系公式。但实践表明，这样的结论是不恰当的。影响污泥丝状膨胀的最主要因素是水质而不是污泥负荷。对某些污水，不论污泥负荷较高或较低都会发生污泥丝状膨胀；对某些污水则相反，都不会发生污泥丝状膨胀。污泥负荷对污泥膨胀在一定条件下有一定的影响而无必然的联系。关于溶解氧浓度的影响，结论也往往有矛盾。多数资料表明，溶解氧浓度低时，容易发生由浮游球衣细菌和丝硫细菌引起的污泥膨胀。但也有资料表明，正是溶解氧浓度高，促进了污泥膨胀。我们的试验证实，对于含硫化物高的污水（例如已经陈腐的污水），不论曝气池中的溶解氧浓度低或高都会产生由硫细菌过度繁殖引起的污泥膨胀。不过，在溶解氧低时，污泥中占优势的是丝硫菌；在溶解氧高时，占优势的是亮发菌。③工艺方法。研究和调查表明，完全混合的工艺方法比传统的推流方式较易发生污泥膨胀，而间歇运行的曝气池最不容易发生污泥膨胀；不设初次沉淀池（设有沉砂池）的活性污泥法，SVI值较低，不容易发生污泥膨胀；叶轮式机械曝气与鼓风曝气相比，易于发生丝状菌性膨胀。射流曝气的供氧方式可以有效地克服浮游球衣细菌引起的污泥膨胀。 （2）非丝状菌性膨胀发生污泥非丝状菌性膨胀时，与丝状菌性膨胀相类似，SVI值很高，污泥在沉淀池内很难沉淀、压缩。此时的处理效率仍很高，上清液也清澈。如将污泥用显微镜检查，则情况就完全不同。在显微镜下，看不到丝状细菌，即使看到也是数量极少的短丝状菌。 经研究，非丝状菌性膨胀污泥含有大量的表面附着水，细菌外面包有粘度极高的粘性物质，这种粘性物质是由葡萄糖、甘露糖、阿拉伯糖、鼠李糖、脱氧核糖等形成的多糖类。 非丝状菌性膨胀主要发生在污水水温较低而污泥负荷太高时。微生物的负荷高，细菌吸取了大量营养物，但由于温度低，代谢速度较慢，就积贮起大量高粘性的多糖类物质。这些多糖类物质的积贮，使活性污泥的表面附着水大大增加，使污泥的SVI值很高，形成膨胀污泥。在运行中，如发生污泥膨胀，可针对膨胀的类型和丝状菌的特性，采取以下一些抑制的措施，如：①控制曝气量，使曝气池中保持适量的溶解氧（不低于1～2mg/L，不超过4mg/L）；②调整pH值；③如氮、磷的比例失调，可适量投加氮化合物和磷化合物；④投加一些化学药剂（如铁盐凝聚剂、有机阳离子凝聚剂，某些黄泥等惰性物质以及漂白粉、液氯等）。但投加药剂费用较贵，停止加药后又会恢复膨胀，而且并不是对各类膨胀都是有效的；⑤城市污水厂的污水在经过沉砂池后，跳越初沉池，直接进入曝气池。 在设计时，对于容易发生污泥膨胀的污水，可以采取以下一些方法：①减小城市污水厂的初沉池或取消初沉池，增加进入曝气池的污水中悬浮物，可使曝气池中的污泥浓度明显增加，污泥沉降性能改善；②两级生物处理法，即采用沉砂池--一级曝气池--中间沉淀池--二级曝气池--二次沉淀池的工艺，或是初次沉淀池--生物膜法处理--曝气池--二次沉淀池等工艺。这种方法，实际改变了进入后面的曝气池时的水质，可以有效地防止活性污泥的膨胀；③对于现有的容易发生污泥严重膨胀的污水厂，可以在曝气池的前面部分补充设置足够的填料。这样，既降低了曝气池的污泥负荷，又改变了进入后面部分曝气池的水质，可以有效地克服活性污泥膨胀；④用气浮法代替二次沉淀池，可以有效地使整个处理系统维持正常运行。但气浮法的运行费用比二次沉淀池高。 第5节二次沉淀池 一、基本原理 二、二次沉淀池的构造和计算 二次沉淀池是整个活性污泥法系统中非常重要的一个组成部分。整个系统的处理效能与二次沉淀池的设计和运行是否良好密切相关。从利用悬浮物与污水的密度差以达到固液分离的原理来看，二次沉淀池与一般的沉淀池并无不同；但是，二次沉淀池的功能要求不同，沉淀的类型不同，因此，二次沉淀池的设计原理和构造上都与一般的沉淀池有所不同。 二次沉淀池在功能上要同时满足澄清（固液分离）和污泥浓缩（使回流污泥的含水率降低，回流污泥的体积减少）两方面的要求。 一、基本原理 在前面已经讨论过，悬浮颗粒在水中的沉淀可分为：自由沉淀、絮凝沉淀和成层沉淀（阻碍沉淀）。通过在沉淀筒中的沉淀试验可以模拟沉淀池中的工作情况，从而获得设计计算的方法和一些基本参数。
把运行正常的曝气池中的混合液放在沉淀筒（可以用1000mL的玻璃量筒）中，观察活性污泥的沉淀过程，可以看到类似(图6-26)所示的情况。开始沉淀时，筒中液体是均匀一致的。沉淀片刻后，开始出现泥、水分层现象，且泥面清晰，上层清液中虽可能仍有微细的泥花，但为数廖廖，且不易沉降。如果取样分析，则这时泥层B中固体浓度是均匀一致的。随着沉淀时间的延长，泥面逐渐下沉，量筒底部出现泥层C。泥层B与C是不同的。泥层B的固体浓度不变。整个泥层以整体的形式缓缓等速下沉，这叫成层沉淀。泥层中泥花的相对位置保持不变。在C层中，随着泥面的下降，泥花之间的距离缩小。泥层逐渐变浓，最后出现D层，上层泥花挤压下层泥花，泥层浓缩，通常叫污泥浓缩。 试验还表明，当混合液的悬浮固体浓度达18mg/L以上，不论浓度大小，都会得到上述类似的现象。但泥层B的下沉速度与悬浮固体浓度有关。悬浮固体浓度愈大，沉速愈小，反之，则沉速愈大。 一般认为，混合液在沉淀筒中的试验，与自由沉淀、絮凝沉淀时的情况相类似，都可以较好地反映混合液在二次沉淀池中的起初情况。从这一点出发Kynch、Fitch.nck等人分别提出和推导出各种设计计算二次沉淀池的方法。 他们的基本思路大致可归纳为： （1）假定混合液在沉淀筒中的静止沉淀试验，可以反映混合液在二次沉淀池中的真实情况。因此静止沉淀试验所得的数据可以作为设计时的依据。 （2）二次沉淀池要同时考虑澄清和浓缩的要求。 （3）静止沉淀时，成层沉降速度（即泥层B的下沉速度）决定于悬浮固体的浓度。此速度决定了二次沉淀池的澄清能力。由此，即可算出二沉池所需的表面积。 （4）二沉池的浓缩能力决定于所要求的底流浓度（排出二沉池的回流活性污泥的浓度）。根据沉速是固体浓度的函数以及物料平衡原理，可以按所要求的底流浓度推算出二沉池所需的表面面积。 （5）根据以上（3）及（4）算得的两个表面面积，选择大的数值作为二沉池的设计面积。在一般情况下，浓缩是设计的控制因素。 他们的方法是否合理可靠?最关键的问题是第（1）点假定是否符合实际。 根据对污水厂中实际运行的二次沉淀池实测的结果以及在污水厂现场用连续流沉淀池模型试验的结果都表明：沉淀筒静沉试验不能够反映二次沉淀池的真实运行情况。 实际情况是这样的： （1）二次沉淀池中普遍地存在着四个区：清水区、絮凝区、成层沉降区、压缩区。一般存在着两个界面：泥水界面和压缩界面（图6-27）。
（2）混合液进入二沉池以后，立即被池水稀释，固体浓度大大降低，并形成一个絮凝区。絮凝区上部是清水区，清水区与絮凝区之间有一泥水界面。 （3）絮凝区后是一个成层沉降区，在此区内，固体浓度基本不变，沉速也基本不变。絮凝区中絮凝情况的优劣，直接影响成层沉降区中泥花的形态、大小和沉速。 （4）靠近池底处形成污泥压缩区。压缩区与成层沉降区之间有一明显界面，固体浓度发生突变。运行正常的、沉降性能良好的活性污泥，在污泥压缩区的积存量是很少的。当污泥沉降性能不大理想时，才在二沉池的泥斗中积有较多污泥。排出二沉池的底流浓度主要决定于污泥性质和污泥在泥斗中的积存时间。 因此，可以认为，二沉池的澄清能力与混合液进入池后的絮凝情况密切相关，也与二沉池的表面面积有关。二沉池的浓缩能力主要与污泥性质及泥斗的容积有关。对于沉降性能良好的活性污泥，二沉池的泥斗容积可以较小。 二、二次沉淀池的构造和计算 二次沉淀池的构造与污水厂的初步沉淀池一样，可以采用平流式、竖流式和幅流式沉淀池。但在构造上要注意以下特点： （1）二次沉淀池的进水部分要仔细考虑，应使布水均匀并造成有利于絮凝的条件，使泥花结大。 （2）二沉池中污泥絮体较轻，容易被出流水挟走，因此要限制出流堰处的流速，可在池面布置较多的出水堰槽，使单位堰长的出水量不超过10m3/m·h。 （3）泥污斗的容积，要考虑污泥浓缩的要求。在二沉池内，活性污泥中的溶解氧只有消耗，没有补充，容易耗尽。缺氧时间过长可能影响活性污泥中微生物的活力并可能因反硝化而使污泥上浮。故浓缩时间一般不超过2h。 由于混合液的沉淀是成层沉淀和混合液沉淀池中存在异重流，活性污泥法二沉池的情况显然不同于初沉池，因此同其设计原理一样，其构造也是一个研究课题，特别是幅流沉淀池。 在国内，有时为了提高二次沉淀池的负荷，采用在澄清区内加设斜板的方法。这在理论上和实践上都是不妥当的。首先从提高二沉池的澄清能力来看，斜板池可以提高沉淀效能的原理主要适用于自由沉淀。但在二沉池中，属于成层沉淀而非自由沉淀。当然，在二沉池中设置斜板后，实践上可以适当提高池子的澄清能力，这是由于斜板的设置可以改善布水的有效性而不属于浅池理论的原理。要提高二沉池的澄清能力，更有效的方法应是合理设计进水口。加设斜板对提高浓缩能力毫无效果。这从理论分析和实际调查结果都已证实。再者加设斜板较多地增加了二沉池的基建投资，并由于容易在板上积存污泥，会造成运行管理上的麻烦。 第七章污水的厌氧生物处理 第1节厌氧生物处理的基本理 传统上，污泥在脱水作最后处置前进行厌氧处理，称污泥消化（详见第十二章），“消化”也常作为厌氧处理的简称。早期的厌氧处理研究都针对污泥消化。 污泥的厌氧处理面对的是固态有机物，所以称为消化。对批量污泥静置考察，可以见到污泥的消化过程明显分为两个阶段。固态有机物先是液化，称液化阶段；接着降解产物气化，称气化阶段；整个过程历时半年以上。第一阶段最显著的特征是液态污泥的pH值迅速下降，不到10d，降到最低值（即使在室温下，露在空气中的食物几天内就变馊发酸），所以，称酸化阶段更为合适。污泥中的固态有机物主要是天然高分子化合物，如淀粉、纤维素、油脂、蛋白质等，在无氧环境中降解时，转化为有机酸、醇、醛、水分子等液态产物和CO2、H2、NH3、H2S等气体分子，气体大多溶解在泥液中。转化产物中有机酸是主体，在一个月左右，达到最高值。低pH值有抑制细菌生长的作用，NH3的溶解产物NHaOH有中和作用，经过长时间的酸化阶段，pH值回升后，进入气化阶段。气体类似沼泽散发的气体，可称消化气，主体是甲烷，因此气化阶段常称甲烷化阶段，与酸化阶段相应。二氧化碳也相当多，还有微量硫化氢。参与消化的细菌，酸化阶段的统称产酸或酸化细菌，几乎包括所有的兼性细菌；甲烷化阶段的统称甲烷细菌，已经证实的已有80多种。 1967年，Bryant报告认为消化经历四个阶段：先是水解阶段，固态有机物被细菌的胞外酶所水解；第二阶段是酸化；在进入甲烷化阶段之前，代谢中间液态产物都要乙酸化，称乙酸化阶段；第四阶段是甲烷化阶段。然而甲烷化效率很高的甲烷八叠球菌能够代谢甲醇，乙酸和二氧化碳为甲烷。 在工程技术上，研究甲烷细菌的通性是重要的，这将有助于打破厌氧生物处理过程分阶段的现象，从而最大限度地缩短处理过程的历时。经验和研究表明，pH值和温度是影响甲烷细菌生长的两个重要环境因素。pH值应在6.8～7.2之间。在35℃～38℃和52℃～55℃各有一个最适温度。 污水和泥液中的碱度有缓冲作用，如果有足够的碱度中和有机酸，其pH值有可能维持在6.8之上，酸化和甲烷化两大类细菌就有可能共存，从而消除分阶段现象。此外，消化池池液的充分混合对调整pH值也是必要的。 从液温看，消化可在中温（35℃～38℃）进行（称中温消化），也可在高温（52℃～55℃）进行（称高温消化）。但后者需要的热量比前者要高很多。 近年，打破了好氧处理和厌氧处理绝然分立的传统观念，开发了好氧技术和厌氧技术联合运用的方法，大大推进了生物处理技术的研究和应用。 Bryant在分离培养奥氏杆菌的研究中，发现长期来被称为Methanobacteri-UlTIOmelianskii的奥氏杆菌实际上是由两株生理功能不同的细菌组成，一株为M.S.，另一株为M.OH.。奥氏杆菌并不象人们以前认为的能简单地直接利用产酸阶段的产物乙醇，而必须先在M.S.的作用下使乙醇氧化为乙酸放出H2，然后M.OH.利用产生的H2还原CO2产生甲烷。 Bryant的研究明确和突出了产乙酸细菌和产甲烷细菌之间严格的共生关系。如果奥氏杆菌M.OH.受到抑制，则H2就会积累，反过来会使M.S.亦受到抑制。同样，如M.S.受到抑制，则不会产生乙酸和还原CO2所需的H2。McC_arty的研究表明，复杂有机物的绝大部分（72%的COD）是经过乙酸生成甲烷的。研究这种共生关系对于厌氧工艺的改进有实际意义。因此有人提出，考虑到这种共生关系，反应器中的剪切力要注意控制，不能在系统内进行连续的剧烈搅拌。前联邦德国一个果胶厂废水厌氧处理装置的运行实践也证实，当采用低速循环泵代替高速泵进行搅拌时，处理效果就会提高。 研究还表明，脱硫弧菌（硫酸还原细菌）也具有与产乙酸细菌相类似的作用，能将乳酸、丙酮酸和乙醇转化为H2、CO2和乙酸。但在含硫无机物（SO42-、SO32-）存在时，它将优先还原硫酸根和亚硫酸根，产生H2S，形成与甲烷细菌对基质的竞争。因此，当厌氧处理系统中硫酸根和亚硫酸根浓度过高时，产甲烷过程就会受到抑制。消化气中CO2成份提高，并含有较多的H2S。H2S对甲烷细菌的毒害作用更进一步影响整个系统的正常工作。 甲烷细菌是专性厌氧的。目前已从纯培养中分离出数十种甲烷细菌。它们在形态上有明显的差别，但在细胞壁的结构方面有许多相似之处。值得提出的是甲烷八叠球菌，它的效率高，能利用甲醇、乙酸和CO2作为基质。 与产酸菌相比，甲烷细菌对温度、pH值、有毒物质等更为敏感。甲烷细菌对温度的变化很敏感，因此要保持温度的恒定。通常采用的厌氧处理的温度一般选择在中温（35℃一38℃）或高温（52℃～55℃）。甲烷细菌要求的pH值严格控制在6.8～7.2。 基质的组成也直接影响厌氧处理的效率和微生物的增长，但与好氧法相比，对废水中N、P的含量要求低。有资料报导，只要达到COD：N：P二800：5：1即足够。 厌氧法为什么有机负荷率低，需要的停留时间长?这是由有机物厌氧分解的反应所决定的。与好氧法相比，厌氧法的降解较不彻底，放出热量少，反应速度低（与好氧法相比，在相同时，要相差一个数量级）。要克服这些缺点，最主要的方法应是增加参加反应的微生物数量（浓度）和提高反应时的温度。但要提高反应温度，就要消耗能量（而水的比热又很大）。因此，厌氧生物处理法目前还主要用于污泥的消化、高浓度有机废水和温度较高的有机工业废水的处理。 第2节污水的厌氧生物处理方法 一、化粪池 二、厌氧生物滤池 三、厌氧接触法 四、上流式厌氧污泥床反应器 五、分段厌氧处理法 最早的厌氧生物处理构筑物是化粪池，近年开发的有厌氧生物滤池、厌氧接触法，上流式厌氧污泥床反应器，分段消化法等。 一、化粪池 化粪池用于处理来自厕所的粪便污水。曾广泛用于不设污水厂的合流制排水系统。尚可用于郊区的别墅式建筑。
(图7-1)示化粪池的一种构造方式。污水进入第一室，水中悬浮物或沉于池底、或浮于池面；池水一般分为三层，上层为浮渣层，下层为污泥层，中间为水流。然后，污水进入第二室，阻拦底泥和浮渣流出池子。污水在池内的停留时间一般为12-24h。污泥在池内进行厌氧消化，一般半年左右清除一次。出水不能直接排放水体。常在绿地下设渗水系统，排除化粪池出水。 二、厌氧生物滤池 厌氧生物滤池是密封的水池，池内放置填料，如(图7-2)所示，污水从池底进入，从池顶排出。微生物附着生长在滤料上，平均停留时间可长达100d左右。滤料可采用拳状石质滤料，如碎石、卵石等，粒径在40m左右，也可使用塑料填料。塑料填料具有较高的空隙率，重量也轻，但价格较贵。

根据对一些有机废水的试验结果，当温度在25℃一35℃时，在使用拳状滤料时，体积负荷率可达到3～6kgCOD/m3·d；在使用塑料填料时，体积负荷率可达到3-10kgCOD/m3·d。 (表7-1)是某制药废水小型试验的结果。废水在进入滤池前先用Na0H调节pH值至6.8，并补充养料N和P。在连续运行的六个月内，没有排放污泥。
厌氧生物滤池的主要优点是：处理能力较高；滤池内可以保持很高的微生物浓度；不需另设泥水分离设备，出水SS较低；设备简单、操作方便等。它的主要缺点是；滤料费用较贵；滤料容易堵塞，尤其是下部，生物膜很厚。堵塞后，没有简单有效的清洗方法。因此，悬浮物高的废水不适用。 三、厌氧接触法 对于悬浮物较高的有机废水，可以采用厌氧接触法，其流程(图7-3)。废水先进人混合接触池（消化池）与回流的厌氧污泥相混合，然后经真空脱气器而流人沉淀池。接触池中的污泥浓度要求很高，在12000～15000mg/L左右，因此污泥回流量很大，一般是废水流量的2～3倍。 厌氧接触法实质上是厌氧活性污泥法，不需要曝气而需要脱气。厌氧接触法对悬浮物高的有机废水（如肉类加工废水等）效果很好，悬浮颗粒成为微生物的载体，并且很容易在沉淀池中沉淀。在混合接触池中，要进行适当搅拌以使污泥保持悬浮状态。搅拌可以用机械方法，也可以用泵循环池水。据报道，肉类加工废水（BOD5约1000～1800mg/L）在中温消化时，经过6-12h（以废水人流量计）消化，BOD5去除率可达90%以上。 四、上流式厌氧污泥床反应器 上流式厌氧污泥床反应器（UASB）是由荷兰的Lettinga教授等在1972年研制，于1977年开发的。如(图7-4)，废水自下而上地通过厌氧污泥床反应器。在反应器的底部有一个高浓度（可达60-80g/L）、高活性的污泥层，大部分的有机物在这里被转化为CH4和C02。由于气态产物（消化气）的搅动和气泡粘附污泥，在污泥层之上形成一个污泥悬浮层。反应器的上部设有三相分离器，完成气、液、固三相(图7-5)上流式厌氧污泥床反应器的分离。被分离的消化气从上部导出，被分离的污泥则自动滑落到悬浮污泥层。出水则从澄清区流出。由于在反应器内保留了大量厌氧污泥，使反应器的负荷能力很大。对一般的高浓度有机废水，当水温在30℃左右时，负荷率可达10～20kg（COD）/m3·d。
试验结果表明，良好的污泥床，有机负荷率和去除率高，不需要搅拌，能适应负荷冲击和温度与pH的变化。它是一种有发展前途的厌氧处理设备。 (表7-2)是奥巴雅斯基（A.W.Obayaski）提供的几种厌氧处理方法比较。
五、分段厌氧处理法 根据消化可分阶段进行的事实，研究开发了二段式厌氧处理法，将水解酸化过程和甲烷化过程分开在两个反应器内进行，以使两类微生物都能在各自的最适条件下生长繁殖。第一段的功能是：水解和液化固态有机物为有机酸；缓冲和稀释负荷冲击与有害物质，并将截留难降解的固态物质。第二段的功能是：保持严格的厌氧条件和pH值，以利于甲烷菌的生长；降解、稳定有机物，产生含甲烷较多的消化气，并截留悬浮固体，以改善出水水质。 二段式厌氧处理法的流程尚无定式，可以采用不同构筑物予以组合。例如对悬浮物高的工业废水，采用厌氧接触法与上流式厌氧污泥床反应器串联的组合已经有成功的经验，其流程如(图7-6)。二段式厌氧处理法具有运行稳定可靠，能承受pH值、毒物等的冲击，有机负荷率高，消化气中甲烷含量高等特点；但这种方法也有设备较多，流程和操作复杂等缺陷。研究表明，二段式并不是对各种废水都能提高负荷率。例如，对于固态有机物低的废水，不论用一段法或二段法，负荷率和效果都差不多。
前联邦德国汉诺威大学给水排水研究所在中试规模上采用二段厌氧处理法处理小麦淀粉废水。他们采用混和接触池（无污泥回流）和厌氧滤池分别作为酸化池，又采用厌氧滤池、厌氧接触法和上流式厌氧污泥床反应器分别作为甲烷化阶段反应器进行了比较试验。酸化阶段的温度为30℃，甲烷化阶段的温度为35℃～37℃。接种用的污泥是城市污水厂消化污泥。 采用混和接触池或厌氧滤池作为酸化反应器，效果无明显差别，得到最佳酸化产物的条件是：停留时间0.8～1.5d，此时，pH值为3.6～4.0，COD负荷率为25～50kgCOD/m3·d。酸化出水可不经中和直接进入第二段甲烷化。作为甲烷化反应器的厌氧滤池有两个，一个用塑料填料填充75%，填料的比表面积为150m2/m3；另一个仅用塑料填料填充上部25%。经过四个月的运行，厌氧滤池的运行情况比混合接触池和上流式厌氧污泥床反应器好。后两个反应器，由于产气量过高，大量污泥上浮带出，无法继续运行而停止（上流式厌氧污泥床模型的构造设计可能存在问题）。 因此，究竟采用什么样的反应器以及如何组合，要根据具体的水质等情况而定。 第3节厌氧生物处理法的设计 流程和设备的选择 厌氧反应器的设计 厌氧生物处理系统的设计包括；流程和设备的选择；反应器和构筑物的构造和容积的确定；需热量的计算和搅拌设备的设计等。 一、流程和设备的选择 流程和设备的选择包括：处理工艺和设备的选择；消化温度；采用单级或两级（段）消化等。表15-4列举了几种厌氧处理方法的一般性特点和优缺点，可供工艺选择时参考。 二、厌氧反应器的设计 第十一章所讨论的生化反应动力学和基本方程式，同样适用于厌氧生物处理，但一些动力学常数的数值则有显著的差别。厌氧反应的速率显著地低于好氧反应；另一方面，厌氧反应大体上可分为酸化和甲烷化两个阶段，甲烷化阶段的反应速率明显地低于酸化阶段的反应速率。因此，整个厌氧反应的总速率主要决定于甲烷化阶段的速率。但是在一般的单级完全混和反应器中，各类细菌是混合生长、相互协调的，酸化过程和甲烷化过程同时存在，因此在进行厌氧过程的动力学分析时，也可以将反应器作为一个系统统一进行分析。 反应器的设计可以在模型试验的基础上，按照所得的参数值进行计算，也可能按照类似废水的经验值，选择采用。 第4节厌氧和好氧技术的联合运用 近年，水处理工作者打破传统，联合好氧和厌氧技术以处理废水，取得了很突出的效果。有些废水，含有很多复杂的有机物，对于好氧生物处理而言是属于难生物降解或不能降解的，但这些有机物往往可以通过厌氧菌分解为较小分子的有机物，而那些较小分子的有机物可以通过好氧菌进一步降解。相当成功的例子是印染废水的处理。近年来，由于新型纺织纤维的开发和各种新型染料和助剂的应用，纺织印染厂的工业废水变得很难用传统的好氧生物法处理了。中国纺织设计研究院等研究、开发的厌氧一好氧联用工艺，为难于生物降解的纺织印染废水处理提供了成功的经验。 采用缺氧与好氧工艺相结合的流程，可以达到生物脱氮的目的（A/O法）。在生产实践中，发现有些采用A/O法的污水厂同时有脱磷效果，于是，各种联合运用厌氧一缺氧一好氧反应器的研究广泛开展，出现了厌氧一缺氧一好氧法（A/A/O法）和缺氧一厌氧一好氧法（倒置A/A/O法），可以在去除BOD、COD的同时，达到脱氮、除磷的效果。 第八章污水的化学处理 第1节化学混凝法 一、混凝原理 二、混凝剂和助凝剂 三、影响混凝效果的主要因素 一、混凝原理 化学混凝所处理的对象，主要是水中的微小悬浮物和胶体杂质。大颗的悬浮物由于受重力的作用而下沉，可以用沉淀等方法除去。但是，微小粒径的悬浮物和胶体，能在水中长期保持分散悬浮状态，即使静置数十小时以上，也不会自然沉降。这是由于胶体微粒及细微悬浮颗粒具有“稳定性”。 1．胶体的稳定性 根据研究，胶体微粒都带有电荷。天然水中的粘土类胶体微粒以及污水中的胶态蛋白质和淀粉微粒等都带有负电荷，其结构示意图见(图8—1)。它的中心称为胶桉。其表面选择性地吸附了一层带有同号电荷的离子，这些离子可以是胶校的组成物直接电离而产生的，也可以是从水中选择吸附H+或OH-离子而造成的。这层离子称为胶体微粒的电位离子，它决定了胶粒电荷的大小和符号。由于电位离子的静电引力，在其周围又吸附了大量的异号离子．形成了所谓“双电层”。这些异号离子，其中紧靠电位离子的部分被牢固地吸引着．当胶核运行时，它也随着一起运动，形成固定的离子层。而其他的异号离子，离电位离子较远，受到的引力较弱，不随胶核一起运动，并有向水中扩散的趋势．形成了扩散层。固定的离子层与扩散层之间的交界面称为滑动面。滑动面以内的部分称为胶粒，胶粒与扩散层之间，有一个电位差。此电位称为胶体的电动电位，常称为∫电位。而胶核表面的电位离子与溶液之间的电位差称为总电位或∮电位。
胶粒在水中受几方面的影响：①由于上述的胶粒带电现象，带相同电荷的胶粒产生静电斥力，而且∫电位愈高，胶粒间的静电斥力愈大；②受水分子热运动的撞击，使微粒在水中作不规则的运动，即“布朗运动；”③胶粒之间还存在着相互引力——范德华引力。范德华引力的大小与胶粒间距的2次方成反比，当间距较大时，此引力略去不计。 一般水中的胶粒∫电位较高。其互相间斥力不仅与∫电位有关，还与胶粒的间距有关，距离愈近，斥力愈大。而布朗运动的动能不足以将两颗胶粒推近到使范德华引力发挥作用的距离。因此，胶体微粒不能相互聚结而长期保持稳定的分散状态。 使胶体微粒不能相互聚结的另一个因素是水化作用。由于胶粒带电，将极性水分子吸引到它的周围形成一层水化膜。水化膜同样能阻止胶粒间相互接触。但是，水化膜是伴随胶粒带电而产生的，如果胶粒的电位消除或减弱，水化膜也就随之消失或减弱。 2．混凝原理 化学混凝的机理至今仍未完全清楚。因为它涉及的因素很多，如水中杂质的成分和浓度、水温、水的pH值、碱度，以及混凝剂的性质和混凝条件等。但归结起来，可以认为主要是三方面的作用： (1)压缩双电层作用如前所述，水中胶粒能维持稳定的分散悬浮状态，主要是由于胶粒的∫电位。如能消除或降低胶粒的∫电位，就有可能使微粒碰撞聚结，失去稳定性。在水中投加电解质——混凝剂可达此目的。例如天然水中带负电荷的粘土胶粒，在投入铁盐或铝盐等混凝剂后，混凝剂提供的大量正离子会涌入胶体扩散层甚至吸附层。因为胶核表面的总电位不变，增加扩散层及吸附层中的正离子浓度，就使扩散层减薄，图8—1中的∫电位降低。当大量正离子涌入吸附层以致扩散层完全消失时，∫电位为零，称为等电状态。在等电状态下，胶粒间静电斥力消失，胶粒最易发生聚结。实际上，∫电位只要降至某一程度而使胶粒间排斥的能量小于胶粒布朗运动的动能时，胶粒就开始产生明显的聚结，这时的∫电位称为临界电位。胶粒因电位降低或消除以致失去稳定性的过程，称为胶粒脱稳。脱稳的胶粒相互聚结，称为凝聚。 压缩双电层作用是阐明胶体凝聚的一个重要理论。它特别适用于无机盐混凝剂所提供的简单离子的情况。但是，如仅用双电层作用原理来解释水中的混凝现象，会产生一些矛盾。例如，三价铝盐或铁盐棍凝剂投量过多时效果反而下降，水中的胶粒又会重新获得稳定。又如在等电状态下，混凝效果似应最好，但生产实践却表明，混凝效果最佳时的∫电位常大于零。于是提出了第二种作用。 (2)吸附架桥作用三价铝盐或铁盐以及其他高分子棍凝剂溶于水后，经水解和缩聚反应形成高分子聚合物，具有线性结构。这类高分子物质可被胶体微粒所强烈吸附。因其线性长度较大．当它的一端吸附某一胶粒后，另一端又吸附另一胶粒，在相距较远的两胶粒间进行吸附架桥，使颗粒逐渐结大，形成肉眼可见的粗大絮凝体。这种由高分子物质吸附架桥作用而使微粒相互粘结的过程，称为絮凝。 (3)网捕作用三价铝盐或铁盐等水解而生成沉淀物。这些沉淀物在自身沉降过程中，能集卷、网捕水中的胶体等微粒，使胶体粘结。 上述三种作用产生的微粒凝结理象——凝聚和絮凝总称为混凝。 对于不同类型的棍凝剂，压缩双电层作用和吸附架桥作用所起的作用程度并不相同。对高分子混凝剂特别是有机高分子混凝剂，吸附架桥可能起主要作用；对硫酸铝等无机混凝剂，压缩双电层作用和吸附架桥作用以及网捕作用都具有重要作用。 二、混凝剂和助凝剂 1、混凝剂 用于水处理中的混凝剂应符合如下要求：混凝效果良好，对人体健康无害，价廉易得，使用方便。混凝剂的种类较多，主要有以下两大类： (1)无机盐类混凝剂目前应用最广的是铝盐和铁盐。铝盐中主要有硫酸铝、明矾等。硫酸铝Al2(SO4)3·18H2O的产品有精制和粗制两种。精制硫酸铝是白色结晶体。粗制硫酸铝的AL2O3含量不少于14.5％-16.5％，不溶杂质含量不大于24％～30％，价格较低，但质量不稳定，因含不溶杂质较多，增加了药液配制和排除废渣等方面的困难。明矾是硫酸铝和硫酸钾的复盐AL2(SO4)3K2-~Q4·24H20，AL2(SO4)3含量约10.6％，是天然矿物。硫酸铝混凝效果较好，使用方便，对处理后的水质没有任何不良影响。但水温低时，硫酸铝水解困难，形成的絮凝体较松散，效果不及铁盐。 铁盐中主要有三氯化铁、硫酸亚铁和硫酸铁等。三氯化铁是褐色结晶体，极易溶解，形成的絮凝体较紧密，易沉淀；但三氧化铁腐蚀性强．易吸水潮解，不易保管。硫酸亚铁FeSO4·7H20是半透明绿色结晶体，离解出的二价铁离子Fe2+不具有三价铁盐的良好混凝作用，使用时应将二价铁氧化成三价铁。同时，残留在水中的Fe2+会使处理后的水带色，Fe2+与水中某些有色物质作用后，会生成颜色更深的溶解物。 (2)高分子混凝剂高分子混凝剂有无机和有机的两种。聚合氯化铝和聚合氧化铁是目前国内外研制和使用比较广泛的无机高分子混凝剂。聚合氯化铝的混凝作用与硫酸铝并无差别。硫酸铝投入水中后，主要是各种形态的水解聚合物发挥混凝作用。但由于影响硫酸铝化学反应的因素复杂，要想根据不同水质控制水解聚合物的形态是不可能的。人工合成的聚合氧化铝则是在人工控制的条件下预先制成最优形态的聚合物，投入水中后可发挥优良的混凝作用。它对各种水质适应性较强，适用的pH值范围较广，对低温水效果也较好，形成的絮凝体粒大而重，所需的投量约为硅酸铝的1/2—1/3。 有机高分子混凝剂有天然的和人工合成的。这类混凝剂都具有巨大的线状分子。每—大分子有许多链节组成。链节间以共价健结合。我国当前使用较多的是人工合成的聚丙烯酰胺，分子结构为：聚丙烯酰胺的聚合度可多达2x104—9x104，相应的分子量高达150x104—600x104。凡有机高分子混凝剂链节上含有的可离解基团寓解后带正电的称为阳离子型，带负电的称为阴离子型；链节上不含可离解基团的称非离子型。聚丙烯酰胺即为非离子型高聚物。但它可以通过水解构成阴离子型，也可通过引入基团制成阳离子型。 有机高分子混凝剂由于分子上的链节与水中胶体微粒有极强的吸附作用，混凝效果优异。即使是阴离子型高聚物，对负电胶体也有强的吸附作用；但对于未经脱稳的胶体，由于静电斥力有碍于吸附架桥作用，通常作助凝剂使用。阳离靶塑的吸附作用尤其强烈，且在吸附的同时，对负电胶体有电中和的脱稳作用。 有机高分子混疑剂虽然效果优异，但制造过程复杂，价格较贵。另外，由于聚丙烯酰胺的单体——丙烯酰胺有一定的毒性，因此它们的毒性问题引起人们的注意和研究。 (3)助凝剂当单用混凝剂不能取得良好效果时，可投加某些辅助药剂以提高混凝效果，这种辅助药剂称为助凝剂。助凝剂可用以调节或改善混凝的条件，例如当原水的碱度不足时可投加石灰或重碳酸钠等；当采用硫酸亚铁作混凝剂时可加氧气将亚铁Fe2+氧化成三价铁离子Fe3+等。助凝剂也可用以改善絮凝体的结构，利用高分子助凝剂的强烈吸附架桥作用．使细小松散的絮凝体变得粗大而紧密，常用的有聚丙烯酰胺、活化硅酸、骨胶、海藻酸钠、红花树等。 三、影响混凝效果的主要因素 影响混凝效果的因素较复杂，主要有水温、水质和水力条件等。 1．水温 水温对混凝效果有明显的影响。无机盐类混凝剂的水解是吸热反应，水温低时，水解困难。特别是硫酸铝，当水温低于5℃时，水解速率非常缓慢。且水量低，粘度大，不利于脱氇胶粒相互絮凝，影响絮凝体的结大，进而影响后续的沉淀处理的效果。改善的办法是投加高分子助凝剂或是用气浮法代替沉淀法作为后续处理。 2．pH值 水的pH值对混凝的影响程度视混凝剂的品种而异。用硫酸铝去除水中浊度时，景佳pH值范围在6.5—7.5之间；用于除色时，pH值在4.5～5之间。用三价铁盐时，最佳pH值范围在6.O一8.4之间，比硫酸钼为宽。如用硫酸亚铁，只有在pH>8.5和水中有足够溶解氧时，才能迅速形成Fe3+，这就使设备和操作较复杂。为此，常采用加氯氧化的方法。 高分子混凝剂尤其是有机高分子混凝剂，混凝的效果受pH值的影响较小。从铝盐和铁盐的水解反应式可以看出，水解过程中不断产生H+必将使水的pH值下降。要使pH值保持在最佳的范围内，应有碱性物质与其中和。当原水中碱度充分时还不致影响混凝效果；但当原水中碱度不足或混凝剂投量较大时，水的PH值将大幅度下降，影响混凝效果。此时，应投加石灰或重碳酸钠等。 3、水中杂质的成分性质和浓度 水中杂质的成分、性质和浓度都对混凝效果有明显的影响。例如，天然水中含粘土类杂质为主，需要投加的混凝剂的量较少；而圬水中含有大量有机物时，需要投加较多的混凝剂才有混凝效果，其投量可达10～103mg/L但影响的因素比较复杂，理论上只限于作些定性推断和估计。在生产和实用上，主要靠混凝试验来选择合适的记凝凝品种和最佳投量。 在城市污水处理方面，过去很少采用化学混凝的方法。近年来．化学混凝剂的品种和质量都有较大的发展，使化学混凝法处理城市污水(特别在发展中国家)有一定的竞争力。实践表明，对某些浓度不高的城市污水，投加20—80mg/L的聚合硫酸铁与0.3～0.5mg/L左右的阴离子聚丙烯酰胺，就可去除COD70％左右，悬浮物和总磷90％以上。 4．水力条件 混凝过程中的水力条件对絮凝体的形成影响极大。整个混凝过程可以分为两个阶段：混合和反应。水力条件的配合对这两个阶段非常重要。 混合阶段的要求是使药剂迅速均匀地扩散到全部水中以创造良好的水解和聚合条件，使胶体脱稳并借颗粒的布朗运动和紊动水流进行凝聚。在此阶段并不要求形成大的絮凝体。混合要求快速和剧烈搅拌，在几秒钟或一分钟内完成。对于高分子混凝剂，由于它们在水中的形态不象无机盐混凝剂那样受时间的影响，混合的作用主要是使药剂在水中均匀分散，混合反应可以在很短的时间内完成，而且不宜进行过份剧烈的搅拌。 反应阶段的要求是使混凝剂的微粒通过絮凝形成大的具有良好沉淀性能的絮凝体。反应阶段的搅拌强度或水流速度应随着絮凝体的结大而逐渐降低，以免结大的絮凝体被打碎。如果在化学混凝以后不经沉淀处理而直接进行接触过滤或是进行气浮处理，反应阶段可以省略。 第2节 中和法 酸和碱是常用的工业原料。使用酸、碱的工厂往往有酸性废水和碱性废水。因为天然水的碱度是重碳酸盐(HCO3-)，有一定的缓冲作用。少量的酸、碱废水混入大量的城市污水，不致使后者的pH值偏离7过大。但是，酸性废水破坏水泥管，不能容许它进入城市沟道。至于以酸或碱作为洗涤剂的生产工序，产生的大量废水需要处理则是不言而喻的。 酸性和碱性废水的处理，除予以利用外，常用的就是中和法。所用的参数就是pH值，用碱或碱性物质中和酸性废水时，把废水的pH值调升到7；用酸或酸性物质中和碱性废水时，把废水的pH值调低到7。 如果同一工厂或相邻工厂同时有酸性和碱性废水，可以先让两种废水相互中和，然后再用中和剂中和剩余的酸或碱。
中和剂能制成溶液或浆料时，可用投加法(图8-2)（精彩flash）。中和剂为粒料或块料时，可用过滤法。用烟道气中和碱性废水时，可在塔式反应器中接触中和。常用的碱性中和剂有石灰、电石渣和石灰石、白云石。常用的酸性中和剂有废酸、粗制酸和烟道气。 第3节化学沉淀法 用易溶的化学药剂(可称沉淀剂)使溶液中某种离子以它的一种难溶的盐或氢氧化物从溶液中析出，在化学上称沉淀法，在化工和环境工程上则称化学沉淀法(Chemical Precipitation)化工上用沉降settling一词，而不用沉淀sedimentation一词，以免与化学沉淀混淆)。废水处理中，常用化学沉淀法去除废水中的有害离子，阳离子如Hg2+、Cd2+、Pb2+、Cu2+、Zn2+、Cr6+，阴离子如硫酸根、磷酸根。 第4节 氧化还原法 氧化还原法在废水处理中不多见。电镀废水处理中去除铬酸根和氰根可用氧化还原法。含汞废水亦可用氧化还原法回收汞。有机汞对人体危害严重，知名的水俣病就是甲基汞中毒。有色废水也可用氧化法脱色，如加氯。 常用的氧化还原法有加氯法、电解法、和置换法。 第九章 污水的吸附法、离子交换法、萃取法和膜析法 第1节吸附法 吸附原理 影响吸附的因素 吸附剂 吸附工艺和设备 吸附法在污水处理中的应用 一、吸附原理 固体表面有吸附水中溶解及胶体物质的能力，比表面积很大的活性炭等具有很高的吸附能力，可用作吸附剂。吸附可分为物理吸附和化学吸附。如果吸附剂与被吸附物质之间是通过分子间引力(即范德华力)而产生吸附，称为物理吸附；如果吸附剂与被吸附物质之间产生化学作用，生成化学键引起吸附，称为化学吸附。离子交换实际上也是一种吸附，将在第二节中讨论。 物理吸附和化学吸附并非不相容的，而且随着条件的变化可以相伴发生，但在一个系统中，可能某一种吸附是主要的。在污水处理中，多数情况下，往往是几种吸附的综合结果。 一定的吸附剂所吸附物质的数量与此物质的性质及其浓度和温度有关。表明被吸附物的量与浓度之间的关系式称为吸附等温式。目前常用的公式有二：弗劳德利希(Freundlich)吸附等温式，朗格缪尔(Langrnuir)吸附等温式。 二、影响吸附的因素 吸附能力和吸附速度是衡量吸附过程的主要指标。固体吸附剂吸附能力的大小可用吸附量来衡量。吸附速度是指单位重量吸附剂在单位时间内所吸附的物质量。在水处理中，吸附速度决定了污水需要与吸附剂接触的时间。吸附速度快，则所需的接触时间就短，吸附设备的容积就小。 多孔性吸附剂的吸附过程基本上可分为三个阶段：颗粒外部扩散阶段，即吸附质从溶液中扩散到吸附剂表面；孔隙扩散阶段，即吸附质在吸附剂孔隙中继续向吸附点扩散；吸附反应阶段，吸附质被吸附在吸附剂孔隙内的吸附点表面。一般，吸附速度主要取决于外部扩散速度和孔隙扩散速度。 颗粒外部扩散速度与溶液浓度成正比，也与吸附剂的比表面积的大小成正比。因此吸附剂颗粒直径越小，外部扩散速度越快。同时，增加溶液与颗粒间的相对运动速度，也可以提高外部扩散速度。 孔隙扩散速度与吸附剂孔隙的大小和结构，吸附质颗粒的大小和结构等因素有关。一般，吸附剂颗粒越小，孔隙扩散速度越快。 吸附剂的物理化学性质和吸附质的物理化学性质对吸附有很大影响。一般，极性分子(或离子)型的吸附剂容易吸附极性分子(或离子)型的吸附质；非极性分子型的吸附剂容易吸附非极性的吸附质。同时，吸附质的溶解度越低，越容易被吸附。吸附质的浓度增加，吸附量也随之增加。 污水的pH值对吸附也有影响，活性炭一般在酸性条件下比在碱性条件下有较高的吸附量。吸附反应通常是放热反应，因此温度低对吸附反应有利。 三、吸附剂 吸附剂的种类很多。常用是活性炭和腐植酸类吸附剂。 1．活性炭 在生产中应用的活性炭的种类很多。一般都制成粉末状或颗粒状。粉末状的活性炭吸附能力强，制备容易，价格较低，但再生困难，一般不能重复使用。颗粒状的活性炭价格较贵，但可再生后重复使用，并且使用时的劳动条件较好，操作管理方便。因此在水处理中较多采用颗粒状活性炭。 活性炭的比表面积可达800—2000m2／g，有很高的吸附能力。 颗粒状活性炭在使用一段时间后，吸附了大量吸附质，逐步趋向饱和并丧失工作能力，此时应进行更换或再生。再生是在吸附剂本身的结构基本不发生变化的情况下，用某种方法将吸附质从吸附剂微孔中除去，恢复它的吸附能力。活性炭的再生方法主要有： (1)加热再生法在高温条件下，提高了吸附质分子的能量，使其易于从活性炭的活性点脱离；而吸附的有机物则在高温下氧化和分解，成为气态逸出或断裂成低分子。活性炭的再生一般用多段式再生炉。炉内供应微量氧气，使进行氧化反应而又不致使炭燃烧损失。 (2)化学再生法通过化学反应，使吸附质转化为易溶于水的物质而解吸下来。例如，吸附了苯酚的活性炭，可用氢氧化钠溶液浸泡，使形成酚钠盐而解吸。 湿式氧化法也是化学再生法，主要用于再生粉末状活性炭。 在我国，目前活性炭的供应较紧张，再生的设备较少，再生费用较贵，限制了活性炭的广泛使用。 2．腐植酸类吸附剂 用作吸附剂的腐植酸类物质主要有：天然的富含腐植酸的风化煤、泥煤、褐煤等，它们可以直接使用或经简单处理后使用；将富含腐植酸的物质用适当的粘合剂制备成的腐植酸系树脂。 腐植酸类物质能吸附工业废水中的许多金属离子，如汞、铬、锌、镉、铅、铜等。腐植酸类物质在吸附重金属离子后，可以用H2SO4、HCI、NaCl等进行解吸。目前，这方面的应用还处于试验、研究阶段，还存在吸附(交换)容量不高，适用的pH值范围较窄，机械强度低等问题，需要进一步研究和解决。 四、吸附工艺和设备 吸附的操作方式分为间歇式和连续式。间歇式是将废水和吸附剂放在吸附池内进行搅拌30min左右，然后静置沉淀，排除澄清液。间歇式吸附主要用于小量废水的处理和实验研究，在生产上一般要用两个吸附池、交换工作。在一般情况下，都采用连续的方式。 连续吸附可以采用固定床、移动床和流化床。固定床连续吸附方式是废水处理中最常用的。吸附剂固定填放在吸附柱(或塔)中，所以叫固定床。移动床连续吸附是指在操作过程中定期地将接近饱和的一部分吸附剂从吸附柱排出，并同时将等量的新鲜吸附剂加入柱中。所谓流化床是指吸附剂在吸附柱内处于膨胀状态，悬浮于由下而上的水流中。由于移动床和流化床的操作较复杂，在废水处理中较少使用。 在一般的连续式固定床吸附柱中，吸附剂的总厚度为3～5m，分成几个柱串联工作，每个柱的吸附剂厚度为1～2m。废水从上向下过滤，过滤速度在4～15m/h之间，接触时间一般不大于30～60min。为防止吸附剂层的堵塞，含悬浮物的废水一般先应经过砂滤，再进行吸附处理。吸附柱在工作过程中，上部吸附剂层的吸附质浓度逐渐增高，达到饱和而失去继续吸附的能力。随着运行时间的推移，上部饱和区高度增加而下部新鲜吸附层的高度则不断减小，直至全部吸附剂都达到饱和，出水浓度与进水浓度相等，吸附柱全部丧失工作能力。 在实际操作中，吸附柱达到完全饱和及出水浓度与进水浓度相等是不可能的，也是不允许的。通常是根据对出水水质的要求，规定一个出水含污染物质的允许浓度值。当运行中出水达到这一规定值时，即认为吸附层已达到“穿透”，这一吸附柱便停止工作，进行吸附剂的更换。 五、吸附法在污水处理中的应用 由于吸附法对进水的预处理要求高，吸附剂的价格昂贵，因此在废水处理中，吸附法主要用来去除废水中的微量污染物，达到深度净化的目的。如：废水中少量重金属离子的去除、少量有害的生物难降解有机物的去除、脱色除臭等。 第2节 离子交换法 离子交换法是水处理中软化和除盐的主要方法之一。在废水处理中，主要用于去除废水中的金属离子。离子交换的实质是不溶性离子化合物(离子交换剂)上的可交换离子与溶液中的其它同性离子的交换反应，是一种特殊的吸附过程，通常是可逆性化学吸附。 离子交换剂 水处理中用的离子交换剂有磺化煤和离子交换树脂。磺化煤利用天然煤为原料，经浓硫酸磺化处理后制成，但交换容量低，机械强度差，化学稳定性较差，已逐渐为离子交换树脂所取代。 离子交换树脂是人工合成的高分子聚合物，由树脂本体(又称母体或骨架)和活性基团两个部分组成。生产离子交换剂的树脂母体最常见的是苯乙烯的聚合物，是线性结构的高分子有机化合物。在原料中，常加上一定数量的二乙烯苯做交联剂，使线状聚合物之间相互交联，成立体网状结构。树脂的外形呈球状颗粒，粒径为：0．6～1．2mm(大粒径树脂)，0．3～0．6mm(中粒径树脂)，或0．02～0．1mm(小粒径树脂)。树脂本身不是离子化合物，并无离子交换能力，需经适当处理加上活性基团后，才具有离子交换能力。活性基团由固定离子和活动离子组成。固定离子固定在树脂的网状骨架上，活动离子(或称交换离子)则依靠静电引力与固定离子结合在一起，二者电性相反电荷相等。 离子交换树脂按树脂的类型和孔结构的不同可分为：凝胶型树脂、大孔型树脂、多孔凝胶型树脂、巨孔型(MR型)树脂和高巨孔型(超MR型)树脂等。 第3节 萃取法 在化工上，用适当的溶剂分离混合物的过程叫萃取。当混合物为溶液时叫液—液萃取，当混合物为固体时叫固—液萃取；使用的溶剂叫萃取剂，提出的物质叫萃取物，在废水处理上，利用废水中的杂质在水中和有机萃取剂中溶解度的不同，可以采用萃取的方法，将杂质提取出来。例如含酚浓度较高的废水。由于酚在有机溶剂中的溶解度远远高于在水中的溶解度，我们可以利用酚的这种性质以及有机溶剂(如：油)与水不相溶的性质，选用适当的有机溶剂从废水中把有害物质酚提取出来。 用萃取法处理废水时，有三个步骤：①把萃取剂加入废水，并使它们充分接触，有害物质作为萃取物从废水中转移到萃取剂中；②把萃取剂和废水分离开来，废水就得到了处理。也可以再进一步接受其他的处理；③把萃取物从萃取剂中分离出来，使有害物质成为有用的副产品，而萃取剂则可回用于萃取过程才算，在技术上已经成立；其次，是经济上的考虑。技术上可靠，经济上合理，生产才能采用。 在化工上常使用“相”这个名词。“相”是一个均匀物质，具有组成相同和性质相同的特征。如在一个物质体系里同时存在界面明确的两部分物质，这两部分物质就抽象地叫做两个相。例如，油和水混在一起，即使剧烈搅拌，油滴分散在水中，油水之间仍然存在明确的界面，我们就说这是存在水相和油相。一个物质体系里的两个相，常常一个呈连续状态而另一个呈分散状态，呈连续状态的叫连续相，呈分散状态的叫分散相。一个物质体系的相数并无限制。 第4节膜析法 一、渗析法 二、反渗透法 三、超过滤法 膜析法是利用薄膜以分离水溶液中某些物质的方法的统称。目前有扩散渗析法(渗析法)、电渗析法、反渗透法和超过滤法等。 一、渗析法 人们早就发现，一些动物膜，如膀胱膜、羊皮纸(一种把羊皮刮薄做成的纸)，有分隔水溶液中某些溶解物质(溶质)的作用。例如，食盐能透过羊皮纸，而糖、淀粉、树胶等则不能。如果用羊皮纸或其他半透膜包裹一个穿孔杯，杯中满盛盐水，放在一个盛放清水的烧杯中，隔上一段时间，我们会发现烧杯内的清水带有咸味，表明盐的分子已经透过羊皮纸或半透膜进入清水。如果把穿孔杯中的盐水换成糖水，则会发现烧杯中的清水不会带甜味。显然，如果把盐和糖的混合液放在穿孔杯内，并不断地更换烧杯里的清水，就能把穿孔杯中混合液内的食盐基本上都分离出来，使混合液中的糖和盐得到分离。这种方法叫渗析法。起渗析作用的薄膜，因对溶质的渗透性有选择作用，故叫半透膜。近年来半透膜有很大的发展，出现很多由高分子化合物制造的人造薄膜，不同的薄膜有不同的选择渗析性。半透膜的渗析作用有三种类型：①依靠薄膜中“孔道”的大，小分离大小不同的分子或粒子；②依靠薄膜的离子结构分离性质不同的离子，例如用阳离子交换树脂做成的薄膜可以透过阳离子，叫阳离子交换膜，用阴离子树脂做成的薄膜可以透过阴离子，叫阴离子交换膜；③依靠薄膜：的有选择的溶解性分离某些物质，例如醋酸纤维膜有溶解某些液体和气体的性能，而使这些物质透过薄膜。一种薄膜只要具备上述三种作用之一，就能有选择地让某些物质透过而成为半透膜。在废水处理中最常用的半透膜是离子交换膜。 二、反渗透法 反渗透法是一种借助压力促使水分子反向渗透，以浓缩溶液或废水的方法。 如果将纯水和盐水用半透膜隔开，此半透膜只有水分子能够透过而其他溶质不能透过，则水分子将透过半透膜进人溶液(盐水)，溶液逐渐从浓变稀，液面则不断上升，直到某一定值为止。这个现象叫渗透，高出于水面的水柱高度(决定于盐水的浓度)是由于溶液的渗透压所致。可以理解，如果我们向溶液的一侧施加压力，并且超过它的渗透压，则溶液中的水就会透过半透膜，流向纯水一侧，而溶质被截留在溶液一侧，这种方法就是反渗透法(或称逆渗透法)。 近年来，由于反渗透膜材料和制造技术的发展以及新型装置的不断开发和运行经验的积累，反渗透技术的发展非常迅速，已广泛用于水的淡化、除盐和制取纯水等，还能用以去除水中的细菌和病毒。但反渗透法所需的压力较高，工作压力要比渗透压力大几十倍。即使是改进的复合膜，正常工作压力也需1.5MPa左右。同时，为了保证反渗透装置的正常运行和延长膜的寿命，在反渗透装置前必须有充分的预处理装置。 反渗透装置一般都由专门的厂家制成成套设备后出售。在生产中，根据需要予以选用。 三、超过滤法 超过滤法与反渗透法相似。但超滤膜的微孔孔径比反渗透膜大，在0.005—1um之间。超滤的过程并不是单纯的机械截留，物理筛分，而是存在着以下三种作用：①溶质在膜表面和微孔孔壁上发生吸附；②溶质的粒径大小与膜孔径相仿，溶质嵌在孔中，引起阻塞；③溶质的粒径大于膜孔径，溶质在膜表面被机械截留，实现筛分。毫无疑问，我们应力求避免在孔壁上的吸附和膜孔的阻塞，应选用与被分离溶质之间相互作用弱和膜孔结构是外密内疏的不对称构造的超滤膜。 超滤的过程是动态过滤，即在超滤膜的表面既受到垂直于膜面的压力，使水分子得以透过膜面并与被截留物质分离，同时又产生一个与膜表面平行的切向力，以将截留在膜表面的物质冲开。所以，超滤运行的周期可以较长。在运行方面，还可短时间地停止透水而增加切面流速，即可达到冲洗膜面的效果，使透水率得到恢复。这样的运行方式，使超滤(膜)—活性污泥法这种新型的处理工艺得以实施和发展。 在废水处理中，超过滤法目前主要用于分离有机的溶解物，如淀粉、蛋白质、树胶、油漆等。超过滤法所需的压力比反渗透法要低，一般为0.1—0.7MPa。 第十章城市污水的深度处理 第1节氮磷的去除 一、氮的去除 二、磷的去除 三、生物脱氮除磷 四、脱氮除磷活性污泥法的影响因素 随着城市人口的集中和工农业的发展，水体的富营养化问题日益突出。目前中国的某些湖泊，如昆明滇池，江苏太湖，安徽巢湖等都已出现不同程度的富营养化现象。 引起富营养化的营养元素有碳、磷、氮、钾、铁等，其中，氮和磷是引起藻类大量繁殖的主要因素。欲控制富营养化，必须限制氮、磷的排放。国外一些污水处理厂把氮、磷的排放标准分别设定为15mg／L和0．5mg／L。 一、氮的去除 废水中的氮以有机氮、氨氮、亚硝酸氮和硝酸氮四种形式存在。在生活污水中，主要含有有机氮和氨态氮，它们均来源于人们食物中的蛋白质。新鲜生活污水含氮中有机氮约占总氮的60％，氨氮约占40％。当污水中的有机物被生物降解氧化时，其中的有机氮被转化为氨氮。经活性污泥法处理的污水有相当数量的氨氮排入水体，可导致水体富营养化。水体若为水源，将增加给水处理的难度和成本。因此二级处理的出水有时需进行脱氮处理。脱氮的方法有化学法和生物法两大类，现分别加以论述。 1．化学法除氮 常用于去除氨氮的方法有吹脱法、折点加氯法和离子交换法。它们主要用于工厂内部的治理，对于城市污水处理厂很少采用。 (1)吹脱法废水的氨氮可以气态吹脱。废水中，NH3与NH4+以如下的平衡状态共存： NH3+H2O=NH4++OH- 这一平衡受pH值的影响，pH为10.5～11.5时，因废水中的氨呈饱和状态而逸出，所以吹脱法常需加石灰。 吹脱过程包括将废水的pH值提高至10.5～11.5，然后曝气，这一过程在吹脱塔中进行（图10-1）. 该过程受温度的影响较大，随温度的降低，为达到同样处理效果所需的空气量迅速增加，由于用石灰调pH值，在吹脱塔中会发生碳酸钙结垢现象，影响运行。另外，NH3气的释放会造成空气污染。因此，对该工艺已有多种改进，例如使吹脱塔的气体通过H2SO4溶液以吸收NH3。 (2)折点加氯法

在净水工程中，称氯胺为化合余氮，次氯酸为余氯，均有杀菌作用。（图10-2）途中A、B二个折点A点前余氯基本上是氯胺，B点称这点，折点后余氯基本上是自由氯（游离氯）家率脱氮时采用的加氯量应以折点相应的加氯量为准。 此法最大的优点是通过适当的控制，可完全去除水中的氨氮。为了减少氯的投加量，此法常与生物硝化联用，先硝化再除微量的残留氨氮。 (3)离子交换法用离子交换法去除氨氮时，常用天然的离子交换剂，如沸石等。与合成树脂相比，天然离子交换剂价格便宜且可用石灰再生。采用合成树脂，预处理工序和再生系统均较复杂，且树脂寿命短，应用上受到一定的限制，在此不作详述。 2．生物法脱氮 (1)生物脱氮机理生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和氨态氮转化为N2和N20气体的过程。其中包括硝化和反硝化两个反应过程。 硝化反应是在好氧条件下，将NH4+转化为NO2-和NO3-的过程。此作用是由亚硝酸菌和硝酸菌两种菌共同完成的。这两种菌属于化能自养型微生物。其反应如下： NH4++2O2=NO3-+2H++H2O 硝化细菌是化能自养菌，生长率低，对环境条件变化较为敏感。温度，溶解氧，污泥龄，pH，有机负荷等都会对它产生影响。 硝化反应的适宜温度为20℃～30℃。低于15℃时，反应速度迅速下降，5℃时反应几乎完全停止。 由于硝化菌是自养菌，若水中BOD5值过高，将有助于异氧菌的迅速增殖，微生物中的硝化菌的比例下降。硝化菌的生长世代周期较长，为了保证硝化作用的进行，泥龄应取大于硝化 菌最小世代时间两倍以上。 硝化反应对溶解氧有较高的要求，处理系统中的溶解氧量最好保持在2mg/L以上。另外，在硝化反应过程中，有H+释放出来，使pH值下降。硝化菌受pH值的影响很敏感，为了保持适宜的pH值7—8，应在废水中保持足够的碱度，以调节pH值的变化。1g氨态氮(以N计)完全硝化，需碱度(以CaCO3计)7.1g。 反硝化反应是指在无氧条件下，反硝化菌将硝酸盐氮(NO3-)和亚硝酸盐氮NO2-)还原为氮气的过程。反应如下： 6NO3-+5CH3OH=5CO2+3N2+7H2O+6OH- 反硝化菌属异养型兼性厌氧菌，在有氧存在时，它会以O2为电子受体进行好氧呼吸；在无氧而有O3-或N02-存在时，则以N03-或N02-为电子受体，以有机碳为电子供体和营养源进行反硝化反应。 在反硝化菌代谢活动的同时，伴随着反硝化菌的生长繁殖，即菌体合成过程. 在反硝化反应中，最大的问题就是污水中可用于反硝化的有机碳的多少及其可生化程度。当污水中BOD5／TKN>3～5时，可认为碳源充足。不同的有机碳将导致反硝化速率的不同。碳源按其来源可分为三类：①外加碳源，多采用甲醇，因为甲醇被分解后的产物为CO2，H20，不产生其它难降解的中间产物，但其费用较高；②原水中含有的有机碳；③内源呼吸碳源——细菌体内的原生物质及其贮存的有机物。 反硝化反应的适宜pH值为6．5～7．5。pH值高于8或低于6时，反硝化速率将迅速下降。 反硝化反应的温度范围较宽，在5℃～40℃范围内都可以进行。但温度低于15℃时，反硝化速率明显下降。 (2)生物脱氮工艺生物脱氮技术的开发是在30年代发现生物滤床中的硝化、反硝化反应开始的。但其应用还是在1969年美国的Barth提出三段生物脱氮工艺后。现对几种典型的生物脱氮工艺进行讨论。
①三段生物脱氮工艺（图10-3）。该工艺是将有机物氧化，硝化及反硝化段独立开来，每一部分都有其自己的沉淀池和各自独立的污泥回流系统。使除碳，硝化和反硝化在各自的反应器中进行，并分别控制在适宜的条件下运行，处理效率高。 由于反硝化段设置在有机物氧化和硝化段之后，主要靠内源呼吸碳源进行反硝化，效率很低，所以必须在反硝化段投加外加碳源来保证高效稳定的反硝化反应。随着对硝化反应机理认识的加深，将有机物氧化和硝化合并成一个系统以简化工艺，从而形成二段生物脱氮工艺成为现实。各段同样有其自己的沉淀及污泥回流系统。除碳和硝化作用在一个反应器中进行时，设计的污泥负荷率要低，水力停留时间和泥龄要长，否则，硝化作用要降低。在反硝化段仍需要外加碳源来维持反硝化的顺利进行。 ②Bardenpho生物脱氮工艺（图10-4）。该工艺取消了三段脱氮工艺的中间沉淀池。该工艺设立了两个缺氧段，第一段利用原水中的有机物为碳源和第一好氧池中回流的含有硝态氮的混合液进行反硝化反应。经第一段处理，脱氮已基本完成。为进一步提高脱氮效率，废水进入第二段反硝化反应器，利用内源呼吸碳源进行反硝化。最后的曝气池用于吹脱废水中的氮气，提高污泥的沉降性能，防止在二沉池发生污泥上浮现象。这一工艺比三段脱氮工艺减少了投资和运行费用。

③缺氧一好氧生物脱氮工艺（图10-5）。该工艺于80年代初开发。该工艺将反硝化段设置在系统的前面，因此又称为前置式反硝化生物脱氮系统，是目前较为广泛采用的一种脱氮工艺。反硝化反应以污水中的有机物为碳源，曝气池中含有大量硝酸盐的回流混合液，在缺氧池中进行反硝化脱氮。在反硝化反应中产生的碱度可补偿硝化反应中所消耗的碱度的50％左右。该工艺流程简单，无需外加碳源，因而基建费用及运行费用较低，脱氮效率一般在70％左右；但由于出水中含有一定浓度的硝酸盐，在二沉池中，有可能进行反硝化反应，造成污泥上浮，影响出水水质。 随着生物脱氮技术的发展，新的工艺不断被开发出来，如氧化沟、序批式活性污泥法等，可在同一池中通过控制运行条件，在不同时段，形成缺氧和好氧的条件，从而达到除碳和脱氮的目的。另外，人们又开发了与除磷相结合的脱氮工艺，该内容将在本节后面加以讨论。 二、磷的去除 城市污水中的磷主要有三个来源：粪便、洗涤剂和某些工业废水。污水中的磷以正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷等形式溶解于水中。一般仅能通过物理、化学或生物方法使溶解的磷化合物转化为固体形态后予以分离。除磷的方法主要分为物理法，化学法及生物法三大类。物理法因成本过高、技术复杂而很少应用。 下面主要介绍化学法及生物法。 1．化学法除磷 化学法是最早采用的一种除磷方法。它是以磷酸盐能和某些化学物质如铝盐、铁盐、石灰等反应生成不溶的沉淀物为基础进行的。 化学法的特点是磷的去除率较高，处理结果稳定，污泥在处理和处置过程中不会重新释放磷而造成二次污染，但污泥的产量比较大。 2．生物法除磷 生物法除磷是新工艺，近二十年来受到了广泛的重视和研究。它是利用微生物在好氧条件下对污水中溶解性磷酸盐的过量吸收作用，然后沉淀分离而除磷。含有过量磷的污泥部分以剩余污泥的形式排出系统，大部分和污水一起进入厌氧状态，此时污水中的有机物在厌氧发酵产酸菌的作用下转化为乙酸苷；而活性污泥中的聚磷菌在厌氧的不利状态下，将体内积聚的聚磷分解，分解产生的能量部分供聚磷菌生存。另一部分能量供聚磷菌主动吸收乙酸苷转化为PHB的形态储藏于体内。聚磷分解形成的无机磷释放回污水中，这就是厌氧放磷。进入好氧状态后，聚磷菌将储存于体内的PHB进行好氧分解并释出大量能量供聚磷菌增殖，部分供其主动吸收污水中的磷酸盐，以聚磷的形式积聚于体内，这就是好氧吸磷。由于活性污泥在运行中不断增殖，为了系统的稳定运行，必须从系统中排除和增殖量相当的活性污泥，也就是剩余污泥。剩余污泥中包含过量吸收磷的聚磷菌，也就是从污水中去除的含磷物质。这就是厌氧和好氧交替的生物处理系统除磷的本质。 从以上论述可知，在厌氧状态下放磷愈多，合成的PHB愈多，则在好氧状态下合成的聚磷量愈多，除磷的效果也就愈好。合成PHB的量和碳源的性质密切相关，乙酸等低级脂肪酸易被聚磷菌吸收转化为PHB，因而在厌氧区加入消化池上清液可提高放磷速率。硝酸盐对厌氧放磷不利，它有助于反硝化菌的增长，从而和聚磷菌争夺碳源，抑制其生长和放磷。温度对放磷也有重要的影响。当温度从10℃上升到30℃时，放磷速率可提高5倍。 生物除磷的基本类型有二种：A／O法（图10-6）和Phostrip工艺（图10-7）。 (1)A／O法是由厌氧池和好氧池组成的同时去除污水中有机污染物及磷的处理系统. 为了使微生物在好氧池中易于吸收磷，溶解氧应维持在2mg／L以上，pH值应控制在7—8之间。磷的去除率还取决于进水中的BOD5与磷浓度之比。

(2)Phostrip工艺 该工艺主流是常规的活性污泥工艺，而在回流污泥过程中增设厌氧放磷池和上清液的化学沉淀池，称为旁路。约0．1～0．2qv的回流污泥经厌氧放磷后再和进水一起进入曝气池吸收磷。因而该法是一种生物法和化学法协同的除磷方法。该工艺操作稳定性好，出流中磷含量可小于1．5mg／L。 三、生物脱氮除磷 为了达到在一个处理系统中同时去除氮、磷的目的，近年来，各种脱氮除磷工艺应运而生。主要是A2／O工艺（图10-8），改进的Bardenpho工艺（图10-9）、UCT工艺（图10-10）和SBR工艺（图10-11）。
1、A2／O工艺 在原来A／O工艺的基础上，嵌入一个缺氧池，并将好氧池中的混合液回流到缺氧池中，达到反硝化脱氮的目的，这样厌氧一缺氧一好氧相串联的系统能同时除磷脱氮。简称A2/O工艺。 该处理系统出水中磷浓度基本可在1mg/L以下，氨氮也可在15mg/L．以下。由于污泥交替进入厌氧和好氧池，丝状菌较少，污泥的沉降性能很好。 2、改进的Bardenpho工艺 改进的Bardenpho工艺由四池串联，即缺氧一好氧一缺氧池一好氧池。类似二级A/O工艺串联。第二级A/O的缺氧池基本上利用内源碳源进行脱氮，最后的曝气池可以吹脱氨氮，提高污泥的沉降性能。 为了提高除磷的稳定性，在Bardenpho工艺流程之前增设一个厌氧池，以提高污泥的磷释放效率。只要脱氮效果好，那么通过污泥进入厌氧池的硝酸盐是很少的，不会影响污泥的放磷效果，从而使整个系统达到较好的脱氮除磷效果。 3、UCT工艺 在改进的Bardenpho工艺中，由于二沉池回流污泥中很难避免有一些硝酸盐回流到流程前端的厌氧池，从而影响除磷效果；为此，UCT工艺将二沉池的回流污泥回流到缺氧池，污泥中携带的硝酸盐在缺氧池中反硝化脱氮。同时为弥补厌氧池中污泥的流失，增设缺氧池至厌氧池的污泥回流。这样厌氧池可免受硝酸盐的干扰。 4．SBR工艺 SBR工艺是将除磷脱氮的各种反应，通过时间顺序上的控制，在同一反应器中完成。如进水后进行一定时间的缺氧搅拌，好氧菌将利用进水中携带的有机物和溶解氧进行好氧分解，此时水中的溶解氧将迅速降低甚至达到零，这时厌氧发酵菌进行厌氧发酵，反硝化菌进行脱氮；然后停止搅拌一段时间，使污泥处于厌氧状态，聚磷菌放磷；接着进行曝气，硝化菌进行硝化反应，聚磷菌吸磷，经一定反应时间后，停止曝气，进行静止沉淀，当污泥沉淀下来后，撇出上部清水而后再放人原水，如此周而复始。研究表明，SBR工艺可取得很好的脱氮除磷效果。自动控制系统的完善，为SBR的应用提供了物质基础。SBR是间歇运行的，为了连续进水，至少需设置二套SBR设施，进行切换。 四、脱氮除磷活性污泥法的影响因素 影响传统活性污泥法的因素同样影响生物脱氮除磷活性污泥法，但影响的程度则可能有差异，因为主体微生物的生理特性和环境要求有差异。 影响因素主要有三类：①环境因素，如温度、pH、溶解氧；②工艺因素，如泥龄、各反应区的水力停留时间；③污水成分，如B0D5与N、P的比值。 生命活动一般都受温度影响，通常温度上升，活性加强。温度影响应在处理设施长期的运行中留心考察。 城市污水的pH值通常在7左右，适于生物处理，略有波动影响不大，未见因pH值波动而运行失败的报导。硝化菌和聚磷菌对pH较为敏感，pH值低于6.5时影响严重，处理效率下降。 硝化菌和聚磷菌要求有氧区有丰富的溶解氧，而在缺氧区或无氧区没有溶解氧。但回流混合液和回流污泥挟带溶解氧，因而有氧区溶解氧也不宜过高，通常维持在2mg/L左右。 生物除磷泥龄越短，污泥含磷量越高，因而希望在高负荷下运行；但除磷的同时又希望脱氮，而硝化只能在泥龄长的低负荷系统中才能进行，因而是有矛盾的。这种矛盾在水温较低时更明显，水温低于15℃时，硝化效果下降。 通常城市生活污水比较高的N、P的组成，可适应生物脱氮除磷的要求。近年来的研究表明，通过缺氧、厌氧和好氧的合理组合，并提高活性污泥的浓度，在水力停留时间接近传统活性污泥法的情况下，出水COD、BOD5、SS、NH3—N和总磷都能达到排放标准。若N或P过高，则较难同时达到排放标准。 第2节 城市污水的三级处理 当城市污水厂的出水水质要求进一步提高或要求满足回用时，可在生物处理法之后增加混凝过滤工序；若处理要求着眼于去除难降解的有机物时，可在生物处理法之后增加活性炭吸附工序，或在活性污泥法中投加粉末活性炭；也可采用化学氧化法。 第十一章 小型污水处理设施 第1节 小型污水处理设施水量水质特点 一、污水流量和水质特点 可以想象，一个生活小区的污水流量及其水质变化和一个城市相比要大得多，而流量和水质是设计的基本依据。一天中水量和水质有两个高峰和一个低谷。第一个高峰发生在中午左右，此时污水流量和污水浓度都是最高的；第二个高峰发生在下午六时左右，低谷则发生在午夜。’高峰值和低谷值的大小与出现时间直接与服务人口和生活习惯有关。这个规律和城市类似，但变化幅度大。午夜流量小时，污水中BOD5也小；流量大时，BOD5也大，这使得单位时间内进入处理构筑物的负荷变化更大，可从0.2kgBOD5／h到最大4.8kgBOD5／h。 第十二章污泥的处理和处置 第1节污泥的来源、性质和数量 污泥的来源、性质及主要指标 城市污水和工业废水在污水处理厂(站)进行处理的过程中都将产生各种污泥。污泥中的固体有的是截留下来的悬浮物质；有的是由生物处理系统排出的生物污泥；有的则是因投加药剂而形成的化学污泥。 城市污水厂的污泥主要有：栅渣、沉砂池沉渣、初沉池污泥和二沉池生物污泥等。栅渣呈垃圾状，沉砂池沉渣中比重较大的无机颗粒含量较高，所以这两者一般作为垃圾处置。初沉池污泥和二沉池生物污泥，因富含有机物，容易腐化、破坏环境，必须妥善处置。初沉池污泥还含有病原体和重金属化合物等。二沉池污泥基本上是微生物机体，含水率高，数量多，更需注意。这两者在处置前常需处理。处理的目的在于：①降低含水率，使其变流态为固态，同时减少数量；②稳定有机物，使其不易腐化，避免对环境造成二次污染。 工业废水处理后产生的污泥，有的和城市污水厂相同，有的不同，有些特殊的工业污泥有可能作为资源利用。 表征污泥性质的主要参数或项目有：含水率与含固率、挥发性固体、有毒有害物含量以及脱水性能等。 1．含水率与含固率 含水率是污泥中水含量的百分数，含固率则是污泥中固体或干泥含量的百分数。湿泥量与含固率的乘积就是干污泥量。含水率降低(即含固量的提高)将大大地降低湿泥量。在含水率高、污泥呈流态时，污泥的体积与含固量基本上呈反比关系。通常含水率在85％以上时，污泥呈流态，65％～85％时呈塑态；低于60％时，则呈固态。(表12—1)所列举的是城市污水处理厂污泥的数量、含水率和比重。
2．挥发性固体 挥发性固体(用VSS表示)，是指污泥中在600℃的燃烧炉中能被燃烧，并以气体逸出的那部分固体。它通常用于表示污泥中的有机物的量，常用mg/L表示，有时也用重量百分数表示。 VSS也反映污泥的稳定化程度。 3.污泥中的有毒有害物质 城市污水处理厂的污泥中含有相当数量的氮(约含污泥干重的4％)、磷(约含2.5％)和钾<约含0.5％)，有一定肥效，可用于改善土壤。但其中也含有病菌、病毒、寄生虫卵等，在施用之前应采取必要的处理措施(如污泥消化)。污泥中的重金属是主要的有害物质，重金属含量超过规定的污泥不能用作农肥。工业废水处理厂(站)的污泥的性质随废水的性质变化很大。 4．污泥的脱水性能 用过滤法分离污泥的水份时，常用指数比抗阻值(r)或毛细吸水时间(CST)评价污泥脱水性能。 第2节污泥的处置 由于污水水质不同，采用的处理方法不同，致使产生的污泥也不同，因而污泥的处理工艺将有所不同。另一方面，因污泥的处置方法不同，要求其前处理——即污泥的处理也将不同。 一．污泥的处置 污泥处置的基本问题是利用适当的技术措施，为污泥提供出路，同时要认真考虑污泥处置所产生的各种环境和经济问题，并按一定的要求(法规、条例等)妥善地解决。 污泥的最终出路不外乎部分或全部利用，以及以某种形式返回到环境中去。在利用时，污泥中的部分物质也有可能以某种形式返回到环境中。 目前，较适合我国国情、常用的污泥处置方法有：农业利用、填埋、焚烧和投放海洋或废矿等。1．农业利用 污泥中的氮、磷、钾是农作物生长所必需的养分，熟污泥中的腐殖质是良好的土壤改良剂，因此，我国污泥的重要利用途径是在农业上的利用。但在施用前应采取堆肥、厌氧消化等技术措施消除其中的病原体、寄生虫卵和重金属，使其达到有关卫生标准和农业要求。 堆肥是利用嗜热微生物分解污泥中的有机物。可以达到脱水、破坏污泥中恶臭成分、杀死病原体等目的。从而得到一种安全的有机性肥料施用于农田。 2．填埋 污泥单独填埋或者与垃圾混合填埋是常用的最终处置方法。污泥在填埋之前要经过稳定处理，在选择填埋场时要研究该处的水文地质条件和土壤条件，避免地下水受到污染。对填埋场的渗滤液应当收集并作适当处理，场地径流应妥善排放。填埋场的管理非常重要，要定期监测填埋场附近的地下水、地面水、土壤中的有害物(如重金属)等。 3．焚烧 焚烧可使污泥体积大幅度减小，且可灭菌。污泥灰量大约是含水率75％的污泥的1/10。焚烧后的灰烬可填埋或利用。焚烧时的尾气必须进行处理。焚烧设备的投资和运行费用都比较大，在单纯用作处置手段时需要慎重研究。 4．投放海洋 为避免海岸线及近海污染，要求将污泥投入远洋。投人远洋虽暂时没有出现问题，但后果可能极为严重，已在各国环保人员和公众当中引起激烈的争论，遭到严厉的批评；然而少数国家仍在沿用。 第3节污泥的浓缩 污泥浓缩是降低污泥含水率、减少污泥体积的有效方法。污泥浓缩主要减缩污泥的间隙水。经浓缩后的污泥近似糊状，仍保持流动性。 污泥浓缩的方法有沉降法、气浮法和离心法。在选择浓缩方法时，除了各种方法本身的特点外，还应考虑污泥的性质、来源、整个污泥处理流程及最终处置方式等。如沉降法用于浓缩初沉淀污泥和剩余活性污泥的混合污泥时效果较好。单纯的剩余活性污泥一般用气浮法浓缩，近年发展到部分采用离心法浓缩。 第4节污泥的浓缩 一、污泥的浓缩 二、影响污泥消化的主要因素 一、污泥的浓缩 稳定污泥的常用方法是消化法(厌氧生物处理法)。小型污水厂也有采用好氧消化法、氯化氧化法、石灰稳定法和热处理等方法使污泥性质得到稳定。 好氧消化法类似活性污泥法，在曝气池中进行，曝气时间长达10～20d左右，依靠有机物的好氧代谢和微生物的内源代谢稳定污泥中的有机组成。氯气氧化法在密闭容器中完成，向污泥投加大剂量氯气，接触时间不长；实质上主要是消毒，杀灭微生物以稳定污泥。石灰稳定法中，向污泥投加足量石灰，使污泥的pH值高于12，抑制微生物的生长。热处理法既可杀死微生物借以稳定污泥，还能破坏泥粒间的胶状性能改善污泥的脱水性能。在美国有两种商业方法，都是在较高温度(150℃～200℃)和较大压力(1～2MN／m2)下处理污泥。 厌氧消化是对有机污泥进行稳定处理的最常用的方法。一般认为，当污泥中的挥发性固体的量降低40％左右即可认为已达到污泥的稳定。 在污泥中，有机物主要以固体状态存在。因此，污泥的厌氧消化包括：水解，酸化、产乙酸、产甲烷等过程。有机废水的厌氧处理，也包括以上几个过程。一般认为，产甲烷过程是控制整个废水厌氧处理的主要过程；而在污泥的厌氧消化中，则认为固态物的水解、液化是主要的控制过程。 厌氧消化产生的甲烷能抵消污水厂所需要的一部分能量，并使污泥固体总量减少(通常厌氧消化使25％～50％的污泥固体被分解)，减少了后续污泥处理的费用。消化污泥是一种很好的土壤调节剂，它含有一定量的灰分和有机物，能提高土壤的肥力和改善土壤的结构。消化过程尤其是高温消化过程(在50℃～60℃条件下)，能杀死致病菌。 尽管有如上的优点，厌氧消化也有缺点：投资大，运行易受环境条件的影响，消化污泥不易沉淀(污泥颗粒周围有甲烷及其他气体的气泡)，消化反应时间长等。 二、影响污泥消化的主要因素 1．pH值和碱度 厌氧消化首先产生有机酸，使污泥的pH值下降，随着甲烷菌分解有机酸时产生的重碳酸盐不断增加，使消化液的pH值得以保持在一个较为稳定的范围内。 由于酸化菌对pH值的适应范围较宽，而甲烷菌对pH值非常敏感，微小的变化都会使其受抑，甚至停止生长。消化池的运行经验表明，最佳的pH值为7.0～7.3。为了保证厌氧消化的稳定运行，提高系统的缓冲能力和pH值的稳定性，要求消化液的碱度保持在2000mg／L以上(以CaCO3计)。 2．温度 试验表明，污泥的厌氧消化受温度的影响很大，一般有二个最优温度区段：在33℃～35℃叫中温消化，在50℃～55℃叫高温消化。温度不同，占优势的细菌种届不同，反应速率和产气率都不同。高温消化的反应速率快，产气率高，杀灭病原微生物的效果好，但由于能耗较大，难以推广应用。在这两个最优温度区以外，污泥消化的速率显著降低，。另外，有的研究还表明，对某些污泥，高温消化的最优温度不在50℃～55℃，而在45℃左右。 3．负荷 厌氧消化池的容积决定于厌氧消化的负荷率。负荷率的表达方式有二种：容积负荷(用投配率为参数)；有机物负荷(用有机负荷率为参数)。 以往，有按污泥投配率计算消化池体积的。所谓投配率是指日进入的污泥量与池子容积之比，在一定程度上反映了污泥在消化池中的停留时间(投配率的倒数就是生污泥在消化池中的平均停留时间。例如，投配率为5％，即池的水力负荷率为0.05m3/m3.d时，停留时间为1/0.05=20d)。以水力逗留时间为参数，对生物处理构筑物是不十分科学的。投配率相同，而含水率不同时，则有机物量与微生物量的相对关系可相差几倍。 有机物负荷率是指每日进入的干泥量与池子容积之比，单位：kg干泥／m3·d。它可以较好地反映有机物量与微生物量之间的相对关系。同时要注意，容积负荷较低时，微生物的反应速率与底物(有机物)的浓度有关。在一定范围内，有机负荷率大，消化速率也高。 从现在的认识来看，有机物的稳定过程要经过一定的时间，也就是说污泥的消化期(生污泥的平均逗留时间)仍然是污泥消化过程的一个不可忽视的因素。因此，用有机物容积负荷计算消化池容积时，还要用消化时间进行复核。消化时间，可以是指固体平均停留时间，也可以指水力停留时间。消化池在不排出上清液的情况下，固体停留时间与水力停留时间相同。我国习惯上计算消化时间时间是指水力停留时间。 4．消化池的搅拌 在有机物的厌氧发酵过程中，让反应器中的微生物和营养物质(有机物)搅拌混和，充分接触，将使得整个反应器中的物质传递、转化过程加快。实践证明，通过搅拌，可使有机物充分分解，增加了产气量(搅拌比不搅拌可提高产气量20％～30％)。此外，搅拌还可打碎消化池面上的浮渣。 在不进行搅拌的厌氧反应器或污泥消化池中，污泥成层状分布，从池面到池底，越往下面，污泥浓度越高，污泥含水率越低，到了池底，则是在污泥颗粒周围只含有少量水。在这些水中饱含了有机物厌氧分解过程中的代谢产物，以及难以降解的惰性物质(尤其在池底大量积累)。微生物被这种含有大量代谢产物、惰性物质的高浓度水包围着，影响了微生物对养料的摄取和正常的生活，以致降低了微生物的活性。如果通过搅拌，则可使池内污泥浓度分布均匀，调整了污泥固体颗粒与周围水分之间的比例关系，同时亦使得代谢产物和难降解物不在池底过多积累，而是在整个反应器内分布均匀。这样就有利于微生物的生长繁殖和提高它的活性。 由于不进行搅拌，反应器底部的水压较高，气体的溶解度比上部的要大。如果通过搅拌，使底部的污泥(包括水份)翻动到上部，这样，由于压力降低，原有大多数有害的溶解气体可被释放逸出；其次，由于搅拌时产生的振动也可使得污泥颗粒周围原先附着的小气泡(有时由于不搅拌还可能形成一层气体膜)被分离脱出。此外，微生物对温度和pH值的变化也非常敏感，通过搅拌还能使这些环境因素在反应器内保持均匀。 根据甲烷菌的生长特点，搅拌亦不需要连续运行，过多的搅拌或连续搅拌对甲烷菌的生长也并不有利。目前一般在污泥消化池的实际运行中，采用每隔2h搅拌一次，约搅拌25min左右，每天搅拌12次，共搅拌5h左右。 5．有毒有害物质 第5节 污泥的调理 消化污泥、剩余活性污泥、剩余活性污泥与初沉污泥的混合污泥等在脱水之前应进行调理，以改善污泥的脱水性能。 城市污水厂污泥中的固体物质主要是腐殖质，与水的亲和力很强，其脱水非常困难。所谓调理就是破坏污泥的胶态结构，减少泥水间的亲和力，改善污泥的脱水性能。污泥的调理方法有加药调理法、淘洗加药调理法、加热调理法、冷冻调理法、加骨粒调理法等。其中加药调理法功效可靠，设备简单，操作方便，被长期广泛采用 第6节污泥的脱水 污泥脱水的作用是去除污泥中的毛细水和表面附着水，从而缩小其体积，减轻其重量。经过脱水处理，污泥含水率能从96％左右降到60％～80％，其体积为原体积的1／10—1／5，有利于运输和后续处理。因此，世界各国都比较重视污泥脱水技术。在国外，经过脱水处理的污泥量占全部污泥量的比例普遍较高。欧洲的大部分国家达70％以上，日本则高达80％以上。多数国家普遍采用的脱水机械为板框压滤机、带式压滤机和离心机，也有采用干化床对污泥进行自然干化。现代的干化污泥含水量常为10％一30％。 据80年代资料统计，西欧国家有69．3％的污泥经过脱水处理，其中经机械脱水(图12-2)的污泥为51．4％，经自然脱水干化的污泥为16．9％，经其它方法脱水的约为1．0％。
第7节污泥的干燥与焚化 污泥干燥是将脱水污泥通过处理，去除污泥中绝大部分毛细管水、吸附水和颗粒内部水的方法。污泥经干燥处理后含水率从60～80％降低至10～30％左右。焚化处理能将干燥污泥中的吸附水和颗粒内部水及有机物全部去除，使含水率降至零，变成灰尘。 污泥干燥与焚化是一种可靠而有效的污泥处理方法，但其设备投资和运行费用十分昂贵，在我国几乎没有用于城市污水厂污泥的实例，仅应用于工业污泥和垃圾的处理。 第8节 污泥的管道输送 污泥的管道输送是在污水厂内经常遇到的问题，厂内属短途的输送。除此以外，根据需要也会遇到长途输送的问题。本节只讨论短途输送问题，集中于阻力计算问题。 在流体力学上，把水等粘滞性与温度有关的流体称为牛顿流体，其特点是在用泵输送中，阻力只与流速有关。污泥的性质与水不同，它在管道输送中的阻力不仅与流速有关，也和粘滞性有关，其粘滞性不是一个常数，这种流体称为非牛顿流体。关于非牛顿流体的力学问题在流体力学中有论述。 污泥在输送时的流态也分为层流和紊流，但其流速区和水不同。在层流区当压力没有达到某个数值(称为屈服应力)时，没有流动产生，污泥在管道输送时，在层流区的摩阻损失比水的摩阻损失大得多。有很多公式用来计算这个流态时的摩阻损失，但其中涉及的一些系数要通过试验决定。因为这些系数还与污泥种类、固体含量及挥发固体含量有关，现成的数据很少。研究表明随着污泥的含固率、挥发固体的含量的提高和温度的降低，摩阻损失增大。如果挥发固体和固体含量的百分比的乘积大于600，污泥管道输送就有困难。 当流动进人紊流区，从工程应用的角度，可以认为摩阻损失对污泥和水相同而不致产生有影响的误差，但是污泥产生紊流的流速比水高得多。根据污泥的这一特性，设计输泥管道时，常采用较大流速，使污泥处于紊流状态。 第十三章 污水处理厂的设计 厂址选择： 城市污水厂的厂址选择受到污水的处置方式与排放点位置的影响，应在整个排水系统设计方案中综合考虑，全面规划。必须进行现场踏勘，经过多方案的技术经济比较而确定。在选择厂址或站址(在工厂、企业内，往往将污水处理厂称为废水站)时，一般应考虑以下一些问题： (1)厂址应选在地质条件较好的地方。地基较好，承载力较大，地下水位较低，便于施工。 (2)处理厂应尽量少占土地和不占良田。同时，要考虑今后有适当的发展余地。 (3)要考虑周围环境卫生条件。污水处理厂应设置在城镇集中给水水源的下游并尽可能在夏季主风向的下方，距离城镇或生活区在300m以上，并便于处理后的污水用于农田灌溉等。在工厂企业内的废水处理设备、处理站，对环境若没有显著影响，最好设置在紧靠废水发生处；如对环境有较大影响且规模较大，则应在厂区或厂外单独划区设置，并应设在居住区和生产区的下风向，与居住区保持一定距离并用绿化带隔离。 (4)处理厂应设在靠近电源的地方，并考虑排水、排泥的方便。 (5)处理厂应选择在不受洪水威胁的地方，否则应考虑防洪措施。 实验指导 实验一 化学混凝 试验的目的和意义 影响混凝效果的因素有水温，pH值，混凝剂种类、加量以及搅拌速度和时间等。由于上述诸因素的影响的错综复杂，且非拘一格，所以混凝过程的优惠工艺条件通常要用混凝试验来确定。衡量混凝主要指标是出水浊度和主要污染因子浓度。实验方案技术及数据处理常用优选法和正交设计等数理统计法。本实验的目的，在于使学生掌握进行混凝实验的基本技能（包括混凝剂品种的筛选，以及与待处理废水相适应的pH值和混凝剂加量的确定等），并对实验数据作正确的处理和分析。 实验原理 化学混凝法通常用来除去废水中的胶体污染物和细微悬浮物。所谓化学混凝，是指在废水中投加化学及来破坏胶体及细微悬浮物颗粒在水中形成的稳定分散体系，使其聚集为具有明显沉降性能的絮凝体，然后再用重力沉降，过滤，气浮等方法予以分离的单元过程。这一过程包括凝聚和絮凝两个步骤，二者统称为混凝。具体地说，凝聚是指在化学药剂作用下使胶体和细微悬浮物脱稳，并在布朗运动作用下，聚集为微絮粒的过程，而絮凝则是指为絮粒在水流紊动作用下，成为絮凝体的过程。 根据混凝过程的GT值要求，在药剂与废水的混合阶段，对搅拌速度和搅拌时间的要求是高速短时；而在反应阶段则要求低速长时。两个阶段的搅拌转速n(r、p、m)和搅拌时间T由GT=104-105通过计算确定。一般水处理中，混合阶级的G值约为500~1000秒-1，混合时间为10~30秒，一般不超过2分钟，在反应阶段，G值约为10~100秒-1，停留时间一般为15~30钟。 三、实验设备及仪器 无级调速六联搅拌机一台（或六台单联搅拌机）； 721型分光光度计 pH计或精密pH试纸； 温度计； 50ml注射器； 秒表； 量筒； 1000ml烧杯，250ml烧杯； 移液管； 混凝剂：10g/L FeCl3, 10g/L 聚合氯化铝〔Al2(OH)mCl6-m〕； 10%盐酸，10%氢氧化钠。 四、实验步骤 （一）最佳投药量实验步骤 测定原水温度、浊度及pH值。 量筒量取1000ml水样于1000ml烧杯中，每组6个水样，共二组，其中一组投加三氯化铁，另一组投加聚合氯化铝。 将第一组6个水样置于搅拌器上，分别设定投药量为10、20、40、60、80、100mg，用移液管移取浓度为10g/L 的药液依次投入各水样杯中。 投药后迅速启动搅拌机，第一档转速控制在300转/分，1分钟后，转至第二档，即慢速搅拌阶段，时间20—30分钟，在慢速搅拌阶段一次改变：120转/分（10分钟）、80转/分（10分钟）。 搅拌过程中观察记录矾花形成的时间（记录于表1中）。 搅拌完成后停机，将水样杯取出置一旁静沉15分钟以上，并观察矾花形成及沉淀的情况，待沉淀30分钟后，用注射器吸取杯中清液放入250ml烧杯中，分别测定其pH值、浊度，同时记录于表1中。 完成第一组水样后，按同样步骤，用第二种药液做第二组实验。 （二）最佳pH值实验步骤 取6个1000ml烧杯分别放入1000ml原水样，置于实验搅拌器的平台上。 确定原水特征（包括原水浊度、pH值、温度）。本实验所用原水和最加投药量实验相同。 调整原水样pH值，用10%HCl或10%NaOH调整至各杯水样的pH至分别为2.5、4.0、5.5、7.0、8.5、10.0，记录所用酸碱的投加量（表2）。 用移液管向各烧杯中加入相同量的混凝剂。（投加剂量按照最佳投药量实验中得出的最佳投药量而确定）。 启动搅拌器，快速搅拌1分钟，转速约300转/分；然后同（一）。 关闭搅拌机，将水样取出置一旁静沉30分钟后，用注射器针筒抽出烧杯的上清液（共3次约100ml）放入250ml烧杯中，分别测定其浊度，记录于表2中。 五、实验数据记录 （一）最佳投药量实验结果记录 表1 最佳投药量实验记录 原水温度 0C 浊度 pH 使用混凝剂的种类、浓度 水样编号 1 2 3 4 5 6  混凝剂加入量（ml）        矾花形成时间（min）        沉淀水浊度（度）         备 注 1 快速搅拌 （min） 转速 （转/分）   2 中速搅拌 （min） 转速 （转/分）   3 慢速搅拌 （min） 转速 （转/分）   4 沉淀时间 （min）   （二）最佳pH值实验结果记录 把原水特征，混凝剂加注量，酸减加注情况及沉淀水浊度记录入表2中。 表2 最佳pH值实验记录 原水温度 0C 原水浊度 使用混凝剂的种类、浓度 水样编号 1 2 3 4 5 6  10%HCl投加量（ml）        10%NaOH投加量（ml）        pH值        混凝剂加注量（ml）        沉淀水浊度（度）         备 注 1 快速搅拌 （min） 转速 （转/分）   2 中速搅拌 （min） 转速 （转/分）   3 慢速搅拌 （min） 转速 （转/分）   4 沉淀时间 （min）   六、数据整理及结果分析 以沉淀水浊度为纵坐标，混凝剂加注量为横坐标，绘制浊度与药剂投加量关系曲线，并从图中求出最佳混凝剂投加量。 以沉淀水浊度为纵坐标，水样pH值为横坐标绘出浊度与pH值关系曲线，从图上求出所投加混凝剂的混凝最佳pH值及其使用范围。 结果讨论及误差分析。 附：浊度的测定 所谓浊度即为水体混浊的程度，是表示水中悬浮物对光线透过时所发生的阻碍程度，即是水样中的微细悬浮物的光学特性表示法。 浊度是由于水中含有泥沙、粘土、有机物、无机物、浮游生物和微生物等悬浮物质造成的，可使光散射或吸收。天然水经混凝、沉淀、过滤等处理，使水变得清澈。 测定水样浊度可用分光光度法。 分光光度法 1、方法原理 在适当温度下，硫酸肼[(NH2)2SO4·H2SO4]与六次甲基四胺[(CH2)6N4]聚合，形成白色高分子聚合物。以此作参比浊度标准液，在一定条件下与水样浊度相比较。 2、试剂 浊度贮备液，配置方法如下： 称取0.50克硫酸肼，5.00克六次甲基四胺，分别溶于400ml蒸馏水中，将溶解的两种溶液倒入1000ml容量瓶中混合，加蒸馏水稀释至刻度，混合摇匀，在25±3 0C温度下反应24h，即得到400度的浊度标准溶液。 3、仪器： 50ml比色管，721分光光度计。 测定步骤 （1）标准曲线的绘制 吸取浊度标准溶液0，0.50，1.25，2.50，5.00，10.00和12.50ml，置于50ml比色管中，加水至标线。摇匀后即得浊度为0，4，10，20，40，80，100的标准系列。于680nm波长，用3cm比色皿，测定吸光度，绘制标准曲线。 （2）水样的测定 吸取50.0ml水样（如浊度超过100度，可酌情少取，用水稀释到50.0ml）于50ml比色管中，按校准曲线步骤，测定吸光度。由校准曲线上查得水样浊度。 计算 浊度=50
式中，A—稀释过水样的浊度； C—原水样体积（ml） 实验二　颗粒的静置自由沉降实验 实验目的 了解污水的沉降特性，加深对污水中非絮凝性颗粒的沉降理论，特点及规律的认识。 绘制沉降曲线，通过沉降实验，判定某种污水的沉降特性，求出沉降曲线，即Ｅ－ｔ（沉降效率－沉降时间），Ｅ－ｕ（沉降效率－沉降速度）关系曲线，以此提供沉淀池的设计参数。 实验原理 沉降是指从液体中借助重力作用而除去固体颗粒的一种过程，根据液体中固体物质的浓度和性质，可将沉降过程分为自由沉淀，絮凝沉淀，成层沉淀和压缩沉淀等四类。 本实验的目的是研究探讨污水中的非絮性颗粒自由沉降的规律。实验在沉降柱中进行，设水深为Ｈ，在ｔ时间内能沉到Ｈ处深处，则颗粒的沉速为ｕ＝Ｈ/t，根据给定的沉降时间ｔ，可由ｕ＝Ｈ/t求得沉淀ｕ0。凡是沉降速度大于ｕ等于或大于ｕ0（ｕ≥ｕ0的颗粒在时间ｔ内可全部除去，在悬浮物的总量中，这部分颗粒可占的比率为（1－Ｘ0），Ｘ0代表沉速ｕ＜ｕ0的颗粒物与悬浮物的总量之比，在沉速ｕ＜ｕ0的颗粒中，具有某种粒径的颗粒占悬浮物总量的百分数为dx，而其中能被除去的比率为ｕ/ｕ0×ｄｘ。考虑到各种不同的粒径后，这类颗粒的去除率应为
　　　　　式（１） 上式右侧第二项中的udx是一块微小面积。由下图（图1）可见。而
为图1中阴影部分，可用图解积分法解出。 实验设备及仪器 沉降柱：有机玻璃管，外径100ｍｍ，内径94ｍｍ，有效高度H=1600mm。 配水系统； 标尺； 时钟； 100ｍｌ的容量瓶10个； 玻璃漏斗：10个； 滤纸（中速定性）； 称量瓶（或表面皿）：10个； 万分之一天平； 水样：浆泥水（300～500ｍｌ/Ｌ）；
图1 颗粒的沉降曲线 实验步骤 将泥浆水倒入原水箱中，启到泵搅5拌分钟，使水中的悬浮物分布均匀。 关闭阀门6，开启阀门3、4、5向沉降柱中注水，同时由取样中取样100ｍｌ，测其浓度为Ｃ0。  图2 实验装置图 当污水升到溢流口并流出后，关阀门4、5，停泵并开始计时。 观察污水静沉淀现象。 取样。 （１）、当时间为15、30、45、60、70、80、90分钟各取样100ｍｌ。 （２）、取样前，记录管中水面至取样口距离Ｈ（以厘米计）。 （３）、取样前，先排出取样管中的积水约为10ｍｌ，再取样。 测定各水样悬浮物浓度（见附1）。 实验完毕，开阀门6，放掉污水，然后用清水冲洗沉降柱及原水箱。 　　　　　　实验结果整理 用坐标纸画出各种颗粒沉降速度ｕ与沉速ｕ＜ｕ0的颗粒比率Ｘ的关系图，如图1。 利用图解积分法计算不同沉速时的总的去除率Ｅ，见式（１）。 根据上式计算，画出总去除率Ｅ与沉降时间的关系曲线，即沉降效率曲线（Ｅ－ｔ），同时画出Ｅ－ｕ的关系曲线。 讨论题 试按
，计算不同沉降时间的沉降效率，绘制Ｅ－ｔ，Ｅ－ｕ关系曲线，并和上述整理结果对照。 试述绘制污水自由沉降曲线的方法及意义。 附1： 悬浮物浓度的测定： 纸和称量瓶（已编好号）在103～105℃烘至恒温，得Ｗ1。 摇动水样后立即过滤。 将过滤后的滤纸在103～105℃烘干（一小时）放入干燥器内冷却并称重，经多次烘干后至恒重（两次的称重之差小于0.4ｍｇ）得Ｗ2。 计算：
　（mg/L） W1— 滤纸和称量瓶的重量 Ｗ2— 滤纸，称量瓶加残渣的重量 Ｖ— 过滤水样毫升数。 实验三 六价铬在活性炭上的吸附 实验目的： 活性炭处理工艺是运用吸附的方法以去处异味，某些离子以及难生物降解的有机污染物。在吸附过程中，活性炭比表面积起着主要作用。除此外，PH的高低、温度的变化和被吸附物质的分散程度也对吸附速度有一定影响。 本实验的目的是： （1）、加深理解吸附的基本原理； （2）、掌握活性炭吸附公式中常数的确定方法； 二、实验原理 活性炭对水中所含杂质的吸附既有物理吸附现象，也有化学吸着作用，当活性炭对水中所含杂质吸附时，水中溶解性杂质在活性炭表面积聚而被吸附。与此同时也有一些被吸附物质由于分子运动而离开活性炭表面，重新进入水中，即同时发生解吸现象，当吸附和解吸处于动态平衡状态时，称为吸附平衡。这时活性炭和水相之间的溶质浓度具有一定的分布比值。此时，单位重量的活性炭所吸附溶质数量称为吸附容量qe，可表示为：
（mg/g） 式中：m——吸附剂投加量（g）； x——吸附剂吸附的溶质总量（mg） co——废水中原始溶质浓度（mg/L） ce——吸附达平衡时水中的溶质浓度（mg/L） v——废水体积（mL） qe值的大小除了决定于活性炭的品种之外，还与被吸附物质的性质、浓度、水温和pH值有关。一般说来，当被吸附的物质能够与活性炭发生结合反应，被吸附物质又不容易溶解于水而受到水的排斥作用，且活性炭对被吸附物质的亲和作用力强，被吸附物质的浓度又较大时，qe值就比较大。在废水处理中通常用Freundlich表达式来比较不同温度和不同溶液浓度时的吸附容量，即
这是一个经验公式，通常用图解方法求出K、n值。将上式变换成线性对数关系式为：
式中：K——与吸附比表面、温度有关的常数； n——与温度有关的常数； 三、实验水样：含铬电镀废水 四、实验步骤 1、取实验所用活性炭放在蒸馏水中浸泡24h，然后放在103摄氏度烘箱内烘干24h备用。 2、取废水样，测定原始六价铬含量Co值。 3、根据Co的大小，在5个三角烧杯中分别放入不同重量的粉状活性炭5份（1.5g、2.0g、3.0g、4.0g、5.0g、6.0g）。 4、在装有不同重量粉状活性炭的5个三角烧杯中分别加入150mL含铬电镀废水，放入振荡器中振荡30分钟。 5、过滤个三角烧杯中的水样，并测定Ce值。 6、测定原水样的pH及温度，记入表中。 五、实验结果整理 实验操作基本参数 实验日期： 年 月 日 含铬电镀废水浓度Co= mg/L 含铬电镀废水的 pH= 含铬电镀废水的温度为 摄氏度 水样体积 mL 振荡时间 min, 吸附实验的测定结果见下表 项目 杯号 水样体积 mL Co mg/L Ce mg/L IgCe qe Igqe  1        2        3        4        5        作图：以lgqe为纵坐标，lgCe为横坐标绘出Fruendlich吸附等温线。 从吸附等温线上求出K、n值，代入Fruendlich表达式，写出Fruendlich吸附等温式。 六、实验结果讨论 对实验中观察到的现象和实验结果及实验中存在的问题，提出你的见解； 分析实验中影响测定结果的因素。 附 录 （一）、铬的分析 （1）测定原理 在酸性溶液中六价铬（铬离子）能与二苯基碳酰二肼起反应，形成水溶性的铬二苯基碳酰二肼紫红色铬合物，测出溶液中的吸光度，可求出铬含量。 当测定三价铬或三价铬与六价铬的总量时，可用高锰酸钾将三价铬氧化成六价铬之后，再与二苯基碳酰二肼反应。 （2）测定仪器 分光光度计或光电比色计，50毫升比色管，100毫升容量瓶吸管、测定管等。 （3）操作顺序 1）、用吸管吸取40毫升以内的适量水样，（含Cr6+15~50微克，超过此范围应稀释）于50毫升比色管中。 2）、加入2NH2SO45毫升。 3）、加入二苯基碳酰二肼溶液0.5毫升，加水定容到50毫升，充分振荡混合。注意在加入显色剂之前，要使溶液量约为45毫升 4）、放置5分钟，移入1厘米比色槽，用540毫微米波长以蒸馏水为对照，测定吸光度。 5）、求出“空白试验”值。 吸取与操作（1）等量的水样于100毫升烧杯中，加入2NH2SO455毫升，95%酒精1~2毫升，并充分煮沸而还原铬酸，并维持液量约为40毫升左右。把溶液冷却到15度后，倒入50毫升比色管，加入0.5毫升二苯基碳酰二肼溶液，加水至刻度，充分振荡后测定吸光度。 6）、有操作4）测定值减去操作5）空白试验值后对照标准曲线，求出六价铬的含量。 （二）、铬标准曲线的制作 1）、配置标准溶液 取1.415克K2Cr2O7溶于水中并定容至1升，充分振荡混合，用吸管吸取此标准原液10毫升于5~7个比色管中，以上述操作2）~4）测定吸光度，由各个测定值减去铬标准溶液为0毫升的测定值，绘出吸光度与铬含量之间的关系曲线。 （三）、显色剂配置 称取0.5克二苯基碳酰二肼溶于25毫升丙酮中，溶完后加25毫升蒸馏水，摇匀，盛入棕色瓶置冷暗处保存。若该溶液已变成棕色，则不宜使用，最好现配现用。 实验四 清水充氧（曝气）实验 一、实验目的 通过实验掌握曝气装置的充氧机理，学会测定曝气装置的氧总转移数KLa。 二、实验原理 曝气的作用是向液相供给溶解氧。氧由气相转入液相的机理常用双膜理论来解释。双膜理论是基于在气液两相界面存在着两层膜（气膜和液膜）的物理模型。气膜和液膜对气体分子的转移产生阻力。氧在膜内总是以分子扩散方式转移的，其速度总是慢于在混合液内发生的对流扩散方式的转移。所以只要液体内氧未饱和，则氧分子总会从气相转移到液相的。 单位体积内氧转速度率为：
（公式1）
——单位体积内氧转速率（公斤/米3·时） KLa——液相中以浓度差为动力的总转移系数（时-1） Cs——液相氧的饱和浓度（公斤/米3） C——液相内氧的实际浓度（公斤/米3） 对公式1进行积分得
C1、C2为在t1、t2时所测得的溶解氧浓度（公斤/米3） 本实验既是对清水进行曝气充氧，从而得到KLa和Cs。 清水（在现场用自来水或曝气池出流的清液）一般含有溶解氧，通过加入无水亚硫酸钠（或氮气）在氯化钴的催化作用下，能够把水体中的溶解氧消耗掉，使水中溶解氧降到零，其反应式为：
。 通过使用空气压缩机或充氧泵把空气中的氧气打入水体，使水体系的溶解氧逐渐提高，直至溶解氧升高到接近饱和水平。 三、实验设备和试剂 模型曝气池（桶或玻璃缸）； 空气压缩机或充氧泵； 秒表； 1升量筒、长玻棒、虹吸管； 无水亚硫酸钠； 氯化钴 溶解氧测定装置（DO测定仪或碘量法测定DO所需的仪器试剂） 四、实验步骤 1、给曝气池注入7.0升自来水，测定其溶解氧，计算出水中溶解氧的含量；按照原理反应式可知，每除去1毫克的溶解氧需投加入8毫克的无水亚硫酸钠，根据水中溶解氧的量便可计算出Na2SO3的需要量（实际投加时，应使用10~20%的超量）；投入氯化钴量应在3.5~5mg/L之间。使用时先将化学药剂进行溶解，然后投入曝气池，用长玻棒在不起泡的情况下搅拌使其扩散反应完全，（搅拌时间约为：5~10钟），使亚硫酸根离子和水中的溶解氧浓度同时接近于零，测定池内水中溶解氧的浓度。 2、把充氧装置的探头放入曝气池内开始曝气，计时，在稳定曝气的条件下，每隔一段时间（如5分钟）测定一次水中的溶解氧，并作记录，曝气至溶解氧不再明显增长为止（达到近似饱和）。 3、本次实验曝气强度为2.5m3/m2·时，风量约为：25m3/h。 五、实验记录（见附表） 曝气池 运行条件 饱和溶解氧 曝气池中溶解氧变化mg/L KLa 充氧量kg/h 氧利用系数 备注  水深m 容积m3 风 量m3/h 水温℃ 曝 气 强 度m3/m2·时 理论值mg/l 实 测 值 mg/l 充氧过程（分）             0 5 10 15 20 25                               30 35 40 45 50 55                         六、数据处理 1、以充氧时间t为横坐标，水中溶解氧浓度变化为纵坐标作图绘制充氧曲线，任取两点；[点坐标为（t1，C1）,B点坐标为（t2，C2）]，计算KLa。
式中Cs为水温t摄氏度时饱和溶解氧的理论值，查表可得）。 附表 鼓风曝气氧实验记录 2、以充氧时间为横坐标，
为纵坐标作图，从其支线的斜率上求出KLa。 3、分别计算充氧量，氧利用系数以及动力效率。 附：溶解氧测定 测定原理 水样中加入硫酸锰和碱性碘化锰，水中溶解氧将低价锰氧化成高价锰，生成四价锰的氢氧化物棕色沉淀。加酸后，氢氧化物沉淀溶解于碘离子反应而释出游离碘。以淀粉作指示剂，用硫代硫酸钠滴定释出碘，可计算溶解氧的含量。 试剂仪器 硫酸锰溶液； 碱性碘化钾溶液； 1%淀粉溶液； 0.01N硫代硫酸钠溶液； 硫酸，ρ=1.84 250ml溶解氧瓶； 25ml酸式滴定管 移液管； 测定步骤 用虹吸法将（曝气）池内的水样注入溶解瓶内（或沿瓶壁直接倾注水样），注意取水样时不能产生气泡，至水样溢出瓶口为止。 盖上瓶塞，（瓶内不能有气泡）倒出封口水。 溶解氧的固定。用吸管插入溶解氧瓶的液面下，加入1ml硫酸锰溶液、2ml碱性碘化钾溶液，盖好瓶塞，颠倒混合数次，静置。待棕色沉淀物降至瓶内一半时，再颠倒混合一次，待沉淀物下降到瓶底。 轻轻打开瓶塞，立即用吸管插入液面下加入2ml硫酸。小心盖好瓶塞颠倒混合摇匀，至沉淀物全部溶解为止，放置暗处5分钟。 吸取100.00ml上述溶液于250ml锥形瓶中，用已知浓度的硫代硫酸钠溶液滴定至溶液呈淡黄色，加入1ml淀粉溶液，继续滴定至蓝色刚好稳去为止，记录溶液用量。 计算 溶解氧：（O2，ml/L）=
式中：M——浓度（mol/L） V——滴定时消耗硫代硫酸钠溶液体积（ml）。