? 13.0 概述 概述 ? 13.1 活性污泥的理论基础 活性污泥的理论基础 ? 13.2 活性污泥的性能指标及其有关参数 活性污泥的性能指标及其有关参数 ? 13.3 活性污泥反应动力学及其应用 活性污泥反应动力学及其应用 原理及应用原理及应用 ? 13.4 活性污泥法的各种演变及应用活性污泥法的各种演变及应用 ? 13.5 曝气及曝气系统曝气及曝气系统 ? 13.6 活性污泥处理系统的过程控制与运行管理活性污泥处理系统的过程控制与运行管理 ? 13.7 活性污泥法的脱氮除磷原理及应用活性污泥法的脱氮除磷原理及应用 ? 13.8 活性污泥法的发展与新工艺活性污泥法的发展与新工艺 工艺及应用工艺及应用 第 13 章 活性污泥法 13.4 活性污泥法的各种演变和应用 活性污泥法的各种演变和应用 1、 传统 活性污泥法 6、延时曝气 活性污泥法 3、阶段进水 活性污泥法 9、选择器 活性污泥法 5、完全混合 活性污泥法 4、 吸附－再 生活性污泥法 2、渐减曝 气活性污泥法 7、高负荷 活性污泥法 8、纯氧曝气 活性污泥法 1、 传统活性污泥法 （ Conventional activated sludge，简写 CAS） 曝气池曝气池 二沉池 污泥回流系统 处理水 在二沉池处理后的污水与活性污泥分离，剩余污泥排出 系统，回流污泥回流至曝气池。 预处理后 的污水从曝 气池首端进 入池内，与 由二沉池回 流的污泥同 步注入。 污水与回流污泥 形成的混合液在池 内呈推流形式流动 至池的末端，然后 进入二次沉淀池 供、需氧量 曝气过程（曝气池长度） 定常供氧速率 需氧量 有机物在曝气池内的降解，经历了吸附和代谢的完 整过程，活性污泥也 经历了一个从池首端的增长速率较 快到池末端的增长速率很慢或达到内源呼吸期的过程。 由于有机物浓度沿池 长逐渐降低，需氧速率也 是沿池长逐渐降低（见右 图）。因此，在池首端和 前段混合液中的溶解氧浓 度较低，甚至可能是不足 的，沿池长逐渐增高，在 池末端溶解氧含量就已经 很充足了，一般都能够达 到规定的2mg/L以上。 处理效果好，BOD 5 去除率可达90%以上，适于处理净化 程度和稳定程度要求较高的污水；对污水的处理程度比较 灵活，根据需要可适当调整。 曝气池首端有机物负荷高，耗氧速率也高，因此，为 了避免溶解氧不足的问题，进水有机物负荷不宜过高；耗 氧速率沿池长是变化的，而供氧速率难于与其相吻合、适 应，在池前段可能出现供氧不足的现象，池后段又可能出 现溶解氧过剩的现象；曝气池容积大，占用的土地较多， 基建费用高；对进水水质、水量变化的适应性较低。 传统活性污泥法处理系统在工艺上的优点： 传统活性污泥法处理系统存在的问题： 曝气过程（曝气池长度） 定常供氧速率 供、需氧量 需氧量 渐减供氧速 率变化曲线 2、渐减曝气活性污泥法 渐减曝气活性污泥法 （Tapered Aeration）是针 对传统活性污泥法中由于沿 曝气池池长均匀供氧，在池 末端供氧与需氧量之间的差 距较大而严重浪费能源，提 出一种能使供氧量和混合液 需氧量相适应的运行方式， 即供氧量沿池长逐步递减， 使其接近需氧量（如图）。 目前的传统活性污泥法一般 都采用这种供氧方式。 3、阶段进水活性污泥法 (Step-feed activated sludge，简写 SFAS) 曝气池曝气池 二沉池 污泥回流系统 处理水 污水沿池长度分段注入曝气池，有机物负荷及需氧量得到均衡，一定 程度地缩小了需氧量与供氧量之间的差距，有助于降低能耗，又能够比 较充分地发挥活性污泥微生物的降解功能；污水分散均衡注入，提高了 曝气池对水质、水量冲击负荷的适应能力。 吸附 —再生活性污泥法的理论基础 生物吸附区 沉淀表层 曝气过程 BOD 污水与活性 污泥混合曝 气后BOD值 的变化情况 BOD 5 浓度在5～15min内第一次 急剧下降是 活性较强的活性污 泥对污水中有机物吸附 的结果。 随后略微升起是由于胞外水解 酶将吸附的非溶解状态的有机物 水解成为溶解性小分子后， 部分 有机物又进入污水中使BOD 5 浓度 上升 。此时，污水中存活着大量 的游离细菌，也进一步促使BOD 5 浓度上升。 随着反应的持续进行，有机物浓度下降，活性污泥微生物进入减速 增殖期和内源呼吸期，BOD5浓度又缓慢下降。 4、吸附－再生活性污泥法 (Contact stabilization activated sludge，简写 CSAS) 吸附池 再生池 再生池 吸附池 二沉池 二沉池 回流污泥 回流污泥 剩余污泥 剩余污泥 进水 进水 分建式 合建式 40年代后期首 先在美国使用， 其工艺流程如右 图所示。 其主要特点是 将活性污泥对有机 物降解的 两个过 程 ——吸附与代谢 稳定，分别在各自 的反应器内进行 。 曝气池曝气池 二沉池 污泥回流系统 处理水 与传统活性污泥法系统相比，污水与活性污泥在吸附池 内接触的时间较短，因此，吸附池的容积一般较小。吸附池 与再生池的容积之和，仍低于传统活性污泥法曝气池的容 积，基建费用较低；本工艺对水质、水量的冲击负荷具有一 定的承受能力。当在吸附池内的污泥遭到破坏时，可由再生 池内的污泥予以补救。 处理效果低于传统法；不宜处理溶解性有机物含 量较高的污水。 吸附 吸附 —再生活性污泥系统的优点： 再生活性污泥系统的优点： 吸附 吸附 —再生活性污泥系统的缺点： 再生活性污泥系统的缺点： 5、完全混合活性污泥法 (Completely mixed activated sludge，简写CMAS) 污水在曝气池内分布均匀，各部位的水质相同，微生物群体的组成 和数量几乎一致，各部位有机物降解工况相同，因此，通过对F/M值的 调整，可将整个曝气池的工况控制在良好的状态。 进水进水 二次沉淀池二次沉淀池 回流污泥回流污泥 剩余污泥排放剩余污泥排放 处理水处理水 空气空气 完全混合式曝气池完全混合式曝气池 空气 曝气池 进水 出水 回流污泥 剩余污泥 Qw 二沉池 由于进入曝气池的污 水很快即被池内已存在的 混合液所稀释和均化，原 污水在水质、水量方面的 变化，对活性污泥产生的 影响将降到极小的程度， 因此，这种工艺对冲击负 荷有较强的适应能力，适 用于处理工业废水，特别 是浓度较高的有机废水。 在曝气池混合液内， 各部位的有机物浓度相 同，活性污泥微生物质与 量相同， 在这种情况下， 微生物对有机物降解的推 动力低， 由于这个原因活 性污泥易于产生污泥膨胀。 此外，在相同F/M的情况 下，其处理水底物浓度大 于采用推流式曝气池的活 性污泥法系统。 完全混合活性污泥 完全混合活性污泥 系统的优点： 系统的优点： 完全混合活性污泥 完全混合活性污泥 系统的缺点： 系统的缺点： 6、延时曝气活性污泥法 (Extended aeration activated sludge，简写 EAAS) 工艺优点工艺优点 由于F/M负荷非常低，曝气时 间长，一般多在24h以上，活性 污泥在池内长期处于内源呼吸 期，剩余污泥量少且稳定，勿需 再进行厌氧消化处理，因此，这 种工艺是污水、污泥综合处理系 统。此外，本工艺还具有 处理水 稳定性高，对原污水水质、水量 变化有较强适应性 等优点。 工艺缺点工艺缺点 曝气时间长，池容大， 基建费和运行费用都较 高，占用较大的土地面积 等。延时曝气法适用于处 理对处理水质要求高而且 又不宜采用污泥处理技术 的小城镇污水和工业废 水，处理水量不宜过大。 7、高负荷活性污泥法 （ High-Rate Activated Sludge） 其主要特点是 F/M负荷高，曝气时间短，处理效果较 差 ，一般BOD 5 的去除率不超过70%～75%，因此，称之为 不完 全处理活性污泥法 。与此相对， BOD 5 去除率在90%以上，处 理水的 BOD 5 值在20mg/L以下的工艺则称为完全处理活性污 泥法。 高负荷活性污泥法在系统和曝气池的构造方面，与 传统活性污泥法相同，即传统法可以按高负荷活性污泥法 系统运行，适用于处理对处理水水质要求不高的污水。 8、纯氧曝气活性污泥法 (High-purity oxygen activated sludge，简写 HPOAS) 空气中氧的含量仅为21%，而纯氧中的含氧量为90%～ 95%， 纯氧氧分压比空气高4.4～4.7倍， 用纯氧进行曝气能 够提高氧向混合液中的传递能力。早在40年代就有人设想 用 氧气代替空气进行曝气，以提高曝气池内的生化反应速率。 1968年在美国纽约州的巴塔维亚污水处理厂建成了一 座规模为10000m 3 /d的纯氧曝气池，并与鼓风曝气系统进行了 对比试验。1971年美国水质管理委员会发表了该厂的对比试 验报告。现在， 世界上已有多座以纯氧曝气活性污泥法为主 体处理技术的污水处理厂建成 ，其中美国底特律污水处理厂 的规模达230×10 4 m 3 /d。 氧利用率可达80%～90%，而鼓风曝气系统 仅为10%左右；曝气池内混合液的MLSS值可达 4000～7000mg/L，能够提高曝气池的容积负 荷；曝气池混合液的SVI值较低，一般都低于 l00，污泥膨胀现象发生的较少；产生的剩余污 泥量少。 采用纯氧曝气系统的 主要优点有： 纯氧曝气曝气池构造图 (有盖密闭式） 废气 气体循环搅拌 用空压机 搅拌用电机 氧 原污水 回流污泥 曝气池盖 混合液流 向沉淀池 搅拌叶轮 喷气管 阻 流 板 纯氧曝气曝气池目前多为有盖密闭式，以防氧气外溢和可燃性气体进入。纯氧曝气曝气池目前多为有盖密闭式，以防氧气外溢和可燃性气体进入。 池内分成若干个小室，各室串联运行，每室流态均为完全混合。池内气压应 略高于池外以防池外空气渗入，同时，池内产生的废气如 CO2等得以排出。 改造型圆顶式纯氧曝气池 喷气扩散器 循环污泥 供氧 沉淀水 蒸发器 剩余污泥 循环用空压机 空气扩散器 盖 循环气体 液氧 排气 二沉池 处理水 这种曝气池主要用于原设备的改造，设有圆顶式池盖。气态氧经新 安设的喷气扩散器进行曝气，同时设循环空压机，抽出盖内的气态氧， 送入原设的空气扩散装置进行气态氧的循环。这种设备的优点是投资 少，但由于装置内不分室，氧分压较有盖密闭式纯氧曝气池低。 9、选择器活性污泥法 （ Selector activated sludge，简写 SAS） 它是近期发展起来， 用于防止与控制丝状菌型污泥膨胀 的活性污泥 处理工艺。它是在曝气池前加一个水力停留时间很短的小反应器，如图 所示。全部污水和回流污泥进入选择器，形成高负荷区。这种有机物浓 度较高的环境有利于菌胶团菌的优先生长而抑制丝状菌的过量生长，从 而改善了污泥的沉降性能。 选择器选择器 进水 回流污泥 剩余污泥 出水 曝气池 曝气池 二沉池 （菌胶团细菌 ） 比 生 长 速 率 μ 底物浓度 （丝状菌） μ max2 μ max1 0 S 0 S μ 丝状菌和絮状菌的竞争 丝状菌和絮状菌的竞争 (S或 或 DO)生长的关系 生长的关系 选择器可分为好氧选择器，缺氧选择器，厌氧选择器 等形式。好氧选择器需对污水进行曝气充氧,使之处于好 氧状态,而缺氧选择器和厌氧选择器只搅拌不曝气。 选择器 控制污泥膨胀的主要原理 控制污泥膨胀的主要原理 ： ： 好氧选择器防止污泥膨胀的机理是提 供DO适宜、底物充足的高负荷区，让菌胶 团细菌优先利用有机物,从而抑制丝状菌 的过量繁殖。 好 好 氧 氧 选 选 择 择 器 器 缺氧选择器控制污泥膨胀的主要机理是绝大部分菌胶团细菌 能利用选择器内硝酸盐中的化合态氧作为电子受体，进行生长繁 殖，而丝状菌（球衣菌）没有这个功能，因而在选择器内受到抑 制，增殖速率大大落后于菌胶团细菌，大大降低了丝状菌膨胀发 生的可能。 缺 缺 氧 氧 选 选 择 择 器 器 厌氧选择器控制污泥膨胀的主要原理是绝大部分种类的丝状 菌(球衣菌)都是绝对好氧的，在绝对厌氧状态下将受到抑制。而 绝大部分的菌胶团细菌为兼性菌，在厌氧状态下将进行厌氧代 谢，继续增殖。但是,厌氧选择器的设置，会导致产生丝硫菌污 泥膨胀的可能性，因为菌胶团细菌的厌氧代谢会产生出硫化氢， 从而为丝硫菌的繁殖提供条件。因此，厌氧选择器的水力停留时 间不宜太长。 厌 厌 氧 氧 选 选 择 择 器 器 Ⅰ RS M RS Ⅰ RS Ⅰ RS M Ⅰ Ⅰ-进水；M-选择器；RS-回流污泥；AB-曝气池； OD-氧化沟； FC-二沉池； E-出水 OD OD Ⅰ E E E E AB AB AB E FC FC FC FC 几种选择器的布设方式 RS RS M M M M 几种活性污泥系统设计与运行参数（对城市污水） MLVSSMLSS 混合液悬浮固体浓度混合液悬浮固体浓度 （（ mg/L）） 活性污泥法活性污泥法 运行方式运行方式 20～～ 36～～ 48 50～～ 100 ※※ 2500～～ 50003000～～ 6000 20～～ 30 0.15～～ 0.3 ※※ 0.05～～ 0.1 ※※ 延时曝气活延时曝气活 性污泥法性污泥法 吸附池吸附池 0.5～～ 1.0 再生池再生池 3～～ 6.0 50～～ 100 ※※ 吸附池吸附池 800～～ 2400 再生池再生池 3200～～ 8000 吸附池吸附池 1000～～ 3000 再生池再生池 4000～～ 10000 5～～ 15 0.9～～ 1.8 ※※ 0.2～～ 0.4 ※※ 吸附吸附 -再生再生 活性污泥法活性污泥法 3～～ 525～～ 951500～～ 25002000～ ～ 3500 5～～ 150.4～ ～ 1.20.2～～ 0.4 ※※ 阶段曝气活阶段曝气活 性污泥法性污泥法 4～～ 825～ ～ 75 ※※ 1520～～ 2500 ※※ 1500～～ 3000 5～～ 15 0.4～～ 0.9 ※※ 0.2～～ 0.4 ※※ 传统活性污传统活性污 泥法泥法 BOD 5 -污 泥负荷率 N S （ KgBOD 5 / Kg MLVSS*d） BOD 5 -容 积负荷率 N V （ KgBOD 5 / Kgm 3 *d） 污泥龄 θ c （ d） 污泥回 流比 R (%) 曝气时 间 t (h) MLVSSMLSS 混合液悬浮固体混合液悬浮固体 浓度（浓度（ mg/L）） 活性污泥法 活性污泥法 运行方式 运行方式 ____________5～ 152.0～ 3.0 0.4～ 0.8 纯氧曝气活性纯氧曝气活性 污泥法污泥法 ___ 100 ～～ 400 ※※ 2000 ～～ 4000 ※※ 3000～～ 6000 5～ 15 0.5～ 1.8 ※ 0.25～ 0.5 ※ 合建式完全混合建式完全混 合活性污泥法合活性污泥法 1.5～～ 3.0 10～～ 30 ※※ 500～～ 1500 ※※ 200～～ 500 0.2～ 2.5 1.5～ 0.3 ※ 1.5～ 3.0 ※ 高负荷活性污高负荷活性污 泥法泥法 BOD 5 -污 泥负荷率 N S （ KgBOD 5 / Kg MLVSS*d） BOD 5 -容 积负荷率 N V （ KgBOD 5 / Kgm 3 *d） 污泥龄 θ c （ d） 污泥回 流比 R (%) 曝气 时间 t (h) 带※号者为我国国标《室外排水设计规范》所规定的数据。 13.5 曝气及曝气系统 曝气及曝气系统 ? 13.5.2、氧转移原理 ? 13.5.3、氧转移的影响因素 ? 13.5.4、氧转移速率与供气量的计算 ? 13.5.5、曝气系统与空气扩散装置 ? 13.5.1、概述 曝气是采取一定的技术措施，通过曝气装 置所产生的作用，使空气中的氧转移到混合液 中去，并使混合液处于悬浮状态。 曝气的主要作用： ⑴ 充氧 ，向活性污泥微生物提供足够的溶解氧， 以满足其在代谢过程中所需的氧量。 ⑵ 搅动、混合 ，使活性污泥在曝气池内处于搅动 的悬浮状态，能够与污水充分接触。 13.5.1、 概述 现在通行的曝气方法 是将由空压机送出的压缩空气通过一 系列的管道系统送到安装在曝气池池底的空气扩散装 置（曝气装置），空气从那里以微小气泡的形式逸 出，并在混合液中扩散，使气泡中的氧转移到混合液 中去；而气泡在混合液中的强烈扩散、搅动，使混合 液处于剧烈混合、搅拌状态。 鼓风曝气 : 是利用安装在水面上、下的叶轮高速 转动，剧烈地搅动水面，产生水跃，使液面与空气接 触的表面不断更新，将空气中的氧转移到混合液中。 机械曝气 : 另外还有两者联合的鼓风 -机械曝气 13.5.2、 氧转移原理 13.5.2.1 菲克 （ Fick） 定律 通过曝气，空气中的氧从气相传递到混合液 的液相，这既是一个传质过程，也是一个物质扩 散过程。 扩散过程的推动力是物质在界面两侧的 浓度差 。物质的分子从浓度较高的一侧向着较低 的一侧扩散、转移。 = — D L dC dX ν d ν d 物质的扩散速率 ； D L 扩散系数 ； C 物质浓 度 ； dC dX 浓度梯度 （1） X 扩散过程的长度 ； 13.5.2.2 双膜理论 界面 层流 X f 液相主体 （紊流） 气相主体 气膜 液膜 （紊流） C C S Pi Pg 双膜理论模型 ?气、液界面的两侧存在着 气膜和液膜。 ?在污水生物处理中，有关 气体分子通过气膜和液膜 的传递理论，一般都以刘 易斯 （Lewis） 和怀特曼 （Whitman） 于1923年建立的 “双膜理论 ”为基础。 双膜理论的主要论点是： ? 在气、液两相接触的界面两侧存在着处于 层流 状态的气膜和液膜 ，在其 外侧 则分别为 气相主体和 液相主体 ，两个主体均 处于紊流状态 。 ? 气、液两相的主体 不存在浓度差和传质阻力 ， 气体分子传递过程中，阻力仅存在于气、液两层层 流膜中。 ? 在气膜中存在着氧的分压梯度，在液膜中 存在 着氧的浓度梯度 ，它们是氧转移的推动力。 ? 氧分子通过液膜是氧转移过程的控制步骤。 以 M表示在单位时间 t内通过界面扩散的物 质数量；以A表示界面 面积，则下式成立： = dM dt ν d （2） 1 A 代入式 （1），得： — D L dC dX = dM dt 1 A — D L dC dX A = dM dt （4） （3） 在气膜中， 氧分子的传递动力很小 ，气相主体 与界面之间的氧分压差值Pg－Pi很低，一般可以认 为Pg≈Pi。这样，界面处的溶解氧浓度值Cs是在氧 分压为Pg条件下的溶解氧的饱和浓度值。如果气相 主体中的气压为一个大气压。则Pg就是一个大气压 中的氧分压（约为一个大气压的1/5）。 C S C 设液膜厚度为X f （此值极低），则 在液膜中溶解氧浓 度的梯度为： dC dX = X f （5） 代入式（4） 得： C S C = X f dM dt D L A （6） 式中: A ——气、液两相接触界面面积，[面积]，一般用m 2 表 示； ——氧传递速率，[质量][时间] -1 ，一般用kgO 2 /h表示； dM dt C S C X f ——在液膜内溶解氧的浓度梯度，[质量][体积] -1 [长 度] -1 ，一般用kgO 2 /(m 3 ·m)表示。 D L ——氧分子在液膜中的扩散系数，[面积][时间] -1 ， 一般用m 2 /h表示； 设液相主体的容积为V（m 3 ），并用其除以上式则得： （ C S C）= X f V dM dt D L A （7） V 1 式中： K L ——液膜中氧 分子传质系数， [长度][时间] -1 ，一般用m/h表 示； K L = D L /X f 即 （ C S C）= V dC dt A （8） K L ——液相主体中溶解氧浓度变化速率（或氧 转移速率），[质量][体积] -1 [时间] -1 ，一 般用KgO 2 /(m 3 ·h)表示； dC dt 因此，上式改写为： 由于A值难测，采用总转移系数K La 代替 K L A V （ C S C） = dC dt （9） K La 式中 K La ——氧总转移系数，[时间] -1 ，一般 用h -1 表示。此值表示在曝气过程中氧的总传递特 性，当传递过程中阻力大时，则K La 值低，反之则 K La 值高。 K La 的倒数1/K La 的单位为小时（h），它所表示的是曝 气池中溶解氧浓度从C提高到C s 所需要的时间。 当K La 值低时 1/K La 值高，使混合液内溶解氧浓度从C提高到C s 所需时间 长，说明氧传递速率慢，反之，则氧的传递速率快，所需 时间短。 ?此外，还可提高气相中的氧分压，如采用纯氧曝气、避免水温过 高等来提高Cs值。 为了提高dc/dt值，可从多方面考虑： ?最重要的因素是增大曝气量来增大气液接触面积； ?还可减小气泡尺度，改为微孔曝气更好； ?加强液相主体的紊流程度，降低液膜厚度，加速气、液界面的更新； ?增加曝气池深度来增大气液接触时间和面积，从而提高K La 值。 13.5.2.3 氧总转移系数 K La 值的确定 氧总转移系数K La 是计算氧转移速率的基本参数， 也是评价空气扩散装置供氧能力的重要参数，通过试 验求定。 （ C S C 0 ） （ C S C t ） 将（9）式积 分整理后，得 到下式： C 0 ——曝气池内初始溶解氧的浓度，[质量][体积] -1 ，一般用mg/L表示； C t ——曝气某时刻t时，溶解氧浓度，[质量][体积] -1 ，一般用mg/L表示； C S ——饱和溶解氧浓度，[质量][体积] -1 ，一般用mg/L表示； t ——曝气时间，[时间]，一般用h表示。 Lg = K La 2.303 t （10） 13.5.3、氧转移的影响因素 从式（6）可以看到，氧的转移速率与氧分子在 液膜的扩散系数D L 、气液界面面积A、气液界面与液 相主体之间的氧浓度差（Cs－C）等参数成正比关 系，与液膜厚度X f 成反比关系，影响上述各项参数的 因素也必然是影响氧转移速率的因素。 （ 1） 污水水质 （ 2） 氧分压 （ 3） 水温 （ 1） 污水水质 污水中含有各种杂质，它们对氧的转移产生一定的影响。 特别是某些表面活性物质，如短链脂肪酸和乙醇等，这类物 质的分子属两亲分子（极性端亲水、非极性端疏水）。它们 将聚集在气液界面上， 形成一层分子膜，阻碍氧分子的扩散 转移 ，总转移系数K La 值将下降，为此引入一个小于1的修正 系数α。 （12） α = 清水中的K La 污水中的K La ， 所以 K La α K La = （11） ， 由于在污水中含有盐类，因此，氧在水中 的饱和度也受水质的影响，对此，引入另一数 值小于1的系数β予以修正。 （14） β = 清水的C S 污水的C S ， 所以 C S β C S = （13） ， 上述的修正系数α 、β值，均可通过对污水、 清水的曝气充氧试验予以测定。 （ 2） 水温 水温对氧的转移影响较大，水温上升，水的粘滞性降低，扩 散系数提高，液膜厚度随之降低，K La 值增高，反之，则K La 值降 低，其间的关系式为： K La 值因温度上升而增大，但液相中氧的浓度梯 度却有所降低。 K La(T) K La(20) 1.024 （ T—20） = . （15） 式中 K La(T) ——水温为T℃时的氧总转移系数，[时间] -1 ，h -1 ； K La(20) ——水温为20℃时的氧总转移系数，[时间] -1 ，h -1 ； T ——设计温度，℃； 1.024 ——温度系数。 氧在蒸馏水中的溶解度 7.77299.351911.599 7.92289.541811.878 8.07279.741712.177 8.22269.951612.486 8.382510.151512.805 8.532410.371413.134 8.632310.601313.483 8.832210.831213.842 8.992111.081114.231 9.172011.331014.620 饱和度（ Cs） （ mg/L） 水温（ T） （℃） 饱和度（ Cs） （ mg/L） 水温（ T） （℃） 饱和度（ Cs） （ mg/L） 水温（ T） （℃） 水温对溶解氧饱和度Cs值也产生影响，Cs值因温度上升而降低（见下表）。 因此，水温对氧转移有两种相反的影响，但并不能两相抵消。 总的来说，水温降低有利于氧的转移。在运行正常的 曝气池内，当混合液在 15～30 ℃范围内时，混合液溶解氧 浓度C保持在1.5 ～ 2.0mg/L左右为宜。 （ 3） 氧分压 Cs值受氧分压或气压的影响。气压降低，Cs值也随之下 降；反之则提高。Cs值与压力p之间存在着如下关系： P ——所在地区的实际大气压力，Pa； C s(760) C s = p p 1.013× 10 5 — — p p ——水的饱和蒸汽压力，Pa。 式中 C s(760) ——标准大气压力条件下的Cs值，mg/L； （16） 在运行正常的曝气池的水温条件下，p值可忽略不计，则得： C s(760) C s = p 1.013× 10 5 = C s(760) ρ （17） ρ = p 1.013× 10 5 （18） 对鼓风曝气池，安装在池底的空气扩散装置出口 处的氧分压最大，C s 值也最大；但随气泡上升至水 面，气体压力逐渐降低，最后降低到一个大气压，而 且气泡中的一部分氧已转移到液体中. 鼓风曝气池中的C s 值应是扩散装置出口处和混合液表面 两处的溶解氧饱和浓度的平均值，应按下列公式计算： 式中 C sb ——鼓风曝气池内混合液溶解氧饱和度的平均值，mg/L； C s ——在大气压力条件下，氧的饱和度，mg/L； P b ——空气扩散装置出口处的绝对压力Pa， P b ＝ P+9.8×10 3 H H ——空气扩散装置的安装深度，m； P ——曝气池水面的大气压力，P=1.013×10 5 Pa； O t ——从曝气池逸出气体中含氧量的百分率，%； C sb = C s P b 2.026× 10 5 + O t 42 （19） ( ) () %100 12179 121 A A t E E O ?+ ? = E A ——氧的利用效率，一般在 6%～20 %之间。 13.5.4 氧转移速率与供气量的计算 13.5.4.1 氧转移速率的计算 生产厂家提供空气扩散装置的氧转移系数是在标准条件下 测定的，所谓标准条件是：水温20℃；气压为 1.013×10 5 Pa （标准大气压）；测定用水是脱氧清水。标准氧转移速率 （R 0 ）可按下式计算： )20()20()20()20(0 )( sLasLa CKCCK dt dC R =?== （20） 式中 C ——水中含有的溶解氧浓度，mg/L，脱氧清水C=0。 上式必须根据实际条件加以修正，引入各项修正系数， 温度为T条件下的实际氧转移速率（R）应等于活性污泥微 生物的需氧速率（R r ）： ( ) rTsb T La RCCK dt dC R =????== ? )( )20( )20( 024.1 ρβα （21） R 0 与R之比为： C C R R s ? ×× = C Tsb )( )20( 0 T ? )20( 024.1 ρβα （22） 61.1~33.1 0 = R R 一般， 即实际工程所需空气量较标准条件下的所需空 气量多 33～61 % 。 而 CC RC R Tsb s ? ×× = )( )20( 0 T ? )20( 024.1 ρβα 混合液的溶解氧浓度，一般按2mg/L考虑。 （23） 13.5.4.2 氧转移效率与供气量的计算 %100 0 c A O VR E = 式中 E A —氧转移效率， %；O c —供氧量， kg/h； 氧转移效率 （氧利用效率）： （24） ssc GGO 3.043.121.0 =××= 0.21—— 氧在空气中所占的比例, 1.43——氧的容重（kg/m 3 ）。 （25） G s ——供气量，m 3 /h 式中 V—曝气池体积 供气量： 对鼓风曝气，各种空气扩散装置在标准状态下E A 值，是厂商提供的。因此，供气量可以通过式（26） 确定，即： %100 3.0 0 ?= A s E VR G R O 值根据公式（23）确定。 （26） 对机械曝气，各种叶轮在标准条件下的充 氧量与叶轮直径、线速率的关系，也是厂商通 过实际测定提供的。如泵型叶轮的充氧量与叶 轮直线及叶轮线速率的关系，按下式确定： KDvQ os ??= 88.128.0 379.0 式中 Q os ——泵型叶轮在标准条件下的充氧量，kg/h； ——叶轮线速率，m/s； D ——叶轮直径，m； K ——池型结构修正系数。 v （27） ,R 0 值则按式（23）确定。所 需叶轮直径可以通过公式（27）求定（泵型叶 轮），其他类型的叶轮的充氧量则根据相应的公式 或图表求出。 0 VRQ OS = 由于 活性污泥系统供氧速率应与活性污泥微生物耗 氧速率保持平衡，因此，曝气池混合液的需氧量应 等于供氧量。对此，曝气池的需氧量按式 计算。 bVXaQSO r +=Δ 2 需氧量： 13.5.5 曝气系统与空气扩散装置 空气扩散装置一般也称曝气装置或曝气头，是 活性污泥系统很重要的设备之一。当前广泛应用于 活性污泥系统的空气扩散装置分为 鼓风曝气 和 机械 曝气 两大类。 (1)充氧 ：将空气中的氧（或纯氧）转移到曝气的混合液 中，以满足微生物呼吸的需要。 (2)搅拌与混合 ：使曝气池内的混合液处在均匀的混合状 态，使活性污泥、溶解氧、污水中的有机物三者充分接触。 当然，也起到防止活性污泥在曝气池内沉淀的作用。 空气扩散装置在曝气池内的主要作用是： ※ 动力效率（E P ） ：每消耗1k W·h电能转移到混合液中 的氧量，以 kgO 2 /kW·h计； ※ 氧的利用率（E A ） 或称氧的转移效率：通过鼓风曝 气转移到混合液中的氧量占总供氧量的百分比（%）； ※ 充氧能力（E L ） ：通过机械曝气装置的转动，在单 位时间内转移到混合液中的氧量，以kgO 2 /h计。它一 般表示一台机械曝气设备的充氧能力。 表示空气扩散装置技术性能的主要指标有： 13.5.5.1 鼓风曝气系统与空气扩散装置: 鼓风曝气系统由鼓风机、空气扩散装置和空气 输送管道所组成。鼓风机将空气通过管道输送到安 装在曝气池底部的空气扩散装置，在扩散装置出口 处形成不同尺寸的气泡，气泡经过上升和随水循环 流动，最后在液面处破裂。在这一过程中，空气中 的氧转移到混合液中。 鼓风曝气系统的空气扩散装置主要分为： 微气 泡、中气泡、大气泡、水力剪切、水力冲击 等类型。 大气泡型曝气装置因氧利用率过低，现已极少采用。 1. 微气泡空气扩散装置 1. 微气泡空气扩散装置 扩散管 扩散板 也称为 多孔性空气扩散装置 ，使用较多的是用多孔性材 料如陶粒、粗瓷等掺以适当的如酚醛树脂一类的粘合剂，在高 温下烧结成为扩散板、扩散管（如下图）及扩散罩的形式。 这一类扩散装置的 主要性能特点是 产生微 小气泡，气、液接触面 大，氧利用率较高 。其 缺点是压力损失较大， 易堵塞，送入的空气应 预先通过过滤净化等。 曝气池 二沉池 污泥回流系统 处理水 扩散板 扩散板多采用板匣的形式安装，每个板匣有 自己的进气管，便于维护管理、清洗和置换。 扩散管 一般采用的管径为 60～100mm ，长度多为 500～ 600mm。常以组装形式安装，以 8～ 12根管组装成一 个管组，便于安装、维修。其布置形式同扩散板。 膜片式微孔空气扩散器 微孔合成 橡胶膜片 垫圈 安装接头 不锈钢丝箍 底座 微孔合成 橡胶膜片 通气孔 在膜片上开有按同心圆形式布置的孔眼。鼓风时，空气通 过底座上的通气孔，进入膜片与底座之间，使膜片微微鼓起， 孔眼张开，空气从孔眼逸出，达到空气扩散的目的。供气停 止，压力消失，在膜片的弹性作用下，孔眼自动闭合，并且由 于水压的作用，膜片压实在底座之上。 曝气池中的混合液 不能倒流，不会 使孔眼堵塞 。这种空气扩散器可扩散出 直径为 1.5～3.0mm 的气泡。其 动力效率 和氧的利用率也较高。 2. 中气泡空气扩散装置 2. 中气泡空气扩散装置 应用较为广泛的中气泡 空气扩散装置是穿孔管， 由管径介于 25～50mm 之间 的钢管或塑料管制成，由 计算确定，在管壁两侧向 下相隔45 ?角，留有直径为 3～ 5mm的孔眼或隙缝，间 距50 ～ 100mm，空气由孔眼 溢出（见右图）。 穿孔管扩散器组装图 （用于浅层曝气的曝气栅） 水深600～800mm 空气 这种扩散装置构造简单，不易堵塞，阻力小，但氧的利 用率较低。 穿孔管 网状膜空气扩散装置 1-螺盖；2-扩散装置本体； 3-分配器； 4-网膜；5-密封垫 网状膜空气扩散装置 网状膜空气扩散装置（见 右图）由主体、螺盖、网状膜、 分配器和密封圈所组成。主体 骨架用工程塑料注塑成型，网 状膜则由聚酯纤维制成。该装 置由底部进气，经分配器第一 次切割并均匀分配到气室，然 后通过网状膜进行二次分割， 形成微小气泡扩散到混合液中。 这种装置的特点是不易堵塞、布气均匀，构造简单， 便于维护管理，氧的利用率较高。 3. 水力剪切式空气扩散装置 3. 水力剪切式空气扩散装置 利用装置本身的构造特征，产生水力剪切作用，在空气从 装置吹出之前，将大气泡切割成小气泡。在我国通用的属于此 种类型的空气扩散装置有： 倒盆式扩散装置和固定螺旋式扩散 装置等。 由圆形外壳和固定在壳体内部的螺旋叶片所组成， 每个螺旋叶片的旋转角为 180o， 两个相邻叶片旋转方向 相反。空气由布气管从底部的布气孔进入装置内，向 上流动，由于壳体内外混合液的密度差，产生提升作 用，使混合液在壳体内外不断循环流动。气泡在上升 过程中，被螺旋叶片反复切割，形成小气泡。 固定螺旋空气扩散装置 倒盆式空气扩散装置 进气 气泡 橡皮板 盆壳体 螺杆 螺母 倒盆式空气扩散装置 该装置由盆形塑料壳体、 橡胶板、塑料螺杆及压盖 等组成。空气由上部进气 管进入，由盆形壳体和橡 胶板间的缝隙向周边喷 出，在水力剪切的作用 下，空气泡被剪切成小气 泡。停止供气，借助橡胶 板的回弹力，使缝隙自行 封口，防止混合液倒灌。 4 . 水力冲击式空气扩散装置 4 . 水力冲击式空气扩散装置 密集多喷嘴空气扩散装置 本装置由钢板焊接制成，外形呈长方 形，主要部件有：进水管、喷嘴、曝气筒和 反射板等。喷嘴安设在曝气筒的中、下部， 空气由喷嘴向上喷出，使曝气筒内混合液上、 下循环流动。喷嘴的直径一般为5 ～ 10mm， 数目可达数百个，出口流速较大。 射流式空气扩散装置 进入扩散管内。由于速度 头变成压头，微细气泡进 一步压缩，氧迅速地转移 到混合液中，从而强化了 氧的转移过程，氧的转移 率可高达20%以上，但动 力效率不高。 射流式水力冲击式空气扩散装置 混合液 空气 射流式空气扩散装置是利用水泵打入的泥、水混 合液的高速水流的动能，吸入大量空气，泥、水、气 混合液在喉管中强烈混合搅动，使 气泡粉碎成雾状 , 5. 水下空气扩散装置 5. 水下空气扩散装置 又称为水下曝气器。装置安装在曝气池底部的中 央部位。通入的空气 在叶轮的剪切及强烈的紊流作用 下，空气被切割成微细的气泡，并按放射方向向水中 分布 。由于紊流强烈、气液接触充分，气泡分散良 好，氧转移率较高。 （1）无堵塞之虑； （2） 既可用于充氧曝气，也可用于污水搅拌 ， 因此，可兼用于好氧和厌氧处理系统； （3）可以在确定的范围内，调节空气量； （4）对负荷变动有一定的适应性。 其具有如下特征： 上流式水下空气扩散装置 下流式水下空气扩散装置 根据污水从装置中流出的方向，这种装置分为 上流式及下流式两种类型。 安装下流式水下空气扩散装置的 曝气池中水流在池内的流向 搅拌的场合 曝气的场合 13.5.5.2 机械曝气装置 机械曝气装置安装在曝气池水面上下，在动力的 驱动下进行转动，通过下列3个作用使空气中的氧转 移到污水中去： ∮ 曝气装置（曝气器）转动，水面上的污水不断地以水 幕状由曝气器周边抛向四周，形成水跃，液面呈剧烈的搅 动状，使空气卷入； ∮ 具有提升液体的作用，使混合液连续地上、下循环流 动，气、液接触界面不断更新，不断地使空气中的氧向液 体内转移； ∮ 曝气器转动，其后侧形成负压区，能吸入部分空气。 按传动轴的安装方向，机械曝气器可分为 竖 轴（纵轴）式机械曝气器和卧轴（横轴）式机械 曝气器 两类。 竖轴式机械曝气装置 竖轴式机械曝气装置 又称竖轴叶轮曝气机，因为混合液的流动状态同池 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。 泵形叶轮曝气器 泵型 平板型 几种叶轮表曝机 泵形叶轮曝气器 是由叶片、上平板、 上压罩、下压罩、导 流锥顶以及进气孔、 进水口等部件所组成。 叶轮外缘最佳线速率 应在4.5 ～ 5.0m/s的范 围内。 倒伞形叶轮曝气器 倒伞形叶轮曝气器由 圆锥体及连在其外表面的 叶片所组成。叶片的末端 在圆锥体底边沿水平伸展 出一小段，使叶轮旋转时 甩出的水幕与池中水面相 接触，从而扩大了叶轮的 充氧、混合作用。 b)倒伞型 卧轴式机械曝气装置 卧轴式机械曝气装置 主轴上装有放射状 的叶片和两个半圆组成 的盘片。转轴带动叶片 转动，搅动水面溅起水 花，空气中的氧通过气 液界面转移到水中。 现在应用的卧轴式机械曝气器主要是 转刷曝 气器和盘式曝气器 。 卧轴式机械曝气器主要用于氧化沟，具有结构简 单、安装维修管理容易、动力效率高等优点。 曝气系统 电机 调速装置 主轴等 转刷曝气器 1-齿条 c)Mamnoth转刷 b)TNO Cage转刷 几种水平转刷曝气机 1 a)Kessener 转刷 长度不定 1 转刷曝气器 简称曝气转 刷，主要由 Kessener转刷、 笼型转刷和 Mammoth转刷三 种，其它产品 均为这三种的 派生型 Ⅰ E 氧化沟 三角块 曝气孔 A A-A A 曝气转盘 盘式曝气器 盘式曝气器简称曝气 转盘或曝气碟，构造见 右图。曝气转盘表面有 大量的规则排列的三角 突出物和不穿透小孔 （曝气孔），用于增加 推进混合和充氧效率。 13.6 活性污泥法污水处理系统的 活性污泥法污水处理系统的 过程控制与运行管理 过程控制与运行管理 ★ 13.6.1、活性污泥的培养驯化 ★ 13.6.2、活性污泥法系统的主要控制方法与控制 参数 ★ 13.6.3、活性污泥法处理系统运行中的异常情况 13.6.1、活性污泥的 培养驯化 对于城市污水 和性质与其相 类似的工业废 水，投产前的 首要工作是培 养活性污泥 对于其他工业 废水，除 培养 活性污泥外， 还需要使活性 污泥适应所处 理废水的特点， 对其进行 驯化 在系统准备投产运行时，运行管理人员 不仅要熟悉处理设备的构造和功能， 还要深入掌握设计内容与设计意图 空气 曝气池 进水 出水 回流污泥 剩余污泥 Qw 二沉池 方法 在投产时先可用含有多菌 种及充足营养物质的 粪便水 或 生活污水培养出足量的活性污 泥，然后对所培养的活性污泥 进行驯化。 活性污泥的培养和驯化方法 异步培驯法 同步培驯法 接种培驯法异步培驯法 异步法即先培养后驯化 适用范围 工业废水或以工业 废水为主的城市污 水常用该法。 水质特点 该类废水缺乏专性菌种 和足够的营养 方法及目的 为了缩短培养和驯化的时间，也可 以把培养和驯化这两个阶段合并进行， 即在培养开始就加入少量工业废水，并 在培养过程中逐渐增加比重，使活性污 泥在增长的过程中，逐渐适应工业废水 并具有处理它的能力 缺点 在缺乏经验的情况下不够稳妥 可靠，出现问题时不易确定是培养 上的问题还是驯化上的问题。 活性污泥的培养和驯化方法 异步培驯法 同步培驯法 接种培驯法同步培驯法 适用范围 生活污水或以 生活污水为主的城 市污水一般都采用 同步培驯法。 活性污泥的培养和驯化方法 异步培驯法 同步培驯法 接种培驯法接种培驯法 在有条件的地方，可 直接从附近污水处理厂引 入剩余污泥，作为种泥进 行曝气培养 方法 该法能提高驯 化效果，缩短时间。 优点 培养活性污泥需要有菌种和菌种所需要的营养物质。 为补充营养和排除对微生物增长有害的代谢产物，要及时 换水 ，换水方式分为连续换水和间歇换水两种。对工业废 水，如缺乏氮、磷等营养物质，还要及时的将这些物质投 加入曝气池。 下面介绍城市污水处理厂几种常用的污泥培养方法 间歇培养 间歇培养 低负荷连续培养 低负荷连续培养 接种培养 接种培养 间歇培养 将曝气池注 满污水，然后 停止进水，开 始曝气。 循环进行闷 曝、静沉和进水 三个过程，每次 进水量应比上次 有所增加，每次 闷曝时间应比上 次缩短，即进水 次数增加。 闷曝2～3天后，停止 曝气，静沉1h，排走部 分上清液；然后进入部 分新鲜污水。 “闷曝 ”是指只曝气而不进水 这部分污水约 占池容的 1/5 经过15天左右即可使曝气池中的 MLSS超过100Omg/L。此时可停止闷 曝，连续进水连续曝气，并开始污泥 回流，最初的回流比不要太大。 当污水的温度为 15～20℃时，采 用该种方法 可取 25%， 随着 MLSS 的升高， 逐渐将回 流比增至 设计值。 低负荷连续培养 至 MLSS超过 1000mg/L时，开始按设计流量 进水， MLSS至设计值时，开始以设计回流比回流， 并开始排放剩余污泥。 将曝气池注 满污水，然后 停止进水，闷 曝 1d 然后连续进水连续曝气， 进水量控制在设计水量的 1/5 或更低，同时开始回流，逐 步增加进水量。 取回流比25%左右， 将曝气池注满污 水，然后大量投入 其它处理厂的正常 污泥，开始满负荷 连续培养。 该法能大大缩短污泥培养时 间，但受实际情况的制约，如其它 处理厂离该厂的距离、运输工具等。 该法一般仅适于小处理厂，大型处 理厂需要的接种量非常大，运输费 用高，经济上不合算。 特点及适用范围 接种培养 当混合液30min沉降比达到15%～20%，污泥具有良好 的凝聚沉淀性能，污泥内含有大量的菌胶团和纤毛虫原生 动物，如钟虫、等枝虫、盖纤虫等，并可使BOD的去除率 达90%左右，即可认为活性污泥已培养正常。 13.6.2、活性污泥系统的主要控制方法与控制参数 试运行阶段 试运行的目的 试运行的目的 确定最佳运行条件 确定最佳运行条件 如何确定最佳运行条件 如何确定最佳运行条件 将活性污泥系统的运行中作为将活性污泥系统的运行中作为 变数考虑的因素组合成几种运行条变数考虑的因素组合成几种运行条 件分阶段进行试验，观察各种条件件分阶段进行试验，观察各种条件 的处理效果，并确定最佳的运行条的处理效果，并确定最佳的运行条 件件 作为变数考虑的因素有哪些 作为变数考虑的因素有哪些 混合液污泥浓度（混合液污泥浓度（ MLSS）、空气量、污水注）、空气量、污水注 入的方式等；如采用生物吸附法，则还有污泥再生入的方式等；如采用生物吸附法，则还有污泥再生 时间和吸附时间之比值；如工业废水养料不足，还时间和吸附时间之比值；如工业废水养料不足，还 应确定氮、磷的投量等。应确定氮、磷的投量等。 正常运行阶段 试运行确定最佳条件后，即可转入正常运行。在正常 运行过程中需要对活性污泥系统采取控制措施，使系统内 的活性污泥保持较高的活性及稳定合理的数量，从而达到 所需的处理水水质。 常用的工艺控制措施主要从三方面来实施： 剩余污泥排放系统的控制 污泥回流系统的控制曝气系统的控制 对供气量（曝气量）的调节 供气电耗占整个废水处理厂电耗的大部分（50～60％）， 因此，应极其慎重地对待这一参数。 供 气 量 的 控 制 方 法 最优供气量控制 定供气量控制 与流入污水量成比例控制 DO控制 曝气池出口处的溶解 氧浓度即使在夏季也应当 控制在1.5～2mg/L左右； 其次要满足混合液混合搅 拌的要求，搅拌程度应通 过测定曝气池表面、中间 和池底各点的污泥浓度是 否均匀而定。 回流污泥量的调节 剩余污泥排放量的调节 曝气池内的活性污泥不断增长， MLSS值在增高， SV值也上升。 因此，为了保证在曝气池内保持比较稳定的 MLSS值，应当将增长 的污泥量作为剩余污泥量而排出，排放的剩余污泥应大致等于污泥 增长量，过大或过小，都能使曝气池内的 MLSS值变动。 调节回流污泥量的目的 是使曝气池内的悬 浮固体（ MLSS）浓度 保持相对稳定。 污泥 回流 量的 控制 方法 定 F/M控制 定回流污泥量控制 与进水量成比例控制 （即保持回流比 R恒定） 定 MLSS浓度控制 活性污泥法处理系统运行效果的检测 为了经常保持良好的处理效果，积累经验，需要对曝气池和二次 沉淀池处理情况定期进行检测 . 反映处理效 果的项目 进出水总的和 溶解性的 BOD、 COD，进出水总的 和挥发性的 SS，进 出水的有毒物质 (对 应工业废水 )； 反映污泥情 况的项目 污泥沉降比 (SV%)、 MLSS、 MLVSS、 SVI、微生物镜检 观察等 反映微生物的营养 和环境条件的项目 氮、磷、 pH、 溶解氧、水温等 检测项目有 : 一般 SV%和溶解氧最好 2~4h测定一次，至少每班 一次，以便及时调节回流污泥量和空气量。微生物观察 最好 每班一次 ，以预示污泥异常现象。除个别项目可定 期测定外， 其他各项应每天测一次 。一般来说，水样均 取混合水样，溶解氧的检测应采用仪器进行在线检测。 如有条件，上述检测项目应尽可能进行自动检测和自动控制。 此外，每天还需记录： 进 水 量 曝 气 设 备 的 工 进 水 量 曝 气 设 备 的 工 13.6.3、活性污泥法处理系统运行中的异常情况 活性污泥法处理 系统在运行过程中， 有时会出现种种异常 情况，处理效果降 低，污泥流失。下面 将在运行中可能出现 的几种主要的异常现 象和采取的相应措施 加以简要阐述。 污泥解体 污泥上浮 异常生物 相 泡沫问题 污泥腐化 污泥膨胀 异常现象 污泥膨胀 污泥膨胀的危害 随着污泥膨胀的发生，污泥的 沉降性能发生 恶化 ，不能在二沉池内进行正常的泥水分离， 澄清液稀少 (但较清澈 )， 污泥容易随出水流失 。 发生污泥膨胀以后，流失的污泥会使出水 SS超 标，如不立即采取控制措施，污泥继续流失会 使曝气池的 微生物量锐减 ，不能满足分解污染 物的需要，从而最终 导致出水水质恶化 。 活性污泥的 SVI值在 100左右时，其沉降性能最佳， 当 SVI值超过 150时，预示着活性污泥即将或已经处于膨 胀状态，应立即予以重视。 在实际运行中，污水处理厂发生的污泥膨胀 绝大部分为丝状菌污 泥膨胀 。工业废水厂比城市污水厂更容易发生膨胀。完全混合活性污 泥法比推流式活性污泥法易发生污泥膨胀。 污泥膨胀总体上分为： 丝状菌膨胀 非丝状菌膨胀 系活性污泥絮体 中的丝状菌过度 繁殖导致的膨胀 系菌胶团细菌本身生理活 动异常，致使细菌大量积累高 粘性多糖类物质，污泥中结合 水异常增多，比重减轻，压缩 性能恶化而引起的膨胀。 大量的运行经验表明以下情况容易发生污泥膨胀： ⑴ 污泥龄过长及有机负荷过低，营养物不足 ； ⑵ 混合液中溶解氧浓度太低 ； ⑶ 氮、磷含量不平衡的废水 ； ⑷ 高 pH值或低 pH值废水 ； ⑸ 含有有毒物质的废水； ⑹ 腐化或早期消化的废水，硫化氢含量高的废水； ⑺ 缺乏一些微量元素的废水； ⑻ 曝气池混合液受到冲击负荷； ⑼ 碳水化合物含量高或可溶性有机物含量多的污水； ⑽ 高有机负荷，且缺氧的情况下； ⑾ 水温过高或过低。 污泥助沉法污泥助沉法 灭菌法 污泥膨胀的控制 临时控制措施 工艺运行调节控制措施 环境调控控制法临时控制措施 指向发生膨胀的污泥中 加入有机或无机混凝剂或助凝 剂，增大活性污泥的比重 ，使之在二沉池内易于分离。常用的药剂有聚 合氯化铁、硫酸铁、硫酸铝和聚丙烯酰胺等有机高分子絮凝剂。有的小 处理厂还投加粘土或硅藻土作为助凝剂。助凝剂投加量不可太多，否则 易破坏细菌的生物活性，降低处理效果。 灭菌法 原理： 指向发生膨胀的污泥中投加化学药剂，杀灭或抑制丝状菌，从而达 到控制丝状菌污泥膨胀的目的。 常用的灭菌剂有 NaClO， ClO 2 ， Cl 2 ， H 2 O 2 和漂白粉等。由于大部 分处理厂都设有出水加氯消毒系统，因而加氯控制丝状菌污泥膨胀成为 最普遍的一种方法。 缺点： 氯等灭菌剂对微生物是无选择性的杀伤剂，既能杀灭丝状菌，也能 杀伤菌胶团细菌。因此，应严格控制投加点氯的浓度。这一类控制方法 由于没有深入了解引起污泥膨胀的真正原因而无法彻底解决污泥膨胀问 题，控制不好，还会带来出水水质恶化的不良后果。另外，灭菌法 只适 用于控制丝状菌污泥膨胀 ，控制非丝状菌污泥膨胀一般用助沉法。 工艺运行调节控制措施 用于运行控制不当产生的 污泥膨胀。例如，因 DO低导致 的膨胀，可增加供氧来解决；因 pH太低导致的膨胀可调节进水 水质或加强上游废水排放的管 理；因污水 “腐化 ”产生的膨胀， 可通过增加预曝气来解决；因营 养物质缺乏导致的膨胀，可投加 营养物质；因低负荷导致的膨 胀，可适当提高 F/M。 其出发点是通过曝气池中 生态环境的改变， 造成有利 于菌胶团细菌生长的环境条 件 ，应用生物竞争的机制抑 制丝状菌的过度生长和繁 殖，将丝状菌控制在合理的 范围内，从而控制污泥膨胀 的发生。近年得到充分发展 的选择器理论就是运用的这 一概念。 污泥膨胀的控制 临时控制措施 工艺运行调节控制措施 环境调控控制法环境调控控制法 污泥解体 当活性污泥处理系统的处理水质浑浊，污泥絮凝体微细 化，处理效果变坏等则为污泥解体现象。 定义 活性污泥处理 系统运行不当或污水中混入有毒物质 都可能引 发污泥解体。如曝气过量，致使活性污泥微生物的营养平衡遭到破 坏，微生物量减少并失去活性，吸附能力降低，絮凝体缩小质密， 一部分则成为不易沉淀的羽毛状污泥，处理水质浑浊， SVI值降低 等。当污水中存在有毒物质时，微生物会受到抑制或伤害，使污泥 失去活性而解体，其净化功能下降或完全停止。 诱发原因 发生污泥解体后，应对污水量、回流污泥量、空气量和 排泥状态以及 SV、 MLSS、 DO、污泥负荷等多项指标进行 检查，确定发生的原因，加以调整；当确定是污水中混入有 毒物质时，应考虑这是新的工业废水混入的结果，需查明来 源进行局部处理。 解决措施 污泥腐化 二沉池泥斗构造不合理，污泥难下滑或刮泥设备有故障， 使污泥长期滞留沉积在死角容易引起污泥腐化。 诱发原因 可通过加大二沉池池底坡度或改进池底刮泥设备，不使污 泥滞留于池底；清除死角，加强排泥；安设不使污泥外溢的浮 渣清除设备等可减少该问题的发生。 解决措施 污泥腐化是二沉池污泥长期滞留而厌氧发酵产生 H 2 S、 CH 4 等气体，致使大块污泥上浮。污泥腐化上浮与污泥脱氮上 浮不同，腐化的污泥颜色变黑，并伴有恶臭。 定义 污泥上浮 增加污泥回流量或及时排除剩余污泥，在脱氮之前将污 泥排除；或降低混合液污泥浓度，缩短污泥龄和降低溶解氧 等，使之不进行到硝化阶段；加强反硝化功能都可减少该问 题的发生。 解决措施 污泥 (脱氮 )上浮是由于曝气池内污泥泥龄过长，硝化进 程较高 (—般硝酸盐达 5mg/l以上 )，但却 没有很好的反硝 化 ，因而污泥在二沉池底部产生反硝化，硝酸盐成为电子受 体被还原，产生的氮气附于污泥上，从而使 污泥比重降低， 整块上浮 。另外，曝气池内曝气过度，使污泥搅拌过于激 烈，生成大量小气泡附聚于絮凝体上，或流入大量脂肪和油 类时，也可能引起污泥上浮。 产生机理 泡沫问题 泡沫是活性污泥法处理厂运行中常见的现象。泡沫可 在曝气池上堆积很高，并进入二沉池随水流走，产生一系 列卫生问题。 生物泡沫 生物 泡沫 多呈 褐色 生物泡沫在冬天能结冰，清理起来异常困难。夏天生物泡沫会随 风飘荡，产生不良气味。预防医学还认为产生生物泡沫的诺卡氏菌极 有可能为人类的病原菌。如果采用表曝设备，生物泡沫还能阻止正常 的曝气充氧，使曝气池混合液中的溶解氧浓度降低。生物泡沫还能随 排泥进入泥区，干扰浓缩池及消化池的运行。 危 害 生物泡沫处理比较困难，有 的处理厂曾尝试用加氯、增大排泥、 降低 SRT等方法，但均不能从根本 上解决问题。因此，对生物泡沫要 以防为主。 处理方法 化学泡沫 化学泡沫处理较容易，可以喷水消泡或投加除沫剂 (如机油、煤油等，投量约为 0.5~1.5mg/L)等。此外，用风 机机械消泡，也是有效措施。 化学泡沫多呈乳白色 化学泡沫由污水中的洗涤剂以及一些工业用表面活性 物质在曝气的搅拌和吹脱作用下形成。 处理方法 异常生物相 在工艺控制不当或入流水质水量突变时，会造成生物相异常。在正 常运行的传统活性污泥工艺系统中，存在的微型动物绝大部分为钟虫。 认真 观察钟虫数量及生物特征的变化，可以有效地预测活性污泥的状态 及发展趋势 。 DO过高或过低 在 DO为 1~3mg/L 时，钟虫能正常发育。 如果 DO过高或过低， 钟虫头部端会突出一个 空泡，俗称 “头顶气 泡 ”，此时应立即检测 DO值并予以调整。当 DO太低时，钟虫将大 量死亡，数量锐减。 水中含有难降解 物质或有毒物质 当进水中含有大量难降解 物质或有毒物质时，钟虫体 内将积累一些未消化的颗 粒，俗称 “生物泡 ”，此时应 立即测量 SOUR值，检查微 生物活性是否正常，并检测 进水中是否存在有毒物质， 并采取必要措施。 进水的 pH发生突变 当进水的 pH发生突 变，超过正常范围， 可观察到钟虫呈不活 跃状态，纤毛停止摆 动。此时应立即检测 进水的 pH，并采取必 要措施。 在正常运行的活性污泥中，还存在一定量的轮虫。 其生理特征及数量的变化也具有一定的指示作用。 例如，当轮虫缩入甲被内时，则指示进水 pH发生突 变；当轮虫数量剧增时，则指示污泥老化，结构松散并 解体。 最后需要强调的是，生物相观察只是一种定性方 法，缺乏严密性，运行中只能作为理化方法的一种补 充手段，而不可作为唯一的工艺监测方式。 13.7 活性污泥法的脱氮除磷原理及应用 § 13.7.1 概述 § 13.7.2 脱氮原理与工艺技术 § 13.7.3 污水生物脱氮理论与技术的新进展 § 13.7.4 除磷原理与工艺技术 § 13.7.5 污水生物除磷理论与技术的新进 展 13.7.1 概 概 述 述 水体富 营养化 氮、磷的过量排放 含丰富营养盐类,使藻类等 浮游生物快速生长,而后引 起异养生物代谢旺盛,耗尽 水体中DO,使水体变质,破坏 水体中的生态平衡现象。 表1 1998年我国三大湖泊污染状况 湖泊 主要污染 富营养化 水体水质 太湖 N、P 严重 IV－劣V类 滇池 N、P 非常严重 V或劣V类 巢湖 N、P 非常严重 劣V类 ? 1998年我国海域监测到赤潮22起：其中南海 10起；东海5起；渤海和黄海7起。 1999年四大海区近岸海域水质类别比较 新问题 新问题 ：如何能经济、有效地 ：如何能经济、有效地 从废水中去除氮、磷化合物， 从废水中去除氮、磷化合物， 来有效地保护受纳水体解决日 来有效地保护受纳水体解决日 益严重的水体富营养现象。 益严重的水体富营养现象。 氮、磷与水环境问题 氮、磷与水环境问题 ?一级处理 :悬浮固体 ?二级处理 :有机物 BOD:N:P=100:5:1 ?三级处理 :脱氮除磷 主要来源于生活污水、 农业废弃物（牲畜粪便等） 和工业废水（如羊毛加工、 制革、印染）。 无机氮一部分由有机氮经微生物 分解转化后形成，还有一部分来自 施用氮肥的农田排水和地表径流， 某些工业废水（焦化、化肥厂）。 氮在水体中的存在形态 13.7.2 脱氮原理与工艺技术 无机氮 （Inorganic-N）有机氮 （Org-N） 硝酸氮（NO 3 - ― N） 氨氮（NH 4 + -N） 亚硝酸氮（NO 2 - ― N） 指蛋白质、多肽、氨 基酸和尿素等 总氮 总氮 总凯氏氮 （Total Kjelddly Nitrogen：TKN） 好氧条件下 ,有机氮化合物在氨化 菌的作用下，分解转化为氨态氮。 3222 NHCORCOOHORCHNH ++??→?+ 氨化菌 13.7.2 脱氮原理与工艺技术 脱氮原理与工艺技术 ?氨化 ?氨化 ?硝化 ?硝化 HΔ+++???→?+ +?+ 2HOHNOO 2 3 NH 2224 亚硝化菌 HΔ+??→?+ ?? 322 NOO 2 1 NO 硝酸菌 HΔ+++→+ +?+ H2OHNOO2NH 2324 缺氧条件下 NO 2 - NH 2 OH 有机体（同化反硝化） NO 3 - NO 2 - N 2 O N 2 （异化反硝化 ） ?反硝化 ?反硝化 硝化作用段微生物 亚硝酸菌 ：氧化氨 的细菌;专性好氧, 化能自养,G - ,最 适温度25-30℃, 最适pH值7.5-8.0, 世代时间8h-1d 亚硝酸菌 ：氧化氨 的细菌;专性好氧, 化能自养,G - ,最 适温度25-30℃, 最适pH值7.5-8.0, 世代时间8h-1d 硝酸菌 ：氧化NO 2 - 的细菌;专性好氧; 化能自养,以CO 2 为 碳源; 最适pH值 7.5-8.0,最适温度 25-30℃,世代时间 8h-几天。 反硝化作用段微生物 反硝化菌 ： 所有能 以NO 3 - 为最终电子 受体,将HNO 3 还原 为N 2 的细菌总称， 化能异养菌。 反硝化菌 ： 所有能 以NO 3 - 为最终电子 受体,将HNO 3 还原 为N 2 的细菌总称， 化能异养菌。 兼性厌氧菌 ： 厌氧:以硝酸氮为 电子受体,以有机 底物为电子供体; 好氧:以O 2 为电子受 体进行好氧呼吸。 兼性厌氧菌 ： 厌氧:以硝酸氮为 电子受体,以有机 底物为电子供体; 好氧:以O 2 为电子受 体进行好氧呼吸。 反硝化菌的种类很多，重要的有： 脱氮微球菌（Micrococcus denitrificans）、 脱氮假单胞菌（Pscudomonas denitrificans ）、 脱氮色杆菌（Chromobacterium denitrificans ）、 荧光假单胞菌（ Pscudomonas fluorescens）等 )充足的溶解氧 不能低于1mg/L )足够的曝气时间 )pH值：7.5-8.0 适当补充碱度，最好是HCO 3 - 碱度 )生物固体停留时间（污泥龄） ：硝化菌增殖 速度慢，污泥龄至少应为硝化 菌最小世代时 间的2倍以上。 硝化反应的控制条件 ) 碳源（电子供体）:有适量的碳源 ?? +++↑→+ 4.6OH5COOH2.1N8.24.6NONOHC 2223275 ) pH值 7-8 ) 溶解氧 0.5mg/L以下 ) 温度 20-40℃ 反硝化的运行控制条件 外源反硝化 :利用废水中的有机物或外加碳源 (甲醇)作为电子供体 内源反硝化 :以机体内的有机物为碳源 1.传统的三级活性污泥脱氮工艺 曝气池 去除 BOD 1 硝化池 反硝化 2 3 沉淀池 沉淀池沉淀池 污泥回流 污泥回流污泥回流 进水 出水 剩余污泥 剩余污泥 剩余污泥 碱度 甲醇 N 2 缺氧 A/O脱氮工艺 沉淀池 反硝化 好氧 BOD去除 硝化 碱 度 N 2 进水 出水 内循环(硝化液回流) 剩余污泥 污泥回流 2.A/O脱氮工艺 A/O脱氮工艺的特点 沉淀池 反硝化 缺氧 好氧 BOD去 除硝化 碱 度 进水 出水 污泥回流 内循环（硝化液回流） 反硝化能补充 一些碱度 无需加 碳源 为硝化减 轻了负担 污泥产 量小 好氧出 水， COD去除 效果好 流程短 投资省 防止污泥膨胀 需要双循 环系统 出水中含 一定的NO 3 - 沉淀池运行 不当，易产 生污泥上浮 为提高脱氮率须增大回流量，一方面增加了 运行费用；一方面会破坏缺氧状态影响反硝化 剩余污泥 3. SBR法脱氮的典型运行方式 沉淀期 排水期反应期进水期 反应期 在好氧条件下通 过增大曝气量、反应 时间与污泥龄来强化 硝化反应 在缺氧条件下方便 地投加原污水〔或甲 醇等〕提供充足的有 机碳源作为电子供体 曝气， 去除有机 物，硝化 缺氧搅 拌，反硝 化 碳源 13.7.3 污水生物脱氮理论与技术的新进展 a. 短程生物脱氮技术的原理与优点 传统脱氮途径和亚硝酸型脱氮途径对比传统脱氮途径和亚硝酸型脱氮途径对比 N 2 NH 4 + NO 2 - NO 3 - NO 2 - a) 全程硝化反硝化生物脱氮途径 NH 4 + NO 2 - N 2 b) 短程硝化反硝化生物脱氮途径 短程生物脱氮的优点 与传统硝化反硝化相比，短程硝化反硝化不仅可以节省能耗 约25%（以氧计），节约碳源40%（以甲醇计），而且可以缩短反 应时间，大幅度降低产生的污泥量。 a. 短程生物脱氮技术的原理与优点 3N 2 + 6 HCO 3 - + 3H 2 O 3N 2 + 6 HCO 3 - + 7H 2 O 节省 40% CH 3 OH 3CH 3 OH 5CH 3 OH 反硝化 + 3CO 2 + CO 2 短程硝化－反硝化工艺的优点 NH 4 + + NH 4 + + 2O 2 3/2O 2 NO 2 - + H 2 O + 2H + 硝化 节省 25%O 2 NO 3 - + H 2 O +2 H + 6NO 3 - + 6NO 2 - + b.厌氧氨氧化原理的研究 5NH 4 + +3NO 3 - → 4N 2 +9H 2 O+2H + Δ G0=-297kJ/molNH 4 + NH 4 + +2O 2 → NO 3 - +2H + +H 2 O Δ G0=-349kJ /molNH 4 + 比较反应式可知：在无氧条件氨 氧化与好氧氨氧化所释放的自由能相 当.既然硝化菌可以从好氧氨氧化中 取得能量而生长，于是Broda（1977） 预言 自然界也应存在厌氧氨氧化菌 , 它可以从厌氧氨氧化中取得能量而生 长。 理论预测10多年之后，荷兰人Mulder首先在用于反硝化的流化床中 发现了这一现象。ＡＮＡＭＭＯＸ微生物 的增长速率与产率是非常低的, 但是氮的转换率与传统好氧硝化的转换率相当。ＡＮＡＭＭＯＸ无需有 机碳源存在,碳酸盐/二氧化碳是 ＡＮＡＭＭＯＸ微生物生长所需的无机 碳源。因此具有耗氧量低、污泥产量少、不需外加碳源等优点。