实用水处理技术丛书城市污水生物处理新技术开发与应用
——水解-好氧生物处理工艺王凯军 贾立敏 编著
化学工业出版社环境科学与工程出版中心北 京
2001年10月第一版
2001年1月北京第1次印刷
目 录第一节 水解（酸化）工艺与厌氧工艺 4
一、基本原理 4
二、水解-好氧工艺的开发 5
三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别 6
第三节 水解-好氧生物处理工艺特点 8
1、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同 8
2、水解池可取代初沉池 9
3、较好的抗有机负荷冲击能力 10
4、水解过程可改变污水中有机物形态及性质，有利于后续好氧处理 10
5、在低温条件下仍有较好的去除效果 11
6、有利于好氧后处理 11
7、可以同时达到对剩余污泥的稳定 12
第四节 水解-好氧生物处理工艺的机理 12
一、有机物形态对水解去除率的影响 12
二、有机物降解途径 13
三、水解池动态特性分析 14
四、难降解有机物的降解 15
第五节 水解工艺对后续好氧工艺的影响 20
1、有机物含量显著减少 21
2、B/C比值和溶解性有机物比例显著增加 21
3、BOD5降解动力学 22
4、污泥和COD去除平衡 22
第六节 水解工艺的污泥处理 24
一、传统污泥处理的目的和手段 24
二、污泥有机物的降解表 25
三、污泥脱水性能及处理 25
第七节 水解池的启动和运行 27
一、水解池的启动方式 27
二、配水系统 30
三、排泥 32
四、负荷变化对水解池处理效果的影响 33
第八节 水解工艺的进一步开发和应用 35
一、芳香类化合物的去除 35
二、奈的去除 35
三、卤代烃的去除 35
四、难生物降解工业废水处理的实际应用 35
五、高悬浮物含量废水的水解处理工艺 36
六、水解工艺的适用范围及要求 37
第九节 水解-好氧工艺技术经济分析 39
一、厌氧处理应用的经济分析 39
二、水解-好氧系统设计参数 40
第十节 水解-好氧生物处理工艺设计指南 42
一、预处理设施 42
二、水解池的详细设计要求 42
三、反应器的配水系统 43
四、管道设计 46
五、出水收集设备 46
六、排泥设备 47
水解-好氧生物处理工艺根据传统活性污泥工艺基建投资高、运行费用高以及电耗高等问题，北京市环境保护科学研究院（原北京市环境保护研究所）在20世纪80年代初开发了水解（酸化）-好氧生物处理工艺。经过十多年的开发，围绕水解好氧技术已经形成一套完整的工艺技术。相继开发了水解-好氧生物处理工艺、水解-氧化塘处理工艺和水解-土地处理工艺等处理城市污水经济可行的工艺技术，这些工艺被先后应用建成城市污水处理厂10余座，取得了较好的环境效益和经济效益。特别是北京市密云县城污水处理厂（4.5万m3/d规模）、河南安阳市豆腐营污水处理厂（规模1.0万m3/d）、新疆昌吉市污水处理厂（1.5万m3/d）和深圳宝胺安县石岩污水处理厂（2.0万m3/d）都相继采用了该处理工艺。
另外，国内同行开发了处理印染废水的水解-好氧-生物碳工艺，处理焦化废水的水解和AO工艺相结合的工艺，在啤酒废水和屠宰废水方面水解-好氧工艺相结合的工艺已是具有竞争力的一种标准工艺。水解（酸化）工艺还应用于工业废水处理中，如印染、纺织、轻工、酿酒、化工、焦化、造纸等行业的工业废水。
水解-好氧工艺在推广过程中，全国各地有关部门及行业累计建设了上百座水解-好氧工艺的污水处理厂。因此，可以讲水解-好氧生物处理工艺是我国独立自主开发的污水处理工艺，为我国的水污染控制作出了积极的贡献。在以上的这一系列实践过程中，通过对各种不同工艺流程的推广应用，笔者认为有必要对生产性工程进行总结，以满足研究、设计和应用三方面要求。
第一节 水解（酸化）工艺与厌氧工艺一、基本原理污水生物处理工艺分好氧工艺和厌氧工艺，这两类工艺各有其优缺点。随着生物处理技术的发展，作为生物处理的主角仍是微生物。如何能使好氧生物处理工艺提高污泥浓度，减少氧的消耗‘如何使厌氧生物处理工艺缩短处理时间和提高处理负荷，是值得进一步研究的课题。各种类型有机污染物的厌氧（缺氧）、好氧降解反应过程汇总如下。
好氧（微需氧）过程 厌氧（缺氧）过程
（1）COD→H2O+CO2 （2）COD→CH4+CO2
传统好氧工艺 传统厌氧工艺
（3）NH4+→NO3- （4）NO3-→N2
硝化工艺 反硝化或缺氧工艺
（5）H2S→S0 （6）SO42-→H2S
微需氧或好氧工艺 厌氧反应
（7）R-Cl→CO2+Cl- （8）R3CCl→CH4+CO2+Cl-
好氧反应 厌氧反应从化学反应式（1）-（8）来看，除反应式（1）、（2）为传统的好氧和厌氧工艺外，其他均为兼性菌的反应。人们过去对于好氧微生物和专性厌氧微生物研究十分充分，而对兼氧性微生物的研究不够。
事实上，利用兼性细菌的工艺人们已开始有所涉及。如，对去除N、P的A2O或AO工艺（反应式（3）、（4）），是利用了兼性菌在好氧条件下进行好氧代谢，而在厌氧条件下进行不同代谢反应的工艺。在含有硫酸盐的有机废水中，厌氧反应将有机物和硫酸盐分别转化为有机酸和硫化氢（反应式（6）），产生的硫化氢被微需氧细菌直接氧化为硫元素。这可以用来去除硫化物并回收硫元素（反应式（5））。最新研究表明，一些在好氧状态下难降解芳香族和卤代烃在厌氧条件下容易分解（反应式（7）、（8））。
以上反应是一些新工艺的化学反应基础，其基本原理是新工艺开发的基础和生长点。例如，目前国际和国内上流行的AB工艺和序批式活性污泥（SBR）工艺。前者是在A段的高吸附段发生了水解和部分酸化反应，大分子物质降解为小分子物质，所以使得整个工艺的效率大为提高。对于后者而言，在SBR的反应过程同样经历了好氧-缺氧和厌氧的过程。
成功地利用兼性微生物的典型工艺是由北京市环境保护研究院在20世纪80年代开发的水解-好氧生物处理工艺。水解池利用水解和产酸微生物，将污水中的固体、大分子和不易生物降解的有机物降解为易于生物降解的小分子有机物，使得污水在后续的好氧单元以较少的能耗和较短的停留时间下得到处理。采用水解-活性污泥法与传统的活性污泥相比，其基建投资、能耗和运行费用可分别节省30%左右。由于水解池具有改善污水可生化性的特点，使得本工艺不仅适用于易于生物降解的城市污水等，同时更加适用于处理不易生物降解的某些工业废水，如纺织废水，印染废水，焦化废水，酿酒废水，化工废水，造纸废水等。
二、水解-好氧工艺的开发水解-好氧工艺开发的目的是针对传统的活性污泥工艺具有投资大、能耗高和运转费用高等缺点，试图采用厌氧处理工艺替代传统的好氧活性污泥工艺。1983-1984年在北京进行了第一阶段实验，采用37L的UASB反应器，并配有三相分离器，停留时间为8.0h。在这一阶段COD、BOD5和SS的去除率分别在50-70%、60-80%和70-90%。尽管停留时间很长（8.0h），但沼气产量很低，仅为0.02m3/（m3·d）。从实验结果来看厌氧阶段的处理不足以使出水达到排放标准，不得不采用好氧后处理。另外，UASB反应器的反应时间太长，尽管其在运行费用和能耗等方面有一定的优势，但在基建投资方面不足以与传统活性污泥工艺相竞争。在北京进行的实验属于冬季水温（最低为9℃）较低的实验。
在温暖气候条件下常温（10-20℃）厌氧处理生活污水的实验，存在两个问题。首先总的去除效果不理想，这是针对达标和总的停留时间而言。事实上，厌氧的停留时间在8-12h的去除效果还是相当高的，但是，要考虑到其与传统好氧工艺应有竞争力。第二，停留时间在8-24h的厌氧系统的竞争能力将大为降低，COD的去除率仅30-60%。这样还需要相当客观的好氧后处理设备。
为了解决上述问题，将UASB反应器的运行方式改变为部分厌氧，即主要在厌氧反应的水解和酸化阶段（这也是称为水解-好氧工艺的原因），从而在反应器中取消了三相分离器，使得反应器结构十分简单，便于放大。虽然水解反应器的停留时间仅有2.5h，但分别可取得高达45.7%、42.3%和93.0%的COD、BOD5和SS去除率。后处理的活性污泥法仅需采用2.5h停留时间。
新工艺有两个最为显著的特点：其一，水解池取代了传统的初沉池，水解池对有机物的去除率远远高于传统的初沉池，更为重要的是经过水解处理，污水中的有机物不但在数量上发生了很大变化，而且在理化性质上发生了更大变化，使污水更适宜后继的好氧处理，可以用较少的气量在较短的停留时间内完成净化；其二，这种工艺在处理污水的同时，完成了对污泥的处理，使污水、污泥处理一元化，可以从传统的工艺过程种取消消化池。作为一种替代的处理工艺，在总的停留时间和能耗等方面比传统的活性污泥要有很大的优势。
三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别从原理上讲，水解（酸化）是厌氧消化过程的第一、二两个阶段。但水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段和厌氧消化的目标不同，因此是两种不同的处理方法。
水解（酸化）-好氧处理系统中的水解（酸化）段的目的，对于城市污水是将原水中的非溶解态有机物截留并逐步转变为溶解态有机物；对于工业废水处理，主要是将其中难生物降解物质转变为易生物降解物质，提高废水的可生化性，以利于后续的好氧生物处理。水解工艺的开发过程是从低浓度城市污水开始的，与高浓度废水的厌氧消化中的水解、酸化过程是不同的。在连续厌氧过程中水解、酸化的目的是为混合厌氧消化过程中的甲烷化阶段提供基质。而两相厌氧消化中的产酸段（产酸相）是将混合厌氧消化中的产酸段和产甲烷段分开，以便形成各自的最佳环境。因此，尽管水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段、两相法厌氧发酵工艺中的产酸相和混合厌氧消化工艺中的产酸过程均产生有机酸，但是由于三者的处理目的的不同，各自的运行环境和条件有着明显的差异，主要表现在以下几个方面。
（1）氧化还原电位（Eh）不同在混合厌氧消化系统中，由于完成水解、酸化的微生物和产甲烷微生物共处于同一个反应器中，整个反应器的氧化还原电位（Eh）的控制必须首先满足对Eh要求严格的甲烷菌，一般为300mV以下，因此，系统中的水解（酸化）微生物也是在这一电位值下工作的。而两相厌氧消化系统中，产酸相的氧化还原电位一般控制在-300—-100mV之间。水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段为一典型的兼性过程，只要Eh控制在0mV左右，该过程即可孙里进行。
（2）pH值不同在厌氧消化系统中，消化液的pH值控制在甲烷菌生长的最佳pH值范围，一般为6.8-7.2。在两相厌氧消化系统中，产酸相的pH值一般控制在6.0-6.5之间，在酸化反应器pH值降低时，丙酸的相对含量增大，而丙酸对后续的甲烷相中的产甲烷菌将产生强烈的抑制作用。对于水解（酸化）-好氧处理系统来说，由于浓度低不存在酸的抑制问题，因此，可以不控制pH值的范围，一般pH在6.5-7.5之间。
（3）温度不同三种工艺对温度的控制也不同，通常厌氧消化系统以及两相厌氧消化系统的温度均严格控制，要么中温消化（30-35℃），要么高温消化（50-55℃）。而水解处理工艺对温度无特殊要求，通常在常温下运行，也可获得较为满意的水解（酸化效果）。
由于反应条件不同，三种工艺系统种优势菌群也不相同。在厌氧消化系统种，由于严格地控制在厌氧条件下，系统中的优势菌群为专性厌氧菌，因此完成水解（酸化）的微生物主要为厌氧微生物。水解（酸化）工艺控制在兼性条件下，系统中的优势菌群也是厌氧微生物，但以兼性微生物为主，完成水解（酸化）过程的微生物相应也主要为厌氧（兼性）菌。对于两相厌氧消化系统中的产酸相，微生物的优势菌群随控制的氧化还原电位不同而变化。当控制的电位较低时，完成水解、产酸的微生物主要为厌氧菌；当控制的电位较高时，则完成水解、产酸的微生物主要为兼性菌。
需要说明的是，水解-好氧工艺中的水解（酸化）过程与好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中发生的水解过程也是有较大区别的。这表现在以下两个方面：首先是菌中不同，如上所述在水解工艺中的优势菌群是厌氧微生物，以兼性微生物为主，而在好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中的优势菌是以好氧菌为主，仅仅部分兼性菌参加反应；其次，在反应器内的污泥浓度不同，水解工艺采用的是升流式反应器，其中污泥浓度可以达到15-25g/L，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中从二沉池回流的污泥浓度一般最高为5g/L，并且以好氧菌为主。以上的差别造成了水解工艺是完全水解，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中A段仅仅发生部分水解。
微生物种群的差异使得三种工艺系统的最终产物也完全不同。在厌氧消化系统中，水解（酸化）产生的有机酸被立即转化为甲烷和二氧化碳（沼气）。水解（酸化）工艺中的最终产物为低浓度有机酸，个别情况下还有极少量的甲烷。而两相厌氧消化中的产酸相的产物主要为高浓度有机酸（主要为乙酸）、少量甲烷和二氧化碳（见表2-1）
表2-1水解（酸化）-好氧处理工艺中是水解（酸化）与厌氧消化的比较工艺项 目
水解（酸化）-好氧中的水解（酸化）段
两相厌氧消化中的产酸相
厌氧消化
Eh/Mv
0
-100～-300
<-300
pH值
6.5～7.5
6.0～6.5
6.8～7.2
温度
不控制
控制
控制
优势微生物
兼性菌
兼性菌+厌氧菌
厌氧菌
产气中甲烷含量
极少
少量
大量
最终产物
低浓度的有机酸
高浓度的有机酸如乙酸、少量CH4/CO2
CH4/CO2
水解工艺的研究工作是从污水的厌氧-好氧生物处理小试验开始，经过反复实验和理论分析，逐步发展为水解（酸化）-好氧生物处理工艺。在水解反应器中实际上完成水解和酸化两个过程（酸化也可能不十分彻底），但为了简化称呼，简称为水解。如上一章所述厌氧发酵产生沼气过程可分为水解阶段、酸化阶段、乙酸化阶段和甲烷阶段等四个阶段。水解池是把反应控制在第二阶段完成之前，不进入第三阶段。采用水解池较之全过程的厌氧池（消化池）具有以下的优点。
水解、产酸阶段的产物主要为小分子有机物，可生物降解性一般较好。故水解池可以改变原污水的可生化性，从而减少反应的时间和处理的能耗。
对固体有机物的降解可减少污泥量，其功能与消化池一样。工艺仅产生很少的难厌氧降解的生物活性污泥，故实现污水、污泥一次性处理，不需要经常加热的中温消化池。
不需要密闭的池，不需要搅拌器，不需要水、气、固三相分离器，降低了造价和便于维护。由于这些特点，可以设计出适应大、中、小型污水处理厂所需的构筑物。
反应控制在第二阶段完成之前，出水无厌氧发酵的不良气味，改善处理厂的环境。
第一、第二阶段反应迅速，故水解池体积小，与初次沉淀池相当，节省基建投资。
因此，水解-好氧生物处理工艺是有自己特点的一种新型的水处理工艺。
第三节 水解-好氧生物处理工艺特点
1、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同水解池的启动采用了动力学控制措施，通过调整水力停留时间，利用水解细菌、产酸菌与甲烷菌生长速度不同，利用水的流动造成甲烷菌在反应器中难于繁殖的条件。图2-6是水解池在启动期间污泥甲烷活性的变化，随着水解池的运行甲烷菌的活性逐步降低。这也初步证实了采用动力学控制措施的有效性。采用城市污水直接培养成熟的水解污泥外观呈黑色，结构密实。污泥中杂质较多，VSS/MLSS底部为57.5%，上部为55.1%。污泥层的平均污泥浓度为15g/L，污泥层在2.5-3.5m之间。在高倍显微镜下发现细菌的形态以长短杆菌为主。
由于进水的溶解氧为零，所以好氧细菌得不到发展。系统中微生物主要是兼性微生物。一般认为水解、产酸菌属于兼性微生物，而产甲烷细菌是专性厌氧菌，不具备过氧化氢酶。工艺希望在水力学控制条件下，系统中以水解和产酸菌为主。为此，对接触酶的活性与甲烷菌活性进行检验。定性结果如表2-5中的数据所示。
表2-5 生物污泥活性检验污泥种类
好氧活性污泥
水解污泥
肉联厂厌氧污泥
接触酶活性
+ + +
+ +
甲烷活性
0
1①
25.7
结果表明，消化污泥的厌氧程度最高，而系统中水解污泥接触酶反应呈阳性，说明存在大量兼性微生物，而甲烷菌的活性不高，说明只有极少量的甲烷菌参加了反应。从水质监测结果看，进水的挥发性有机酸从54mg/L上升到90.9mg/L，这充分正证实了采用动力学控制系统处于水解酸化阶段是行之有效的。
2、水解池可取代初沉池从表2-6给出的水解池与初沉池运行结果可知，在停留时间相当的情况下，水解池对悬浮物的去除率显著高于初沉池，平均出水SS只有50mg/L，其COD、BOD5、蛔虫卵的去除率也显著地高于初沉池。因初沉池的去除率受水质影响较大，出水水质波动范围较大，而水解池出水水质比较稳定。在拿不出大量投资修建二级污水处理厂的地方，先采用水解池进行一级处理，出水水质将比初沉池有很大程度的改善。
表2-6 水解池与初沉池处理效果项目
水解反应器
平流多斗沉淀池
停留时间/h
2.5
3.0
3.5
1.67
2.22
3.33
COD去除率/%
43.0
41.3
40.6
BOD去除率/%
29.8
33.1
28.1
18
12
17
SS去除率/%
82.6
74.8
79
42
40
47
3、较好的抗有机负荷冲击能力图2-7是进水浓度与去除率的关系，从图2-7可见，进水浓度越高，COD去除率越高。进水平均浓度为500mg/L时，COD去除率在45%左右。水解池对于进水浓度变化而引起的冲击负荷有很大得抵抗能力，在实验中曾观察到COD负荷从1.95kg/（m3·d）变化到8.8kg/（m3·d），出水COD从207mg/L变化到316mg/L。
4、水解过程可改变污水中有机物形态及性质，有利于后续好氧处理一般城市污水可沉COD占总COD的50%左右，经水解处理后基本上去除了可沉性COD，所以水解工艺适用于污水中含悬浮状COD比例较高的废水。如屠宰废水、啤酒废水虽然可生物降解的可溶性COD成分高，但是废水中悬浮性颗粒状COD含量也很高，所以适合采用水解处理。对于城市污水，实验表明经水解反应后溶解性COD、BOD比例分别从进水的50%、65%提高到出水的78%、77%，不溶性COD、BOD的去除率分别为74.5%、55.3%。在运转中经常出现水解池出水溶解性COD、BOD值高于进水的情况，这说明反应中有相当数量的不溶性有机物溶解于水中，在10-20℃条件下去除悬浮物有48%发生水解。但由于进、出水溶解性COD、BOD的数值相差不大，因此，人们会误认为水解池仅仅起到物理解留作用。通过对水解池进、出水有机酸分析结果表明，出水的溶解性COD已不是原来的溶解性COD，其中挥发性有机酸浓度大幅度上升，可以从占进水溶解性组分9%上升到出水的25%。
5、在低温条件下仍有较好的去除效果水解池即使在最低水温（10℃）时仍可稳定运行，图2-8为停留时间3.5h条件下，水温与去除率的关系。水解反应器之所以在低温条件下仍有如此高的去除率，因为水解池属于升流式污泥床反应器，这种反应器保持大量的水解活性污泥，污泥平均浓度达到15g/L，由于生物量大，大量水解活性污泥形成的污泥层，在有机物通过时将其吸附截留，这延长了污染物在池内的停留时间，从而保证了去除率。
6、有利于好氧后处理表2-7为水解工艺结合采用活性污泥后处理工艺与采用传统活性污泥工艺的对比。在池容、水质相同，停留时间4h左右的情况下，不论采用穿孔管或中微孔曝气方式，水解-好氧工艺的BOD5和COD去除率均显著高于传统工艺，且出水COD低于100mg/L，传统工艺停留时间8h左右仍然达不到与本工艺相接近的出水水质，因此，从曝气池容积上新工艺要少50%左右。若同样采用穿孔管曝气设备，曝气可节省气量50%，同样采用中微孔曝气器节省气量为40%左右。
表2-7 不同工艺处理北京高碑店城市污水实验结果对比项 目
传统工艺曝气池运行
水解-好氧工艺曝气池运行
穿孔管曝气
中微孔曝气
穿孔管曝气
中微孔曝气
停留时间/h
8
6
4.5
8
4
4
气水比
15:1
14:1
4.9:1
6.2:1
7.3:1
3.8:1
回流比
50
50
60
60
50
50
污泥指数SVI
265
239
231
259
273
70.8
出水SS浓度/（mg/L）
15.1
86.7
11.6
20.2
17.4
出水COD浓度/（mg/L）
150
162.0
148
91.6
87.6
85.1
出水BOD浓度/（mg/L）
9.8
29.5
12.0
8.8
12.6
6.6
7、可以同时达到对剩余污泥的稳定如前所述，水解-好氧工艺的一个最显著的特点就是污水、污泥一次得到处理，可以在传统的工艺流程中取消消化池。通过示范工程1年的物料平衡，水解池中污泥的水解率可高达50%左右，排出系统污泥量比初沉池-消化池联合系统低30%，结果证实存在取消消化池的可能性。对于污水处理厂而言，污泥量的平衡只是其中一个方面，还有其他一些重要的指标，因此，需要对新工艺流程污泥处理指标进行详细的对比和分析。
（1）水解池可以同时稳定污泥通过1年的示范工程，水解池平均去除的悬浮物量为311.7kg/d，水解池排出的污泥总量则为162kg/d，污泥水解率为48%。即去除的SS在微生物作用下发生水解，根据温度不同污水水解率在30%-70%之间变化。
（2）水解污泥的沉降与浓缩性能了解水解污泥的沉降性能，可为浓缩池提供设计依据。根据静沉实验数据并经过生产性实验动态结果修正，从沉降实验现象观察水解污泥沉降性能十分良好，SV为50%，SVI为34，沉降性能优于初沉池和曝气池污泥。在浓缩8-12h下，水解污泥的含水率可从98.5%降至90%左右，浓缩后污泥可直接进行脱水。
第四节 水解-好氧生物处理工艺的机理一、有机物形态对水解去除率的影响污水中的污染物按分散划分为悬浮状、超胶体、胶体和溶解性4种不同形态。根据工程上采用的简单分离方法来划分，定义为溶解性、胶体、超胶体和可沉的COD。例如：溶解性COD为通过0.45um滤膜的组分；胶体COD为通过4.4um滤纸的过滤液与溶解性COD之差；超胶体COD为通过4.4um-100um之间的组分；可沉的COD为粒径>100um、通过4h沉淀可以去除的组分。根据以上分类，水解反应器的运行效果反应前后的污水特性见图2-9。
从图种实验数据可知，城市污水进水中可沉COD和超胶体COD占总COD的50%左右，经水解处理后基本上去除了可沉性COD和超胶体COD的60%。由此可见，水解池对悬浮性物质的去除能力很强，所以水解工艺适合污水中含悬浮状COD比例较高的废水。经水解反应后，出水溶解性COD比例从30%提高到占出水的47%。在运转中经常有水解池出水溶解性COD、BOD值高于进水的情况，这说明反应中确有相当数量的不溶性有机物溶解于水中，这通过污泥产量的计量可以得到进一步证实，在10-20℃条件下去除悬浮物有48%发生水解。
二、有机物降解途径
以COD为例，图2-10给出了对可沉性、超胶体、胶体性和溶解性等不同物理状态的有机污染物迁移转化途径的图示。首先水解反应器中的大量微生物将进水中颗粒物质和胶体物质迅速截留和吸附，这是一个物理过程的快速反应，一般只要几秒到几十秒即可完成，因此，反应是迅速的。截留下来的物质吸附在水解污泥的表面，漫漫地被分解代谢，其在系统内的污泥停留时间要大于水力停留时间。在大量水解细菌的作用下将大分子、难于生物降解物质转化为易于生物降解的小分子物质后，重新释放到液体中，在较高的水力负荷下随水流移出系统。由于水解和产酸菌世代期较短，往往以分和小时计，因此，这一降解过程也是迅速的。在这一过程中溶解性BOD、COD的去除率虽然表面上讲只有10%左右，但是由于颗粒有机物发生水解增加了系统中溶解性有机物的浓度，因此，溶解性BOD、COD去除率远远大于10%。但是由于酸化过程的控制不能严格划分，在污泥中可能仍有少量甲烷菌的存在，可能产生少量的甲烷，但甲烷在水中的溶解度也相当可观，故以气体形成释放的甲烷量很少。可以看出，水解反应器集沉淀、吸附、网捕和生物絮凝等物理化学过程以及水解、酸化和甲烷化过程等生物降解功能于一体。这些过程在水解反应器中得到了强化，这与功能单一的初沉池有本质的区别。
三、水解池动态特性分析
1、上升流速与系统内污泥浓度的关系研究上升流速和污泥层高度（实际上是污泥浓度）之间的变化规律，可以忽略由于污泥积累造成的污泥区高度的变化。不断调整进水量，改变上升流速vi，在一个特定的上升流速下，测定稳定后相对应的污泥层高度（一般为改变负荷1h以后），并通过整个系统内污泥总量，换算出相对应的污泥层高度内平均浓度X，则可以得出图2-11所示结果。
图2-11中v0为无量纲化上升流速，v0=vi/vmax，vmax为密云县城市污水处理厂设计最大上升流速，m/h；X为平均污泥浓度，g/L。
从图2-11可见，在稳定状态下一个上升流速对应于一个平均污泥浓度X。这种对应关系是由于在水解池内污泥在垂直方向的运动是污泥颗粒的平均浓度vr和水流的上升流速vi在稳定状态达到平衡时形成，即vr=vi。而污泥的沉淀速度与污泥浓度可用Dick理论公式描述：
vr=αX-n=9.53X-0.75
因此，通过图2-11中数据可以得到应用于城市污水水解池中的关系式：
v0=vi/vmax=α’X-n=5.29X-0.75
应用上述关系，在实际运行的密云县城市污水处理厂的平均流量、最大流量和最小流量下所对应的污泥浓度分别约为40g/L，20g/L和60g/L。从以上数据可以看出，在最大流量条件下，污泥层由于膨胀而造成污泥浓度降低，同时引起污泥成层的沉淀速度提高，自动保持反应器内污泥浓度（约20g/L）；而随着流量的减少，在最小流量时污泥浓度增加，沉速降低也达到动态平衡，这时污泥浓度为60g/L。这一特征可以在运转管理中得到运用，来制定不同的排泥措施，以减少污泥处理的投资和运转费用。
2、稳定性分析水解反应器属上流式污泥床反应器范畴，具有两个基本功能：即生物反应和沉淀功能。图2-12给出了这两者在水解反应器中的相互约速关系。在水解酸化反应中所需微生物的浓度与水力停留时间呈反向变化（反应曲线）。从理论上讲，在给定的污泥龄下（θc一定），状态的稳定点一定在反应曲线之上。只要微生物量足够多，则反应不受停留时间的控制，这在工程上是十分有利的。考虑到系统运行的经济性，停留时间越短越好，这要求运行点A、B、C沿反应曲线向左上移动。随着停留时间的限制，即受污水上升流速的制约。
沉降曲线给出了这种限制关系，其将平面分为两部分，右半平面为稳定状态，左平面是不稳定状态。有两种情况会造成污泥界面上升；第一种情况，长期不排泥，这时污泥面将不断上升，这是由于污泥量增加使得污泥浓度增加，这时可通过排泥重新回到稳定状态；第二种情况，当水力停留时间缩短，水的上升流速增大造成污泥界面上升，这可通过排泥来降低系统中的污泥量，使污泥浓度与停留时间达到一个新的稳定状态。图2-12所示是设计与运行管理中的一个重要关系，其反映了生物反应与沉淀作用这对矛盾的统一关系。由此可以得出结论，对于低浓度城市污水厌氧处理过程，水力停留时间和水力负荷是较有机负荷更为本质和更有效的运行、设计参数。
四、难降解有机物的降解水解反应器对有机物的降解在一定程度上只是一个预处理过程，水解反应过程中没有彻底完成有机物的降解任务，而是改变有机物的形态。具体讲是将大分子物质降解为小分子物质，将难生化降解物质降解为易生化降解的物质。这样使得以COD形式存在而BOD5不易检出的有机物，在水解反应过程中分解形成一些可以被BOD5测出的有机物，从而使B/C比例有所增加。
使用色谱-质谱联机（GC/MS）对污水处理过程中污水含有的各种有机污染物进行鉴定，是国内外近年来在环境工作中的新进展。色谱仪能有效地分离污水中有机混合物，而质谱仪又能对单一组分进行定性鉴定。采用液-液萃取、毛细管气相色谱法及气相色谱/质谱联机法，对有机污染物在水解池、曝气池中的降解过程进行了分析、研究，以期对有机污染物在新的工艺过程中的降解转化过程的特殊性进行了解。水样采取24h的混合样，水质的常规指标数据见表2-8。
表2-8 水质参数表项目
进水浓度/（mg/L）
水解出水浓度/（mg/L）
曝气池出水浓度/（mg/L）
COD
541.0
263.9
92.4
BOD
215.1
111.5
6.48
SS
432
22.7
19.7
对水解反应前后及最终出水有机物组分采用色谱-质谱分析结果见图2-13。峰面积数据由气相色谱积分仪给出（面积由1000以上开始积分），有机物鉴定采用色谱-质谱联机法，由表2-9给出。需要说明的是，表2-9中只给出了主要的化合物，对于峰面积较小的化合物表2-9中没有给出。
表2-9 采用色谱-质谱联机法鉴定不同处理阶段有机物的定性分析结果序号
化合物名称
分子式
进水
水解出水
二沉出水
1
含氧二氯甲基甲烷
√
2
1,2,3-三氯丙烷
C3H5Cl3
√
3
溴化二氯丙烷
C3H5Cl2Br
√
4
2-溴-1-氯丙烷
C3H6ClBr
√
5
1,3-二氯丙烷
C3H4Cl2
√
6
2,3-二氯丙烷
C3H4Cl2
√
7
1,2-双（2-氯乙氧基）乙烷
C6H12O2Cl2
√
√
8
1,3-二氯-2-丙醇
C3H6Cl2O
√
9
2,3-二氯-1-丙醇
C3H6OCl2
√
10
氯乙酸
C2H3OCl2
√
11
氯化甲醚
CH5OCl
√
12
2,3-乙氯-2-甲基-丙醛
C4H6COCl2
√
13
2,3’-氯双（1-氯）-丙烷
C6H12O2Cl2
√
14
1-溴-2-氟环戊烷
C5H7BrF
√
15
4-氯苯酚
C6H5Cl
√
16
氯代苯酚
√
17
氯萘
C10H7Cl
√
18
2,6-二（1,1-二甲基乙基）苯酚
C15H24O
√
√
19
4,4’-（1,1-甲基亚乙基）双酚
C15H10O
√
20
苯乙腈
C8H7N
√
21
萘
C10H8
√
22
乙酸苯乙酯
C10H12O2
√
23
丙酸苯乙酯
C11H14O2
√
24
未知峰
√
25
3-甲基丁酸苯乙酯
C13H15O2
√
26
3-甲基-2,6-二羧基-4-乙烯酸
C7H8O4
√
√
序号
化合物名称
分子式
进水
水解出水
二沉出水
27
丙酸
C3H6O2
√
28
甘氨酸
C2H5O2N
√
29
甲基戊酸
C6H12O2
√
30
己酸
C6H12O2
√
31
庚酸
C7H14O2
√
32
辛酸
C8H16O2
√
33
壬酸
C9H18O2
√
√
34
3-甲-2,6-二氯-4-己酸
√
36
3-羟基十六酸甲酯
C17H34O3
√
37
羟基乙酸甲酯
C3H6O3
√
38
十六酸甲酯
C17H40O2
√
39
环戊基十一酸甲酯
C17H32O2
√
40
14-戊基酸甲酯
C16H23O2
√
41
氯乙酸丁酯
C6H11O2Cl
√
42
磷酸三丁酯
C12H27O4P
√
43
未知峰
√
44
2-甲基-2-甲氯基丙
C6H14O
√
45
未知峰
C9H13O
√
46
2-甲基-环戊硫醇
C9H12S
√
47
九碳醇
C9H20O
√
√
48
未知峰
√
49
十八稀醇
C18H36O
√
50
十二基环乙醇
C13H35O
√
51
N-甲基戊炔醇
C6H10O
√
52
未知峰
√
53
未知峰
√
54
三十二醇
C32H64O
√
55
2-（9-十八基氯）乙醇
C20H40O2
√
56
甲基十二醇
C13H28O
√
√
57
十八碳烯醛
C18H34O
√
58
甲-2-南乙醛
C9HO2O2
√
59
2-乙基-4-戊醛
C10H8
√
60
2-L-比南半乳
C7H14O3
√
61
D-吡喃果糖三苷
C13H20O6
√
62
（2-乙基己基）噻吩
C12H20S
√
图2-13是不同反应阶段碱性/中性化合物色谱变化图和酸性化合物色谱变化图，图2-14是根据色谱图计算不同保留时间间隔内山峰峰数与峰面积反应前后的对比图。可以分析有以下几个现象。
不论是酸性组分或碱性组分/中性组分色谱图，经水解反应后出峰时间都大幅度提前，尤其以酸性组分更为明显，说明经过反应后小分子化合物增加。
酸性组分化合物个数明显增加，由45个增至60个，同时，酸性组分总峰面积有所增加。
碱性/中性化合物数由35个减至18个，而碱性/中性组分峰面积有所减少，以上事实说明碱性/中性化合物经酸化反应后结构发生了很大变化。
化合物峰面积与峰数分布反应前后发生变化，原污水是随着保留时间的增大而增加，这说明大分子化合物比例占绝大多数，在保留时间大于20min时，酸性组分出峰个数占出峰总数51%，峰面积也占同样的比例；经水解酸性反应后保留时间大于20min，酸性组分峰数占总峰数的比例降为25%，峰面积比例仅为4.6%；而保留时间小于10min时，峰面积的碱性/中性组分占92.5%，酸性组分占83.9%，说明小分子化合物占化合物比例的绝大部分。详细的数据比例见图2-14。
碱性/中性化合物峰面积有所减少，而酸性组分总峰面积有所增加，说明碱性/中性化合物转变为酸性化合物。
通过上述现象分析，结合质谱化合物检索可以得出如下结论。
经水解反应池后，酸性化合物数量和种类大幅度增加，说明水解反应池对有机物不仅仅起到物理截留作用，而是以生物作用为主的水解-酸化反应过程，同时也说明酸化过程的工程控制措施是恰当的。
经水解-酸化反应后，有机物的种类并没有减少，相反增加了许多小分子的化合物，这些化合物是水解、酸化反应的中间产物，这与一般生物处理构筑物降解规律是有区别的。从溶解性有机物的数量（以峰面积表示）上，经过水解反应后总量有所增加，这说明部分不溶性有机物经过水解-酸化反应后确实转变为溶解性有机物，从而使悬浮性有机物量有所减少。
进水中主要有机物相当部分为大分子化合物（在C9以上），其中有很多苯系化合物（见表2-9），这些苯系化合物在水解池出水与最终出水中部未检出，这说明难降解大分子物质经过水解-酸化后可以降解。从微观角度为说明水解-好氧工艺最终出水可优于传统好氧生物处理工艺提供了理论基础。
经水解-酸化反应后产物大部分是酸性小分子化合物，且多为C2-C6化合物。经过水解-酸化反应后，有机物的种类并没有减少，相反增加了许多小分子的化合物，这些酸性化合物容易被生物降解，这也从一个侧面说明，为什么经过水解-酸化反应后BOD5/COD比值有所提高，即可生化性有所提高。这是由于大分子难降解化合物降解为小分子易降解的酸性小分子化合物所致。
经过活性污泥法最终处理后，出水的化合物种类和含量有明显减少。BOD5去除率可达90%以上，但某些化合物，如4，4-（1，1-甲基亚乙基）双酚等化合物由于其结构上的特点，在处理过程中没有被分解。并且在处理后出现一些新化合物，如β-D-哔喃果糖三苷等化合物，它们可能是微生物生物代谢过程中的中间产物，或者为某些胞外酶。这些有机物的共同特点是难于为生物所降解，这也说明为什么二级处理到一定程度，最终出水COD浓度仍然保持一定水平的原因。
采用色质联用方法研究水解-酸化过程特性，进一步证实了对水解池在工艺中所起作用的分析、推断。从理论上说明了水解-好氧生物处理的机理，但在分析中也存在一些没有解决的问题，例如，对于水解降解产物中一些卤代烃产物的形成途径缺乏认识，还有待于进一步分析。
第五节 水解工艺对后续好氧工艺的影响水解工艺着眼于整个系统的处理效率和经济效率，放弃了厌氧反应中甲烷发酵阶段，利用厌氧反应中水解和产酸作用，使得污水、污泥一次得到处理。在整个过程中，大量悬浮物水解成可溶性物质，大分子降解为小分子，因此工艺过程中有许多不同于传统工艺的特点。且由于这些特点，单从出水水质COD、BOD5等去除率来评价水解反应器的作用是不全面的，应对后处理中各种现象进行分析，以全面评价水解反应在整个系统中的功能。表2-10和表2-11为不同国家的城市污水在不同实验条件下，原水水质与水解出水的性质对比。
表2-10 原污水与水解出水水质比较（北京市高碑店污水处理厂）
项 目
原污水
水解出水
原污水/水解出水
COD/（mg/L）
493.3
278.4
1.77
BOD/（mg/L）
170.2
115.2
1.48
SS/（mg/L）
277.4
45.3
6.13
溶解性COD比例/%
50.8
77.8
0.65
BOD5/COD
0.345
0.414
BOD20/（mg/L）
294.0
166.0
1.71
BOD5/ BOD20
0.56
0.794
动力学常数
0.135
0.175
耗气速率/【mg/（h·L）】
37.4
112.6
气水比
10：1
3.8：1
曝气池停留时间/h
8
4
曝气池出水COD/（mg/L）
150.0
92.0
表2-11水解反应前后污水性质的变化（HRT=3.0h，荷兰Bennekom）
项目
COD
（mg/L）
BOD
（mg/L）
SS
（mg/L）
BOD5
COD
BOD5f
BOD5
VAF
CODt
BOD5f
COD
CODf
CODt
CODm
CODt
进水
650
346
217
0.53
0.67
0.09
0.54
0.49
0.29
出水
397
254
33
0.64
0.91
0.25
0.61
0.73
0.49
1、有机物含量显著减少水解反应器的第一个特点是对于有机污染物（特别是悬浮物）相对高的去除率，COD平均去除率为40%-50%，而悬浮性COD去除率更高，为60%-80%；出水悬浮物的浓度低于50mg/L，这些因素对于各种后处理是非常有利的。如采用活性污泥法后处理，由于有机物的绝大数量减少，与传统的活性污泥工艺相比，停留时间也可减少50%，同时曝气量减少50%。其基建总投资、能耗和运行费用可分别节省30%左右。如采用氧化塘后处理，与单独采用传统氧化塘相比，占地面积减少50%以上，基建投资降低50%，运行费用降低36%，并且基本上解决了一般氧化塘的淤结问题。若采用土地处理系统，由于经水解池处理后污水的可生化性提高，悬浮物弄地低于50mg/L，可大大提高土地的处理负荷，减少占地，提高处理效率，可应用于城市污水。根据实际情况的不同，后处理工艺目前的应用有以下几种形式。
水解-活性污泥处理工艺，如北京密云污水处理厂；
水解-氧化沟处理工艺，如河南安阳豆腐营污水处理厂；
水解-接触氧化处理工艺，如深圳白泥坑污水处理厂；
水解-土地处理工艺，如山东安丘污水处理厂；
水解-氧化塘处理工艺，如新疆昌吉污水处理厂；
2、B/C比值和溶解性有机物比例显著增加不同条件下的城市污水经水解反应后，出水B/C值有所提高，如从0.345提高到0.414（北京），从0.53提高到0.64（荷兰）。B/C比值的提高说明废水可生化性的提高，这是水解反应的第二个显著特点。
另外经水解处理后，溶解性有机物比例发生了很大变化，水解出水溶解性COD比例提高了1倍。而一般经初沉池后出水溶解性COD、BOD5的比例变化较小。众所周知，微生物对有机物的摄取只有溶解性的小分子物质才可直接进入细胞体内，而不溶性大分子物质首先要通过细胞外酶的分解才可直接进入微生物体内的代谢过程。经水解处理，有机物在微生物的代谢途径上减少了一个重要环节，无疑将加速有机物的降解。这表明水解反应器相对于曝气池起到了预处理的作用，使得经水解处理后出水变得更易于被好氧菌降解。
水解池出水采用活性污泥后处理工艺与采用传统活性污泥工艺进行对比如下：在停留时间4h左右的情况下，不论采用穿孔管或中微孔曝气方式，BOD5和COD去除率均显著高于传统工艺流程，且出水COD低于100mg/L，传统工艺停留时间8h左右仍然达不到与本工艺相接近的出水水质，因此，从曝气池容积上新工艺要少50%左右。曝气量若同样采用穿孔管曝气设备，曝气量可节省气量50%，同样采用中微孔曝气器时节省量为40%左右。
3、BOD5降解动力学原污水和水解出水BOD历时变化曲线不同（图2-15）。水解出水耗氧量开始变化很快，随后迅速趋于平稳，而原水耗氧量变化很缓慢。水解出水的BOD5/BOD20值从原水的0.56上升到0.79，在第8天水解出水好氧曲线开始转平；而原污水在第20天左右开始转平，时间上两者相差2.5倍。可以得出如下结论：
需氧量的差别，理论上使得处理水解池出水可降低50%的氧耗量；
在相同停留时间下，水解池出水有机物去除比例可高于传统工艺；
可生物降解物质的降解所需的反应时间两者相差2.5倍，这说明采用水解-好氧处理工艺可显著缩短曝气时间，从理论上讲，这个比例可高达60%。
4、污泥和COD去除平衡在实验室（荷兰）的实验中，通过严格的物料平衡得到图2-16所示的COD和污泥平衡关系。从图中数据可以算出污泥的水解率为53.3%（以SS计），说明水解反应器中污泥也受到了充分的处理，这是水解反应的第三个显著特点。由图2-16给出的COD和污泥平衡可知，COD的平均去除率为40%，而接近25%的去除的COD仍然保留在污泥中并作为剩余污泥被排放，这表明水解反应器中污泥和污水可以同时得到处理。但从现在的数据很难对其余部分去除COD做完全的物料衡算分析，COD其他可能的降解途径还包括硫酸盐还原、氢气的产生和甲烷化过程等。
（2）生产性工程验证通过对大型生产性装置观测（1985-1986年）的数据进行衡算，按以下各式计算污泥量：
总输入污泥量=
进水悬浮物量 二沉池剩余污泥量总输出污泥量=
出水悬浮物量 厌氧排泥量系统去除总悬浮物=
式中 Qi——第i天污水流量，m3/h
Qsi——二沉池第i天排泥量，m3/h
Qwi——水解池第i天排泥量，m3/h；
SSii、SSsi——第i天进、出水悬浮物含量，kg/m3；
Xri——第i天回流污泥浓度，kg/m3；
Xsi——第i天厌氧排泥浓度，kg/m3。
水解率按下式计算：
污泥水解率=
以上数字说明有47.89%的去除的SS在微生物作用下发生水解消失了。这样水解池排出的污泥总量则为162kg/d，比初沉池排泥量184kg/d少13%（按50%去除率计）。如果考虑到传统工艺中污泥量由两部分组成，一部分来源于初沉池，另一部分来源则是二沉池的剩余好氧活性污泥，剩余污泥量的计算按活性污泥法运转得到的数据为去除每公斤BOD增长1kgTSS，若曝气池进水BOD5为120mg/L，BOD去除率为93.4%，则每天排放污泥量为150kg/d，初沉池与二沉池总的污泥产量为335kg/d，比水解-好氧系统多51.6%。考虑到传统工艺流量经过消化之后，污泥量将减少为207.7kg/d，则初沉池、消化池联合系统污泥量比水解-好氧系统污泥量多28.2%。
从而可以得出如下结论：新工艺曝气池具有反应时间短、出水水质好、用气量少的特点，可节约一定的基建投资和电耗；同时新工艺可以达到污水、污泥一次处理的目的，具有工艺简单、占地少和投资省的特点。
第六节 水解工艺的污泥处理如前所述，水解-好氧工艺的最显著的特点之一就是污水、污泥一次得到处理，可以在传统的工艺流程中取消消化池。通过示范工程中一年的物料平衡，水解池中污泥的水解率可高达50%以上，排出系统的污泥量比初沉池、消化池联合系统低30%。污泥量的平衡只是其中一个方面，还有其他一些重要的指标。因此，需要对新、老工艺两套流程污泥处理指标进行详细的对比和分析，首先有必要对传统工艺污泥处理流程的目的和指标进行分析。
一、传统污泥处理的目的和手段污泥处理的主要目的如下：
（1）减少污泥最终处置的体积，以降低污泥处理及其最终处置的费用；
（2）通过处理使污泥稳定化，在最终处置后不再产生污泥的进一步降解，从而产生二次污染问题。
（3）达到污泥的无害化与卫生化；
（4）在处理污泥同时达到“变害为利，综合利用，保护环境”的目的，例如产生沼气等。
以上几个有很丰富的内容，并且有相应的具体指标体系来衡量。一般传统的污泥处理工艺过程如下：
污泥浓缩和脱水是通过物理方法，提高污泥中固体含量。污泥消化是利用生物手段来使污泥有机物分解，从而降低污泥总量。由此可知，污泥处理工序的每一步都是以减少污泥体积为主要目的。
消化池是利用厌氧发酵的方法来达到污泥稳定化的目的，这是处理工艺中的关键环节，且有以下优点：
与消化前污泥相比可减少30%的体积；
生成的沼气是可以利用的能源；
消除了恶臭；
厌氧菌有一定的抗菌作用，在一定程度上改善了污泥的卫生性能；
增加了污泥作为肥料的可利用性。
但是，消化池工艺也有一定的缺点。其一，基建投资和运行费用高，消化池是污水处理厂最昂贵的构筑物之一，占总投资的30%-40%；其二，厌氧发酵过程敏感，操作管理复杂，经常容易酸化；其三，由于污泥消化后还没有达到无害化的水平，所以污泥还需要最终处置。另外，消化后污泥的脱水性能较之生污泥为差，需投加的混凝剂大量增加，并且，作为消化池工艺最主要一条优点——回收沼气提供能源，从国内实践来看，由于中外生活食品构成的差异，造成了污泥有机成分的差别较大，国内消化池所产生的能量除供消化池加热、搅拌之外，所剩无几。这样权衡其优缺点，近年来国内一般认为对于中小型污水处理厂（＜10万m3/d＝不设污泥消化池，建议采用其他的污泥处理工艺。
下面从污泥沉降性能、污泥量的平衡、悬浮物的水解率、水解污泥的脱水性能以及污泥的卫生指标与消化污泥进行系统的比较。
二、污泥有机物的降解表从我国城市污水多年的数据来看，初沉池污泥中有机物含量为60%-70%，二沉池污泥中有机物含量70%-80%，消化池有机物降解率为40%，消化池出泥有机物含量50%，这个数值对于消化池来讲是属于中等水平。消化池的投配率为5%，则其污泥龄有20天，消化池运转一般是1天1-2次投配。每天搅拌数次，从传质条件上讲是不利的。
而水解池去除悬浮物的82%，其中有近40%是初沉池无法去除的物质，这些悬浮物中有机物占68.9%，在水解池中悬浮物是一天之内均匀进入反应器，悬浮物负荷相对减少。当其进入反应器立即被大量活性微生物所包围，微生物有充足的反应时间降解悬浮物中的有机物，污泥龄也较长，实验期平均为15-30天左右。这种条件下将去除的悬浮物的48%水解，水解池排放污泥的有机物含量为55.1%，因此，从有机物降解的角度讲，水解污泥是稳定的污泥，而且总排放量少。由于水解池具有对悬浮物截留和水解的功能，所以工艺流程上是将活性污泥工艺的剩余污泥排入水解池进行消化。（见图2-3）
三、污泥脱水性能及处理
1、水解污泥脱水性能的分析从实验结果来看，初沉池污泥的脱水性能优于消化污泥。这是由于不经消化的生污泥粘度较低，但是由于初沉污泥不经消化，有机物含量在60%以上，污泥量大，导致药剂费用高。更重要的是污泥卫生条件差，对于脱水操作工人的健康影响较大，因此，一般需要进行稳定化处理。水解污泥由于产甲烷反应强烈，泥中的气体较多；污泥性质比较粘稠，不易脱水。从化学成分分析，两种污泥有一定差别；水解污泥的碱度350.0mg/L，而消化污泥碱度为11802mg/L，众所周知，污泥化学调节的混凝剂部分消耗在污泥中的固相组分，这取决于污泥固体物质中挥发性固体量；另一部分消耗于污泥的液相部分。存在的碱度可以和投加的混凝剂产生反应，消化掉一部分混凝剂，如以氯化铝为例：
以上反应将消耗一部分混凝剂，导致混凝剂用量的增加，增加了机械脱水的运行费用。而传统的污泥处理工艺中有一项淘洗工艺，淘洗可以洗去污泥中的重碳酸盐碱度，同时，可洗去部分颗粒很小、表面积很大的胶体物质。经淘洗后能节省药剂，并可提高污泥浓缩效果的作用。上流式水解池布水器在池底，污泥处于悬浮状态，污水总是不断流经处于悬浮状态的污泥表面，将一些细小颗粒和水中的碱度带走，污泥总是处于不断的动态淘洗状态，这样污泥中的碱度和影响污泥粘度的细小颗粒将有所降低，可节省混凝剂用量。所以，动态淘洗是水解反应器污泥脱水性能良好的主要原因。
2、污泥脱水实验对示范工程的污泥采用带式脱水机，实验样品采用双盲法以避免人为的干扰，委托北京矿业大学研究生院进行。实验考察了脱水效果的影响。为此，安排了四因素三水平的正交试验。选用正交表为L27（313）。因素水平表见表2-12
表2-12 正交试验因素水平表因 素水 平
样品A
投药量B/%
重力区压力C/kPa
挤压区压力D/kPa
1
Ⅰ
0.8
150
150
2
Ⅱ
1.0
200
200
3
Ⅲ
1.2
250
250
其中样品Ⅰ为水解污泥，含水率为90.5%；Ⅱ为初沉污泥，取自高碑店污水处理厂，含水率为95%；Ⅲ为消化污泥，取自天津纪庄子污水处理厂。脱水性能评价以各部分脱水污泥的含水率和泥饼厚度以及滤液的含固量为指标。对正交试验结果进行分析，可以得出如下结论。
（1）从正交表的直观分析得出，最佳组合为A1B2C3D1，即：采用水解污泥、在加药量1%,形区压力250kPa和挤压区压力150kPa时脱水效果良好。水解污泥优于初沉污泥，最差为消化污泥。对脱水结果的影响：污泥种类>挤压区压力>投药量> 形区压力。这与污泥比阻实验结果是吻合的。
（2）正交表直观分析选出的最优水平不能作为最后的结果，而要根据交互作用的搭配确定最优组合形式。可确定最优水平为A1B2C1D3，即水解污泥在添加碱式氯化铝1%,形区压力250kPa和挤压压力250kPa时脱水效果最好。
（3）从方差分析表中可以看出，影响最终含水率最大的因素是污泥种类。
水解污泥最终滤饼含水率在60%左右，并且在污泥浓度比消化污泥高1.5倍情况下，混凝剂用量少于消化污泥，用药量仅为其55.6%。
3、生产装置中污泥处理系统
（1）剩余污泥的排出密云污水处理厂一期工程处理水量1.5万m3/d，整个曝气池的剩余污泥通过厂内下水道排入总进口，然后进入水解池。每日水解池的排泥量为整个污水处理系统的剩余污泥的排泥量。根据产泥量以及实验结果，污泥（包括水解池污泥和稳定后的活性污泥剩余污泥）产量为3150kg/d。由于水量尚未达到设计流量，启动运行稳定后每日的排泥 量在50-100m3/d左右（含水量为98.2%）。
（2）污泥脱水运行密云污水处理厂的污泥脱水采用带式压滤机。启动初期由于系统中的污泥量少，且进水流量未达到设计负荷，因此，剩余污泥的排出量较少，污泥脱水几乎没有运行。随着运行时间的延续，剩余污泥量逐渐增多，到1992年12月，污泥脱水工段开始投入运行。污泥运行结果见表2-13
表2-13 污泥脱水运行结果日 期
流 量/（m3/d）
进泥浓度/%
脱水后含水率/%
投药量/%
1992年12月
39.7
97.2
76.1
0.235
1993年1月
58.5
96.8
75.3
0.247
1993年2月
67.6
95.9
75.5
0.216
1993年3月
77.2
97.6
81.1
0.238
1993年4月
80.5
97.8
83.5
0.267
1993年5月
85.2
98.2
86.3
0.289
1993年6月
88.3
97.9
85.8
0.312
1993年7月
83.2
97.0
75.8
0.248
由表2-13可见，污泥脱水的投药量通常在0.25%-0.3%，且不要投加任何助凝剂，其最终的污泥含水率为75%-85%。从以上诸方面对水解污泥的考查结果表明，对于水解-好氧工艺流程，从水解反应器内排出的污泥、污泥总量、污泥的有机物含量、污泥卫生指标和脱水性能等各方面，与传统工艺消化池污泥的指标大致接近，有些指标明显优于消化污泥，因此完全具备了从传统工艺流程中取消污泥消化的条件。这样可以去掉消化贮气柜、生产锅炉房、消化池的投资，从而降低基建投资和运转费用，简化了传统的工艺流程，使得传统的二级处理操作、管理都大为简化。
第七节 水解池的启动和运行水解池在工艺放大中是否会产生布水不均匀问题和排泥不畅而造成污泥上浮的问题，长期运转中是否会产生什么不利因素，这一直是从工艺开发以来很多专家关心和担心的重要问题之一。对数个大型水解池，如高碑店污水处理厂中180m3的水解池，从1985年投入运行后历时5年对运行情况的观察；对密云15 000m3/d处理能力污水处理厂的水解池投入运行后的观察，以及对国内外在这一领域的新进展和经验的关注，对上述问题有了比较肯定的答案。
一、水解池的启动方式
1、接种污泥首先启动水解池应接种污泥，一般可以用消化污泥或经过脱水的消化污泥，其投加量为整个池容平均浓度5-10g/L。接种后立即运行，运行的开始阶段出水浑浊，悬浮物较多，大量的甲烷菌被洗出。在运行10-15天后出水较清澈透明。采用接种污泥的启动方式是当原水的SS浓度低于100mg/L以下，污水中菌种较少时使用。若此时不接种污泥直接启动水解池，启动周期将达3-6个月，且出水水质很难在短时间内达到要求。若原水悬浮污物SS浓度高于100mg/L，可采用不接种污泥的方法启动。
2、水解池的启动水解池是改进的厌氧UASB反应器，一般认为厌氧处理厂的启动是相当费时的，有时是很困难的过程。这是因为厌氧工艺在启动期间存在着超负荷的危险，这将导致反应器的酸化。由于生活污水中有足够的缓冲能力，并且生活污水的浓度很低，在启动期间酸化可能很小。
为了使水解池控制在水解、产酸阶段，水解池的启动采用了动力学控制措施，其出发点是调整水力停留时间。利用水解细菌、产酸菌与甲烷菌生长速度不同，利用水的流动造成甲烷菌在反应器中难于繁殖的条件。在高碑店污水处理厂水解池启动时，采用了1/10池容的厌氧消化污泥（平均污泥浓度为5g/L）接种后立即全负荷运行，在10-15天左右出水清澈透明，COD去除率达到40%左右，污泥培养成熟。在运行期间改装配水系统，曾经放空反应器，再次启动时没有投加接种污泥，利用培养成熟的标志的设计负荷下出水COD保持恒定值，同时反应器内污泥数量和质量也保持稳定，就可认为启动期完成。
密云污水处理厂初次启动时，为了尽快使水解池达到正常运行状态，1992年7月下旬至8月中旬，从天津纪庄子污水处理厂拉运了含水率为80%左右的脱水消化污泥25-30t，投入水解池，为了防止水解池布水管、排泥管被大块的污物堵塞，在投泥前将污泥先放入一个临时修建的水池内，并用一定孔隙的筛网进行过滤，然后用潜水泵将污泥均匀打入水解池的各个区域，全部污泥投入后，水解池内的平均污泥浓度达4.5-5g/L。由于污水量较小，只启动了一个水解池。接种后立即运行，运行的开始阶段出水浑浊，悬浮物较多，在运行10-15天出水较清澈透明，污泥培养成熟。在第二个反应器启动时，没有投加接种污泥，利用原污水直接启动在30天可达到满意的水平。这说明，只要适当控制水力负荷，不论采用接种或没有接种物，水解池的启动都可在短期内完成，并且与接种物的种类无关。接种污泥的主要目的是为了增加反应器内的污泥量，因为靠污水本身的悬浮物积累需要一定的时间。
3、运行效果密云污水厂的水解池接种污泥后，即采用连续进水方式，曝气池采用间歇进水方式。运行结果见表2-14（1992年8月18日-1992年9月10日）。
表2-14 启动周期运行结果建筑物项 目
进水量
（m3/d）
进水浓度
（m3/d）
水解池
曝气池
总去除率/%
出水浓度
去除率
出水浓度
去除率
COD
3567.1
369
391.39
-5.87
379.94
3.0
-2.77
BOD
150
120.60
19.72
30.40
75.0
79.76
SS
39.5
40.42
-2.21
17.22
57.0
56.46
BOD/COD
0.41
0.31
0.08
由表2-14可见，在启动阶段，水解池的出水水质和曝气池的出水水质均较差，出水的COD、BOD和SS浓度甚至比进水值还高。由于原水中含有一定量的洗涤剂成分，因此在曝气池内通常产生严重的泡沫现象，这说明启动初期的水解池还没有充分发挥作用，致使原水中的有机高分子物不能得到有效的降解（如LAS等），造成出水水质各个指标的浓度较高。类似的现象在采用同样的处理工艺流程的河南安阳和新疆昌吉污水处理厂的启动运行中也出现过。
在前2周的BOD和COD的去除率较低，有减少的趋势。但在此之后，反应器的去除率开始改变，并且在7周以后取得稳定的BOD和COD去除率。在最初运行期间较低的去除率是由于缺乏充足量的厌氧生物污泥。
为了确定水解池在启动期间的特点和随后的稳定运行期间的行为，在启动期间对下列因素的影响进行了观测。
（1）在启动期间污泥浓度和污泥积累水解池深4.5m，在池内取样，在不同深度测定了SS和VSS浓度，VSS/SS比值大约为0.55。在运转的5周期间，这个比值没有变化。通过对污泥量的测定可知，在5周期运行后达到了恒定的污泥浓度分布曲线和（最大）污泥保持量，这表示稳定状态建立。
（2）启动阶段悬浮物和可溶性固体的去除率在运转初期反应器内的污泥量很小，对于不可沉淀物质的截留可能性少。但是随着物泥量的逐渐增加，增强了截留不可沉性悬浮固体的能力。在启动初期水解池的功能基本是沉淀池。当反应器充满了污泥后，物理截留作用加强，悬浮物去除率随之而增加。
（3）pH值、VFA值、碱度值和稳定性在启动期间进、出水pH值和挥发酸浓度均产生了不同程度的变化。在反应器内积累了一定量的污泥后，出水VFA浓度高于进水浓度，从进水的VFA值20-60mg/L达到出水的VFA值50-120mg/L；从化学计量学上VFA浓度增加1mmol/L，碳酸盐碱度减少1mmol/L（=50mg/L，以CaCO3计）。在运转期间出水pH值变化很小，这与弱酸/碱系统的行为是一致的。
4、重新启动小型污水处理厂由于城市过小、工业布局单纯，在夜间出现流量骤减甚至断流现象时，应重新启动。在水解池重新启动时，这也就是说短时间的低水力负荷或偶尔的停运都不会对水解池的运行造成不利的影响。
二、配水系统
1、流态试验与水解池配水系统国内外的一些学者对UASB反应器应用于大规模生产的主要顾虑之一是布水的均匀性问题。因为污泥床反应器若形成死区，容易引起污泥上浮，影响处理效果。因此，布水系统的均匀性是水解池工作良好的重要保证。对大型水解池（180m3）采用LiCl作为示踪剂进行了流态实验（见图2-17）。
实验进水量Q=50m3/h，停留时间HRT=3.4h；投加0.7kgLiCl，使池内Li+浓度为0.6mg/L。设置了三个取样点1#、2#、3#，取样点2#、3#是为了考察相同条件下由于安装等问题所造成配水系统的差异，1#取样点位于总的出水口。取样点位置见图2-18。
选用LiCl作用踪剂是因为污水中Li+的本底值很低，另外Li+不易被吸收，从实验结果看，Li+的回收率达到96%，说明示踪剂的选用是合适的。从图2-17曲线1看，整个池的流态介于推流和完全混合流之间，如果采用阶串模型计算串联个数为n=1.23，实测的平均水力停留时间HRT=3.3h，与理论值的偏差很小，只有2.9%，说明配水系统的均匀程度很好。池内不存在明显的死区和短路现象，配水的流速选择合适，具有足够的初始动能，可将污泥层充分扰动悬浮起来。这从污泥的分布曲线图上可以得到证实（图2-19），污泥层浓度上下较均匀，特别是底层不存在一个明显的浓度很高的污泥区，说明污水进入池内马上与污泥均匀混合，底部是一个完全混合区。这种流态对反应和沉淀效果来讲都是十分有利的，底部是一个完全混合区。这种流态对反应和沉淀效果来讲都是十分有利的，底部的完全混合区有利于反应，而上部的推流区则有利于沉淀作用。
平行的配水系统之间有一定的差别，平均停留时间两者之差7.8%。从设计上两者完全一样，这是由于施工和安装上的差别，使两者造成了比较明显的差别。在设计种为保证配水均匀性要考虑有可调节流量的装置，从而减少平行系统之间的差别。虽然调节配水管网阀门使这一问题可以得到解决，但是增加了运行管理的复杂性。
在实验中对此进行了考察，对于配水装置进行了两组试验。第一组采用大阻力配水系统，即孔口直径比较小，孔口流速较大，这时配水均匀程度很好，但水头损失较大；第二组将孔口适当扩大，这时配水均匀性没有很大改变，水投损失增加缓慢。这两组情况都有一定程度的水流短路，结合前面流态试验分析，这是由于平行配水管道中流量分配不均匀所造成的。因此，在配水系统中配水均匀性与水头损失问题是一对矛盾，而采用小阻力配水系统，可以减少水头损失和系统的复杂程度。
2、大型水解池的布水问题高碑店污水处理厂中试、密云污水处理厂和新疆昌吉污水处理厂水解池配水系统采用的是分枝配水方式。为了配水均匀一般采用对称布置，配水管及布水孔的设计经过仔细核算后，力求配水均匀。各支管出水口向下距池底约20cm，位于所服务面积的中心。管口对准池底所设的反射锥体，使射流向四周散开，均匀于池底。从以上三个污水处理厂的工程实践来看，高碑店污水处理厂和密云污水处理厂的配水系统基本达到布水均匀，所以，只要施工安装正确，配水能够基本达到均匀分布的要求。
在昌吉污水处理厂的运行中，出现配水不均的现象，特别是池尾端（即总配水管尾头）流量明显偏大，池下泥层面经测量呈大坡度倾斜状态，泥层高端污泥有溢出发生。在运行中虽可利用闸门调节，但运行管理复杂。经分析认为，在污水干管为枝状分配过程中，一般管网远端流速较高、动能较大，因此流量也较大。同时在设计中布水系统和出水收集系统没有按对称的结构形式考虑，因此造成出水均匀性较差，为保证配水均匀性，需要进行流量调节，从而减少平行系统之间的差别。虽然调节配水管网阀门使这一问题可以得到解决，但由于水量的经常变化及设计的问题，布水仍没有达到根本的均匀一致，同时也增加了运行管理的复杂程度。因此，设计的合理及科学的操作管理是可以保证布水均匀的，同时，需要开发独立设计的配水系统。
因此，在近年的水解池设计中采用了一管一孔的布水方式，如密云污水处理厂二期工程（规模3万m3/d）设计和新疆阿克苏污水处理厂（处理能力为36m3/d）的设计等。一管一孔的布水方式可以确保布水的均匀性，图2-20a为国外城市污水厌氧处理工艺中的布水方式。而图2-20b为阿克苏污水处理厂水解池的布置，这解决了大型水解池的放大问题。
三、排泥从排泥系统来看，目前运转的水解池的平面尺寸最大为9m×36m（密云污水处理厂）。采取8个中上部静压排泥装置，负担4.5m×9m=40.5m2面积。运转近10年，没有发生过排泥不均匀而造成的污泥上浮现象，也没有发生过因为排泥问题而影响污水处理效果的现象。可认为只要布水系统设计得当，反应器内没有死角死区，则排泥系统的设计可相对简化。因此，阿克苏污水处理厂设计的水解池的平面尺寸为15m×60m，采用6个中上部静压排泥装置，负担面积10m×15m=150m2。
Lettinga等人曾于1983年在哥伦比亚的Cali市采用容积为64m3的UASB反应器处理城市污水，考察了水良 变化对系统稳定性的影响。上升流明显增加时，可观察到污泥层高度上升的现象，不加控制会造成污泥严重外流。他建议在低负荷条件下应使反应器内污泥层顶部至少低于出水槽1.5m，否则一旦系统完全充满污泥或在较高水力负荷条件下，由于供污泥层膨胀的空间有限，则会淫威任何微小的污泥层膨胀，而造成严重的污泥流失的情况。
排泥时间有两种选择，即高泥位排泥和低泥位排泥，对应两种污水处理厂而言，最大流量发生在早上（8：00-10：00之间）和晚上（5：00-7：00），在最大流量发生时，污泥面高度应控制距水面50-100cm，过高则运转稍部慎就造成污泥流失。低流量时，由于流量过小，则污泥层高度太低，一般只有1-2m高，污泥浓度较高，控制不好会造成排泥太多。
水解池采用高水力负荷时，通过排泥以控制污泥面高度，这与Lettinga所建议的UASB反应器在低水力负荷时排泥是两种不同的控制方式，比较这两种方式各有利弊。高水力负荷时排泥的优点是易于控制污泥面高度，可采用污泥界面计控制排泥，这样系统的稳定性比较好；缺点是高负荷时污泥层膨胀率较大，污泥浓度低，后续污泥浓缩负荷大，而排泥量不够，则会造成污泥溢出，使整个系统崩溃。而低水力负荷时排泥浓度高，污泥排放量少，最高污泥浓度超过60g/L（含水率94%），可大大减轻污泥浓缩池的负担，甚至可直接进行污泥脱水。但后者缺点是对污泥层的控制不易掌握，排泥量过大会造成系统中污泥层的控制不易掌握，排泥量过大会造成系统中污泥总量减少而影响处理效果。低水力负荷排泥时，应该建立在对水量变化规律了解得比较清楚的前提下采用。因此，对于新建污水处理厂，最好采用高水力负荷排泥方式，而在运转一个相当时期后，在对水量变化规律有了一定了解后，再采用低水力负荷排泥方式。
四、负荷变化对水解池处理效果的影响负荷变化对处理效果的影响包含两方面的含义：其一是流量变化对于处理效果的影响；其二是水质变化对处理效果的影响。
流量变化的影响流量变化对去除率的影响如表2-15。
表2-15 不同水力负荷下系统去除率进水浓度
项目
不同的水力负荷
Vmax/1.5
Vmax
1.5Vmax
COD=513mg/L
COD去除率/%
48
52
47
BOD5=230mg/L
BOD5去除率/%
34
38
37
SS=307mg/L
SS去除率/%
93
86
57
从表2-15中数据来看，水力负荷对于COD、BOD5去除率影响不大。但从出水悬浮物数据来看，变化规律十分明显，上升流速越高出水悬浮物浓度越大，去除率越低。特别是在改变负荷的初期，出水悬浮物数据远远高于平均值，如1.5vmax负荷下，出水悬浮物平均值42mg/L，而在变负荷初期悬浮物出水浓度为69mg/L。这是由于在低负荷时，积累了一些较轻的悬浮性物质，在高负荷下随水冲出系统所致。长时间运转在高负荷下，由于出水不断带走较轻悬浮物，出水逐渐变清，悬浮物浓度逐渐降低。悬浮物的去除率有一定的变化，但是变化幅度也还是在正常可以接受的范围内。
有机物浓度变化的影响实际生产中COD变化范围非常大，密云污水处理厂COD的月平均值从200mg/L变化到700mg/L，变化幅度为500mg/L。对应进水COD负荷从2.0kg/（m3.d）变化到9.0 kg/（m3.d），但出水COD变化不大，确实表明了水解池对处理低浓度污水存在着很大潜力。因此，可以认为污水浓度的变化对系统去除效果不产生显著影响。而在中试研究中曾经发现，COD变化范围为176-1532mg/L时，变化幅度更大。在这样剧烈变化的进水有机物浓度下，出水有机物浓度变化幅度不大。UASB反应器是一种高负荷（6kgCOD（m3.d）以上）下运行的高效生物反应器，在低浓度、低负荷下运行时则不能充分发挥其作用，系统还有很大潜力。
流量变化下污泥层的运动水解池功能得以完成的重要条件之一是维持反应器内高浓度的厌氧微生物（污泥）。由于污泥受到两个方向的作用，即其本身在重力场下的沉淀作用，及污水从下而上运动造成的污泥上升运动，污水流量的变化主要反应为这种上升流速的变化，图2-21反映了流量变化对水解池污泥的影响。
V为密云污水厂采用的设计上升流速，其变化幅度为±50%，由图2-21可观察：
（1）污泥面的稳定高度随着上升流速的增加而上升；
（2）一个上升流速稳定到另一个状态，泥面达到稳定的过度时间很短，只要1-2h；
（3）由于污泥积累形成污泥浓度增加而造成污泥面的上升，与上升流速改变而造成污泥面的变化相比是很小的。
在历时8h时间内，污泥面稍有上升，绝对值仅上升了10cm，是可以忽略不计的，但是长期运行造成的污泥量的积累是不能忽略的。污泥在水解池内的积累是一个缓慢的过程。图2-22是在上升流速v=vmax条件下，稳定运行48小时，污泥面的变化。在实验过程中，进水悬浮物SS平均为312mg/L，出水悬浮物平均为56mg/L，去除率为82%。由于污泥积累造成的污泥面的上升绝对值为50cm，这时污泥面距出水堰为40cm，出水透明清澈。这说明污泥的积累造成了污泥总量的增加，若不及时排泥，则在变化的流量情况下，很可能会形成污泥面上升，而造成污泥流失进入后续处理构筑物，从而影响整个系统的运行效果。因此，及时排泥是水解池稳定运行的一个重要措施。
第八节 水解工艺的进一步开发和应用综上所述，水解池可以降低COD总量，同时也可以提高生化性，将污水中的固体状态大分子和不易生物降解的有机物，浆解为易于降解的小分子有机物。这对于难降解有机废水治理十分重要，目前已知水解-好氧工艺对处理城市综合废水、印染废水、造纸（中段）废水、化工废水和合成洗涤剂废水（含ABS、LAS）等各种工艺废水十分有效。而悬浮物去除率高和去除的悬浮物可以在水解池中得到部分消化的这一特点，在工艺开发初期时主要应用于污水、污泥的同时处理；近年来，又利用这一特点去除高含悬浮物和脂类的废水，如酒糟废液、活性污泥、乳制品废水和畜禽粪便废水等。
一、芳香类化合物的去除二、奈的去除三、卤代烃的去除四、难生物降解工业废水处理的实际应用水解（酸化）的特点之一是可以提高废水的可生物降解性，原国家纺织工业部设计院应用这一概念，处理B/C接近0.2的纺织废水获得成功。
1、含PVA和表面活性剂废水国内某染整厂生产含COD为761-904mg/L，BOD5为100-169mg/L，B/C只有0.16，废水克生化性差，废水中含难处理的化学浆料聚乙烯醇（PVA）和表面活性剂。如采用常规好氧方法处理，则因好氧池充气曝气而泡沫漫溢，从而导致整个处理流程无法正常运行；采用厌氧处理后COD有所下降，而BOD反而增加，使得废水的可生化性改善，并可使大分子PVA和表面活性剂断链，从而减少曝气所产生的泡沫，使得废水在好氧中有较高的去除效果。
实验中采用的厌氧反应器和好氧反应器均采用了软性纤维填料。厌氧停留时间10h，好氧停留时间10h，COD去除率可达75%，BOD去除率为97%，PVA去除率为71%，好氧反应器中没有任何泡沫产生。而一般好氧处理曝气8h后PVA仅能去除20%，并且由于泡沫问题而无法运转。由此可见，采用厌氧的酸性发酵作用是十分有效的。
2、涤纶纺丝油剂废水在涤纶纤维生产过程中，为了改善纤维性质，提高纤维可织性，需要使用纺丝油剂对纤维进行处理。纺丝油剂主要是由一些抗静电剂、柔软剂、渗透剂、润滑剂及其一些乳化剂等高分子化合物组成。而在这些乳化剂又由一些阴离子表面活性剂或非离子表面活性剂组成。如烷基磷酸脂钾盐、脂肪酸聚乙二醇酯、烷基醚硫酸钠等。在油剂废水中，COD为2000mg/L左右，而BOD5为350mg/L，B/C为0.18。采用各种物化处理费用高，生化好氧处理有大量泡沫产生，因此采用厌氧、好氧串联工艺流程，而厌氧反应利用的酸性发酵阶段。其中厌氧反应停留时间10h，采用软性纤维填料反应器，好氧采用7-8h的接触氧化法。实践中发现经过厌氧反应，B/C比例从0.18上升到0.20，并且经厌氧反应后COD、BOD值都有所增加，这说明一些很难降解的物质（甚至COD也测不出的化合物）经厌氧反应后易于生物降解了。经过厌氧、好氧处理后，BOD5去除可达89%，COD去除可达89%。这使得一般油剂浓度超过1000mg/L就不能生化处理的废水，在浓度高达2000mg/L时也可以稳定地进行生化处理。
五、高悬浮物含量废水的水解处理工艺表2-18是水解池处理不同高含量悬浮物或脂类废水的结果通过实验结果可以得出如下的结论。
（1）水解反应器作为预处理对悬浮性COD和脂类有较高的去除率，对于城市污水和剩余污泥的悬浮性COD去除率分别为65%和98%。
表2-18 水解池处理不同高含量悬浮物或脂类废水不同COD
含量
/（mg/L）
生活污水T=17℃，HRT=3h，SRT=20d，OLR=5.6Gcod/（L.d）
剩余污泥T=20℃，HRT=9.6h，SRT=1.4d，OLR=4.5gCOD/（L.d）
奶制品废水T-20℃，HRT=4.5h，SRT=2d，OLR=21.2gCOD/（L.d）
进水
出水
去除率/%
进水
出水
去除率/%
进水
出水pH=4
去除率/%
总量
697
432
38
2010±105
129±10
94
3890±43
1563±53
60
悬浮COD
355
124
65
33±11
98
320±84
115±67
64
胶体COD
145
111
0.7
27±5
9
2303±108
235±84
溶解性COD（非VFA）
138
95
7
58±5
6
1265±101
400±29
21
VFA
脂类
59
107
11±3
2±2
290±0
813±137
98
（2）水解反应器作为奶制品废水的预处理工艺，由于乳酸的预酸化作用造成pH值降低至4.0，造成蛋白质和脂类的沉淀（98%）。
（3）去除的悬浮COD或污泥在水解池内得到富集，其浓缩对于城市污水、剩余污泥可达到20-30g/L，对于奶制品废水达到100g/L。其在水解池中得到了部分水解和酸化，但还需进一步稳定。
（4）由于水解池的预处理作用，使得出水主要含溶解性COD。对于城市废水、剩余污泥和奶制品废水，水解池出水可以采用EGSB反应器在2.0h的时间内分别取得47%、78%和53%的处理效果，处理效果优于传统UASB反应器。
六、水解工艺的适用范围及要求水解工艺的不同类型综上所述，由于水解工艺将厌氧-水解-酸化反应与好氧工艺有机地结合在一起，使得与传统好氧生物处理工艺相比较，具有能耗低、停留时间短和污泥产量少的特点。水解池可以降低COD总量，同时也可以提高可生化性。水解反应器对有机物的降解在一定程度上只是一个预处理过程，水解反应过程中没有彻底完成对有机物的降解任务，而只是改变了有机物的形态。具体讲是将大分子物质降解为小分子物质；难生化讲解物质降解为易生化降解的物质。这对于难降解有机废水的治理十分重要。厌氧（水解）-好氧生物处理工艺作为传统好氧工艺的替代工艺，在中国不但已应用于城市污水，并且在不同的工业废水处理中也得到了应用。从1986年至今该工艺已分别被国内一些有关的科研、设计、应用单位应用于城市污水、焦化废水、印染废水以及酿酒、造纸（中段）废水、化工废水和合成洗涤剂废水（ABS、LAS）等各种工艺废水的处理，为我国污水处理技术的发展提供了一条新的工艺技术路线。
（1）水解酸化-活性污泥工艺采用水解-好氧工艺流程，后续的活性污泥工艺设计草书较传统的活性污泥工艺有所不同，主要是水力停留时间缩短、曝气量减少、不采用传统污泥消化系统。应用该工艺已建的污水处理工程有北京密云县污水处理厂、新疆昌吉市水质净化厂等。新疆昌吉市水质净化厂的第一期工程在1985年底建成并投入运行，工艺为“射流曝气”，设计处理能力为2000m3/d，经改造后处理量为4000m3/d，出水BOD、SS均小于30mg/L，处理后出水主要用于农田灌溉。
由于昌吉市的工业污水占城市污水2/3以上，主要有啤酒、毛纺印染、油脂、造纸、纺织、食品、化工染料、屠宰等污水，成分复杂多变，COD高时常达1200mg/L左右，低时为150mg/L左右，生化性变化较大。故在1989年开始扩建二期工程（设计流量为1.5万m3/d）时，采用水解（酸化）-好氧新工艺。
（2）水解酸化-接触氧化工艺此工艺在工业污水处理中应用较多，如印染污水、染料污水、焦化污水处理等。
山东潍坊印染厂污水处理工程原工艺为接触氧化+活性炭工艺，处理规模为50 000m3/d，由于存在一些难生化降解的有机物，因此出水水质一直无法达标，后在接触氧化前增加了水解酸化工艺，使原污水的可生化性得到了改善，因而使接触氧化充分地发挥了作用，在不使用活性炭的基础上，出水以达标排放。
（3）水解酸化-氧化塘处理工艺采用水解作为预处理工艺，其氧化塘的设计参数将有较大的变化，主要是水力停留时间缩短、池塘水深较浅，同时基本解决了淤塞问题。
（4）水解酸化-土地处理工艺采用水解-土地处理工艺，其效果相当于水解-氧化塘工艺。污水土地处理系统是利用“土壤-植物-微生物”系统的天然自净能力，也就是利用土壤的物理、化学和生物化学过程，使污水得到净化，土地处理的场地相对较大。目前山东安丘市30 000m3/d污水处理工程已采用此工艺流程。
另外，由北京市环境保护科学研究院和国内其他设计研究部门设计的工业和城市污水处理厂也采用了其他类型的工艺组合，如水解池内加填料的厌氧滤池型水解-酸化池，和好氧软性填料相结合的接触氧化工艺。从工艺研究上讲，还进行了水解池与其他工艺相结合的工艺研究与实践，如A/O和A2/O工艺。
采用不同后处理工艺的总结由于水解池具有改善污水可生化性的特点，使得本工艺不仅适用于易于生物降解的城市污水等，同时更加适用于处理不易生物降解的某些工业废水，如纺织废水、印染废水、焦化废水、酿酒废水、化工废水、造纸废水等，并视具体情况采用不同的后处理工艺。表2-19为工艺的部分应用情况。
表2-19 水解-好氧生物处理工艺的应用地点
水量/（m3/d）
反应器体积/m3
后处理工艺
阶段
年份
北京密云
45000
2×1600
活性污泥
运转
（二期用SBR后处理
河南安阳
10 000
2×1100
氧化沟
运转
1989年
新疆昌吉
30 000
4×1100
活性污泥
运转
1992年
福建长乐机场
5000
4×1800
活性污泥
设计
1990年
山东潍坊
10 000
2×1500
活性污泥
运转
新疆阿克苏
120 000
2×4500
活性污泥
建设
广东石岩
20 000
4×1100
稳定塘
设计
1990年
山东安丘
20 000
4×1100
土地处理
运转
1996年
北京顺义酒厂
1500
1×200
活性污泥
运转
1989年
山东潍坊印染厂
3000
4×860
接触氧化
运转
1989年
昆明福保造纸厂
20 000
4×1100
接触氧化
运转
1992年
河南开封啤酒厂
6000
接触氧化
运转
1990年
山东青岛知制麦厂
2000
接触氧化
运转
1994年
福建莆田啤酒厂
2500
接触氧化
运转
1993年
山东滕州啤酒厂
2000
接触氧化
运转
1990年
哈尔滨正大屠宰厂
2000
接触氧化
运转
1996年
秦皇岛正大屠宰厂
2000
接触氧化
运转
1996年
以上统计仅仅为北京环境保护科学研究院设计的部分工程，水解-好氧工艺同时广泛被其他研究、设计和应用单位所采用。
不同类型废水的工艺设计参数水解（酸化）工艺还应用于工业废水处理中，如印染、纺织、轻工、酿酒、化工、焦化、造纸等行业的工业废水。在一系列实践过程中，通过对各种不同废水的应用，以及对研究、设计和应用三方面进行总结，提出了设计参数，见表2-20
表2-20 不同废水的设计参数废水种类
COD去除率/%
SS去除率/%
BOD/COD
水力停留时间
污泥水解率/%
生活废水
30-50
>80
提高
2-4
30-50
造纸综合废水
30-50
>80
大为提高
4-6
50
印染废水
<10
很低
大为提高
6-10
50
焦化废水
<10
80
大为提高
4
50
啤酒废水
40-50
80-90
不变
2-4
30-50
屠宰废水
30-50
80-90
不变
2-4
30-50
第九节 水解-好氧工艺技术经济分析一、厌氧处理应用的经济分析对于高浓度有机废水进行厌氧处理无疑在经济上是有利的，但厌氧工艺至今在低浓度污水处理的推广方面，即受到技术上的限制，也受经济上的限制。厌氧处理技术进一步发展，使COD低限浓度可进一步降低，这样厌氧处理可以成功地应用于生活污水。在过去20年，厌氧处理技术得到了飞速的发展。1988年Eckenfelder在厌氧技术不断进步的基础上，进行经济分析。Eckenfelder认为，处理浓度约为1000mgBOD5/L（或1500mgCOD/L）的废水时，好氧与厌氧两种处理方法的费用是相当的。
低浓度城市污水采用厌氧处理工艺时需要考虑下述问题。
（1）能源回收与环境效益问题以往厌氧处理的目的比较偏重迫切能源回收，这需要相当长的反应时间，并且为维持最合适反应条件，加温需要消耗一部分能源，这在经济上未必合理。处理低浓度城市污水时回收能源的潜力有限，应该更多地注意污水处理的环境效益。
（2）工艺的选择与放大问题目前比较成功地应用在低浓度城市污水上主要有厌氧滤池、UASB和AAFEB反应器。厌氧滤池在工艺上尚需初沉池，并多用于小规模居民点的污水处理。UASB反应器是在工艺上最有竞争力的一种池型，但缺点是停留时间较长，而且出水不达标。AAFEB反应器的停留时间可与传统的好氧生物过程相比，但需大量回流，动力消耗大，操作条件高，至今未见放大规模的报道，因此还需要选择适当的流程，解决工艺的放大问题。
（3）处理效率与经济效益问题城市污水经过厌氧处理后，在现有的技术条件下，要达到二级出水标准，需要相当长的停留时间，特别是在暖温带地区厌氧的HRT要大于12h。结果厌氧处理虽然在运行管理费用上占有优势，但在基建投资上失去了竞争力。要使出水达到排放标准，需要采用适当停留时间的厌氧预处理，辅助好氧后处理，这是现有技术条件下的一个合理的选择。
北京环境科学研究院根据城市污水的特点，通过对厌氧-好氧工艺的技术经济分析，从整个系统的经济性出发，在厌氧反应中放弃了甲烷化阶段，将反应控制在水解-酸化阶段，使厌氧停留时间缩短到2-3h，开发了水解-好氧生物处理工艺。现已成功地应用在多个城市污水处理厂的建设中，取得较高的经济效益和环境效益。
二、水解-好氧系统设计参数工艺流程简介结合图2-24对水解-好氧工艺流程作详细说明如下。
污水经水泵提升通过预处理（粗格栅、细格栅）装置，去除悬浮大颗粒物质后，污水进入沉砂池，在其中将砂粒去除。沉砂池出水进入水解反应器，水解池停留时间2.0-4.0h。经水解反应器处理后的出水进入后续（好氧）处理构筑物。后续处理可以采用多种形式的处理方式，如传统活性污泥工艺、氧化沟和SBR等方式。如采用传统曝气池，污水在曝气池的停留时间较之传统的工艺可大为缩短，气水比也可大幅度降低。经曝气池处理后的水进入二沉池，二沉池的出水即可排放。曝气池产生的剩余污泥；连续送入水解反应器，整个工艺流程的剩余污泥从水解池排出进入集泥池，污泥从集泥池用泵提升进入浓缩池，经12-24h浓缩后可脱水处理。集泥池和浓缩池的上清液流回进水集水井。采用水解-好氧生物处理技术，在污水处理过程中污泥同时好氧稳定。
从图2-24可见水解-好氧系统包括预处理部分、沉砂池、水解处理部分，好氧后处理部分和污泥处理部分。
水解池采用氧化沟（SBR）后处理工艺的参数和主要构筑物计算目前，城市污水处理工艺有传统活性污泥、氧化塘、氧化沟、SBR、AB工艺等，但以往大规模污水处理厂采用传统活性污泥工艺较多，如天津纪庄子污水处理厂和北京市高碑店污水处理厂均采用传统活性污泥法工艺。为了更好地说明水解-好氧工艺流程的技术经济特点，以10万t/d的规模进行投资分析计算（见表2-21）。
表2-21 采用氧化沟（SBR）后处理工艺参数和主要构筑物计算项 目
水解-氧化沟（SBR）工艺
水解-氧化沟（SBR）设计依据
设计结果
进水浓度
/（mg/L）
COD=400
BOD=200
SS=200
水解污泥龄>20d，污泥水解率=25%-50%；X=20g/L；好氧负荷Ns=0.2-0.4kgBOD5/（kgMLSS·d），MLSS浓度=3-5g/L；气水比5：1；污泥产率=0.3kgMLSS/kgBOD5去除率
出水浓度
/（mg/L）
COD=100
BOD=20
SS=20
集水井
HRT=5min
V有效=450m3
V总=600m3
沉砂池
HRT=45s
V有效=68 m3
V总=80m3
水解池
HRT=2.5h
V有效=13564m3
V总=16120m3
氧化沟
HRT=4.0h（或负荷）
V有效=30952m3
V总=40320m3
需氧量
不考虑污泥稳定
15000kgO2/d
集泥池
HRT=24h（污泥产量15.9t/d）
V有效=820m3
V总=990m3
浓缩池
HRT=18h
V有效=700m3
V总=742m3
污泥脱水
脱水能力200kg/(m.h)
2台2m带式机（工作12h）
300m2
建设费用、运行费用概算（见表2-22）
表2-22 水解-好氧工艺建设费用、运行费用概算序号
工程和费用名称
指标值/万元
单位指标/（元/m3）
1
工程总投资
7579.34
758
2
土地征用费
480
48
3
建设期贷款利息
161.7
16.2
4
流动资金
165
16.5
5
年总成本
1965.90
0.478
6
年经营成本
900.3
0.25
7
动力费
396
0.12
8
电耗
792（kW·h）
0.240（kW·h）/m3
9
药剂费
80
0.022
10
工资福利
72.00
0.020
11
固定资产折旧
460.12
0.128
12
大修基金
210.89
0.058
13
日常维修费
95.86
0.027
14
管理、其他费用
256.46
0.070
15
资产摊销费用
151.17
0.042
注：投资包括土建、设备、仪器仪表、厂区总平面、附属设施等，未包括厂外污水管线。
概算根据示范工程设计的范围和内容进行编制，设备价格参考有关厂家现行报价，并采用《给排水预算与经济评价手册》（1993年版）的有关数据。
通过计算，10万t/d规模的城市污水处理厂的建设投资单位为760元/m3。从污水处理厂建成后的直接运行和电耗成本分析，水解-好氧工艺晕有较大的优越性。
第十节 水解-好氧生物处理工艺设计指南一、预处理设施预处理的目的之一是去除粗大固体物以及无机可沉固体，这对配水有特殊要求的水解池尤为重要。另外，不可生物降解的固体在水解反应器内的积累会占据大量的池容，反应器池容的减少最终将导致系统完全失效。一般预处理系统包括去除大的固体、较小颗粒的格栅和水力筛及去除砂和砾石的沉砂池。
（1）格栅格栅是污水预处理的通用设施。为保证水解池布水系统不被堵塞，建议采用固定式格栅或回转筛、水力筛作补充处理。
（2）除砂池对小型污水处理厂，由于污水流量变化较大，沉砂池设计的难点需要在变化的水量条件下保持系统中液体流速有相对不变的数值。因为较高的流速会降低无机固体在渠道中的去除效果，而较低的流速导致有机物与砂一起沉积。对于有一定规模的污水处理厂，可以考虑采用平流式沉砂池。在存在较多的砂和有机物共同沉淀的情况下，可采用体外洗砂装置，如螺旋洗砂器或水力固体螺旋洗砂器。考虑到后续水解处理工艺，一般不用曝气沉砂池作为预处理装置。
二、水解池的详细设计要求反应器池体水解池一般可采用矩形或圆形结构。对于圆形反应器，在同样的面积下其周长比正方形的少12%，但是圆形反应器的这一优点仅仅在采用单个池子时才成立。当建立两个或两个以上反应器时，矩形反应器可以采用公用壁。对于采用公共壁的矩形反映器，池型的长宽比对造价也有较大的影响，因此如果不考虑地形和其他因素，这是一个在设计中需要优化的参数。水解池依据水力停留时间进行设计时，反应器体积可根据停留时间计算。
反应器的几何尺寸
（1）反应器的高度选择适当高度的原则应从运行上的要求和经济方面综合考虑。从运行上选择反应器的高度要考虑如下影响因素：
高流速增加系统扰动，因此增加污泥与进水有机物之间的接触；
过高的流速会引起污泥流失，为保持足够多的污泥，上升流速不能超过一定的限值，从而反应器的高度也就会受到限制；
土方工程随池深（或深度）增加而增加，但占地面积则相反；
高程选择应该使得污水（或出水）可以不用提升或降低提升高度；
考虑气候和地形条件，池子建造在半地下可减少建筑费用和保温费用；
反应器的经济高度（深度）一般是在4-6m之间，在大多数情况下这也是系统最优的运行范围。
（2）反应器的面积和反应器的长、宽度高度确定后，可以计算出反应器的截面积。
在确定反应器的容积和高度后，对矩形池必须确定反应器的长和宽。
在反应器面积一定的条件下，正方形池周长比矩形池小，从而矩形反应器需更多的建筑材料；从布水均匀性和经济性考虑，单个矩形池的长/宽比在2：1以下较为合适。长/宽比在4：1时费用增加十分显著；采用公用壁的（或多组）矩形池，池的长宽比对造价有较大的影响，但是影响因素相应增加，这是一个在设计中需要优化的参数。从目前的实践看，反应器的宽度<10m（单池）是成功的。反应器长度在采用渠道或管道布水时不受限制。
（3）反应器的升流速度反应器的高度与上升流速（v）之间的关系表示如下：
v=Q/A=V/（HRT·A）=H/HRT
式中V、A表示反应器的容积和截面积。
水解反应器的上升流速v=0.5-1.8m/h
最大上升流速在持续时间超过3h的情况下vmax≤1.8m/h
（4）反应器的分格采用分格的反应器对运行操作和管理是有益的。首先分格的反应器的单元尺寸减小，可避免单体过大带来的布水均匀性问题；同时多池有利于维护和检修，可放空一池进行检修而不影响整个厂的运行。
三、反应器的配水系统配水孔口负荷水解池良好运行的重要条件之一是保障污泥和废水之间的充分接触，因此系统底部的布水系统应该尽可能地均匀。水解反应器进水管的数量是一个关键的设计参数，为了使反应器底部进水均匀，有必要采用将进水均匀分配到多个进水点的分配装置。一个进水点服务的最大面积是应该进行深入研究的问题。
表2-23是Lettings等人根据UASB反应器的大量实践，对于处理主要含溶解性COD废水时推荐的进水管口负荷。由于UASB反应器与水解池存在一定的差别（主要是水解池不产生沼气），其混合程度较差，表2-23仅作为考虑问题时的参考。对于低浓度城市污水，主要设计参数是停留时间而不是有机负荷。
表2-23 采用UASB处理主要含溶解性COD废水时进水管口负荷污泥状态
每个进水口负荷面积/m2
COD负荷/【kg/（m3/d）】
凝絮状污泥干固体（DS）含量
>40kg/m3
0.5～1
1～2
2～3
<1.0
1～2
>2
中等浓度絮状污泥
120～40kg/m3
1～2
2～5
<2
>2
哥伦比亚Cali市第一个建成城市污水生产性的UASB处理厂，UASB反应器的规模是64m3，进水为未经沉淀的污水，分别由16个进水管进入UASB反应器底部（相当于1m2/个布水口），使进水在底部平面分布均匀。Lettings等人通过对停留时间的分析，认为系统的流态条件很好，进水口可进一步减少为4-6m2/个。在印度Kanpur的UASB反应器的实践表明，布水口密度对污水处理效果无大的影响，可以认为每3.7m2设置一个布水口已经可提供较均匀的布水。
配水方式适当设计的进水分配系统对于一个运转良好的水解系统是至关重要的。水解池进水系统有多种形式，进水系统兼有配水和水力搅拌的功能，为了保证这两个功能的实现，需要满足如下原则：
1）确保各单位面积的进水量基本相同，以防止短路等现象发生；
2）尽可能满足水力搅拌的需要，保证进水有机物与污泥迅速混合；
3）很容易观察到进水管的堵塞状况；
当发现的色后，很容易被清除。
（1）一管一孔配水方式
为了确保进水可以等量分布在反应器截面，每个进水管线仅仅与一个进水点相连是最为理想的情况，如图2-25所示为一种专利布水装置。这种配水系统的特点是一根配水管只服务于一个配水点，只要保证每根配水管流量相等，即可取得等流量的配水要求，为了保证每一个进水点达到其应得的进水流量，建议采用高于反应器的水箱式（或渠道式）进水分配系统。这种情况下的一个好处是可以容易用肉眼观察堵塞状况。这类配水方式很容易通过在进水管或渠道与分配箱之间的三角堰来保证等量的进水，在恰当地调整每箱中三角咽水位后获得均匀的流量分配。
配水系统的形式确定后，就可进行管道布置、计算管径和水头损失，根据水头损失和反应器（或配水渠）水面至调节池（或集水池）水面高程差计算进水水泵所需的扬程，可以选择合适的水泵。在由较长的进水布水渠道分配到很多堰的情况时，沿池长由于水位差问题可能出现分配不均匀，这时可以通过适当地配置进水分布渠道的尺寸来避免。
（2）一管多孔配水方式
采用在反应器池底配水横管上开孔的方式布水，其中几个进水孔由一个进水管负担（如图2-26）。为了配水均匀，要求出水流速不小于2.0m/s，使出水孔阻力损失大于空孔管的沿程阻力损失。为了增大污水在出水孔的流速，可采用脉冲间歇进水。配水管的直径最好不小于100mm，配水管中心距池底一般位20-25cm。
在一根管上均匀布水虽然在理论上是可行的，但在实际中往往是不可实现的，因为这种系统随着时间有些孔口将不可避免发生堵塞。而进水将从没有堵塞的其他孔口重新分配，从而导致在反应器池底的进水分布不均匀，因此应该尽可能避免在一个管上有过多的孔口。目前这种布水方式已较少采用。
（3）分枝式配水方式在分枝式配水系统中配水均匀性与水头损失是一对矛盾。在中试实验中对此进行了考察，一组采用大阻力配水系统，即孔口直径较小，孔口流速较大，这时配水均匀程度很好，但水头损失较大；第二组将孔口适当扩大，这时配水均匀性没有很大改变，水头损失较小，处理效率不受影响。因此，采用小阻力配水系统，可减少水头损失和系统的复杂程度。
为了配水均匀一般采用对称布置，各支管出水口向下距池底约20cm，位于所服务面积的中心。如图2-27所示位15 000m3/d污水处理厂厌氧反应器的分枝式布水形式。管口对准池底所设的反射锥体，使射流向四周散开，均布于池底。这种形式的配水系统的特点是采用较长的配水支管增加沿程阻力，以达到布水均匀的目的。只要施工安装正确，配水基本能够达到均匀分布的要求。
四、管道设计采用穿孔管布水器（一管多孔或分枝状）时，不宜采用大阻力配水系统，需考虑设反冲洗装置，采用停水分池分段反冲。用液体反冲时，压力为100-200kPa，流量为正常进水量的3-5倍；用气反冲时，反冲压力大于100kPa，气水比（5-10）：1。
管道设计时需注意以下问题：
1）进水采用重力流（管道及渠道）或压力流，后者需设逆止装置；
2）水力筛缝隙>3mm，出水孔>15mm，一般在15-25mm之间；
3）单孔布水负荷0.5-1.5m2，出水孔处需设置45°导流板；
4）采用布水器时，从布水器到布水口应尽可能少地采用弯头等非直管；
5）污水通过布水器进入池内时会吸入空气，大于2.0mm的气泡以0.2-0.3m/s的速度上升，在管道垂直段的流速（或顶部）应低于这一数值；
6）管径的上部应大于下部，可适当地避免大的空气泡进入反应器；
7）反应器底部采用较小直径的管道以产生较高的流速，从而产生较强的扰动，使进水与污泥之间密切接触；
8）为了增强污泥和废水之间的接触和减少在底部进水管的堵塞，建议进水点距反应器池底100-200mm。
五、出水收集设备
1）水解池出水堰与沉淀池出水装置相同，即汇水槽上加设三角堰；
2）出水装置应设在水解池顶部，尽可能均匀地收集处理过的废水；
3）采用矩形反应器时，出水采用放射状的多槽出水方式；
4）采用圆形反应器时，可采用机组平行出水堰的多槽出水方式；
5）要避免出水堰过多，导致堰上水头低，形成三角堰配漂浮固体堵塞；
6）出水负荷参考二沉池负荷，堰上水头>25mm，水面位于齿1/2处。
六、排泥设备一般来讲随着反应器内污泥浓度的增加，出水水质会得到改善，但污泥超过一定高度，污泥将随出水一起冲出反应器。因此，当反应器内的污泥达到某一预定最大高度之后建议排泥。污泥排泥的高度应考虑排出低活性的污泥，并将最好的高活性的污泥保留在反应器中。
1）建议清水区高度保持0.5-1.5m；
2）污泥排放可采用定时排泥方式，日排泥一般为1-2次；
3）需要设置污泥液面检测仪，可根据污泥面高度确定排泥时间；
4）剩余污泥排泥点以设在污泥区中上部为宜；
5）对于矩形池排泥应沿池纵向多点排泥；
6）由于反应器底部可能会积累颗粒物质和小砂粒，应考虑下部排泥的可能性，这样可以避免或减少在反应器内积累的砂砾；
7）在污泥龄>15d时，污泥水解率为25%（冬季）-50%（夏季）；
8）污泥系统的设计流量需按冬季最不利情况考虑。
