城市污水生物处理技术 116页

城市污水生物处理技术 内容提要 活性污泥法介绍 污水生物处理典型工艺及发展 脱氮除磷机理 1 活性污泥法介绍 1882 年 Angus Smith 进行了向污水中鼓入空气 的实验 1884 年 Dupre 和 Didbin 对污水污泥混合液进行了 震荡曝气试验 1912 年 Clarke 和 Gage 在美国马萨诸塞州劳伦斯 实验站进行了间歇式曝气净化污水的研究 1914 年 Ardern 和 Lockett 在英国化学工业学会发表 活性污泥法的论文，此年为 活性污泥法创 始年 1.1 活性污泥法的历史沿革 1.2 活性污泥法基本原理 向废水中连续通入空气，经一定时间后因好氧性微生物繁殖而形成的污泥状絮凝物。其上栖息着以菌胶团为主的微生物类群，具有很强的吸附与氧化有机物的能力。利用活性污泥的生物凝聚、吸附和氧化作用，以分解去除污水中的有机污染物。然后使污泥与水分离，大部分污泥再回流到曝气池，多余部分则排出活性污泥系统。 活性污泥法基本过程示意图 活性污泥系统 曝气池 二次沉淀池 污泥回流系统 剩余污泥排走系统 供氧系统 1.3 活性污泥系统的主要组成及其功能 曝气池 1 ）反应的主体，有机物被去除，同时伴随活性污泥微生物的增殖。 2 ）基本设计参数：（城市污水） 悬浮固体量（ X ）： 2000--3000mg/L ; 溶解氧（ DO ）： 1--2mg/L BOD- 污泥负荷率： 0.3—0.5kgBOD 5 /kgMLSS · d 二次沉淀池： 1 ）活性污泥和水分离，保证净化水的出水水质； 2 ）得到浓缩污泥，一部分保证 污泥回流 ；另一部分作为 剩余污泥 排出系统。 剩余污泥排走系统 ： 1 ） 维持活性污泥系统的正常运行，必须定期排泥 ; 2 ） 为了使曝气池内经常保持高度活性的活性污泥。 3 ） 去除有机物的重要途径之一。 污泥回流系统 ： 1 ）维持曝气池内的污泥浓度，活性污泥需要回流； 2 ）回流比的改变，可调整曝气池的运行工况。 基本运行参数：（城市污水） 回流污泥浓度 （ X r ）： 8000--12000mg/L 供氧系统 ： 1 ）为好氧微生物提供代谢所需的溶解氧 2 ）使得活性污泥处于悬浮状态 颜色 黄褐色 状态 似矾花絮绒颗粒 味道 土腥味 相对密度 曝气池混合液： 1.002 ～ 1.003 回流污泥： 1.004 ～ 1.006 粒经 0.02 ～ 0.2 mm 20 ～ 100 cm 2 /mL 比表面积 1.4 活性污泥的性质 活性污泥微生物性质 主要微生物： 好氧菌、真菌、原生动物以及后生动物 A ． 好氧菌 ：活性污泥净化功能最活跃的成分 曝气池混合液细菌总数 1×10 8 个 /mL 。 主要菌种有：动胶杆菌属、假单胞菌属、微球菌属、黄杆菌属、芽胞杆菌属、产碱杆菌属、无色杆菌属等 特征： 1 ）绝大多数是好氧和兼性异养型的原核细菌； 2 ）在好氧条件下，具有很强的分解有机物的功能； 3 ）具有很高的增殖速率，其世代时间仅为 20  30 分钟； 4 ）动胶杆菌具有将大量细菌结成为“菌胶团”的功能。 真菌在活性污泥中不占优势 B 、 原生动物 ---- 在活性污泥中大约为 5×10 3 ～ 2×10 4 个 /ml 0.1mm 钟虫 小口钟虫 草履虫 盖纤虫 肾 形虫 变形虫 肉足虫 鞭毛虫 纤毛虫 纤毛虫 原生动物中以 纤毛虫 居多数，固着型纤毛虫可作为指示生物，固着型纤毛虫如钟虫、等枝虫、盖纤虫、独缩虫、聚缩虫等出现且数量较多时，说明培养成熟且活性良好。 C 、 后生动物 线虫 轮虫 原（后）生动物作为“ 指示性生物 ” 数量 混合液悬浮固体浓度 MLSS （ Mixed Liquor Suspended Solid) 式中： M a —— 具备活性细胞成分； M e —— 内源代谢残留的微生物有机体； M i —— 未代谢的不可生化的有机悬浮固体； M ii —— 吸附的无机悬浮固体。 MLSS = M a + M e + M i + M ii (mg/L 混合液 ） 1.5 活性污泥的性能指标 按有机性和无机性成分： 处理生活污水的活性污泥 MLVSS: 70% NVSS: 30% MLSS 表示悬浮固体物质总量， MLVSS 挥发性固体成分表示有机物含量， MLNVSS 灼烧残量，表示无机物含量。 MLVSS 包含了微生物量，但不仅是微生物的量，由于测定方便，目前还是近似用于表示微生物的量。 MLVSS: 一般范围为 55 ％ ~75 ％ NVSS: 一般范围为 25 ％ ~45 ％ 污泥沉降比： SV 活性污泥的沉降浓缩性能 取混合液至 1000mL 或 100mL 量筒，静止沉淀 30min 后，度量沉淀活性污泥的体积，以占混合液体积的比例（ % ）表示污泥沉降比。 污泥体积指数： SVI SV 不能确切表示污泥沉降性能，故人们想起用单位干泥形成湿泥时的体积来表示污泥沉降性能，简称污泥指数，单位为 mL/g 。 SVI 值能较好地反映出活性污泥的松散程度和凝聚沉降性能。良好的活性污泥 SVI 常在 50~120 之间， SVI 值过低，说明污泥活性不够，可能是水体中营养元素缺失导致。 SVI 过高的污泥 , ，说明可能发生污泥膨胀。如因丝状菌过度繁殖所致，则应投加相应的消毒剂，必要时要抽干好氧池重新培养好氧污泥。 污泥回流比 R Q r 、 X r 曝气池 V 、 X 二沉池 Q+Q r X Q-Q w X e Q Q w 、 X r 根据泥量平衡关系： 如果活性污泥的 SVI 值增高，它在二次沉淀池内的浓缩浓度会降低，即 Xr 降低，为了使在曝气池内混合液的活性污泥浓度保持一定，就需要加大污泥的回流量。 或 在 MLSS 一定的条件下， SVI 值越高，所应采用的污泥回流比也越大。 指曝气池全部活性污泥平均更新一次所需的时间，活性污泥在曝气池内的平均停留时间，故 又称细胞平均停留时间 ： 曝气池内活性污泥的总量与每日排放污泥量（出水 + 剩余污泥） 之比，单位 d 。 当 Xe≈0 时， 污泥龄是活性污泥系统设计与运行管理的重要参数，反映了活性污泥吸附有机物后进行稳定氧化的时间长短。污泥龄不能太长，否则污泥会老化，影响处理效果；污泥龄不能短于活性污泥中微生物的世代时间，否则在曝气池中不能大量增殖。 污泥龄 ( θ c ) 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 稳定阶段 由于活性污泥具有巨大的表面积，而表面上含有多糖类的黏性物质，导致污水中的有机物转移到活性污泥上去。 主要是转移到活性污泥上的有机物为微生物所利用。 1.6 活性污泥降解污水中有机物的过程 活性污泥的初期吸附作用 曝气过程 降解 初期吸附 BOD 5 好氧活性污泥法中 异养微生物 的代谢途径 内源呼吸产物 + 能量 (CO 2 、 H 2 O 、 NH 3 、 SO 4 2- …) 废水中的 可 降解有机物 新细胞物质 （ C 5 H 7 NO 2 ） 代谢产物 (CO 2 、 H 2 O 、 NH 3 、 SO 4 2- …) (1/3) 分解代谢 (2/3) 合成代谢 + 异养微生物 O 2 ＋ 能量 净增细胞物质 内源呼吸 ～ 80% ～ 20% 内源呼吸残留物 O 2 无机代谢产物 , 随出水排出 少量能量 剩余污泥 摄取 即废水生物处理中的活性污 泥的增长部分，称为剩余污泥。 活性污泥法曝气过程中污水中有机物的变化分析总结 废水中的有机物 残留在废水中的有机物 从废水中去除的有机物 微生物不能利用的有机物 微生物能利用的有机物 微生物能利用而尚未利用的有机物 微生物不能利用的有机物 微生物已利用的有机物（氧化和合成） （吸附量） 增殖的微生物体 氧化产物 活性污泥膨胀是活性污泥工艺运行中的主要问题。 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。 活性污泥膨胀可分为 污泥中丝状菌大量繁殖导致的丝状菌性膨胀 并无大量丝状菌存在的非丝状菌性膨胀 污泥膨胀及其控制 1.7 活性污泥系统运行中的异常情况 丝 状 菌 性 膨 胀 絮花状物质，其骨干是菌胶团 正常的活性污泥 丝状菌大量出现，主要是有鞘细菌和硫细菌 不正常的情况下 当污泥中有大量丝状菌时，大量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，形成了污泥膨胀。 丝 状 菌 性 膨 胀 的 主 要 因 素 污水水质 运行条件 工艺方法 含有有毒物质的废水 含溶解性碳水化合物多的污水往往发生由浮游球衣细菌引起的丝状膨胀 。 含硫化物多的污水往往发生由硫细菌引起的丝状膨胀 。 氮、磷含量不平衡的废水 p H 过高或者过 低时，容易产生膨胀。 丝 状 菌 性 膨 胀 的 主 要 因 素 污水水质 运行条件 工艺方法 曝气池混合液受到冲击负荷；污泥龄过长及有机负荷过低，营养物不足 混合液中 溶解氧浓度 太低 丝 状 菌 性 膨 胀 的 主 要 因 素 污水水质 运行条件 工艺方法 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 。 叶轮式机械曝气与鼓风曝气相比，易于发生丝状菌性膨胀 。 非 丝 状 菌 性 膨 胀 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，细菌吸收了大量的营养物，但由于温度低，代谢速度较慢，就积贮起大量高黏性的多糖类物质。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，使污泥形成污泥膨胀。 发生污泥非丝状菌性膨胀时，处理效率仍很高，上清液也清澈。 在运行中，如发生污泥膨胀，针对膨胀的类型和丝状菌的特性，可采取的抑制措施： (1) 控制曝气量，使曝气池中保持适量的溶解氧； (2) 调整 pH ； (3) 如磷、氮的比例失调，可适量投加氮化合物和磷化合物； (4) 投加 有机或者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 (6) 城市污水厂的污水在经过沉砂池后，跳跃初沉池，直接进入曝气池 。 ( 5 ) 投加化学药剂，灭杀或者抑制丝状菌。常用的灭菌剂有 NaClO,ClO 2 ， Cl 2 ， H 2 O 2 和漂白粉等。 污泥上浮是由于曝气池内污泥泥龄过长，硝化进程较高（一般硝酸盐达 5 mg/L 以上），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，也可能引起污泥上浮。 控制措施 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 污泥 上浮 及其控制 降低混合液污泥浓度，缩短污泥龄和降低 DO 等 控制措施 化学泡沫：采取水冲或加消泡剂。此外，用风机机械消泡也是有效措施。 泡沫问题 及其控制 增大排泥，降低污泥龄，预防为主 泡沫 可分为 化学泡沫，呈乳白色 生物泡沫，多呈褐色 2 污水生物处理典型工艺及发展 渐 减 曝 气 多点进水法 完全混合法 浅 层 曝 气 高负荷曝气 延 时 曝 气 接触稳定法 氧化沟 纯 氧 曝 气 吸附－生物降解工艺（ AB 法） 序批式活性污泥法（ SBR 法） 污水生物处理常见工艺形式 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。 实际情况是：前半段氧远远不够，后半段供氧量超过需要。 渐减曝气的目的就是合理地布置扩散器，沿池长渐减曝气，而总的空气量不变，这样可以提高处理效率。 渐 减 曝 气 针对普通（推流式）曝气池进口负荷过大而改进的。废水沿池长分多点进入（进口为 3~4 个），以均衡池内有机负荷，克服前段供氧不足，后段供氧过剩的缺点，单位容积的处理能力提高（容积可减小 30% ）。 多 点 进 水 法 多点进水示意图 完 全 混 合 法 在阶段曝气的基础上，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，长条形池子中也能做到完全混合状态。 完全混合的概念 （ 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 ）入流出现冲击负荷时，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，而不是像推流中仅仅由部分回流污泥来承担。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，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量比较均匀。 完全混合法的特征 完 全 混 合 法 浅 层 曝 气 特点：气泡形成和破裂瞬间的氧传递速率是最大的。在水的浅层处用大量空气进行曝气，就可以获得较高的氧传递速率。 1953 年帕斯维尔（ Pasveer ）的研究：氧在 10℃ 静止水中的传递特征，如下图所示。 扩散器的深度以在水面以下 0.6 ～ 0.8 m 范围为宜，可以节省动力费用，动力效率可达 1.8 ～ 2.6 kg ( O 2 )/kw·h 。 可以用一般的离心鼓风机。 浅层曝气与一般曝气相比，空气量增大，但风压仅为一般 曝气的 1/4 ～ 1/6 左右，约 10 kPa ，故电耗略有下降。 曝气池水深一般 3 ～ 4m ，深宽比 1.0 ～ 1.3 ，气量比 30 ～ 40 m 3 / (m 3 H 2 O . h )。 浅层池适用于中小型规模的污水厂。 由于布气系统进行维修上的困难，没有得到推广利用。 部分污水厂只需要部分处理，因此产生了高负荷曝气法。 主要特点 F/M 负荷高，曝气池中的 MLSS 约为 300 ～ 500 mg/L ，曝气时间比较短，约为 2 ～ 3 h ，处理效率仅约 65 ％左右，有别于传统的活性污泥法。 高负荷活性污泥法在系统和曝气池构造方面，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质要求不高的污水。 高负荷曝气 F/M 负荷非常低，曝气时间很长，达 24 h 甚至更长， MLSS 较高，达到 3000 ～ 6000 mg/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； 适用于污水量很小且对处理水质要求高的场合，近年来，国内小型污水处理系统多有使用。 池容大，基建费和运行费都较高，占用较大的土地面积。 延 时 曝 气 接 触 稳 定 法 混合液曝气过程中第一阶段 BOD 5 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。 污水和经过在再生池充分再生且活性很强的活性污泥同步进入吸附池，在这里充分接触 30 ～ 60 min ，使大部分呈悬浮、胶体和部分溶解性状态的有机物为活性污泥所吸附，使污水中有机物浓度大幅度降低。混合液继之流入二沉池，进行泥水分离，澄清水排放，污泥则从底部进入再生池，在这里首先进行分解和合成代谢，然后活性污泥微生物进入内源呼吸期，活性得到充分恢复，在其进入吸附池与废水接触，充分发挥其吸附能力。 氧化沟是延时曝气法的一种特殊形式，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，具有曝气和搅拌两个作用，沟中混合液流速约为 0.3 ～ 0.6 m/s ，使活性污泥呈悬浮状态。 氧 化 沟 氧化沟特点： （ a ）氧化沟 HRT 和 SRT 比一般生物处理法长（ 10 ～ 40 h ），可以不设初次沉淀池，污泥也不需要进行厌氧消化； （ b ）占地面积少。省略了初次沉淀池、污泥消化池，有时还可省略二次沉淀池和污泥回流装置，使污水厂总占地面积不仅没有增大，相反还可缩小； （ c ）氧化沟具有推流特性，溶解氧浓度在沿池长方向形成浓度梯度，形成好氧、缺氧和厌氧条件。通过对系统合理的设计与控制，可以取得最好的除磷脱氮效果。 （ d ）氧化沟的曝气设备和构造形式的多样化，运行灵活，根据不同的目的可以设计多种形式的氧化沟。 氧 化 沟 工作特性分析： 如果着眼于整体，可以认为氧化沟是一个完全混合池 ，其中的污水水质几近一致，它因此可以处理高浓度有机废水，能够承受水量和水质的冲击负荷。 如果着眼于氧化沟中的某一段，就可以发现某些推流式的特征 。这种水流搅动情况和溶解氧浓度沿池长变化的特征，十分有利于活性污泥的生物凝聚作用，且可以利用来进行硝化、反硝化作用以及吸磷、释磷作用，以达到生物脱氮除磷的效果。 氧 化 沟 曝气转盘设备 ( 美国 US Filter 产品 ) 曝气转刷设备 (OTV-Gruger 产品 ) 荷兰 DHV 公司表曝机 潜水搅拌机 水下推进器 Carrousel 氧化沟是 60 年代末由荷兰 DHV 公司研制成功的，当时开发这一工艺的主要目的是寻求一种 渠道更深、效率更高和机械性能更好 的系统设备，来改善和弥补当时流行的转刷式氧化沟的技术弱点。其构造如图所示。 卡鲁塞尔氧化沟图 1 一出水堰： 2 一曝气器 氧化沟的形式 它是一个多沟串联的系统，进水与活性污泥混合后沿箭头 方向在沟内作不停的循环流动。 Carrousel 氧化沟采用垂直安装的低速表面曝气器，每 组沟渠安装一个，均安装在同一端，因此形成了靠近曝气器 下游的富氧区和曝气器上游以及外环的缺氧区。这不仅有利 于生物凝聚，还使活性污泥易于沉淀。其 BOD 5 去除率可达 95%~99% ，脱氮效率约为 90% ，除磷效率约为 50% 。 Carrousel 氧化沟技术特征 Carousel 氧化沟的表面曝气机单机功率大，其水深可达 5 m 以上，使氧化沟占地面积减少，土建费用降低。 由于曝气机周围的局部区域能量强度比传统活性污泥曝气池中的强度高得多，使得氧的转移效率大大提高，平均传氧效率达到至少 2.1 kg/kW·h 。 因此， Carrousel 氧化沟具有极强的混合搅拌耐冲击能力。当有机负荷较低时，可以停止某些曝气器的运行，在保证水流搅拌混合循环流动的前提下，节约能量消耗。 Carrousel 氧化沟技术特征 交替工作的氧化沟 (V-R 型 ) 图 1 －沉砂池； 2 －曝气转刷； 3 －出水堰； 4 －排泥管； 5 －污泥井； 6 －氧化沟 二池交替工作的氧化沟 (D 型 ) 图 1 －沉砂池； 2 －曝气转刷； 3 一出水堰 ； 4 一排泥管； 5 一污泥井 交替式氧化沟 V—R 型氧化沟是将曝气沟渠分为 A 、 B 两部分，其间有单向活扳门相连。利用定时改变曝气转刷的旋转方向，以改变沟渠中的水流方向，使 A 和 B 两部分交替地作为曝气区和沉淀区，因此不需另设二沉池。当沉淀区改变为曝气区运行时，己沉淀的污泥会自动与水相混合，因此不需设置污泥回流装置。这种系统简化了流程，节省了基建费用和运行费用，管理也很方便。 D 型氧化沟由容积相同的 A 、 B 两池组成。串联运行，交替地作为曝气池和沉淀池，一般以 8 小时为一个运行周期。 该系统可得十分优质的出水和稳定的污泥，同样不需设污泥回流装置。 缺点是曝气转刷的利用率仅为 37.5% 。 为了克服 D 型系统的缺点，又开发了三沟式 (T 型 ) 氧化沟，从而将设备利用率提高到了 58% ，而后发展的动态顺序沉淀 (DSS) 氧化沟的设备利用率为 70% 。 三池交替工作氧化沟系统 (T 型 ) 图 1 －沉砂池： 2 －曝气转刷： 3 －出水溢流堰： 4 －排泥井： 5 －污泥井 交替式氧化沟主要是为了去除 BOD 5 。 如果要同时除磷脱氮，对于双沟式氧化沟就需在氧化沟 前后分别增设厌氧池和沉淀池 (DE 型 ) 。 三沟式氧化沟除磷脱氮可在同一反应器中完成。 值得一提的是，这些简单的氧化沟系统没有单独设置反 硝化区，但由于运行过程中设置了停曝期来进行反硝化，从 而获得较高的氮去除率。 该系统由三个相同的氧化沟组建在一起作为一个单元运行，三个氧化沟之间相互双双连通。 在运行时，两侧的 A 、 C 两池交替地用作曝气池和沉淀池。中间的 B 池一直维持曝气，进水交替地引入 A 池或 C 池，出水相应地从 C 池或 A 池引出。这样做提高了曝气转刷的利用率，还有利于生物除磷。 进水的分配和出水调节堰完全靠自控装置控制。 三沟式氧化沟的脱氮是通过双速电机来实现的，曝气转刷能起到混合器和曝气器的双重功能。 三沟式氧化沟技术特征 三池交替工作式 氧化沟的运行过 程可分为 6 个阶 段，如图所示。 整个工作周期为 8 小时。依靠三池工作状态的转换，可以免除污泥回流和混合液回流，运用费用可大大节省。 三沟式氧化沟技术特征 Orbal 氧化沟是一种多渠道的氧化沟系统，沟中有若干 多孔曝气圆盘的水平旋转装置，用以进行传氧和混合。 O bra l 氧化沟 氧化沟由多个同心的沟渠组成，沟渠呈圆形或椭圆形，进水先引入最外的沟渠，在其中不断循环的同时，依次引入下一个沟渠，最后从中心沟渠排出，这相当于一系列完全混合反应池串联在一起。 Orbal 系统中每一圆形沟渠均表现出单个反应器的特性。例如，对氧的吸收率进水渠最高，出水渠最低，相应溶解氧浓度从外沟到内沟依次增高。 Orbal 这种串联形式，可以兼有完全混合式与推流式的优点。 O bra l 氧化沟 ObraI 氧化沟技术特征 曝气设备均采用曝气转盘。由于曝气盘上有大量的曝气孔和楔形突出物，增加了推进混合和充氧效率，水深可达 3.5~4.5m ，并保持沟底流速 0.3~0.9m/s 。同时可以借助配置各沟中不同的曝气盘数目，变化输入每一沟的供氧量。 圆形或椭圆形的平面形状，比渠道较长的氧化沟更能利用水流惯性，可节省推动水流的能耗。 多渠串联的形式可减少水流短流现象。 纯 氧 曝 气 纯氧曝气的缺点是纯氧发生器容易出现故障，装置复杂，运转管理较麻烦。 在密闭的容器中，氧利用率可达 80 ～ 90% ，溶解氧的饱和度可提高，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，能够缩小曝气池容，提高曝气池的容积负荷，污泥的沉淀性也好，污泥膨胀现象发生较少。 吸附－生物降解工艺（ AB 法） A 级以高负荷或超高负荷运行， B 级以低负荷运行， A 级曝气池停留时间短， 30 ～ 60 min ， B 级停留时间 2 ～ 4h 。 该系统不设初沉池， A 级曝气池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。 处理效果稳定，具有抗冲击负荷和 pH 变化的能力。该工艺还可以根据经济实力进行分期建设。 73 序批式活性污泥法（ SBR 法） SBR 工艺的基本运行模式由进水、反应、沉淀、出水和闲置五个基本过程组成，从污水流入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。 IV 排水阶段 I 进水阶段 II 反应阶段 III 沉淀阶段 V 待机阶段 SBR 法的五个运行阶段 序批式活性污泥法（ SBR 法） 进水期：反应池接纳污水的过程。 可采用三种方式：非限制曝气（边曝气边进水）、限制曝气（充水完毕后再开始曝气）、半限制曝气（充水后期曝气） 反应期：进水期结束后或 SBR 反应器充满水后，进行曝气或搅拌以达到处理的目的（去除 BOD 、硝化、脱氮除磷）。 沉淀期：该工序相当于传统活性污泥法的二沉池，活性污泥絮体进行重力沉降和上清液分离。 排水排泥期：排出活性污泥沉淀后的上清液，作为处理出水，一直排放到最低水位。底部沉降的活性污泥大部分作为下个处理周期的回流污泥使用，过剩污泥被引出排放。 闲置期：通过搅拌、曝气或静置使微生物恢复活性，并起到一定的反硝化作用而进行脱氮，为下一个周期创造良好的初始条件。 序批式活性污泥法（ SBR 法） 主要特点： 1 、工艺简单、造价低 2 、时间上具有理想推流式反应器的特性。 3 、运行方式灵活，脱氮除磷效果好。 4 、污泥沉降性能好。 5 、对进水水质水量的波动具有良好的适应性。 ( 1 ) 工艺系统组成简单，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。 SBR 工艺与连续流活性污泥工艺相比的优点 (1) 容积利用率低； (2) 水头损失大； (3) 出水不连续； (4) 峰值需氧量高； (5) 设备利用率低； (6) 运行控制复杂； (7) 不适用于大水量。 SBR 工艺的缺点 UNITANK 工艺 UNITANK 又称交替式生物处理池，其基本单元是由三个矩形池组成 （ A ， B ， C 池 ） 相邻 ， 通过公共墙开洞或池底渠连通。三个池中都安装有曝气系统，可以是微孔曝气头、表曝机或潜水曝气机：外侧两个池 （ A 和 C 池 ） 设有固定式出水堰及剩余污泥排放装置，他们交替作为曝气池和沉淀池，中间的池子（ B 池 ） 只能作为曝气反应池。另外，污水通过闸门控制可以进入任意一个池子，采用连续进水，周期交替运行 。 SBR 变形工艺 UNITANK 工艺 UNITANK 工艺 由于 UNITANK 工艺是传统 SBR 工艺的一种变型，具有 SBR 工艺运行方式灵活的优点，可以通过时间及空间上的控制及曝气、搅拌的控制，使 3 个池内形成好氧、缺氧或者厌氧环境，实现多种工艺目的，如：碳源有机物的去除、脱氮或者除磷。根据具体处理对象的不同， UNITANK 系统的运行方式不同，下面是好氧 UNITANK 处理系统。 (1) 污水进入边池 A ，池内进行曝气，池内混合液经中间池 B 进入边池 C ， C 池通过固定出水堰排水； (2)A 池停止进水，继续曝气，污水进入 B 池， C 池继续排水； (3)A 池停止曝气，静沉，污水继续进入 B 池， C 池继续排水 UNITANK 工艺 (4) 污水进入边池 C ，池内进行曝气，混合液经中间池 B 进入 A 池， A 池通过固定出水堰排水； (5)C 池停止进水，继续曝气，污水进入 B 池， A 池继续排水； (6)C 池停止曝气，静沉，污水继续进 B 池， A 池继续排水，直至排水完毕，完成一个运行周期。整个周期内中间池 B 始终进行曝气，其中 (1) ～ (3) 阶段和 (4) ～ (6) 阶段运行方向正好相反。 UNITANK 工艺 当脱氮除磷时， UNITANK 系统的曝气池内除了设有曝气设备外，还设有搅拌设备等，根据工艺要求，通过对曝气和搅拌设备的控制池内形成交替的好氧、缺氧、厌氧状态。这些工艺过程的实现依赖于在线溶氧仪、在线氧化还原电位等监控设备和系统。 UNITANK 工艺 CASS 是周期循环活性污泥法的简称，是在间歇式活性污泥法 (SBR) 的基础上演变而来的。最早产生于美国， 90 年代初引入中国。目前，由于该工艺的高效和经济性，应用势头迅猛，受到环保部门及用户的广泛关注和一致好评。 CASS 工艺集反应、沉淀、排水功能于一体，污染物的降解在时间上是一个推流的过程，而微生物则处于好氧、缺氧、厌氧周期性变化之中，从而达到对污染物去除的作用，同时还具有较好的脱氮、除磷的功能。 CASS 工艺 CASS 池的演示图 CASS 池的构建 CASS 前部设置了生物选择区，后部设置了可升降的自动滗水装置。在池的末端设有潜水泵，污水通过潜水泵不断从主曝气区抽送至生物选择区中，污泥的回流量按最大处理量的 20 ﹪ 考虑。 选择区通常在 厌氧或兼氧 的条件下运行，污泥首先与其中的回流污泥混合，基质浓度较高，微生物通过酶的快速转移机理迅速吸附污水中大部分可溶性有机物，经历一个高负荷的基质快速积累过程，这对进水水质、水量、 pH 和有毒有害物质起到较好的缓冲作用，同时对丝状菌的生长起到抑制作用，可有效防止污泥膨胀；同时还具有促进磷的进一步释放和强化反硝化的作用；另外在这个区的难降解大分子物质易发生水解作用。 CASS 操作流程 1 曝气阶段 曝气装置充氧，有机污染物被微生物氧化分解，同时污水中的 NH 3 -N 通过微生物的硝化作用转化为 NO 3 - -N 。 2 沉淀阶段 　　停止曝气，微生物利用水中剩余的 DO 进行氧化分解。反应池由好氧状态向缺氧状态转化，开始进行反硝化反应。活性污泥逐渐沉到池底，上层水变清。 3 滗水阶段 　　沉淀结束后，反应池末端的滗水器开始工作，自上而下逐渐排出上清液。反应池逐渐过渡到厌氧状态继续反硝化。 4 闲置阶段 闲置阶段即是滗水器上升到原始位置阶段。 CASS 技术特征   1 连续进水，间断排水 　　 2 运行上的时序性 　　 3 运行过程的非稳态性 　　 4 溶解氧周期性变化，浓度梯度高 　　 3 生物脱氮除磷 生物脱氮除磷意义 城市污水经传统的二级处理以后，虽然绝大部分悬浮固体和有机物被去除了，但还残留微量的悬浮固体和溶解的有害物，如氮和磷等的化合物。氮、磷为植物营养物质，能助长藻类和水生生物，引起水体的富营养化，影响饮用水水源。 废水或污水中的营养元素（ N 、 P ）对水体和人类的危害有哪些？ (1) 使水味变得腥臭难闻； (2) 降低水体的透明度； (3) 消耗水体的溶解氧； (4) 向水体释放有毒物质；例如： NO 3 − 和 NO 2 − 可被转化为亚硝胺 ( 三致物质 ) ；水中 NO 2 − 高，可导致婴儿患变性血色蛋白症 “ Bluebaby” 同化作用去除的氮依运行条件和水质而定，如果微生物细胞中氮含量以 12.5% 计算，同化氮去除占原污水 BOD 的 2%~5% ，氮去除率在 8%~20% 。 生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和氨态氮转化为 N 2 和 N x O 气体的过程。其中包括硝化和反硝化两个反应过程。 生物脱氮的原理 利用一种被称为聚磷菌（也称为除磷菌、磷细菌等）的细菌在厌氧条件下能充分释放其细胞体内的聚合磷酸盐（厌氧释磷）；而在好氧条件下，又能超过其生理需要从水中吸收磷（好氧吸磷），并将其转化为细胞体内的聚合磷酸盐，从而形成富含磷的生物污泥，通过沉淀从系统中排出这种富磷污泥，就可实现生物除磷的目的。 生物除磷的原理 生物除磷机理 A P /O 工艺 A/O 工艺( anaerobic/oxic )是厌氧/好氧工艺，工艺简单，水不内循环。 厌氧池-释放 P ，有机物厌氧分解；曝气池-吸收 P ，去除 BOD ；沉淀池-泥水分离。 厌氧池 曝气池 沉淀池 进水 出水 剩余污泥 回流污泥 生物除磷工艺 Phostrip 工艺 化学除磷与生物除磷相结合的工艺。 厌 氧 池 曝气池 沉淀池 进水 出水 剩余污泥 回流污泥 混 合 池 搅 拌 池 沉淀 化学污泥 石灰 Phostrip 工艺特点 : 除磷效果好 , 除磷稳定 , 一般出水磷浓度达到 1mg/L 以下 , 但是没有脱氮的功能 ; 污泥含磷率高 , 可以作为肥料使用 ; 工艺流程复杂 , 管理难度高 , 需氧投加石灰 , 基建和运行费用较大。 生物脱氮除磷工艺 A 2 /O 工艺 进水 沉淀池 厌氧池 缺氧池 好氧池 剩余污泥 出水 内回流 污泥回流 进 气 管 A 2 / O 同步脱氮除磷工艺设计参数 水力停留时间 /h 厌氧反应器 0.5~1.0 缺氧反应器 0.5~1.0 好氧反应器 3.5~6.0 污泥回流比 /% 50~100 混合液内循环回流比 /% 100~300 混合液悬浮固体浓度 /(mg  L -1 ) 3000~5000 F/M 值 /(kgBOD 5  ( kgMLSS  d ) -1 ) 0.15~0.7 好氧反应器内 DO 浓度 /(mg  L -1 ) ≥ 2 BOD 5 /P 值 5~15 （以大于 10 为宜） Bardenpho 工艺 工艺特点：各项反应都反复进行两次以上，各反应器均具有各自的首要功能，同时还具有 1~2 项辅助功能；对废水中的有机物、氨氮以及磷的去除效果良好。 UCT 工艺 在前述的两种同步脱氮除磷工艺中，都是将回流污泥直接回流到工艺前端的厌氧池，其中不可避免地会含有一定浓度的硝酸盐，因此会在第一级厌氧池中引起反硝化作用，反硝化细菌将与除磷菌争夺废水中的有机物而影响除磷效果，因此提出 UCT 工艺 UCT 工艺 工艺特点：将二沉池的回流污泥回流到缺氧池，使污泥中的硝酸盐在缺氧池中进行反硝化脱氮，同时，为弥补厌氧池中污泥的流失及除磷效果的降低，增设从缺氧池到厌氧池的污泥回流，这样厌氧池就可以免受回流污泥中硝酸盐的干扰。 生物脱氮新技术 近年来的许多研究表明，硝化反应不仅由自养菌完成，某些 异养菌 也可以进行硝化作用；反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌也可在 好氧条件下进行反硝化 ；而且，许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌。 短程硝化反硝化 同步硝化 / 反硝化脱氮 厌氧氨氧化 全程自养脱氮 短程硝化反硝化 从微生物学的角度看，短程硝化反硝化并不是什么新东西。但在废水生物脱氮领域，一直流行着全程硝化和全程反硝化的理念和做法。习惯成自然，突破传统理念的束缚就成了一种创新。事实上，短程硝化反硝化工艺也确实具有不同于传统生物脱氮工艺的微生物特性。 经济学原理 短程硝化反硝化省略了 NO 2 - 氧化到 NO 3 - 及将 NO 3 - 还原为 NO 2 - 两个阶段 NH 4 + +1.5O 2 NO 2 - +H 2 O+2H + NH 4 + + 2.0 O 2 NO 2 - +H 2 O+2H + 短程硝化作用 硝化作用 供氧量节省 25% 6NO 2 - + 3CH 3 OH + 3CO 2 3N 2 + 6HCO 3 - + 3H 2 O 6NO 3 - + 5CH 3 OH + CO 2 3N 2 + 6HCO 3 - + 7H 2 O 短程反硝化作用 反硝化作用 甲醇消耗量节省 40% 同步硝化 / 反硝化脱氮 传统观点认为硝化和反硝化反应不能同时发生，而近年来好氧反硝化菌和异养硝化菌的发现以及好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化等研究的进展，奠定了的理论基础。最近几年国内外有不少实验和报道证明有同步硝化和反硝化现象，如流化床反应器、生物转盘、 SBR 、氧化沟工艺等。与传统生物理论相比具有很大的优势，它可以在同一反应器 内同时进行硝化和反硝化反应，具有以下优点：曝气量减少，降低能耗；无需酸碱中和；缩短反应时间。 厌氧氨氧化 以硝酸盐作为氧化剂将氨氧化成氮气；或以氨作为电子供体将硝酸盐还原为氮气的生物反应，称为厌氧氨氧化（ anaerobic ammonia oxidation, Anammox) 厌氧氨氧化的发现 1977 年奥地利理论化学家 Broda 根据化学反应热力学，预言自然界存在以硝酸盐或亚硝酸盐为氧化剂的氨氧化反应，因为与以氧为氧化剂的氨氧化反应相比，以 NO 2 - 和 NO 3 - 为氧化剂的氨氧化反应所释放的自由能一点也不逊色。既然自然界存在自养型亚硝酸细菌能够催化反应 1 ，那么理论上也应该存在另一种自养型细菌，能够催化厌氧氨氧化反应。 上世纪 90 年代， Mulder 等人在生物脱氮流化床反应器内发现了厌氧氨氧化菌的存在。接着， van de Graaf 等人又以多种方法证明，厌氧氨氧化是一个生物反应。经过长期努力， Strous 等人采用梯度离心技术，成功的分离了厌氧氨氧化菌。谱系分析证明，被分离的两种厌氧氨氧化菌 (Brocadia anammoxidans 和 Kuenenstuttgartiensis) 都属于分支横生的浮霉细菌。 NH 4 + NH 2 OH N 2 H 4 N 2 H 2 N 2 NO 2 - NO 3 - 2[H] 2[H] ① ② ③ ④ ⑤ 厌氧氨氧化反应模型 ① 氨被羟胺氧化形成联氨。 联氨通过② ③ 产生 N 2 和还原能量，后者被用于还原亚硝酸盐产生更多的羟胺。 谢谢聆听，欢迎交流！ Thank you.