污水处理基本知识

影响混凝的因素和操作程序

常用的助凝剂有氯、生石灰、活化硅酸、活化水玻璃、泡花碱等。 (1) 混凝的影响因素

①废水性质的影响废水的胶体杂质浓度、PH值、水温及共存杂质等都会不同程度影响混凝效果。

a. 胶体杂质浓度过高或过低都不利于混凝。用无机金属盐作混凝剂时，胶体浓度不同，所需脱稳的Al3+和Fe3+的用量亦不同。

b.PH值也是影响混凝的重要因素。采用某种混凝剂对任一废水的混凝，存在一个相对最佳PH值，使混凝反应速度最快，絮体溶解度最小，混凝作用最大，经过试验可得到最佳的PH值。往往需要加酸或碱来调整PH值，通常加碱的较多。

c.水温的高低对混凝也有一定的影响。水温高时，黏度降低，布朗运动加快，碰撞的机会增多，从而提高混凝效果，缩短混凝沉淀时间。因此一般冬天混凝剂用量比夏天多。但温度过高，超过90℃时，易使高分子絮凝剂老化生成不溶性物质，反而降低絮凝效果。

d. 共存杂质的种类和浓度

1)有利于絮凝的物质除硫、磷化合物以外的其他各种无机金属盐，它们均能压缩胶体粒子的扩散层厚度，促进胶体粒子凝聚。离子浓度越高，促进能力越强，并可使混凝范围扩大。二价金属离子Ca2+、Mg2+等对阴离子型高分子絮凝剂凝聚带负电的胶体粒子有很大的促进作用，表现在能压缩胶体粒子的扩散层，降低微粒间的排斥力，并能降低絮凝剂和微粒间的斥力，使它们表面彼此接触。

2)不利于混凝的物质磷酸离子、亚硫酸离子、高级有机酸离子等阻碍高分子絮凝作用。另外，氯、螯合物、水溶性高分子物质和表面活性物质都不利于混凝。

3)混凝剂的影响

(a)混凝剂种类 混凝剂的选择主要取决于胶体和细微悬浮物的性质、浓度。如水中污染物主要呈胶体状态，且ζ电位较高，则应先投加无机混凝剂使其脱稳凝聚，如絮体细小，还需投加高分子混凝剂或配合使用活性硅酸等助凝剂。 很多情况下，将无机混凝剂与高分子混凝剂并用，可明显提高混凝效果，扩大应用范围。对于高分子混凝剂而言，链状分子上所带电荷量越大，电荷密度越高，链状分子越能充分延伸，吸附架桥的空间范围也就越大，絮凝作用就越好。

(b)混凝剂投加量 投加量除与水中微粒种类、性质、浓度有关外，还与混凝剂品种、投加方式及介质条件有关。对任何废水的混凝处理，都存在最佳混凝剂和最佳投药量的问题，应通过试验确定。一般的投加量范围是:普通铁盐、铝盐为10-30mg/L；聚合盐为普通盐的1/2-1/3；有机高分子混凝剂通常只需1-5mg/L，且投加量过量，很容易造成胶体的再稳。

(c)混凝剂投加顺序 当使用多种混凝剂时，其最佳投加顺序可通过试验来确定。一般而言，当无机混凝剂与有机混凝剂并用时，先投加无机混凝剂，再投加有机混凝剂。但当处理的胶粒在50μm 以上时，常先投加有机混凝剂吸附架桥，再加无机

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混凝剂压缩扩散层而使胶体脱稳。

(d)水力条件的影响 水力条件对混凝效果有重要影响。两个主要的控制指标是搅拌强度和搅拌时间。搅拌强度常用速度梯度G来表示。在混合阶段，要求混凝剂与废水迅速均匀的混合，为此要求G在500-10000s-1，搅拌时间t应在10-30s。而到了反应阶段，既要创造足够的碰撞机会和良好的吸附条件让絮体有足够的成长机会，又要防止生成的小絮体被打碎，因此搅拌强度要逐渐减小，而反应时间要长，相应G和t值分别应在20-70s-1和15-30min。

(2)混凝的操作程序 里特迪克(Riddick) 制定出一套行之有效的混凝操作程序。必要时应先提高碱度(投加重碳酸盐具有增加碱度和不提高PH值的优点)，其次投加铝制高铁盐，Al3+或Fe3+包围胶体粒子，使微小絮凝体带有正电荷。最后投加活化硅酸和聚合电解质之类的助凝剂，以便增大絮凝体并控制ζ电位。在投加碱和混凝剂后建议快速搅拌1-3min，随后投加助凝剂搅拌20-30min，以促进絮凝。也可以投加阳离子聚合物实现脱稳，它可使达到等电点而不使PH值发生变化。虽然聚合物混凝剂的效力相当于铝盐的10-15倍，但价格很贵。

污水处理

一级处理后的污水BOD去除率30%；二级处理BOD去除率可达90%(处理后水的BOD5含量可能降低到0-30mg/L)；达到排放标准；三级处理BOD5能够从20-30mg/L降至5mg/L，能够去除大部分的氮、磷。

好氧处理工艺：是利用好氧性微生物，在外源能量提供游离状态溶解氧作为受氢体的条件下，使废水中的可被生物氧化的有机物经氧化分解成为二氧化碳和水，达到无机化目的。

厌氧处理工艺：是利用厌氧性微生物的代谢特性，在无氧的条件下，以被还原有机物作为受氢体，同时产生有能源价值的沼气。 好氧处理与厌氧处理的区别：

1.利用的微生物群的不同:好氧处理是由好氧微生物和兼性微生物起作用的；而厌氧处理是两大类群的微生物起作用，先是厌氧菌和兼性菌，后是另一类厌氧菌。

2.反应速率不同：好氧处理由于有氧作为受氢体，有机物分解比较彻底，释放的能量多，故有机物转化率快，处理设备内停留时间短，设备体积小。厌氧处理有机物所属单位彻底，释放的能量少，所以有机物转化速率慢，需要的时间长。

3.代谢产物不同：好氧处理中，有机物被转化为CO2、NO2、NH3或NO2－、NO3－、PO43－

、SO42－等，且基本无害，处理后废水无异臭。厌氧处理中，有机物被转化为CH4、NH3、胺化物或氮气、H2S等，产物复杂，出水有异臭。

4.对环境要求不同：好氧处理要求充分供氧，对环境条件要求不太严格。厌氧处理要求绝对厌氧的环境，对环境条件要求甚严。 厌氧生化法与好氧生化法相比，具有以下优点：

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1. 适用范围广：

好氧法因供氧限制一般只适用于中、低浓度有机废水的处理，而厌氧法既适用于高浓度有机废水，又适用于中、低浓度有机废水。

2.能耗低：

一般厌氧法的动力消耗约为活性污泥法的1/10。 3.负荷高：

好氧法的有机容积负荷为2-4kgBOD/(m3.d)；厌氧法的有机容积负荷为2-10kgBOD/(m3.d)，高的可达50kgBOD/(m3.d)；

4.剩余污泥量少，且其浓缩性、脱水性良好：

好氧法每去除1kgCOD将产生0.4-0.6kg生物量；而厌氧法去除1kgCOD只产生0.02-0.1kg生物量；剩余污泥只有好氧法的5%-20%。同时消化污泥在卫生学上和化学上都是很稳定的。

5.氮、磷营养需要量较少：

好氧生物法BOD:N:P=100:5:1 而厌氧生物法BOD:N:P=100:2.5:0.5 6.厌氧处理过程有一定的杀菌作用。

7.厌氧活性污泥可以长期贮存，厌氧反应器可以季节性或间歇性运转。与好氧反应器相比，在停止运行一段时间后能较迅速启动。 厌氧生化法与好氧生化法相比缺点有：

1.厌氧微生物增殖缓慢，因而厌氧设备启动和处理时间比好氧设备长。

2.出水往往达不到排放标准，需要进一步处理，故一般在厌氧处理后串联好氧处理。

3.厌氧处理系统操作控制因素较为复杂。

好氧反应部分

好氧活性污泥系统的观察与评价 (1)现场观察---感官指标

(2)生物相观测---镜检指标

活性污泥生物相是指活性污泥中微生物的种类、数量、优势度及其代谢活力等状况的概貌。生物相能在一定程度上反映出曝气系统的处理质量及运行状况。当环境条件(如进水浓度及营养、pH值、有毒物质、溶氧、温度等)变化时,在生物相上也会有所反映。可通过活性污泥中微生物的这些变化,及时发现异常现象或存在的问题，并以此来指导运行管理。因此，对生物相的观察,已日益受到人们的重视。

一般地，处理系统运行正常的活性污泥中，污泥絮粒大、边缘清晰、结构紧密、具有良好的吸附及沉降性能。絮粒以菌胶团细菌为骨架，穿插生长着一些丝状菌，但其数量远少于菌胶团细菌。微型动物中以固着类纤毛虫为主，如钟虫、盖纤虫、累枝虫等，还可见到部分J纤虫在絮粒上爬动，偶尔还可以看到少量的游动纤毛虫等，在出水水质良好时，轮虫生长活跃。下面是几种生物相对活性污泥状况的指标。

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几种生物相对活性污泥状况的指标

活性污泥良好时出现的生物(活性污泥生物) 活性污泥状态变坏时出现的生物(非活性污泥生物) 活性污泥由恶化到恢复时出现的生物(中间污泥性生物) 活性污泥分散、解体时出现的生物 钟虫属、累枝虫、盖虫属、聚缩虫属、独缩虫属、各种微小后生动物和吸管虫类，这些生物是固着性或匍匐类。 波豆虫属有尾波豆虫。侧滴虫属、豆形虫属、草履虫属等生物是快速游泳性种类。在情况相当恶劣时，可观测到波豆形虫属；如果情况极端恶化，原生动物和后生动物完全不出现。 漫游虫属、斜叶虫属、管叶虫属、斜管虫属、尖毛虫属等是慢游泳性匍匐类生物。可以观察到这样的生物在1个月左右时间内持续占优势种类。 辐射变形虫等肉足虫类。如果这些生物出现数万个以上，菌胶团小，出流水变混浊。由于形成这种情况是相当慢的，所以这些微生物急剧增加，可使回流污泥量和送气量变小。这种解体现象在某种程度上是可以抑制的。 球衣菌属、丝硫菌属、各种霉等丝状微生物是造成膨胀的生物。在SVI为200以上的场合，发现存在象线头一样的丝状微生物。在膨胀的污泥中所出现的微型动物一般比正常污泥的个数少。 贝氏硫细菌、扭头纤虫属、新态虫属、草履虫属等是喜欢在溶解氧低的时候出现的生物。如果这样的生物出现，此时活性污泥呈现黑色，发生腐败变臭 。 如果进行长时间连续地过剩曝气，各种变形虫类和轮虫类成为优势种类。 出现表壳虫属、鲜壳虫属、轮虫类、寡毛类等占优势。当这样的生物多时，称为进行硝化的指标。 由于原生动物与细菌相比对外界环境变化的感受性是很高的，所以，通过观察原生动物可以推定有害物质对活性污泥的影响。因为活性污泥生物中感受性最高的是盾纤虫属骤减的场合，证明环境急剧变化或有非常少量的有害物质流入。当大部分生物趋于死亡时，认为活性污泥已破坏，亟待进行恢复。 膨胀时出现的生物 溶解氧不足时出现的生物 曝气过剩时出现的生物 BOD负荷过低时出现的生物 有害物质流入时出现的生物

活性污泥中常见微型动物 微型藻类

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与废水处理工艺有关的原生动物主要肉足虫、鞭毛虫及纤毛虫等三类。大多肉足虫能任意改变形状，一般称之为变形虫。鞭毛虫类原生动物一般都长有一根或几根鞭毛，因此常称之为鞭毛虫。纤毛虫类原生动物的特点是周身表面或部分表面长有纤毛，作为行动或捕食的工具，因此常称之为纤毛虫。纤毛虫有自由游动型和固着型两种(常见的为钟虫)。它们在活性污泥净化功能上是否起作用还未定论，但原生动物多摄取细菌充作营养，当运行条件和处理水质发生变化时，原生动物亦随之发生变化。例如对污水进行静态曝气，一般最初是以鞭毛虫类和根足虫类(如变形虫)占优势；其次是自由游泳型的纤毛虫类(如豆形虫、草履虫)占优势，随着活性污泥的逐渐成熟，匍匐型或固着型的纤毛虫类(如循纤虫、盖纤虫、累枝虫、钟虫)又相继占优势。因此，原生动物在评定活性污泥质量和污水处理效果方面具有一定的意义。

原生动物分为：植鞭毛虫类(往往由废水带入如杆囊虫)、动鞭毛虫类(它生活在有机质丰富的污水中，培菌初期和处理效果差时可大量出现活性污泥中常见的有波多虫属和滴虫属等)、变形虫类(处理效果差和培菌初期大量出现，活性污泥中常见的有表壳虫、大变形虫、辐射变形虫)、游动型纤毛虫类(在培菌初期，常看到它在游离细菌及鞭毛虫之后大量出现，随着培菌的进行，BOD浓度不断降低，游离细菌及数量不断减少，使游动纤毛虫的食物也不断减少，其数量亦相应减少。在正常运行时期，可少量见之。在污泥因缺乏营养而老化解絮，处理效果转差时，往往见其数量增多。污泥中常见的有草履虫、肾形虫、豆形虫、漫游虫和裂口虫等)、匍匐型纤毛虫类(在污泥絮体表面爬行或游动，以游离细菌或污泥散屑为食，在正常运行时期可少量出现。活性污泥中常见的有J纤虫、尖毛虫、棘尾虫和游仆虫等)、固着型纤毛虫类(主要指钟虫类原生动物。在活性污泥中是数量最多、最为常见的一类微型动物。其以有机物小颗粒为食，起到清道夫的作用，使出水更为澄清。常见有沟钟虫、大口钟虫、小口钟虫、累枝虫、盖纤虫、独缩虫、聚缩虫和无柄钟虫等)、吸管虫类(固着在污泥絮粒上，以吸管粘食游动型纤毛虫，在污泥培养成熟期后期可见到。常见的种类有吸管虫、壳吸管虫和锤吸管虫等。)。

后生动物在废水处理中常见的有轮虫、线虫、飘体虫等，轮虫在系统正常运行时期、有机物含量较低、出水水质良好时才会出现，故轮虫的存在说明处理效果较好。然而有时处理系统因污泥龄较长、负荷较低，污泥因缺乏营养而老化解絮，这时轮虫可因污泥碎屑增多而大量繁殖，1ml中可多至近万个，这是污泥老化解絮标志。污泥中常见的有玫瑰旋轮虫和猪吻轮虫。线虫身体圆形，似打足气的轮胎，可吞噬细小的污泥絮粒，在膜生长较厚的生物膜处理系统中常会大量出现。飘体虫是污泥中体形最大、分化较高级的一种多细胞动物。身体分节，节间有刚毛伸出，以污泥碎屑、有机物颗粒为食料。在废水处理厂出水水质良好时出现。轮虫、线虫、飘体虫的存在，往往指示处理效果较好。

后生动物在活性污泥中不经常出现，特别是轮虫，仅在完全氧化型的活性污泥中系统才较多地出现。因此轮虫是非常稳定的生物处理系统的指标。

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总之，在活性污泥法处理过程中，净化污水的第一和主要承担者是细菌，其次出现原生动物，是细菌的首次捕食者；继之出现后生动物，是细菌的第二次捕食者。这种微生物增长与递变的模式关系如下图：

分散微生物量残留食物量活性污泥 微生物的相对增长自由游泳型纤毛虫类凝聚有柄纤毛虫类轮虫类鞭毛虫类根足虫类微生物增长与递变的模式

①钟虫不活跃或呆滞，往往表明曝气池供氧不足。如果出现钟虫等原生动物死亡，则说明曝气池内有有毒物进入，如有毒工业废水流入等。

②当发现没有钟虫，却有大量的游动纤毛虫如各种数量较多的草履虫、漫游虫、豆形虫、波豆虫等，而细菌则以游离细菌为主，此时表明水中有机物还很多，处理效果很低。

如果原来水质良好，突然出现固定纤毛虫减少，游动纤毛虫增加的现象，预示水质要变差。相反，原来水质极差，逐渐出现游动纤毛虫为主，则水质变得良好。通常，固定纤毛虫大于游动纤毛虫+轮虫，此时出水BOD5约在5-10mg/L； 固定纤毛虫等于游动纤毛虫，此时出水BOD5约在10-20mg/L。

③镜检中如发现积硫较多的硫丝细菌、游动细菌(球菌、杆菌、螺旋菌和较多的变形虫、豆形虫)时，往往是曝气时间不足，空气量不够，流量过大，或水温较低，处理效果差。

④在大量钟虫存在的情况下，植纤虫数量多而且越来越活跃，这对曝气池工作并不有利。要注意，可能污泥会变得松散，如果钟虫量递减，植纤虫递增，则潜伏着污泥膨胀的可能。

⑤镜检中各类原生动物极少，球衣细菌或丝硫细菌很多时，污泥已发生膨胀。 ⑥当发现等枝虫成对出现、并不活跃，肉眼能见污泥中有小白点，同时发现贝氏硫菌和丝硫细菌积硫点十分明显，则表明曝气池溶解氧很低，一般仅0.5mg/L左右。

⑦如果发现单个钟虫活跃，其体内的食物泡都能清晰的观察到时，说明污水处理程度高，溶解氧充足。

⑧二沉池的出水中有许多水蚤(俗称鱼虫)，其体内血红素低，说明溶解氧高；水蚤的颜色很红时，则说明出水几乎无溶解氧。

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以上所述是人们长期观察而得到的经验，但由于各地各厂水质差异较大，在其他处理系统中可能有不完全相同的规律。

(3)理化分析指标

①混合液污泥浓度MLSS：是指1L混合液内所含的悬浮固体的质量，单位为g/L或mg/L。

②挥发性污泥浓度MLVSS：是指1L混合液内所含的挥发性悬浮固体的质量，单位为g/L或mg/L。它包括Ma(有活性微生物) Me(消化残留物质) Mi(附着在污泥表面难降解的有机物)三者在内。

传统活性污泥法MLVSS尽量控制高些，因此DO值也越高，一般在1200-2600mg/L之间；MLSS一般在1500-3000mg/L之间，当超过以上范围时，必须有充足的供氧能力和泥水分离能力。试验表明，污泥浓度每增加1g/L，污泥氧吸收率下降3%-4%，结果使污泥需氧量增加，能耗上升。污泥浓度高，还会增加二沉池的负担，如不当，将会造成跑泥现象。对于浓度低的废水，污泥浓度高会造成负荷过低，使微生物生长不良，处理效果反而受到影响。

③污泥沉降比SV30：污泥沉降比是指曝气池混合在100ml量筒中，静置沉淀30分钟后，沉淀污泥与混合液之体积比。它能反映出污泥膨胀等异常情况，便于及早查出原因，采取措施。

④污泥指数SVI：污泥指数是指曝气池出口处混合液经30分钟静沉后，一克干污泥所占容积； SVI?SV?100?10 SV为体积比百分数 MLSS单位(g/L)

MLSSSVI值能较好地反映出活性污泥的松散程度和凝聚、沉淀性能；一般认为SVI小于100沉降性能良好；SVI大于200时，污泥膨胀，沉降性能差。

⑤出水污泥浓度ESS：每1mg/L ESS表现出的BOD在0.54-0.69mg/L之间，平均为0.61mg/L BOD。可见其值越高出水BOD值也越高。BOD=8.8+0.61ESS 当ESS大于30mg/L时表明悬浮物流失过多。

⑥污泥负荷Ns(也称BOD负荷率(F/M))：入流污水BOD5的量和活性污泥量比值称为活性污泥负荷。0.2-0.5kg(BOD5)/(kgMLSS.d)时，BOD去除率可达90％以上。

调节污泥负荷的主要手段是控制曝气池MLSS，增加MLSS可降低污泥负荷，减少MLSS则提高污泥负荷，增加或减少MLSS一般通过增加或减少排泥量来实现。

F/M?Q?BODi

V?MLSS传统活性污泥法有机负荷(F/M)一般在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d) 一般营养物的平衡为：BOD:N:P=100:5:1的比例。

按剩余污泥量估算氮、磷的总需要量以补充其差额是较为合理的： 氮的总需要量＝0.122⊿X(kg/d) 磷的总需要量＝0.023⊿X(kg/d) ⊿X 挥发性污泥增长量

⑦污泥的可滤性：是指污泥混合液在滤纸上的过滤性能。凡结构紧密、沉降性能好的污泥，滤速快。凡解絮的、老化的污泥，滤速甚慢。

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⑧耗氧速率OUR：污泥的耗氧速率是指单位质量的活性污泥在单位时间内的耗氧量，其单位为：mg/(g.h)或mgO2/(gMLVSS.h)

活性污泥的OUR一般8-20mgO2/(gMLVSS.h)。当OUR＞20 mgO2/(gMLVSS.h)时，往往是污泥的F/M过高或排泥量过多；当OUR＜8 mgO2/(gMLVSS.h)时，则为F/M过低或污泥中毒。

由于活性污泥絮凝体的大小不同，所需要的最小溶解氧也就不一样，絮凝体越小，与污水的接触面积越大，也越宜于对氧的摄取，所需要的溶解氧浓度就小；反之絮凝体大，则所需的溶解氧浓度就大。(一般在0.5mg/L-2mg/L之间)

(4)水质化学测定指标

①进、出水的BOD/COD比值 就可生物降解性而言，可将废水中的COD组分分为可降解部分和不可降解部分，在废水生物法处理中，COD的去除率总是低于BOD的去除率，结果使出水的B/C比值有较大幅度的下降，因此，我们可以通过测定进、出水的BOD和COD来判断生物处理系统运行的状况，若进、出水的B/C比值变化不大，出水的BOD亦较高，表明系统运行不正常；反之，出水的B/C比值与进水B/C比值相比下降较快，说明系统运行正常。

②进、出二沉池混合液、上清液的BOD(或COD) 进、出二沉池混合液的BOD(或COD)在正常情况下不会有太大变化，当发现进、出二沉池上清液中BOD(或COD)有较大的下降时，可借此判断曝气池中生化作用进行的是否完全和彻底。如发现进入二沉池的混合液尚不稳定，须调整曝气池运行状态(减少进水流量、延长曝气时间、增加污泥浓度、减少污泥负荷等措施)。

③进、出二沉池混合液中的溶解氧(DO) 进、出二沉池混合液的DO在正常情况下不应有太大变化，当发现DO有较大的下降时，说明活性污泥混合液进入二沉池后的后继生物降解作用耗氧所致，是系统负荷过高、尚未达到稳定化的标志。

④曝气池中溶解氧(DO)的变化 从监测曝气池各点DO的轮廓中，可以了解整个系统的运行状况，并可以根据给定的处理要求和目标进行适当调整。

当DO值有较大波动时，除了及时调整DO水平外，尚需查明其原因。当PH值突变或毒物浓度突然增加时，可使污泥耗氧速率(OUR)急剧下降，从而使DO增高，这是污泥中毒的最早的症状，若曝气池DO长期偏低，同时污泥OUR偏高，则可能为泥龄过短或污泥负荷过高，就要根据实际情况予以调整。

⑤曝气池中PH值的变化。 (5)计算指标

通过以上直接测量指标，应计算出计算指标。这些指标包括污泥负荷F/M，回流比R、污泥龄SRT、水力停留时间t，二沉池的水力表面负荷和固体表面负荷q，即堰板负荷。

污泥龄SRT：污泥龄是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，也称曝气时间，单位是日（d）。可用下式表示：

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SRT=曝气池中工作着的活性污泥总量/每日从系统排出的活性污泥量（剩余污泥量） SRT?V?Sa QW?Sr

活性污泥法处理系统运行效果的检测

①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，进出水总的有毒物质。

②反映污泥情况的项目：污泥沉降比(SV)、MLSS、MLVSS、SVI、DO、微生物相等。 ③反映污泥营养和环境条件的项目：氮、磷、PH值、水温等。

好氧生物污泥工艺的控制与调节

为了使废水生物处理系统能长期稳定地达标排放，必须对系统中的“泥、水、气”进行调节，即通过排泥和回流维持系统中合适的微生物量，改善污泥的沉降性能，通过人工曝气控制曝气池中合适的溶解氧，使废水均衡地进入系统并具有合适的营养比例。

(1)曝气池的供氧—气的调节 废水好氧生物处理就是在好氧条件下，将污水中的有机物氧化、分解，转化成无机物，从而达到稳定化，并提高净化作用的速率。溶解氧水平的高低会直接影响到好氧微生物的代谢活性。为了在尽可能小的曝气池中以最短的时间净化更多的有机污染物、提高处理系统的效率，必须向处理系统内提供足够的溶解氧。充氧时，曝气池内产生的紊流还可使废水与污泥充分混合，并使污泥在到达二沉池以前不会沉淀下来；经处理后排放的出水中带有一定的溶解氧，还具有后处理作用，使残存的有机物在天然水体中继续氧化分解。

a.活性污泥系统中合适的溶解氧水平

就好氧微生物而言，环境溶氧大于0.3mg/L时，对其正常代谢活动即已足够。活性污泥以絮体形式存在于曝气池中，经测定直径为500μm的活性污泥絮粒，当周围的悬浮液溶氧为2.Omg/L时，絮粒中心的溶氧已降至0.lmg/L，已处于微氧和缺氧的状况。因此溶氧过低必然会影响曝气池进水端或絮粒内部细菌的代谢速率。

溶氧过高过低都会影响出水的水质。当溶氧过低时，菌胶团细菌胞外多聚物的产生受到抑制，从而导致污泥解絮；同时溶氧过低使吞食游离细菌的微型动物数量减少。当溶氧过高，除了能耗增加外，强烈的曝气空气搅拌还会使絮粒打碎，并易使污泥老化，这些也会使ESS增高而影响出水水质。一般认为，曝气池出口处溶解氧控制在2mg/L左右较为适宜，基本上可满足污泥中绝大多数好氧微生物对溶氧的需要。

b.溶解氧的调节

在鼓风曝气系统中，可控制进气量的大小来调节溶氧的高低。

曝气池溶氧长期偏低时，可能有两种原因：一是活性污泥负荷过高，这时需增大曝气池中活性污泥的浓度或增加曝气池的容积，适当降低污泥负荷。其二是供氧设施功率过小或效率过低，这时，应设法改善之。由于氧的转移效率是气、液间接触表面

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积及接触时间的函数，故喷气口应使释放的气泡尽量小。

c.鼓风曝气系统的控制

传统活性污泥工艺采用的是好氧过程，因而必须供给活性污泥充足的溶解氧。这些溶解氧应既能满足活性污泥在曝气池内分解有机污染物的需要，也能满足活性污泥在二沉池及回流系统内的需要。另外，曝气系统还应起到充分混合搅拌的作用，保证活性污泥絮体与污水中的有机污染物充分混合接触，并保持悬浮状态。

鼓风曝气系统的控制参数是曝气池污泥混合液的溶解氧DO值，控制变量是鼓入曝气池内的空气量Qa。Qa越大，即曝气量越多，混合液的DO值也越高。传统活性污泥工艺的DO值一般控制在2mg/L左右。DO控制在多少，与污泥浓度MLVSS以及F/M有关。一般说，F/M较小时，MLVSS较高，DO值也应适当提高。一些处理厂控制曝气池出口混合液的DO值大于3mg/L，以防止污泥在二沉池内厌氧上浮。DO是通过单纯的扩散进入微生物体内的，DO从混合液扩散进入污泥絮体，再扩散进入微生物体内，每个过程都需要推动力，因而保持较高的DO值对于保证微生物获得充足的氧也是有好处的。但DO值不能太高。对于同样的供氧量来说，要保持较高的DO值，则需要较多的曝气量，从而使曝气效率降低，浪费能源。当维持DO值不变时，曝气量Qa的变化主要取决于入流污水的BOD5，BOD5越高，Qa越大，反之越小。一般通过人工调节单台风机的风量来实现。在实际运行控制中，可用下式估算实际曝气量:

Qa=f0(BODi-BODe)Q/300Ea

式中：BODi、BODe分别为曝气池入、出流污水的BOD5(mg/L)；Q为入流污水量(m3/d)；f0为耗氧系数，指单位BOD被去除所消耗的氧量，与F/M有关，当F/M在

0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.0，当F/M小于0.15kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.1-1.2；Ea为曝气效率，Ea值与扩散器的种类、曝气池水深、入流水质、混合液的DO值、温度等因素有关系。

对于微孔扩散系统，Ea一般在7%-15% 之间。曝气池水越深，Ea越大。当入流污染物质，特别是一些油脂类、合成洗涤剂类物质浓度越高，Ea越小。DO值越高，Ea也越小。Ea可以用废气分析方法测定，也可以利用处理站运行数据反算。运行人员应摸索出本厂的实际f0值和Ea值，以方便曝气系统的控制。曝气池前段曝气量主要取决于微生物分解有机物需氧，只要满足这部分需氧，一般也能满足混合要求。但在曝气池后段特别是末端，曝气量主要取决于混合要求，微生物需氧已很少。有时虽然DO值维持不变，但曝气量不能满足混合需要，造成污泥沉积。为满足混合要求，使活性污泥保持悬浮状态，每平方米曝气池曝气量一般应大于2.2m3/h，实际运行中应注意核算。

(2)匀质匀量地进水及合适的营养一水的调节

a.设置前处理单元 为了使废水均衡地进入处理系统，避免冲击负荷对后续构筑物的影响，在前处理设置调节池。因工业废水的种类复杂多样，水量、水质情况千差万别，故设置调节池时，应协同考虑水量、水质的调蓄作用。

b.废水处理的营养问题 废水处理系统中的微生物同其他生物一样，都需食物，需要营养。废水营养比例失调最终会影响到生化处理单元的效果，为此，需对活性污

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泥所需外加营养及其合理比例进行研究。据调查，有不少工业废水的营养成分单一，在采用生物法处理时需投加某些必需的、但在工业废水中缺乏的营养成分。

在对废水投加营养的同时，应注意污泥中的微生物所需营养的合理比例。在处理营养不足的工业废水时，某些工厂往往投加营养过量，这样一方面增加了处理成本，过剩的营养又会随出水排放造成受纳水体的富营养化。一般说来，去除100份C所需的营养配比为BOD5:N:P=100:5:1。此外，Fe的需求量应为10-20mg/L(对厌氧处理来说，为了维持高速率的厌氧处理，还需要Co硫氨和VB12)。

(3)改善污泥的质量，维持系统中污泥合适的数量--泥的调节

工艺控制的主要目标是活性污泥的数量和质量。将系统内的活性污泥保持稳定而合理的数量，以及稳定而高效的质量，来稳定处理效果。

活性污泥的数量指标有混合液污泥浓度MLSS和有机负荷F/M，通过F/M可确定需要多少MLVSS。质量指标有反映污泥老化程度的污泥龄SRT，反映沉降性能的SVI、SV等，以及反映生物活性的耗氧速率OUR。F/M本身也是一个重要的污泥质量指标。影响以上数量和质量指标的因素很多，主要包括进水水质水量的变化、温度等外界因素变化。

工艺控制的主要任务就是采取控制措施，克服这些因素对活性污泥的影响，持续稳定地发挥处理作用。常用的控制措施从三方面实施:曝气系统的控制，污泥回流系统的控制，剩余污泥排放系统的控制(曝气系统的控制前已叙述)。

a.污泥回流系统的控制

回流系统的控制有三种方式:保持回流量不变；保持回流比R恒定；定期或随时调节回流量Qr(或回流比R)，使系统状态处于最佳。每种方式适合于不同的情况。

目前，有相当多的废水处理单位运行中保持回流量Qr不变，但应认识到这只适应于入流污水量Q相对恒定或波动不大的情况。如Q变化较大，会出现一系列的问题，因为Q的变化会导致活性污泥量在曝气池和二沉池内的重新分配。当Q增大时，部分曝气池的活性污泥会转移到二沉池，使曝气池内MLSS降低，而实际此时曝气池内需要更多的MLSS去处理增加了的污水，MLSS的不足会严重影响处理效果。另一方面，二沉池内污泥增加导致泥位上升，造成污泥流失，同时，Q增加导致二沉池水力负荷增加，进一步增大了污泥流失的可能性。Q减小时，部分活性污泥会从二沉池转移到曝气池，使曝气池MLSS升高，但此时曝气池实际上并不需要太多的MLSS，因为入流污水量减少，进入曝气池的有机物也减少了。保持回流量Qr恒定，能允许入流污水量在多大范围内变化，取决于很多实际因素。如入流BOD5、二沉池与曝气池容积之比及污泥的沉降性能。运行人员应摸索出本厂允许的入流污水量的波动幅度，在允许范围内尽量不调节回流量。

如果保持回流比R恒定，在剩余污泥排放量基本不变的情况下，可保持MLSS、F/M以及二沉池内泥位Ls基本恒定，不随入流污水量Q的变化而变化，从而保证相对稳定的处理效果。 第三种方式是定期或随时调节回流比和回流量，保持系统始终处于最佳状态。这种方式是稳定运行所必需的，但操作量较大，一些处理站实施困难。

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不管采取哪种控制方式，都需要确定合适的回流量或回流比。即使基本上不控制的第一种方式，也需要确定一个较合理的回流量。回流量及回流比的确定或控制调节有以下几种方法。

1)按照二沉池的泥位调节回流比 首先，应根据具体情况选择一个合适的泥位Ls，亦即选择一个合适的污泥层厚度Hs。泥层厚度一般应控制在0.3-0.9m之间，且不超过泥位Ls的1/3，然后调节回流泥量，使泥位Ls稳定在所选定的合理值。一般情况下，增大回流量Qr，可增大泥层厚度。应注意调节幅度每次不要太大，如调回流比，每次不要超过5%，如调回流量，则每次不要超过原来值的10%。具体每次调多少，多长时间以后再调节下一次，应根据本厂实际情况而定。

一般情况下，入流污水量1d之内总在变化，泥位也在波动，为稳妥起见，应在每天的流量高峰，即泥位最高时，测量泥位，并以此作为调节回流比的依据。

2)按照沉降比调节回流比或回流量

若用100mL量筒进行的沉降试验基本上与二沉池内的沉降一致，则由测得的SV30

值可以计算回流比，用于指导回流比的调节。回流比与沉降比之间存在以下关系:R=

SV30

100?SV30(保持系统平衡，使进水/泥比例平衡，R=回流污泥量/进水污量(或出水污水量)) 为了使SV充分接近二沉池内的实际状态，SV30尽量采用SSV30，即搅拌状态下的沉阵比，可以提高回流比控制的准确性。

3)按照回流污泥及混合液的浓度调节回流比

可用回流污泥浓度RSS和混合液污泥浓度MLSS指导回流比R的调节。R与RSS及MLSS的关系如下:R=

MLSS

RSS?MLSS该法只适用于低负荷工艺，即入流SS不高的情况下，否则会造成误差。 4)依据污泥沉降曲线调节回流比

沉降性能不同的污泥具有不同的沉降曲线。易沉污泥达到最大浓度所需时间短，沉降性能差的污泥达到最大浓度则需要较长的时间。回流比的大小，直接决定污泥在二沉池内的沉降浓缩时间。对于某种特定的污泥，如果调节回流比使污泥在二沉池内的停留时间恰好等于该种污泥通过沉降达到最大浓度所需要的时间，则此时回流污泥浓度最高，且回流比最小。

沉降曲线的拐点处对应的沉降比，即为该种污泥的最小沉降比，用SVM表示。根据由SVM确定的回流比R运行，可使污泥在池内停留时间较短，同时污泥浓度较高。回流比R与SVM的关系如下:R=

SVM

100?SVM5)四种回流比调节方法的比较

上述四种调节方法，各有其优缺点。根据泥位调节回流比，不易造成由于泥位升高而使污泥流失，出水SS较稳定，但回流污泥浓度RSS不稳定。按照SV30调节回流比，

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操作非常方便，但当污泥沉降性能不佳时，不易得到高浓度的RSS，使回流比R比实际需要值偏大。按照RSS和MLSS调节回流比，由于要分析RSS和MLSS，比较麻烦，一般可作为回流比的一种校核方法。用沉降曲线调节回流比，简单易行，可获得高RSS，同时使污泥在二沉池内停留时间最短；该法尤其适于硝化工艺及除磷工艺。

在运行管理中，上述几种方法可以并用。例如，按照沉降曲线确定回流比，并经常用MLSS和RSS校验，另外还应经常观测泥位，防止泥位太高，造成污泥流失。

b.剩余污泥排放系统的控制

活性污泥系统每天都要产生一部分活性污泥，使系统内总的污泥量增多。要使总的污泥量基本保持平衡，就必须定期排放一部分剩余活性污泥。事实上，排泥是活性污泥工艺控制中最重要的一项操作，它比其他任何操作对系统的影响都大。通过排泥量的调节，可以改变活性污泥中微生物种类和增长速度，可以改变需氧量，可以改善污泥的沉降性能，因而可以改变系统的性能。

目前，有相当多的一部分处理厂并不有意识地调节排泥量。但应认识到，这只适应于入流水质水量及环境因素变化不大的情况。当入流水质水量及环境因素发生波动，活性污泥的工艺状态也将随之变化，因而处理效果不稳定。通过排泥量调节，可以克服以上的波动或变化，保持处理效果的稳定。有以下几种排泥方法。

1)用MLSS控制排泥 用MLSS控制系统排泥是指在维持曝气池混合液污泥浓度恒定的情况下，确定排泥量。首先根据实际工艺状况确定一个合适的MLSS浓度值。传统活性污泥工艺的MLSS一般在1500-3000mg/L之间。当实际MLSS要比控制的MLSS值高时，应通过排泥降低MLSS值。排泥量可用下式计算:

Vw?(MLSS?MLSS0)Va

RSS式中，MLSS为实测值；MLSS0为要维持的浓度值。

一般说来，活性污泥工艺是一个渐进过程，在控制总的排泥量前提下，每次尽量少排、勤排，如有可能，应连续排泥。

这种排泥方法比较直观，易于理解，实际上很多处理厂都用这种方法，但该法仅适于进水水质水量变化不大的情况。有时，这种方法容易导致误操作。例如，当入流BOD5增加50%时，MLSS必然上升，此时如果仍通过排泥保持恒定的MLSS值，则实际上使污泥负荷增加了一倍，会导致出水质量严重下降。

2)用F/M控制排泥 F/M中的F是入流污水中的有机污染物负荷，一般无法人为地控制，因此只能控制M，即曝气池中的微生物量。如果不改变曝气池投运数量，则问题就变成控制曝气池中的污泥浓度。但这种方法不是单纯将污泥浓度保持恒定，而是通过改变污泥浓度，使F/M基本保持恒定。排泥量可由下式计算:

Vw?MLSS?Va?BODi?QF/M RSS式中，VW为要排放的剩余污泥体积；MLVSS为曝气池内的污泥浓度(实际污泥浓度)；Va为曝气池容积；BODi为入流污水的BOD5；Q为入流污水量；F/M为要控制的有机

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负荷(目标值)；RSS为回流污泥浓度。

当入流污水水质波动较大时，该法也可使用。因此，工业废水含量较大的处理厂，应尽量采用这种排泥方法。使用这种方法的关键是根据本厂的特点，确定合适的F/M值。F/M值可根据污水的温度做适当调整，当水温高时，F/M值可高些，反之可低些。当入流工业废水中难降解物质较多时，F/M应低一些，反之可高些。实际运行控制中，一般是控制在一段时间内，可根据情况做些小的调整。如在某一天，负荷增加，可在前一天适当少排泥。

计算F/M时，要用到入流的BOD5，而BOD5需要到5天才能测出，实际上难以采用。因此应根据情况，采用一些快速测定法，例如，用COD，TOC等指标快速估算BOD5 或采用27℃时1d的生化需氧量BOD1。总之，采用该法排泥时，应能快速测得入流污水的有机负荷。

另外，计算F/M时，必须用MLVSS值。MLVSS值测定较麻烦，可以利用MLSS和MLVSS之间的相互关系，用MLSS估算MLVSS值。

3)用SRT控制排泥 用SRT控制排泥，被认为是一种最可靠最准确的排泥方法，很多处理厂正在改用这种方法。这种方法的关键是正确选择SRT和准确地计算系统内的污泥总量MT。

应根据处理要求、环境因素和运行实践综合比较分析，选择合适的泥龄SRT作为控制排泥的目标。应充分利用污泥的沉降试验、呼吸试验、生物相观测等手段，随时调整SRT，使之更加合理。一般来说，处理效率要求越高，出水水质要求越严格，SRT应控制大一些。反之，可小些。在满足要求的处理效果前提下，温度较高时，SRT可小些，反之则应大一些。当污泥的可沉性能较差时，有可能是由于泥龄太小。SRT越大，利用呼吸试验测得的耗氧速率OUR越小，反之则越大。通过生物相观察，会发现不同的SRT对应着不同的优势指示生物。

严格地讲，系统中的污泥总量应包括曝气池内的污泥量Ma，二沉池内的污泥量MC

和回流系统内的污泥量MR，即：MT?Ma?Mc?MR

实际上，很多处理厂在用SRT控制排泥时，仅考虑曝气池内的污泥量，即MT = Ma，此时: SRT=

MaMw?Me

式中，MW为每天排放的干污泥量。如果从回流系统排泥，则MW=RSS.QW

式中，QW为每天排放的污泥体积流量；RSS为回流污泥浓度；Me为二沉池出水每天带走的干污泥量，Me =SSe×Q；SSe 为二沉池出水的悬浮固体浓度；Q为入流污水量。

综合以上各式，每天的污泥排放量应为: QW?SSMLSSVa??e?Q RSSSRTRSS一些处理厂经常不考虑二沉池出水带走的污泥量Me，实际上，这部分污泥量占排泥量的比例不容忽视。尤其当出水SS超标时，更不能忽略Me。

用SRT控制排泥的实际操作中，可以采用一周或一月内SRT的平均值。保持一周或一月内SRT的平均值基本等于在要控制的SRT值的前提下，可在一周或一个月内作些微

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调。

当通过排泥改变SRT时，应逐渐缓慢地进行，一般每次不要超过总调节量的10%。 4)用SV30控制排泥 SV30在一定程度上，既反映污泥的沉降浓缩性能，又反映污泥散度的大小。当沉降浓度性能较好时，SV30较小，反之较高。当污泥浓度较高时，SV30较大，反之则较小。当测得污泥SV30较高时，可能是污泥浓度增大，也可能是沉降性能恶化，不管是哪种原因，都应及时排泥，降低SV30值。采用该法排泥时，也应逐渐缓慢地进行，一次排泥不能太多。如通过排泥要将SV30由50%降至30%时，可利用一周的时间逐渐实现，每天少排一部分泥，使SV30下降，逐渐逼近30%。

5)各种排泥方法的综合使用 上述几种仅是常用的，另外还有很多不同的排泥方法。应该认识到，每一种方法都各有利弊，都有其特殊的适应条件。实际运行中，可根据本厂的实际情况选择以一种方法为主，但不排除兼用其他方法。例如，采用SRT控制排泥时，也应经常核算F/M，经常测定SV值。当采用F/M控制排泥时，也应经常核算SRT值。

c.活性污泥系统的运行调度在运行管理中，经常要进行运行调度，对一定水质水量的污水，确定投运几曝气池、几座二沉池、几台鼓风机以及多大的回流能力，每天要排放多少污泥。运行调度方案可按以下程序编制。

1)确定水量和水质，即准确测定污水流量Q，入流污水的BOD5 及有机污染物的大体组成。

2)确定有机负荷F/M。应结合本厂的运行实践，借助一些试验手段，选择最佳的F/M值。一般来说，污水温度较高时，F/M可高些，反之，温度较低时，F/M应低些。对出水水质要求较高时，F/M应低些，反之，可高些。当污水中工业废水成分较多，有机污染物较难降解时，F/M应低一些，反之，可高一些。传统活性污泥工艺的F/M一般在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)范围内。

3)确定混合液污泥浓度MLVSS。MLVSS值取决于曝气系统的供氧能力，以及二沉池的泥水分离能力。从降解污染物质的角度来看，MLVSS应尽量高一些，但当MLVSS太高时，要求混合液的DO值也就越高，前已述及，在同样的供氧能力时，维持较高的DO值需要较多的空气量，而一些处理厂的曝气系统难以达到要求。另外，当MLVSS太高时，要求二沉池有较强的泥水分离能力。因此，应根据处理厂的实际情况，确定一个最大MLVSS值，以其作为运行调度的基础。传统活性污泥工艺的MLVSS值一般在

1200-2600mg/L之间，而MLSS值一般在1500-3000mg/L之间，当MLVSS或MLSS超过以上范围时，处理厂必须有充足的供氧能力和泥水分离能力。

4)确定曝气池投运的数量。 n?Q?BODi

F/M?MLVSS?Va式中，Va为每条曝气池的有效容积。从式中可看出，有机负荷F/M越低，投运曝气池的数量就越多。同样，MLVSS越低，需要投运曝气池数也越多。

5)核算曝气时间ta。 ta?式中，n为投运曝气池的数量。

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Va?n Q

曝气时间，即污水在曝气池内的名义停留时间，不能太短，否则，难以保证处理效果。对于一定水质水量的污水，当控制F/M在某一定值时，采用较高的MLVSS运行，往往会出现ta太短的现象。如ta太短，即污水没有充分的曝气时间，污水中的污染物没有充足的时间被活性污泥吸附降解，即使F/M很低，MLVSS很高，也不会得到很好的处理效果。因此，运行中应核算ta值，使其大于允许的最小值。当然，ta一般情况下

也没有必要太大。传统活性污泥工艺一般控制ta在6-9h之间，最低不能小于5h。

当ta太小时，可以降低MLVSS值，增加投运池数。

6)确定鼓风机投运台数。 n?f0?Q?BODi

300Ea?Qa式中，Qa且为单台鼓风机的日供风量。BOD5为曝气池入流污水的BOD5(mg/L)；Q为入流污水量(m3/d)，f0为耗氧系数，指单位BOD5被去除所消耗的氧量，与F/M有关，当F/M在0.2-0.5kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.0，当F/M<0.15kgBOD/(kgMLVSS.d)时，f0可取1.1-1.2；Ea为曝气效率，Ea值与扩散器的种类、曝气池水深、入流水质、混合液的DO值、温度等因素有关系。

7)确定二沉池的水力表面负荷qh。qh越小，泥水分离效果越好，一般控制qh不大于15m3/(m2.h) 。

8)确定二沉池投运数量。 n?Q qh?Ac式中，Ac为单座二沉池的表面积；qh为二沉池水力表面负荷。

9)确定回流比R。回流比R是运行过程中的一个调节参数，前已述及，R应在运行过程中根据需要加以调节，但R的最大值受二沉池泥水分离能力的限制，另外，R太大，会增大二沉池的底流流速，干扰沉降。在运行调度中，应确定一个最大回流比R，来作为调度的基础。传统活性污泥工艺的最大回流比可按100%考虑。

10)核算二沉池的固体表面负荷qs。 qs?(1?R)Q?MLSS

n?Ac式中，n为二沉池投运数量。

在运行中，当固体表面负荷超过最大允许值时，将会使二沉池泥水分离困难，难以得到较好的浓缩效果。传统活性污泥工艺一般控制qs不大于100kg/(m2.d)，否则应降低回流比R，或降低MLSS，也可以增加投运底二沉池数量。

11)核算二沉池出水堰板溢流负荷qw。 qw?Q Lw?n式中，n 为二沉池投运数量；LW为每座二沉池出水堪板底总长度。

传统活性污泥工艺的二沉池采用三角堪板出水时，一般控制qw≯10m3/(m.h)。否则，应增加二沉池投运数量。对于辐流式二沉池来说，在控制qh满足要求的前提下，二沉池直径较大时，qs往往成为运行的限制因素。相反，当二沉池直径较小时，qw一般都远小于1Om3/(m.h)。

d.控制周期问题 处理厂入流污水的水质水量及环境因素时时刻刻都处于动态变化之中，要使出水水质一直保持稳定，就必须时时刻刻对活性污泥系统进行调控，

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但这在实际运行中是很难做到的。那么每隔多长时间就应对工艺进行调整一次呢？也就是说，工艺控制周期应该是多长？

首先讨论曝气系统的调节。对曝气系统可以进行所谓的实时控制，使曝气池混合液的DO值时时刻刻维持在所要求的数值。很多处理厂一般都没有DO自动控制系统，一旦DO偏离设定值，通过调节曝气量，可在几分或几十分之内使DO恢复到设定值。对曝气系统进行实时控制是必要的，因为DO太高，将使能耗增加，DO太低将抑制微生物的活性，降低处理效果。通过实时控制，可使活性污泥时刻处于好氧状态，并且不使DO成为限制性因素。

回流的作用是补充曝气池流出的活性污泥。当入流水质水量变化时，自然也希望能随时调整回流比。但污水在活性污泥系统中一般要停留8h以上，对回流比进行某种调节之后，其效果可能要几小时之后才能发挥出来。因此，通过回流比调节，无法控制污水水质水量的实时变化。一般情况下，每月之内可保持恒定的回流比。在运行管理中，回流比作为应付突发情况的一种暂时手段是很有用的。例如当发现二沉池泥水界面突然升至很高时，可迅速增大回流比，将泥水界面降下来，保证不造成污泥流失。然后再分析原因，寻找其他措施，待问题解决之后，再将回流比调回原值。回流比虽可长期保持恒定，但必须每天检查其是否合理，如不合理，可随时做调整。

排泥操作对活性污泥系统的功能及处理效果影响很大，但这种影响很慢。例如，通过调节排泥量控制活性污泥中丝状微生物的过度繁殖，其效果一般要经过2-3倍的泥龄之后才能看出来。也就是说，当泥龄为5d时，要经10-15d之后才能观察到调节排泥量所带来的控制效果。因此，也无法通过排泥操作来控制入流水质水量的日变化，当排泥调节见效时，发生变化的那股污水早已流出系统，但排泥量的多少，应利用F/M或SRT值每天进行核算。

综上所述，正常运行时曝气系统应时时刻刻进行控制，即实时控制；回流比可在较长的时段内维持恒定，但应每天检查核算；排泥量亦可在较长的时段内维持恒定，但应每天核算。当进入污水流量发生变化或水质突变时，应随时采取控制对策，或重新进行运行调度。

好氧生物法容易出现几种现象：

污泥膨胀：正常的活性污泥沉降性能良好，含水率在99%左右。当污泥变质时，污泥不易沉淀，SVI值增高，污泥的结构松散和体积膨胀，含水率上升，澄清液稀少(但较清澈)，颜色也有变异，这就是“污泥膨胀”。主要是丝状菌大量繁殖所引起，也有由于污泥中结合水异常增多导致的污泥膨胀。一般污水中碳水化合物较多，缺乏氮、磷、铁等养料，溶解氧不足，水温高或PH值较低等都容易引起丝状菌大量繁殖，导致污泥膨胀。此外，超负荷、污泥龄过长或有机物浓度梯度小等，也会引起污泥膨胀。排污不通畅则易引起结合水性污泥膨胀。

防止污泥膨胀的方法：加强操作管理，经常检测污水水质、瀑气池内溶解氧、污泥沉降比、污泥指数和进行显微镜观察等，如发现不正常现象，就需采取预防措施：

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调整、加大空气量，及时排泥，采取分段进水减轻二次沉淀池的负荷。

发生污泥膨胀后的解决方法：

1.缺氧、水温高等可加大曝气量，或降低进水量以减轻负荷，或者降低MLSS，使需氧量减少；污泥负荷率过高可适当提高MLSS，必要时可停止进水闷曝一段时间；

2.如缺氮、磷、铁养料，可投加消化污泥液或氮、磷等成分； 3.如PH值过低，可投加碱调PH值；

4.若污泥大量流失，可投加5-10mg/L氯化铁，帮助凝聚，刺激菌胶团生长； 5.投加漂白粉、液氯(按干污泥的0.3-0.6%投加)，抑制丝状菌繁殖，特别能抑制结合性污泥膨胀；

6.投加石棉粉末、硅藻土、粘土等惰性物质，降低污泥指数。

污泥解体：处理水质混浊，污泥絮体微细化，处理效果变坏等即为污泥解体。 发生污泥解体的原因：

1.曝气过量，使活性污泥生物－营养的平衡遭到破坏，使微生物量减少而失去活性，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。当鉴别出是运行方面的原因应对污水量、回流污泥量、空气量、排泥状态以及SV%、MLSS、DO、Ns等多项指标进行检查，加以调整。

2.污水中存在有毒物质时，微生物受到抑制或伤害，净化能力下降或完全停止，从而使污泥失去活性。一般可通过显微镜观察来判别产生的原因。

污泥脱氮(反硝化)：反硝化是指硝酸盐被反硝化菌还原成氨、氮的作用。

污泥在二沉池呈块状上浮的现象，并不是由于腐败所造成的，而是由于在曝气池内污泥龄过长，硝化进制较高(一般硝酸铵达5mg/L以上)，在沉淀池内产生反硝化，硝酸盐的氧被利用，氮即呈气体脱出附于污泥上，从而使污泥比重降低，整块上浮。

防止这一现象应增加污泥回流量或及时排除剩余污泥，在脱氮之前即将污泥排除；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。

异常问题及其解决方法

(1)污泥性状异常、污泥膨胀及其异常出水中悬浮固体(ESS)的多少会极大地影响到处理的效果。由于进水中SS大部分已通过格栅、沉砂、初沉等预处理工艺而被去除，残留的少量SS在进入曝气池后被活性污泥所吸附并构成了污泥的组成部分，因此ESS实际上系由外漂的污泥所组成，ESS的多寡与活性污泥的沉降凝聚性能以及二沉池的运行工况有关。对正常的处理系统，ESS应小于30mg/L或仅占活性污泥浓度的0.5%以下，即曝气池中污泥质量浓度为2-4g/L时，ESS应为10-20mg/L。若超过这一限度，即说明污泥性状不良，其往往是因大块或小颗粒污泥上浮及污泥膨胀所致。

①大块污泥上浮 沉淀池断断续续见有拳头大小污泥上浮。引起大块污泥上浮有两种情况。

a.反硝化污泥 上浮污泥色泽较淡，有时带铁锈色。造成原因是曝气池内硝化程度较高，含氮化合物经氨化作用及硝化作用被转化成硝酸盐，NO3--N 浓度较高，此时

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若沉淀池因回流比过小或回流不畅等原因使泥面升高，污泥长期得不到更新，沉淀池底部污泥可因缺氧而使硝酸盐反硝化，产生的氮气呈小气泡集结于污泥上，最终污泥大块上浮。

改进办法是: 加大回流比，使沉淀池污泥更新并降低污泥池泥层；减少泥龄，多排泥以降低污泥浓度； 还可适当降低曝气池的DO水平。上述措施可降低硝化作用，以减少硝酸盐的来源。

b.腐化污泥 腐化污泥与反硝化污泥的不同之处在于污泥色黑，并有强烈恶臭。产生原因为二沉池有死角，造成积泥，时间长后，即厌氧腐化，产生H2S、C02、H2等气体，最终使污泥向上浮。

解决办法为消除死角区的积泥，例如经常用压缩空气在死角区充气，增加污泥回流等。对容易积泥的区域，应在设计中设法予以改进。

②小颗粒污泥上浮 小颗粒污泥不断随出水带出，俗称漂泥。引起漂泥的原因大致可有如下几种：

a.进水水质，如PH值、毒物等突变，使污泥无法适应或中毒，造成解絮。 b.污泥因缺乏营养或充氧过度造成老化。

c.进水氨氮过高、C/N过低，使污泥胶体基质解体而解絮。 d.池温过高，往往超过40℃。

e.机械曝气翼轮转速过高，使絮粒破碎。(机械曝气存在此问题)

解决办法为弄清原因，分别对待。在污泥中毒时，应停止有毒废水的进入； 对缺乏营养、污泥老化和解絮污泥，需适当投加营养，采取复壮措施。

③污泥膨胀 在活性污泥系统中，有时污泥的沉降性能转差、密度减轻、SVI 值上升，污泥在二沉池沉降困难、泥面上升，严重时污泥外溢、流失，处理效果急剧下降，这一现象称为污泥膨胀。它是活性污泥法工艺中最为棘手的问题。

a.丝状细菌的生理特点比表面积大、沉降压缩性能差；耐低营养；耐低氧；适合于高C/N的废水(缺氮营养源)；某些丝状菌对环境有特殊的要求，如贝氏细菌、发硫细菌必须在废水含有还原性硫化物时才能大量生长。

b.控制丝状菌污泥膨胀的方法

1)采用化学药剂杀灭丝状菌 丝状菌因与环境接触表面积大，故对药物较为敏感，在加药剂量合适时，可做到既杀灭丝状细菌，又不至于过多地损伤菌胶团细菌，在丝状菌明显受到抑制后，即可停止加药，并投加营养，采取适当复壮措施。

常用的药物及剂量如下:

漂白粉量按有效氯为MLSS的0.5%-0.8%投加；

投加液氯或漂白粉，使余氯为10mg/L时球衣菌经30min死亡；余氯为5mg/L时，球衣菌经120min死亡；

加废碱液，使曝气池PH值上升至8.5-9.0，维持一段时间后，镜检可见丝状菌萎缩、断裂。

上述方法在生产中应用时，最好先通过小样试验，以确定合适的投加量。由于微

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生物具有较强的变异能力，在多次使用同一药物后，丝状菌往往会产生适应性，并导致方法的失败。

2)改变进水方式及流态 完全混合式活性污泥法(CMAS)处理废水容易引起污泥膨胀。经研究，采用推流式(PFR)或序批式(SBR)活性污泥法对抑制污泥膨胀有良好的效果。

控制曝气池的DO采用推流式(PFR)或序批式(SBR)活性污泥法，使污泥交替经过厌氧、好氧状态。菌胶团细菌能在厌氧、好氧交替的条件下摄取、转化和贮藏基质，从而竞争性地排斥了这一条件下该能力差的丝状菌。

3)调节废水的营养配比 对因缺乏N、P而引起SVI值上升、造成污泥膨胀的处理系统，需在进水中追加N/P。

综合上述，在污泥发生膨胀时，应及时改变曝气池中微生物所处的环境条件，在有两大类微生物---菌胶团细菌和丝状菌共存并相互竞争的污泥体系中，创造适合于菌胶团细菌生长的环境条件，使丝状菌得不到优势生长，以达到改善污泥沉降压缩性能、控制或预防污泥膨胀的目的。

污泥性状异常及分析 异常现象症状 曝气池有臭味 污泥发黑 污泥变白 沉淀池有大块黑色污泥上浮 二沉池泥面升高，初期出水特别清澈，流量大时污泥成层外溢 二沉池泥面过高 二沉池表面积累一层解絮污泥 分析及诊断 曝气池供氧不足，DO值低，出水氨氮有时较高 曝气池DO过低，有机物厌氧分解释放出H2S，其与Fe作用生成FeS 丝状菌或固着型纤毛虫大量繁殖 进水PH值过低，曝气池PH<6，丝状霉菌大量生成 沉淀池局部积泥厌氧，产生甲烷、C02，气泡附于泥粒使之上浮 SV>90%，SVI>20OmL/gMLSS，污泥中丝状菌占优势，污泥膨胀 丝状菌未过量生长，MLSS值过高 微型动物死亡，污泥解絮，出水水质恶化，COD、BOD上升，OUR远低于8mgO2/(KgVSS.h)，进水中有毒物浓度过高或PH值异常 污泥缺乏营养，使之瘦水；进水中氨氮浓度高，C/N不合适；池温超过40℃，翼轮转速过高使絮粒破碎 解决对策 增加供氧，使曝气池DO质量浓度高于2mg/L 增加供氧或加大回流污泥量 如有污泥膨胀，其他症状参照膨胀对策 提高进水PH值 防止沉淀池有死角，排泥后在死角区用压缩空气冲和清洗 投加液氯、次氯酸钠、提高PH值等化学法杀死丝状菌；投颗粒炭、黏土、硝化污泥等活性污泥“重量剂”提高DO；间隙进水 增加排泥 停止进水，排泥后投加营养，有可能引进生活污水复壮或引进新污泥菌种 投加营养物质或引进高BOD的废水，使F/M>0.1，停开一个曝气池 减少进水流量，减少排泥 清除浮渣，避免浮渣继续留在系统内循环，增加排泥 使废水的成分、浓度和营养均衡化，并适当补充所缺营养 按不同情况分别处置 及时处置污泥、增加剂量 滴加消泡剂 降低负荷 增加排泥 二沉池有细小污泥不断外飘 二沉池上清液浑浊，出水水质差 污泥负荷高，有机物氧化不完全 曝气池表面出现浮渣似厚粥覆盖浮渣中见诺卡氏菌或纤毛菌过量生长或进水中于表面 洗涤剂含量过高 污泥未成熟，絮粒瘦小，出水浑浊，水质成分及浓度变化过大，废水中营养不平衡或水质差；游动性小型鞭毛虫多 不足；废水中含毒物或PH值不适 污泥过滤困难 污泥解絮 污泥脱水后泥饼松 有机物腐败、凝聚剂加量不足 曝气池泡沫过多，色白 进水中洗涤剂过多 曝气池泡沫不易破碎、发黏 进水负荷过高，有机物分解不全 曝气池泡沫茶色或灰色 污泥老化，泥龄过长，解絮污泥附于泡沫上 (2)生物泡沫及其控制 泡沫是活性污泥法运行中常见的现象。泡沫可分为两种，一种是化学泡沫，另一种是生物泡沫。化学泡沫是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的。在活性污泥培养初期，化学泡沫较

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分(VSS)应大于60%。

(3)接种物的驯化与反应器启动 在启动过程中，控制升温为1℃/h，达到要求温度即保持恒温并搅拌；注意保持PH值在6.8-7.8之间；此外，有机负荷常常成为影响启动成功的关键性因素。

启动的初始有机负荷因工艺类型、废水性质、温度等工艺条件以及接种污泥的性质而异。常取较低的初始负荷，继而通过逐步增加负荷而完成启动。有的工艺对负荷的要求格外严格，例如厌氧污泥床反应器启动时，初始负荷仅为

0.1-0.2kgCOD/(kgVSS.d)(相应的容积负荷则依污泥的浓度而异)，至可降解的COD去除率达到80%，或者反应器出水中挥发性有机酸的质量浓度已较低(<1000mg/L)的时候，再以每一步按原负荷的50%递增幅度增加负荷。如果出水中挥发性有机酸浓度较高，则不宜再提高负荷，甚至应酌情降低。其他厌氧消化器对初始负荷以及随后负荷递增过程的要求，不如厌氧污泥反应器拘谨，故启动所需的时间往往较短些。此外，当废水的缓冲性能较佳时(如猪粪液类)，可取较高的负荷下完成启动，如

1.2-1.5kgCOD/(kgVSS.d)，这种启动方式时间较短，但对含碳水化合物较多、缺乏缓冲性物质的料液，需添加一些缓冲物质，才能高负荷启动，否则，易使系统酸坏、启动难以成功。

正常的成熟污泥呈深灰到黑色，带焦油气，无硫化氢臭，PH值在7.0-7.5之间，污泥易脱水和干化。当进水量达到要求、取得较高的去除效率、产气量大、含甲烷成分高时，可认为启动基本结束。

消化污泥培养正常时的指标及参数

项 目 PH值 氧化还原电位ORP/mV 挥发性VFA(以乙酸计)/(mg/L) 碱度ALK(以CaC03计)/(mg/L) 允许范围 6.4-7.8 -490∽-550 50-2500 1000-5000 最佳范围 6.5-7.5 -520∽-530 50-500 1500-3000 项 目 VFA/ALK 允许范围 最佳范围 0.1-0.5 0.1-0.3 >60 <35 沼气中CH4含量(体积比)/% >55 沼气中C02含量(体积比)/% <40 主要控制条件 在工程上，如何控制厌氧反应器，根据有关报道及研究实践，可以归纳出以下应该考虑的因素: ① 发酵液的PH值、温度； ② 发酵液的氧化还原电位； ③ 发酵液的碱度； ④ 发酵原料的碳、氮比例； ⑤ 厌氧处理的有机负荷(包括固体物质含量)； ⑥ 单位基质的甲烷产气率； ⑦ 基质的去除率，特别要注意难降解有机物质及固体有机物质的降解程度； ⑧ 厌氧反应器的水力条件，包括搅拌、循环百分比(回流量)等； ⑨ 反应器的挥发酸分布及组成； ⑩ 发酵气体(沼气)的组分；

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? 反应器的容积和个数，并联、串联运行方式； ? 接种污泥的性质与接种量； ? 厌氧处理系统中，流出损失的微生物浓度； ? 厌氧处理出水中的残存有机酸浓度； ? 厌氧反应器污泥的产甲烷活性及主要微生物类群； ? 控制各种有毒物质的进入量。

厌氧处理装置在实际运行中，主要控制进水水质、负荷、温度、PH值、挥发酸、氮磷营养、沼气组分、有毒物质等。根据装置的发酵进程与反应器的缓冲能力控制投料负荷。

(1)温度的选择与控制

根据微生物的最宜生存条件将它们分成低温菌、中温菌、高温菌三类。

各类厌氧菌的温度范围 细菌种类 低温菌 中温菌 高温菌 生长的温度范围 / ℃ 10-30 30-40 50-60 最适温度 / ℃ 约 20 35-38 51-53 尽管产甲烷菌可按生存的温度范围分为三类菌群，但大多数产甲烷菌的最适温度是在35-40℃之间。

厌氧处理工艺一般分为常温(10-34℃)、中温(35-40℃)、高温(50-55℃)3 种。由于中温(特别是产甲烷菌)种类多、易于培养驯化、活性高，因此厌氧处理常采用中温消化。高温有利于纤维素的分解与对病毒、病菌的灭活作用，对于处理高温工业废水是有利的。

对于一个反应器来说其操作温度以稳定为宜，波动范围一般1d不宜超过±2℃。 水温对微生物的影响很大，对微生物和群体的组成、微生物细胞的增殖，内源代谢过程和污泥的沉降性能都有影响。但是温度对微生物的影响是缓慢的，在操作运行中，人们发现反应器温度突然下降，然后又恢复到原来水平，并不妨碍反应器恢复正常处理效率。对于中温厌氧反应器应该避免温度超过42℃，因为在这种温度下微生物的衰退速度过大，从而大大降低污泥的活性。此外，在反应器温度偏低时，可根据运行情况及时调整负荷与停留时间，反应器运行仍可稳定，但这时则不能充分发挥反应器的处理能力，而且需要较高的管理水平，否则，可能导致反应器不能正常运行。

(2)PH值、碱度、挥发酸的影响

①反应器消化液中的PH值 在厌氧消化中，产甲烷菌的最适PH值随甲烷菌种类的不同而略有差异。适应范围大致是6.6-7.5。PH值的变化将直接影响产甲烷菌的生存与活动。一般来说，反应器的PH值应维持在6.5-7.8范围，最佳范围在6.8-7.2左右。

在反应器正常运行时，进水PH值一般在6.0以上。在处理因含有有机酸而使PH值偏低的废水时，正常运行时PH值可略低，如4-5左右；若处理含无机酸而使PH值低的废水，应将进水PH值调到6以上。具体控制要根据反应器的缓冲能力决定。

②碱度 在日常操作运行中，一般通过测反应器的碱度来判断消化液的缓冲能

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力，厌氧反应器合理的碱度范围一般在2000-4000mg/L，正常范围为1000-5000mg/L。 关于碱度，Yencko和Backmey等(1955)指出，总碱度为2000-3500mg/L是正常厌氧消化的数值。

在厌氧反应器中，PH值、碳酸氢盐碱度及C02之间存在一定的关系。一个厌氧反应器最佳运行的PH值、酸碱度、CO2含量尚由废水中的有机物而定。如果反应器中碱度及缓冲力不够的话，厌氧消化过程中所产生的有机酸将会使反应器消化液的碱度和PH值下降到抑制产甲烷反应的程度。因此对缓冲能力很低的反应器适当添加重碳酸钠，有提高沼气产量、控制PH值、碱度、沉淀有毒金属、提高污泥的沉淀性能与处理效果等作用。

③测定挥发酸的必要性 由于消化液中存在氢氧化钠、碳酸氢盐等缓冲物质。PH值难以判断消化液中的挥发酸积累程度，故及时分析VFA是很有必要的。Bus Well经过多年研究，认为把挥发酸(以乙酸计)的安全浓度控制在2000mg/L以内。当VFA小于200mg/L时，一般是最好的。VFA积累过多，将会抑制产甲烷菌的活性。一个反应器所能允许的VFA浓度，是由许多因素决定的，也与反应器的类型有关。对上流式厌氧污泥床来说，其出水的VFA一般都在200mg/L以下。在处理未经酸化的有机废水时，在反应器底部存在一定的酸化段。其酸化段的PH值略低(5-6左右)，VFA含量可达

1000-4000mg/L。反应效率越高，其缓冲能力就愈大，所能允许的挥发酸浓度也越高。

在厌氧处理中，除控制进水的PH值外，主要取决于代谢过程中自然建立的缓冲平衡，取决于VFA、碱度、C02、氨氮、氢之间的平衡。在实际操作中就是控制进入的有机负荷。由于反应器具有一定的缓冲能力。在正常运行时，进水PH值可以略低。例如在处理酒精废水时，进水PH值为3.9-4.5；处理醋酸生产废水时，进水PH值为4.5-5左右。

(3)沼气的产量及组分与厌氧消化的关系

厌氧处理运行中，沼气的产量及组分直接反映厌氧消化的状态。在沼气中一般测不出氢气，含有氢气意味着反应器运行不正常。

在反应器稳定运行时，沼气中的甲烷、二氧化碳含量是基本稳定的，此时甲烷含量最高、C02含量最低。去除有机物的产气率也是稳定的，若反应器进水浓度、水量较稳定，则反应器所产生的沼气量及其组分也是基本不变的。反之，当反应器受到某种冲击时，其沼气组分就会变化，甲烷含量低、C02含量增加、产气量减少。在工程中，沼气计量可以直接读出，沼气中的甲烷、二氧化碳分析也较容易。因此，监测反应器的沼气产量与组分是控制反应器运行的一种简单易行的方法。其敏感程度常常优于PH值的变化。

(4)基质的碳、氮、磷比例及微量元素

厌氧废水处理过程是由细菌完成的，因此细菌必须维持在良好的生长状态，否则细菌最终会从反应器中洗出。为此废水中必须含有足够的细菌用以合成自身细胞物质的化合物。营养物质的确定，主要是依据组成细胞的化学成分，甲烷菌的化学组成列于下表：

甲烷菌的化学组成

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元素 氮 磷 钾 硫 含量 65 15 10 10 元素 镍 钴 钼 锌 含量 O.1 O.075 0.06 0.06 元素 钙 镁 铁 含量 4 3 1.8 元素 锰 铜 含量 O.02 0.01 一

上表可以看出主要营养物为氮、磷、钾和硫等以及其他的生长必需的少量或微量元素。研究表明，碳:氮:磷控制为(200-300):5:1为宜(其中碳以COD表示，氮、磷以元素含量计)。装置启动时，稍微增加氮、磷，有利于微生物的增殖，有利于提高反应器的缓冲能力。所需要的营养物的浓度也可以根据废水的可生物降解的COD浓度和它的酸化度来估算。其中酸化程度影响到细胞的产率。估算厌氧过程所需要最小营养物浓度的公式如下 : ρ=CODBD.Y.ρcell .1.14

式中ρ——所需最低的营养元素的浓度，mg/L； CODBD ——进液中可生物降解的COD浓度，mg/L； Y ——细胞产率，gVSS/gCODBD； ρcell——该元素在细胞中的含量，mg/g干细胞。

对于尚未酸化的废水，Y值可取0.15，对于完全酸化的废水，Y值仅取0.03。Tavai与kamura研究表明，添加NH4+-N因提高消化液的氧化还原电位而使甲烷产率降低，所以氮素以加有机氮与NH4+-N营养物为宜。

虽然细菌需要的微量元素非常少，但微量元素的缺乏能够导致细菌活力的下降，在日常运行，特别在反应器启动期间，应加适量的微量元素。

某些工业废水生物处理时污泥所需营养比例 污泥所需营养 废水污泥所需营养 废水类型 投加营养种类 投加营养种类 比例BOD：N：P 类型 比例BOD：N：P 啤酒 100：4.2：1.04 醋 100：8.2：2.66 NH4Cl，(NH4)2HP04 柠檬酸 100：5：1 液氮 牛奶 100：10：1 (NH4)2HP04 甲醛 100：5.0：0.67 无水氨，(NH4)2HP04 菠萝 100：5：3 NH4HCO3 NaHP04，KH2P04 大豆 100：4：1 (5)厌氧处理的抑制物质及允许浓度 和任何生物系统一样，厌氧处理系统应当避免进入有毒物质，因为微生物对各种基质的影响很敏感。

①碱金属和碱土金属的影响 适量的碱金属和碱土金属有助于厌氧微生物的生命活动，可剌激微生物的活动。但含量过多，则会抑制微生物的生长。

碱金属和碱土金属的剌激浓度和抑制浓度/(mg/L) 种类 剌激浓度 中等抑制浓度 强抑制浓度 种类 剌激浓度 中等抑制浓度 强抑制浓度 钠 100-200 3500-5500 8000 钙 100-200 2500-4500 8000 钾 200-400 2500-4500 12000 镁 75-150 1000-1500 3000 此外，若钙、镁含量过大，不仅抑制微生物生长，还容易形成碳酸钙、磷酸镁等不溶的盐类。重金属的毒性在这里不述。

②氨氮的影响 和碱金属与碱土金属一样，氨氮亦有刺激浓度和抑制浓度之分。氨氮浓度在50-200mg/L时，对厌氧反应器消化液中的微生物有刺激作用，在

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1500-3000mg/L则有明显的抑制作用。值得注意的是消化液的PH决定了水中氨和铁离子间的分配百分比。当PH值较高时，对甲烷菌有毒性的游离氨的比例也会相应提高。下表为Mc Carty归纳的氨对厌氧微生物的影响情况。

氨对甲烷发酵的影响 观察到的影响 有益 没有不利影响 在高PH值时有抑制作用 氨浓度(以N计)/(mg/L) 50-200 200-1000 1500-3000 ③硫酸盐、硝酸盐、亚硝酸盐的影响 研究表明，厌氧处理有机废水时生物氧化的顺序是:反硝化、反硫化、酸性发酵、甲烷发酵等。只有在前一种反应条件不具备时才进行后一种反应。在沼气发酵过程中，始终存在着硝化细菌、反硝化细菌、反硫化细菌，虽然硝化细菌为专性好氧菌，但它能在厌氧环境中存活下来，硝化作用能够发生在氧浓度低达6μmol/L的环境中。因此，必须严格控制厌氧反应器进水中的SO42-、NO3-、NO2-含量，才能使反应器保持有利于甲烷发酵的运行状态。

据有关报道，硫酸盐在厌氧消化中不应大于5000mg/L，运行中应控制在COD/ SO42->10g/g。这时所产生的沼气可将还原出的H2S气提出消化液，使消化液中的H2S 维持在100mg/L水平。因为SO42-还原产物，特别是未离解的H2S的毒性很大，硫化物为100mg/L浓度时也有抑制作用。厌氧进水中的NO3-、NO2-在厌氧反应器中，首先进行反硝化反应，从而降低了产甲烷菌的活性，并使沼气中的氮含量增加。有资料报道，NO3-对产甲烷菌产生抑制的质量浓度为40-70mg/L。

④有毒有机物的影响 对有机化合物来说，化合物的结构影响其对微生物的抑制作用。

例如醛基、双键、氯取代基、苯环等结构，可增加化合物对微生物的抑制作用。 ⑤能促进有机物分解并提高甲烷产率的物质 在厌氧处理中，有些物质在低浓度时对厌氧微生物有刺激作用，能促进有机物分解并提高甲烷产率，除前面所提到的碱和碱土金属外，还有如下物质: 活性炭粉、甲醛、醋酸钠、吐温等。

运行异常问题分析与排除

(1)现象一 VFA/ALK升高，此时说明系统已出现异常，应立即分析原因。如果VFA/ALK大于0.3，则应立即采取控制措施。其原因及控制对策如下：

①水力超负荷 水力超负荷一般系由于进污水量太大，消化时间缩短，对消化液中的甲烷菌和碱度过度冲刷，导致VFA/ALK 升高，如不立即采取控制措施，可进而导致产气量降低和沼气中甲烷的含量降低。首先应将投泥量降至正常值，并减少排泥量；如果条件许可，还可将消化池部分污泥回流至一级消化池，补充甲烷菌和碱度的损失。

②有机物投配超负荷 进污水量增大或泥量不变，而含固率或有机物浓度升高时，可导致有机物投配超负荷。大量的有机物进入消化液，使VFA升高，而ALK却基本不变，VFA/ALK会升高。控制措施是减少投泥量或回流部分二消污泥；当有机物超负荷系由于进水中有机物增加所致时(如大量化粪池污水或污泥进入)，应加强上游污染源浓度控制或加大循环量。

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