污水基础知识 - 图文

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第一章 污水水质与污染指标

污水：生活污水、工业废水、初降雨

一、污水的物理性指标

1 感官性状指标

（1）温度：工业废水厂引起水体热污染。 危害

① 水中的化学反应 ② 生化反应

③ 水生生物的生命活动

④ 可溶性盐类的溶解度 温度升高，饱和溶解氧浓度越低，亏氧量越低，大气复氧

⑤ 溶解氧在水体中的溶解度 速率越低，溶解氧含量减少。 ⑥ 可溶性有机物的溶解度 温度升高，化学反应速度越高，耗氧量越高，溶解氧含量减少。 ⑦ 水体自净及其速率

⑧ 细菌与微生物的增殖速度。 各地生活污水平均水温为10~20℃。

（2）色度：主要来源于金属化合物或有机化合物。所含杂质不同，色度不同。

危害：色度升高，透光性下降，水生植物的光合作用受到影响，水体自净作用减弱。 （3）嗅与味：主要来源于还原性硫和氮的化合物、挥发性有机物和氯气等。 2 固体含量

危害：产生色度，堵塞鱼腮，消耗溶解氧，恶化水质，吸附其他物质随水流迁移。 性质：有机、无机、生物 水中各种固体物的形态：

水样 蒸发 总固体（TS）

TS：定量水样在105~110℃烘箱中烘干至恒重所得重量。 水样 沉降 可沉降固体

挥发性可过滤固体VFS：尿素、 淀粉、糖类、脂肪、蛋白质以 及洗涤剂等有机物质

可过滤固体FS （溶解性固体DS）

非挥发性可过滤固体FFS：

碳酸盐、氨盐、磷酸盐、氧水样 过滤 化物等无机物

挥发性悬浮固体VSS：在马福

炉中灼烧至恒重所失去的重量

悬浮固体SS

非挥发性悬浮固体FSS：灰

分

1

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二、污水的化学性指标

1 无机污染物指标

（1）酸碱度，无机盐及指标：一般要求后污水的pH值在6~9之间。当天然水体遭受酸碱污染时，pH值发生变化，消灭或抑制水体中生物的生长，妨碍水体自净，还腐蚀船舶。

碱度指水中能与强酸发生中和作用的全部物质，按离子状态可分为三类：氮氧化合物碱度，碳酸盐碱度，重碳酸盐碱度。

（2）植物性营养元素：过多的氮、磷进入天然水体易导致富营养化，导致水体植物尤其是藻类的大量繁殖，造成水中溶解氧的急剧变化，影响鱼类生存，并可能使某些湖泊由贫营养湖发展为沼泽和干地。

含氮化合物：氮是有机物中除碳以外的一种主要元素，也是微生物生长的重要元素。它消耗水体中的溶解氧，促进藻类等浮游生物的繁殖，形成水花、赤潮，引起鱼类死亡，水质迅速恶化。

关于氮的几个指标：

有机氮：主要指蛋白质和尿素

总氮（TN）一切含氮化合物以氮计的总称

TKN：总氮中的有机氮和氨氮，不包括亚硝酸盐氮、硝酸盐氮； 氨氮：有机化合物的分解或直接来自含氮工业废水 NOX-N：亚硝酸盐氮和硝酸盐氮

含磷化合物：磷也是有机物中的一种主要元素，是仅次于氮的微生物生长的重要元素，主要来自于人体排泄物以及合成洗涤剂，牲畜饲养及含磷工业废水。它易导致藻类等浮游生物大量繁殖，破坏水体耗氧和复氧平衡，使水质迅速恶化，危害水产资源。 （3）重金属：微量金属元素

危害：生物毒性，抑制微生物生长，使蛋白质凝固；逐级富集至人体，影响人体健康。 2 有机污染物指标

按被生物降解的难易程度有机物可分为2类4种： 可生物降解有机物：包括可生物降解有机物对微生物的无毒害及抑制作用，可生物降解有机

物但对微生物有毒害和抑制作用。

难生物降解有机物：难生物降解有机物对微生物无毒害或抑制作用，难生物降解有机物对微

生物有毒害和抑制作用。

（1）BOD（生化需氧量）：在水温为20℃的条件下，由于微生物（主要是细菌）的生活活动，将有机物氧化成无机物所消耗的氧量。

反映了在有氧的条件下水中可生物降解的有机物的量，主要污染特性（以mg/L为单位）。 有机污染物被好氧微生物氧化分解的过程，一般可分为两个阶段：第一个阶段有机物被转化成二氧化碳、水和氨；第二阶段主要是氨被转化为亚硝酸盐和硝酸盐。污水的生化需氧量通常只指第一阶段有机物生物氧化所需的氧量，全部生物氧化需要20天－100天完成。

实际中，常以5天作为测定生化需氧量的标准时间，称五日生化需氧量（BOD5）。 （2）COD（化学需氧量）：用强氧化剂在酸性条件下，将有机物氧化成二氧化碳和水所消耗的氧量。

※BOD/ COD：可生化性指标，比值越大越容易被生物处理。 （3）TOD： （4）ThOD： （5）TOC：

※对于同一种污水来说，ThOD﹥TOD﹥CODCr﹥BOD5﹥TOC

2

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3 污水的生物性质指标 （1）来源及危害：

生活污水：肠道传染病、肝炎病毒、SARS、寄生虫卵等 制革、屠宰等工业废水：炭疽杆菌、钩端螺旋体等 医院污水：各种病原体

危害：传播疾病、影响卫生、导致水体缺氧

（2）细菌总数：水中细菌总数反映了水体有机污染物程度和受细菌污染的程度。

常以：细菌个数/mL计。

如：饮用水 小于100个/mL，医院排水 小于500个/mL

（3）大肠菌群：可表明水样被粪便污染的程度，间接表明有肠道病菌存在的可能性。 常以：大肠菌群数/L计

如：饮用水 小于3个/L，城市排水 小于10000个/L，游泳池 小于1000个/L。 ※ 从几个水质标准看水处理工程的任务 水质标准中主要指标浓度值（mg/L） 主要指标 一般污水 一A 国家排一B 放标准二级 GB18918 三级 中水回用（冲厕） Ⅰ类 Ⅱ类 地表水 Ⅲ类 Ⅳ类 Ⅴ类 一般景观用水 生活饮用水

CODCr 250~300 50 60 100 120 — 小于15 小于15 15 20 25 CODMn BOD5 100~150 10 20 30 60 10 小于3 3 4 6 10 8 SS 150~200 10 20 30 50 5 NH3-N 30（TKN=40） 5（8） 8（15） 25（30） — 10 0.5 0.5 TP 4~5 1 1.5 3 5 — 0.02 0.1（0.25） 0.1（0.05） 0.2 0.2 0.05 无漂浮沉积物 1 2 2 透明度大于0.5m 0. 5 感官性状与一般化学指标；毒理学指标；细菌学指标；反射性指标 3

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第二章 水体污染与自净

一、水体的自净作用

污染物随污水排入水体后，经过物理的、化学的与生物化学作用，使污染的浓度降低或总量减少，受污染的水体部分地或完全地恢复原状，这种现象称为水体自净作用。 按照净化机理可分为3类：物理净化作用，化学净化作用，生物化学净化 1 物理净化作用

水体中的污染物通过稀释、混合、沉淀与挥发，使浓度降低，但总量不减。

（1）稀释：污水排入水体后，在流动的过程中，逐渐和水体水相混合，使污染物的浓度不

断降低的过程。稀释效果受两种运动形式的影响，即对流与扩散。

（2）混合：

1) 竖向混合阶段：污染物排入河流后因分子扩散、湍流扩散、弥散作用逐步向河水

中分散，由于一般河流的深度与宽度相比较小，所以首先在深度方向上达到浓度分布均匀，从排放口到深度上达到浓度分布均匀的阶段称为竖向混合阶段，同时也存在横向混合作用。

2) 横向混合阶段：当深度上达到浓度分布均匀后，在横向上还存在混合过程。经过

一定距离后污染物在整个横断面上达到浓度分布均匀，这一过程称为横向混合阶段。

3) 断面充分混合后阶段：在横向混合阶段后，污染物浓度在横断面上处处相等。河

水向下游流动的过程中，持久性污染物的浓度将不在变化，非持久性污染物浓度将不断减少。

点源

污水流量：Qw 污染物浓度：Cw

混合

海岸线 河水总流量

污水羽流

河水流量：Qs 本底浓度：Cs

Qs+Qw 稀释后浓度

Cd 海岸线

（3）沉淀与挥发：污染物中的可沉物质，可通过沉淀去除，使水体中污染物的浓度降低，

但易对河水造成二次污染。

2 化学净化作用

水体中的污染物通过氧化还原、酸碱反应、分解合成、吸附凝聚等过程，使存在形态发

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生变化及浓度降低，但总量不减。

（1）氧化还原：水体化学净化的主要作用。

（2）酸碱反应：水体中存在的地表矿物质以及游离二氧化碳、碳酸系碱度等，对排入的酸、

碱有一定的缓冲能力，使水体的pH值维持稳定。

（3）吸附与凝聚：胶体微粒的存在 3 生物化学净化作用

以水体中氮的迁移转化为例介绍 氨化细菌 亚硝化细菌 硝化细菌 反硝化细菌

—— +

有机氮 NH4 NO2 NO3N2 氨化作用 ＋O2 ＋O2 ＋C源

碱度增大 碱度减小 碱度增大

好氧或厌氧条件 好氧条件 低氧、缺氧条件

二、河流氧垂曲线方程

1 氧垂曲线

水体受到污染后，水体中溶解氧逐渐被消耗，到临界点后又逐步回升的变化过程，如图所示。

2 氧垂曲线方程——菲里普斯方程的建立 （1）有机物耗氧动力学

（2）溶解氧变化过程动力学

某点处的氧不足量变化速率是该处耗氧速率和复氧速率之和：

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求解得某点的亏氧量：

某点的溶解氧ρc=ρ

cs-

ρD

到达缺氧点时间dρD/dt=0

第三章 污水的物理处理

教学要求：

1) 掌握沉淀理论，理解各种沉淀类型的内在联系和区别，并学会分析沉淀池的影响因素。 2) 了解各种沉淀池的适用范围，掌握其相关的工程设计，并结合流体力学理解其设计要求。 生活污水和工业废水中都含有大量的漂浮物与悬浮物，其进入水处理构筑物会沉入水底或浮于水面，对设备的正常运行带来影响，使其难以发挥应有的功效，必须予以去除。 物理处理的去除对象：漂浮物、悬浮物。 物理处理方法：

1) 筛滤：筛网、格栅（去除漂浮物、纤维状物质和大块悬浮物），滤池、微滤机（去除中

细颗粒悬浮物）。

2) 重力分离：沉砂池、沉淀池（去除不同密度、不同粒径悬浮物）、隔油池与气浮池（去

除密度小于1或接近1的悬浮物）。

3) 离心分离：离心机、旋流分离器（去除比重大、刚性颗粒）。

本章主要就城市生活污水处理中使用的格栅、沉砂池、沉淀池进行讲授。

第一节 格栅

格栅由一组平行的金属栅条、带钩的塑料栅条或金属筛网组成。安装在污水沟渠、泵房集水井进口、污水处理厂进水口及沉砂池前。根据栅条间距，截留不同粒径的悬浮物和漂浮物，以减轻后续构筑物的处理负荷，保证设备的正常运行。被截留的污染物称为栅渣，其含水率70～80％，容重750kg/m3 。

一、格栅分类

平面格栅：

按形状分为 曲面格栅：

粗格栅：大于40mm

按栅条间距分为 细格栅：10~30mm

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密格栅：小于10mm

栅条间隙e：10、15、20、25、30、40mm（细格栅）；50、60、70………150mm（中或粗格栅）。

人工清渣：小型污水处理厂 按清渣方式分为

机械清渣：栅渣量大于0.2m3/d

二、格栅的设计计算

格栅的设计计算实际上主要是栅室、栅槽的设计计算，包括栅槽断面、水力计算、栅渣量计算机清渣机械的选用。 1 注意的问题

1) B、L、e和b的相关尺寸见p55表3-1。

2) 长度L：取决于水深，以200mm为一级增长值。当L>1000mm时，框架应加横向肋条。

栅条材质为A 3钢制，栅条偏差≦1/1000，总偏差≦2mm。

3) 水泵前：人工清渣e≦20mm；对大中型泵站，采用机械清渣，e＝20~150mm。

4) 污水处理系统前：人工清渣e＝25~40mm，机械清渣e＝15~25mm。污水处理厂前可设

粗细二道格栅，粗格栅e＝50~150mm，细格栅e＝15~40mm；当提升泵站前格栅e≦25mm时，泵后可不设格栅。

5) 格栅数量：当每日渣量>0.2m3时，一般采用机械清渣，格栅台组数不宜少于2台。若

仅为1台时，应另设一条人工清渣格栅备用。

6) 格栅安装角度：一般45~75°,对人工清渣，为省力一般角度≦60°；对机械清渣，角度

一般60~75°,特殊时为90°；对回转式一般60~90°。

7) 流速：栅前渠道流速V＝0.4~0.9m/s，过栅流速0.6~1.0m/s，通过格栅水头损失宜采用

0.08～0.15m。流速过大不仅过栅水头损失增加，还可能将已截流在格栅上的栅渣冲过格栅；流速过小栅槽内将发生沉淀。

8) 高度：设水深h，格栅水头损失h1 ，栅前渠道超高h2（一般采用0.3m），则后槽总高

度H＝h1＋h2＋h。

9) 格栅工作台高度：高出栅前最高设计水位0.5m 10) 工作台宽度：人工清渣≧1.2m，机械清渣≧1.5m。 11) 栅条断面形状、尺寸：正方形20×20mm；圆形?=20；长方形10×50mm，迎水面半圆

矩形10×50mm。 2 设计计算

（1）栅槽宽度：已知B或Qmax、水深h、流速V，则栅条间隙数：

n＝Qmax(sinα) 0.5/ehv

B＝en＋(n-1)s

其中：n－1为栅条数，s为栅条宽度。 （2）格栅的水头损失：

h1＝kh0

其中：k为倍数，一般取3。

h0＝ζ·V · sinα/2g

ζ为阻力系数：

ζ＝β(s/e) 4/3

圆形β＝1.79，矩形β＝2.42，迎面半园β＝1.83，迎背面半园β＝1.67。 （3）栅槽总高度：

H＝h1＋h2＋h，h2为超高。

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（3）栅槽总长度：

L＝L1＋L2＋1.0＋0.5＋H1 /tgα，

L1＝(B－B1)/2tgα1

L2＝L1/2 H1＝h2＋h

其中：L1为进水渠渐宽部分长度；L2为渠出水渐窄处长度；α1为渠道展开角，一般20°；

B1为进水渠宽度；0.5与1.0为格栅前后的过渡段长度。 （4）每日栅渣量：

W＝ QmaxW1×86400/K总×1000(m3/d)。

其中：W1为栅渣量(m3/103m3污水)，一般取0.01～0.1。粗格栅取小值，中格栅取中值，细

格栅取大值；K总为生活污水变化系数，见p59表3-3。 例题：见p59例3-1。

第二节 沉淀理论

污水中许多悬浮固体的密度比水大，因此，在水中他们可以自然地下沉，利用这一原理进行的废水固液分离过程称为沉淀。

一、沉淀分类

沉淀是实现固液分离或泥水分离的重要环节，由于沉淀的对象和空间不同，其沉淀形式也各异，根据固体颗粒在沉淀过程中出现的不同物理现象将沉淀过程分为4类。 1 自由沉淀

当SS浓度不高，沉淀过程中颗粒间互不碰撞、呈单颗粒状态，各自独立地完成沉淀过程。如沉砂池和初沉池中的沉淀。 2 絮凝沉淀

当SS浓度较高(50~500mg/L)时，沉淀过程中颗粒间可能互相碰撞产生絮凝作用，使颗粒粒径与质

水量逐渐加大，沉速加快。如活性污泥在二沉池中的深沉淀。

3 区域沉淀

因SS过大，沉淀过程中相邻颗粒间互相妨碍、干扰，沉速大的颗粒也无法超越沉速小的颗粒，各自保持相对位置不变，颗粒群以整体向下速度沉降，并与上清液形成清晰的固液界面。如二沉池中下部的沉淀。

时间

4 压缩沉淀

颗粒间相互支撑，上层颗粒在重力作用下挤压下层颗粒间的间隙水，使污泥得到浓缩。如二沉池泥斗和浓缩池的过程。

二、沉淀类型分析

1 自由沉淀

（1）颗粒在水中自由沉淀现象分析

当固体颗粒静止处于水中时，要受到两个力的作用：一是它本身的重力，向下；一是水对它的阻力，向上。如果固体颗粒密度比水大，那么它所受的重力将比水大，由于这一外力的推动，颗粒就会自然的向下运动，开始沉淀时，颗粒加速下沉，但颗粒一经开始运动，它

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就会受到与运动方向相反的阻力作用，该阻力由运动速度产生，且与运动速度正相关，即速度增加，阻力增大，当颗粒下沉速度加速到某一值，使颗粒所受阻力与重力相等时，颗粒便会以此时的下沉速度匀速下沉，直到完成整个自由沉淀过程。 （2）颗粒在静水中的自由沉淀速度

为研究颗粒在静水中的自由沉淀速度，需要做出如下规定：a颗粒形状为球形；b颗粒处于无限液体中，即其他颗粒和容器壁对其下沉不产生影响；c自由沉淀速度是指匀速时的最终沉淀速度。

由牛顿第二定律得：

mdu/dt＝F1－F2－F3。

F1为重力：

F1＝Vgρg

F2为浮力

F2＝Vgρy

F3为下沉摩擦阻力

F3＝CAρy u 2 /2

代入整理得：u＝ (ρg－ρy)gd2/18μ，即斯托克斯公式。 讨论：

1) 颗粒沉速u的决定因素是ρy－ρy。这是颗粒在静水中能够从静止状态变为运动状态的

原始推动力。ρg大于ρy，u大于0，颗粒下沉；ρy小于ρy，u小于0，颗粒上浮；ρg=ρy，颗粒随机，不沉不浮。 2) u反比于水的粘滞度，所以同一颗粒在不同水质和水温条件下有不同的值，如水温升高，

μ下降，u会增大

3) u与颗粒本身直径的平方成正比，因此，在颗粒沉淀过程中进行适当搅拌或投加絮凝剂，

促使颗粒互相碰撞，絮凝而使粒径增大，可获得事半功倍的效果。

4) 在推导上述公式时，均假定颗粒为球形，直径为d，但实际上废水中的悬浮固体不可能

是球形，一般地说，非球形颗粒比同体积球形颗粒表面积大，因此在沉降过程中将受到大的阻力，使沉降速度比球形颗粒小。 （3）沉淀试验与沉淀曲线

在废水处理实践中，常常需要做沉淀试验，来求定达到某指定悬浮物固体所相应的沉淀速度。

a 试验方案：φ80~100mm 高度H=1500~2000mm 取样1200mm 1# 2# 3 # 4# 5# 6# t0 C0 C0 C0 C0 C0 C0 t1 C11 C12 C13 C14 C15 C16

……

ti Ci1 Ci2 Ci3 Ci4 Ci5 Ci6

……

tn Cn1 Cn2 Cn3 Cn4 Cn5 Cn6

1#~6#为平行样。 b 讨论： 去除率为ηi

ηi= [(C0－Ci) /C0]?100%

沉速为ui

ui=H/ti

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1) 在沉淀试验中取样高度是确定的，根据取样时间ti可计算出相应的沉淀速度，因此可得

u-η曲线。

2) 根据沉淀试验，同样可以求得沉淀速度和相应的剩余悬浮固体百分数Pi=（Ci/ti）?100%

的曲线u-P，根据斯托克斯公式任意ui都可计算出相应的颗粒粒径di，因此从u-P曲线可直接得出d-P曲线，即废水中悬浮颗粒的粒度分布曲线。

3) 根据沉淀历时ti，从图上查得的ηi并不是真正可能的悬浮固体去除率，因为在沉淀过程

中历时ti取的是取样口以上少量的水样，这样，所以测得的悬浮物浓度Ci代表全部小于di颗粒的总浓度，因而所得的沉淀百分数[(C0－Ci) /C0]?100%只代表大于和等于di的颗粒所占的百分数，然而从悬浮固体去除百分数角度考虑，有些小于ηi在历时ti时间内也会沉到取样口以下。

c 沉降柱修正试验法：试验方法同前，在每根沉降柱上开多个取样口，取H以上所有取样口的水样。设水样中的SS浓度为Ci，则出水中的剩余SS的比例为Pi＝Ci/C0，SS实际在ti时的去除率为1－Pi，作P0~ut曲线，凡沉速ut≧u0＝H/t的所有颗粒都可能去除，其去除率为1－P0；而沉速ut< u0＝H/t的颗粒能被去除的比例为ut/u0，其在t时刻去除该颗粒的效率为∫ut / u0dp；故总去除率为(1－P0)+∫ut/ u0dp。所以η%＝(100－P0)+100/ u0∫utdp。 2 絮凝沉淀

试验思路同前，柱略高略粗，取样口间距500mm，取样时间间隔5或10min，则SS在ti时的去除率为η＝(1－Ci/C0 )×100%。记算去除率，并记录于表中（见表3－6）。具体计算见例3-3，首先计算临界沉速，后在图上作中间曲线，找出其与t时刻的交点，计算对应沉速，后计算去除率，η＝η1＋u1/ u0(η1－η2）＋u2/ u0(η2－η3）＋….

三、理想沉淀池原理

从上面分析可以看出，沉淀理论与实际沉淀池的运动规律有所差距，为合理表征实际沉淀状态，提出了“理想沉淀池”概念。

假设条件：

1) 污水在池内沿水平方向作等速流动，速度为v。

2) 在流入区颗粒沿AB断面均匀分布，并处于自由沉淀状态， 其水平分速等于v。 3) 颗粒沉到池底即认为被去除。 1 平流式理想沉淀池

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平流式理想沉淀池分流入区、流出区、沉淀区和底部的污泥区。从图中可以看出，必存在一种从A点进入、以流速为u0的颗粒，最后刚好在出水口D点沉入池底污泥区。根据几何相似原理，则u0/v=H/L，即u0＝vH/L。

1) ut大于u0 沉入池底（代表I轨迹的颗

粒）；

2) ut小于u0、且在对角线AD以上 不能

被去除（代表Ⅱ轨迹的颗粒）； 3) ut小于u0、且在对角线AD以下 仍可

以被去除（代表虚线Ⅱ轨迹的颗粒）。 设沉速ut < u0的颗粒质量为dP，则可被沉淀去除的量为ut /u0dP，故总去除率η＝(1－P0 )+1/ u0∫utdp ，用百分数表示为η%＝(100－P0)+100/u0∫utdp，与前者分析推导结果相同，说明理论上是可行的。 讨论：

（1）将实际数据 Q、L、B、H带入，则颗粒在池内最长沉淀时间为：

t＝L/v=H/ u0

沉淀池容积

V＝Qt＝HLB， Q＝HBL/t＝HA/t=Au0

所以

Q/A=u0＝q。

Q/A的物理意义：在单位时间内通过沉淀池单位表面积的流量，即表面负荷率或溢流率，用q表示( m3/m2s或m3/m2h)。表面负荷的数值等于颗粒沉速u0。 （2）沉速ut的颗粒去除率

由

L/v=h/ut，h＝utL/v

则沉速ut为的颗粒去除率为：

η＝h/H= utL/vH= ut/vH/L= ut/vHB/LB= ut/Q/A= ut/q= ut/u0。

重要结论：平流式理想沉淀池的去除率取决于表面负荷及颗粒沉速ut，而与t无关。 2 竖流式理想沉淀池 自学

3 实际沉淀池与理想沉淀池的差距 自学

1) 深度方向水流速度分布不均匀对去除率没有影响。

2) 宽度方向水流速度分布不均匀是降低沉淀池去除率的主要原因。

3) 紊流对去除率的影响：减慢沉速，降低去除率；扰动底部沉淀物，降低去除率。

第三节 沉砂池

1) 功能和任务：去除比重比较大的无机颗粒（ρ≧2.65，d≧0.21mm，或65目的砂），以

减轻对设备的磨损，降低或减轻构筑物（沉淀池）的负荷。 2) 设置位置：泵站、倒虹管和初沉池前。

3) 常见类型：平流式沉砂池、曝气沉砂池和多尔沉砂池等。 4) 设计规范要求：①组数不少于2组，一备一用；②设计流量：自流按最大设计流量设计，

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提升泵站按工作水泵最大组合流量设计，合流制系统按降雨时的设计流量设计；③沉砂量15~30m3/106m3污水，含水率60％；④砂斗容积≤2日沉砂量，斗壁与水平面倾角≧55°。

一、平流沉砂池

优缺点：构造简单、处理效果好，但重力排砂时构筑物需高架。 1 构造

入流渠、出流渠、闸板、砂斗组成。

2 设计参数

1) vmax≤0.3m/s，vmin≤0.15m/s。

2) 水力停留时间最大流量时不少于30s，一般30～60s。 3) 有效水深h≤1.2m，一般采用0.25~1.0m；池宽≧0.6m。 4) 进水头部应采取消能和整流措施。 5) 池底底坡一般为0.01~0.02。 6) 沉砂池超高不宜小于0.3m。

7) 排砂方式：重力排砂，排砂管d≧200mm。对大中型污水处理厂，一般采用机械排

砂。

3 计算公式

池长

L＝vt

v为最大设计流量时的停留时间； 水流断面面积

A＝Qmax/v；

池总宽

B＝A/h2

h2为设计有效水深； 沉砂斗容积

V＝86400Qmaxtx1/105K总

x1为城市污水沉砂量，取3 m3/105m3污水 ； 沉砂池总高度

H＝h1＋h2＋h3

h1为超高，取0.3m，h3为砂斗高度；

检验：按最小流速>0.15m/s进行验算，保证沉掉0.21mm的砂，而不去除有机物。

vmin＝Qmin/nω

ω为单池过水断面面积。

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二、曝气沉砂池

1) 使粘在砂粒上的污泥及有机物更好分离（通过摩擦作用实现），避免泥沙沉于初沉池而

影响污泥的处理。

2) 送入空气，使无机颗粒甩向外侧而沉淀。 3) 预曝气，改善污水水质，减轻散发气味。 1 构造

横断面呈矩形，底坡i＝0.1～0.5，坡向砂槽；砂槽上方设曝气器，器安装高度距池底0.6～0.9m。

2 设计参数

1) 旋流速度：0.25~0.3m/s； 2) 水平流速：0.06~0.12 m/s； 3) 水力停留时间：1~3min；

4) 池深2~3m；宽深比1~1.5；长宽比≤5；池长14~20m。 5) 曝气量0.1~0.2m3空气/m3污水或3~5m3空气/m2 h。 3 设计计算 池总有效容积

v＝60Qmaxt

t为最大设计流量时的水力停留时间。 水平断面面积

A＝Qmax/v

v为最大设计流量时的水平流速。 池总宽

B＝A/H

H为有效水深。 池长

L＝V/A。

曝气量

q=3600DQmax

q为每小时的曝气量，D为单位污水量所需气量。 检验水的流态

旋流，其旋流速度

v＝（v12＋v22）1/2

污水每旋转一周推进的距离

Lr＝2πrtgφ

式中r＝0.5倍池宽，即旋流半径；φ为旋转角，tgφ＝v1/v2。 根据试验必须旋转3周（V≤0.35m/s时），能取得较好的效果。故要求v1 t＝L ≤3Lr。

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第四节 沉淀池

一、概述

1 分类

初沉池：一级污水处理的主体构筑物，或作为二级处理的预处理，可去除40～

55％的SS、20～30％的BOD，降低后续构筑物负荷。

按工艺布置 二沉池：生物处理装置后，用于泥水分离，它是生物处理的重要组成部分。

经生物处理＋二沉池沉淀后，一般可去除70～90％的SS和65～95％的BOD。

平流式 按池内水流流态 辐流式 竖流式 2 优缺点和适用条件

1) 平流式：沉淀效果好，耐冲击负荷与温度变化，施工简单，造价较低。但配水不易

均匀，采用多个泥斗排泥时每个泥斗需单独设排泥管，操作量大；采用链式刮泥设备，因长期浸泡水中而生锈。适用条件：大中型污水处理厂和地下水位高、地质条件差的地区。

2) 竖流式：排泥方便，管理简单，占地面积少。但池深大，施工困难，对冲击负荷与

温度变化适应能力差，造价高，池径不宜过大，否则布水不均。适于小型污水处理厂。

3) 辐流式：机械排泥，运行效果较好，管理较方便，排泥设备已定型。但排泥设备复

杂，对施工质量要求高。适于地下水位较高地区和大中型污水处理厂。

3 一般规定

1) 沉淀池数目不应少于2座，宜按并联运行设计。

2) 沉淀池的超高h ≧0.3m，其缓冲层高度一般采用0.3～0.5m。 3) 初沉池应设撇渣设施

4) 污泥区容积按≤2d污泥量计算。采用机械排泥时，可按4h泥量计算；人工排泥应

按每天排泥量计算

5) 初沉池排泥静水头≧1.5m；二沉池排泥静水头为：活性污泥法≧0.9m，膜法≧0.9m。 6) 污泥斗斜壁与水平面倾角：方斗≧60°，圆斗≧55 °。 7) 排泥管d≧200mm，采用多泥斗时应设单独闸阀和排泥管。

8) 沉淀池入口和出口均采取整流措施，入流口设调节闸门，以调节流量；出口堰也如

此。

9) 重力排泥时，污泥斗的排泥管一般采用铸铁管，其下端伸入斗内，顶端敞口，伸出

水面，以便与大气连通；在水下0.9～1.5m处接水平排泥管，污泥借静水压力排出。

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二、平流式沉淀池

1 构造

进水、沉淀、缓冲、污泥、出水五区以及排泥装置组成。

1) 进水区由侧向配水槽、挡流板组成，起均匀布水的作用。挡板入水深度≧0.25m，

高处水面0.15~0.2m，距流入槽0.5~1.0m。

2) 出水区由出水槽和挡板组成。流出槽为自由溢流堰，其要求水平，以保证出流均

匀，控制沉淀池水位。堰口采用锯齿形，最大负荷≧2.9L/(m.s)（初沉池）、1.7L/(m.s)（二沉池）。为改善出水水质，可设多出水槽，以降低出水负荷。

3) 缓冲层：避免已沉淀污泥被水流搅起。污泥区：贮存、浓缩和排泥作用。

4) 排泥装置与方法：利用进水压力。底坡I＝0.01～0.02；机械刮渣速度1m/min（初

沉池）。如二沉池采用平流式沉淀池，因污泥絮体含水率为99％，密度接近1，不宜挂起，而只能采用泵抽吸（p80图3-30），目前少用。

2 设计参数

1) 长宽比以3～5为宜，对大型沉淀池宜设导流墙；L/H=8～12，L一般30～50m。 2) 采用机械排泥时，池宽应根据排泥设备确定，此时底坡一般0.01～0.02；刮泥机行

进速度≤1.2m/min，一般0.6～0.9 m/min。

3) 表面负荷：最大水平流速，初沉池3mm/s，二沉池5mm/s。 3 设计计算

当无沉淀试验资料时，按沉淀时间与表面负荷计算。 池子总面积

A＝3600Qmax/q。

有效水深

h2＝qt。（初沉池t＝1~2h，二沉池1.5~2.5h）

沉淀区有效容积

V1＝Ah2或Qmaxt

沉淀区长度

L＝3.6vt

v为最大设计流量时的水平流速，一般小于5mm/s。 沉淀区总宽度

B＝A/L

沉淀池座数

n＝B/b

b为每座宽度，一般5~10m 污泥区容积

按人算

W＝SNt/1000

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S为每人每天产泥量，取0.3～0.8L；N为人口数；t为二次清泥时间间隔（d）。 按进出水SS浓度计算

W＝ Qmax24(C0－C1)100t/r(100－p)＝86400Qmax (C0－C1) 100t/Kzr(100－p)

池子总高度

H＝h1＋h2＋h3＋h4

h1为超高，取0.3m；h3为缓冲层高度，无刮泥机时取0.5m，有则取0.3m。 h4泥斗区高度。 泥斗容积

V2＝h4 (f1+f2+f10.5f20.5)/3

f1为斗上口面积， f2为斗下口面积。

有沉淀试验数据因u0＝q，A＝Qmax/q= Qmax / u0h2＝qt= u0 t其它计算同前。

三、辐流式沉淀池

1 构造

一般为圆形，可分为中心进水周边出水、周边进水周边出水二种。均由进水、沉淀、缓冲、污泥、出水五区以及排泥装置组成。流入区设穿孔整流板，穿孔率为10~20％。流出区设出水堰，堰前设挡板，拦截浮渣。 2 设计参数

1) D/H一般取6~12，D≧16m。 2) 池底底坡0.05~0.1。

3) 采用机械刮泥时，若D ≤20m，一般采用单臂中心传动刮泥机；反之采用周边传动

刮泥机。刮泥机转速1～3周/h，或外周线速度≤3.0m/min，一般1.5m/min。 4) 周边进水的沉淀效率高，起设计表面负荷可提高1倍左右，即3~4m3/m2· h。

若为静水压力排泥，其设计参见p84图3-34，要求排泥槽泥面低于沉淀池水面0.3m。 3 设计计算

沉淀池表面积、座数及单池直径：

A1＝Qmax/nq D＝(4A1/π)0.5 。

沉淀池有效水深

h2＝qt。

池子总高度

H＝h1＋h2＋h3＋h4＋h5

h1为超高，取0.3m；h3为缓冲层高度，无刮泥机时取0.5m，有则取0.3m。h4为底坡落差，h5为泥斗高度。 污泥区容积

按人算

W＝SNt/1000n

S为每人每天产泥量，取0.3～0.8L；N为人口数；t为二次清泥时间间隔（d）。 按进出水SS浓度计算

W＝Qmax24(C0－C1)100t/r(100－p)＝Qmax(C0－C1)86400?100t/Kzr(100－p)n。 泥斗容积

V1＝πh5/3 (r12 +r1r2+r22 )

r1 、r2为泥斗上下半径 泥斗以上锥体部分容积

V2＝πh4/3(R2+r1R+r12 )。

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四、竖流式沉淀池

1 构造

由进水、沉淀、缓冲、污泥、出水五区以及排泥装置组成。排泥为重力排泥，锥体角度陡，α＝55～60°。

水流经中心管流入，经反射板布水折向上流。中心管下口设喇叭口和反射板。

沉淀区颗粒沉速受向上水流流速和向下重力沉速二者之和的影响，即u－v上时，颗粒能被去除,此时去除率少1/u0∫utdp，但颗粒在上升过程中碰撞次数增加，颗粒变大，沉速随之增大，又提高了颗粒的去除率。

2 设计参数

1) D/H ≤3，一般4～7m，不宜大于8m，最大<10m。 2) 中心管内流速<30mm/s。

3) 反射板距泥面距离至少0.3m，喇叭口直径及高度为中心管直径的1.35倍。反射板

直径为喇叭口直径的1.30倍；其反射板水平夹角为17°，中心管下端至反射板表面间的间隙高0.25～0.5m，缝隙中污水流速在初沉池中一般不大于30mm/s，在二沉池中不大于20mm/s。

4) 当D>7m时，采用周边出水；当D ≧ 7m时，应增加集水支渠。 5) 排泥管为200mm，其在初沉池中排泥三通管口的水下深度h ≧1.5m；对膜法污泥h

≧1.2m；对活性污泥h ≧0.9m（即与污泥性质有关）；排泥管下端距池底距离小于0.2m，管上端超出水面距离大于0.4m。

3 计算（参见p90）

第四章 污水的生物处理（一）——活性污泥法

教学要求

1) 掌握活性污泥法的基本原理及其反应机理； 2) 理解活性污泥法的重要概念与指标参数：如活性污泥、剩余污泥、MLSS、MLVSS、SV、

SVI、θc、容积负荷、污泥产率等；

3) 理解活性污泥反应动力学基础及其应用； 4) 掌握活性污泥的工艺技术或运行方式； 5) 掌握曝气理论；

6) 熟练掌握活性污泥系统的计算与设计。

第一节 活性污泥法的基本原理

一、活性污泥处理法的基本概念与流程

活性污泥：是由多种好氧微生物、某些兼性或厌氧微生物以及废水中的固体物质、胶体

等交织在一起的呈黄褐色絮体。

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活性污泥法：是以活性污泥为主体的污水生物处理技术。 实质：人工强化下微生物的新陈代谢(包括分解和合成)，

活性污泥法的工艺流程：

1) 预处理设施：包括初次池、调节池和水解酸化池，主要作用是去除SS、调节水质，使

有机氮和有机磷变成NH+4或正磷酸盐、大分子变成小分子，同时去除部分有机物。 2) 曝气池：工艺主体，其通过充氧、搅拌、混合、传质实现有机物的降解和硝化反应、反

硝化反应。

3) 二次沉淀池：泥水分离，澄清净化、初步浓缩活性污泥。

生物处理系统：微生物或活性污泥降解有机物，使污水净化，但同时增殖。为控制反应器微生物总量与活性，需要回流部分活性污泥，排出部分剩余污泥；回流污泥是为了接种，排放剩余污泥是为了维持活性污泥系统的稳定或MLSS恒定。

二、活性污泥的形态和活性污泥微生物

1 活性污泥形态 （1）特征

1) 形态：在显微镜下呈不规则椭圆状，在水中呈“絮状”。

2) 颜色：正常呈黄褐色，但会随进水颜色、曝气程度而变（如发黑为曝气不足，发黄为曝

气过度）。 3) 理化性质：ρ=1.002~1.006，含水率99%，直径大小0.02~0.2mm，表面积20~100cm2/mL，

pH值约6.7，有较强的缓冲能力。其固相组分主要为有机物，约占75~85%。 4) 生物特性：具有一定的沉降性能和生物活性。（理解：自我繁殖、生物吸附与生物氧化）。 （2）组成

由微生物群体Ma，微生物残体Me，难降解有机物Mi，无机物Mii四部分组成。 2 微生物组成及其作用

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1) 细菌：以异养型原核生物(细菌)为主，数量107～108个/ml，自养菌数量略低。其优势

菌种：产碱杆菌属等，它是降解污染物质的主体，具有分解有机物的能力。

2) 真菌：由细小的腐生或寄生菌组成，具分解碳水化合物，脂肪、蛋白质的功能，但丝状

菌大量增殖会引发污泥膨胀。

3) 原生动物：肉足虫、鞭毛虫和纤毛虫3类，捕食游离细菌。其出现的顺序反映了处理水

质的好坏（这里的好坏是指有机物的去除），最初是肉足虫，继之鞭毛虫和游泳型。 4) 纤毛虫：当处理水质良好时出现固着型纤毛虫，如钟虫、等枝虫、独缩虫、聚缩虫、盖

纤虫等。

5) 后生动物(主要指轮虫）：捕食菌胶团和原生动物，是水质稳定的标志。因而利用镜检生

物相评价活性污泥质量与污水处理的质量。

3 微生物增殖与活性污泥的增长 （1）微生物增值：在污水处理系统或曝气池内微生物的增殖规律与纯菌种的增殖规律相同，即停滞期（适应期），对数期，静止期（也减速增殖期）和衰亡期（内源呼吸期）。 （2）从时间上看

1) 停滞期：污泥驯化培养的最初阶段，即细胞内各种酶系统的适应期。此时菌体不裂

殖、菌数不增加。

2) 对数期：细胞以最快速度进行裂殖，细菌生长速度最大，此时微生物的营养物质丰

富，生物生长繁殖不受底物或基质限制。如A段；在此阶段微生物增长的对数值与时间呈直线关系。其微生物数量大，但个体小，其净化速度快，但效果较差，只能用于前段处理 （相当于生物一级强化工艺）。

3) 减速增殖期：由于营养物质被大量耗消，此时细胞增殖速度与死亡速度相当。活菌

数量多且超于稳定，个体趋于成熟。如B段（相当于二级处理）。

4) 衰亡期：营养物基本耗尽，微生物只能利用菌体内贮存物质，大多数细胞出现自溶

现象，细菌死亡多，增殖少，但细胞个体最大、净化效果强（对有机物而言）。同时，自养菌比例上升，硝化作用加强。如氧化沟或硝化段（相当于二级半或延时曝气工艺）。

可见不同增殖期对应于不同微生物组合，对应于不同生物处理工艺。 （3）从空间看：

由前至后污染物浓度不断降低，微生物数量由对数期逐步过渡至衰亡期，微生物组成由细菌逐步过度为轮虫等，水质逐步变好——类似于水体自净这一污水处理的原型。 4 絮体形成

活性污泥的核心——菌胶团，它是成千上万细菌相互粘附形成的生物絮体。其在对数增长期，个体处于旺盛生长，其运动活性大于范德华力，菌体不能结合；但到了衰亡期，动能低微，范德华力大，菌体相互粘附，形成生物絮体，因此静止期与衰亡期个体是活性污泥的重要微生物。

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三、活性污泥净化反应过程

1 初期吸附去除

污水与活性污泥接触5~10min，污水中大部分有机物(70%以上的BOD，75%以上COD)迅速被去除。此时的去除并非降解，而是被污泥吸附，粘着在生物絮体的表面，这种由物理吸附和生物吸附交织在一起的初期高速去除现象叫初期吸附。

吸附速度取决于：

① 微生物的活性程度——饥饿程度，衰亡期最强；

② 水动力学条件：泥水接触或混合越迅速、越均匀、液膜更新越快，接触时间越长则

越好；泥水接触水力学状态以湍流或紊流为好，但过大会击碎絮体。

2 微生物的代射

被吸附的有机物粘附在絮体表面，与微生物细胞接触，在渗透膜的作用下，进入细胞体内，并在酶的作用下或者被降解，或者被同化成细胞本身。 a、分解代谢：

CXHYOZ＋(X＋0.25Y－0.5Z）O2→XCO2＋0.5H2O＋Q

b、合成代谢：

nCXHYOZ＋nNH3＋n(X＋0.25Y－0.5Z)O2→(C5H7NO2 )n＋n(X－5)CO2＋0.5n(Y－4)H2O

其代谢产物的模式如下图：

具体代谢产物的数量关系如下图：即1/3被氧化分解，80％×2/3=53%左右通过内源呼吸降解，14%左右变成了残物。

从上述结果可以看出，污染物的降解主要是通过静止期、衰亡期微生物的内源呼吸进行，并非直接的生物氧化(仅33％)。

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第二节 活性污泥净化反应影响因素与主要设计、运行参数

一、影响因素

1 营养物组分

有机物、N、P、以及Na、K、Ca、Mg、Fe、Co、Ni等（营养物和污染物只是以数量及其比例相对而言）。 比例：进水BOD：N：P＝100:5:1；初次池出水，100:20:2.5 (为什么？）；对工业废水，上述营养比例一般不满足，甚至缺乏某些微量元素，此时需补充相应组分，尤其是在做小试研究中。 2 DO

据研究当DO高于0.1~0.3mg/L时，单个悬浮细菌的好氧化谢不受DO影响，但对成千上万个细菌粘结而成的絮体，要使其内部DO达到0.1~0.3mg/L时，其混合液中DO浓度应保持不低于2mg/L。 3 pH值

pH值在6.5~7.5最适宜，经驯化后，以6.5~8.5为宜。 4 t（水温）

以20~30℃为宜，超过35℃或低于10℃时，处理效果下降。故宜控制在15℃~35℃，对北方温度低，应考虑将曝气池建于室内。 5 有毒物质

重金属、酚、氰等对微生物有抑制作用，（前面已述）。 Na、Al盐，氨等含量超过一定浓度也会有抑制作用。

二、活性污泥处理系统的控制指标与设计，运行操作参数

活性污泥处理系统是一个人工强化与控制的系统，其必须控制进水水量，水质，维持池内活性污泥泥量稳定，保持足够的DO，并充分混合与传质，以维持其稳定运行。 1 微生物量的指标

混合液悬浮固体浓度（MLSS）：在曝气池单位容积混合液内所含有的活性污泥固体的总重量，由Ma+Me+Mi+Mii组成。

混合液挥发固体浓度（MLVSS）：混合液活性污泥中有机性固体物质部分的浓度，由MLVSS=Ma+Me+Mi组成。

※MLVSS/MLSS在0.70左右，过高过低能反映其好氧程度，但不同工艺有所差异。如吸附再生工艺0.7~0.75，而A/O工艺0.67~0.70。 2 活性污泥的沉降性能及其评定指标

污泥沉降比SV（%）：混合液在量筒内静置30mm后所形成沉淀污泥的容积占原混合液容积的百分比。

污泥容积指数SVI：SVI=SV/MLSS。对于生活污水处理厂，一般介于70~100之间。当SVI值过低时，说明絮体细小，无机质含量高，缺乏活性；反之污泥沉降性能不好。为使曝气池混合液污泥浓度和SVI保持在一定范围，需要控制污泥的回流比。此外，活性污泥法

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SVI值还与BOD污泥负荷有关。当BOD污泥负荷处于0.5~1.5kg/（kg MSS?d）之间时，污泥SVI值过高，沉降性能不好，此时应注意避免。

3 泥龄（Sludge age）θc

生物固体平均停留时间或活性污泥在曝气池的平均停留时间，即曝气池内活性污泥总量与每日排放污泥量之比，用公式表示：

θc＝VX/⊿X＝VX/QwXr。：

其中：⊿X为曝气池内每日增长的活性污泥量，即要排放的活性污泥量。 Qw为排放的剩余污泥体积。 Xr为剩余污泥浓度，与SVI的关系为

(Xr) max＝106 /SVI

θc是活性污混处理系统设计、运行的重要参数，在理论上也具重要意义。因为不同泥龄代表不同微生物的组成，泥龄越长，微生物世代长，则微生物增殖慢，但其个体大；反之，增长速度快，个体小，出水水质相对差。θc长短与工艺组合密切相关，不同的工艺微生物的组合、比例、个体特征有所不同。污水处理就是通过控制泥龄或排泥，优选或驯化微生物的组合，实现污染物的降解和转化。 4 负荷

BOD污泥负荷：单位重量活性污泥在单位时间内降解到预定程度的有机物量。

Ns＝QSa/XV=F/M

BOD容积负荷：指单位曝气池容积在单位时间内降解到预定程度的有机物量。

Nv＝QSa/V

BOD污泥负荷是活性污泥法设计、运行的一个重要参数。因为负荷与污水处理的技术经济性有关。负荷高则有机物降解速度与污泥增殖量加大，曝气池容积小，投资省，但其泥龄短，处理出水水质不高，难以满足环境要求；反之若过低则曝气池容积加大，投资加大，曝气量加大，经济性能降低。故应选择适宜的负荷，同时还要避开0.5~1.5kgBOD/kgMLSS?d负荷区间。 思考题

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能否通过增加污泥浓度，减少构筑物的体积，节省投资？ 5 污泥产率 （1）实际测试

污水中有机污染物的降解带来微生物的增殖与活性污泥的增长，活性污泥微生物的增殖是生物合成与内源呼吸的差值，即

⊿X=aSa—bX。

其中：⊿X为活性污泥微生物净增殖量，kg/d；

Sr为在活性污泥微生物作用下，污水中被降解、去除的有机污染物量

Sr＝Sa－Se；

Sa为进入曝气池污水含有的有机污染物量，kgBOD/d。 Se为经活性污泥处理后出水的有机污染物量，kgBOD/d。 X为混合液活性污泥量，kg。

a为污泥产率（降解单位有机污染物的污染量）。 b为微生物内源代谢的自力氧化率。 （2）理论推导（由试验配水研究）

由于细胞合成与内源代谢同步进行，单位曝气池内活性污泥净增殖速度为：

(dx/dt)g＝(dx/dt)s－(dx/dt)e

其中：(dx/dt)g为净增殖速度； (dx/dt)s为合成速度；

(dx/dt)e为微生物内源代谢速度。

(dx/dt)s＝Y (dx/dt)u

其中：Y为产率系数，每代谢1kgBOD合成的MLVSS量。 (dx/dt)u为微生物对有机物的降解速度。

(dx/dt)e＝KdXv

其中：Kd微生物自身氧化率d-1，并称衰减系数； Xv为MLVSS含量。 代入得：

(dx/dt)g＝Y(dx/dt)u－KdXv ⊿X＝Y(Sa－Se)Q－KdVXv

其中：⊿X为日污泥排放量； (Sa－Se)Q为日有机物降解量； Kd VXv 为 池内总MLVSS量。

等式两边除以VXv得⊿X/ VXv = Y(Sa－Se)Q / VXv－Kd

由于⊿X/ VXv = 1/ Qc； (Sa－Se)Q / VXv ＝ Ns （书中写成NrS） ∴ 1/ Qc ＝Y Ns － Kd

二者的区别：从物理意义上讲，a与Y、b与Kd是一回事，但前者是实测值（a、b）。

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由于进水水质和进水SS多变，因此a、b是一个实测的经验值。而Y、Kd为理论研究或配水研究的结果，配水试验不仅水质可以恒定，且无SS，当控制θc和NS进行同时多组实验时，可以通过作图求出Y、Kd（P112图4-9）。 6 有机污染物降解与需氧

微生物对有机污染物的降解包括1/3的直接氧化分解，2/3×80%需合成后再内源呼吸降解，故其需氧量为：

O2＝a′QSa＋b′VXv

其中：a′为微生物每代谢1kgBOD所需要的氧量。 b′为每kg活性污染自身氧化所需要的氧量。 两边同除以VXv得：

O2/ VXv = a′Ns＋b′

两边同除以QSa得 O2/ QSa＝a′＋b′1/ Ns 从式中可以看出：

1) 上式为单位容积曝气池的需氧量或单位微生物量的好氧量，其只与NS有关。NS高则单

位容积或污泥量需氧量大。

2) 下式为降解1kgBOD的需氧量，其与NS的倒数有关。NS负荷越高，泥龄越短，则降解

单位BOD需氧量就越低(未被降解就作为污泥排出)。

式中a′、b′可以通过一组试验结果作图求得(P113图4－10)。 a′值：对生活污水为 0.4～0.53，b′值：介于0.11 ～0.188之间。

第三节 活性污泥反应动力学基础

一、概述

从前面介绍可以看出，微生物的增殖、代谢与有机底物浓度、Qc以及生化反应速度等密切相关。反应动力学则是从生化角度来研究彼此的关系，以提高我们理论认识水平，并指导我们优化工艺与设备。

二、莫诺特(Monod)方程式

法国学者Monod于1942年采用纯菌种在培养基稀溶液中进行了微生物生长的实验研究，并提出了微生物生长速度和底物浓度间的关系式：

μ=μ

maxS/Ks+S

微生物在对数期和静止期的典型生长模式。

式中：μ为微生物比增长速度，即单位生物量的增长速度. μmax为微生物最大比增长速度； Ks：饱和常数，为μ=1/2μ S：底物浓度。

max底物浓度，故又称半速度常数。

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讨论：

（1）当底物过量存在时，微生物生长不受底物限制。处于对数增长期，速度达到最大值,为一常数。

∵S>>Ks、Ks+S≈S ∴μ=umax。

此时反应速度和底物浓度无关，呈零级反应，即n=0。

（2）当底物浓度较小时，微生物生长受到限制，处于静止增长期，微生物增长速度与底物浓度成正比。

∵S＜＜Ks、Ks+S≈Ks ∴μ=μ

maxS/Ks=K.S

此时，μ∝S，与底物浓度呈一级反应。

（3）随着底物浓度逐步增加，微生物增长速度和底物浓度呈μ=μ正比关系，此时0＜n＜1为混合反应区的生化反应。

上述研究结果，与米—门方程式十分相近。 米—门方程式为：

V＝VmaxS/Ks+S

monod方程的结论使米一门方程式引入了废水工程的理论中。具体推导如下：

∵ Y＝dx/ds=(dx/dt)/(ds/dt)=r/q=(r/x)/(q/x)= μ/V。

式中：dx为微生物增长量；

dx/dt为微生物增长速率（即r）； r/x＝μ，即微生物比增长速度； ds为底物消耗量；

q＝ds/dt，为底物降解速度； v＝q/x，为底物比降解速度。

∴ μ＝YV μmax＝YVmax；

带入μ=μ

maxS/Ks+S

maxS/Ks+S

关系，即不成

得：

V＝VmaxS/Ks+S

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即米一门方程式。

V＝(ds/dt)/X，

∴ ds/dt= VmaxSX/Ks+S，即p1154－32式。

将monod方程倒装得：

1/μ＝1/μmax ( ks/S+1)= ks/μmax(1/S)+1/μmax。

根据monod方程与米一门方程的相关性，前面已推导μ＝YV；μmax＝YVmax。

代入得：

1/V= ks/Vmax (1/S)+1/Vmax

V=(ds/dt)/X 1/V=Xdt/ds=Xt/(Sa-Se)

即：

Xt/(Sa-Se)= ks/Vmax(1/S)+1/Vmax 即p1184—4式 以1/V为纵坐标，以1/Se为横坐标，对一组实验结果进行统计(p118图4-15)则可求出1/Vmax和ks/Vmax。

三、劳伦斯——麦卡蒂方程式

1 基础概念

微生物比增殖速率：μ=(dx/dt)/X

单位基质利用率：单位微生物量的底物利用率，q=(ds/dt)μ/X

生物固体平均停留时间：单位重量的微生物在活性污泥反应系统中θc=VX/⊿X； 2 基本方程 第1方程：

dx/dt=Y(ds/dt)u-KdXa

1/ θc=Yq－Kd

第2方程：

V＝VmaxS/(Ks+S)

有机质降解速率等于其被微生物利用速率，即V=q，Vmax=qmax

(ds/dt)u = VmaxSXa/(Ks+S)

3 方程的应用

（1）确立处理水有机底物浓度（Se）与生物固体平均停留时间（θc）之间的关系 对完全混合式

Se＝Ks(1/ θc+Kd)/[Y (Sa-Se)-(1/ θc+Kd)]

对推流式

1/ θc= YVmax(Sa-Se)/[(Sa-Se)+ Ks㏑Sa/Se]－Kd

上式表示Se=f(θc)，欲提高处理效果，降低Se值，就必须适当提高θc。 （2）确立微生物浓度（X）与θc间的关系。

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对完全混合式：

X＝θcY(Sa-Se)/t(1+Kdθc)

对推流式：

X＝θcY(Sa-Se)/t(1+KdQc)

说明反应器内微生物浓度(X)是θc的函数。 （3）确立了污泥回流比(R)与Qc的关系。

1/θc=Q[1+R-R(Xr/Xa)]/V

式中：Xr为回流污泥浓度，(Xr)max=106/SVI 。 （4）总产率系数（Y）与表观产率系数（Yobs）间的关系.

Yobs＝Y/(1+KdQc)

即实测污泥产率系数较理论总降低。 （5）确立了污泥回流比(R)与Qc的关系。

1/θc=Q[1+R-R(Xr/Xa)]/V

式中：Xr为回流污泥浓度

(Xr)max=106/SVI

（6）总产率系数（Y）与表观产率系数（Yobs）间的关系

Yobs＝Y/(1+KdQc)

即实测污泥产率系数较理论总降低。

（7）在污水处理系统中（低基质浓度）中，对V＝VmaxS/(Ks+S) 的推论：

V＝VmaxS/(Ks+S)，V＝q

q＝VmaxS/(Ks+S)

由于Ks》S（低基质浓度），

q＝VmaxS/Ks＝K.S＝v。 V＝(ds/dt)u/Xa=Ks (ds/dt)u =(Ks)max (ds/dt)u＝(Sa-Se)/t＝Q(Sa-Se)/V

KSe＝Q(Sa-Se)/XaV

由此可以求定曝气池体积。

第四节 活性污泥处理系统的运行方式与曝气池的工艺参数

一、传统活性污泥法

1 工艺特征

1) 经历了起端的吸附和不断的代谢过程。 2) 微生物经历了由对数期至内源呼吸期。

3) 有机物，迅速降低，但之后变化不大，总去除率90％左右。 4) 需氧量由大逐步减少。

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2 存在不足

曝气池首端有机负荷大，需氧量大，而实际供氧难于满足此要求（平均供氧）。使首端供氧不足，末端供氧出现富裕，需采用渐减试供氧。 3 工艺流程

二、阶段曝气活性污泥法（分阶段进水或多阶段进水）

1 工艺特点

1) 污水均匀分散地进入，使负荷及需氧趋于均衡，利于生物降解，降低能耗。 2) 混合液中Xa浓度逐步降低，减轻二次池负荷，利于固液分离。 3) 污水均匀分散地进入，增强了系统对水质、水量冲击负荷的适应能力。 2 工艺流程

三、再生曝气活性污泥法（即传统活性污泥法的前端先设置污泥再生）

1 工艺特点

1) 提高污泥活性，使其充分代谢。

2) 再生池不另行设置，而是将曝气池的一部分作为再生池。曝气池一般3或6廊道，将其

中的1/3或1/6作再生段。

3) 处理效果与传统活性污泥法相近，BOD去除率90％以上。 2 工艺流程

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四、吸附——再生活性污泥法

1 工艺特点

1) 将吸附与代谢过程分二个池或二段。其初期吸附现象见p125~126及图4-22。 2) 由于再生池只对活性污泥曝气，减小了池容。

3) 由于吸附段池容较小（部分为再生池容积），泥水接触时间短（30～60min），出水BOD

去除率一般小于90％。 2 工艺流程

五、延时曝气活性污泥法

适宜对出水水质要求高的场合。如氧化沟、A/O法和A2/O工艺等。

负荷低，曝气时间长（24h以上），活性污泥处于内源呼吸期，剩余污泥少且稳定，污泥不需要消化处理，工艺也不需要设初沉池。

不足：池容大、负荷小、曝气量大、投资与运行费用高。

六、高负荷活性污泥法（又叫短时曝气活性污泥法）

构筑物与普通活性污泥法以及吸附再生工艺相同，但其停留时间短，BOD负荷高、曝气时间短。

不足：BOD去除率不高（70~75%），出水水质不达标。

七、完全混合活性污泥法

1 工艺特点

1) 污水进入曝气池后迅速被稀释混匀，水质水量变化对系统影响小。

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2) 由于水质在各处相同，因而各处微生物群体与组成相同，降解工况相同。 3) 需氧速度均衡，动力消耗略省。

4) 不足：池内未有污染物浓度、微生物浓度与种群的梯度或链群，导致微生物的有机物降

解动力低下，易出现污泥膨胀。 类型：按构筑物形状分合建式与分建式。 2 工艺流程

八、AB法

1 工艺特点

1) 不设初沉池，A段由曝气吸附池和中沉池组成，B段由曝气池和二沉池组成，A、B

段由独自的污泥回流系统，因此二段由各自独特的微生物群体，故处理效果稳定。 2) A段污泥负荷率高达2~6 KgBOD5/KgMLSS·d 约为普通活性污泥的10~20倍，因此

它具有很强的抗冲击负荷的能力和具有对pH、有毒物影响的缓冲击能力。水力停留时间短（约3min），污泥龄短（0.3~0.5）d，细菌是活性污泥微生物的主体。 3) A段活性污泥吸附能力强，能吸附污水中某些重金属、难降解有机物以及N、P等

植物性营养物质，这些物质通过剩余污泥的排除而得到去除。

4) AB工艺对BOD5、COD、SS、N、P的去除率一般高于普通活性污泥法。 5) 由于A段对有机物的高效絮凝吸附作用，使AB工艺中通过絮凝吸附由排放剩余污

泥途径去除的BOD量大大提高，从而使AB工艺比普通活性污泥法节省投资20%，降低运行费用15%。

6) AB工艺很适合分步建设，首先可建设A段，然后建设B段。 7) 主要缺点是产泥量高，有两个污泥回流系统。

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2

A段B段工

沉淀出水格栅沉沙吸附沉淀曝气艺流程

市政管网排水回流污泥回流污泥

剩余污泥剩余污泥

图 21-25 A-B法工艺流程

九、间歇式活性污泥法

1 工艺特点

1) 工艺简单，调节池容积小或可不设调节池，不设二次沉淀池，无污泥回流； 2) 投资省，占地少，运行费用低；

3) 反应过程基质浓度梯度大，反应推动力大，处理效果高；

4) 耐有机负荷和有毒物负荷冲击能力强，运行方式灵活，静止沉淀，出水水质好； 5) 厌氧（缺氧）和好氧过程交替发生，泥龄短且活性高，同时脱氮除磷。 2 运行方式

SBR的工作过程通常包括五个阶段，依次为：进水阶段——加入基质；反应阶段——基质降解；沉淀阶段——泥水分离；排放阶段——排上清液；闲置阶段——活性恢复。从第一次进水开始到第二次进水开始称为一个工作周期。

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十、氧化沟

1 氧化沟工作原理与特征

（1）可考虑不设初沉他，有机性悬浮物在氧化沟内能够达到好氧稳定的程度。 （2）可考虑不单设二次沉淀池，使氧化沟与二次沉淀池合建，可省去污泥回流装置 （2）BOD负荷低，同活性污泥法的延时曝气系统，对此，具有下列各项效益：

1) 对水温、水质、水量的变动有较强的适应性；

2) 污泥龄(生物固体平均停留时间)：一般可达15—30d，为传统活性污泥系统的3—6

倍。可以存活、繁殖世代时间长、增殖速度慢的微生物，如硝化菌，在氧化沟内可能产生硝化反应。如运行得当，氧化沟能够具有反硝化脱氮的效应。 3) 污泥产率低，且多已达到稳定的程度，勿需再进行消化处理。 2 工艺布置

十一、多级活性污泥法

当进水有机污染浓度很高时采用此工艺。 1 工艺特点

1) 污水处理单元串联。

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2) 负荷高（一级），且耐冲击负荷，二级

负荷低。

3) 各级污泥Qc不同，微生物种群各异. 4) 不足：投资与运行费用高，管理麻烦（各

种设备多）。 2 工艺流程

十二、深水曝气活性污泥法

1 工艺特点

1) 由于水压加大，提高了饱和溶解氧浓度以及降低气泡直径，提高气泡的表面积，进而提

高了氧的传递速率，从而利于微生物的增殖与有机污染物的降解。 2) 向深部发展，节省占地。

3) 按机械（曝气）设备的利用情况，分中层曝气和底层曝气，前者可以利用常用风机（5m

风机），对10m深井曝气；后者需用高压风机（10m风机）。 2 工艺流程

十三、深井曝气活性污泥法

1 工艺特点

1) 由于水压很大（井深50-100m） ，明显提高了饱

和溶解氧浓度以及降低气泡直径，提高气泡的表面积，进而显著提高氧的传递速率，从而利于微生物的增殖与有机污染物的降解。

2) 向深部发展，节省占地，并利用进出水位差以及

曝气提升力循环。

3) 不足之处：施工难度大，对地质条件和防渗要求

高。

十四、浅层曝气活性污泥法

理论基础：气泡只是在形成与破碎瞬间，有着最高的氧转移率，而与水深无关。 工艺特点：曝气器安装深度0.6～0.8m，适宜低压水机曝气。

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十五、纯氧曝气活性污泥法

原理：提高氧的分压，强化氧的传质能力，增加MLSS浓度和容积负荷，提高生化反应速率。

不足之处：要密闭运行，工艺运行管理复杂。

具体各种工艺的设计与参数见P131表4-7，现总结如下：

1) BOD负荷：一般BOD污泥负荷0.2~0.4，延时曝气法低（<0.1），高负荷活性污泥法BOD

污泥负荷>1.5，按p108图4-7设计；而对特殊的深井曝气和纯氧曝气因氧的传质改善，可以把BOD负荷设计在0.5~1.5之间。

2) 泥龄：对一般的活性污泥法工艺以及深井曝气和纯氧曝气工艺，其泥龄一般在5~15d，

多数6~8d；高负荷活性污泥法泥龄2.5d以下；而延时曝气则一般在20d以上。 3) 曝气池混合液浓度（X）：一般在3000mg/L左右。延时曝气、合建式完全混合活性污泥

法以及深井曝气略高。

4) 污泥回流比：一般在100％以下，多数在50％左右；而延时曝气、合建式完全混合活性

污泥法回流比在100％以上。

5) 曝气时间：一般在8h以下，多数为4～6h。但延时曝气一般在20h以上；高负荷工艺

以及深井曝气工艺曝气时间很短。 各种工艺技术的着重点包括：

1) 强化不同微生物的作用（群落），如高负荷、多级、延时曝气等工艺。 2) 提高氧的传质，降低能耗（纯氧曝气、深水曝气、深井曝气以及浅层曝气等）。 3) 节省占地（深井）。

4) 保证出水水质（延时曝气、多级曝气等）。

5) 活性污泥特性（收附再生、再生以及高负荷活性污泥法等）。 6) 易管理与构筑物单元少，如合建式完全混合活性污泥法与SBR等。 7) 利于污泥处置，延时曝气以及A2/0等。

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第五节 曝气的基本理论

一、氧转移原理

1 一般物质的传递规律——菲克（Fick）定律

Vd??DLdCdX式中：Vd为物质的扩散速率，单位时间、单位断面上通过的物质数量 DL为扩散系数

为单位长度内的浓度变化值 2 双膜理论与氧总转移系数KLa （1）液膜扩散速率vd：

Pg

Pi

dCdXdMdC Vd?dt??DLAdXdMdC???DLAdtdX（紊流）气相主体Cs C 气膜 液膜两边同除以V：

?Cs?C?dM??DLA???dt?Xf?界面液相主体（紊流） dMdt?DLA?C?C?sVVXf?dC?KLa?Cs?C?dtKLa小，则氧转移过程中阻力大。KLa大，则氧转移过程中阻力小。 （2）曝气原理

dC?Rr (kgO2/m3?d) dtdC?V?Rr?V?R?O2 (kgO2/d)dt氧转移过程双膜理论：

1) O2在气膜、液膜中进行分子扩散，而在气相和液相主体中进行对流扩散；

2) 传质的阻力集中在双膜，但因O2是难溶气体，所以氧转移的决定性阻力又集中在液膜

内；

3) O2通过液膜的转移速率是氧扩散转移全过程的控制速率； 通过液膜的氧转移速率：

C?CdM?DLAs?KLA?Cs?C??KLA?Cs?C?dtXf35

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在单位容积内氧的转移速率（kg/m3?h） 结论：

1dMdCA??KL?Cs?C??K2a?Cs?C?VdtdtVAKLa?KLVdC??KLa?Cs?C?dt?Cs?C0?KLa?lg??C?C???2.3?t?s?1) KLa为氧总转移系数，此值表示在曝气过程中氧的总传递性，当传递过程中的阻力大，

则KLa低，反之则KLa高。

2) 1/KLa表示的是曝气池中DO浓度从C0提高到CS所需时间。

3) 提高KLa，需加强液相主体的紊流程度，降低Xf，增大气-液接触面积。 4) 提高CS值，提高气相主体中的氧分压。 3 KLa的测定

二、氧转移的影响因素

1 污水水质

（1）表面活性物质：修正系数α=污水中的KLa'/清水中的KLa' （2）溶解盐类：修正系数β=污水中的CS'/清水中的CS' 2 温度

（1）对KLa的影响

?KLa?T??KLa?20??1.024?T?20?（2）对CS的影响

水温对氧的转移有相反的影响

当15～30℃时：水温低对氧转移有利，30～35℃时：水温较高对氧转移有利。 4 氧分压

修正系数ρ=所在地区实际气压/1.013×105 根据亨利定律

Cs=HP

dC?T??Ka?:?T???扩散??Ka???LL??dt??T??C???C?C???dC?ss?dt? 36

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Csb?1P0OcCs(?) 2P21三、氧转移系数与供气量的计算

在稳定运行条件下，氧的转移速度应等于活性污泥微生物的需氧速度（Rr）

dC??KLa?1.024(T?20)(??Cs(T)?C)?Rr dt在标准条件下，转移到曝气池混合液中的总氧量（R0）：

R0?KLaCS20V

而在实际条件下，转移到曝气池的总氧量（R）：

R?RrV

解上二式得

R0?氧转移效率（氧利用率）：

RC20 (T?20)?KLa?1.024(??Cs(T)?C)EA?鼓风曝气装置的供气量为：

R0100% SGs?R0?100

0.3EA第六节 活性污泥处理系统的工艺设计

自学

第七节 活性污泥处理系统的维护管理

一、活性污泥处理系统的投产和活性污泥的驯化

1 活性污泥的培养和驯化 同步培驯法：培养驯化同时进行 异步培驯法：先培养后驯化 接种培驯法：取剩余污泥驯化 2 试运行

确定最佳的运行条件，Ns、MLSS、空气量、污水注入方式

二、活性污泥处理系统运行中的异常情况

1 污泥膨胀

（1）丝状菌膨胀

原因：废水水质，环境条件

机理：A/V假说；耐毒性假说；生物选择性假说 （2）菌胶团膨胀 2 污泥解体

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现象：处理水质混浊，活性污泥絮凝体微细化，处理效果变坏。 原因：运行不当，有毒物质的混入。 3 污泥腐化

沉积在死角的长期滞留的污泥，因厌氧发酵而产生气体甲烷、硫化氢等，使污泥大量上浮 4 污泥上浮 5 泡沫问题

第五章 污水的生物处理方法（二）——生物膜法

教学要求：

1) 掌握生物膜法的微生物学特征和工艺特征 2) 掌握高负荷生物滤池、曝气生物滤池、塔式生物滤池以及生物转盘三相传质和工艺运行

特点。

3) 掌握生物接触氧化特点及其工艺设计

第一节 概述

生物膜——是使细菌、放线菌、蓝绿细菌一类的微生物和原生动物、后生动物、藻类、真菌一类的真核微生物附着在滤料或某些载体上生长繁殖，并在其上形成膜状生物污泥。

生物膜法：污水经过从前往后具有细菌→原生动物→后生动物、从表至里具好氧→兼氧→厌氧的生物处理系统而得到净化的生物处理技术。

一、生物构造及其对有机物的降解

1 生物膜的构造特征

生物膜(好氧层＋兼氧层＋厌氧层)＋附着水层(高亲水性)。 2 降解有机物的机理

生物膜 厌氧 附着水层 1) 微生物：沿水流方向为细菌——原生动物—

—后生动物的食物链或生态系统。具体生物

滤以菌胶团为主、辅以球衣菌、藻类等，含有

料 大量固着型纤毛虫（钟虫、等枝虫、独缩虫

等）和游泳型纤毛虫（楯纤虫、豆形虫、斜管虫等），它们起到了污染物净化和清除池内生物（防堵塞）作用。

2) 污染物：重→轻(相当多污带→α中污带→

β中污带→寡污带). 3) 供氧：借助流动水层厚薄变化以及气水逆向

流动，向生物膜表面供氧。 4) 传质与降解：有机物降解主要是在好氧层进

行，部分难降解有机物经兼氧层和厌氧层分解，分解后产生的H2S，NH3等以及代谢产

－－

物由内向外传递而进入空气中，好氧层形成的NO3－N、NO2－N等经厌氧层发生反硝化，产生的N2也向外而散入大气中。

5) 生物膜更新：经水力冲刷，使膜表面不断更新（DO及污染物），维持生物活性（老化

膜固着不紧）。

好氧 流动水层 · ···· CO2 · · BOD O2 ··BOD · ·· HO 2 ··空· 气 · · O2 ··· NH 3· · HS 2··（6分） 38

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二、生物膜的主要特征

1 微生物相方面的特征 1) 2) 3) 4)

参与净化反应微生物多样化； 食物链长，污泥产率低； 能够存活世代较长的微生物；

可分段运行，形成优势微生物种群，提高降解能力。

2 工艺方面的特征

1) 对水质水量变动有较强适应性； 2) 污泥沉降性能好，宜于固液分离； 3) 能处理低浓度污水； 4) 易于维护管理、节能。 3 与活性污泥法相比

1) 活性污泥法系人工强化生物处理系统，生物量大，处理能力强，而生物膜法更趋于自然

净化原理。

2) 活性污泥法为人工强化三相传质，生物膜法趋向浓度差扩散传质，传质效果较活性污泥

差，处理效率较活性污泥差。

3) 适于工业废水处理站和小规模生活污理厂。

第二节 生物滤池

一、普通生物滤池(现在少见，只需要了解）

1 构造

池体、滤料、布水装置和排水系统(P204 图5-2)。

1) 池体：一般深2~2.5m，池壁超高0.5~0.9m(防风)，其底部为承托层(排水系统和大块滤

料(起支撑、排水以及通水)中部为工作层（掛膜），上部为配水系统，壁可设孔也可不开孔，开孔在冬季有影响。 2) 滤料：碎石、卵石、炉渣、焦炭等，总厚度1.5～2.0m，其中工作层1.3-1.8m，粒径20-40mm;

承托层0.2m，粒径70~100mm。这种滤料比表面积较大，且较粗糙，易掛膜，孔隙率一般，利于供氧与传质，且易就地取材，但材料比重大，荷载重，工作层不厚，工作效率不变，占地大。

3) 布水装置：固定喷咀式布水系统——即投配池、布水管、喷咀组成。污水流入投配池是

连续的，但布水是间歇式，喷水周期5~8min。

4) 投配池内设虹吸装置(间歇供水，使滤料排水后间歇充氧，生物膜再生)。排水干管布设

在滤池表面下0.5~0.8m，支(竖)管依据喷咀服务半径设置，高出滤料之上0.15~0.2m，竖管上安装喷咀，通过喷咀均匀布水。 5) 排水系统：包括渗水装置、汇水沟、总排水沟(或集水槽),见图5-2，汇水沟i=0.01~0.02(横

向)、集水槽i=0.05~0.01(纵向－书中出错)。作用：排放处理后出水，保证间歇阶段的通风(底部h≥0.6m)；汇水沟宽0.15m，间距2.5~4.0m(与布水间距一致)；排水沟内流速＞0.7m/s；

6) 渗水装置可以是大块滤料，也可以是图5-4混凝土板，渗水装置排水口面积占滤池总面

积的20%以上。

二、高负荷生物滤池

1 特征

39

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通过限制进水BOD值(≤200mg/L)或采用处理水回流，均化水质，提高或加大水力负荷(10倍)，及时冲刷和更新过厚生物膜，保持较高生物活性，改善处理环境状况（抑制厌氧、减少臭味散发）。 2 工艺流程 （1）一段法

部分污泥回流。（见P207图5-5共5种典型流程）

1) 工艺1：污泥回流初沉池，滤池出水回流滤池，利于改善水力负荷，减轻二沉池负

荷。

2) 工艺2：污泥回流初沉池，二沉池出水回流过滤池，（较工艺1比，二沉池负荷略

重）。

3) 工艺3：污泥与二沉池出水同时回流初沉池，加大初沉池负荷（二者回流量大）。 4) 工艺4：具有吸附再生工艺特点，但出水水质差，初沉水力负荷大。 5) 工艺5：滤池出水与污泥均回流到初沉池，初沉水力负荷大 （2）二段法

当污水浓度较高时或对处理出水要求较高时，建议考虑。（见P208图5-6、7）。

二段法强化了优势生物种群，但第二段因污染物少或负荷率低，生物膜生长差，其容积负荷未充分发挥。但二段法能很好解决一段法生物膜积存与堵塞现象。为充分发挥二段法工艺效果与作用，建议采用图5-7的交替出水工艺。 3 构造特点

构造与普通生物滤池同（池体、滤料、出水与排水系统），不同之处如下： 1) 池形.圆形（P210图5-9）

2) 滤料：聚氯乙烯、聚苯乙烯和聚酰胺等制成的人工滤料，滤料质轻、耐蚀、高强，呈波

状、管状和蜂窝状，使滤料表面积大，空隙率高（具体见P209表5-4）。当采用自然通风时，滤层厚度≤2m，其中工作层1.8m，承托层0.2m；当采用人工通风时，滤层厚度2～4m。

3) 施转式排水器（见P216图5-10），在横管的同一侧开有一系列间距不等的孔口，中心

疏，二头密，使污水从孔口喷出时产生反作用力，从而反向自由旋转布水（间歇或周期）。竖管连接装置具体见P210图5-8。 4 装置的需氧与供氧 （1）生物膜量

由于在不同厚度的污水浓度不一样，其微生物量不一样，进水端生物膜厚，出水端生物膜薄，故生物量计算困难。

生物膜量计算有二种方法：一种是测膜的厚度（不同深度）一种是称重法 （2）需氧量

O2＝a′BODr＋b′P＝a′Sa＋b′P＝a′（S0－Se）＋b′P

其中：a′为降解1KgBOD5所需氧量。对城市污水取1.46

b′为单位重量生物膜的所需氧量，取值：对城市污水0.18kg/kg P为每m3滤料上的生物膜量。 （3）滤池供氧：

影响因素有：滤池内外的温差、风力、滤料类型、水力负荷（布水量）， 温差与空气流速的关系为：

V＝0.075×⊿T-0.15(m/min)

5 池体设计计算

一般采用负荷法计算。

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进水浓度（BOD）

Sa＝αSe （Se为出水浓度）

α见表5-5的取值，它反映了其可降解的能力。 回流稀释倍数

n＝（S0－Sa）/(Sa-Se)

滤料容积

V=Q(n+1)Sa/NV

滤池表面积

A=V/D （D为滤料层高度）

或按表面负荷计算

A= Q(n+1)Sa/NA （NA面积负荷）

或按水力负荷计算

A= Q(n+1)/ Nq （Nq 水力负荷）

第三节 生物转盘

一、基本构造

由盘片、转轴与驱动装置、接触反应槽三部分组成。 1 盘片

1) 材质：要求轻质高强、耐腐不变形、取材加工方便，一般采用聚氯乙烯或聚脂玻璃钢制

作。ζ=3~7mm（ζ=10~15） 2) 形状、大小：圆形、正多角形，为波纹状盘片，此时表面积可提高一倍。直径Φ：2~3.6m，

最大Φ5.0m

3) 盘片间距：一般为30mm，多级转盘前级数为25~35mm，后级数10~20mm。 2．接触反应槽

半圆形，盘片直径40%浸没于污水中，盘片边缘与槽内面间距≥150mm，进出水采用锯齿形溢流堰，槽底设放空管。对于多级生物转盘在级与级之间设导流槽。 3．转轴与驱动装置

1) 转轴：实心钢轴或无缝钢管，长L=0.5~7.0m，否则易扰曲变形，发生折断或扭断，直

径d=50~80mm。

2) 驱动装置：电机→减速器→转动链条→轴，转速0.8~3.0r/min，线速度10~20m/min。不

能过高或过低。

二、生物转盘的工作原理

盘片交替与污水和空气相接触，在盘片上产生一层滋生着大量微生物的生物膜。当生物膜与反应槽内污水接触时，污水中有机物被生物膜所吸附降解，当生物膜与空气接触时，一方面继续降解生物膜表面吸附水层中的有机物，一方面吸附水层吸收空气中的氧使之成为溶解氧而进入生物膜中，同时也使槽内的DO达到一定浓度。而老化了的生物膜在剪切力作用下而脱落，然后进入二沉池。

三、生物转盘系统的特征

1) 2) 3) 4) 5)

微生物浓度高，达40~60g/l，F/M=0.05~0.1，∴处理效率高。

生物相分级：第一级异养菌；第二级原、后生动物；第三~四级丝状性藻类。 污泥龄长，具有硝化、反硝化功能。

能处理高浓度有机废水，耐冲击负荷。Sa=10000mg/l→10mg/l，效果好。 食物链长，污泥量少，为活性污泥法的 1/2左右，约0.25Kg/KgBOD5。

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6) 7) 8) 9) 能耗小，不需曝气与污泥回流，0.7Kw·h/Kg BOD5。 便于维护管理。

不会发生二次污染现象。 流态：完全混合—推流式

第四节 生物接触氧化

一、生物接触氧化的工作原理

生物接触氧化处理技术的实质之一是在池内充填填料，已经充氧的污水浸没全部填料，并以一定的流速流经填料。在填料上布满生物膜，污水与生物膜广泛接触，在生物膜上微生物的新陈代谢功能的作用下，污水中有机污染物得到去除，污水得到净化。

生物接触氧化处理技术的另一项技术实质是采用与曝气池相通的曝气方法，向微生物提供气所需要的氧，并起到搅拌与混合作用。

二、基本构造

1 构造

由池体、填料、进水装置、曝气系统组成

池体：圆形、矩形、方形。填料高3~3.5m，底部布气层高为0.6~0.7m，顶部稳定水层0.5~0.6m，H总=4.5~5.0m

填料：蜂窝式填料，波纹板状填料，半软性填料，弹性立体填料，不规则粒状填料，球状填料

2 形式

按曝气装置的位置分为：分流式和直流式 按水流循环方式分为：填料内循环与外循环式

三、生物接触氧化操作系统

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第五节 生物流化床

一、工作原理

流化床是以砂、活性炭、焦炭一类的较小的惰性颗粒为载体充填在床内，载体表面被覆着生物膜，其质变轻，污水以一定流速从下向上流动，使载体处于流化状态。

二、基本构造

床体：平面多呈圆形，多有钢板焊制，也可以由钢筋混凝土浇灌砌制。 载体：是生物流化床的核心部件。

布水装置：对生物流化床能够发挥正常的净化功能的重要环节，又是填料的承托层。 充氧装置 脱膜装置

三、操作系统

1 液流动力流化床

二相流化床，污水（液相）与载体（固相）相接触。而由单独的充氧设备对污水进行充氧。

2 气流动力流化床

三相生物流化床，污水（液）、载体（固）及空气（气）三相同步进入床体。 3 机械搅拌流化床

悬浮粒子生物膜处理工艺。

第六章 污水的自然生物处理

一、概述

自然处理系统（Natural Treatment Systems）分为稳定塘系统和土地处理系统。稳定塘系统（Aquatic Systems）通过水—水生生物系统（菌藻共生系统和水生生物系统）对污水进行自然处理。土地处理系统（Soilbased System）利用土壤—微生物—植物系统的陆地生态系统的自我调控机制和对污染物的综合净化功能，对污水进行净化。

污水自然处理系统的净化作用主要是利用土壤浅表层中的物理作用、化学作用和微生物的生化作用。与常规处理技术相比，前者具有工艺简便、操作管理方便、建设投资和运转成本低的特点。建设投资仅为常规处理技术的1／2~1／3，运转费用仅为常规处理技术的1／2~1／10，可大幅度降低污水处理成本。而且净化效果良好，净化水质可达二级以上处理水平。

二、稳定塘

1 好氧塘

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（1）概述

风O2O2阳光光合作用流入污水可沉物质好氧分解 藻类新细胞藻类处理水NH3+H2O2PO4O2 有机污染物衰死菌类CO2细菌衰死菌类CH4CO2NH4厌氧分解 有机污染物厌氧发酵有机酸醇厌氧发酵甲烷图 20-3 稳定塘内典型的生态系统 好氧塘是一种主要靠塘内藻类的光合作用供氧的氧化塘。它的水深较浅，一般在0.3～

0.5m，阳光能直接射透到池底，藻类生长旺盛，加上塘面风力搅动进行大气复氧，全部塘水都是好氧状态。 （2）分类

高速率好氧塘，低速率好氧塘，深度处理塘 2 兼性塘

兼性塘的水深一般在l.2~2.5m，塘内好氧和厌氧生化反应兼有。

上部水层中，白天藻类光合作用旺盛，塘水维持好氧状态，其净化机理和各项运行指标与好氧塘相同；在夜晚，藻类光合作用停止，大气复氧低于塘内耗氧，溶解氧急剧下降至接近于零。

塘底，由可沉团体和藻、茵类残体形成了污泥层，由于缺氧而进行厌氧发酵，称为厌氧层。

在好氧层和厌氧层之间，存在着一个兼性层。 兼性塘是氧化塘中最常用的类型，常用于处理城市一级沉淀或二级处理出水。在工业废水处理中，常在曝气塘或厌氧塘之后作为二级处理塘使用，有的也作为难生化降解有机废水的贴存城和间歇排放塘(污水库)使用。由于它在夏季的有机负荷要比冬季所允许的负荷高得多，因而特别适用于处理在夏季进行生产的季节性食品工业废水。 3 曝气塘

为了强化塘面大气复氧作用，可在氧化塘上设置机械曝气或水力曝气器，使塘水得到不同程度的混合而保持好氧或兼性状态。曝气塘有机负荷和去除率都比较高，占地面积小，但运行费用高，且出水悬浮物浓度较高，使用时可在后面连接兼性塘来改善最终出水水质。 4 厌氧塘

厌氧塘的水深一般在2.5m以上，最深可达4~5m。当塘中耗氧超过藻类和大气复氧时，就使全塘处于厌氧分解状态。因而，厌氧塘是一类高有机负荷的以厌氧分解为主的生物塘。其表面积较小而深度较大，水在坡中停留20~50d。它能以高有机负荷处理高浓度废水，污泥量少，但净化速率慢、停留时间长，并产生臭气，出水不能达到排放要求，因而多作为好氧塘的预处理塘使用。 5 控制出水塘

设于北方寒冷地区的稳定塘，在冬季低温季节，生物降解功能极其低下，处理水水质难

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厌氧区污泥层兼性区 细菌新细胞好氧区中国神华煤制油化工有限公司新疆煤化工分公司公用工程中心员工培训教材

于达到排放要求，将污水加以贮存，待天气转暖，降解功能恢复正常，处理水水质达到排放要求，稳定塘开始正常运行。

三、污水的土地处理

1 污水灌溉系统

污水灌溉存在以下问题：

1) 不能解决污水的终年问题（为雨季及冬季），往往不能进行终年泼水灌溉。非灌溉期间

污水若不经贮存排入地表水体，会造成地表水污染。

2) 污水灌溉农田后出水不加收集，不能有效控制排放与利用。

3) 如污水达不到农田灌溉标准，则会影响作物的生长、产量和品质，特别是污水中的重金

属和化学有机合成物含在作物的某些部位富集，对人体健康造成危害。 4) 重金属在土壤中积累会影响土壤的特性和使用。 2 土地渗滤系统 （1）慢速渗滤系统

用于渗透水性能良好的土壤（如砂质土壤），它适用于蒸发量小，气候湿润地区；慢速渗滤系统用表面布水或喷灌布水，对污水的BOD5、COD、N的去除率分别为95%，90%，80~90%。

（2）快速渗滤系统

污水周期地向渗滤田灌水和休灌，表层土壤交替地处于厌氧-好氧状态，有机物被土层中的微生物所分解，同时也对N、P进行了去除。各种指标的去除率为：95%，91%，85%，80%，65%，99.9%。 3 湿地处理系统

将污水投配到沼泽地上，污水沿一定方向流动，在耐水植物的土壤联合作用下而得到净化的一种土地处理工艺。 （1）机理

1) 物理过滤：废水流经土壤时，悬浮物被表层土壤团粒间的孔隙过滤截留。

2) 物理和化学吸附：土壤中的粘土矿物颗粒能吸附水中的中性分子，废水中的各种

离子则因离子交换作用被置换吸附并固定在矿物晶格中。

3) 络合反应和化学沉淀：废水中的金属离子能作为中心离子与土壤中的某些组分生

成络合物和整合物，或生成硫化物、氨氧化物以及磷酸盐、碳酸盐等而被沉积于土壤中。

4) 微生物的氧化分解：土壤中种类繁多的大量微生物，能与被裁留、吸附的活染物

一起形成生物膜，对有机物有很强的降解转化能力；在土壤表层，通风条件好，有机物浓度高，生物氧化作用尤为强烈，属于好氧生物处理带，其深度大体在0.2～0.3m；好气带以下，依次分布着兼性和厌氧生物处理带。在用废水进行水田灌溉时，废水中的可沉悬浮物沉于水底，靠兼性和厌氧土壤微生物进行分解。胶体和溶解性有机物分散于水中，靠主要由藻类供氧的好氧微生物转化为无机物，然后被农作物吸收。此外，在接近出水的农因中，浮游比物得到繁殖，参与了对废水的办化，使出水进一步澄清。

（2）处理系统

由水面人工湿地：用人工筑成水了或沟槽状，地面铺设隔水层以防渗漏，再充填一定深度的土壤层，土壤层种植芦苇一类的维管束植物，污水由湿地的一端通过布水装置进入，并以较浅的水层在地表上以推流方式向前流动，从另一端溢入集水沟，在流动地程中保持着自由水面。有机负荷率介于18～110kgBOD5/(ha·d)，幅度较大。

人工潜流湿地处理系统：是人工筑成的床槽，床内充填介质支持芦苇类的挺水植物生长，

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床底设粘土隔水层，并具有一定的坡度。污水从沿床宽度设置的布水装置进入，水平流动通过介质，与布满生物膜的介质表面和溶解氧充分的植物根区接触，在这一过程中得到净化。

第七章 污水的深度处理与回用

第一节 概述

一、污水处理的级别

预处理（物理法）：Preliminary treatment，去除粗大悬浮物； 一级处理（物理法）：Primary treatment，去除悬浮物； 二级处理（生物法）：Secondary treatment，去除胶体和溶解性有机物； 三级或深度处理（物化或生化）：Tertiary or advanced treatment，去除氮磷营养物和有机物，深度处理一般以污水回收、再用为目的。

二、污水二级处理的不足

在一般情况下，城市污水经二级处理后还含有相当数量的污染物，如BOD5 20～30mg/L；CODCr 60～100mg/L；SS 20～30mg/L；NH3-N 15~25mg/L；P 6～10mg/L，此外还含有致病细菌、病毒和重金属等有害物质。

含有以上污染物的处理水，如排放至河流、湖泊、水库等水体回导致水体的富营养化。而且在淡水缺乏地区，这种处理排放的方式是对水资源的极大浪费。

三、污水深度处理的目标

1) 2) 3) 4)

去除水中残存的悬浮物(包括活性污泥颗粒)；脱色、除臭，使水得到进一步澄清； 进一步降低BOD5 、CODCr 、TOC等指标，使水进一步稳定； 脱氮、除磷，消除能导致水体富营养化的因素； 消毒去菌，去除水中有毒有害物质；

四、经过深度处理后的水的应用

1) 2) 3) 4) 5)

排放包括具有较高经济价值水体及缓流水体在内的任何水体，补充地面水源。 回用于农田灌溉、市政杂用，如灌溉城市绿地、冲洗街道、车辆、景观用水等。 居民小区中水回用于冲洗厕所；

作为冷却水和工艺水的补充用水，回用于工业企业； 用于防止地面下沉或海水入侵，回灌地下。

第二节 生物脱氮技术

一、生物脱氮原理

1 氨化反应

以氨基酸为例，

RCHNH2COOH＋O2→RCOOH＋CO2＋NH3

2 硝化反应

第一步由亚硝酸菌将氨氮(NH4＋和NH3)转化成亚硝酸盐(NO2--N)；第二步再由硝酸菌将亚硝酸盐氧化成硝酸盐（NO3—N）。具体反应如下：

＋＋

NH4＋3/2O2→ NO2-＋H2O＋2H

NO2-＋1/2 O2→ NO3-

若考虑硝化细菌新细胞的合成，则反应式为：

＋

55NH4＋76O2＋109HCO3－→C5H7NO2＋54 NO2-＋57H2O＋104H2CO3

＋－

400NO2-＋NH4＋4H2CO3＋HCO3＋195O2→C5H7NO2＋3H2O＋400NO3-

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将两式合并，得：

＋－

NH4＋1.83O2＋1.98HCO3→0.02C5H7NO2＋1.04H2O＋0.98NO3-＋1.88H2CO3

硝化反应过程中氮元素的转化过程如下：

＋

NH4→NH2OH→NOH→(NO2. NHOH)→NO2-→NO3-

＋

NH4氧化为NO2-经历了3个步骤6个电子变化，这说明亚硝酸菌的酶系统十分复杂，而硝酸反应只经历了1步和2个电子变化，相对简单些。

影响生物硝化的因素有：温度、溶解氧、pH、有毒物质和C/N比。 3 硝化反应的条件与工艺参数

1) 微生物：硝化菌、亚硝化菌、光合细菌。

2) 碳氮比：C/N≤3或=2.86（不是书中所提的BOD<20mg/L.

－

3) DO：根据反应方程式摩尔氮变成NO3，需2mol分子氧，即需要氧气24.57g(硝化需氧

量)，在曝气池中DO须维持在1.5~2.0mg/L。

4) pH：高硝化速度出现在pH=7.8~8.4，当pH＜6或＞9时，硝化反应将停止；生活污水

pH值稳定，要维持pH稳定，必须要有足够的碱度，每硝化1gN，需碱度7.1g。 5) 水温（t）：适应温度30~35℃，当t<10℃以下（准确应是8℃以下时），硝化作用迅速降

低。

6) 泥龄（θc）：θc＞15d，最好20~36d（若温度达40℃左右，减少泥龄，10~15d左右可实

现短程反硝化）。

7) 回流比(R)：R100~200%,否则能耗大，效果提高也不明显。 8) 水力停留时间（HRT）：3.5~6h。 4 反硝化作用(脱氮反应)

生物反硝化是指污水中的硝态氮NO3-－N和亚硝态氮NO2-－N，在无氧或低氧条件下被反硝化细菌还原成氮气的过程。具体反应如下：

－

NO2-＋3H→1/2N2＋H2O＋OH

－

NO3-＋5H→1/2N2＋H2O＋OH

反硝化过程中NO2-和NO3-的转化是通过反硝化细菌的同化作用和异化作用完成的。同化作用是NO2-和NO3-被还原成NH3-N，用于新细胞的合成。异化作用是NO2-和NO3-被还原成N2。具体生化反应过程见p310图7~14。

5 反硝化的影响因素

温度、溶解氧、pH、碳源有机物、C/N比和有毒物质。 1) 微生物：反硝化细菌（异养菌）。

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2) 3) 4) 5) 6)

BOD/N比：BOD/N>3。 DO＜0.5mg/L。

pH值：适宜pH为6.5－7.5，过高过低（＞8或＜6）都将受到影响。 温度：适宜20-38℃，当t＜15℃明显下降、＜3℃停止。

HRT：由于反硝化速度快，5－10min基本完成，30min能达到85-90%左右。故缺氧段或反硝化段HRT＝1－1.5h。

二 生物脱氮工艺

1 传统三级脱氮工艺

2 二级后置脱氮工艺（倒置反硝化）

3 前置反硝化（缺氧－好氧工艺）

该工艺不需设中沉池和投加C源，在反硝化段反硝化后回收部分碱度，同时降解部分有机物，对好氧段有利，减少供氧量，并有利于难降解有机物降解。

第三节 生物除磷技术

一、除磷方法概述

1) 使磷成为不溶性的固体沉淀物从污水中除去(化学法) 2) 使磷以溶解态被微生物同化，与微生物一起被分离出去，从而达到除磷的目的(生物法)。

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二、化学法除磷

1 铝盐除磷

Al3+ + PO43- →AlPO4

2 铁盐除磷

Fe3+ + PO43- →FePO4

3 石灰混凝除磷

5Ca2+ + OH- + 3PO43- →Ca5(OH)(PO4)3-

三、生物除磷方法的原理

生物除磷是利用聚磷菌一类微生物，能够过量地、在量上超过其正常细胞合成的需要，从外部环境摄取磷，并将磷以聚合的形态储存在菌体内，形成高磷污泥，通过排泥达到从污水中除磷的目的。

1 聚磷菌对磷的过量摄取 在好氧条件下，聚磷菌进行有氧呼吸，不断分解其细胞内储存的有机物，其释放的能量为ADP获得并结合正磷酸生成ATP，而利用的H3PO4基本上是通过主动运输从外部环境摄入细胞内的，除用于合成ATP外，其余被用于合成聚磷酸盐。从而出现磷过量摄取(luxury uptake)的现象。 2 聚磷菌释磷

在厌氧条件下，聚磷菌体内的ATP进行水解，放出H3PO4和能量，生成ADP。

四、生物除磷工艺

1 An/O工艺 （1）工艺特点

1) 工艺流程简单，无混合液回流，其基建费用和运行费用较低，同时厌氧池能保持

良好的厌氧状态。

2) 在反应池内水力停留时间较短，一般为3～6h，其中厌氧池1～2h，好氧池2～4h。 3) 沉淀污泥含磷率高，一般（2.5～4）％左右，故污泥 效好。 4) 混合液的SVI<100,易沉淀，不膨胀

5) ηBOD≥90％；ηP＝（70～80）％；当P/BOD5比值高，剩余污泥产量小，使ηP

难以提高。

6) 沉淀池应及时排泥和污泥回流，否则聚磷菌在厌氧状态下，产生磷的释放，降低

ηP。

7) 反应池内X=2700～3000 mg/L （2）影响因素

－

1) DO：厌氧池DO（0.2～0.3 mg/L）→0,NOX→0,以保证严格的厌氧状态，好氧池：

DO≥2mg/L。

2) 厌氧池BOD5 /T-P>（20～30），否则ηP下降。

－－

3) 厌氧池NOX：因为NOX会消耗水中有机物而抑制聚磷菌对磷的释放，继而影响

－

在好氧条件下对磷的吸收。所以NOX－N<1.5～2 mg/L，不会影响除磷效果。

－

4) 当污水中COD/TKN≥10时，则NOX－N对生物除磷影响较小。 5) 污泥龄θs：因为A2/O工艺主要是通过排除富磷剩余污泥而去除磷的，所以除磷效

果与排放剩余污泥量多少直接有关。

6) NS：NS较高，ηP较好，一般NS>0.1KgBOD5/KgMLSS?d，其ηP较高。

7) 温度：5~30℃其除磷效果较好，>13℃时，聚磷菌对磷的释放和摄取与温度无关。 8) pH＝6~8，聚磷菌对磷的释放和摄取都比较稳定。

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2 Phostrip除磷工艺 （1）工艺特点

该工艺将An/O工艺的厌氧段改造成类似于普通重力浓缩池的磷解吸池，部分回流污泥在磷解吸池内厌氧放磷，污泥停留时间一般为5~12h，水力表面负荷应小于20m3/（m2·d）。经浓缩后污泥进入缺氧池，解磷池上清液含有高浓度磷（可高达100mg/L以上），将此上清液排入石灰混凝沉淀池进行化学处理生成磷酸钙沉淀，该含磷污泥可作为农业肥料，而混凝沉淀池出水应流入初沉池再进行处理。Phostrip工艺不仅通过高磷剩余污泥除磷，而且还通过化学沉淀除磷。该工艺具有生物除磷和化学除磷双重作用，所以Phostrip工艺具有高效脱氮除磷功能。 （2）工艺流程

废水经曝气好氧池，去除BOD5和COD，并在好氧状态下过量地摄取磷。在二沉池中，含磷污泥与水分离，回流污泥一部分回流至缺氧池，另一部分回流至厌氧除磷池。而高磷剩余污泥被排出系统。在厌氧除磷池中，回流污泥在好氧状态时过量摄取的磷在此得到充分释放，释放磷的回流污泥回流到缺氧池。而除磷池流出的富磷上清液进入混凝沉淀池，投回石灰形成Ca3（PO4）2沉淀，通过排放含磷污泥去除磷。

混合液回流（400%）污水缺氧好氧二沉池出水（）回流污泥（50%）石灰（解磷池）高磷上清液剩余污泥混凝沉淀出水至初沉池含磷污泥（）图 24-5 phostrip 工艺流程图 （3）工艺特点

Phostrip工艺比较适合于对现有工艺的改造，只需在污泥回流管线上增设少量小规模的处理单元即可，且在改造过程中不必中断处理系统的正常运行。总之，Phostrip工艺受外界条件影响小，工艺操作灵活，脱氮除磷效果好且稳定。但该工艺流程复杂、运行管理麻烦、处理成本较高等缺点。

第四节 同步脱氮除磷技术

一、A2/O工艺原理

1) 在首段厌氧池进行磷的释放使污水中P的浓度升高，溶解性有机物被细胞吸收而使污

水中BOD浓度下降，另外NH3-N因细胞合成而被去除一部分，使污水中NH3-N浓度下降，但NH3-N浓度没有变化。 2) 在缺氧池中，反硝化菌利用污水中的有机物作碳源，将回流混合液中带入的大量NO3--N

和NO2--N还原为N2释放至空气，因此BOD5浓度继续下降， NO3--N浓度大幅度下降，但磷的变化很小。

3) 在好氧池中，有机物被微生物生化降解，其浓度继续下降；有机氮被氨化继而被硝化，

使NH4-N浓度显著下降， NO3--N浓度显著增加，而磷随着聚磷菌的过量摄取也以较

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