活性污泥法原理与应用

1、1 活性污泥法 一、活性污泥法起源 1.1 1.1 活性污泥法背景活性污泥法背景 u 18 18世纪世纪6060年代欧洲工业革命，年代欧洲工业革命， 工业和城市化快速发展，工业和城市化快速发展， u 大量的工业废水、生活污水未大量的工业废水、生活污水未 经处理直接排入水体，成为当时污染经处理直接排入水体，成为当时污染 最为严重的地区。最为严重的地区。 图1 1858年，伦敦发生“大恶臭 (The Great Stink)”事件 1.2 活性污泥法起源大事记活性污泥法起源大事记 u1865年，英国成立河流污染皇家委员会年，英国成立河流污染皇家委员会 u1898年，成立污水处理皇家委员会，是污水处

2、理技术发展的里年，成立污水处理皇家委员会，是污水处理技术发展的里 程碑事件程碑事件 u1908年，污水处理皇家委员会提出著名的年，污水处理皇家委员会提出著名的“30:20(SS:30mg/L、 BOD:20 mg/L)+ 完全硝化完全硝化”出水标准，出水标准，1912年该标准被采纳，当年该标准被采纳，当 时被视为污水处理工艺发展的巨大挑战。时被视为污水处理工艺发展的巨大挑战。 1.3 活性污泥法发明过程活性污泥法发明过程 第一阶段：认识到氧气对污水净化的作用第一阶段：认识到氧气对污水净化的作用 u1882年，英国的安格斯年，英国的安格斯史密斯博士尝试向污水中鼓入史密斯博士尝试向污水中鼓入空气空

3、气，发，发 现在任何情况下曝气都会使污水现在任何情况下曝气都会使污水腐败延迟腐败延迟，且更易形成硝酸盐氮。，且更易形成硝酸盐氮。 u18911898年，英国人洛可克在著名的劳伦斯试验站，采用年，英国人洛可克在著名的劳伦斯试验站，采用生物生物 滤池滤池对污水进行了类似的曝气研究。对污水进行了类似的曝气研究。 u1897 年，英国曼彻斯特大学吉尔伯特年，英国曼彻斯特大学吉尔伯特福勒教授进行了污水曝气福勒教授进行了污水曝气 试验，产生了试验，产生了清澈的出水清澈的出水；同时也产生了；同时也产生了快速沉淀的颗粒物快速沉淀的颗粒物，但福，但福 勒当时认为这些沉淀物是试验的失败之处。勒当时认为这些沉淀物是

4、试验的失败之处。 l 结论：认识到氧的存在会使污水中的物质得到良好降解，但污水结论：认识到氧的存在会使污水中的物质得到良好降解，但污水 处理效率的提高却收效甚微处理效率的提高却收效甚微。 1.3 活性污泥法发明过程活性污泥法发明过程 第二阶段：认识到活性污泥对污水的净化作用第二阶段：认识到活性污泥对污水的净化作用 u1911年，劳伦斯试验站的首席化学家年，劳伦斯试验站的首席化学家克拉克克拉克(Clark)和和盖奇盖奇(Gage) 进行污水曝气实验，发现随着污水的不断加入和曝气时间的增长，进行污水曝气实验，发现随着污水的不断加入和曝气时间的增长， 池内出现了池内出现了絮状沉淀物絮状沉淀物；并发现

5、当曝气停止后，随着沉淀物排出，并发现当曝气停止后，随着沉淀物排出， 出水开始变清。出水开始变清。-首次发现了絮状沉淀物对污水的净化作用。首次发现了絮状沉淀物对污水的净化作用。 u1913年，英国曼彻斯特戴维汉姆实验室的化学工程师年，英国曼彻斯特戴维汉姆实验室的化学工程师阿登阿登(Arden) 和和洛克洛克(Locket)特进行了曝气实验，在实验室过程中未将絮状物排特进行了曝气实验，在实验室过程中未将絮状物排 出，而是把出，而是把絮状物留存下来继续曝气絮状物留存下来继续曝气，发现污水净化周期从初始的，发现污水净化周期从初始的 3周减少到周减少到24h内。内。 -首次验证了絮状沉淀物对污水的净化作

6、用首次验证了絮状沉淀物对污水的净化作用。 l 阿登在阿登在无需滤池的污水氧化试验无需滤池的污水氧化试验1一文中首次提出一文中首次提出“活性污活性污 泥泥”的概念，对活性污泥的发明具有划时代的意义的概念，对活性污泥的发明具有划时代的意义 6 7 （一）什么是活性污泥？ 由细菌、菌胶团、原生动物、后生动物等微生物群 体及吸附的污水中有机和无机物质组成的、有一定活力 的、具有良好的净化污水功能的絮绒状污泥。 8 一组活性污泥图片 9 （二）曝气池活性污泥的性状 颜色黄褐色、 茶褐色 状态似矾花絮绒颗粒 味道土腥味， 有霉臭味 相对密度 曝气池混合液：1.0021.003 回流污泥：1.0041.00

7、6 粒径0.020.2mm 20100cm2/mL比表面积 1、正常 pH略显酸性 10 （二）活性污泥的性状 供氧不足 或厌氧 黑色 灰白色 供养过多或营养不 足 1、不正常 11 曝气池 12 13 曝气池出水堰 14 曝气池混合液配水进入二沉池 15 1、 栖息着的微生物 （三）活性污泥的组成 大量的细菌真菌原生动物后生动物 除活性微生物外，活性污泥还挟带着来自污水的有机物、无机悬浮物、胶 体物；活性污泥中栖息的微生物以好氧微生物为主，是一个以细菌为主体的群 体，除细菌外,还有酵母菌、放线菌、霉菌以及原生动物和后生动物。 活性污泥中细菌含量一般在107108个/mL；原生动物103个/m

8、L，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。 2、干固体和水分 含水9899 干固体12%MLSS 16 按McKinney的分析： 混合液悬浮固体：MLSS=Ma+Me+Mi+Mii 式中：Ma有活性的微生物； Me微生物自身氧化残留物，即内源代谢残留的微生物 有机体; Mi有机污染物，吸附在污泥上未被降解； Mii无机悬浮固体，吸附在污泥上。 3、 活性污泥的组成： 有活性的微生物存在形态菌胶团： 由细菌分泌的多糖类物质将细菌等包覆成的粘性团块。 17 4、按有机性和无机性成分

9、： MLSS MLVSS: 70% MLNVSS: 30% MLSS混合液悬浮固体浓度，也叫污泥浓度（g/L)， MLVSS混合液挥发性悬浮固体浓度，表示混合液悬浮 固体中有机物含量，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污泥。 MLNVSS灼烧残量，表示无机物含量。 MLVSS: 一般范围为5575， 即MLVSS/MLSS=0.70.8， 18 污泥沉降比：SV （四）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。可反映污泥的沉降性能。 污泥沉淀30min后密度接

10、近最大，故SV可反映沉降性能。 能反映污泥膨胀等异常情况，可控制剩余污泥的排放量。 城市污水正常值为15%30%左右。 简单易行但SV不能确切表示污泥沉降性能。 19 污泥体积指数：SVI(污泥指数、污泥容积指数 曝气池出口处出混合液，经30分钟静沉后，每g干泥所形成的 湿污泥的体积，简称污泥指数，单位为mL/g。 1L混合液沉淀30min的活性污泥体积（mL） SV(mL/L) SVI= = 1升混合液中悬浮固体干重（g） MLSS(g/L) 反映污泥的凝聚、沉降性能。 SVI应在100150（有说70100）。 影响SVI的最重要的因素是微生物群体所在的增殖期。 太高，沉降性能差，可能膨胀

11、； 太低，可能处在内源呼吸期，泥粒细小而紧密，易沉降，活 性差，无机物多。 实际运行中，一般用SV了解SVI，因为曝气池MLSS变化不大。 20 6、污泥龄(SRT)c： 是指微生物平均停留时间，实质上是反应系统内的微生物 全部更新一次所用的时间，在工程上，就是指反应系统内微 生物总量与每日排出的剩余微生物量的比值。以C表示，单 位为d。定义式为 T T C t/(） ）（ X X （X)T 曝气池中活性污泥总质量，kg （X/t)T 每天从系统中排出的活性污泥质量,kg/d 21 （1）含义： 对于一定量的基质，达到一定处理效率所需要的微生 物的量; 对于一定进水浓度的污水（S0）只有合理选

12、择污泥浓度 （X）和恰当的污泥负荷Ls才能达到指定的处理效率； 污泥负荷决定活性污泥的生长阶段； Ls决定活性污泥的凝聚、沉降和系统的处理效率。 【7】 污泥负荷 XV SQ M F L 0 S )( )( 微生物的总量 基质的总投加量 22 指曝气池的单位容积，在单位时间内所能够接受，并将 其降解到某一规定额数的BOD5的质量，即: 式中：Lv容积负荷，kg (BOD5)/(m3d)。 【8】容积负荷 V 0 0 V L QS V V QS L 实际计算: X、 Ls、Lv可查p118表12-1. 对于某些工业污水，试验确定X、 Ls、Lv 污泥负荷法应用方便，但需要一定的经验。 23 二.

13、 活 性 污 泥 法 的 基 本 流 程 24 三、活性污泥降解污水中有机物的过程 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。 25 第 二节 活性污泥法数学模型基础 26 莫诺特（Monod）模式方程式 研究微生物的比生长速率与底物的浓度之间的关系 探讨微生物生长动力学 27 微生物增长速度和微生物本身的浓度、底物浓度之间的关系 是废水生物处理中的一个重要课题。有多种模式反映这一关系。 当前公认

14、的是莫诺特方程式： 式中：S限制微生物增长的底物浓度，mg/L； 微生物比增长速度，即单位生物量的增长速度。 max s S kS K- S Ks S d max Xdt dX 微生物实际增长模型： 其中max为最大比生长速率(T-1); Ks为微生物生长速率为最大比生长速率1/2时的基质浓度(g/L); Kd 为微生物内源衰减速率 微生物实际增长模型（考虑衰亡） 29 在生化反应中，反应速度是指单位时间里底物的减少量、最终产物的增加 量或细胞的增加量。在废水生物处理中，是以单位时间里底物的减少或细胞 的增加来表示生化反应速度。 图中的生化反应可以用下式表示： 即 该式反映了底物减少速率和细胞

15、增长速率之间的关系，是废水生物处理中 研究生化反应过程的一个重要规律。 tytd Xd1 d Sd Sd Xd y PXSzy t y td Sd d Xd 及 式中：反应系数 又称产率系数，mg（生物量）/mg（降解的底物） XK - S) (Ks Y XS d max dt dS 基质降解模型： 其中max为最大比生长速率(T-1); Ks为微生物生长速率为最大比生长速率1/2时的基质浓度(g/L); Kd为微生物内源衰减速率 基质降解速率模型 K - S Ks Y S d max ）（ Xdt dS 31 微生物增长与底物降解的基本关系式 式中： Y产率系数； Kd内源呼吸（或衰减）系数

16、； X 反应器中微生物浓度。 微生物净增长速度； 底物利用（或降解）速度； g ) d d ( t X u ) d d ( t S XK t S Y t X dug ) d d () d d ( 32 在实际工程中, 产率系数（微生物增长系数）Y常以实际测 得的观测产率系数（微生物净增长系数）Yobs代替。故式 从上式得： 式中：为微生物比净增长速度。 上列诸式表达了生物反应处理器内, 微生物的净增长和底物降 解之间的基本关系，亦可称废水微生物处理工程基本数学模式。 XK t S Y t X dug ) d d () d d ( 可改写为： uobsg ) d d () d d ( t S Y

17、 t X d YqK 或 d u g )d/(d )d/(d K X tS Y X tX 同理，从式 得： qY obs /qK- dobsYY 反应器动力学-物料平衡 如何建立物料平衡方程？ 关键步骤： n第一步：确定处理系统的组成 n第二步：必须确定控制单元 n第三步：建立某一种物质组分物料平衡方程 总原则：一个物料方程只能针对一种成分！ 反应器动力学-物料平衡 Q=Qin- Qout + Qp Q - 控制单元内物质累积速率 Qin - 物质流进速率 Qout - 物质流进速率 Qp - 物质产生速率 控制单元内某成分物料平衡总方程： Qin Qout Qp 某控制单元内某组分物料图 间

18、歇反应器动力学模型 Q=Qin- Qout + Qp 其中Qin=0, Qout=0 以反应器中底物降解与微生物生长为例： Qin Qout Qproduce 某控制单元内某组分物料图 Q=Qp l 控制单元内只需考虑控制单元内只需考虑 反应器内部底物的降解和反应器内部底物的降解和 微生物积累，无外源添加微生物积累，无外源添加 或排出。或排出。 间歇反应器污染物降解与微生物增长动力学模型: a a X b)- SK S dt dX max ( 微生物增长模型： l 假设基质利用速率和微生物增长速率均符合Monod模型： 其中qmax为最大比基质利用速率 (g 基质/g 微生物）/T； K为微生

19、物生长速率为最大比生长速率1/2时的基质浓度(g/L)； Xa 为微生物浓度(g/L) a max X SK Sq dt dS 底物降解模型： 其中max为最大比生长速率(T-1); K为微生物生长速率为最大比生长速率1/2时的基质浓度(g/L); b 为微生物内源衰减速率 非稳态 间歇反应器动力学模型 l 从底物S降解和微生物Xa增长方程，可以看出两者均随 时间t变化，同时又相互依赖 a max X SK Sq dt dS a a X b)- SK S dt dX max ( l 由于Monod 方程为非线性方向, 无法得到底物S或微生X 与反应t分析解 底物降解： 微生物增长： 间歇反应器

20、底物降解动力学模型求解： l 引入参数Y，即微生物细胞合成实际产率(消耗单位底物可合成 的微生物量) max max q Y l 假设条件：微生物衰亡速率忽略（b=0）,在微生物指数生长期这一 假设是合适的。可得出任何时刻微生物浓度Xa: Xa=Xa0+Y(S0-S) 代入到底物降方程中，可得到间歇反应器中底物降解方程： )( 0 0 SSYX SK Sq dt dS a max a max X SK Sq dt dS 0 0 0 0 0 0 0 0 0 max 1 )( 11 a a a a a LnX YS SX Ln YSX K YSYSXLn YYSX K q t 根据边界条件(S(0

21、)=S0;Xa(0)=Xa0)，可得出污水间歇处理系统中 反应时间t-底物浓度S函数关系图（S-t关系太过复杂） l 污水间歇处理系统中，初始微生物接种浓度 Xa0对微生物 生长和底物降解影响显著 l 接种污泥初始浓度过低，可显著增加污水净化所需时间， 从而增大整个反应器体积和造价 间歇反应器底物降解动力学模型求解： 40 第三节 活性污泥法的发展 活性污泥法典型工艺组成 典型好氧活性污泥法处理工艺流程典型好氧活性污泥法处理工艺流程 工艺主要组成部分及功能 l1 1、生化反应池、生化反应池: :通过生化池中的微生物群落（活性污泥）多通过生化池中的微生物群落（活性污泥）多 种物理（吸附、络合、沉

22、淀）或生长代谢（主要化能异养、种物理（吸附、络合、沉淀）或生长代谢（主要化能异养、 化能自养），实现废水中有机物降解去除。化能自养），实现废水中有机物降解去除。 l2 2、供气或曝气系统、供气或曝气系统: :由曝气风机或曝气器为微生物呼吸作用由曝气风机或曝气器为微生物呼吸作用 提供足够的溶解氧，是整个工艺的主要能耗部分。提供足够的溶解氧，是整个工艺的主要能耗部分。 l3 3、沉淀、沉淀/ /回流系统回流系统: 1: 1）进行泥水分离，保证出水水质；）进行泥水分离，保证出水水质；2 2） 保证回流污泥，维持曝气池内的污泥浓度。保证回流污泥，维持曝气池内的污泥浓度。 43 封闭环流 式 序批式 曝

23、气池的四种池型 推流式 曝气池 完全混合 式曝气池 活性污泥法曝气反应池的基本形式 其他曝气池基本上是这四种池型的组合 或变形 44 1、推流式曝气池 推流式曝气池的长宽比一般为510； 进水方式不限；出水用溢流堰。 1.平面布置 推流式曝气池的池宽和有效水深之比一般为12。 2.横断面布置 水流：推流型 底物浓度分布：进口最高，沿池长逐渐降低，出口端最低。 理想推流：横断面上浓度均匀，纵向无掺混 45 根 据 横 断 面 上 的 水 流 情 况 ， 可 分 为 46 推流式曝气池 47 推流式曝气池 48 2.完全混合曝气池 池 形 根据和沉淀池的关系 圆 形 方 形 矩 形 分建式 合建式

24、 49 50 污水与回流污泥在进入曝气池后，立即与池中的 混合液完全混合 池中微生物的种类和浓度、底物浓度需氧速率各 点相同与推流式不同； 对冲击负荷有较强的适应能力； 出水水质不及传统法。 完全混合法的特征 完 全 混 合 法 51 曝 气 池 的 三 种 池 型 52 机械曝气完全混合曝气池 53 鼓风曝气完全混合曝气池 54 局部完全混合推流式曝气池 55 3.封闭环流式反应池 56 4.序批式反应池（SBR） 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

25、的。 57 (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。 序批式活性污泥法（SBR法） SBR工艺与连续流活性污泥 工艺相比的优点 58 (1)容积利用率低； (2)水头损失大； (3)出水不连续； (4)峰值需

26、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。 序批式活性污泥法（SBR法） SBR工艺的缺点 59 传统活性污泥法 渐 减 曝 气 分 步 曝 气 完全混合法 浅 层 曝 气 深 层 曝 气 高负荷曝气或变形曝气 克 劳 斯 法 延 时 曝 气 接触稳定法 氧 化 沟 纯 氧 曝 气 活性污泥生物滤池（ABF工艺） 吸附生物降解工艺（AB法） 序批式活性污泥法（SBR法） 二、活性污泥法的发展和演变 有机物去除和 氨氮硝化 60 一般采用35条廊道。 充氧设备沿池长均匀分布。 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。 前半段氧远远不够，后

27、半段供氧量超过需要，而 充氧设备沿池长均匀分布。 易受冲击负荷的影响，适应水质水量变化的能力 差：污泥进入池后不能立即与混合液充分混合。 1、传统推流式 61 62 2、渐 减 曝 气： 特征： 充氧设备沿池长布置与需氧量 匹配。 节能 63 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，使布气 沿程变化，而总的空气量不变，这样可以提高处理 效率。 渐 减 曝 气 64 特征:把入流的一部分从池端引入到池的中部分点进水。 优点： 均衡了污染负荷和需氧率 提高了耐冲击负荷的能力 3、阶

28、段曝气（分步曝气） 阶段曝气示意图 65 部分污水厂只需要部分处理，因此产生了高负 荷曝气法。 曝气池构造与传统推流式相同。 曝气时间比较短，约为1.53h，BOD5处理效 率仅约70%75左右。 活性污泥处于旺盛生长期。 4.高负荷曝气（改良曝气） 66 延时曝气的特点： 曝气时间很长，达24h甚至更长，MLSS较高，达到3000 6000mg/L； 活性污泥在时间和空间上部分处于内源呼吸状态， 剩余污泥主要是一些难于生物降解的微生物内源代谢残留 物，少而稳定，无需消化，可直接排放； 适用于污水量很小的场合，近年来，国内小型污水处理系 统多有使用。 耐冲击负荷，无需初沉池， 缺点：池体积大，

29、基建费运行费高 5、延 时 曝 气 67 68 6.接 触 稳 定 法（吸附再生法） 混合液曝气过程中第一阶段BOD5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。 69 直接用于原污水的处理比用于初沉池的出流处理效果好； 可省去初沉池；此方法接触时间短，氨氮难硝化，不适于 处理溶解性有机污染物废水，剩余污泥量多。 接触稳定法 混合液的曝气完成了吸附作用，回流污泥的曝气完成了污泥再生。 回流污泥的曝 气使污泥再生 曝气的同时吸 附 70 7.吸附生物降解工艺（AB法） 71 特征： u分为预处理段、A级和B级三段，无初沉池

30、 uA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，3060min，B级停留时间24h。 u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。 u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。 7.吸附生物降解工艺（AB法） 72 8. 完 全 混 合 法 长条形池子的完全混合法：在分步曝气的基础上，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。 73 74 （1）池液中各个部分的微生物种类和数量基本相同， 生活

31、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 75 9.深 层 曝 气 深井曝气法处理流程 深井曝气池简图 76 一般深层曝气池直径约16m，水深约1020m。但深井曝 气法深度可达150300m，节省了用地面积。 在深井中可利用空气作为动力，促使液流循环。 深井曝气法中，活性污泥经受压力变化较大，实践表明这时 微生物的活性和

32、代谢能力并无异常变化，但合成和能量分配有 一定的变化。 深井曝气池内，气液紊流大，液膜更新快，促使KLa值增大， 同时气液接触时间延长，溶解氧的饱和度也随深度的增加而增 加。 需解决的问题：当井壁腐蚀或受损时，污水可能会通过井壁 渗透，污染地下水。 深 层 曝 气 普通曝气池经济深度：5 6m，占地面积大。 77 纯氧代替空气，可 以提高生物处理的速 度。纯氧曝气池的构 造见右图。 10.纯氧曝气 缺点：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，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， 污泥的沉淀性也好。纯氧曝气并没有改变

33、活性污泥或微生 物的性质，但使微生物充分发挥了作用。 78 79 u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。 u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0.30.6m/s，使活性污泥呈悬浮状态。5 15min 完成一次循环。 u廊道水流呈推流式，但总体接近完全混合反应器 12. 氧 化 沟 80 81 13.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年派斯维尔（Pasveer）的研究：氧在10静止水中的 传递特征，

34、如下图所示。 82 浅 层 曝 气 扩散器的深度以在水面以下0.60.8m范围为宜，可以节省动 力费用，动力效率可达1.82.6kg（O2） / kWh。 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1/41/6左右，约10kPa，故电耗略有下降。 曝气池水深一般34m，深宽比1.01.3，气量比3040m3/ （m3 H2O.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。 83 14.活性污泥生物滤池（ABF工艺） 上图为ABF的流程，在通常的活性污泥过程之前设置一个 塔式滤池，它同曝气池可以是串联或并联的。

35、 84 塔式滤池滤料表面附着很多的活性污泥，因此滤料的材 质和构造不同于一般生物滤池。 滤池也可以看作采用表面曝气特殊形式的曝气池，塔是 一外置的强烈充氧器。因而ABF可以认为是一种复合式活 性污泥法。 活性污泥生物滤池（ABF工艺） 85 15.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。 86 (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

36、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。 序批式活性污泥法（SBR法） SBR工艺与连续流活性污泥 工艺相比的优点 87 (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。 序批式活性污泥法（SBR法） SBR工艺的缺点 88 第四节 气体

37、传递原理和曝设备 89 活性污泥法的三个要素构成 活性污泥：引起吸附和氧化分解作用； 有机物：是处理对象，也是微生物的食料； 溶解氧：没有充足的溶解氧，好氧微生物既不能生 存，也不能发挥氧化分解作用。 90 一、气体传递原理 双膜理论 认为在气液界面存在着 二层做层流流动的膜：气 膜和液膜。 传质阻力仅存于这两层 膜。气液界面达到平衡态， 无阻力。 传质推动力 气膜：氧分压差 液膜：氧浓度差 氧的传质阻力主要在液 膜上，故液膜内的氧的传 质是控制步骤。 91 在废水生物处理系统中，氧的传递速率可用下式表示： 式中：dM/dt氧传递率；M氧的质量； D 液膜中氧的扩散系数； A 气液接触面的面积

38、； cs 氧在溶液中的饱和浓度； c 溶液中溶解氧的浓度。 而dM=Vdc，V为液相主体体积，则上式可改写成： )( d d L s cc DA t M )( d d sL cc V A K t c 为液膜中氧分子的传质系数。 L D K L V A KK L La 表示氧分子的总传质系数。 t c d d 为氧转移速率液相中溶解氧浓度变化速 率 氧传递率：单位时间通 过气液界面的氧的质量 L D K L V A KK L La 92 由此上式变为： 将上式进行积分，可求得总的传质系数： KLa值受污水水质的影响，把用于清水测出的值用于污水， 要采用修正系数，同样清水的cs值要用于污水要乘以系

39、数， 因而上式变为： 式中： )( d dc sLa ccK t )( )( )( )( s s La La 清水 污水 清水 污水 c c K K c1，c2t1，t2时溶液中 氧的浓度。 c)(cK dt dc sLa 1S 2S 12 La lg 1 3 . 2 cc cc tt K 93 V AD V A KK L L La )( d d sLa ccK t c 94 二、氧气转移影响因素 （1）污水水质 污水中的杂质对氧气的转移以及溶解度有一 定影响，如表面活性物质会形成一层膜，增加楚 地阻力所以引入小于1的修正系数，则有： )( d dc sLa ccK t 95 （2）水温 水温

40、上升，水的粘度降低，液膜厚度减小，Kla 值增高； 氧气在水中的溶解度随温度上升而降低。 温度对氧气转移有二种相反的影响，但不能 相互抵消， 总体上，低温有利于氧气的转移。总体上，低温有利于氧气的转移。 96 97 曝气的作用与曝气方式 曝气方式： 1.鼓风曝气系统 2.机械曝气装置：纵轴表面曝气机、横轴表面曝气器 3.鼓风+机械曝气系统 4.其他：富氧曝气、纯氧曝气 98 99 微孔曝气设备 100 微孔曝气盘 101 微孔曝气管 102 微孔曝气管 103 微孔曝气设备测试 104 微孔曝气设备安装 105 微孔曝气设备的运行状况 106 可变微孔曝气器安装 107 108 机械曝气：表面

41、曝气机 109 机械曝气：表面曝气机 曝气的效率取决于： 曝气机的性能 曝气池的池形 倒伞形平板形泵 形 这类曝气机的转动轴与水 面平行,主要用于氧化沟 。 竖式曝气机卧式曝气刷 110 曝气转刷 111 112 测试中的曝气转碟 113 第五节 去除有机污染物的活性污 泥法过程设计 114 活性污泥系统工艺设计 主要设计内容：根据进出水质的要求确定以下内容 （1） 工艺流程选择； （2） 曝气池容积和构筑物尺寸的确定； （3）二沉池澄清区、污泥区的工艺设计； （4） 供氧系统设计：供氧量、曝气设备选择； （5）污泥回流设备设计：剩余污泥量。 主要依据：水质水量资料 生活污水或生活污水为主的城

42、市污水：成熟设计经验 工业废水：试验研究设计参数 115 污泥泥龄法 一、曝气池容积的设计计算：纯经验方法 有机物负荷法 由于当前两种形式的曝气池实际效果差不多，因而完 全混合的计算模式也可用于推流式曝气池的计算。 116 有机物负荷的两种表示方法 活性污泥负荷LS（简 称污泥负荷） 曝气区容积负荷LV （简称容积负荷） 117 118 定义：指单位质量活性污泥（干重）在单位时间内所 能够接受，并将其降解到某一规定额数的BOD5量，即: 式中：Ls污泥负荷率,kg BOD5/（kgMLVSSd）; Q与曝气时间相当的平均进水流量，m3/d； S0曝气池进水的平均BOD5值，mg/L； X曝气池

43、中的污泥浓度，MLSS或MLVSS，mg/L 1) 污泥负荷（污泥负荷率） XV SQ M F L 0 S )( )( 微生物的总量 基质的总投加量 119 （1）含义： 对于一定量的基质，达到一定处理效率所需要的微生 物的量; 对于一定进水浓度的污水（S0）只有合理选择污泥浓度 （X）和恰当的污泥负荷Ls才能达到指定的处理效率； 污泥负荷决定活性污泥的生长阶段； Ls决定活性污泥的凝聚、沉降和系统的处理效率。 【1】 污泥负荷 XV SQ M F L 0 S )( )( 微生物的总量 基质的总投加量 120 (2) 曝气池容积计算 XV SQ M F L 0 S )( )( 微生物的总量 基

44、质的总投加量 XL SSQ V S e0 ）（ 由Ls的定义式 按室外排水规范的规定 式中： Se曝气池出水的平均BOD5值，mg/L； X曝气池中的污泥浓度，MLSS或MLVSS，mg/L 121 指曝气池的单位容积，在单位时间内所能够接受，并将 其降解到某一规定额数的BOD5的质量，即: 式中：Lv容积负荷，kg (BOD5)/(m3d)。 【2】容积负荷 V 0 0 V L QS V V QS L 实际计算: 对于某些工业污水，试验确定X、 Ls、Lv 污泥负荷法应用方便，但需要一定的经验。 第七节 活性污泥法 系统 设计方法的深化 122 水质特征的表征 1、污水中C成分分析 2、污水

45、中N的组成 3、污水中固体颗粒组成 活性污泥法模型 123 124 第九节 活性污泥法系统设计、 运行与管理 125 l水力负荷 l有机负荷 l微生物浓度 l曝气时间 l微生物平均停留时间 （MCRT） l氧传递速率 l回流污泥浓度 l污泥回流比 l曝气池的构造 lpH和碱度 l溶解氧浓度 l污泥膨胀及其控制 126 流向污水厂 的流量变化 一、水 力 负 荷 一天内的流量变化 随季节的流量变化 雨水造成的流量变化 泵的选择不当造成的 流量变化 127 水力负荷的变化影响活性污泥法系统的曝气池和 二次沉淀池。 当流量增大时，污水在曝气池内的停留时间缩短， 影响出水质量，同时影响曝气池的水位。若

46、为机械 表面曝气机，由于水面的变化，它的运行就变得不 稳定。 对二次沉淀池造成水力冲击影响。 一、水 力 负 荷 128 二、有机负荷率N 污泥负荷率N和MLSS的设计值采用得大一些，曝气池所需 的体积可以小一些。 但出水水质要降低，而且使剩余污泥量增多，增加了污泥 处置的费用和困难，同时，整个处理系统较不耐冲击，造 成运行中的困难。 为避免剩余污泥处置上的困难和保持污水处理系统的稳定 可靠，可以采用低的污泥负荷率（0.1），把曝气池建得 很大，这就是延时曝气法。 曝气区容积的计算，设计中要考虑的主要问题是如何确定 污泥负荷率N和MLSS的设计值。 129 三、微生物浓度 在设计中采用高的ML

47、SS并不能提高效益，原因如下： 其一，污泥量并不就是微生物的活细胞量。曝气池污 泥量的增加意味着泥龄的增加，泥龄的增加就使污泥中 活细胞的比例减小。 其二，过高的微生物浓度使污泥在后续的沉淀池中难 以沉淀，影响出水水质。 其三，曝气池污泥的增加，就要求曝气池中有更高的 氧传递速率，否则，微生物就受到抑制，处理效率降低。 采用一定的曝气设备系统，实际上只能够采用相应的污 泥浓度，MLSS的提高是有限度的。 130 四、曝 气 时 间 在通常情况下，城市污水的最短曝气时间为3h，这与 满足曝气池需氧速率有关。 当曝气池做得较小时，曝气设备是按系统的负荷峰值 控制设计的。这样，在非高峰时间，供氧量过

48、大，造成浪 费，设备的能力不能得到充分利用。 若曝气池做得大些，可降低需氧速率，同时由于负荷率 的降低，曝气设备可以减小，曝气设备的利用率得到提高。 131 五、微生物平均停留时间(MCRT)(又称泥龄) 每日排放的剩余污泥量 工作着的活性污泥总量 微生物平均停留时间 微生物平均停留时间至少等于水力停留时间，此时，曝 气池内的微生物浓度很低，大部分微生物是充分分散的。 微生物的停留时间应足够长，促使微生物能很好地絮凝， 以便重力分离，但不能过长，过长反而会使絮凝条件变差。 微生物平均停留时间还有助于说明活性污泥中微生物的 组成。世代时间长于微生物平均停留时间的那些微生物几乎 不可能在该活性污泥

49、中繁殖。 132 六、氧 传 递 速 率 氧传递速率要考虑二个过程 要提高氧的传递速率 氧传递到水中氧真正传递到微生物的膜表面 必须有充足的氧量 必须使混合液中的悬浮固体保持悬浮状态和紊动条件 133 七、回流污泥浓度 回流污泥浓度是活性污泥沉降 特性和回流污泥回流速率的函数。 按右图进行物料衡算，可推得 下列关系式： 式中：X曝气池中的MLSS,mg/L; XR回流污泥的悬浮固体浓度,mg/L; R污泥回流比。 根据上式可知，曝气池中的MLSS不可能高于回流污泥浓度， 两者愈接近，回流比愈大。限制MLSS值的主要因素是回流污泥 的浓度。 R R () 1 RQXQRQ X R XX R 13

50、4 衡量活性污泥的沉降浓缩特性的指标，它是指曝气池混合液 沉淀30min后，每单位质量干泥形成的湿泥的体积，常用单位 是mL/g。 （1）在曝气池出口处取混合液试样； （2）测定MLSS（g/L）； （3）把试样放在一个1000mL的量筒中沉淀30min，读出活 性污泥的体积（mL）； （4）按下式计算： 活性污泥体积指数SVI )g/L(MLSS )mL/L( SVI 活性污泥体积 SVI的测定 七、回流污泥浓度 135 八、污泥回流率 高的污泥回流率增大了进入沉淀池的污泥流量，增加了 二沉池的负荷，缩短了沉淀池的沉淀时间，降低了沉淀效 率，使未被沉淀的固体随出流带走。 活性污泥回流率的设计

51、应有弹性，并应操作在可能的最 低流量。这为沉淀池提供了最大稳定性。 136 九、曝气池的构造 推流式曝气池 完全混合 式曝气池 示踪剂的研究表明：推流式曝气池的 纵向混合很严重 氧消耗率的数据表明：氧的传递受到 限制 处理量小时，只配有一个机械曝气机， 很容易围绕曝气机形成混合区 处理量大时，曝气池也相应增大，曝 气池不是充分完全混合的 137 十、pH和碱度 活性污泥pH通常为6.58.5。 pH之所以能保持在这个范围，是由于污水中的蛋白质代 谢后产生碳酸铵碱度和从天然水中带来的碱度所致。 工业污水中经常缺少蛋白质，因而产生pH过低的问题。 工业废水中的有机酸通常在进入曝气池前进行中和。 生

52、活污水中有足够的碱度使pH保持在较好的水平。 138 十一、溶解氧浓度 通常溶解氧浓度不是一个关键因素，除非溶解氧浓度跌 落到接近于零。只要细菌能获得所需要的溶解氧来进行代 谢，其代谢速率就不受溶解氧的影响。 一般认为混合液中溶解氧浓度应保持在0.52mg/L，以 保证活性污泥系统的正常运行。 过分的曝气使氧浓度得到提高，但由于紊动过于剧烈，导 致絮状体破裂，使出水浊度升高。 特别是对于好氧速度不快而泥龄偏长的系统，强烈混合使 破碎的絮状体不能很好地再凝聚。 139 十二、污泥膨胀及其控制 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

53、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 140 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。 141 丝 状 菌 性 膨 胀 的 主 要 因 素 污水水质 运行条件 工艺方法 污水水质是造成污泥膨胀的 最主要因素。 含溶

54、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。 水温低于15时，一般不会发 生膨胀。 pH低时，容易产生膨胀。 142 丝 状 菌 性 膨 胀 的 主 要 因 素 污水水质 运行条件 工艺方法 污泥负荷对污泥膨胀在一 定条件下有一定的影响，但两 者无必然的联系。 溶解氧浓度并不一定影响 污泥的膨胀。 143 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。 间歇运行的曝气池最不容 易发生污泥膨胀。 不设初次沉淀池的活性污 泥法，不容易发生污泥膨

55、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。 射流曝气的供氧方式可以 有效地克制浮游球衣细菌引 起的污泥膨胀。 144 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。 145 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