长安大学给排水专业英语翻译

1、Unit 1好氧生物降解追溯到上个世纪早期，生物污水处理法的主要目的是(i)去除从城市或工厂点排放的污水中的有机组分和化合物以防止多余溶解氧的消耗，(ii)去除胶体和悬浮性固体来避免污水中固体积聚和有害状况下的产物，(iii)降低释放到污水中的致病有机体的浓度。美国环保署在1972年制定的二级处理管理标准仍有效，该标准主要致力于生化需氧量和悬浮性总固体的去除，并分别要求85%的去除率。大多数的处理应用涉及有机组分和化合物的去除，因为它们在污水中大量存在，有机组分能够被量化表征可生物降解的可溶性的化学需氧量和生化需氧量。过程描述生化需氧量的去除可以通过一些好氧悬浮生长或接触生长处理过程来完成。这

2、两个过程都要求污水和异养有机体有充足的接触时间，足够的氧气和营养。在开始的有机原料摄取阶段，多于半数的被氧化，剩余的作为新的生物量被吸收，可能通过内源呼吸被进一步氧化。对于悬浮生长和接触生长过程，每天多余产生的生物量被去除和处理来维持正常的操作和表现。生物量从处理的出水中通过重力法分离出来，还有更多利用膜分离的近期设计正在被应用。微生物很多种用来去除有机物的微生物体在好氧悬浮生长和接触生长处理工艺中被发现。该过程中被发现的好氧异养菌能够生产导致生物絮体（或为接触生长过程而生的生物膜）形成的菌胶团，它可以从相对低浓度的细菌和悬浮固体的处理液中通过重力沉降法分离。原生动物在好氧生物处理过程中亦扮演

3、着重要的角色。通过消耗游离细菌和胶体颗粒，原生动物帮助出水变得澄清。原生动物比起好氧异养细菌要求更长的固体停留时间，最适宜溶解氧浓度大于1.0mg/l，并且它对毒物很敏感，所以它们的出现对于稳定过程操作是很好的指示剂。由于他们的尺寸，原生动物可以很容易在100-200放大倍数的光学显微镜下被观察到。轮虫也可以被在活性污泥和生物膜中被发现，还有线虫和其他多细胞微生物。这些微生物出现需要较长的生物停留时间，并且他们的重要性还没有得到很好的体现。好氧接触生长过程决定于生物膜厚度。通常比膜接触细菌（真菌，原生动物，轮虫，还可能有环节虫，扁平虫和线虫）的活性污泥有着更为复杂的微生物生态学。取决于过程负荷

4、和环境条件，一些不太好的微生物也可以在活性污泥过程中生长。不太好的微生物导致的主要问题就是污泥膨胀，在污泥膨胀时生物絮体的沉降性能较差。在极端情况下，污泥膨胀会导致出水中高浓度悬浮固体和较差的处理性能。另一个不太好的情况，发泡，与诺卡氏菌和微丝菌两种细菌有关，其含有疏水细胞表面，并且和空气泡表面（它们固定气泡造成发泡的地方）接触。这些有机体可以在活性污泥水体上的泡沫中发现，并有着高浓度。好氧生物氧化的化学计量好氧氧化的化学计量先前已经讨论过但在这里再完整重复一遍。在好氧氧化中，有机物转化被混合细菌菌落执行，通常有如下所示的化学计量。氧化和合成： 内源呼吸：在方程（F1.1）中，COHNS被用来

5、代表污水中的有机物，它作为电子供体，同时氧气作为电子受体。即使内源呼吸方程显示其产生相对简单的终产物和能量，稳定的有机终产物亦被形成。如果所有的细胞（电子供体）被完全氧化，细胞的UBOD或COD等同于细胞VSS浓度的1.42倍。在更长的固体停留时间值下，大部分细胞将会被氧化。醋酸盐（电子供体）的好氧氧化的化学计量可被如下表示。消耗氨将为细胞组织提供氮源，氧气为电子受体，并且反应的fs是0.59。生长动力学有机基质异养氧化的基质利用和生物量增长的速率表示形式基于上面给出的化学计量，之前已经被提出，以下再次重复作为简化参考。上述表达都是饱和形式。正如之前提及到的，这些表达和莫诺提出的生长饱和方程及

6、基质利用的米门方程类似。典型的K和Ks值在20时变化范围分别为从8-12g COD/(g VSS·d)和10-40g bsCOD/m3。Ks值变化取决于bsCOD成分的自然特性和复杂性。对于易生物降解的单一基质，Ks值已被检测到低于1mg bsCOD/L.应用上述基质利用和生物量增长方程产生了一系列包含固体停留时间，食微比和特殊利用率在内的设计参数。除了一些工业废水中的难降解成分外，有机基质的好氧氧化动力学几乎不控制活性污泥法过程中的固体停留时间设计值。为了形成良好的絮体，活性污泥好氧池中的生物量需要足够的时间形成多细胞聚合体和絮体结构。更多的最佳絮凝和澄清过程中的总悬浮固体去除发生

7、在固体停留时间大于2.5-3.5天（20），或3-5天（10）。然而，一些温暖气候地区的污水处理厂在固体停留时间小于1-1.5天的变化范围内操作。多于长时间的固体停留时间（>20天）会导致絮体恶化伴随产生浑浊出水的小絮体颗粒。然而，即使有小絮体颗粒，悬浮固体浓度低于30g/m3的出水仍能实现。固体停留时间在处理厂操作中会经常变化以寻求最佳沉淀条件。环境因素对于含碳物的去除，pH在6.0-9.0之间变化是可以接受的，然而最佳的是中性pH。反应器溶解氧浓度通常为2.0mg/l，当浓度高于0.5mg/l的时候，溶解氧浓度便对降解速率几乎没有影响。对于工业废水，必须注意的是确保足够的营养（氮和磷

8、），它对被处理的bsCOD是有价值的。异养菌比起氨氧化菌或产甲烷菌在BOD去除中能忍受更高浓度的毒物。Unit 2厌氧发酵和氧化厌氧发酵和氧化过程主要被用来污泥处理（图2.1）和高强度有机污染物。然而，稀释污水的应用也已被证明，并且越来越普遍。由于低生物量产量和在形成甲烷过程中能量可以由有机物基质的生物转化恢复，使得厌氧发酵进程占有优势。尽管很多的发酵进程在中温（30到35）进行，任然有越来越的人对单独高温发酵或预中温发酵感兴趣。后者被定义为两相厌氧消化（TPAD），它被典型设定为先是污泥停留时间3到7天，温度50到60的高温相，最后是7到15天的中温相。高温厌氧发酵消化进程被用来杀死病原菌以

9、生产能够无线重复利用的A级生物固体。 在处理高强度工业污水时，由于在节约能量，增加营养物和反应器容量方面的原因，厌氧发酵展现出比好氧进程更高效的选择性。由于出水水质不如好氧处理，厌氧处理通常作为污水进入市政收集系统前的预处理步骤，或者在好氧进程前面。过程描述 污水厌氧氧化涉及三个基础步骤：（i）水解，（ii）发酵（也被称为产酸），（iii）产甲烷。三个步骤以图表的形式在图表2.2中阐述。特殊应用的流程图起点取决于被处理污水的性质。 水解对于大多数发酵过程的第一步中，特殊物质被转化为可溶性化合物，然后被进一步水解为被细菌用来完成发酵的简单单体物质，这叫做水解。对于一些工业污水。发酵可能是厌氧过程

10、的第一步。发酵第二步是发酵（也叫产酸）。在发酵过程中，氨基酸，糖类和脂肪酸被降解，如图2.2.有机基质同时充当电子供体和受体。发酵的主要产物是醋酸盐，氢，二氧化碳，丙酸盐和丁酸盐。丙酸盐和丁酸盐进一步发酵同样产生氢，二氧化碳和醋酸盐。因此，发酵的最终产物（醋酸盐，氢，二氧化碳）是甲烷形成（产甲烷）的前提。自由能的改变与丙酸盐和丁酸盐的转化有关，要求系统中氢在低浓度（H2<10-4atm）,否则反应无法进行。产甲烷第三步，产甲烷，由一组统称为产甲烷菌的生物。甲烷的产生包含两组产甲烷生物。一组称为分解乙酸的产甲烷菌，能把醋酸盐分解为甲烷和二氧化碳。第二组称为利用氢的产甲烷菌，用氢作为电子供体

11、，二氧化碳作为电子受体来生成甲烷。厌氧过程中的细菌叫做产乙酸菌，同样能够利用二氧化碳来氧化氢并且形成乙酸。然而，乙酸将被转化为甲烷，所以这个反应的影响是微小的。如图表2.3所示，厌氧消化产生的甲烷中72%由醋酸盐形成。微生物学 用来水解和发酵的不产甲烷微生物由兼性和专性厌氧菌组成。厌氧消化分离的生物体包括和大肠杆菌。其他生理学上的种群目前包含这些生产的蛋白酶，脂类酶，尿素酶，或纤维素酶。产甲烷的微生物被分类为古生菌，严格专性厌氧。许多厌氧消化中的产甲烷菌类似于这些在反刍动物的胃或在湖河有机沉积物中发现的菌类。微生物的主要种类在中温环境被识别，包括杆菌和球菌。甲烷八叠球菌和甲烷丝菌（也叫甲烷鬓菌

12、）是仅有的能利用醋酸盐生产甲烷和二氧化碳的生物。其他的以二氧化碳作为电子受体氧化氢来生产甲烷，而且利用醋酸盐的产甲烷菌也在高温反应器被发现。一些甲烷八叠球菌在65下受抑制，一些不会。但甲烷丝菌没有表现出受抑制现象。对于利用氢的产甲烷菌在超过60的温度下，甲烷细菌属被发现非常丰富。发酵中的共生关系产甲烷菌和产醋酸菌形成共生关系（互利关系），在这个关系中产甲烷菌将发酵终产物如氢、甲酸盐和醋酸转化为甲烷和二氧化碳。因为产甲烷菌能够维持更多氧化终产物（例如甲酸盐和醋酸）在超低的压强。产醋酸菌和其他厌氧菌通过产甲烷菌对氢产物的利用称为种间氢传递。事实上，产甲烷菌作为氢气的贮存罐让发酵反应进行。如果进程发

13、生混乱或者产甲烷菌对氢产物的利用不够快，丙酸盐和丁酸盐发酵会因为厌氧反应器中挥发性脂肪酸的积累而变慢，并且有可能降低pH。不太好的生物体 厌氧操作中不太好的生物体是硫酸盐还原菌，当污水中硫酸盐的浓度较高时就会成为一个问题。这些生物体能够将硫酸盐还原为硫化物，这在高浓度时对产甲烷菌有毒害作用。硫化物出现高浓度的地方，一个解决的办法就是加定量的铁形成硫化亚铁沉淀。细菌形态多种多样，但有相同特性，能利用硫酸盐作为电子受体，并且根据是否可产生脂肪酸或利用醋酸盐而被分为两类。第一类硫酸盐还原剂能利用多种系列有机化合物作为他们的电子供体，氧化它们为醋酸盐并且还原硫酸盐为硫化物。在厌氧生化操作中发现一种常见

14、种属是脱硫弧菌。第二类硫酸盐还原剂氧化脂肪酸，尤其是醋酸盐来生成二氧化碳，同时还原硫酸盐为硫化物。这类常见的细菌种属是脱硫酸菌。厌氧发酵和氧化的化学计量有限的基质被产甲烷生物利用，其反应被定义为二氧化碳和甲基类型的反应。如下所示，分别包括氧化氢，甲酸，CO，甲醇，甲胺和醋酸盐。分解乙酸的产甲烷菌的反应如方程式2.6所示，醋酸盐被分解形成甲烷和二氧化碳。COD的平衡用来解释发酵中COD的变化。不是用氢气解释COD变化，而是用厌氧反应中生成甲烷来解释COD的减少。与甲烷等价的COD可通过化学计量被确定。甲烷的COD是将甲烷氧化为二氧化碳和水的需氧量。综上所诉，每摩尔甲烷的COD是2，标准状况（0，

15、1atm）下每摩尔甲烷的体积是22.414L，所以甲烷等价的COD转化为厌氧条件下是22.414/64=0.35LCH4/gCOD. Unit 4生物反硝化  硝酸盐生物还原为NO,N2O，和N2被称为反硝化。生物反硝化是生物氮去除的完整的部分，包括了硝化和反硝化。比较于除氨的改变，折点氯化处理和离子交换，生物去除氮通常更经济，使用的更多。生物除氮在废水处理中被使用，在此过程中关注于富营养化而且防止提升地下水中硝态氮的浓度，废水处理厂的出水作为返水和其他回收水应用。过程叙述:  硝酸盐去除的两种模式在生物过程中出现，并且这些被称为同化和异化。同

16、化包括为了在细胞合成利用，硝酸盐还原成氨。当氨氮不能利用以及独立于溶解氧浓度时，同化作用出现，另一方面异化作用或者生物反硝化伴随着呼吸电子运输链，而且硝酸盐或亚硝酸盐为了更多有机或无机电子供体的氧化，作为电子受体使用。  活性污泥反硝化中两个基本的流程图以及反硝化反应速率条件在4.2图中显示。第一个流程图4.2a是MLE过程，是在市政废水处理中生物除氮的最常见的过程。这个过程有跟随在好氧池（发生硝化过程的地方）后的缺氧池。在好氧池中产生的硝酸盐返回到缺氧池。因为进水中的有机基质为使用硝酸盐的氧化还原反应提供电子供体，这个过程称为基质反硝化。再者，因为缺氧在好氧池之前，过程被

17、认为是前缺氧反硝化。  在4.2b显示的第二流程中，反硝化发生在硝化之后，而且电子供体来源于内源呼吸。4.2b显示的过程称为缺氧后反硝化，因为BOD得去除先发生并且不能驱使硝化还原反应。当缺氧后反硝化过程的能量仅仅依赖于内源呼吸，比使用废水BOD的缺氧前反硝化过程有更慢的反应速率。外源碳源（例如甲醇，醋酸）添加到缺氧后过程中，为了硝酸盐的还原去提供足量的BOD和增加反硝化速率。缺氧后过程包括悬浮型和附着型生长系统。在附着型生长颗粒介质过滤过程中，硝酸盐还原出水悬浮固体去除在同一个反应器发生。反硝化缺氧前和缺氧后过程描述了为了硝酸盐还原使用非自养型细菌，但是对于生物除氮的其他

18、方法也存在。在厌氧条件下通过自养细菌以及在好氧条件下通过非自养型硝化细菌，氨能够转化成氮气。这些反应中的微生物在下列微生物部分显示。Littleton寻找了这些自养型反硝化细菌的可能进水或者对于非自养型硝化细菌为了在好氧大规模处理，长SRT，一次性污泥和活性污泥系统中去除氮，但是没有找到重要的活动。然而，新颖的自养型反硝化细菌的使用在过程中已经描述了，为了在液化床反应器中以30-35的温度。液化床反应器在保持相对慢的生长细菌中是有效的。在厌氧条件下，氨根离子被亚硝酸根离子氧化，产生氮气和少量的硝酸盐。大约1.3mol亚硝酸根离子利用1mol氨根离子。一部分浓度的液体肯定被硝化成亚硝酸盐，但是在

19、氮去除中不需要碳源。这个过程称作厌氧氨氧化过程，代表着厌氧铵氧化。在厌氧消化浓缩中，氨氧化成亚硝酸盐在被称作SHARON的过程中发生，这个在厌氧氨氧化过程中使用并且在其中被描述。微生物  大范围的细菌显示着反硝化的能力，但是相似的微生物的能力没有在真菌中发现。细菌反硝化的能力是非自养型和自养型。非自养型微生物包括一下种:无色菌，不动杆菌，芽孢杆菌登。另外，Gayle列出盐杆菌属和甲烷单胞菌，贾单孢杆菌是反硝化菌最常用的和分类广泛的，而且，去使用一大批有机化合物，包括氢，甲烷，碳水化合物，有机酸，乙醇苯和其他的多环芳香烃。这些细菌大多数是兼性好氧有机物，除了利用硝酸盐或亚硝酸

20、盐，还有利用氧的能力，并且在没有硝酸盐或氧时一些也可以发酵。在反硝化期间，其他的能够硝化的自养型细菌作为电子供体利用氧和还原硫化合物。如果有机物碳源显示，有机物能够非均质生长。  氮去除在一定条件下通过非自养型和自养型硝化细菌也能被完成，以及通过与厌氧氨氧化过程有关的特殊细菌完成（这个在20世纪90年代中期发现）。反硝化能够通过非自养型硝化细菌在好氧条件下发生，所以在氨转化成气态的氮产物中，硝化和反硝化作用同时存在。非自养型细菌，泛养副球菌，为了非自养性细菌能量需求（可在好氧条件下通过泛养副球菌在硝酸或亚硝酸还原中获得），已被广泛研究。一种可获得的基质，例如醋酸盐，也被需要

21、。由于碳基质的需求，碳在好氧活性污泥系统中是限制供应的。所以期待非自养性硝化细菌在好氧废水处理系统中不生长。自养性硝化细菌，例如亚硝化单胞菌，当没有溶解氧时，能利用亚硝酸盐氧化氨，并伴随着氮气的产生。当有氧气时，这些细菌用氧气作为电子受体氧化氨。  厌氧条件下随着亚硝酸盐还原的氨氧化，也能在厌氧氨氧化过程中以20以上的温度中发生。在厌氧氨氧化过程中的细菌不同于上述自养型硝化细菌，因为对于氨氧化来说不能利用氧。厌氧氨氧化菌不能被分离且在纯培养物中生长，但是以16S r RNA 提纯分析，通过密度净化过程可得到收获。系统进化树分析法显示这种是在浮霉

22、菌（细菌领域的分割）中的序列用。在厌氧条件下，通过厌氧氨氧化细菌，氨氧化速率显示比亚硝化单胞菌快6-10次。 Unit 5 离子交换离子交换是一个单位过程，过程中给定种类的不可溶材料中的离子被溶液中不同种类的离子替换。这个过程最广泛的应用便是家庭供水的软化，过程中来自阳离子交换树脂材料的钠离子取代了钙离子和镁离子，从而降低了水的硬度。离子交换已经被应用于处理污水中的氮，重金属和可溶性固体。离子交换过程可以在持续模式或分段模式下运行。在分段模式下，待处理的污水将在反应器里搅动树脂直到反应完成。使用后的树脂会通过沉淀将其移除，随后它便会再生并被重新利用。在持续过程中，交换材料被设置在反应床或反应柱

23、群上，待处理的污水会流过它。持续离子交换器通常采用向下流，床柱型。污水在有压条件下进入反应柱顶部，向下流经树脂床，最后在底部被移除。当树脂失去作用，反应柱通过反冲洗移除阻塞的固体，之后再生。离子交换材料天然发现的离子交换材料，广为人知的有沸石，被用于水的软化和铵离子的移除。沸石含有的复合硅铝酸钠中的钠作为可移动的离子，用于水的软化。铵的交换通过使用天然发现的斜发沸石完成。合成硅铝酸盐已经大量生产，但是合成最多的离子交换材料还是树脂和酚的聚合物。五种类型的合成离子交换树脂正被应用。1.强酸阳离子树脂；2.弱酸阳离子树脂；3.强碱阴离子树脂；4.弱碱阴离子树脂；5.重金属选择性螯合树脂。这些树脂特

24、性的总结见下表。多数合成离子交换树脂通过苯乙烯与二乙烯基笨的共聚反应大量生产。苯乙烯作为树脂的基本框架，而二乙烯基苯用来交叉连接聚合物以生产难溶的牢固的树脂。离子交换树脂的重要特性包括交换能力，颗粒大小和稳定性。树脂的交换能力用eq/L或eq/kg(meq/L或meq/g)表示。树脂的颗粒大小考虑到离子交换柱的水力学和离子交换的动力学是非常重要的。大体上，反应速度与颗粒的直径成反比。树脂的稳定性对于树脂的长期工作非常重要。树脂过度的渗透膨胀与缩水，化学降解，在物理压力下的结构改变，这些都是限制它们使用寿命的重要因素。树脂种类特性强酸阳离子树脂强酸树脂反应方式同强酸类似，可以在酸的形式（R-SO

25、3H）和盐的形式（R-SO3Na）下，所有pH范围下高度离子化弱酸阳离子树脂弱酸阳离子交换器有一个弱酸官能团（-COOH）,羧基。这些树脂起作用时如同弱有机酸那样微弱地分裂强碱阳离子树脂强碱阳离子树脂高度电离，它有强碱官能团如（-OH），而且可以被用于所有pH范围下。这种树脂在氢氧化物（OH）的形式下被用于去除水中离子弱碱阳离子树脂弱碱树脂拥有弱碱官能团，电离程度取决于pH重金属选择性螯合树脂螯合树脂如同弱酸阳离子树脂那样其作用，但是它对金属阳离子有高度的选择性，大多数这些树脂的官能团是EDTA，这种树脂钠形式的结构是R-EDTA-NaUnit 6膜过滤技术过滤包括液体中颗粒和胶体物质的分离。

26、在膜过滤中，颗粒大小范围是非溶解性成分（特别是0.0001到1.0um）。正如图6.1所显示的膜的作用是作为一种选择性的屏障，允许某些成分的通过以及让其他成分留在溶液中。为了介绍膜技术和应用，在此章节会介平板有两种形式：绍以下课题：（1）膜处理技术（2）膜分类（3）膜结构（4）膜技术应用（5）电渗析（6）中试装置研究需求（7）高浓度废液的去除，这个将在章节的最后说明。膜处理术语：提到膜处理应用时，会在图6.1中遇到术语。如图6.1和表6.1。通过膜组件的进水作为原料流（或者给水）。通过半渗透膜的液体是渗透（或产液或渗透液），并且含有保留成分的溶液是浓溶液（也是保留物，次品，滞留物，或废液）。已

27、渗透液通过膜的速率作为流量的速度，单位为Kg/（m2.d）或（gal/(ft2.d)）.膜处理分类膜处理包括微过滤（microfiltration,MF）.超滤（ultrafiltration,UF）.纳米过滤（nanofiltration,NF）.反渗透，渗析以及电渗析（ED）。膜处理分为以下几种：（1）膜来自于物质的形成（2）驱使力的本质（3）分离机制（4）所得分离物的公称尺寸。分类的膜处理的每一种方式讲在下列讨论。膜处理的普通特性包括典型的操作范围的表6.2中显示。下列讨论的中心是在压下驱使下的膜处理，电渗析发会单独提到。表6.1膜处理应用表6.2膜处理的普通特性膜材料用于水和废水处理的

28、膜通常的厚度为0.02到0.25um的薄膜组成，是由多孔的100um厚的结构支撑的。大多数商业膜作为平板，好的中空纤维，或以管状的形式生产的。平板有两种形式：不对称的和复和的。不对称膜投产于一种处理过程，由一层非常薄的层（少于1um）和较厚的渗透层（达到100um）组成。渗透层可以支撑并有能力通过高速水流。合成薄膜由醋酸纤维素聚酰胺或其他活跃层（0.150.25um厚）连接于一个较厚的多孔基质（提供稳定性）制作的。膜是由很多有机和非有机物质制成的。用于污水处理的膜通常为有机的。投入使用膜的主要形式有聚丙烯膜，醋酸纤维膜，芳香物聚酰胺，以及合成薄膜（TFC）。膜的选择和系统组成是基于最小化膜阻塞

29、和膜退化，尤其是针对于中试验场的研究。Unit 7吸附吸附是一种在适当的交界面积聚溶液中物质的过程。吸附是一种物质扩散操作，在这个过程中，液相中的组分被转移到固相中。吸附剂在界面上把物质从液相中移除。吸附剂有固相、液相、气相 ，在吸附剂上吸附物积聚。尽管在浮选工艺里吸附通常发生在气-液界面上，但是在这里我们仅仅讨论固-液界面上的吸附。吸附进程过去没有广泛的应用在污水处理中，但是对于处理污水出水高质量的需求，包括降低毒性，它导致了集中检测和活性炭吸附工艺的应用。活性炭污水处理通常被认为是一种使已经被常规生物处理过的水变清澈的工艺。在这个工艺里的炭被用于去除一部分残余的溶解的有机物。这一章的目的是

30、介绍吸附的基础概念并且讨论碳吸附。吸附剂的种类主要的吸附剂种类包括活性炭，人工合成聚合物，以及以硅为基础物的吸附剂，尽管由于高成本，人工合成聚合物和以硅为基础物的吸附剂很少用于污水吸附。因为活性炭常用于高级污水处理应用中，接下来主要讨论活性炭。活性炭的性质，污水处理中颗粒碳和粉末炭的使用，以及炭再生和再活化会在下面讨论。活性炭活性炭的制备首先需要从杏仁、椰子、胡桃壳的有机材料中制备焦炭；其他物质包括木头、骨头和煤也可以使用。焦炭的生产通过在一个曲颈瓶里把基础材料加热到炽热状态（低于700度）去除碳水化合物，但是没有足够的氧去维持燃烧。这个碳化或者说焦炭生产过程的本质是热解过程。焦炭颗粒在800

31、-900度高温下暴露在氧化气体（例如蒸汽和二氧化碳）中被活化。这些气体使焦炭产生一种多孔结构，因而创造了很大的内部表面积。气孔的尺寸如下定义：大孔 >25nm； 中孔 >1nm并且<25nm； 微孔 <1nm表面性质产生的功能由最初使用的材料和准备步骤决定，所以可能有许多变化。活性炭基础材料的种类也会对孔径分配和再生特性产生影响。活化之后被分离或被精制的炭，不同尺寸有不同的吸附能力。两种尺寸分类分别是粉末活性炭(PAC)，典型地有直径小于0.0074mm（200目），和颗粒活性炭(GAC)，直径大于0.1mm(140目)。颗粒活性炭和粉末活性炭的特性总结在表7.1。碳的

32、再生和再活化活性碳的经济应用取决于当达到吸附饱和度时的再生和再活化碳的高效的方法。再生是一个术语被用于描述所有进程，这些进程是恢复使用过的活性炭的吸附能力，不包括再活化，包括(i)化学药品氧化被吸附物质(ii)蒸汽去除被吸附物质(iii)溶剂(iv)生物转换工艺。典型地一些碳的吸附能力（大约4%到10%）也在再生过程中被损耗，取决于被吸附的化合物和使用的再生方法。在一些应用中，再生以后的碳容量基本上保持好几年不变。粉末活性炭使用的一个主要的问题是它的再生方法不是很确定。从再循环固体废料中生产的粉末活性炭的使用或许避免了再生已使用过的碳，或许更加的经济。颗粒活性炭的再活化本质上和从原材料中生产活

33、性炭涉及了相同的工艺。用过的碳在一个炉子里被活化通过氧化被吸附的有机物，从而从碳的表面去除它。在已用过的碳被再活化过程中以下事会发生：(i)碳被加热去除被吸附的有机物质。(ii)在去除被吸附的有机物的过程中，形成一些新的化合物，这些化合物留在碳的表面。(iii)活化的最后一步是当被吸附的物质被烧尽的时候也烧尽新形成的化合物。有效的控制反应进程，再活化后的碳的吸附容量将基本上和原始的碳相同。为了预期的目的，通常会假定在再活化过程中有2%到5%的损失。注意由于误操作通过损耗而发生的大多数碳的损失是很重要的。例如，有一定角度的弯管造成的磨损和影响。使用的抽吸设备的种类也会造成一定量的磨损。通常来说，

34、由于误操作，会假设有4%到8%的损耗。更替的碳必须要能够弥补损耗。吸附的基本原理 正如在图7.1中阐明的，吸附过程可以或多或少的发生在四个步骤上：(i)大量的溶液转移(ii)水膜的扩散转移(iii)孔道转移(iv)吸附（或吸收作用）。大量溶液转移涉及被吸附的有机物质穿过大量的液体到达吸附剂周围的水膜边界，特别是通过碳接触器的对流和分散流。水膜的扩散转移涉及有机物质穿过静置的水膜到达吸附剂孔隙进口。孔隙转移涉及物质穿过孔隙时由于被分子扩散结合穿过孔隙液和（或）沿着吸附剂表面扩散而被吸附。吸附涉及物质的附着，被吸附剂吸附在一个可用的吸附位点上。吸附能发生在吸附剂的外表面和大孔，中孔，微孔以及亚微孔

35、中，但是大孔和中孔的表面积比微孔和亚微孔的小，并且被吸收的物质的量是可以忽略的。吸附力包括： *库仑力 *偶极力 *氢键力Unit 8生物除磷通过生物的方法去除磷就是生物除磷。磷的去除通常就是控制富营养化，因为磷是大多数淡水系统的限制营养物。污水处理厂排出污水限制磷在0.10mg/l到2.0mg/l的范围，这取决于处理厂的位置和回收水的潜在影响。矾和铁盐是最普遍的应用在磷去除的的化学处理技术，但是自从20世纪80年代生物除磷技术在全面的处理厂的进一步发展取得成功。生物除磷的主要优势是减少了化学处理的成本，和化学沉淀相比也减少了污泥产量。过程描述 在生物除磷中，进水中的磷被合成细胞生物量，随后作

36、为剩余污泥被去除。一个反应器构型用来提供比其他细菌更有竞争优势的聚磷菌来吸收磷使自身得到增长。这个被用来去除磷的反应器构型被包含在厌氧池中，有一个0.50到1.0h的值，它在活性污泥厌氧池的前面（图表8.1）.厌氧池用来使回流污泥和进水混合接触。厌氧接触池放在很多不同类型悬浮生长进程的前面，好氧SRT值在2到4天范围内。生物系统中磷的去除基于以下观测:1. 大量细菌能够在它们细胞中以聚磷酸盐的形式贮藏大量的磷。2. 在厌氧条件下，聚磷菌将同化发酵产物（例如挥发性脂肪酸）为细胞内贮藏物质，同时伴随着从贮藏的聚磷酸盐中释放磷。3. 在好氧条件下，通过氧化贮藏物质和细胞增长的聚磷酸盐来产生能量。发生

37、在厌氧和好氧缺氧反应器或区内的一个简化的过程形式如下所诉。在很多磷去除的应用中，缺氧反应池在厌氧反应池后面，领先于好氧反应池。大多数聚磷菌能够用营养物质代替氧气去氧化碳源。一个更加综合的生物化学进程描述。发生在厌氧区的进程 ·正如前面定义的，bsCOD发酵产生的乙酸乙酯被可降解的有机物质溶解，能够很容易的被生物量同化。取决于厌氧区的值，一些胶体和微粒的COD同样被水解和转变为乙酸乙酯，但是和bsCOD的转化相比量很少。·所需能量能够从贮藏的聚磷酸盐中获得，聚磷菌同化乙酸乙酯产生细胞内PHB贮藏物质。一些包含在细胞中的糖原同样被利用。乙酸乙酯被摄取的同时也释放氧磷酸根，镁，钾

38、，钙阳离子。·聚磷酸盐减少的同时聚磷菌中的PHB增加。发生在好氧/缺氧区的进程·贮藏PHB是新陈代谢，为新细胞的生长提供氧化产生的能量和碳源。·一些糖原也由PHB新陈代谢产生。·PHB氧化释放的能量用来形成聚磷酸盐贮藏在细胞中以至于氧磷酸根从溶液中移除并且合成细菌细胞中的聚磷酸盐。由于PHB的利用和新的有着高聚磷酸盐贮藏的生物量，细胞增长同样发生来解释磷的去除。·当部分生物量被浪费，贮藏的磷从生物处理反应器移除到最终处理的排出污泥中。这发生在厌氧和好氧区，以图表的形式表示在图表8.2中。微生物学 磷在通过ATP和聚磷酸盐的细胞转化机制中很重要。

39、在磷的结合中每摩尔ADP转化成ATP要7.4千卡的氧化还原过程中产生的能量。正如细胞利用能量，ATP转化为ADP有磷的释放。在活性污泥处理系统中的普通的异染细菌含有1.5%-2.0%的磷。然而，很多细菌能够将磷贮藏在它们的细胞中形成富有能量的聚磷酸盐，干重含有20%-30%的磷。聚磷酸盐包含在异染颗粒中，细胞中同时含有镁，钙，钾阳离子。在厌氧区，氧磷酸根的浓度能在液体中测出高达40mg/L，相比于进水中浓度是5-8 mg/L.在这个区细菌释放的高浓度的氧磷酸根能作为指示剂。同样在这个区，PHB的含量明显在细菌细胞中发现，但是PHB的浓度在接下来的缺氧和（或）好氧区能够测出和量化在明显的减少。在

40、缺氧和好氧区氧磷酸根从溶液中被摄取，通常导致非常低的浓度。通过生物除磷的调查研究发现，在厌氧条件下乙酸乙酯对于形成PHB非常必要，它给聚磷菌提供一个可竞争的优势。厌氧区在厌氧/好氧处理进程中被认为是一个“选择体”，因为它提供聚磷菌增殖的条件，事实上部分进水bsCOD被聚磷菌消耗代替了其他的异染细菌。因为聚磷菌更喜欢分子量低的发酵产物，没有厌氧区就不会有可获得的食物来源，厌氧区提供进水bsCOD发酵物给乙酸乙酯。由于聚磷酸盐的贮藏能力，聚磷菌有能量在厌氧区同化乙酸乙酯。其他的好氧异染细菌没有这样的机制摄取乙酸乙酯，并且当在厌氧区聚磷菌同化COD的时候他们被饿着。同样可看出聚磷菌在活性污泥中形成稠

41、密的，好的沉降絮体，这是一个额外的优势。在一些反应器中，由于污泥沉降的优势使得厌氧/好氧进程顺序被使用，即使生物除磷没有被要求。应当注意生物除磷系统中剩余污泥的处理。当污泥在厌氧条件时，磷将被释放。当细菌利用聚磷酸盐作为能量来源时，即使没有乙酸乙酯的加入，氧磷酸根也会释放。生物除磷系统中厌氧区接触时间延长后，氧磷酸根的释放也会发生。在那种情况下，释放的磷可能在好氧区被吸收，因为磷的释放和乙酸乙酯的吸收及后来氧化贮存PHB没有关联。在这些条件下释放的氧磷酸根被认为是二次释放，这会导致生物进程中一个低的磷去除率。 化学性生物除磷          基于磷去除机理的描述，在厌氧区对聚磷菌的数量起决定性作用的乙酸乙酯的吸收将会产生，并且通过这个路径磷会被去除。如果明显数量的溶解氧和硝酸根进入厌氧区，乙酸乙酯会在聚磷菌吸收前被耗尽，处理进程将会被抑制。生物除磷不用在被设计作为硝化作用的系统中，（这个系统）不包括进入厌氧区的回流污泥中反硝化所减少的硝酸根