同济环工水控教案

第九章污水水质与污水出路国际通用三大类指标：物理性指标、化学性指标、生物性指标(一)生化需氧量(BOD)biologicaloxygendemand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(以物氧化需要20~100d完成。实际中，常以5d作为测定生化需氧量的标准时间，称5日生化需氧量式中：K—反应速率常数，d-1从而求得经t时间反应消耗的溶解氧BODt为：②反应速度常数k与温度的关系利用阿累尼乌斯经验公式可求得：K(t)=k(20)θ(T-20)式中：K(t)—T℃时反应速率常数，d-1k(20)—20℃时反应速率常数，d-1(二)化学需氧量(COD)chemicaloxygendemand用化学方法氧化水中有机物过程中所消耗的氧化剂量折合成的氧量(0)酸性条件下，硫酸银作为催化剂，氧化性最强。废水中无机的还原性物质同样被氧化。如果废水中有机物的组成相对稳定，则化学需氧量和生化需氧量之间应有一定的比例关系：生活污水通常在0.4~0.5。当前测定COD常用的方法有：剂，加入水样，加热回流两小时，然后将重铬酸钾的消耗量折算成每升水样耗氧的毫克数。此法氧化程度高，用于污染严重的水和工业废水的测定。煮沸10分钟(水浴为30分钟),然后将高锰酸钾的消耗量折算成每升水样耗氧的毫克数。此法用于较清洁的水样。测试时间代表性耗时短2小时时间长5天缺点：完成全部检验需时5天，对于指导生产实践不够迅速、及时，且毒(三)总有机碳(TOC)和总需氧量(TOD)TOC:totalorganismcarbon在950℃高温下，以铂作为催化剂，使水样TOD:totaloxygendemand在900~950℃高温下，将污水中能被氧化的物质(主要是有机物，包括难分解的有机物及部分无机还原物质),燃烧氧化成稳(四)油类污染物(五)酚类污染物标准0.5mg/L)。(六)无机物性质指标pH和碱度：一般要求处理后污水的pH在6～9之间。当天然水体遭受酸碱(七)含氮化合物(八)含磷化合物生物性指标饮用水：<3个/L城市排水：<10000个/L游泳池：<1000个/L第二节污染物在水体环境中的迁移与转化水体的自净作用河流的自净作用是指河水中的污染物质在河水向下游流动中浓度自然降低的现象。1.根据净化机制分为三类物理净化：稀释、扩散、沉淀化学净化：氧化、还原、分解生物净化：水中微生物对有机物的氧化分解作用2.污水排入河流的混合过程竖向混合阶段：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。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。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再变化，非持久性污染物浓度将不断减少。3.持久污染物的稀释扩散当持久性污染物随污水稳态排入河流后，经过混合过程达到充分混合阶段时，污染物浓度可由质量守恒原理得出河流完全混合模式：式中：p——排放口下游河水的污染物浓度；4.非持久性污染物的稀释扩散和降解河断面达到充分混合后，污染物浓度受到纵向分散作用和污染物的自身分解作用不断减小。根据质量守恒原理，其变化过程可用下式描述：式中：u——河水流速；x——初始点至下游x断面处的距离；Mx——纵向分散系数；K——污染物分解速度常数；p0——初始点的污染物浓度；p——x断面处的污染物浓度。5.水体污染与恢复水体受到污染后，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，称氧垂曲线。有机物降解：氧垂曲线的求解：35、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：求解得某点的亏氧量：某点的溶解氧①氧垂曲线反映：废水排入河流后溶解氧的变化，表示河流的自净过程；最缺氧点的位置及其溶解氧含量②溶解氧的来源：原有水中的氧；大气复氧；水生植物光合作用。③氧的消耗：有机物的生物氧化；硝化作用；水底沉泥的分解；水生6.污染物在不同水体中的迁移转化规律1.污水的最终出路：排放水体工农业利用处理后回用二、废水处理的分级和处理程度去除率为70%-80%,BOD去除率为25%-40%,废水净化程度不高。去除率为80%-90%混合系数取a=0.75,计算此生产废水排入河道前，C—废水排放口上游河水中的挥发酚浓度mg/LC一水体中挥发酚最大容许浓度mg/LC=(0.75×5+0.028)×0.01-0.75×5×0.005/0.028=0.68E=(C-C)/C×100%=(200-0.5)/2第一节格栅和筛网格栅由一组(或多组)相平行的金属栅条与框架组成，倾斜安装在进水的栅渣的含水率约为80%,密度约为960kg/m3。二、格栅的清渣方法设计面积应采用较大的安全系数，一般不小于进水渠道面积的2倍，以免过水面积一般应不小于进水管渠的有效面积的1.2倍。齿耙式格栅除污机GL型格栅除污机阶梯式细格栅曝气沉砂池前细格栅格栅的液位差自动控制格栅栅条断面形状：圆形、矩形、方形圆形的水力条件较方形好，但刚度较差。目前多采用断面形状为矩形的栅条四、格栅的设计与计算通过格栅的水头损失h2的计算：式中：h0——计算水头损失，m;v——污水流经格栅的速度，m/s;ξ——阻力系数，其值与栅条断面的几何形状有关；k——考虑到格栅受污染物堵塞后阻力增大的系数，可用式：k=3.36v-1.32求定，一般采用k=3。格栅的建筑尺寸1.格栅的间隙数量n格栅的建筑宽度b式中：b——格栅的建筑宽度；s——栅条宽度，m。3.栅后槽的总高度h总：2.格栅的总建筑长度L3.每日栅渣量W作用：用于废水处理或短小纤维的回收形式：振动筛网、水力筛网格栅、筛网截留的污染物的处置方法：填埋、焚烧(820℃以上)、堆肥、将栅渣粉碎后再返回废水中，作为可沉固体进入初沉池第二节沉淀的基础理论沉淀法是利用水中悬浮颗粒的可沉降性能，在重力作用下产生下沉作用，以达到固液分离的一种过程。一、沉淀处理工艺的四种用法沉砂池：用以去除污水中的无机易沉物。初次沉淀池：较经济地去除，减轻后续生物处理构筑物的有机负荷。二次沉淀池：用来分离生物处理工艺中产生的生物膜、活性污泥等，使处理后的水得以澄清。污泥浓缩池：将来自初沉池及二沉池的污泥进一步浓缩，以减小体积，降低后续构筑物的尺寸及处理费用等。二、根据水中悬浮颗粒的凝聚性能和浓度，沉淀可分成四种类型：1.自由沉淀：悬浮颗粒浓度不高；沉淀过程中悬浮固体之间互不干扰，颗2.絮凝沉淀：悬浮颗粒浓度不高；沉淀过程中悬浮颗粒之间有互相絮凝作用，颗粒因相互聚集增大而加快沉降，沉淀轨迹呈曲线。沉淀过程中，颗粒的质量、形状、沉速是变化的。化学絮凝沉淀属于这种类型。3.区域沉淀或成层沉淀：悬浮颗粒浓度较高(5000mg/L以上);颗粒的沉降受到周围其他颗粒的影响，颗粒间相对位置保持不变，形成一个整体共同下沉，与澄清水之间有清晰的泥水界面。二次沉淀池与污泥浓缩池中发生。4.压缩沉淀：悬浮颗粒浓度很高；颗粒相互之间已挤压成团状结构，互相接触，互相支撑，下层颗粒间的水在上层颗粒的重力作用下被挤出，使污泥得到浓缩。二沉池污泥斗中及浓缩池中污泥的浓缩过程存在压缩沉淀。三、自由沉淀及其理论基础分析的假定：颗粒为球形沉淀过程中颗粒的大小、形状、质量等不变颗粒只在重力作用下沉淀，不受器壁和其他颗粒影响静水中悬浮颗粒开始沉淀时，因受重力作用产生加速运动，经过很短的时间后，颗粒的重力与水对其产生的阻力平衡时，颗粒即等速下沉悬浮颗粒在水中的受力：重力、浮力重力大于浮力时，下沉；重力等于浮力时，相对静止；重力小于浮力时，上浮。四、悬浮颗粒在水中的受力分析1.悬浮颗粒在水中受到的力FgFg是促使沉淀的作用力，是颗粒的重力与水的浮力之差：式中：Fg——水中颗粒受到的作用力；Ps——颗粒的密度；PL——水的密度；8——重力加速度。2.水对自由颗粒的阻力五、球状颗粒自由沉淀的沉速公式当颗粒所受外力平衡时，F=F即,因得球状颗粒自由沉淀的沉速公式：34、阻力系数λ′与雷诺数(Re)有关λ′=f(Re)从流体力学可知，雷诺数可用下式表示：d---水流的特征尺寸，这里为球状自由颗粒的直径，cm“s—颗粒沉速--水的运动粘度cm2/s,=/PL(:水的动力粘滞度g/cm秒)当颗粒粒径较小、沉速小、颗粒沉降过程中其周围的绕流速度亦小时，颗粒主要受水的黏滞阻力作用，惯性力可以忽略不计，颗粒运动是处于层流状态。在层流状态下，λ′=24/Re,带入式中，整理得自由颗粒在静水中的运动公式(亦称斯托克斯定律):略讨论：1、以上公式的推导考虑颗粒的形状为球状，但实际中，颗粒是不规则的，下沉时水的阻力要比规则的大.为此须考虑颗粒的形状系数此时，λ′=242/Re)一般卵石=1.17,类角石=1.5-1.67,无烟煤=1.5-2.52.2、Stokes公式虽然是表示出根据颗粒粒径去计算颗粒的速度，但实际中，往往不是这样应用公式，因为测量这些微小粒径比观察它们下沉的速度还麻烦，有时几乎不可能.实际工作中，观察它们的下沉速度，然后用Stokes公式求粒径，它变成了间接测量细小颗粒粒径(d小于0.1mm)的工具.水文资料中泥砂颗粒的分析就是这样得来的，在泥砂粒径分析时，常加一种分散剂(氨水)防止砂粒3、当s小于L时，颗粒在水中受到的是浮力的作用，此时得出的Stokes公式为u上浮=(1/18)·(L-s)/·gds₂4、Stokes公式同样可以应用于在水以外的其它流体中，计算颗粒的沉或浮升速度，但要注意必须小于2。例：在水温20℃,观察到砂粒的沉降高度为60mm,沉降时间30秒，计算砂粒直径?(=0.0101g/cm.s,s=2.65g/cms)解：砂的沉速u=60/30=2mm/s=0.2cm/s水的绝对粘度=0.0101g/cm.s水的运动粘度=/L=0.0101cm2/s砂的密度s=2.65g/cm30.2=(1/18)×((2.65-1.Re=us·d/=0.2×0.00475÷0.0Re2,符合Stokes公式应用范围.us与颗粒直径d的平方成正比，因此增加颗粒直径有助于提高沉淀速度(或上浮速度),提高去除效果。us与“成反比，μ随水温上升而下降；即沉速受水温影响，水温上升，沉速增大。六、沉淀池的工作原理理想沉淀池分为：进口区域、沉淀区域、出口区域、污泥区域四个部分沉淀区过水断面上各点的水流速度均相同，水平流速为v;悬浮颗粒在沉淀区等速下沉，下沉速度为u;在沉淀池的进口区域，水流中的悬浮颗粒均匀分布在整个过水断面上；当某一颗粒进入沉淀池后一方面随着水流在水平方向流动，其水平流速v等于水流速度式中：v——颗粒的水平分速；9——进水流量；A'——沉淀区过水断面面积，H×b;H——沉淀区的水深；b——沉淀区宽度。另一方面，颗粒在重力作用下沿垂直方向下沉，其沉速即是颗粒的自由沉降速度u颗粒运动的轨迹为其水平分速v和沉速u的矢量和，在沉淀过程中，是一组倾斜的直线，其坡度i=u/v设沉速为ul的颗粒占全部颗粒的dP,其中的颗粒将会从水中沉到池底而去除。故对于沉速为“(u<“。)的全部悬浮颗粒，可被沉淀于池底的总量为：去除率为：上页图的运动迹线中的相似三角形存在着如下的关系：将上式带入式中并简化后得出q、/A——反映沉淀池效力的参数，一般称为沉淀池的表面负荷率，或称沉淀池的过流率，用符号q表示：理想沉淀池中，“0与q在数值上相同，但它们的物理概念不同：“。的单位是m/h;q表示单位面积的沉淀池在单位时间内通过的流量，单位是m3/(m2·h)。故只要确定颗粒的最小沉速“0,就可以求得理想沉淀池的过流率或表面负荷率。理想沉淀池的沉淀效率与池的水面面积A有关，与池深H无关，即与池的体积V无关。公式说明：(1)表面负荷q在数值上等于可从废水中全部分离的最小颗粒的沉速值u0。q小，具有uu0的颗粒占悬浮物固体总数的百分率就大，即总去除率高。(2)由于u0=f(1/A),在自由沉淀型的沉淀池中，沉淀效率E=f(u0)仅为沉淀池表面积的函数，而与水深无关，当容积一定(Q),池子越浅(A越大),沉淀效率就越高。沉淀池设计一定的深度，仅仅是为了满足安装刮泥机械所需要的深度和防止水平分速过大而将已沉淀的泥渣冲起。V=Q/HB第三节沉砂池一、沉砂池的作用：从污水中去除砂子、煤渣等密度较大的无机颗粒，以免这些杂质影响后续处理构筑物的正常运行二、沉砂池的工作原理：以重力或离心力分离为基础，即将进入沉砂池的污水流速控制在只能使相对密度大的无机颗粒下沉，而有机悬浮颗粒则随水流带走沉砂池的几种形式：平流式、竖流式、曝气沉砂池、旋流式沉砂池、Doer沉砂池等三、沉砂池工程设计中的设计原则与主要参数城市污水厂一般均设置沉砂池，并且沉砂池的个数或分格数应不小于2(并联);工业污水是否要设置沉砂池，应根据水质情况而定。设计流量应按分期建设考虑：最大时流量(自流)、最大组合流量(泵)、合流制流量(雨)沉砂池去除的砂粒相对密度为2.65,粒径为0.2mm以上。城市污水的沉砂量可按每106m₃污水沉砂30m₃计算，其含水率约为60%,容重约1500kg/m₃。贮砂斗的容积应按2d沉砂量计算，贮砂斗壁的倾角不应小于55°,排砂管直径不应小于200mm。沉砂池的超高不宜小于0.3m。平流式沉砂池平流式沉砂池是一种最传统的沉砂池，它构造简单，工作稳定。1.平流式沉砂池的系统参数污水在池内的最大流速为0.3m/s,最小流速为0.15m/s;最大流量时，污水在池内的停留时间不少于30s,一般为30~60s;有效水深应不大于1.2m,一般采用0.25~1.0m,池宽不小于0.6m;池底坡度一般为0.01~0.02,当设置除砂设备时，可根据除砂设备的要求，考虑池底形状。2.平流式沉砂池的计算公式L=vt1.长度L式中：v—最大设计流量时的速度，m/s;t—最大设计流量时的停留时间，S2.水流断面面积A3.池总宽度bb=A/h₂式中：h2——设计有效水深。4.贮砂斗所需容积V式中：X——城市污水的沉砂量，一般采用30m₃/(106m3污水);5.贮砂斗个部分尺寸计算设贮砂斗底宽bl=0.5m;斗壁与水平面的倾角为60°;则贮砂斗的上口设采用重力排砂，池底坡度i=6%,坡向砂斗，则7.池总高度hh=h+h₂+h₃m;h——8.核算最小流速min例：已知某城市污水处理厂的最大设计流量为Qmax=0.17m₃/s,最小Qmin=0.087m₃/s,总变化系数k=1.60.设计一座平流式沉砂池。曝气沉砂池特点：沉砂中含有机物的量低于5%;由于池中设有曝气设备，它还具有预曝气、脱臭、防止污水厌氧分解、除泡以及加速污水中油类的分离等作用。曝气沉砂池的构造：曝气沉砂池是一个长形渠道，沿渠道壁一侧的整个长度上，距池底约60~90cm处设置曝气装置；在池底设置沉砂斗，池底有i=0.1~0.5的坡度，以保证砂粒滑入砂槽；污水在池中存在着两种运动形式，其一为水平流动(一般流速0.1m/s),同时在池的横断面上产生旋转流动(旋转流速0.4m/s),整个池内水流产生螺旋水平流速一般取0.08~0.12m/s。污水在池内的停留时间为4~6min;雨天最大流量时为1~3min。如作为预池的有效水深为2~3m,池宽与池深比为1~1.5,池的长宽比可达5,当池长宽比大于5时，应考虑设置横向挡板。第十一章废水生物处理的基本概念和生化反应动力学基础>30%可生物处理，<30%较难生物处理上述方法，由于比较简单，人们较常采用，不过按此法判断废水可生化性，并确定是否可以采用生物处理工艺，严格来讲，还是很粗糙的(如营养配比，有毒物等)。一般再通过生物处理实验，去确定该工艺废水是否可以采用生化处理工艺较为妥当。2、测定微生物的呼吸耗氧过程法当废水与微生物接触后，微生物进行新陈代谢，同时呼吸耗氧。用瓦勃呼吸仪或溶氧测定仪，测得不同时间的耗氧量累计值或耗氧速率，绘制成微生物的呼吸过程线(02-T或d02/dt-T),通过微生物的内源呼吸过程线以及废水接触后呼吸过程线的比较，去确定废水的可生化性。这个呼吸耗氧过程随底物性质而异，反映了底物被氧化分解的规律。a呼吸耗氧过程线b内源呼吸线c呼吸耗氧过程线a线位于b线之上，说明废水量底物可被生物降解，相距越大，可生化性越好。a线位于b线之下，说明废水底物对微生物有抑制作用，相距越大，抑制越大，与内源呼吸线重合，则说明废水中的底物是难降解的，但不是有害物。能量循环：三磷酸腺苷ATP(adenosinetriphosphate)AMP+~P→ADP+~P→ATPADP磷酸化生成ATP;ATP水解产生能量。ADP磷酸化氧化磷酸化底物水平磷酸化电子传递磷酸化光合磷酸化一切生物时刻都在进行着呼吸，没有呼吸就没有生命。呼吸作用的生物现象：呼吸作用中发生能量转换：供细胞合成、其他生命活动，多余的能量以热量形式释放。通过呼吸作用，复杂有机物逐步转化为简单物质。呼吸作用过程中吸收和同化各种营养物质。微生物的呼吸指微生物获取能量的生理功能好氧呼吸、厌氧呼吸好氧呼吸是营养物质进入好氧微生物细胞后，通过一系列氧化还原反应获得能量的过程。有分子氧参与的生物氧化，反应的最终受氢体是分子氧。底物中的氢被脱氢酶活化，并从底物中脱出交给辅酶(递氢体),同时放出电子，氧化酶利用底物放出的电子激活游离氧，活化氧和从底物中脱出的氢结NAD(P)⇔NAD(P)H+H+NAD(P)烟酰胺腺嘌呤二核苷酸(磷酸)好氧呼吸过程实质上是脱氢和氧活化相结合的过程。在这个过程中，同时放出能量。依好氧微生物的类型不同，被其氧化的底物不同，氧化产物也不同。好氧呼吸有异养型微生物呼吸和自养型微生物呼吸两种。异养型微生物：异养型微生物以有机物为底物(电子供体),其终点产物为二氧化碳、氨和水等无机物，同时放出能量。如下式所示：异氧微生物又可分为化能异氧微生物和光能异氧微生物。化能异氧微生物：氧化有机物产生化学能而获得能量的微生物。光能异氧微生物：以光为能源，以有机物为供氢体还原C02,合成有机物的一类厌氧微生物。有机废水的好氧生物处理，如活性污泥法、生物膜法、污泥的好氧消化等属于这种类型的呼吸。自养型微生物：以无机物为底物(电子供体),其终点产物也是无机物，同时放出能量。光能自养微生物：需要阳光或灯光作能源，依靠体内的光合作用色素合成有机物。光叶绿素化能自养微生物：化能自养微生物不具备色素，不能进行光合作用，合成大型合流污水沟道和污水沟道存在该式所示的生化反应生物脱氮工艺中的生物硝化过程厌氧微生物只有脱氢酶系统，没有氧化酶系统。在呼吸过程中，底物中的氢被脱氢酶活化，从底物中脱下来的氢经辅酶传递给除氧以外的有机物或无机物，使其还原。厌氧呼吸的受氢体不是分子氧。在厌氧呼吸过程中，底物氧化不彻底，最终产物不是二氧化碳和水，而是一些较原来底物简单的化合物。这种化合物还含有相当的能量，故释放能量较少。如有机污泥的厌氧消化过程中产生的甲烷，是含有相当能量的可燃气体。厌氧呼吸按反应过程中的最终受氢体的不同，可分为发酵和无氧呼吸。指供氢体和受氢体都参与有机化合物的生物氧化作用，最终受氢体无需外加，就是供氢体的分解产物(有机物)。这种生物氧化作用不彻底，最终形成的还原性产物，是比原来底物简单的有机物，在反应过程中，释放的自由能较少，故厌氧微生物在进行生命活动过程中，为了满足能量的需要，消耗的底物要比好氧微生物的多。例如，葡萄糖的发酵过程：略4.无氧呼吸是指以无机氧化物，如N03-,N02-,S042-,S2032-,C02等代替分子氧，作为最终受氢体的生物氧化作用。在反硝化作用中，受氢体为N03-,可用下式所示：略在无氧呼吸过程中，供氢体和受氢体之间也需要细胞色素等中间电子传递体，并伴随有磷酸化作用，底物可被彻底氧化，能量得以分级释放，故无氧呼吸也产生较多的能量用于生命活动。但由于有些能量随着电子转移至最终受氢体中，故释放的能量不如好氧呼吸的多。好氧呼吸、无氧呼吸、发酵三种呼吸方式，获得的能量水平不同，如下表好氧生物处理是在有游离氧(分子氧)存在的条件下，好氧微生物降解有有剩余污泥量少、可回收能量(CH4)等优点。对于有机污泥和高浓度有机废水(一般BOD5≥2000mg/L)可采用厌氧生物第二节微生物的生长规律和生长环境衰老期④影响微生物生长的环境因素:各类微生物所生长的温度范围不同，约为5℃~80℃。好热性(高温性)(45℃以上)、好冷性(低温性)(20℃以下)pH:细菌、放线菌、藻类和原生动物的pH适应范围是在4～10之间。大多数细菌适宜中性和偏碱性(pH=6.5～7.5)的环境。废水生物处理过程中应保持最适pH范围。当废水的pH变化较大时，应设置调节池，使进入反应器(如曝气池)的废水，保持在合适的pH范围。PH值突起，活性污泥呆滞；PH值突落，活性污泥结构恶化，引起污泥澎胀⑤溶解氧：是影响生物处理效果的重要因素。好氧微生物处理的溶解氧一般以2～4mg/L为宜。溶解氧不足，好氧微生物活性受到影响，代谢降低，有机物的处理下降。严重缺氧，厌氧微生物大量繁殖，好氧微生物大量死亡.供氧过多，经济上一不合算在工业废水中，有时存在着对微生物具有抑制和杀害作用的化学物质，这类物质我们称之为有毒物质。其毒害作用主要表现在细胞的正常结构遭到破坏以及菌体内的酶变质，并失去活性。在废水生物处理时，对这些有毒物质应严加控制，但毒物浓度的允许范围，需要具体分析。第三节反应速度和反应级数生化反应动力学生物化学反应是一种以生物酶为催化剂的化学反应。污水生物处理中，人们总是创造合适的环境条件去得到希望的反应速度。生化反应动力学目前的研究内容：(1)底物降解速率与底物浓度、生物量、环境因素等方面的关系；(2)微生物增长速率与底物浓度、生物量、环境因素等方面的关系；(3)反应机理研究，从反应物过渡到产物所经历的途径。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：即式中：反应系数解的底物)。该式反映了底物减少速率和细胞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。实验表明反应速度与一种反应物A的浓度pA成正比时，称这种反应对这种反应物是一级反应。实验表明反应速度与二种反应物A、B的浓度pA、pB成正比时，或与一种反应物A的浓度pA的平方pA2成正比时，称这种反应为二级反应。实验表明反应速度与pA·pB2成正比时，称这种反应为三级反应；也可称这种反应是A的一级反应或B的二级反应。在生化反应过程中，底物的降解速度和反应器中的底物浓度有关。一般地：aA+bB→gG+hH如果测得反应速度：v=dcA/dt=kcAa·cBba+b=n,n为反应级数。36、设生化反应方程式为：S→y.X+z·P现底物浓度pS以[S]表示，则生化反应速度：式中：k——反应速度常数，随温度而异；n——反应级数。该式可用图表示，图中直线的斜率即为反应级数n。1、反应速度不受反应物浓度的影响时，称这种反应为零级反应。在温度不变的情况下，零级反应的反应速度是常数。对反应物A而言，零级反应(相对于微生物的生长期?)t——反应时间；k——反应速度常数受温度影响。在反应过程中，反应物A的量增加时，k为正值；在废水生物处理中，有机污染物逐渐减少，反应常数为负值。38、2、反应速度与反应物浓度的一次方成正比关系，称这种反应为一级反应。对反应物A而言，一级反应：(相对于微生物的生长期?)式中：v——反应速度；t——反应时间；k——反应速度常在反应过程中，反应物A的量增加时，k为正值；在废水生物处理中，有机污染物逐渐减少，反应常数为负值。反应速度与反应物浓度的二次方成正比，称这种反应为二级反应。(相对于微生物的生长期?)对反应物A而言，二级反应：式中：v——反应速度；t——反应时间；k——反应受温度影响。在反应过程中，反应物A的量增加时，k为正值；在废水生物处理中，有机污染物逐渐减少，反应常数为负值。第四节米歇里斯-门坦(Michaelis-Menten)方程式底物浓度对酶反应速度的影响一切生化反应都是在酶的催化下进行的。这种反应亦可以说是一种酶促反应或酶反应。酶促反应速度受酶浓度、底物浓度、pH、温度、反应产物、活化剂和抑制剂等因素的影响。在有足够底物又不受其他因素影响时，则酶促反应速度与酶浓度成正比。当底物浓度在较低范围内，而其他因素恒定时，这个反应速度与底物浓度成正比，是一级反应。当底物浓度增加到一定限度时，所有的酶全部与底物结合后，酶反应速度达到最大值，此时再增加底物的浓度对速度就无影响，是零级反应，但各自达到饱和时所需的底物浓度并不相同，甚至差异有时很大。中间产物假说：酶促反应分两步进行，即酶与底物先络合成一个络合物(中间产物),这个络合物再进一步分解成产物和游离态酶，以下式表示：一产物中间产物(络合物),P代表产物。从上式可以看出，当底物S浓度较低时，只有一部分酶E和底物S形成酶-底物中间产物ES。此时，若增加底物浓度，则将有更多的中间产物形成，因而反应速度亦随之增加。当底物浓度很大时，反应体系中的酶分子已基本全部和底物结合成ES络合此时，底物浓度虽再增加，但无剩余的酶与之结合，故无更多的ES络合物生成，因而反应速度维持不变。1913年前后，米歇里斯和门坦提出了表示整个反应中底物浓度与酶促反应速度之间关系的式子，称为米歇里斯一门坦方程式，简称米氏方程式，即：系。由上式得：的底物浓度，故又称半速度常数。(1)当底物浓度pS很大时，pS>Km,Km+pS≈pS,酶反应速度达到最大值，即v=vmax,呈零级反应，在这种情况下，只有增大酶浓度，才有可能提高反应速酶反应速度和底物浓度成正比例关系，即呈一级反应。此时，增加底度可以提高酶反应的速度。但随着底物浓度的增加，酶反应速度不再按正比例关系上升，呈混合级反应。实际应用时，我们采用了微生物浓度cx代替酶浓度cE。通过试验，得出底物降解速度和底物浓度之间的关系式，类同米氏方程式，如下：式中：Ks为饱和常数，即当时的底物的浓度，故又称半速度常数。米氏常数Km是酶反应处于动态平衡即稳态时的平衡常数。具有重要物理意Km值是酶的特征常数之一，只与酶的性质有关，而与酶的浓度无关。不同的酶，Km值不同。如果一个酶有几种底物，则对每一种底物，各有一个特定的底物、pH及温度条件而言。测定酶的Km值，可以作为鉴别酶的一种手段，但必须在指定的实验条件下进行。同一种酶有几种底物就有几个Km值。其Km值最小的底物，一般称为该酶的最适底物或天然底物。如蔗糖是蔗糖酶的天然底物。1/Km可以近似地反映酶对底物亲和力的大小，1/Km愈大，表明亲和力越大，最适底物与酶的亲和力最大，不需很高的底物浓度，就可较易地达到v。对于一个酶促反应，Km值的确定方法很多。实验中即使使用很高的底物浓度，也只能得到近似的v值，而达不到真正的v值，因而也测不到准确的Km值。为了得到准确的Km值，可以把米氏方程的形式加以改变，使它成为直线方程式的形式，然后用图解法定出Km值。目前，一般用的图解求Km值法为兰微福一布克作图法或称双倒数作图法。此法先将米氏方程改写成如下的形式，即：实验时，选择不同的pS,测定对应的v。求出两者的倒数，作图即可得出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。当前公认的是莫诺特方程式：μ——微生物比增长速度，即单位生物量的增长速度。μmax——μ的最大值，底物浓度很大，不再影响微生物的增长速度时的μ值；微生物增长速度和底物浓度关系图在一切生化反应中，微生物的增长是底物降解的结果，彼此之间存在着一个定量关系。现如以dpS(微反应时段dt内的底物消耗量)和dpX(dt内的微生物增长量)之间的比例关系值，通过下式表示之：或或式中：Y——产率系数；pX——微生物浓度；微生物增长速度:底物降解速度:微生物比增长速度；底物比降解速度。以及u=Y·qumax=Y·qmax代入式式中：q和qmax为底物的比降解速度及其最大值；ps为底物浓饱和常数。例：设在完全混合反应器内进行了连续流微生物生长试验，反应温度为20℃,实验结果如下：试根据右式实验结果定出Ks和μmax值，以及μ—pS关系式。或据以上整理的实验结果，作关系图，得：图中直线方程为：第六节废水生物处理工程的基本数学模式在废水生物处理中，废水中的有机污染物质(即底物、基质)正是需要去除的对象；生物处理的主体是微生物；而溶解氧则是保证好氧微生物正常活动所必需的。因此，可以把有机质、微生物、溶解氧之间的数量关系用数学公式表达。现在，废水生物处理工程实践中，人们已经把前述的米-门方程式和莫诺特方程式引用进来，结合处理系统的物料衡算，提出了所需的生物处理的数学模式，供废水生物处理系统的设计和运行之用。推导废水生物处理工程数学模式的几点假定(1)整个处理系统处于稳定状态反应器中的微生物浓度和底物浓度不随及时间变化，维持一个常数。即：及式中：pX——反应器中微生物的平均浓度；的平均浓度。(2)反应器中的物质按完全混合及均布的情况考虑pS——反应器中底物整个反应器中的微生物浓度和底物浓度不随位置变化维持一个常数。而且，底物是溶解性的。即：和(3)整个反应过程中，氧的供应是充分的(对于好氧处理)。微生物增长与底物降解的基本关系式1951年由霍克来金(Heukelekian)等人提出了：式中：微生物净增长速度；-底物利用(或降解)速Y——产率系数；Kd——内源呼吸(或衰减)系数；pX——反应器中微生物浓度。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。故式式中：μ′为微生物比净增长速度。同理，从式得：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。补充内容：微生物在降解有机物的过程中，不断耗氧，同时微生物的正常活动也需耗氧，如图示r→原生质(耗氧)L→产物(耗氧)需氧量可以用下式表示02=ASr+BX式中：02--需氧量Sr--降解有机物量A--有机物用于产生能量的比值(02/BOD)B--生物自身氧化率X--微生物量02/X=ASr/X+B(单位污泥需氧量)上述反映了生物反应器内，需氧量与降解底物的关系，也是废水生物处理工程的基本数学模式。第十二章稳定塘和污水的土地理稳定塘的分类：按塘内的微生物类型、供氧方式和功能等划分①好氧塘：深度较浅，一般小于1米，阳光能透至塘底，整个水塘维持②兼性塘：深度较大，池深在1--2米之间，上层是好氧区(大气复氧、稳定塘的缺点：占地面积大没有空闲余地时不宜采用。处理效果受气候(1)高负荷好氧塘这类塘设置在处理系统的前部，目的是处理污水和(2)普通好氧塘这类塘用于处理污水，起二级处理作用。特点是有机(3)深度处理好氧塘深度处理好氧塘设置在塘处理系统的后部或二级污染物并合成本身的细胞质(细胞增殖),其代谢产物C02则是藻类光合作用的菌类主要是生存在水深0.5m的上层，浓度为1×108～5×109个/mL,主(1)好氧塘多采用矩形，表面的长宽比为3:1~4:1,一般以塘深的1/2处水平);(3)好氧塘的座数一般不少于3座，规模很小时不少于2座。兼性塘工作原理超高为0.6~1.0m,储泥区高度应大于0.3(2)兼性塘的堤坝的内坡坡度为1:2~1:3(垂直：水平),外坡坡度为总面积的30%~60%,单塘面积应少于4km₂,以避免布水不均匀或波浪较大等问杂的有机物水解、转化为简单的有机物(如有机酸、醇、醛等),再由绝对厌氧菌(甲烷菌)将有机酸转化为甲烷和二氧化碳等。应控制塘内的有机酸浓度在3000mg/L以下，pH为6.5～7.5,进水的BOD:N:P=100:2.5:1,硫酸盐浓度应小于500mg/L,以使厌氧塘能 水有效深度一般为2.0~4.5m,储泥深度大于0.5m,超高为0.6~1.0m。完全混合曝气塘中曝气装置的强度应能使塘内的全部固体呈悬浮状态，部分混合曝气塘不要求保持全部固体呈悬浮状态，部分固体沉淀并进行曝气塘的水力停留时间为3～10d,有效水深2～6m。曝气塘一般不少于3塘的位置稳定塘应设在居民区下风向200m以外，以防止塘散发的臭气影响居民区。此外，塘不应设在距机场2km以内的地方，以防止鸟类(如水鸥)防止塘体损害为防止浪的冲刷，塘的衬砌应在设计水位上下各0.5m以上。塘的进出口进出口的形式对稳定塘的处理效果有较大影响。设计时应注的方法主要有以下几种：自然沉淀法、混凝沉淀法、气浮、过滤控制水污染，其设计参数(如负荷率)需通过试验研究确定。 去除率可达92%～97%。其去除率与选用的土地处理系统工艺有关，其中地表慢速渗滤系统：地表漫流系统适用于渗透性的黏土或亚黏土，地面的最佳坡度为2%~8%。废水以喷灌法或漫灌法有控制地在地面上均匀地漫流，流向设在坡脚的集漫流系统湿地处理系统天然湿底系统地下污水处理系统是将污水投配到距地面约0.5m深、有良第十四章污水的好氧生物处理(二)——活性污泥法第一节基本概念按栖息着的微生物分：大量的细菌真菌原动物活性污泥中细菌含量一般在107～108个/mL;原生动物103个/mL,原生动似用于表示微生物的量。处理生活污水的活性污泥MLVSS:70%NVSS:30%MLVSS:一般范围为55%~75%NVSS:一般范围为25%~45%活性污泥的沉降浓缩性能污泥沉降比：SV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。泥形成湿泥时的体积来表示污泥沉降性能，简称污泥指数，单位为mL/g。SV(mL/L)1L混合液沉淀30min的活性污泥体积(mL)MLSS(g/L)1升混合液中悬浮固体干重(g)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、稳定阶段污水与污泥混合曝气后BOD的变化曲线对活性污泥法曝气过程中污水中有机物的变化分析得到结论：第二节气体传递和曝气池一是引起吸附和氧化分解作用的微生物，也就是活性污泥；二是废水中的有机物，它是处理对象，也是微生物的食料；三是溶解氧，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。双膜理论的基点是认为在气液界面存在着二层膜(即气膜和液膜)这一物这两层薄膜使气体分子从一相进入另一相时受到了阻力。当气体分子从气相向液相传递时，若气体的溶解度低，则阻力主要来自液膜。在废水生物处理系统中，氧的传递速率可用下式表示：通过的面积；ps0——气体在溶液中的饱和浓度；p0——气体在溶液中的浓度。而dm=Vdp0,则上式可改写成：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a,同样清水的ps0值要用于污水要乘以系数β,因而上式变为：影响KLa值的因素溶解在水中的憎水性有机物影响KLa值；水中溶解的无机物影响ps0值；溶解的有机物影响KLa值；温度也影响KLa和ps0值。曝气的作用与曝气方式1.好氧微生物的需氧代谢2.兼性微生物酶的好氧合成3.混合液的搅拌作用(厌氧、缺氧池另加搅拌器)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、纯氧曝气高速单级鼓风机曝气系统的组成鼓风曝气空气净化器空气净化器的目的是改善整个曝气系统的运行状态和防止扩散器阻塞。空气输配管系统负责将空气输送到空气扩散器。要求沿程阻力损失小，曝气设备各点压力均衡，空气干管和支管流速符合设计要求，配备必要的手动阀和电动调节阀门。扩散器的作用是将空气分散成空气泡，增大空气和混合液之间的接触界面，把空气中的氧溶解于水中。70、可变微孔曝气器安装71、机械曝气：表面曝气机表面曝气机充氧原(1)曝气设备的提水和输水作用，使曝气池内液体不断循环流动，从而不断更新气液接触面，不断吸氧；(2)曝气设备旋转时在周围形成水跃，并把液体抛向空中，剧烈搅动而卷进(3)曝气设备高速旋转时，在后侧形成负压区而吸入空气。、曝气设备性能指标比较各种曝气设备性能的主要指标氧转移率：单位为mg(02)/(L·h)。充氧能力(或动力效率):即每消耗1kW·h动力能传递到水中的氧量(或氧传递速率),单位为kg(02)/(kW·h)。氧利用率：通过鼓风曝气系统转移到混合液中的氧量占总供氧的比例，单位为%。曝气设备性能曝气池的三种池型：推流式曝气池、完全混合式曝气池、两种池型结合式推流式曝气池根据横断面上的水流情况，可分为平面推移式、旋转推流式推流式曝气池、完全混合曝气池三种池型原理：最通用的方法是用还原剂亚硫酸钠消氧。为了加快消氧过程，可用氯化钴作为催化剂。然后测出复氧过程，计算总传质系数KLa和氧的传递速率。步骤：一边曝气，一边加入Na2S03(同时利用CoC12作催化剂)进行还原反应，使测试在全池均匀进行当溶解氧浓度逐渐趋近于零时，开始测定，由于曝气，水中溶解氧开始上升，按一定的时间间隔测定氧浓度，测得的数据取平均值重复测定多次同时测定水温、气压，水中溶解氧的饱和值、曝气机功率结果分析测定KLa求氧传递速率和动力效率以t,1n(ps0-p0)为变量，利用测得的数据在方格纸上得到一直线，斜率即为KLa。也可用半对数线求KLa值，见教材中图14—15。结果分析——系数修正(1)水温的修正：测定不在标准状态20℃时，可按此式修正。(2)气压的修正：大气压力的影响，可按此式修动力效率：单位为kg(02)/(kW·h)表面曝气机叶轮的输出功率的计算：曝气设备的动力效率=0C(kg02/h)/叶轮输出功率(kW)氧利用率：通过鼓风曝气系统转移到混合液中的氧量占总供氧的比例，单在运行条件下的测试1.非稳定状态的测定所谓非稳定状态，是指混合液中的溶解氧是随时间变化的。式中：pswO——污水中的溶解氧饱和浓r——微生物的需氧速率，mg(02)/(L·h);2.稳定状态的测定稳定状态，是指混合液中的溶解氧不随时间而变化。麦金尼(Ross.E.Mckinney)方法对于推流式曝气池，可以用测定混合液需氧速率的方法来推算氧的传递速第十五章污水的厌氧生物处理人们有目的地利用厌氧生物处理法已有近百年的历史。由于传统的厌氧法存在水力停留时间长、有机负荷率低等缺点，在过去很长一段时间里，没有得第一节厌氧生物处理的基本原理最显著的特征是液态污泥的pH值迅速下降，不到10d,降到最低值(即使在室温已经证实的已有80多种。以上的过程可以用图15—1表示。有可能维持在6.8之上，酸化和甲烷化两大类细菌就有可能共存，从而消除分从液温看，消化可在中温(35℃~38℃)进行(称中温消化),也可在高温乙酸放出H2,然后M.OH.利用产生的H2还原C02产存在时，它将优先还原S042-和S032-,产生H2S,形成与甲烷细菌对基质的竞反应所决定的。与好氧法相比，厌氧法的降解较不彻底，放出热量少，反应速度低第二节污水的厌氧生物处理方法图15—2示化粪池的一种构造方式。污水进入第一室，水中悬浮物或沉于厌氧生物滤池是密封的水池，池内放置填料，如图15—3所示，污水从池根据对一些有机废水的试验结果，当温度在25℃~35℃时，在使用拳状滤达到3～10kgCOD/m3·d。表15—1是某制药废水小型试验的结果。废水在进人流人沉淀池。接触池中的污泥浓度要求很高，在12000～15000mg/L左右，类加工废水(BOD5约1000～1800mg/L)在中温消化时，经过6～12h(以废水人上流式厌氧污泥床反应器(UASB)是由荷兰的Lettinga教授等在1972年研制，于1977年开发的。如图15—5,废水自下而上地通过厌氧污泥床反应器。荷率可达10～20kg(COD)/m3·d。对悬浮物高的工业废水，采用厌氧接触法与上流式厌氧污泥床反应器串联的组合已经有成功的经验，其流程如图化阶段反应器进行了比较试验。酸化阶段的温度为30℃,甲烷化阶段的温度为35℃~37℃。接种用的污泥是城市污水厂消化污泥。试验结果见表15—3。率为25～50kgCOD/m3·d。酸化出水可不经中和直接进入第二段甲烷化。作为甲烷化反应器的厌氧滤池有两个，一个用塑料填料填充75%,填料的比表面积为150m2/m3;另一个仅用塑料填料填充上部25%。经过四个月的运行，厌氧第三节厌氧生物处理法的设计第四节厌氧和好氧技术的联合运用就是pH值，用碱或碱性物质中和酸性废水时，把废水的pH值调升到7;用酸或验。例如碱性药剂的用量可按p217的公式计算。2.过滤法为滤料时，废水的硫酸浓度一般不应超过1—2g/L。如硫酸浓度过高，可以回了中和目的。所用滤池的直径为1.2m,深度为2.9m;石灰石滤床高1～1.2m,出水pH值接近4.5,曝气后因CO2逸出，pH值上升到6以上。废水和烟道气都得到了净化，使废水中和，烟尘消除。有资料表明，含12%~14%C02的烟道气与硫化物含量为30mg/L,pH值为11的印染厂硫化染料废水在喷淋塔接触20min,废水的pH值可降至6.4,硫化物去除率达98%。但用烟第三节化学沉淀法淀法(ChemicalPrecipitation化工上用沉降settling一词，而不用沉淀化为N2和C02。(CN—:C12=1:2.7)加氯，搅拌混合数分钟。然后调整pH值到8.5,再按计算量(CN—:Cl2=1:4.1)的110%第二次加氯，搅拌1小时以上完成反应，其反应阴极反应2H+2e——H₂第十八章城市污水的深度处理前中国的某些湖泊，如昆明滇池，江苏太湖，安徽巢湖等都已出现不同程度的白质。新鲜生活污水含氮中有机氮约占总氮的60%,氨氮约占40%。当污水中(1)吹脱法(2)折点加氯法(3)离子交换法生物法脱氮(1)生物脱氮机理生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和氨态氮转化硝化反应的适宜温度为20℃~30℃。低于15℃时，反应速度迅速下降，5硝化反应对溶解氧有较高的要求，处理系统中的溶解氧量最好保持在2mg pH值的影响很敏感，为了保持适宜的pH值7～8,应在废水中保持足够的碱度，进行好氧呼吸；在无氧而有N03-或N02-存在时，则以N从以上的过程可知，约96%的N03-N经异化过程还原，4%经同化过程合成醇，因为甲醇被分解后的产物为C02,H20,不产生其它难降解的中反硝化反应的适宜pH值为6.5—7.5。pH值高于8或低于6时，反硝反硝化反应的温度范围较宽，在5℃~40℃范围内都可以进行。但温度低于15℃时，反硝化速率明显下降。(2)生物脱氮工艺生物脱氮技术的开发是在30年代发现生物滤床中的硝化、反硝化反应开始的。但其应用还是在1969年美国的Barth提出三段生物脱氮工艺后。现对几种典型的生物脱氮工艺进行讨论。①三段生物脱氮工艺。该工艺是将有机物氧化，硝化及反硝化段独立开来，每一部分都有其自己的沉淀池和各自独立的污泥回流系统。使除碳、硝化和反硝化在各自的反应器中进行，并分别控制在适宜的条件下运行，处理效其流程如图18-4所示。由于反硝化段设置在有机物氧化和硝化段之后，主要靠内源呼吸碳源进行反硝化，效率很低，所以必须在反硝化段投加外加碳源来保证高效稳定的反硝化反应。随着对硝化反应机理认识的加深，将有机物氧化和硝化合并成一个系统以简化工艺，从而形成二段生物脱氮工艺成为现实。各段同样有其自己的沉淀及污泥回流系统。除碳和硝化作用在一个反应器中进行时，设计的污泥负荷率要低，水力停留时间和泥龄要长，否则，硝化作用要降低。在反硝化段仍需要外加碳源来维持反硝化的顺利进行。②Bardenpho生物脱氮工艺。该工艺图18—5所示。该工艺设立了两个缺氧段，第一段利用原水中的有机物为碳源和第一好氧池中回流的含有硝态氮的混合液进行反硝化反应。经第一段处理，脱氮已基本完成。为进一步提高脱氮效率，废水进入第二段反硝化反应器，利用内源呼吸碳源进行反硝化。最后的曝气池用于吹脱废水中的氮气，提高污泥的沉降性能，防止在二沉池发生污泥上浮现象。这一工艺比三段脱氮工艺减少③缺氧一好氧生物脱氮工艺。该工艺于80年代初开发，其工艺流程如图18—6所示。该工艺将反硝化段设置在系统的前面，因此又称为前置式反硝化生物脱氮系统，是目前较为广泛采用的一种脱氮工艺。反硝化反应以污水中的有机物为碳源，曝气池中含有大量硝酸盐的回流混合液，在缺氧池中进行反硝化脱氮。在反硝化反应中产生的碱度可补偿硝化反应中所消耗的碱度的50%左右。该工艺流程简单，无需外加碳源，因而基建费用及运行费用较低，脱氮效率一般在70%左右；但由于出水中含有一定浓度的硝酸盐，在二沉池中，有可能进行反硝化反应，造成污泥上浮，影响出水水质。随着生物脱氮技术的发展，新的工艺不断被开发出来，如氧化沟、序批温度从10℃上升到30℃时，放磷速率可提高5倍。磷的处理系统，其流程如图18—7所示。报道，如果这一比值大于10:1,出水中磷的浓度可在1mg/L左右。由于微生物(2)Phostrip中去除磷工艺流程见图18—8。—3中列出了A/0法和Phostrip法的典型设计参数。工艺。它们的流程如图18—9所示，典型的设计参数见表18—4。该处理系统出水中磷浓度基本可在1mg/L以下，氨氮也可在15mg/L以第二节城市污水的三级处理三、化学氧化法第二十章污泥的处理和处置城市污水处理厂所产生的污泥约为处理的水的体积的0.5%~1.0%左第一节污泥的来源、性质和数量一、污泥的来源、性质及主要指标城市污水和工业废水在污水处理厂(站)进行处理的过程中都将产生各种污泥。污泥中的固体有的是截留下来的悬浮物质；有的是由生物处理系统排出的生物污泥；有的则是因投加药剂而形成的化学污泥。城市污水厂的污泥主要有：栅渣、沉砂池沉渣、初沉池污泥和二沉池生物污泥等。栅渣呈垃圾状，沉砂池沉渣中比重较大的无机颗粒含量较高，所以这两者一般作为垃圾处置。初沉池污泥和二沉池生物污泥，因富含有机物，容易腐化、破坏环境，必须妥善处置。初沉池污泥还含有病原体和重金属化合物等。二沉池污泥基本上是微生物机体，含水率高，数量多，更需注意。这两者在处置前常需处理。处理的目的在于：①降低含水率，使其变流态为固态，同时减少数量；②稳定有机物，使其不易腐化，避免对环境造成二次污染。工业废水处理后产生的污泥，有的和城市污水厂相同，有的不同，有些特殊的工业污泥有可能作为资源利用。表征污泥性质的主要参数或项目有：含水率与含固率、挥发性固体、有毒有害物含量以及脱水性能等。1.含水率与含固率含水率是污泥中水含量的百分数，含固率则是污泥中固体或干泥含量的百分数。湿泥量与含固率的乘积就是干污泥量。含水率降低(即含固量的提高)将大大地降低湿泥量。在含水率高、污泥呈流态时，污泥的体积与含固量基本上呈反比关系。通常含水率在85%以上时，污泥呈流态，65%～85%时呈塑态；低于60%时，则呈固态。表20—1所列举的是城市污水处理厂污泥的数量、含水率和比重。当含水率变化时，可近似地用下式计算湿污泥的体积：2.挥发性固体挥发性固体(用VSS表示),是指污泥中在600℃的燃烧炉中能被燃烧，并以气体逸出的那部分固体。它通常用于表示污泥中的有机物的量，常用mg/L表示，有时也用重量百分数表示。VSS也反映污泥的稳定化程度。城市污水处理厂的污泥中含有相当数量的氮(约含污泥于重的4%)、磷(约含2.5%)和钾(约含0.5%),有一定肥效，可用于改善土壤。但其中也含有病菌、病毒、寄生虫卵等，在施用之前应采取必要的处理措施(如污泥消化)。污泥中的重金属是主要的有害物质，重金属含量超过规定的污泥不能用作农肥。工业废水处理厂(站)的污泥的性质随废水的性质变化很大。4.污泥的脱水性能用过滤法分离污泥的水份时，常用指数比抗阻值(r)或毛细吸水时间(CST)评价污泥脱水性能(详见本章第五节)。计算城市污水厂的污泥量时，一般以表20—1所列的经验数据为依据。在已知污泥性能参数的情况下，可用公式如下估算：1.初沉污泥量2.剩余活性污泥量(活性污泥法)可依据第十一章和第十四章中所学的知识，采用下列公式进行计算：(1)剩余活性污泥量以VSS(挥发性固体)计：一般采用0.5~0.6;so——曝气池人流的BOD5,kg/m3;qv——曝气池设计流量，m3/d;K——内源代谢系数，一般采用0.06～0.1d-1;(2)剩余活性污泥量以SS(悬浮固体)计：f——一般采用0.6～0.75。(3)剩余活性污泥量以体积计：P产生的悬浮固体kgSS/d;P——污泥密度，以1000kg/m3计。三.污泥中的水分及其对污泥处理的影响1.污泥中的水分如图20—1,污泥中水的存在形式大致有三种：(1)游离水存在于污泥颗粒间隙中的水，称为间隙水或游离水，约占污泥水分的70%左右。这部分水一般借助外力可与泥粒分离。(2)毛细水存在于污泥颗粒间的毛细管中，称为毛细水，约占污泥水分的20%左右。也有可能用物理方法分离出来。(3)内部水粘附于污泥颗粒表面的附着水和存在于其内部(包括生物细胞内的水)的内部水，约占污泥中水分的10%左右。只有干化才能分离，但也不完通常，污泥浓缩只能去除游离水中的一部分。2.污泥中的水分对污泥处理的影响污泥处理的方法常取决于污泥的含水率和最终的处置方式。例如，含水率大于98%的污泥，一般要考虑浓缩，使含水率降至96%左右，以减少污泥体积，有利于后续处理。为了便于污泥处置时的运输，污泥要脱水，使含水率降至80%以下，失去流态。某些国家规定，若污泥进行填埋其含水率要在60%以下；这就决定了要用板框压滤机进行污泥脱水。污泥含水率与污泥状态的关系，可参见图20—2。第二节污泥的处置及其前处理表20—2所列举的是我国和德国对农用污泥中几种重金属最高含量的2.填埋3.焚烧焚烧可使污泥体积大幅度减小，且可灭菌。污泥灰量大约是含水率75%的4.投放海洋在60%～80%左右，需进一步干化，以降低其重量。干化污泥的含水率一般低第三节污泥浓缩/(m2.h)或kg/(m2·d)];(m₂·h)或ms/(m₂·d)];对于新建厂，无法通过试验求得上述设计参数时，可参考经验数据。表20取其大值。初沉污泥最大水力负荷可取1.2～1.6ms/(m₂·h),剩余活性污泥取浓缩池的有效水深一般采用4m,当采用竖流式浓缩池时，其水深按沉淀部分的上升流速不大于0.1nuI/s计算。浓水物。污泥在机内停留时间只有3min左右，出泥含固率可达4%以上。由于工(>4%)和固体回收率(>90%),一般需要添加PFS(聚合硫酸铁)、PAM(聚丙烯酰达到出泥含固率大于4%、出水(分离液)的SS≤100mg/L的效果。这是与气浮气浮法的10倍。第四节污泥的稳定量减少(通常厌氧消化使25%～50%的污泥固体被分解),减少了后续污泥处理(ThemophilicDigestion)等。高温消化运行的能耗大大高于中温消化，只有当条件非常有利于高温消化或要求特殊时才会采用。根据负荷率，又可分为低负荷率和高负荷率两低负荷率消化池是一个不设加热，搅拌设备的密闭的池子，池液分层，见图20—7。它的负荷率低，一般为0.5～1.6kgV5S/m₃长，停留时间30～60d。污泥间歇进入，在池内经历了产酸、产气、浓缩和上清液分离等所有过程。产生的沼气(消化气)气泡的上升有一定的搅拌作用。池内形成三个区——上部浮渣区、中间为上清液、下部污泥区。顶部汇集消化产生的沼气并导出。经消化的污泥在池底浓缩并定期排出。上清液回流到处理厂前端，与进厂污水混合。高负荷率消化池的负荷率达1.6～6.4kgVSS/m·d或更高，与低负荷率池的区别在于连续运行，设有加热、搅拌设备；连续进料和出料；最少停留10~15d;整个池液处于混合状态，不分层；浓度比人流污泥低。高负荷率消化池常设两级，第二级不设搅拌设备，作泥水分离和缩减泥量之用。参见图20—8。随着工艺的发展，又出现了两相消化工艺。它根据厌氧分解的两阶段理论，把产酸和产沼气阶段分开、使之分别在两个池子内完成见图20—9。该工艺的关键是如何使两阶段分开，方法有投加相应的菌种抑制剂、调节和控制停留时间、1.pH值和碱度厌氧消化首先产生有机酸，使污泥的pH值下降，随着甲烷菌分解有机酸时产生的重碳酸盐不断增加，使消化液的pH值得以保持在一个较为稳定的范围内。由于酸化菌对pH值的适应范