环境生物工程(第二章).doc

本文档系作者精心整理编辑，实用价值高。第二章 废水生物处理工程技术第一节 废水好氧生物处理工程技术一、活性污泥法1. 活性污泥法的概念与基本流程向生活污水注入空气起先曝气，并持续一段时间后，污水中即形成一种絮凝体；这种絮凝体主要是由大量繁殖的微生物群体构成，它易于沉淀分离并使污水得到澄清，这就是“活性污泥”。活性污泥法就是指利用活性污泥微生物处理有机废水的生物处理方法，是目前污水处理技术领域中应用最为广泛的技术之一。活性污泥法由英国人Ardern和Lockett于1914年创立，活性污泥法基本流程如下：活性污泥处理系统主要由活性污泥反应器即曝气池、二次沉淀池、污泥回流系统和曝气及空气扩散系统组成。曝气池的形式基本有两种，即传统的推流式(plug flow)和完全混合式(complete mixing)；传统活性污泥法采用废水与活性污泥同时进入曝气池，向前方回旋推进，直至末端。曝气池中微生物经历了整个生长周期，处理效果很好且稳定，去除率可达90%-95%，特别适于处理程度和处理稳定度皆要求高的污水。不足的是池体占地较多，抗冲击力较差，为避免进水端缺氧则进水浓度不能太高。后一种通常采用圆形曝气池，废水和活性污泥充分混合，充氧充分，高浓度废水得以充分稀释，能忍耐较大冲击负荷。不足之处在于污水停留时间短，微生物始终处于指数生长期，处理效果一般比推流式差。完全混合式曝气池推流式曝气池 活性污泥法处理系统就是自然界水体自净的人工模拟，是对水体自净作用的强化。活性污泥法不仅要为微生物生长繁殖提供适宜的环境条件，更是为它们设置能够高效发挥其吸附、吸收和氧化污染物能力的场所。活性污泥虽然因处理目的和对象的不同而有着多种运作方式和工艺，但它们的基本特征是相同的，如 利用生物絮凝体为生化反应的主体物； 利用曝气设备向生化反应系统分散空气或曝气，为微生物提供氧气； 对体系进行混合搅拌以增加接触和加速生化反应传质过程； 采用沉淀去除生物体，降低出水中微生物的固体含量； 通过回流使在沉淀池浓缩的活性污泥微生物返回到反应系统； 为保证系统内生物细胞平均停留时间的稳定，经常排出一部分生物固体，即剩余污泥。活性污泥处理系统有效运行的基本条件：废水中含有足够的可溶性易降解有机物，作为微生物生理活动所必需的营养物质；混合液中有足够的溶解氧；活性污泥在池内呈悬浮状态，能够充分与废水相接触；活性污泥连续回流、及时地排除剩余污泥，使混合液保持一定浓度的活性污泥；没有对微生物有毒害作用的物质进入。正常的活性污泥的外观上为呈黄褐色的絮绒颗粒状，又称为生物絮凝体，其粒径一般为0.020.2。活性污泥具有较大的表面积，每毫升活性污泥的表面积约为201002 。活性污泥含水率很高，一般都在99%以上，其相对密度可因含水率不同而异，一般为1.0021.006。除了大量的微生物外，活性污泥中还夹杂着由污水带入的有机和无机固体物质。有机固体物质中包括某些惰性的难为细菌摄取、利用的难降解物质。活性污泥由4部分物质构成：具有活性的微生物群体；微生物自身氧化的残留物；原污水挟入的不能为微生物降解的惰性有机物质；原污水挟入的无机物质。2. 活性污泥中的微生物废水中所含的可溶性有机物不能作为微小动物的营养源；因此，废水中的净化机能虽然可看作是利用直接接种的细菌或真菌等腐生动物营养型微生物的作用；但实际上如果没有原生动物、袋形动物等完全动物营养型微生物存在时，也达不到废水净化的目的。活性污泥为300-1000的不定形细菌的絮凝体，无数微小动物附着于其中。将曝气池的混合液静置约5-10分钟，上清液就会与污泥分离；30分钟后，若活性污泥很好，则上清液会变得透明。曝气池内活性污泥中出现的微小生物最大约1左右，主要是细菌和原生动物；有些种类活性污泥中也会出现真菌和微小动物。2.1细菌废水中直接摄取可溶性有机物的生物以细菌为主。菌胶团细菌：构成活性污泥絮凝体(floc)的细菌群称为菌胶团菌，它们是构成活性污泥絮状体的主要成分，有很强的吸附氧化有机物的能力。絮状体的形成可使细菌避免被微型动物所吞噬，性能良好的絮凝体是活性污泥絮凝、吸附和沉降功能正常发挥的基础。能形成絮凝体的细菌最早由Butterfeild (1935)从活性污泥中分离得到。这类细菌能形成胶状物，使细菌胶合在一起形成指状菌胶团，后被定名为的生枝动胶菌(Zoogloea ramigera)，为无芽孢杆菌，极生鞭毛，能运动，可形成糖被，能利用碳水化合物、明胶、酪素和蛋白胨，无硝化作用，不产生硫化氢；菌株在灭菌的污水中通气纯培养能形成良好的絮状体。实际的活性污泥中出现典型的Zoogloea 絮凝体的为数不多，一般而言，大多是以多种类细菌(如动胶杆菌属)构成的絮凝胶团。丝状细菌：是活性污泥微生物的重要成分，它们交织于菌胶团内或附着于絮凝体表面。常见的如球衣菌属、贝氏硫细菌、发硫细菌属、透明颤菌科、发亮菌属、线丝菌属等。丝状细菌有很强的氧化分解有机物的能力，在污水净化中起着一定的作用。但在某些情况下会出现过量异常增殖时，则会引起污泥膨胀(bulking)现象，导致终沉池中固液相不能分离，造成出水水质下降。此外，污泥中常见的细菌种类以无色菌属(Achromobacter)、产碱属(Alcaligenes)、芽孢杆菌属(Bacillus)、黄细菌属(Flavobacterium)为多。2.2 原生动物 原生动物与细菌都是在废水中起净化作用的主要成员，并且是污泥处理效率的重要指示生物。活性污泥中虽然含有多种不同的动物，但以纤毛虫占多数(有80之多)。2.3 真菌类 活性中真菌类主要是腐生或寄生的丝状菌，如毛霉属(Mucor)、根霉属、曲霉属、青霉属、黏帚霉属、瓶霉属、芽枝霉属、短梗霉属、木霉属、地霉属等。酵母类的假丝酵母属(Candida)，Phodotorula 等。2.4 原生动物 原生动物对污水净化也起着重要作用，而且可作为处理系统运转管理的一种指标。活性污泥系统启动初期，混合液中细菌居多，处理水水质欠佳，此时出现的原生动物最初为肉虫类(变形虫)占优，随后出现的是以游泳型的纤毛虫类(草履虫、肾形虫、豆形虫)为主。当活性污泥菌胶团培育成熟，结构良好，活性较强，成为处理系统微生物的主要存在形式时，处理水水质良好，此时出现的原生动物则以带柄固着型的纤毛虫(如钟虫、等枝虫、独缩虫、聚缩虫和盖纤虫)为主。2.5 微小后生动物 活性污泥中出现的微小后生动物有轮虫类(Rotataria)与线虫类(Nematoda)和寡毛类。常出现的轮虫类有转轮虫、旋轮虫、腔轮虫、鞍甲轮虫、椎轮虫、狭甲轮虫等；线虫类有矛线虫属（Dorylaimus）、小杆线虫（Rhabditis）、双胃线虫（Diplogaster）、杆线虫属(Rhabdolaimus)等；寡毛类以颤蚯蚓为代表。这些后生动物常摄食污泥中细菌、原生动物残骸的碎片。3. 活性污泥的净化反应 活性污泥系统对有机物的降解是通过几个阶段和一系列作用完成的。3.1 絮凝、吸附作用 正常发育的活性污泥微生物细胞内的生物大分子聚合物是带有电荷的电介质，由这些微生物形成的生物絮凝体都具有生物、物理、化学吸附作用和凝集、沉淀作用，在其与废水中呈悬浮状和胶体状的有机污染物接触后，能够使后者失稳、凝集，并被吸附在活性污泥表面被降解，这即其“活性”所在。活性污泥具有很大的表面积，能够与混合液广泛接触，在较短时间内(15-40min)通过吸附作用，就能够去除污水中大量的呈悬浮和胶体状态的有机污染物，使废水的BOD或COD大幅度下降。 小分子有机物能够直接在运转酶的催化下透过细胞壁被摄入细菌细胞内；但大分子有机物则首先被吸附在细胞表面，在水解酶作用下分解成小分子再摄入细胞内。一部分被吸附的有机物可能通过污泥排放被清除。3.2 活性中微生物的代谢及其增殖规律可代谢有机物+O2能量+无机物(CO2、NH3、H2O)能量+无机物(CO2、NH3.)合成细胞物质(C5H7NO2)残留物氧化微生物1/3合成氧化(+O2)微生物内源呼吸20%2/380%好氧处理过程中的微生物学机制 活性污泥中的微生物将有机物摄入体内后，以其作为营养代谢物加以代谢。在好氧条件下代谢按两个途径进行，合成代谢与分解代谢。同时微生物细胞物质也进行自身的氧化分解，即内源代谢或内源呼吸。当废水中物质充足时合成代谢占优势，内源代谢不明显；当有机物浓度大大降低或巳耗尽时，微生物内源呼吸作用就成为向微生物提供能量、维持其生命活动的主要方式。在温度适宜、溶氧充足且不存在抑制物质的条件下，活性污泥微生物的增殖速率主要取决于微生物与有机基质的相对数量，即有机基质(F)与微生物(M)的比值(F/M)。它也是影响有机物去除速率、氧利用速率的重要因素。在推流式曝气池内，有机物与活性污泥在数量上的变化规律与间歇培养相同，只是其变化是从池始端到终端这一空间内进行的。3.3 活性污泥的絮凝、沉淀与浓缩 活性污泥系统净化废水的最后程序是泥水分离，这一过程在二次沉淀池或沉淀区内进行的。良好的絮凝、沉降与浓缩性能是正常活性污泥所具有的特性。活性污泥在二次沉淀池的沉降，经历絮凝沉淀、成层沉淀与压缩等过程，最后在池的污泥区形成浓度较高的作为回流污泥的浓缩污泥层。活性污泥的沉降性能指标 正常的活性污泥在静置状态下，于30min内即可基本完成絮凝沉淀与成层沉淀过程，并进入压缩(浓缩)过程。浓缩过程比较缓慢，要达到完全浓缩，需时较长。一般用以活性污泥静置沉淀30min为基础的两项指标来表示其沉降-浓缩性能，即污泥沉降比和污泥体积指数。污泥沉降比(SV)又称30min沉淀率；为混合液在量筒内静置30min后所形成沉淀污泥的容积占原混合液容积的百分数，以%表示。污泥沉降比能够反映曝气池正常运行时的污泥量，可用于控制剩余污泥的排放量，还能够通过它及早尽责污泥膨胀等异常现象的发生。污泥沉降比测定方法比较简单，且能够说明问题，应用广泛，是评定活性污泥质量的重要指标之一。通常曝气池混合液的沉降比正常范围在15%-30%。污泥体积指数或称污泥指数(SVI)的物理意义是曝气池出口处的混合液经30min静沉后，每克干污泥所形的沉淀污泥所占的容积，以毫升(ml)计。其计算式为SVI=SV(ml/L)MLSS(g/L)式中：SVI值的单位为ml/g，但一般都只说数字，把单位简化。SVI值能够反映出活性污泥的凝集、沉淀性能；通常当SVI100时，沉淀性能良好；当SVI=100200时，沉淀性能一般；当SVI200时，沉淀性能较差，污泥易膨胀。一般控制在50-150为宜(污水性质不同时，该指标也有差异)。成影响活性污泥凝集与沉淀性能的因素较多，其中以原废水性质为主。此外，水温、pH、溶解氧浓度以及活性污泥的有机物负荷也是重要的影响因素。 活性污泥的数量指标 活性污泥的一般用活性污泥浓度表示(即质量浓度)，混合液悬浮固体 (MLSS) 浓度和混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)浓度是两个通用指标。MLSS浓度又称混合液污泥浓度，它表示在单位容积混合液内所含有的活性污泥固体物质的总质量，单位是ml/L。用MLSS表示微生物量是不够准确的，因为它包括了活性污泥吸附的无机惰性物质，这部分物质没有生物活性。但由于测定方法比较简单，工程上仍然常用来表示活性污泥微生物数量的相对值。MLVSS浓度是指混合液活性污泥中有机固体物质的浓度，单位与MLSS相同。MLVSS能够比较准确地反映活性污泥活性部分的数量。但其中仍然包括微生物自身氧化的残留物和不能被微生物降解的惰性有机物质等，所以其表示的仍然是活性污泥数量的相对值。 通常MLVSS/MLSS值比较固定，对于生活污水，其约为0.75。4. 影响活性污泥活性的因素4.1 溶解氧 活性污泥微生物以好氧菌为主，在混合液中保持一定浓度的溶解缾至关重要。对混合液中的游离细菌而言，溶解氧保持0.3mmg/L的质量浓度即可满足要求，但溶解氧必须扩散到活性污泥絮凝体的深处。为了保证活性污泥系统正常运行，在混合液中必须保持质量浓度在2mg/L以上的溶解氧，而且以曝气池的出口处为准。溶解氧过高会大量耗能而不经济；溶解氧过低则可诱发丝状菌的大量繁殖，进而引起污泥膨胀现象的发生。4.2 水温 活性污泥微生物的生理活动与周围的温度密切相关，微生物酶系统酶促反应的最佳温度是20-30。在这个温度范围内，微生物生理活动旺盛；高于或低于这个温度范围，就会使活性污泥反应进程受到影响；若高于35或低于10，对有机底物代谢功能的影响就会更大一些；如果高于45或低于5，反应速率可能降到最低程度，甚至可能完全停止。但如果水温的降低是缓慢的，微生物逐步适应了这种变化，即所谓受到了温度降低的驯化，这样即使水温降低到6-7，通过采取一定的技术措施(如降低负荷、提高活性污泥与溶解氧的浓度以及延长曝气时间等)，仍能取得良好的处理效果。4.3 营养平衡 保持活性污泥微生物良好的代谢状态，除了需要适宜的理化环境条件外，还需要均衡的营养保障；其中元素碳在量上是以污水中的BOD值表示。微生物对氮磷的需求量可按BODNP=10051来考虑（生活污水）；经过物理处理后，由于BOD值的降低，氮磷质量浓度的相对值有所提高，这样进入活性污泥处理系统的污水，其BODNP1002025。当废水中的氮磷不能满足活性污泥微生物生长的需要时，可向反应器内投入适量的氮磷等营养物质（如硫酸铵、硝酸铵、尿素或氨水；过磷酸钙、磷酸等）。4.4pH值活性污泥微生物最适应的pH值是6.58.5。低于6.5时有利于真菌的生长繁殖；低至4.5时，真菌将完全占优势，活性污泥絮凝体遭到破坏，产生污泥膨胀现象，原生动物完全消失，处理水质恶化。如果pH值高于9时，菌胶团可能解体，活性污泥絮凝体将遭到破坏。活性污泥微生物的代谢活动也能改变环境的pH值，如微生物对含氮化合物的利用，或由于脱氨作用产酸而使环境pH下降；或由于脱羧作用产生碱性胺而使环境pH上升。因此，活性污泥混合液本身具有一定的缓冲作用。4.5 BOD负荷率 也称活性污泥系统的有机负荷率，它表示曝气池内单位质量的活性污泥在单位时间内所承受的有机基质量，即F/M值BOD/MLSS，单位kg/(kg.d)。 提高有机负荷率将加快活性污泥增长速率和有机底物的降解速率，可使曝气池容积缩小，在经济上是适宜的(但未必能达到受纳水体对水质的要求)。负荷率过底则有机底物的降解速率降低，若要使处理后的废水达到排放要求，就需要加大曝气池容积。4.6 有毒物质 对微生物有害的有毒物质会影响废水的生物处理，有毒物质对微生物的毒害作用主要表现在使细菌细胞的正常结构遭到破坏以及使菌体内的酶变性失活。污水生物处理中常见的有毒物质有： 重金属离子，如铅、镉、铬、砷、铜、铁、锌等； 有机物类，如酚、甲醛、甲醇、苯、氯苯、染料等； 无机物类，如硫化物、氰化物、卤族元素等；有毒物质的毒害作用常与水温、pH值、溶解氧等因素有关，也与微生物的数量、是否经过驯化过程及是否存在其他有毒物质等有关。5. 活性污泥系统的主要运行方式 经历几十年的发展，当今的活性污泥处理系统已成为相对完整、充实的废水生物处理系统，其体现在多种流态和池型的反应器-曝气池；多种各具特色的运行方式和系统；多种适应不同需求的曝气装置和充氧方式。 根据混合液在曝气池内的流态，曝气池可分为推流式和混合式两种。 推流式曝气池 曝气池表面呈长方形，废水从池首端进入，在曝气和水力的推动下，混合液均匀地向前流动，并从池尾端流出。其间，混合液内影响活性污泥净化功能的各种因素(如F/M值、活性污泥微生物的组成和数量、基质的组成和数量等)都在连续地变化；有机物降解速率、耗氧速率等也在连续变化。推流式曝气池一般呈廊道型，廊道长宽比应不小于5：1。推流式曝气池的优点：曝气池的任何两个断面都存在有机基质的浓度梯度，因而存在着基质降解动力，BOD降解菌为优势菌，可避免产生污泥膨胀现象；运行灵活并可采用多种运行方式。完全混合式曝气池 废水进入池后，即与池内原有混合液混合。池内混合液的组成、F/M值以及活性污泥微生物的数量等参数是完全均匀一致的，有机物降解速率、耗氧都是不变的，而且池内各部位都是相同的。完全混合曝气池的特点：由于池内混合液对废水起到了稀释的作用；因此，这种曝气池能够承受高浓度废水，对冲击负荷有一定的适应能力；需氧全池要求相同，能够节省动力；可使曝气池与沉淀池合建，无需单独设置污泥回流系统，易于运行管理。二、吸附生物降解法B段A段 吸附生物降解法(adsorption biodegradation),简称为AB工艺，是德国亚琛大学B.Bohnke教授于20世纪70年代中期所发明，80年代初开始应用于工程实践。其是在传统的两段活性污泥法(Z-A法)和高负荷活性污泥法的基础上开发的，属超高负荷活性污泥法。到2000，欧洲已有50余座污水处理厂采用了这项技术。1. AB法工艺流程AB法工艺流程的主要特征包括如下： A段污泥负荷很高， BOD5/MLSS可达2-6kg/(kg.d)，约为常规法的10-20倍，泥龄短(0.3-0.5d)，水停留时间约为30min，B段污泥负荷较低，BOD5/MLSS为0.15-0.30kg/(kg.d)，停留时间约为2-3h，泥龄15-20d，溶解氧含量为1-2mg/L。 A段和B段的微生物群体特性不明显，并通过互不相关的两套回流系统严格分开。A段的活性污泥全部是细菌，其世代很短，繁殖速度很快，繁殖时间为20min，相当于每天72个世代。B段的微生物主要为菌胶团、原生动物和后生动物。 不设一沉池，使A段成为一个开放的生物动力学系统。 A段可以根据污水组分的不同实行好氧或缺氧运行。 AB工艺是一种新型的活性污泥法，对BOD、COD、SS、磷和氨氮的去除率一般均高于常规活性污泥法，且可节省基建投资约20%，节约能源15%左右。AB工艺突出的优点是A段负荷高，抗冲击负荷能力很强，对pH和有毒物质具有很大的缓冲作用，特别适于处理浓度较高、水质水量变化较大的污水；既适用于新建污水处理厂，又适合改建旧处理厂。2. AB工艺机理与特征 2.1 AB工艺对BOD、COD和SS的去除。 A段是AB工艺的主体，对整个工艺起关键作用。Bohnke认为A段主要通过絮凝吸附作用去除BOD，而靠氧化分解去除BOD所占比例较小。据其对许多AB法污水处理装置的调研测试结果，A段所去除的BOD中，2/3属生物吸附，1/3为生物降解。中国市政工程华北设计院结合某污水处理工程所做试验也同样表明，A段污泥具有很强的吸附能力和良好的沉淀性能；A段对有机物的去除不是以细菌快速增殖降解作用为主，而是以细菌的絮凝吸附作用为主；静态试验表明原污水中存在大量巳适应原污水的微生物，这些微生物具有自发絮凝性。当它们进入A段曝气池后，在A段内原有菌胶团的诱导下很快絮凝在一起，成为A段污泥的组成部分，具有较强的吸附能力和极好的沉降性能。被絮凝的微生物量与A段污泥浓度有关，污泥浓度低于1g/L时，絮凝效果差。A段的BOD去除诣可变的，根据污泥负荷和运行方式进行调节，A段的BOD去除率范围在40-70%。除了去除BOD、COD外，磷和氮类营养物质也有一定的去除，其去除率超过沉淀池。由于A段的污泥产率高，吸附能力强，重金属和一些难降解物质亦可通过排泥去除。 2.2 A段对难降解物质的去除 对于城市污水与工业废水混合水或只是工业废水，其中往往含有许多难降解物质，如多环芳香族化合物、卤代烃。若用完全好氧方法处理，不仅消耗大量氧气，而且BOD去除率往往达不到要求指标。进水中难降解物质含量高时，若对A段实行缺氧运行，此时A段中的部分微生物能通过厌氧消化和不完全氧化等方式把BOD5检测不出，COD可以检出的难降解有机物转化成BOD5易检出的易降解有机物，这种转化在好氧条件下则难以实现。 根据Bohnke等的研究，A段出水的BOD5/COD值与进水BOD5/COD相比较，其变化幅度很大(-40%- +15%)。负值表明BOD5去除率大于COD去除率，降解方式与常规好氧氧化相同；正值表明污水的可生化性有所提高，一部分难生物降解物质已被成易降解物质。有研究检测到A段兼性厌氧运行时，高分子脂肪烃化合物和芳香族化合物被转化成短链化合物。难降解化合物的转化需要3个基本条件：兼性厌氧运行，特定种类的微生物和可转化的难降解物。前两个条件可通过人为控制A段环境获得，条件3则取决于原水的化合物组成，实际上仅某些种类的难降解化合物能在兼性运行时转化成易降解物，许多种类的难降解物是难以兼性转化的。我国城市污水中工业废水据点比例较大，且多数工业废水未经有效的预处理(造纸和印染废水为甚)，造成城市污水水质复杂多变，所含难降解物质种类繁多，浓度较高，在兼性运行条件下，BOD5/COD往往得不到改善。另一方面，A段在DO低于0.5mg/L条件下，长期连续运行也是不合理的，其原因是好氧增殖活动不仅促进A段的生物絮凝作用，而且是保证A段正常运行的必要条件；兼性运行将会导致生物絮凝作用减弱和代谢产物的阻遏作用，从而使A段处理效率降低。因此A段实行兼性和好氧交替运行，能够获得BOD5/COD值的改善和保证A段处理效果。2.3 A段的抗冲击负荷能力 A段中的微生物群体对有机污染物和毒物的冲击负荷有显著的缓冲能力，冲击负荷停止后A段能很快地恢复正常，因此A段的存在使进水水质的变化、污染物和有毒物质的冲击负荷不影响后续工艺的稳定运转。A段的抗冲击负荷能力除了与吸附作用有关外，还与下面两种生物学过程密切相关。 微生物突变 活性污泥中的任何细菌群体都能以各种各样的方式对环境变化作出反应。新环境形成的初期，不适应新环境的细菌死亡，随后从系统中消失。与此同时，新环境为其它细菌的优势增殖提供了有利条件。适应性细菌的重要来源是突变，致突变物质能导致突变，即遗传物质发生变化。这些突变中仅千分之一是能存活的正突变，其余都是致死突变。除X射线和Y射线外，亚硝酸盐等化学物质也是诱变物质。污水中普遍存在的酸、碱和有毒物质的长期影响也能诱发突变。突变为活性污泥适应新环境、降解难降解物质提供了生物遗传学基础。质粒的转移 A段污泥对毒物的抗性则多来源于质粒。在医疗方面，质粒转移往往造成抗药性基因的迅速传播，从而造成医疗困难，AB工艺中的A段环境特别有利于质粒的转移。质粒是环形的DNA分子，它们不受染色体支配，能侵入菌体并利用菌体的复制系统自我复制增殖。质粒普遍携带抗性基因，有的质粒还携带一般细菌不具备的特殊基因，如降解PCB的基因。众多的质粒构成了细菌的抗性基因库和降解特殊有机物的基因库。在选择性工艺环境中(如冲击负荷)，质粒的抗毒性基因和降解特殊物质基因赋予细菌明显的优势。在正常的细胞分裂中，质粒能传给子细胞。质粒还能通过接合作用以携质粒细菌转移到无质粒细菌内，接合过程不受细菌种属和质粒来源的限制，A段中高密度悬浮细菌的存在对接合有利。在A段中占优势地位的肠道细菌的接合过程需花费1.5-2.0h。假设A级泥龄为8h，那么在A段微生物中至少能发生4次接合，在此期间约10%的细菌受到质粒侵入。质粒在活性污泥中的传播，提高了活性污泥对环境变化、特别是化学变化的抗性。对污水处理厂(特别是工业废水处理厂)来说，处理效果和工艺稳定性的好坏与质粒的存在与否密切相关。2.4 AB工艺与氮、磷去除由于水体富营养化和水资源短缺问题日益严重；许多污水必须经过除磷脱氮处理，然后排入水体或回用。如果用其它工艺取代AB工艺的B段，可以使AB工艺具有深度处理效果。 具有脱氮功能的AB工艺 在这类工艺中，B段由好氧工艺变成前置反硝化工艺(例如缺氧/好氧工艺)。 A段对氮和有机物的去除比常规机械处理高许多倍(A段的超高负荷运行)，污水经A段对氮和有机物的去除后，出水BOD 5 /T-N比值(3左右)得到最优调节(对反硝化来说)，明显改善了B段的硝化条件，为B段的硝化作用创造了有利条件，使B段污泥中硝化菌比例明显提高，硝化速率随之大幅度提高，曝气区体积可以相应降低。但A段中BOD5和氮的去除不是按同一比例下降的，硝化作用要消耗污水中的碱度，大约每硝化1mg/L的氨氮要破坏7.2mg/L的碱度(以CaCO3计)，反应式： NH4+ 2CO2 + 2HCO3- NO3- + 2H2CO3 + H2O碱度由于氨的氧化而被破坏，产生二氧化碳(H2CO3为液相)。硝化作用使污水的pH下降，进而对硝化速度产生影响。当B段硝化反应所需碱度不足而又需去除总氮时，就必须进行反硝化作用。Bohnke认为，对于AB法而言A段以超高负荷运行，污水经A段处理后尚有保证反硝化的BOD5/T-N的值，A段在兼性运行时，A段出水BOD5/COD比值甚至有所上升，可使反硝化所需BOD5/T-N比值得到优化调节。有试验结果表明B段污泥中，反硝化菌比例比常规生物脱氮系统的污泥高，反硝化率高23倍，例如，Krefeld污水处理厂(德国北莱茵-威斯特法伦州的一个中等城市)的B段污泥在无外加碳源的情况下反硝化速率为6.3mg NO3 -N/gMLSSh。由于具脱氮功能的AB工艺硝化和反硝化速率高，工艺总体积比常规生物脱氮工艺节省20%左右。 具有除磷功能的AB工艺 AB法中A段的产泥量很高(约占总产泥量的80%)，由于污泥含磷量较高，排泥量大，A段能去除进水总磷的2050%。Krefeld污水处理厂在正常运行不投加化学品情况下，其除磷效果可达70%左右，若在B段投加少量化学品(如铁盐)，则除磷效果可达90%以上。如果把B段换成厌氧/好氧(A/O)除磷工艺，工艺终沉出水的磷浓度将很低(0.5mg/L以下)。也可以在B段中增设化学法除磷。前者的投资费用比普通活性污泥法低10%左右，后者则高520%。前者的运行费用比普通活性污泥法低1020%，后者则高10%以上。 AB工艺与生物除磷脱氮工艺的结合 城市污水处理厂可采用这类工艺，工艺流程由A段加生物除磷脱氮工艺(如A/A/O改良工艺)构成。对原污水水质波动大，BOD5 和BOD5/T-N比值高的污水来说，A段的设置为后续工艺提供了强有力的保护作用，使工艺的稳定性和节能效果均得到提高，且保证了处理效果达到要求。2.5 AB工艺的污泥特性与产率 A段活性污泥具有以下主要特征： 在极短时间内即可将污水中含有的原污泥完全活化，形成的外形较为均匀的污泥，其絮体呈黑裼色，沉降速度快，在通常情况下SVI值小于50； 污泥絮体由结构均匀的细菌菌胶团组成，无真核微生物和原生动物长条；个别絮体呈纤维状； A段的污泥有不少趋于形成辫状物，这种辫状物的大小与细格栅滤物基本相同； A段活性污泥的有机组分高于传统活性污泥法的活性污泥； A段活性污泥絮体具有良好的吸附、絮凝和沉淀性能，可以认为其本身就是一种自然絮凝剂和沉淀剂； A段中的大部分细菌一般都嵌于一种黏性物质上，从各种现象看，这种黏性物质可能是一种营养物质； 原污水经A段短时间处理后，生物降解性得到改善。有研究表明，A段污泥中大部分细菌属于大肠杆菌属，A段的细菌组成与B段基本相同，但所占百分比不同，A段污泥的细菌总活性明显高于B段，在降解聚合物的活性方面A段细菌比B段细菌高90%。A段污泥的组成可分成三个部分： 大部分不可沉淀的悬浮物在A段中与活性污泥絮体相互结合而去除，成为A段污泥的组成部分； 可沉淀物质在中沉池中发生沉淀，其去除率与初沉池基本相同； A段微生物对污水中有机物的吸附和降解形成的污泥。三、序批式活性污泥法 序批式活性污泥法(sequenceing batch reactor，简称SBR)是一种间歇运行的污水生物处理工艺。20世纪70年代，美国Natra Dame 大学的Irvine等在实验室对SBR法的基本运行特性作了研究，在美国环保署的支持下，于1980年把印地安纳州南部的Culver城市污水厂改建成SBR系统，得到令人鼓舞的结果，就此引起了各国对SBR污水处理工艺的注意。我国自1985年建成首座处理肉类加工污水的SBR系统后，又陆续在城市污水、鱼品、家禽、肉类加工污水、制药污水和游乐场生活污水等处理工程中建造了SBR系统。1. SBR法的一般流程、机理和过程 SBR对水中BOD的去除机理为：反应器内预先培养驯化一定量的活性微生物(活性污泥)，当废水进入反应器与活性污泥混合接触并有氧存在时，微生物利用废水中的有机物进行新陈代谢，将有机物转化为CO2、H2O等无机物，同时微生物细胞增殖；然后将活性污泥与水进行沉淀分离，废水得到处理。该方法由一个或多个SBR池组成。运行时，从污水分批进入池中，经活性污泥净化，到净化后的上清液排出池外，即完成一个运行周期。每个周期可分为进水期、反应期、沉降期、排放期和闲置期。 1.1 进水期 是反应器接纳废水的过程。废水流入与前反应器中剩余活性污泥形成混合液，这起到了传统方法中污泥回流的作用。在进水期，反应器可以有不同的操作方式：全过程曝气；全过程搅拌；既不曝气也不搅拌；前半程搅拌和后半程曝气。1.2 反应期 反应器进水完毕，达到最高水位时，开始曝气，即反应期，这是达到有机物去除的主要工序，微生物一般要经历从生长到衰亡的全过程。在有机物去除的同时，反应期还能发生氨氮的硝化反应和除磷菌对磷的过度摄取。1.3 沉淀期 在完成有机物和氮磷去除的反应期后，停止曝气和搅拌，活性污泥絮体进行重力沉降和固液分离，即沉淀期。该工序相当于二沉池，但SBR中污泥的沉淀则是在完全静止状态下的理想沉淀，因而有比传统法二沉池更高的沉淀效率。1.4 排水期 在排水期开启排水装置，排除污泥沉降后的上清液，恢复到处理周期开始时的最低水位。反应器底部沉降的活性污泥大部分作为下个处理周期的回流污泥使用，剩余污泥引出排放，反应器剩余的部分处理水可以起到循环和稀释的作用。1.5 待机期 排水之后到下个周期开始之前的时间称为待机期或闲置期。它是整个运行周期的机动，目的在于灵活调节周期内的时间，使之便于运行。 SBR法运行控制可通过定时器或液位计实现。在SBR一个运行周期内不同工序所需时间各不相同，一般情况下进水时间在14h，曝气时间612h，沉降时间0.51h，排水0.51h，闲置排泥0.51h。 2. 反应器构造 SBR系统包括进水装置、曝气装置、出水装置(滗水器)、排泥装置及池体、泵房、鼓风机房等。前五部分是一个SBR反应器最基本的部件，曝气和出水装置是SBR反应器成功运行的关键部分。曝气装置由鼓风机、空气管路、扩散装置组成。扩散装置安装在反应器底部，将空气分散成微小气泡由池底上升至水面，气泡在上升过程中氧气转移到水中供活性污泥微生物需要。SBR系统由于集中大流量排水，所以排水系统应该排水通暢，能满足工艺要求的出水量，减少排水时间，并且不带出污泥，便于程序控制器控制，构造简单，造价底，性能稳定。3. SBR法的基本特点 对水量水质变化的适应性强，运行操作灵活。 有机质的去除特性 序批式反应为非稳定反应，反应过程受进水和供氧等多种因素的制约。如某肉联厂一组反应池有效容积为900m3，进水期前，反应池内有活性污泥混合液500m3，MLSS浓度5,750mg/L，进水持续6h，分4次进水，各次进水的COD分别为2,080mg/L、1,400 mg/L、2,000 mg/L和1,590 mg/L。在进水期结束后，COD值巳降到100 mg/L以下，COD去除率达90%以上。 SBR在沉淀时没有进出水流的动态干扰，是一种理想的静态沉淀，固液分离效果好，容易获得澄清的出水。有调查证明，SBR出水BOD5一般不超过10 mg/L，SS浓度不大于10 mg/L。SBR去除的COD 总量较常规法为高(因为SBR系统是在非稳定态条件下运行，反应池内生物相复杂，微生物种类多)。另外，SBR耐冲击负荷强。高浓度污水是逐渐进入反应器，且反应器的原污水只占反应器容积的2/3左右，有稀释作用。一个SBR反应器在进水时相当于一个均化池，在不降低出水水质的情况下，可以承受高峰流量和有机物浓度的冲击负荷，尤其是采用非限制曝气运行方式，更能大大提高SBR处理有毒有机废水的能力。 硝化和反硝化作用 SBR系统可以实现硝化和反硝化。有试验结果表明，进水水质：COD 423 mg/L TKN 29.4 mg/L NH+4-N 18.0 mg/L MLVSS 4，558 mg/L 供氧率 41.6kg/h出水水质：TKN去除率达92%，NH+4-N未检出，NOT-N为6.1 mg/L，总氮去除率近73%。 在SBR系统中，进水初期高浓度的有机质进入残留于池内的游离氧首先被消耗，反硝化菌以污水中碳源作为电子供体把池内残留的NOT-N还原成元素氮。另外，由于进水期活性污泥对高浓度基质的吸附，并以多聚物形式贮存起来，当反应液中有机质去除达到部分硝化后，减少或停止向系统提供游离氧，则贮存性碳源释放。利用这些贮存碳，就可进行SBR法所特有的贮存性反硝化作用。 生物除磷 SBR系统能有效地实现生物除磷。在磷的循环中起作用的是一些厌氧的产酸菌和兼性的聚磷菌。由于SBR系统可方便地满足好氧、缺氧和厌氧条件，使生物除磷成为可能。进水期开始时，高浓度有机质进入系统，活性污泥的氧吸收率极大，游离氧和残留的结合态氧相继被消耗，系统由好氧、缺氧进而进入厌氧状态。在厌氧条件下，一些兼性的好氧菌把贮存的以高能键聚合的多聚磷部分转变成ATP以供生长所需的能量，部分释放到胞外并在一些产酸菌的作用下转变成正磷酸盐。进水期结束后，系统逐渐进入好氧状态，处于磷饥饿状态的这些积磷菌会大量吸收磷。当SBR系统的一个运行周期结束后，活性污泥处于缺氧/厌氧的闲置期，或进入下一个运行周期，使积磷菌再次处于缺氧和厌氧状态，完成生物除 循环。四、生物滤池 生物膜法是与活性污泥法并列的一类废水好氧生物处理技术，又称固定膜法。它是土壤自净过程的人工化和强化，主要用于去除废水中溶解的和胶体的有机污染物。采用这种方法的构筑物有生物滤池、生物转盘、生物接触氧化池和生物流化床等。 生物滤池可分为普通生物滤池(滴滤池或低负荷生物滤池)、高负荷生物滤池、塔式生物滤池及活性生物滤池(ABF)。 1. 生物滤池的基本原理与特点 1.1 生物滤池的基本原理 在滤池内设置固定的滤料，当废水自上而下滤过时，由于废水不断与滤料相接触，因此微生物就在滤料表面繁殖，逐渐形成生物膜。生物膜是由多种微生物组成的一个生态系统，从废水中吸取有机污染物作为营养源，在代谢过程中获得能量，并形成新的微生物机体。 当生物膜形成并达到一定厚度时，氧就无法透入生物膜内层，造成内层的厌氧状态，使的附着能力减弱。此时在水流的冲刷下，生物膜开始脱落。随后在滤料上又会生长新的生物膜，如此循环往复。废水流经生物膜后，水质得以净化。回流二 次沉淀池生物滤 池 出水 进水初 次沉淀池生物滤池系统的基本流程如图示。废水先进入初沉池，在去除可沉降性悬浮固体后，再进入生物滤池。经生物滤池净化的废水连同滤池上脱落的生物膜流入二沉池，再经固液分离，排出净化后的废水。普通生物滤池不需回流，但高负荷滤池与塔式滤池通常都需要回流。在增大有机负荷的同时增大水力负荷，促进膜的更新，从而提高处理效率。1.2 生物滤池的主要特征 生物滤池内的滤料是固定的，废水自上而下流过滤料层。由于和不同层面生物膜接触的废水水质不同，因而微生物组成比不同。上层以细菌为主，中下层细菌量逐渐减少，原生动物微型后生动物逐渐增多。每个层面都生长着适应于流到该层废水水质的微生物群。因而，生物链较长，污泥量少；当负荷低时，出水水质可高度硝化，运行简便，且依靠自然通风供氧，运行费用低。2. 生物滤池的构造 生物滤池由滤床(池体与滤料)、布水装置和排水系统三个部分组成。2.1 池体 普通生物滤池20世纪三四十年代前常是方形、矩形，但自创造了旋转布水器后，新设计的普通生物滤池大多采用圆形，高负荷生物滤池通常都为圆形。池壁可筑成带有孔的或不带孔洞的两种。有孔洞的池壁有利于滤料内部通风，但在冬季易受低气温的影响。为防止风力对池表面均匀布水的影响，池壁高度一般应高处滤料至少0.5。池体必要时要考虑采暖、防冻和防蝇措施。生物滤池与活性法的比较项目生物过滤法活性污泥法优点缺点优点缺点基建费低-较低-运行费低-高气候的影响(合流制排水系统)在夏天工作在冬天易于积水和结冰在雨季和冬季工作正常在干旱的夏天运行困难技术控制较易控制-需要大量工作灰蝇和臭味-蝇多、味大无蝇无味-最后出水负荷低时，可高度硝化悬物浮多悬物浮少通常出水不象有些池那样达到高度硝化二次污泥小-大合成洗涤剂的影响泡沫很少-泡沫多，特别是在采用鼓风曝气时普通生物滤池的滤床高度通常为1.5-2.0m，自然通风。高负荷生物滤池的滤床以碎石为填料时，高度为0.9-2.0m；以塑料为填料时，高度为2-4m。塔式生物滤池，高度通常为8-12m，也有的高度达30m，直径一般介于0.5-30m。 塔式生物滤池应分段设置支撑滤料的格栅，分段承担滤料的重量。每段应设置观察孔，测温孔、取样孔及人孔，并建筑相应的平台。2.2 滤料第二节 废水厌氧生物处理工程技术 一、厌氧生物处理过程及特征 厌氧生物处理过程又称厌氧消化，是在厌氧条件下由活性污泥中的多种微生物共同作用，使有机物分解并生成CH4和CO2的过程。这种过程广泛存在于自然界，直至1881年法国报道了罗伊斯莫拉斯(Louis Mouras)发明的“自动净化器”，人类才开始了利用厌氧消化处理废水的历史，至今已有100多年。 传统的厌氧生物处理亦称厌氧消化或产发酵，对于有机物厌氧消化生物学过程的解释，最早出现的是两阶段学说。该学说认为把有机物厌氧消化过程分为酸性发酵和碱性发酵两个阶段。在第一个阶段，复杂的有机物如糖类、脂类和蛋白质等，在产酸菌(厌氧和兼性厌氧菌)的作用下被分解成为低分子的中间产物，主要是一些低分子有机酸和醇类，如乙酸、丙酸、丁酸、乙醇等，并有H2、CO2、NH4+和H2S等产生。因为该阶段中有大量的脂肪酸产生，使发酵液的pH 值降低，所以，此阶段被称为酸性发酵阶段或产酸阶段。在第二个阶段，专性厌氧菌产甲烷菌将第一阶段产生的中间产物继续分解成CH4、CO2和H2O等，同时反应系统中有NH3的存在，使发酵液的pH 值不断升高。所以此阶段被称为碱性发酵阶段或产甲烷阶段。几十年来，厌氧消化过程的两阶段理论一直占统治地位。随着厌氧微生物学研究的不断进展，人们对厌氧消化的生物学过程和生化过程认识不断深化，厌氧消化理论得到不断发展。1979年，布利安特(M.P.Bryant)根据对产甲烷菌和产氢产乙酸菌的研究结果认识到，产甲烷菌不能利用除乙酸、H2/CO2和甲醇等以外的有机酸和醇类，长链脂肪酸和醇类必须经过产氢产乙酸菌转化为乙酸、H2和CO2等后才能被产甲烷菌利用，并由此提出了厌氧消化的三阶段理论。该理论认为，大气消化过程是按以下步骤进行的： 第一阶段，为水解发酵阶段，复杂有机物在微生物作用下进行水解和发酵。如多糖先水解为单糖，再通过酵解途径进一步发酵成为乙醇和脂肪酸(丙酸、乳酸、丁酸等)；蛋白质则先水解为氨基酸，再经脱氨基作用生成脂肪酸和氨等。 第二阶段为产气(H2)产酸(乙酸)阶段，是由一类专门的细菌-产氢产乙酸菌进行的。 第三阶段，称为产甲烷阶段，由产甲烷细菌利用乙酸和H2、CO2，产生CH4。有研究表明，厌氧生物处理过程中约70%的CH4产自乙酸的分解，其余少量则产自H2和CO2的合成。 几乎在Bryant提出三阶段理论的同时，J.C.Zeikus(1979)在第一届国际厌氧消化会议上提出了四种群说理论，该理论认为复杂有机物的厌氧消化过程主要有4类功能不同的微生物参与，它们是水解发酵菌、产氢产乙酸菌、同型产乙酸菌(又称耗氢产乙酸菌)以及产甲烷菌。在厌氧消化过程中，复杂有机物首先在水解发酵菌群的作用下转化为有机酸和醇类，产氢产乙酸菌群把有机酸和醇类转化为乙酸、H2/CO2和一碳有机化合物(甲醇、甲酸等)，同型产乙酸菌群能利用H2和CO2等并将其转化为乙酸，产甲烷菌群可把乙酸、H2/CO2和一碳有机化合物转化为CH4和CO2。三阶段理论被公认为对厌氧生物处理过有程较全面和较准确的描述。与好氧生物处理法相比，厌氧生物处理法具有许多明显的优点：有机负荷高，去除率高-可直接处理高浓度有机废水(BOD10000mg/L)，不需要大量水稀释。能明显降低污水中有机污染物的质量浓度，BOD去除率可达90%以上，COD去除率为70-90%； 能降解许多在好氧条件下难以降解的合成化学品-如蒽醌类染料、偶氮染料、含氯农药； 能源动力消耗少，且产能-厌氧处理动力消耗只及活性污泥法的1/10，产生的甲烷气可作为能源利用。据计算，每降解1tBOD，活性污泥法耗石油245L，而厌氧消化仅耗石油25L，并且回收1000m3的沼气，相当回收石油500L； 剩余污泥量少-一般仅为好氧处理污泥的 1/101/6，只有5%的有机碳转化为生物量，并且易于脱水，因此污泥处理量少，处理费用低； 设备投资少，运行费用低-不需价格较贵的曝气设备等，并且可节省动力运行费用支出