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活性污泥工艺的设计计算方法探讨0 U% o7 j+ fXs: 1 q / 2 K: D! V0 T内容摘要 对活性污泥工艺的三种设计计算方法：污泥负荷法、泥龄法、数学模型法的优缺点进行了评述，建议现阶段推广采用泥龄法进行设计计算，并对泥龄法基本参数的选用提出了意见。! D% C; . |2 8 N) X; Z活性污泥工艺是城市污水处理的主要工艺，它的设计计算有三种方法：污泥负荷法、泥龄法和数学模型法。三种方法在操作上难易程度不同，计算结果的精确度不同，直接关系到设计水平、基建投资和处理可靠性。正因为如此，国内外专家都在进行大量细致的研究，力求找出一种精确度更高而又便于操作的计算方法。 * P( R. T+ j v- S2 % Y1污泥负荷法! t( V, K$ i2 |6 r. k- c+ B0 o! g9 r I+ X$ a这是目前国内外最流行的设计方法，几十年来，运用该法设计了成千上万座污水处理厂，充分说明它的正确性和适用性。但另一方面，这种方法也存在一些问题，甚至是比较严重的缺陷，影响了设计的精确性和可操作性。& ?; 7 v , C$ C5 P2 ?污泥负荷法的计算式为1：& v1 Q E7 H# Y& c2 E4 X- C( Z: d4 _8 bV=24LjQ1000FwNw=24LjQ1000Fr(1)+ e f% e8 2 l/ I2 g# r/ t; G/ r( h0 L7 b! P+ v5 ?% j污泥负荷法是一种经验计算法，它的最基本参数Fw(曝气池污泥负荷)和Fr(曝气池容积负荷)是根据曝气的类别按照以往的经验设定，由于水质千差万别和处理要求不同，这两个基本参数的设定只能给出一个较大的范围，例如我国的规范对普通曝气推荐的数值为：3 6 ; ! h9 R9 W- n) g$ w+ A& 9 BFw=0.20.4 kgBOD/(kgMLSSd). W O* $ E7 o7 _Fr=0.40.9 kgBOD/(m3池容d). y& c6 K! c# rZ% ?% ; R 3 w* e8 c; j可以看出，最大值比最小值大一倍以上，幅度很宽，如果其他条件不变，选用最小值算出的曝气池容积比选用最大值时的容积大一倍或一倍以上，基建投资也就相差很多，在这个范围内取值完全凭经验，对于经验较少的设计人来说很难操作，这是污泥负荷法的一个主要缺陷。8 O3 - 8 i7 L, E- N; h污泥负荷法的另一个问题是单位容易混淆，譬如我国设计规范中Fw的单位是kgBOD/(kgMLSSd)，但设计手册中则是kgBOD/(kgMLVSSd)，这两种单位相差很大。MLSS是包括无机悬浮物在内的污泥浓度，MLVSS则只是有机悬浮固体的浓度，对于生活污水，一般MLVSS=0.7MLSS，如果单位用错，算出的曝气池容积将差30%。这种混淆并非不可能，例如我国设计手册中推荐的普通曝气的Fw为0.20.4kgBOD/(kgMLVSSd)2，其数值和设计规范完全一样，但单位却不同了。设计中经常遇到不知究竟用哪个单位好的问题，特别是设计经验不足时更是无所适从，加上近年来污水脱氮提上了日程，当污水要求硝化、反硝化时，Fw、Fr取多少合适呢?) Q- f, p0 - z+ B2 污泥负荷法最根本的问题是没有考虑到污水水质的差异。对于生活污水来说，SS和BOD浓度大致有数，MLSS与MLVSS的比值也大致差不多，但结合各地的实际情况来看，城市污水一般包含50%甚至更多的工业废水，因而污水水质差别很大，有的SS、BOD值高达300400 mg/L，有的则低到不足100 mg/L，有的污水SS/BOD值高达2以上，有的SS值比BOD值还低。污泥负荷是以MLSS为基础的，其中有多大比例的有机物反映不出来，对于相同规模、相同工艺、相同进水BOD浓度的两个厂，按污泥负荷法计算曝气池容积是相同的，但当SS/BOD值差异很大时，MLVSS也相差很大，实际的生物环境就大不相同，处理效果也就明显不同了。# f* T% n6 T; j. v( x综上所述，污泥负荷法有待改进。因此，国际水质污染与控制协会(IAWQ)组织各国专家，于1986年首次推出活性污泥一号模型(简称ASM1)3，1995年又推出了活性污泥二号模型(简称ASM2)4、5。; I) B; 3 g$ j0 I6 q+ D3 B: e* q 2数学模型法$ a i) O/ H3 I J A9 s) n L& O0 e. 7 : E5 数学模型法在理论上是比较完美的，但在具体应用上则存在不少问题，这主要是由于污水和污水处理的复杂性和多样性，即使是简化了的数学模式，应用起来也相当困难，从而阻碍了它的推广和应用。到目前为止，数学模型法在国外尚未成为普遍采用的设计方法，而在我国还没有实际应用于工程，仍停留在研究阶段。3 O& : T z) V9 g( h8 A数学模型法的主要问题是模型中有很多系数和常数，ASM1中有13个，ASM2中有19个，它们都需要设计人员根据实际污水水质和处理工艺的要求确定具体数值，其中多数要经过大量监测分析后才能得出，而且不同的污水有不同的数值。由于污水水质多变，确定这些参数很困难，如果这些参数有误，就直接影响到计算结果的精确性和可靠性。国外已经提出了这些参数的数值，但我国的污水成分与国外有很大差别，特别是污水中的有机物成分差别很大，盲目套用国外的参数值肯定是不行的。因此，要将数学模型法应用于我国的污水处理设计，必须组织力量监测分析各种污水水质，确定有关参数，才有可能把数学模型实用化。然而，从我国目前情况看，数据分析和积累恰恰是最大的薄弱环节之一，我国已运转的城市污水处理厂有上百座，至今连一些最基本的数据都难以确定，更不用说数学模型法所需的各种数据了，显然，要在我国应用数学模型法还需做大量的工作，还需要相当长的时间。9 ) 2 l d2 s+ V, B; J; x, C: i3泥龄法( + W9 D% L! v0 ?) z0 S3 |+ Kz7 x3.1泥龄法的计算式9 w$ 1 8 m8 P设计规范中提出了按泥龄计算曝气池容积的计算公式1：3 h8 a! V; v# D1 t: g( r1 o2 z* / vV=24QcY(Lj-Lch)1 000Nwv(1+Kdc)(2)2 ( |4 * n8 X; n% l; W6 d9 & 9 f- r. d# . S B- z设计规范对式中几个关键参数提出了推荐值：1 w$ N9 U9 q% u/ i1 ) q5 D0 t( D- d R% o/ u+ gY=0.40.8(20，有初沉池)6 U7 Y8 ?( A9 R0 D- ) YKd=0.040.075(20)& A k* U4 D U* % v当水温变化时，按下式修正：$ s+ _$ q$ n+ C: Vs3 TKdt=Kd20(t)t-20(3)0 m7 h, r, S W- Q; H& O7 uW# z0 B式中t温度系数，t=1.021.06; F; n2 U8 lY) J) 8 O3 c高负荷取0.22.5，中负荷取515，低负荷取20304 E) ?7 % 7 + _% S7 j# g可以看出，它们的取值范围都很宽，Y值的变化幅度达100%，Kd值的变化幅度达87.5%，c值的变化幅度从50%到几倍，实际计算时很难取值，这也是泥龄法在我国难以推广的原因之一。 E9 / t. T- c; n ?为了使泥龄计算法实用化，笔者根据自己的设计体会，建议采用德国目前使用的ATV标准中的计算公式，并对式中的关键参数取值结合我国具体情况适当修改。实践证明，按该公式计算概念清晰，特别便于操作，计算结果都能满足我国规范的要求，不失为一种简单、可信而又十分有效的设计计算方法。其基本计算公式为：) - k! Z8 $ b( F k( _3 9 S1 S$ X ?, W( Q9 _3 uV=24QcY(Lj-Lch)1000Nw(4)9 # p! $ De0 L4 M+ x( y* T8 - B2 q& R# o式中Y污泥产率系数(kgSS/kgBOD)4 U5 # k9 K9 / h$ B. R7 fQ、Lj、Lch值是设计初始条件，是反映原水水量、水质和处理要求的，在设计计算前已经确定。* t1 ! E& , x泥龄c是指污泥在曝气池中的平均停留时间，其数值为：9 K) c0 i* ?5 E$ H( 8 h: t0 agc=VNwW(5)9 W% v8 t% 4 p3 T% D5 F! E/ I式中W剩余污泥量，kgSS/d0 J) d8 3 u2 h% J * Q- b8 k) L0 ?$ 8 N+ - u q u4 v: pW=24QY(Lj-Lch)1000(6)$ q2 e1 k( y7 s+ f* C) c7 V! , t根据以上计算式，采用泥龄法设计计算活性污泥工艺时，只需确定泥龄c、剩余污泥量W(或污泥产率系数Y)和曝气池混合液悬浮固体平均浓度Nw(MLSS)即可求出曝气池容积V。与污泥负荷法相比，它用泥龄c取代Fw或Fr作为设计计算的最基本参数，与数学模型法相比，它只需测定一个污泥产率系数Y，而不需测定13或19个参数数据。3 Z9 n& Z; r6 3.2泥龄的确定! M6 ; K3 b* i& t泥龄是根据理论同时又参照经验的累积确定的，按照处理要求和处理厂规模的不同而采用不同的泥龄，德国ATV标准中单级活性污泥工艺污水处理厂的最小泥龄数值见表1。+ * : f& l$ 2 U/ T: M8 u2 * M; A0 m7 O% M3 y表1德国标准中活性污泥工艺的最小泥龄 , f2 h# s+ $ h d0 z r s+ C+ b$ N处理目标 处理厂规模 Z9 p/ sw1 ?2 T. a 5 000 m3/d 25 000 m3/d # y9 b0 w& ! Xf, H( R$ w9 m& L无硝化 5 4 ( W, 3 F, A) c4 有硝化(设计温度：10 ) 10 8 1 q9 R. m2 p: O9 h V有硝化、反硝化(10 ) $ 8 r2 c9 p k3 Y+ l. w( S- ! iVD/V=0.2 12 10( t F2 _, X+ n2 1 u6 xVD/V=0.3 13 11/ 6 . T u9 L s: T2 cVD/V=0.4 15 13, h) q k/ 6 y ZVD/V=0.5 18 16- N, O C/ q2 x& F5 _4 l* 4 L有硝化、反硝化、污泥稳定 25 不推荐 . C) g/ w% 1 B/ a1 S L注VD/V为反硝化池容与总池容之比。 ! ?/ _8 n Z1 m5 n# O3 JM! - n) I* r9 ?; E8 u- & m( s3 y4 |# u2 K% t) G* D* A9 表中对规模小的污水厂取大值，是考虑到小厂的进水水质变化幅度大，运行工况变化幅度大，因而选用较大的安全系数。6 Z& z+ R1 h# $ L( w; J4 N, x泥龄反映了微生物在曝气池中的平均停留时间，泥龄的长短与污水处理效果有两方面的关系：一方面是泥龄越长，微生物在曝气池中停留时间越长，微生物降解有机污染物的时间越长，对有机污染物降解越彻底，处理效果越好；另一方面是泥龄长短对微生物种群有选择性，因为不同种群的微生物有不同的世代周期，如果泥龄小于某种微生物的世代周期，这种微生物还来不及繁殖就排出池外，不可能在池中生存，为了培养繁殖所需要的某种微生物，选定的泥龄必须大于该种微生物的世代周期。最明显的例子是硝化菌，它是产生硝化作用的微生物，它的世代周期较长，并要求好氧环境，所以在污水进行硝化时须有较长的好氧泥龄。当污水反硝化时，是反硝化菌在工作，反硝化菌需要缺氧环境，为了进行反硝化，就必须有缺氧段(区段或时段)，随着反硝化氮量的增大，需要的反硝化菌越多，也就是缺氧段和缺氧泥龄要加长。上述关系的量化已体现在表1中。/ N( Z8 0 T% ci* su; L无硝化污水处理厂的最小泥龄选择45 d，是针对生活污水的水质并使处理出水达到BOD=30 mg/L和SS=30 mg/L确定的，这是多年实践经验的积累，就像污泥负荷的取值一样。$ S/ f& Z) ?4 Q8 D- 有硝化的污水处理厂，泥龄必须大于硝化菌的世代周期，设计通常采用一个安全系数，以确保硝化作用的进行，其计算式为： E5 b5 e! a7 _+ j& : X- t9 + F! L- w# v b2 D6 W+ C! c=F（1o）(7): U% M4 g/ r* M; p式中c满足硝化要求的设计泥龄，d0 X/ * D5 8 VU; mF安全系数，取值范围2.03.0，通常取2.3l& s8 y! g2 T7 m- U3 A: 2 1/o硝化菌世代周期，d, y+ p6 D# f6 1 _2 |Q: g3 xo硝化菌比生长速率，d-1 D, O% c/ ?4 h* z$ - Do=0.471.103(T-15)(8)& T. h H3 n& + Y2 _6 S6 n D& ! t式中T设计污水温度，北方地区通常取10 ，南方地区可取1112 1 R3 g/ B) o9 D$ g8 d$ 代入式(8)得：; E A1 a l* X A! c8 A4 U5 Yo=0.471.103(10-15)=0.288/d0 q O2 Y) _5 : B; ( 8 C$ n( x再代入式(7)得：, & t4 z4 T: p- o6 c! tc=2.310.288=7.99 d J4 A+ Y) i$ k# Q4 |计算所得数值与表1中的数值相符。8 * U8 C; Z, K3 s. 0 f表1是德国标准，但它的理论依据和经验积累具有普遍意义，并不随水质变化而改变，因此笔者认为可以在我国设计中应用。 d5 h4 u1 u- t; a: k在污泥负荷法中，污泥负荷是最基本的设计参数，泥龄是导出参数。而在泥龄法中，泥龄是最基本的设计参数，污泥负荷是导出参数，两者呈近似反比关系：* e% ( Ys. n0 E( E* l/ 6 I: KcFw=LjY(Lj-Lch)(9)?% t+ X& L) X9 T; + G0 z) p. 式中污泥产率系数Y是泥龄c的函数。. S8 B+ o: t8 9 G6 i3.3污泥产率系数的确定9 6 P6 p! H Za采用泥龄法进行活性污泥工艺设计计算时，准确确定污泥产率系数Y是十分重要的，从式(4)中看出，曝气池容积与Y值成正比，Y值直接影响曝气池容积的大小。# ; i- 1 |; J0 D: G, e7 p4 S6 X式(6)给出了Y值和剩余污泥量W的关系，剩余污泥量是每天从生物处理系统中排出的污泥量，它包括两部分：一部分随出水排除，一部分排至污泥处理系统，其计算式为： 9 m3 W8 c3 D/ e3 : x9 1 o1 & k9 z: X9 GW=24QNch1000+QsNs(10)* P! Df4 p/ p, f. Q% # C7 S0 l% V$ Z3 S5 R式中Nch出水悬浮固体浓度，mg/L3 Q3 - M1 md) v6 0 L$ E) i( |$ t+ l; IQs排至污泥处理系统的剩余污泥量，m3/d I+ G) U1 M2 Jv( mNs排至污泥处理系统的剩余污泥浓度，kg/m34 j# F) X6 J8 K5 u4 |5 0 剩余污泥量最好是实测求得。从式(10)可以看出，对于正常运行的污水处理厂，Q、Nch、Qs及Ns值都不难测定，这样就能求出W和Y值。问题在于设计时还没有污水处理厂，只有参照其他类似污水处理厂的数值。由于污水水质不同，处理程度及环境条件不同，各地得出的Y值不可能一样，特别是很多城市污水处理厂由于资金短缺等原因，运行往往不正常，剩余污泥量W的数值也测不准确，这势必影响设计的精确性和可靠性。. F; & D$ m0 n/ m5 T/ N A从理论上分析，污泥产率系数与原水水质、处理程度和污水温度等因素有关。首先，污泥产率系数本来的含义是一定量BOD降解后产生的SS。由于是有机物降解产物，这里的SS应该是VSS，即挥发性悬浮固体，但污水中还有相当数量的无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体，它们并未被微生物降解，而是原封不动地沉积到污泥中，结果产生的SS将大于真正由BOD降解产生的VSS，因此在确定污泥产率系数时，必须考虑原水中0 V1 d3 q( H; O7 $ f无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体的含量。其次，随着处理程度的提高，污泥泥龄的增长，有机物降解越彻底，微生物的衰减也越多，这导致剩余污泥量的减少。至于水温，是影响生化过程的重要因素，水温增高，生化过程加快，将使剩余污泥量减少。对于各种因素的影响，可根据理论分析通过实验建立数学方程式，其计算结果如经受住实践的检验，就可用于实际工程。德国已经提出了这样的方程式，按这个方程式计算出的Y值已正式写进ATV标准中。( w8 V) e% r* I9 k/ R# a( . y ; m3 FY=0.6(NjLj+1)-0.0720.6cFT1+0.08cFT(11)% qy3 k% e6 h- J o. ; d. t: C5 X: E8 E. h9 A* HF=1.072(T-15)(12)0 D2 v( q! V& d2 Q$ F8 T# m9 w8 z7 J2 h0 kc5 K: G式中Nj 进水悬浮固体浓度，mg/L. B) r$ Kj& B5 ! i/ d: rFT温度修正系数- U2 n* - w% LT设计水温，与前面的计算取相同数值2 G- $ Y; g; j8 6 Z4 d5 A v) g0 c4 Z2 M- D Z可以看出，Nj/Lj值反映了污水中无机悬浮固体和难降解悬浮固体所占比重的大小，如果它们占的比重增大，剩余污泥量自然要增加，Y值也就增大了。c值影响污泥的衰减，c值增长，污泥衰减得多，Y值相应减少。温度的影响体现在FT值上，水温增高，FT值增大，Y值减小，也就是剩余污泥量减少。1 B3 , _1 K( n- q9 b& i1 / C这个方程式对我国具有参考价值。由于我国的生活习惯与西方国家差异很大，污水中有机物比重低，有机物中脂肪比例低，碳水化合物比例高，因而产泥量也不会完全相同。根据国内已公布的数据和笔者的经验，我国活性污泥工艺污水处理厂的剩余污泥产量比西方国家要少，因此，式(11)中须乘上一个修正系数K：. K6 7 u- * k, V. a3 s; E$ n; _: iU1 E- x ZY=K0.6(NjLj+1)-（0.0720.6cFT）（1+0.08cFT）(13)3 L) I- p: F一般取K0.80.9。, e3 b: h$ E4 p( I. R* R T j在目前缺乏我国自己的Y值计算式的情况下，笔者认为采用式(13)计算Y值是可行的。7 x4 l+ C! m1 2 L3.4MLSS的确定9 q9 p3 I2 S7 e不管采用哪种设计计算方法，都需要合理确定MLSS。在其他条件不变的情况下，MLSS增大一倍，曝气池容就减小一倍；MLSS减小一倍，曝气池容就增大一倍。它直接影响基建投资，因此需要慎重确定。4 e- E+ c# I+ d在设计规范和手册中，对MLSS值推荐了一个选用范围，如普通曝气是1.52.5 kg/m3，延时曝气是2.55.0 kg/m3，变化幅度都比较大，设计时不好操作。为了选定合适的MLSS值，有必要弄清影响它的因素。& m/ O1 m|* s& $ q8 wMLSS不能选得过低，主要有三个原因：0 . E. h5 C- M5 ?MLSS过低，曝气池容积V就要相应增大，在经济上不利。3 B8 l4 K+ H; DMLSS过低，曝气池中容易产生泡沫，为了防止泡沫，一般需保持2 kg/m3以上的污泥浓度。+ F j7 f1 E7 L; Z) w当污泥浓度很低时，所需氧量较少，如MLSS过低，池容增大，单位池容的供气量就很小，有可能满足不了池内混合的要求，势必额外增加搅拌设备。MLSS也不能选得过高，主要是因为：- L( K5 i9 1 T6 q& F6 d2 _要提高MLSS，必须相应增加污泥回流比，降低二沉池表面负荷，加长二沉池停留时间，这就要求增大二沉池体积和回流污泥能耗。把曝气池、二沉池和回流污泥泵房作为一个整体来考虑，为使造价和运行费用总价最低，污泥回流比通常限制在150%以内。对于一般城市污水，二沉池的回流污泥浓度通常为48 kg/m3，若按最高值约8 kg/m3计，回流比为150%时的曝气池内MLSS为4.8kg/m3，实际设计中MLSS最高一般不超过4.5kg/m3。! M5 W4 K+ j3 L. u) h! 污水的性质和曝气池运行工况对MLSS有巨大影响，如果污水中的成分或曝气池的工况有利于污泥膨胀，污泥指数SVI值居高不下(如SVI180 mL/g)，回流污泥浓度就会大大降低，MLSS就必须选择低值。9 S( b& M- L/ 9 E# E. I根据以上分析，在选定MLSS时要照顾到各个方面：- F6 ?3 l+ P3 C |: g泥龄长、污泥负荷低，选较高值；泥龄短、污泥负荷高，选较低值；同步污泥好氧稳定时，选高值。5 C6 s/ n# 2 R- R+ eA有初沉池时选较低值，无初沉池时选较高值。! 2 E+ i) G1 T2 n( K% dSVI值低时选较高值，高时选较低值。9 i Y, W8 m8 5 3 l. N. z8 A污水浓度高时选较高值，低时选较低值。3 D7 b, y0 8 r. U* L9 k合建反应池(如SBR)不存在污泥回流问题，选较高值或高值。8 S. j- & L, 3 E+ n$ T核算搅拌功率是否满足要求，如不满足时要进行适当调整。# b1 r$ 2 b德国ATV标准对MLSS值规定了选用范围，有硝化和无硝化时其MLSS值是一样的，这不完全符合我国具体情况。我国城市污水污染物浓度通常较低，在无硝化(泥龄短)时如果MLSS值过高，有可能停留时间过短，不利于生化处理，故将无硝化时的MLSS值降低0.5kg/m3，推荐的MLSS值列于表2。$ J- B2 2 C* y O1 % M* o0 w6 - d0 S; w& Z. k O表2推荐曝气池MLSS取值范围 9 m1 H. i9 z* x3 r4 % 6 kg/m3* p% R4 k$ v7 Z! R y处理目标 MLSS ! d( Y; g+ F% s* v8 d( T 有初沉池 无初沉池 1 T2 y; B! h X2 t( f5 R. n) t无硝化 2.03.0 3.04.0 # 2 Rv3 W7 n有硝化(和反硝化) 2.53.5 3.54.5 7 x4 ?, r c t% E1 y8 l |+ O污泥稳定 4.5 z$ I, p/ q% H( k1 j1 w6 Z9 m1 S0 v$ z, m) i3.5泥龄法的优缺点+ # - h+ z; O) g6 b6 q泥龄法是经验和理论相结合的设计计算方法，泥龄c和污泥产率系数Y值的确定都有充分的理论依据，又有经验的积累，因而更加准确可靠。# b, ; j9 ! n9 x/ V泥龄法很直观，根据泥龄大小对所选工艺能否实现硝化、反硝化和污泥稳定一目了然。$ _ K o5 1 d- e, d泥龄法的计算中只使用MLSS值，不使用MLVSS值，污泥中无机物所占比重的不同在参数Y值中体现，因而不会引起两者的混淆。; P$ _* l$ |* h8 C3 8 N# C; S3 D泥龄法中最基本的参数泥龄c和污泥产率系数Y都有变化幅度很小的推荐值和计算值，操作起来比选定污泥负荷值更方便容易。/ M: x; A7 C, m泥龄法不像数学模型法那样需要确定很多参数，使操作大大简化。 C- a; w. Y; F0 t- L) o4 计算污泥产率系数Y值的方程式是根据德国的污水水质和实验得出的，结合我国情况在应用时需乘以一个修正系数。8 a$ 9 Y0 O5 T$ a4 b, & H( _. i) S* f3 b4结论! G# O0 R& T9 j2 h8 A! I# X* |4 o% r6 G3 n. e6 X: Z) o- 6 $ A活性污泥工艺的设计计算方法有必要从污泥负荷法逐步向泥龄法过渡，最终过渡到数学模型法。在数学模型法实用化之前，泥龄法将发挥重要作用。7 j2 y# 0 U: U按泥龄法计算用式(4)，该式与设计规范中的计算式相比，Nw与Nwv的转换和污泥衰减的影响在Y值的计算中考虑，这样理论意义更加清晰，使用起来更加方便。9 R. v5 P0 e3 Y. t2 德国ATV标准中推荐的泥龄选用数据(见表1)是根据有机物降解和微生物生长规律结合实 x* 9 H G- y n际经验产生的，不涉及污水的具体水质变化，在我国有实用价值。! V0 D1 c( a/ V w: T; Y污泥产率系数Y值的计算式(11)有充分的理论依据，但它是用德国污水实验得出的，为了适用于我国，须乘以修正系数，修正后的计算式(13)可用于实际设计计算。% % j$ p6 b. L% F. lMLSS的取值在设计规范中有规定，但范围较大，不太好操作，建议参照表2中的数据选用，相互对比检验。. _) E e/ e( N w I% A1 e& Q L建议对我国有一定代表性的城市污水进行实验研究，推出自己的Y值计算方程式，使泥龄法的实用基础更加扎实可靠几种先进的污水处理技术介绍（一）. S5 t; a% e, A Z( h- b _, c) t5 H9 6 y: u一、连续循环曝气系统(CCAS) _( , . W* wF0 q7 P% s. f, L: t* T! u3 % m A、CCAS工艺简介4 y( |9 |, M# 1 J0 N/ o; p* t. U- U/ y CCAS工艺，即连续循环曝气系统工艺（Continuous Cycle Aeration System），是一种连续进水式SBR曝气系统。这种工艺是在SBR（Sequencing Batch Reactor，序批式处理法）的基础上改进而成。SBR工艺早于1914年即研究开发成功，但由于人工操作管理太烦琐、监测手段落后及曝气器易堵塞等问题而难以在大型污水处理厂中推广应用。SBR工艺曾被普遍认为适用于小规模污水处理厂。进入60年代后，自动控制技术和监测技术有了飞速发展，新型不堵塞的微孔曝气器也研制成功，为广泛采用间歇式处理法创造了条件。1968年澳大利亚的新南威尔士大学与美国ABJ公司合作开发了“采用间歇反应器体系的连续进水，周期排水，延时曝气好氧活性污泥工艺”。1986年美国国家环保局正式承认CCAS工艺属于革新代用技术（I/A），成为目前最先进的电脑控制的生物除磷、脱氮处理工艺。/ E( l! w1 k+ j5 h) V( w# m1 V5 O A! R5 ?/ v7 A, Y CCAS工艺对污水预处理要求不高，只设间隙15mm的机械格栅和沉砂池。生物处理核心是CCAS反应池，除磷、脱氮、降解有机物及悬浮物等功能均在该池内完成，出水可达标排放。9 s?/ I( s3 e X& 7 c) |- W( : R$ e7 x! m 经预处理的污水连续不断地进入反应池前部的预反应池，在该区内污水中的大部分可溶性BOD被活性污泥微生物吸附，并一起从主、预反应区隔墙下部的孔眼以低流速(0.03-0.05m/min)进入反应区。在主反应区内依照“曝气（Aeration）、闲置(Idle)、沉淀(Settle)、排水(Decant)”程序周期运行，使污水在“好氧-缺氧”的反复中完成去碳、脱氮，和在“好氧-厌氧”的反复中完成除磷。各过程的历时和相应设备的运行均按事先编制，并可调整的程序，由计算机集中自控。: A) ! c$ c. u. Q& d# Y& J2 s2 l; t/ m% CCAS工艺的独特结构和运行模式使其在工艺上具有独特的优势： Z G4 h& G( q8 m) q& l- a5 F . F （1）曝气时，污水和污泥处于完全理想混合状态，保证了BOD、COD的去除率，去除率高达95%。( E; H- s, i: q, j8 g8 f0 yR / d) A- | M （2）“好氧-缺氧”及“好氧-厌氧”的反复运行模式强化了磷的吸收和硝化-反硝化作用，使氮、磷去除率达80%以上，保证了出水指标合格。9 y0 ?+ 4 f/ g$ $ F ) N, S4 M9 |1 D2 ! y. k; a （3）沉淀时，整个CCAS反应池处于完全理想沉淀状态，使出水悬浮物（SS）极低，低的SS值也保证了磷的去除效果。+ e+ l4 q4 # L# B& O+ # , T4 v# + 4 X& l3 V9 _5 I9 j0 _ CCAS工艺的缺点是各池子同时间歇运行，人工控制几乎不可能，全赖电脑控制，对处理厂的管理人员素质要求很高，对设计、培训、安装、调试等工作要求较严格。: t3 z2 V2 B% W% m% # F, S) R1 d4 p. R+ a- 9 c! T& q B、国内外城市污水处理厂发展概况6 - S: n/ M8 X3 l6 d( y; m- f2 l1 Q. q3 q$ . h* d 水是经济发展和社会可持续发展的一个重要因素。随着城市规模的不断扩大和人口的增加，水环境污染成了一大难题。城市污水是目前江河湖泊水域污染的重要原因，是制约许多城市可持续发展的主要原因之一。“环境保护”是我国的基本国策，中国可持续发展的战略与对策制定的2000年治理目标，要求城市污水集中处理率达20%。目前，我国正处于城市污水处理事业的大发展时期，尤其随着国家西部大开发战略的实施，中国中西部环境与生态保护已被提上首要议事日程。0 a; i0 b: b9 A1 $ h7 _7 P0 v9 . d$ C 城市生活污水处理自200年前工业革命以来，越来越受到人们的重视。城市污水处理率已成为一个地区文明与否的一个重要标志。近200年来，城市污水处理已从原始的自然处理、简单的一级处理发展到利用各种先进技术、深度处理污水，并回用。处理工艺也从传统活性污泥法、氧化沟工艺发展到A/O、A2/O、AB、SBR（包括CCAS工艺）等多种工艺，以达到不同的出水要求。我国城市污水处理相对于国外发达国家、起步较晚，目前城市污水处理率只有6.7%。在我们大力引起国外先进技术、设备和经验的同时，必须结合我国发展，尤其是当地实际情况，探索适合我国实际的城市污水处理系统。4 n3 k$ W y0 J; ; |) o% Y) Y0 q$ h& Yi( l) 结合我国实际情况，参考国外先进技术和经验，建设城市污水处理厂应符合以下几个发展方向：$ s2 E+ N& U! M( O: F+ Q7 W+ p* a- ! D F& o2 z1 t! （1）总投资省。我国是一个发展中国家，经济发展所需资金非常庞大，因此严格控制总投资对国民经济大有益处。2 P7 y, M; x7 R% O/ n2 P3 k! q) F （2）运行费用低。运行费用是污水处理厂能否正常运行的重要因素，是评判一套工艺优劣的主要指标之一。1 h; y) y9 |5 A; DK3 C: m+ a% P, （3）占地省。我国人口众多，人均土地资源极其紧缺。土地资源是我国许多城市发展和规划的一个重要因素。1 M( b$ t1 c4 3 t& - ) G; n( 2 rH( w5 m （4）脱氮除磷效果。随着我国大面积水体环境的富营养化，污水的脱氮除磷已经成为一个迫切的问题。我国最新实施的国家污水综合排放标准（GB8978-1996）也明确规定了适用于所有排污单位，非常严格地规定了磷酸盐排放标准和氨氮排放标准。这就意味着今后绝大多数城市污水处理厂都要考虑脱氮除磷的问题。+ R s% N- X$ k8 K& f h, vQ* G6 3 K& K- Q: T （5）现代先进技术与环保工程的有机结合。现代先进技术，尤其是计算机技术和自控系统设备的出现和完善，为环保工程的发展提供了有力的支持。目前，国外发达国家的污水处理厂大都采用先进的计算机管理和自控系统，保证了污水处理厂的正常运行和稳定的合格出水，而我国在这方面还比较落后。计算机控制和管理也必将是我国城市污水处理厂发展的方向。. A O( m7 Y: T2 W& t; m8 H; |. O% a* h( R! L C、几种处理系统的工艺比较8 r3 n8 J; q, v4 o; |5 ?% R9 _6 I3 k/ X; A5 A5 B n 为了选择出工艺上最可靠，投资上最经济，管理上最方便的城市污水处理系统，结合当地的实际情况，我们调研了国内外污水处理厂的成熟经验和发展趋势，并进行了比较。1 R+ S5 f) B/ q1 v4 T8 v2 k) R5 k( C2 i 目前，国内外城市污水处理厂处理工艺大都采用一级处理和二级处理。一级处理是采用物理方法，主要通过格栅拦截、沉淀等手段去除废水中大块悬浮物和砂粒等物质。这一处理工艺国内外都已成熟，差别不大。二级处理则是采用生化方法，主要通过微生物的生命运动等手段来去除废水中的悬浮性，溶解性有机物以及氮、磷等营养盐。目前，这一处理工艺有多种方法，归结起来，有代表性的工艺主要有传统活性污泥、氧化沟、A/O或A2/O工艺、SBR及CCAS工艺等。目前，这几种代表工艺在国内外都有实际应用。几种先进的污水处理技术介绍（一）续: U* a( qQ4 ; a) w; g5 N2 a! Q5 k# G二、SPR高浊度污水处理技术; tL3 l7 H; S4 q( aU4 A0 h6 I/ 在天然淡水资源已被充分开发、自然灾害日益频繁暴发的今天，缺水已经对世界各国众多城市的经济和市民生活构成了十分严重的威胁，缺水危机已经是我们面临的现实，解决城市缺水问题的重要途径应该是将城市污水变为城市供水水源。城市污水就近可得，来源稳定，容易收集，是可靠且稳定的供水水源。城市污水经净化后回用主要可作为市政绿化、景观用水和工业用水。0 b! . q$ x* 4 Y! h5 z6 w4 Z* O D7 A i* p0 z( B8 A- d 城市污水再生回用工程包括污水收集系统、污水净化处理技术及其系统、出水输配系统、回用水应用技术和监测系统。其中污水净化再生技术及其系统是关键，污水净化处理的流程要简单可靠，投资和运行费用要为该城市经济实力所能承受，处理后出水的水质要满足回用的要求。. |, R( K iQ$ H! t8 k! N3 J j, E% |7 ?: p: I* Y& |0 v: t6 x) Y 沿用了许多年的传统的“一级处理”及“二级处理”水处理工艺技术和设备已经难以适应当今的高浊度和高浓度污水的净化处理要求，处理后出水更不能满足城市对水回用的水质要求。沿着传统的工艺技术路线只能进一步附加传统的“三级处理”设备系统，既回避不了庞大复杂的传统二级生化处理系统，也回避不了投资和运行费用都十分昂贵的传统三级过滤吸附处理系统。这些恰恰是实现污水回用的忌讳之处。所以，环保市场十分迫切需要净化效率更高、处理后出水能满足现有环保标准并且能回用于城市，投资和运行费用又要为现有城市的经济实力所能接受的污水处理新技术和新设备。- w- M+ O& F: B, R% 1 nx0 , a! d+ G( S- G1 H! f 最新发明的“SPR高浊度污水净化系统”（美国发明专利 ）将污水的“一级处理”和“三级处理”程序合并设计在一个SPR污水净化器罐体内 ，在30分钟流程里快速完成 。它容许直接吸入悬浮物（浊度）高达500毫克/升至5000毫克/升的高浊度污水，处理后出水的悬浮物（浊度）低于3毫克/升（度）；它容许直接吸入CODcr为200毫克/升至800毫克/升的高浓度有机污水，处理后出水CODcr可降为40毫克/升以下。只需用相当于常规的一 、二级污水处理厂的工程投资和低于常规二级处理的运行费用 ，就能够获得三级处理水平的效果 ，实现城市污水的再生和回用。; f$ w0 a* F$ T* S, v q# 3 c3 w: f$ wa& D5 w: m SPR污水处理系统首先采用化学方法使溶解状态的污染物从真溶液状态下析出，形成具有固相界面的胶粒或微小悬浮颗粒；选用高效而又经济的吸附剂将有机污染物、色度等从污水中分离出来；然后采用微观物理吸附法将污水中各种胶粒和悬浮颗粒凝聚成大块密实的絮体；再依靠旋流和过滤水力学等流体力学原理，在自行设计的SPR高浊度污水净化器内使絮体与水快速分离；清水经过罐体内自我形成的致密的悬浮泥层过滤之后，达到三级处理的水准，出水实现回用；污泥则在浓缩室内高度浓缩，定期靠压力排出，由于污泥含水率低，且脱水性能良好，可以直接送入机械脱水装置，经脱水之后的污泥饼亦可以用来制造人行道地砖，免除了二次污染。+ m4 Q$ y: / a, J9 w8 7 c- L R1 P 最新发明的SPR污水净化技术以其流程简单可靠、投资和运行费用低、占地少、净化效果好的众多优势将为当今世界的城市污水的再利用开创一条新路。城市污水实现再利用之后，为城市提供了第二淡水水源，为城市的可持续发展提供了必不可少的条件，其经济效益和社会效益是不可估量的.3 KYt8 B9 |, tD) i. d1 O9 P8 q, 3 _( k SPR污水处理系统与众不同的技术特点+ x( m3 y+ r5 G F& H/ q1 I/ Z! _% o7 l- d l; T 1.城市生活污水和处理药剂的混合主要是在泵前吸药管道 、污水泵 叶轮、蛇形反应管 和瓷球反应罐的组合作用下完成的 ，依照紊流速度 、混合时间 、和水力学结构数据设计 ，得以十分充分的混合 ，为取得最佳混凝净化效果和最大限度地节省药剂创造了前提条件 。这是过去常规的一