废水处理发展与实践

废水处理发展与实践目录第一章绪论 121.1废水生物处理方法 121.2生物处理方法的发展 18第二章活性污泥法现代工艺 222.1活性污泥法概况 222.2吸附生物降解(AB)工艺 682.3序批式间歇反应器(SBR) 802.4膜分离活性污泥法 922.5其它方法 102第三章固定床生物处理技术 1153.1概述 1153.2生物滤池及其发展 1173.3活性炭生物膜法 1243.4软性载体生物膜法 1303.5生物砂滤系统 983.6附着生长环流反应器（AGCR） 1033.7生物转盘（RBC） 108第四章流化床生物处理技术 1124.1概述 1124.2好氧流化床反应器 1144.3厌氧流化床反应器 1244.4上流式厌氧污泥床（UASB） 136第五章典型的生物处理组合工艺 1495.1单级A/O工艺 1495.2A-A/O工艺 1535.3其它A/O工艺 1615.4厌氧消化-SBR工艺 167第六章稳定塘污水处理技术 1756.1概述 1756.2稳定塘系统现状 1776.3稳定塘的设计 1826.4高级综合塘系统（AIPS） 189第七章固定化微生物技术 1957.1概述 1957.2微生物的固定化方法 1967.3固定化微生物在水处理中的应用 1997.4今后的研究课题 210第八章难降解有机物的生物处理 2158.1废水的可生化性 2158.2降解技术现状 2198.3需氧填料床生物反应器除毒工艺技术 2318.4旋转生物膜接触反应器(RBC)脱毒技术 2388.5酶催化聚合与沉淀分离技术的典型应用 2418.6生物炭处理技术的典型应用 246参考文献 250第九章废水生物脱氮技术 252第一章绪论1.1废水生物处理方法废水处理方法传统上分为生物法和物理化学法两大类。对于常规的水处理流程而言，视其对排放水质的要求不同，一般包括三段处理工序。其中，一级处理（Primarytreatment）主要用于去除粗粒固体、悬浮固体、大粒径胶体等。二级处理（Secondarytreatment）旨在去除废水中的有机物并进一步降低悬浮固体的含量，由于这一工序通常是由生物法来完成，因此生物处理技术成为二级处理的主要方法。对废水的深度处理又称为三级处理（Tertiarytreatment），一般指去除氮、磷和其它微量杂质的过程。废水的生物处理主要是利用微生物的生命活动过程，对废水中的污染物进行转移和转化作用，从而使废水得到净化的处理方法。该方法的主要特征是应用微生物特别是细菌，并在为充分发挥微生物的作用而专门设计的生化反应器中，将废水中的污染物转化为微生物细胞以及简单形式的无机物。因此，废水的生物处理方法可根据所利用的微生物种类和条件的不同、所采用的生化反应器型式不同以及所要处理的废水性质不同，而划分为多种类型，并且其中许多方法已具有传统的名称。表1-1给出废水生物处理方法的分类。(1)按所利用的微生物种类分类从废水生物处理技术所用的微生物种类上看，主要包括好氧微生物、兼性微生物、厌氧微生物、藻类等。利用好氧（包括兼性）微生物的代谢过程对废水污染物进行处理的方法称为好氧法，该方法的特征是必须向废水中提供充足的氧，以确保微生物的好氧环境。好氧法为目前应用最普遍的生物处理技术，它具有处理效率高、速度快、基建投资少、运行经验丰富等特点，但不足之处在于它的高运转费用。随着石油化学工业的发展，越来越复杂的废水对常规的好氧法提出严峻挑战。表1-1废水生物处理方法的分类划分依据类型方法举例微生物种类好氧(兼性)微生物活性污泥法、接触氧化法等厌氧微生物厌氧污泥床、厌氧滤池等藻类好氧塘、兼性塘、厌氧塘等微生物生长方式悬浮生长活性污泥法、氧化沟等附着生长生物滤池、生物转盘等反应器型式完全混合式完全混合式曝气池、曝气塘等间歇式间歇消化池、SBR装置等推流式推流式曝气池、氧化沟等固定床生物滤池、接触氧化法等流化床好氧流化床、厌氧流化床等转盘式生物转盘等厌氧法是在绝氧条件下，利用厌氧微生物的代谢过程对有机污染物进行降解处理。传统的厌氧法由于反应速度慢、水力停留时间长、反应器庞大等不足，因此其应用主要局限在对污泥的厌氧处理方面。但是，随着多种高传质速率反应器的出现和对处理水质要求的提高，厌氧法在处理高浓度难降解有机废水和生物脱氮等方面，已经显现出越来越大的发展潜力。塘沟技术是主要利用藻类的水处理方法，包括好氧塘、兼性塘、厌氧塘等。该技术历史最为悠久，在地皮不太紧张的地区，由于其投资节省和运行管理方便等特点，目前仍是行之有效的方法。根据我国的国情，因地制宜发展塘沟技术是解决目前水处理设施底子薄、所需处理水量大的重要途径。(2)按微生物的生长方式分类为充分发挥微生物的作用，提高生化反应的效率，必须为微生物的生长提供合适的场所和条件。根据微生物在反应器内的生长方式不同，可将废水的生物处理技术分为悬浮生长法（Suspendedgrowth）和附着生长法（Attachedgrowth）两类。悬浮生长法以活性污泥法为典型代表，它的基本特征是起降解基质作用的絮状微生物培养体，呈悬浮状态生长存在于反应器中。而附着生长法传统上称为生物膜法，生物滤池和生物转盘法都属于该种类型。它的特征是用于水处理的微生物培养体，以膜状生长在填料表面上。(3)按反应器的型式分类为使进行废水生物处理的这种生化操作能够实现高效率，人们设计开发了各种形式的反应器。按照反应器的类型进行分类，其优点在于不管在反应器内部发生什么样的生化过程，只要反应器形式一定，即可用该类单元操作的模型考虑和解决问题。图1-1为常见的生化反应器类型。csA-1A-2B-1B-2cscsB-3B-4csCDcscsE-1E-2E-3cscsF-1F-2图1-1生化反应器的类型图中CS为细胞分离。A：单级CSTR；1-细胞不回流；2-细胞回流B：多级CSTR；1-简单串联；2-多级投加基质；3-有细胞回流的简单串联；4-多级投加基质和细胞回流C：分批式反应器D：推流式反应器E：填充塔；1-简单塔；2-细胞分离前回流；3-细胞分离后回流F：转盘式反应器；1-没有回流；2-有回流图1-1（A）为完全混合式生化反应器系统（CSTR），原则上该类系统可分为单级和多级两种类型。单级CSTR可能是最简单的连续流搅拌池式反应器，含有基质的废水进入反应器，经充分反应后排出含微生物的悬浮液流，并根据水力停留时间控制反应器的运行。必要时，经常增设一沉降分离器用于回流部分微生物。多级CSTR通常由2~4个搅拌式反应器串联，可将进水只投入第一级反应器，也可多点投入到每个反应器。多级系统的优点之一是各级所进行的反应不同，即使当所有的基质都投入第一级时，各反应器中发生的反应也不尽相同，原因是正常的代谢控制着它们的作用机理。图1-1间歇式反应器（B）中无连续流，而是将物料“批量”投入，接种后微生物开始生长。由于反应条件和环境随生长而变化，因此微生物的生长过程与著名的“细菌生长曲线”相类似，在不同时间出现的细菌处于不同的生理学状态。利用自动控制周期运行的SBR工艺即属此类型。图1-1完全的推流式反应器（C）可以认为是在移动过程的分批培养，因为通过反应器的每个流量变化都不受其前后两侧的影响。它与CSTR的唯一重要区别是反应器中不同点的细胞处于不同的生理状态，这就使整个反应器达不到稳态，但在反应器中某一特定点的条件不随时间而变。图1-1固定填充床反应器（D）中，微生物在固定支持物（卵石、塑料、纤维等填料）上生长成一层膜。传统上称这类方法为生物膜法，典型的如滴滤池，此时滤料并不被水淹没，而是以薄薄一层水流在滤料上流过。目前已发展出多种完全浸没式固定床反应器，分为上进水和下进水两种形式。有无回流和回流方式对该类反应器的动力学过程有着强烈影响，回流量越大，则反应环境越类似。为了获得稳定的条件，有机体是在不断地从固体表面脱落。如果在回流前将脱落的微生物去除，则主要靠附着生长的微生物起去除基质的作用，若连同脱落的微生物一起回流，则成为附着和悬浮的微生物在共同去除基质。图1-1流化床反应器（E）是生物膜法的另一种形式，它是在反应器中填充粒径远较固定床为小的填料，并通过水流或气动作用使填料在反应器中达到膨胀或流态化状态，微生物在固体表面附着生长。由于流化作用，极大加强了气液固三相的混合，因此该方法既具有完全混合式的传质速度，又有生物膜法的特性。图1-1转盘式（F）反应器是专门为废水处理所设计的一种形式，微生物附着在不断转动的盘片上生长，在某种程度上类似于固定床反应器。假如反应器容积相对于流量而言较小，则每个盘片自始至终可获得相对稳定的环境条件。但当使用长的矩形槽时，反应条件将沿池长而变化，以至于各组盘上有机体的生理条件相异，将脱落的有机体回流，将使反应器的作用方式介于悬浮生长与固定膜系统之间。1.2生物处理方法的发展废水的生物处理技术作为一种重要的水处理手段，已经有数十年的历史。该方法最初被用于处理生活污水，但目前在工业废水处理中，已普遍采用生物方法作为有机废水二级处理的手段。与物理化学方法相比，生物处理法在去除废水中有机碳、硫、氮、磷等污染物质方面，存在许多优越之处。首先，污染物的生化转化过程不需高温高压，在温和的条件下经过酶催化即可高效并相对彻底地完成，因此处理费用低廉；再者，微生物具有来源广、易培养、繁殖快、对环境适应性强和易实现变异等特性，适当地对其加以培养繁殖，特别是在某特定条件下进行驯化，就能使之很好地适应各种有毒的工业废水环境；另外，通过有针对性地对菌种进行筛选、培养和驯化，可以使大多数的有机物质实现生物降解处理，因此对废水水质的适用面越来越宽。传统的废水生物处理方法主要包括活性污泥法、生物滤池、氧化塘、污泥消化池等，这些技术无论在设计理论还是实际运行管理等方面，都已有着比较成熟的经验。但随着石油化工和有机化学工业的发展，人们生产和使用有机物的种类和数量不断增加，所需要处理的工业有机废水量日益巨增，水质也越来越复杂。因此，这就迫使人们不断地研究开发新的废水生物处理技术，并对现有设施加以改造，以满足水质变化所带来的新要求。另外，随着水资源的日益紧张和人们环境意识的提高，对排水水质的要求越来越高。寻求能够高效去除所谓生物难降解物质和氮磷营养物质的方法，已经成为近年来废水生物处理研究的重点。而且，传统的生化反应器在传质效率、操作管理、能源消耗等诸多方面存在不足，解决该问题也是水处理界所面临的挑战之一。总之，传统的废水生物处理方法已远远不能满足来自各方面的要求，并由此推动该技术领域不断发展。人们已经开发出的许多新技术和新工艺，有的已成功地应用于工业实践，但大多仍停留在研究和试验阶段。表1-2给出近一个时期以来开发研究并已命名的废水生物处理新工艺及其特征。分析表中所反映出的情况，废水生物处理技术的发展趋势主要表现在如下几个方面。(1)发展各种耐水量、水质、毒物、pH等冲击能力强的工艺，提高出水水质的稳定性。生物处理法的特点之一是微生物对水质环境变化的反映比较灵敏，受冲击后所需的恢复时间较长。AB工艺、SBR工艺和固定化微生物法等，都在耐冲击负荷能力方面有较大改进。(2)开发各种具有高生物相浓度高传质速度的反应器，以及能够维持高负荷条件的运转方式。生物流化床技术、深井曝气法、LINPOR工艺等与传统工艺相比，有机负荷可以增加几到几十倍，实现了高效运转。(3)好氧与厌氧过程在同一反应器中进行，提高生物处理法去除污染物的广谱性。发展的结果，打破了传统的好氧法和厌氧法的界限，在去除生物难降解物质和氮磷营养物质方面明显改进。SBR工艺、DE型氧化沟、AGCR系统等都是这一发展趋势的重要表现。(4)微生物的悬浮生长与附着生长相结合，又是当代废水生物处理技术的特点之一。在同一反应器中利用悬浮和附着生物的共同作用，可维持微生态系统的生物多样性。例如，LINPOR工艺和活性生物滤池，既有完全混合式传质速度快的优点，又具备生物膜法中有利于繁殖速度缓慢的硝化和反硝化菌的积累。(5)与物理化学方法相结合，使生物法的适用性极大提高。目前已发展的膜分离活性污泥法、活性炭生物膜法、絮凝-生物法等，在脱氮和去除生物难降解物质等方面表现出很好效能。(6)发展多单元组合工艺，包括厌（缺）氧与好氧操作的组合、悬浮生物与生物膜法的组合等，A/O工艺和活性生物滤池就是这种发展趋势的典型。组合工艺无论在处理高浓度有机废水还是在生物脱氮方面，都获得比较理想的效果。(7)改善废水生物处理的微生态系统，寻求高效专性菌及其生长和发挥作用的环境。已有菌制剂技术、有效菌（EM）技术、固定化微生物技术等，都是在这方面做出的尝试，并已取得特别好的试验效果，预示出巨大的发展潜力。(8)研究开发对高浓度有机废水、生物难降解物质、氮磷营养物质等能够实现有效去除的新工艺和新方法，是当今废水处理领域的热点，生物处理技术因其独特的优点，在解决该类问题方面势必将会发挥出越来越大的作用。表1-2废水生物处理新工艺及其特征工艺微生物环境条件特征AB工艺好氧，悬浮生长吸附与生化降解两段串联，耐负荷与毒物冲击强SBR工艺好氧+厌氧，悬浮或附着生长批量进水，程序化间歇操作，适用于高浓度有机废水，脱氮效果明显膜分离活性污泥法好氧，悬浮生长用膜分离装置为二沉池，避免细菌流失，有利于繁殖速度慢的菌体在反应器积累LINPO工艺好氧，悬浮+附着生长往曝气池中投加悬浮状载体，为微生物提供附着表面，生物相浓度提高井式曝气法好氧，悬浮生长深井或塔式曝气池，占地面积小，氧利用率高D型氧化沟好氧+厌氧好氧与厌氧过程交替操作，脱氮除磷效果明显活性生物滤池好氧，悬浮+附着生长活性污泥法曝气池与生物滤池串联，兼具悬浮生长和生物膜法两大特点，处理效率高厌氧生物滤池厌氧，附着生长完全浸没式，上、下两种进水方式，适合高浓度有机废水的处理活性炭生物膜法好氧，附着生长以粒状活性炭为填料，结合吸附与生物降解两种特性，对难降解物质去除率高软性填料好氧或厌氧以纤维等合成材料为载体，可为微生物提供远较生物膜法附着生长其它填料大的附着表面，阻力小，生物量大生物砂滤系统好氧或厌氧附着生长结合砂滤与生物法特点，投资少，操作简单，适用于小型污染源AGCR系统好氧+厌氧附着生长将氧化沟与附着生长技术相结合，对BOD和氮等的脱除效果优良生物流化床好氧或厌氧附着生长附着生物膜的载体在流化状态下运转，气液固三相传质速度快，高负荷操作，处理效率优良UASB工艺厌氧，悬浮生长厌氧污泥在膨胀状态下运行，传质速度高，停留时间短，对高浓度难降解有机废水有良好去除率A/O工艺缺(厌)氧+好氧悬浮或附着生长缺氧、厌氧和好氧组合工艺，和处理高浓度有机废水行之有效的方法稳定塘系统好氧+厌氧藻类悬浮生长主要利用藻类的塘沟技术组合，投资少，管理方便，可实现因地制宜固定化微生物法固定化生长利用载体对微生物进行固定化，极大提高微生物的利用率，处理效果显著改进参考文献许保玖．当代给水与废水处理原理讲义．北京：清华大学出版社，1983顾夏声．废水与生物处理数学模式．北京：清华大学出版社，1993张希衡．废水治理工程．冶金工业出版社，1984高廷耀．水污染控制工程．高等教育出版社，1989C.P.小莱斯.利格雷迪、亨利C.利姆编著，李献文等译．废水生物处理理论与应用．中国建筑工业出版社，1989顾夏声．水处理工程．北京：清华大学出版社，1986第二章活性污泥法现代工艺2.1活性污泥法概况2.1.1基本特征活性污泥法是目前废水处理中应用最广泛的生化操作技术。所谓“活性污泥”(ActivatedSludge)指的是一种人工培养的生物絮凝体，利用这种悬浮生长的生物絮凝体去处理废水的方法称为活性污泥法。自1914年英国的Ardernh和Lockett实验成功该方法以来，作为一种二级处理技术，在处理生活污水和各种工业废水方面得到应用，成为目前最成熟但仍在迅速发展变化的废水处理技术之一。作为废水生物处理技术中的重要方面，活性污泥法与其它方法一样，既要为微生物生长繁殖提供适宜的环境条件，又要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。依据这种原则，因目的和处理对象不同，活性污泥法又派生出许多运作方式和工艺，因此而成为这一类型的通称。它们的主要特征表现在：(1)利用生物絮凝悬浮体为生化操作的主体物；(2)利用曝气设备向生化操作系统分散空气或氧气，为微生物提供氧源；(3)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；(4)一般采用沉淀方式去除有机体，降低出水中的微生物固体含量；(5)通过回流使沉淀池浓缩的微生物絮凝体返回到反应系统；(6)为保证系统内有机体细胞平均停留时间的稳定，经常排出一部分生物固体。从上述特征可以看出，一个最基本的活性污泥法生化操作系统，应该由反应器、沉淀池以及包括曝气、混合、回流、排出剩余有机体等辅助设备三部分组成。图2-1为活性污泥法基本组成部分和流程示意。氧源混合作用废水废弃污泥混合液反应器二次沉淀池处理后出水回流污泥沉淀污泥废弃污泥图2-1活性污泥法基本操作系统活性污泥法主要被用于去除废水中的溶解性有机物，水流一进入反应器，微生物就通过吸收作用降解溶解性基质，同时为它们的繁殖生长提供碳和能量。胶体或不溶性基质实际上是被絮凝生物群所吸附截留，并与胞外酶起水解反应，最后成为微生物能够吸收的物质。在反应器中，引起有机物降解的主要有机体是好氧和兼性的异养细菌，它们大量地生长在絮凝状的培养物即污泥中，包括某些原生动物和对污泥有害的真菌。活性污泥法属于好氧生物氧化(AerobicBiologicalOxidation)法，需要在不断供氧的环境中即曝气池中，利用好氧和兼性异养细菌的生命活动来氧化有机物。2.1.2活性污泥法的种类活性污泥法经过80多年的发展与实践，在供氧方式、运转条件、反应器形式等方面不断得到革新与改进，出现了许多种方法和工艺。而且，随着对废水处理要求的提高和废水种类的增加，新的工艺和技术仍在不断涌现。最早出现的传统活性污泥法(CAS)属于推流式(Flow-through)曝气池，为改进这种方法氧分布不均的缺点，后来将它的均匀曝气方式改成沿推流方向的渐减曝气方式，这就是传统活性污泥法比较标准的形式。阶段曝气法(SAAS)又称多点进水法，是活性污泥法的一个主要变化形式。几股废水从曝气池的不同点进入，使需氧量的分配比较均匀，效率明显提高。完全混合式活性污泥法(CMAS)是应处理化学工业废水的要求而出现的，完全混合的结果使微生物群落能够保持相对稳定的状态，避免了在推流式曝气池中因基质浓度梯度造成的微生物不适应。因此，大大提高了其处理能力和适用范围，成为目前应用最广泛的活性污泥法。接触稳定活性污泥法(CSAS)是另外的一种发展形式，该方法的特点在于将曝气池视为接触池，停留时间缩短为0.5~2h,充分利用污泥对基质的吸附去除作用，提高出水水质。而污泥在稳定池中通过较长时间的再曝气，使储存的基质被代谢。另外，在曝气方式的改进中还出现了延迟曝气法、纯氧曝气法、深井曝气法等。表2-1列出各种活性污泥法的特性和工艺参数。表2-1活性污泥法的特性和工艺参数方法反应器形式负荷(*)停留时间(h)MLSS浓度(mg/l)回流比R特点传统活性污泥法平行推流式或折回推流式0.2-0.44-81100-30000.15-0.5曝气时间长需氧量不均动力消耗大阶段曝气法平行推流式或折流式多点进水0.2-0.54-82000-40000.2-0.8克服进口易缺氧的缺点积减小完全混合活性污泥法方形或圆形与二沉池分建或合建0.2-0.6353000-600025-1.0各点水质均匀，耐冲击负荷能力强接触稳定法完全混合式触池和稳池2-0.55-1.53-62000-40004000-80000.2-1.0依靠吸附作用适合处理胶体和不溶性基质高速活性污泥法完全混合式0.4-1.51-34000-50001.0-5.0高MLSS，短时间去除高浓度有机物延时曝气法完全混合式0.05-0.2515-303500-50000.7-1.5停留时间长处理效率高无剩余污泥纯氧曝气法多段加盖式或推流式0.25-1.01-35000-100000.25-0.5溶氧浓度高承受负荷高污泥性能好间歇曝气法完全混合式0.5-1.00.8-1.54500-60001.0-1.5厌氧与好氧过程结合，脱氮效果较好注：*kgBOD5/kgMLVSSd。2.1.3活性污泥法的发展随着现代工业特别是石油化学工业的发展，废水的种类和组成变得越来越复杂，已有的处理技术经常受到来自各方面要求的挑战。活性污泥法作为废水生物处理技术中历史最长，工业化实践最多，操作运转经验最丰富的技术，其主要的优点表现在它能以相对合理的费用得到优良的出水水质。但其明显的缺点是可控制性较差，达到期望的出水水质，往往需要复杂的操作技能。提高微生物对环境和水质变化的适应能力，降低生化操作及运转管理方面的繁复性，是革新活性污泥法的主要目的。具体要求表现在：(1)适用于处理各种组成和浓度的有机废水；(2)抗负荷冲击的能力强，对入水水质变化反映不灵敏；(3)提高处理效率，减少或甚至不排剩余活性污泥；(4)向装置化发展，增加操作的灵活性；(5)减少占地面积和投资，降低操作运转费用。为实现上述目的，对活性污泥法的改革主要围绕如下几个方面进行：①改变运行方式；②改进曝气池形式和曝气装置；③人工改良微生物群落；④与其它方法相结合。表2-2列出几种近年来开发并已成功应用于工业实践的新型活性污泥法工艺，从中可以看出活性污泥法的发展趋势。另外一些新技术如人工改良微生物群落等将在其它有关章节介绍。表2-2活性污泥法的发展方法主要性能与特点吸附生物降解(AB)工艺采用A段吸附和B段氧化两级串联形式，抗负荷冲击和毒物冲击能力明显增强，出水水质稳定，能耗降低。序批式间歇反应器(SBR)在运行周期内，充水、反应、沉淀、排水排泥和停置五个阶段顺序进行，适用于高浓度有机废水和氨氮废水的处理膜分离活性污泥法用膜分离单元代替二沉池，可提高出水水质，难降解有机物的去除率和脱氮效率较高。LINPOR工艺附着生长与悬浮生长在同一曝气池内进行，生物相浓度提高，脱氮效果明显。氧化沟(OD)工艺沟形曝气池，废水在循环流中经历好氧和缺氧阶段，具有较好的脱氮效果。井式曝气法塔式或深井式曝气池，供氧能力强，可实现高负荷处理，占地面积小。2.2吸附生物降解(AB)工艺2.2.1工艺流程吸附生物降解工艺(AdsorptionBiodegradation)常被简称为AB工艺，是由德国B.Bohnke教授在70年代中期所发明，80年代初开始应用于工业实践。该工艺在80年代中期引入我国后，因其独特的工艺性能而受到我国水处理界的重视，已成为一种很有发展前景的方法。AB工艺在结构上相当于串联的两级曝气处理，但它的A段和B段无论在运行机制还是在功用上都有根本差异。图2-2为AB工艺的流程示意。剩余污泥剩余污泥回流污泥回流污泥进水1234出水图2-2AB工艺流程示意1A池2沉淀池3B池4沉淀池污水直接进入A段曝气池在高负荷、短污泥泥龄条件下运转处理，然后进入第一沉淀池，分离出的污泥回流到A段曝气池。A段所设计的运转方式，充分发挥了污泥对污染物的吸附处理能力，因此具有抗冲击负荷和克服污泥膨胀方面的优势。经A段处理后的污水进入B段曝气池，在低负荷下进一步做生化降解处理，从第二沉淀池分离出的污泥回流到B段曝气池。分析工艺流程和运行参数，AB工艺的主要特征为：(1)AB工艺不设置初沉池，污水经格栅、沉砂池之后直接进入A段曝气池，因此A段保持为开放的生物动力学系统。(2)A段和B段分别设置沉淀池，使两段严格分开，单独回流，保持各自的微生态特征。(3)具有吸附特性的A段曝气池以高负荷运行，通常为3.0~6.0kgBOD5/kgMLSSd，污泥泥龄比较短，约为0.5d左右，水力停留时间一般在30min；B段曝气池以低负荷运行，污泥负荷通常为0.15~0.30kgBOD5/kgMLSSd，泥龄在15~20d，水力停留时间为2~3h。(4)AB工艺中的曝气池可以选用完全混合式或推流式，A段曝气池还可以根据污水水质选择兼氧或好氧运行条件，以改善污水的可生化性能。2.2.2污染物去除机理活性污泥法对有机污染物的去除一般包括吸附、吸收、氧化三种机制，各种机制所起的作用主要取决于污泥性状、浓度、微生物群落等。由于AB工艺中A、B两段明显不同的运行条件，导致前后曝气池中污泥吸附特性和微生物群落新陈代谢功能不同。分段地充分发挥活性污泥的吸附与生物降解功能，是AB工艺的理论基础。从微生物学角度分析，不设初沉池的结果，造成沟渠中的微生物不断流入A段，使A段微生物得到更新和补充，特别是当处理生活污水时。据测定，通过污水带入A段中的细菌总数可以占到A段生物量的15%左右，而且往往含有人和动物肠道菌族的原核生物。这些原核生物由绝对厌氧菌和兼性厌氧菌组成，特别是其中的兼性菌，无论在好氧还是厌氧条件下都可获取能量，因而具有较强的环境适应能力。另外，A段的高负荷与短泥龄运转条件，使原核微生物的繁殖更为有力。因为原核生物的世代时间远比其它较高级的具有核膜的单细胞和多细胞真核微生物为短，前者往往可在1小时内繁殖多次，而后者繁殖一次则需要几个小时。因此，原核微生物在A段中占据了主要地位。A段微生物学的主要特点表现在其对微生物的选择性、变异适应性、外源补充性及快速增殖性。对于AB工艺中的B段，因污泥负荷较低，泥龄较长，所以会有较高级的原生动物和多细胞动物出现。但是，由于A段出水进入B段，势必对B段的细菌组成造成影响。二者之间的联系性常常使两段活性污泥具有相同的细菌种类，但各种细菌在每段所占的百分比不同，而且A段的总活性明显高于B段。B.Bohnke教授以遗传物质脱氧核糖核酸（DNA）为指标，比较了A、B两段及普通活性污泥法系统中的污泥活性，如表2-3所示。结果表明，A段污泥的DNA含量高于B段，但两段均比普通活性污泥高。表2-3AB工艺污泥中DNA含量与普通活性污泥法的比较指标污泥类型污泥负荷(kgBOD5/kgMLSSd)MLSS中DNA含量(%)普通活性污泥法0.2714.15AB工艺A段5.0020.03AB工艺B段0.1518.97一般认为，在活性污泥系统中所处理污水的BOD5残留百分比随曝气时间的变化关系如图2-3所示。当污水中既存在溶解性基质又存在不溶性或胶体基质时，在曝气的初期有一个去除高峰，随着时间增加，残留BOD5浓度上升，然后又缓慢下降。但对于只有溶解性基质的情况，则不存在波折，曝气初期残留BOD5迅速下降，然后速度变缓。图2-3说明活性污泥法在降解基质过程中，曝气初期(10~40min)存在一高去除率，在机制上主要由吸附所决定。而后期的缓慢去除取决于生化氧化，此时活性污泥进入减速增长期和内源呼吸期。中间出现回升的原因是当污水中存在不溶性或胶体基质时，随着微生物代谢的进行，被吸附后的这类基质经水解酶水解，变成可溶性物质而又重新分散到水相中，从而使BOD5浓度增高。BODBOD5BODBOD5曝气时间最佳吸附时间曝气时间曝气时间最佳吸附时间曝气时间图2-3曝气时间与BOD5去除关系AB工艺对污染物的去除机理正是利用这一变化关系的体现。A段的高负荷和低泥龄设计，旨在充分利用污泥对基质的最佳吸附时间，发挥高吸附效率。有人认为，污染物在A段的吸附去除主要由细菌外酶产生的生物反应作用所引起。当混有生活污水时，这种反应可以开始于沟渠系统，并在含有较高细菌数量的A段得到强化，反应过程中形成一种被称之为“自然絮凝剂”的聚合物，通过一系列物理化学反应将污染物吸附去除。总之，在A段曝气中，“自然絮凝剂”、活性污泥和污水中固有的胶体物质、游离性细菌、悬浮物质等互为强烈混合，是造成有机物质脱稳吸附的主要途径。关于B段，其污染物去除机理与普通活性污泥法基本一致，主要以生化氧化为主。由于低负荷运转，产生的剩余污泥量很少。难溶性大分子物质在胞外酶作用下，水解为可溶的小分子物质，可溶的小分子物质被吸收到细胞内，通过细菌细胞的新陈代谢作用而将有机物质氧化为CO2和H2O。2.2.3工艺特点与设计参数AB工艺属于一种在超高负荷条件下运行的新型活性污泥法，与普通活性污泥法相比，其突出的优点主要表现为：①拥有较节省的基建投资和运转费用；②抗冲击负荷能力强，对pH和有毒物质具有很大的缓冲作用；③出水水质好，运行稳定，特别适用于处理浓度较高，水质变化较大的污水。④对于存在所谓超负荷运转问题的污水处理场，可以比较顺利地改造成AB工艺，从而较大幅度地提高处理能力。AB工艺的BOD5和COD去除率，比相应的一级活性污泥法高，特别是COD的去除率，提高更为显著。图2-4是AB工艺B段和一级法污泥负荷与出水BOD5和COD的关系。其中，一级法曲线是54家污水厂实际运行数据的统计，AB工艺曲线由德国两家污水厂的生产性试验数据和另外7个中试设备试验结果的统计所得。BOD或COD300400200一级法CODAB法CODAB法BOD700100101BOD或COD300400200一级法CODAB法CODAB法BOD700100101原水沉淀出水原水沉淀出水一级法一级法BOD污泥负荷kg/kg污泥负荷kg/kgl10.60.30.150.080.05图2-4AB工艺和一级法出水水质比较AB工艺良好的运行稳定性，主要表现在对水质、水量、pH值、毒物的冲击具有很大的缓冲作用，出水水质指标的波动小，A段和B段活性污泥拥有很好的沉淀性能等。图2-5为AB工艺B段和一级活性污泥法出水BOD5相对方差r随污泥负荷Fs的变化关系。由图可以看出，AB工艺有着远比相应的一级活性污泥法为低的相对方差r。当污泥负荷Fs=0.3kgBOD5/kgMLSSd时，一级法的r值为1.0，AB工艺的最高r值仅为0.6。在受到毒物冲击后，AB工艺能在几小时内完全恢复正常。图2-6为德国Krefeld污水厂A段某次被毒物破坏后的迅速恢复情况。17点钟时A段受到毒物严重影响，细菌的呼吸受到抑制，致使曝气池内溶解氧猛增，但B段却几乎不受影响。4小时后，A段细菌的呼吸恢复正常，溶解氧浓度回到原来水平。AB二级活性污泥法2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.2(kgBOD5/kgMLSSAB二级活性污泥法2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.2(kgBOD5/kgMLSSd)0.010.030.050.150.30.61.0r=/r=/一级活性污泥法一级活性污泥法克雷费尔德污水厂克雷费尔德污水厂15个试验设备一级法污水厂图2-5AB工艺B段与一级法出水水质稳定性比较溶解氧(mg/L)5432101215182124时刻（h）1982.8.20星期五图2-6毒物对AB工艺的影响B级B级溶解氧溶解氧(mg/L)5432101215182124时刻（h）1982.8.20星期五图2-6毒物对AB工艺的影响B级B级溶解氧A级溶解氧Kieleld污水厂毒物进入A级A级AB工艺在基建投资方面的经济性，可通过下面的计算加以分析。当A和B段的曝气池全采用完全混合式时，其反应动力学过程可用连续搅拌式反应器(CSTR)模型描述。物料衡算方程为：(2-1)式中，Q—流量(L/h)；C1in、C1—进、出水基质浓度(mg/L)；V—反应器容积（L）；r1—基质降解速率(mg/Lh)；—基质变化速率(mg/Lh)；在稳态时，令t=V/Q，则式（2-1）可简化为：(2-2)假设反应器内发生的是一级反应，则r1=-kCout，代入式（2-2）得：C1in-ktCout=C1(2-3)整理得：(2-4)式中，k—基质降解速率常数(h-1)；t—停留时间(h)。若把n个CSTR反应器串联使用，在稳态时可推得：(2-5)由式（2-5）可解出每个CSTR反应器停留时间t及容积V：t=k-1(2-6)V=Qk(2-7)显然，当n=1时，V就是单个CSTR反应器在某一固定去除率下所需的容积；当n>1时，V即为n个CSTR在同一去除率条件下一个反应器所需的容积。重新整理式（2-7）得：(2-8)基质去除率=1-，则=代入式(2-8)得：(2-9)设n级串联的反应器总体积为：V总=nV，代入式（2-9）则得：(2-10)假设流量Q一定，根据式（2-10）可计算出不同n值下，去除率与表征反应器体积V总(Q/k)-1的变化关系，其结果见表2-4。分析表中数据的变化规律可知，去除率越高，所需反应器的体积就越大；在相同去除率时，串联的反应器数n值越多，所需的反应器总体积就越小。但当n>4时，总体积的减少趋势已不明显，两个反应器串联时容积节省效果最为显著。例如，当COD去除率为80%时，把反应器由一个改为两个容积可节省38%，这意味着基建费用的节约。表2-4n、、V总（Q/k）-1三者之间的关系(%)V总(Q/k)-1n=1n=2n=3n=4n=5501.000.820.780.760.75601.501.161.081.041.00702.331.641.471.401.35804.002.482.132.001.90909.004.323.453.122.909519.006.945.134.444.109849.0012.148.046.645.95AB工艺是在两段活性污泥（Z-A法）和高负荷活性污泥法的基础上发展起来的，因此其设计过程与常规活性污泥法相近，不同之处在于它的操作运转条件。表2-5为AB工艺的主要设计参数。表2-5AB工艺主要设计参数项目A段B段污泥负荷(kgBOD5/kgMLSSd)3.0-6.00.15-0.30容积负荷(kgBOD5/m3d)8.0-15.00.4-0.6污泥浓度MLSS(mg/L)1800-25003000-4000水力停留时间(h)0.52.0-5.0污泥龄(d)0.3-0.515-20污泥回流比(%)10050BOD5去除率(%)25-45(DO<1)40-70(DO>1)沉淀池水力停留时间(h)1.2-1.53.0-5.02.2.4AB工艺的应用目前，AB工艺在处理城市生活污水方面已有许多成功的工业化应用实例。到1989年时，欧洲就已有39座城市污水处理厂采用该工艺，并且仍在不断地被推广。在我国，AB工艺被列为“八五”科技攻关课题，受到水处理界的高度重视。AB工艺所拥有的投资少，处理能力强，运行稳定等特点，特别适合我国国情。许多城市污水处理厂和工业企业废水处理厂因严重超负荷、入水水质不稳、毒物冲击等普遍存在的问题，使曝气池难以正常运行，出水水质恶化。将现有的设施改造成AB工艺，是目前最为经济可行的措施。另外，加强AB工艺在各类工业废水的应用研究，探索适宜的操作运行参数，是目前水处理工艺研究的热点之一。对印染废水]和合成洗涤剂废水的试验研究表明，AB工艺能够获得比常规活性污泥法为高的基质去除效率，并且运行稳定，耐负荷冲击力强。某染整厂排放的废水主要为分散、还原和硫化染料，以及各种高分子合成助剂和合成浆料，进水水质为：COD400~1200mg/L，BOD5200~450mg/L，色度72~75稀释倍数，pH值11~12，悬浮物248mg/L，硫化物16.54mg/L，总氮8.6mg/L，水温14~25oC。在配入20%生活污水的情况下，AB工艺可获得良好的处理效果。A级COD的去除率达到55~60%，B级COD的去除率为45~70%，系统COD总的去除率达75~80%，比常规活性污泥法提高约10~15%左右。而且，出水水质达到国家排放标准。图2-7为各段及系统COD去除率与污泥负荷之间的变化关系。当A级污泥负荷为5.0kgCOD/kgMLSSd时，达到最佳去除率55%~60%；B级的最佳污泥负荷为0.6kgCOD/kgMLSSd，相应的COD去除率为70%；A级污泥负荷变化对系统的总COD去除率影响较大，说明A级在AB工艺中的重要性。对合成洗涤剂废水的研究得到与上述类似的结果。当A段污泥负荷为0.743kgCOD/kgMLSSd时，A段COD去除率达到最高值约74.8%；而B段的最佳污泥负荷为0.175~0.23kgCOD/kgMLSSd，相应的COD去除率最高约90.5%。当系统中A段和B段的污泥负荷偏离最佳值时，COD去除率开始下降。另外，生活污水的加入比例对AB工艺去除效果影响很大。这是因为生活污水中含有的大量细菌，经过在排水管网增殖、适应和选择等生物学过程，形成生命力旺盛适应力强的微生物群落。当进水中配有一定比例的生活污水时，就使A段能充分利用原污水中存在的生物动力学潜力，并在A段内原有菌胶团的诱导促进下快絮凝在一起。从表2-6可见，随着废水比例增加，COD和BOD去除率都开始下降。当废水比例超过30%时，去除率低于80%。总COD去除率BCOD去除率ACOD去除率污泥负荷(COD/MLSS.d)总COD去除率BCOD去除率ACOD去除率污泥负荷(COD/MLSS.d)污泥负荷(COD/MLSS.d)污泥负荷(COD/MLSS.d)污泥负荷(COD/MLSS.d)图2-7COD去除率与污泥负荷的关系表2-6废水与生活污水比例对去除效果的影响生活污水原水A段出水B段出水A去除率(%)B去除率(%)总去除率(%)(体积比)CODBOD5CODBOD5CODBOD5CODBOD5CODBOD5CODBOD510:9013525863490595.150.81390.594.495.396.815:851016110609100411341.99.193.287.096.091.725:7511041166801071101638.57.883.885.090.086.230:701267117850851935932.827.377.477.681.883.835:651440119872952904139.520.366.756.879.965.540:60157412211211053754928.513.966.453.376.259.82.3序批式间歇反应器(SBR)2.3.1工艺流程和特点序批式间歇反应器(SeriesBatchReactor)是近年来开发的活性污泥法新工艺，它完全与自动化控制进料、反应、出料等过程的间歇操作相似。该工艺通过程序化控制充水、反应、沉淀、排水排泥和停置五个阶段，实现对废水的生化处理。图2-8为SBR工艺流程示意。整个操作通过自动控制装置完成，运行周期内各阶段的控制时间和总水力停留时间根据试验选定。在反应阶段，曝气时间决定生化反应的性质。当采用完全曝气时，反应器内发生的是需氧过程；但在限量曝气条件下，可使反应器内产生缺氧或厌氧环境。充分利用兼性菌的作用，在同一反应器内程序地进行缺氧-厌氧-好氧过程，是SBR工艺的重要特色。由于采用间歇方式，极大提高了操作的灵活性，污泥性能好，抗负荷与毒物冲击能力显著增强。而且使传统的曝气操作在装置化的设备内完成，并通过自控装置方便调节运转参数，包括自由选择厌氧与好氧反应时间。SBR工艺可实现高进水浓度（COD1000mg/L），高容积负荷（6~10kgCOD/m3d）和高去除率（COD去除80%~90%），在处理高浓度有机废水方面独具特色，而且对氮、磷、硫的脱除效果显著，特别适合处理浓度高、排放量小的各种工业有机废水。目前，在我国大力发展装置化环保设备，为众多的中小型化工、造纸、印染企业提供操作简便和使用灵活的废水处理手段，已经成为环保工作者的重要任务，预期SBR工艺在这方面将有较大的发展潜力。11234567891011图2-8SBR工艺流程示意1-空压机；2-电磁阀；3-转子流量计；4-搅拌机；5-控制装置；6-微孔曝气头；7-反应器；8-排水泵；9-进水泵；10-配水箱；11-；出水箱2.3.2SBR工艺的运行机理对于SBR工艺的一个运行周期，影响其运行效果的重要参数包括污泥浓度、污泥负荷、各阶段时间、曝气量等。为比较SBR工艺与常规活性污泥法及间歇曝气活性污泥法在运行机理上的差异，表2-7列出了用上述三种方法处理高浓度制药废水（土霉素）的试验结果。表2-7三种活性污泥法对制药废水处理效果比较方法COD(mg/L)去除率(%)MLSS浓度mg/lVSSSSSVICOD投配负荷周期(h)进水出水容积污泥常规活性污泥法62912979.51.440.606320.800.56间歇活性污泥法115031672.73.180.521951.730.5424SBR工艺564065488.48.050.79526.060.7512163023285.83.820.80921.630.4312244235785.34.050.83792.400.5912300045284.95.630.90463.000.5312400059985.08.130.95434.000.4912500089082.28.200.89555.000.6112550080385.48.180.71625.500.671212854213483.47.430.88706.320.8512注：容积负荷—kg/m3d，污泥负荷—kg/kgSSd由于制药废水中残余的抗生素和盐类以及某些添加剂等将严重抑制厌氧微生物的正常代谢，因而影响厌氧发酵工艺的处理效果。另外，常规好氧活性污泥法难以承受如此高的COD浓度。比较三种方法的数据，可以看出SBR工艺明显优于间歇曝气活性污泥法，而间歇曝气活性污泥法又比普通曝气法为好。主要表现在：①SBR工艺可获得沉淀性能好的活性污泥。采用普通曝气池运行时SVI高达632，并且有丝状菌大量繁殖，间歇曝气活性污泥法的SVI为195，而SBR工艺的SVI均在95以下，可保持良好的沉淀性能。②SBR工艺可极大提高活性污泥浓度。采用普通活性污泥法时SS只有1.44g/L，间歇曝气活性污泥法的SS为3.18g/L，但SBR工艺SS高达6g/L以上，并有近似于厌氧颗粒污泥的块状污泥存在，十分有利于提高处理效果和容积负荷。③SBR工艺使活性污泥的活性明显提高。普通活性污泥法的VSS/SS为0.60左右，而SBR工艺的VSS/SS可以提高到0.80以上。原因在于SBR工艺的排水是在静止情况下进行，而连续出水容易带走比重较轻、活性较好的污泥。④SBR工艺具有较快的生物繁殖速率。SBR工艺的无氧或低氧状态，可促进世代时间短、生长繁殖快的酸化细菌大量增加，决定性地提高了对有机物的降解能力。另外在低氧条件下，相当数量的低级霉菌得以生长，对降解有机物也起了重要作用。RNA(核糖核酸)决定细菌的增殖速率，SBR工艺的活性污泥中RNA含量高于普通活性污泥法的3-4倍。⑤SBR工艺可提高废水的可生化性。通过厌氧及缺氧过程，可使原来难降解的有机物分解成能够被降解的物质。对于一个SBR曝气池而言，沉淀和排水排泥阶段可认为不存在生物反应，因此其充水和反应阶段的时间决定工作周期的长短。生物反应的好氧和厌氧性质取决于曝气和停置时间，而且充水时间也有重要影响。在充水阶段，反应器中同时出现生物反应过程和污染物的积累，而污染物的积累会影响反应过程需要的时间。当SBR操作完全采用好氧过程时，其生化反应动力学可用下述模型描述。(2-11)式中，K—反应速度常数（h-1）；X—混合液活性污泥浓度（mg/L）；Ks—莫诺特方程中的半速度系数（mg/L）；Kc—抑制常数（mg/L）；n—试验常数；C—污染物浓度（mg/L，以COD表示）。本模型是以莫诺特方程式为基础，考虑到在污染物浓度高时反应受抑制的情况，在分母中加入(C/Kc)n一项。当C很小时，式（2-11）可简化为经典的莫诺特方程。随着C的增大，(C/Kc)n也增大，反应速度明显下降，n值越大，抑制程度越严重。为了求取式（2-11）中的一系列常数，采用分段法，将低含酚浓度下的实测数据代入式（2-12），并整理为反应速度。(2-12)(2-13)用最小二乘法，求解得K=0.077(h-1)及Ks=144mg/L，并用图解法求取系数Kc及n值。在不同Kc及n值情况下，反应速度随污染物浓度的变化如图2-9和2-10。反应速度(mg/l.hr)16014012010080604020反应速度(mg/l.hr)16014012010080604020600550450kc=2003506012018024030036042048054060060120180240300360420480540600K=0.077；n=10；X=2500；Ks=144图2-9不同Kc值对反应速度的影响K=0.077；X=2500；Ks=144；Kc=450图2-10不同n值对反应速度的影响如果定义：Q—充水阶段进入反应器的废水流量（m3/h）；t—充水阶段自充水开始至讨论时刻的时间（h）；V—反应器内混合液体积（m3）。充水开始t=0时，V=Vo；充水期内某一时间t时，V=Vo+Qt；充水结束时，V=Vo+QT。Vo—充水开始时，SBR内存留的混合液体积(m3)。该混合液是上周期排水后残留下来的，一般为SBR有效溶剂的25~50%。T—选定的充水时间（h）。Cs—原废水浓度（mg/L）。C—反应器混合液液相中污染物浓度（mg/L）。X—反应器混合液活性污泥浓度（mg/L）。考虑SBR内污染物的物料平衡，在充水阶段内，污染物的积累量等于进入量与反应量之差，即：(2-14)如果将充水过程中污泥量的增长忽略，则可认为XV等于SBR内的污泥总量，在充水阶段内为一定值。此外，随着废水的注入，V和C将随t而变化，故式（2-14）可改写为：(2-15)将用Q代替时，则有：(2-16)在反应阶段，Q=0，SBR内混合液体积V保持恒定，式（2-16）将变为：(2-17)(2-18)用龙格-库塔法求解充水阶段的模型式（2-17）和反应阶段的模型式（2-18），可模拟计算不同时间下SBR内液相污染物浓度值。将上述求得的动力学参数K、Ks、Kc及n值代入式（2-16）和（2-18），可模拟计算不同进水浓度下，混合液中污染物浓度随运行时间的变化。图2-11和图2-12分别为进水含酚浓度Cs=500和1000mg/L时，充水时间、充水和反应总时间及污染物在混合液中的剩余浓度三者之间的关系。300200100tF=4300200100tF=4混合液污染物浓度(mg/l)混合液污染物浓度(mg/l)ttF=1tFtF=1tF=3tFtF=3tF=2ttF=301234560123456时间(h)图2-11不同充水时间下污染物浓度随运行时间的变化(Cs=500mg/L)tF=1700600500400300200100混合液污染物浓度(mg/l)012345678910时间(h)tF=1700600500400300200100混合液污染物浓度(mg/l)012345678910时间(h)tFtF=2ttF=3tFtF=4tF=5tF=5图2-12不同充水时间下污染物浓度随运行时间的变化(Cs=1000mg/L)从图中的变化可知，充水时间对总运行时间有着重要的影响。对于含酚废水而言，当污染物浓度低于500mg/L时，缩短充水时间可以减小SBR工作周期，提高容积效率；污染物浓度大于1000mg/L时，最佳充水时间随浓度而变化。当然，对于不同类型的废水，其生物反应的动力学参数包括抑制常数Kc和n值，需要通过实验测定，然后再根据模型计算最佳充水时间。2.3.3SBR工艺的应用近年来，在拓展SBR工艺应用范围方面已进行了大量的研究工作。众多的小试和中试研究结果显示，SBR工艺用于处理高浓度和难降解有机废水以及用于生物脱除氮磷硫时，均可获得比常规活性污泥法好得多的出水水质，预期在炼油、石油化工、制药、食品等工业废水处理方面，具有很好的推广应用前景。炼油厂汽提装置排放的净化水，是总排水口酚和氨氮超标的重要原因。催化裂化装置工艺废水经汽提后的水质为：COD500~1500mg/L，挥发酚100~400mg/L，氨氮50~150mg/L，硫化物5~50mg/L，pH9~10。此股废水直接排入污水处理厂后，对生化处理产生严重冲击，目前成为影响生化处理装置正常运转的主要因素。表2-8为SBR法处理汽提净化水的试验结果。将取自污水处理厂生化曝气池的活性污泥加入到SBR反应池中，按BOD：P为100投加磷盐，直接用汽提净化水培养驯化。开始的COD容积负荷为0.1kg/m3d，采取每天一周期的运行方式，反应池内污泥浓度控制在5000~6000mg/L。驯化一星期后，开始逐步提高处理负荷，并将运转周期缩短为每8h完成一个处理循环。从表中数据可以看出，SBR工艺可获得十分好的出水水质，几种污染物均已达到直接排放的标准。特别是氨氮和硫化物的去除效果相当不错，这是常规活性污泥法所无法比拟的。经过近2个月的连续运行试验表明，出水水质稳定，而且污泥性能良好。表2-8SBR法处理汽提净化水试验结果项目进水容积负荷(COD)，kg/m3.d1.52.0COD进水，mg/L886.01207.0出水，mg/L46.756.7去除率，%94.795.3挥发酚进水，mg/L195.6332.5出水，mg/L检不出检不出去除率，%100.0100.0氨氮进水，mg/L79.8104.9出水，mg/L2.83.2去除率，%96.596.9硫化物进水，mg/L18.548.4出水，mg/L1.11.6去除率，%94.196.7某活性炭厂在生产过程中排放含有高浓度COD、NH3-N、Zn2+等的酸性废水，经中和处理后，可回收处理其中大部分的Zn2+。处理后水中残留较高浓度的难生物降解有机物和氨氮，具体水质为：COD342.5~400.1mg/L，BOD5120.7~194.1mg/L，NH3-N20.4~62.1mg/L，Zn2+18.2~29.8mg/L，pH8.0~8.4。SBR法试验装置见图2-13，采用软性填料限制曝气工艺。4125631041256310978112310567894图2-13软性填料SBR工艺试验装置1空气管2转子流量计3曝气头4循环泵5纤维材料6反应器7高位水箱8进水管9出水管10排泥管反应器中固定的纤维填料，为生物挂膜生长提供载体，在添加NaH2PO4的条件下，直接用原废水进行活性污泥培养和挂膜驯化。SBR工艺操作条件为：曝气时间5h，沉淀时间2h，停置时间1h，排水体积分数0.5，COD容积负荷0.55kg/m3d。表2-9为试验结果。经SBR工艺处理后的废水COD<100mg/L，BOD5<30mg/L，NH3-N<15mg/L，Zn2+<5mg/L，可实现达标排放。由于悬浮和挂膜生物的吸附作用，Zn2+的去除效果十分显著。研究指出，当采用连续曝气的生物处理工艺时，氨氮无法达到15mg/L以下。要使COD小于100mg/L，曝气时间需要超过8h。表2-9SBR限制曝气法处理活性炭废水序号项目CODmg/LBODmg/LNH3-Nmg/LZn2+mg/L历时(h)Vo/V容积负荷m3d进水停置曝气沉淀排水1进水均值378.5154.142.421.7出水均值68.88.49.32.00.51.06.02.00.520.45去除率81.194.674.690.82进水均值397.9160.052.922.9出水均值71.96.49.72.60.51.05.02.00.520.53去除率82.496.081.888.93进水均值394.3174.758.425.8出水均值95.212.417.02.70.51.04.02.00.520.59去除率75.791.471.089.54进水均值371.1150.046.625.0出水均值77.311.09.73.30.51.04.02.00.520.37去除率78.492.779.387.02.4膜分离活性污泥法2.4.1工艺流程和特点常规活性污泥法中生物絮凝体与处理水的分离，一般在二沉池通过重力沉降实现。由于水力操作经常出现的不稳定性，特别是污泥沉降性能常因负荷与毒物冲击而发生变化，极易造成悬浮固体（SS）随出水流失，从而影响出水质量和引起曝气池中污泥浓度（MLSS）降低。为确保处理水的质量和操作运行的稳定性，美国的Smith,C.V.等于1969年首先提出将超滤膜用于活性污泥分离的报告。日本从1979年开始将膜分离技术与活性污泥法结合，用于废水的深度处理。到1990年，已有77座工业化装置投入运转，日处理废水量达8163m3。膜分离活性污泥法作为新型高效的废水处理方法，是以膜分离单元代替常规活性污泥法中的二沉池，极大提高活性污泥与处理水的分离效果。图2-14为膜分离活性污泥法的工艺流程。废水经曝气处理后，活性污泥混合液由增压泵送入膜分离装置，一部分水被滤出，成为处理水而后排，其余经回流泵返回曝气池。另外，装置上备有反冲洗管线，用于对膜的反冲洗处理。空气回流泵恒流泵曝气池进水箱阀门膜分离器出水箱图2-14膜分离活性污泥法工艺流程膜分离活性污泥法的迅速发展是与性能优越的高分子膜的开发分不开的，尤其是这种工艺独特的处理性能和效果。其主要特点表现在：(1)出水水质好并保持稳定膜过滤代替重力分离后，不论污泥浓度高低和性能好坏，污泥以及悬浮性BOD物质全部被截留，出水的BOD可稳定地达到很低浓度。(2)对生物难降解有机物和氮具有较高的去除率难降解有机物分解菌和硝化细菌等增殖速度慢的微生物，由于膜的截留而在曝气池中得到增殖富集，这类物质与污泥的接触时间大于水力停留时间（HRT），从而有利于提高去除率。(3)节省动力消耗二沉池中污泥沉降性能的优劣，受絮体性状的支配。为了保证絮体不被破坏，一般采用普通的曝气装置，充氧效率仅5%左右。膜分离的效率不受絮体大小的影响，因此可采用高效曝气装置，充氧效率可达20~60%。(4)装置占地面积小重力沉降分离时污泥浓度一般控制在6000mg/L以下，而膜分离活性污泥法污泥浓度可提高到20000mg/L，因此容积负荷大大提高，处理装置占地面积缩小。(5)剩余活性污泥量减少由于膜分离活性污泥法的高污泥负荷与污泥分离效率，因此可相应减少剩余污泥量。2.4.2膜分离装置与性能在设计选择膜分离单元时，膜的材料性质、孔径、装置结构、液体通量以及操作条件都是重要的考虑因素。目前，用于分离的膜材料包括微孔过滤膜（MF膜）、超滤膜（UF膜）、反渗透膜（RO膜）等，它们在孔径上存在很大差别。图2-15为分离膜的孔径与适用范围。将0.2~3.0m的微孔过滤膜和分子量2万的高分子超滤膜，对活性污泥混合液分离效果进行对比，当MLSS为6000~6500mg/L时，结果UF膜具有较高的液体通量，MF膜的通量太小。对分子量1~300万的高分子UF膜，分子量越大则孔径越大，同时液体通量越高。因此，最适合于活性污泥混合液固液分离的膜为2-10万分子量的UF膜。过滤范围反渗透膜精密过滤膜1Å10Å100Å0.1u1u