第四章 污水的好氧生物处理——活性污泥法

第八节 活性污泥法的发展和演变第八节 活性污泥法的发展和演变

第九节 活性污泥法的设计计算第九节 活性污泥法的设计计算 第十节 二次沉淀池第十节 二次沉淀池 第十一节 活性污泥法系统设计和第十一节 活性污泥法系统设计和

运行中的一些重要问题运行中的一些重要问题

第八节 活性污泥法的发展和演变

传统活性污泥法 渐 减 曝 气分 步 曝 气完全混合法浅 层 曝 气深 层 曝 气

高负荷曝气或变形曝气克 劳 斯 法延 时 曝 气接触稳定法氧 化 沟纯 氧 曝 气

活性污泥生物滤池（ ABF 工艺）吸附－生物降解工艺（ AB 法）序批式活性污泥法（ SBR 法）

活性污泥法的多种运行方式有机物去除和

氨氮硝化

在推流式的传统曝气池中，混合液的需氧量在长度方向是逐步下降的。

实际情况是：前半段氧远远不够，后半段供氧量超过需要。

渐减曝气的目的就是合理地布置扩散器，使布气沿程变化，而总的空气量不变，这样可以提高处理效率。

渐 减 曝 气

渐 减 曝 气

把入流的一部分从池端引入到池的中部分点进水。

分 步 曝 气

分布曝气示意图

完 全 混 合 法

在分步曝气的基础上，进一步大大增加进水点，同时相应增加回流污泥并使其在曝气池中迅速混合，长条形池子中也能做到完全混合状态。

完全混合的概念

（ 1 ）池液中各个部分的微生物种类和数量基本相同，生活环境也基本相同。

（ 2 ）入流出现冲击负荷时，池液的组成变化也较小，因为骤然增加的负荷可为全池混合液所分担，而不是像推流中仅仅由部分回流污泥来承担。完全混合池从某种意义上来讲，是一个大的缓冲器和均和池，在工业污水的处理中有一定优点。

（ 3 ）池液里各个部分的需氧量比较均匀。

完全混合法的特征

完 全 混 合 法

浅 层 曝 气

特点：气泡形成和破裂瞬间的氧传递速率是最大的。在水的浅层处用大量空气进行曝气，就可以获得较高的氧传递速率。

1953 年派斯维尔（ Pasveer ）的研究：氧在 10℃静止水中的传递特征，如下图所示。

浅 层 曝 气

扩散器的深度以在水面以下 0.6 ～ 0.8m 范围为宜，可以节省动力费用，动力效率可达 1.8～ 2.6kg（ O2 ） / kW·h 。可以用一般的离心鼓风机。浅层曝气与一般曝气相比，空气量增大，但风压仅为一般曝

气的 1/4~1/6左右，约 10kPa ，故电耗略有下降。曝气池水深一般 3 ～ 4m ，深宽比 1.0～ 1.3 ，气量比 30～ 40m3/（m3 H2O.h ）。浅层池适用于中小型规模的污水厂。由于布气系统进行维修上的困难，没有得到推广利用。

深 层 曝 气

深井曝气法处理流程

深井曝气池简图

一般曝气池直径约 1~6m ，水深约 10～ 20m 。深井曝气法深度为 50～ 150m ，节省了用地面积。

在深井中可利用空气作为动力，促使液流循环。

深井曝气法中，活性污泥经受压力变化较大，实践表明这时微生物的活性和代谢能力并无异常变化，但合成和能量分配有一定的变化。

深井曝气池内，气液紊流大，液膜更新快，促使 KLa值增大，同时气液接触时间延长，溶解氧的饱和度也由深度的增加而增加。

当井壁腐蚀或受损时，污水可能会通过井壁渗透，污染地下水。

深 层 曝 气

部分污水厂只需要部分处理，因此产生了高负荷曝气法。

曝气池中的 MLSS约为 300～ 500mg/L ，曝气时间比较短，约为 2 ～ 3h ，处理效率仅约65％左右，有别于传统的活性污泥法，故常称变形曝气。

高负荷曝气或变形曝气

克劳斯工程师把厌氧消化的上清液加到回流污泥中一起曝气，然后再进入曝气池，克服了高碳水化合物的污泥膨胀问题，这个方法称为克劳斯法。

消化池上清液中富有氨氮，可以供应大量碳水化合物代谢所需的氮。

消化池上清液夹带的消化污泥相对密度较大，有改善混合液沉淀性能的功效。

克 劳 斯 法

延时曝气的特点：

•曝气时间很长，达 24h甚至更长， MLSS 较高，达到 3000～ 6000mg/L；

•活性污泥在时间和空间上部分处于内源呼吸状态，剩余污泥少而稳定，无需消化，可直接排放；

•适用于污水量很小的场合，近年来，国内小型污水处理系统多有使用。

延 时 曝 气

接 触 稳 定 法

混合液曝气过程中第一阶段 BOD5 的下降是由于吸附作用造成的，对于溶解的有机物，吸附作用不大或没有，因此，把这种方法称为接触稳定法，也叫吸附再生法。混合液的曝气完成了吸附作用，回流污泥的曝气完成稳定作用。

直接用于原污水的处理比用于初沉池的出流处理效果好；可省去初沉池；此方法剩余污泥量增加。

接 触 稳 定 法

氧化沟是延时曝气法的一种特殊形式，它的池体狭长，池深较浅，在沟槽中设有表面曝气装置。

曝气装置的转动，推动沟内液体迅速流动，具有曝气和搅拌两个作用，沟中混合液流速约为 0.3～ 0.6m/s ，使活性污泥呈悬浮状态。

氧 化 沟

纯氧代替空气，可以提高生物处理的速度。纯氧曝气池的构造见右图。

纯 氧 曝 气

纯氧曝气的缺点是纯氧发生器容易出现故障，装置复杂，运转管理较麻烦。

在密闭的容器中，溶解氧的饱和度可提高，氧溶解的推动力也随着提高，氧传递速率增加了，因而处理效果好，污泥的沉淀性也好。纯氧曝气并没有改变活性污泥或微生物的性质，但使微生物充分发挥了作用。

活性污泥生物滤池（ ABF 工艺）

上图为 ABF 的流程，在通常的活性污泥过程之前设置一个塔式滤池，它同曝气池可以是串联或并联的。

塔式滤池滤料表面附着很多的活性污泥，因此滤料的材质和构造不同于一般生物滤池。

滤池也可以看作采用表面曝气特殊形式的曝气池，塔是一外置的强烈充氧器。因而 ABF 可以认为是一种复合式活性污泥法。

活性污泥生物滤池（ ABF 工艺）

吸附－生物降解工艺（ AB 法）

A 级以高负荷或超高负荷运行， B 级以低负荷运行， A 级曝气池停留时间短， 30～ 60min， B 级停留时间 2 ～ 4h 。

该系统不设初沉池， A 级曝气池是一个开放性的生物系统。 A 、 B 两级各自有独立的污泥回流系统，两级的污泥互不相混。

处理效果稳定，具有抗冲击负荷和 pH 变化的能力。该工艺还可以根据经济实力进行分期建设。

吸附－生物降解工艺（ AB 法）

序批式活性污泥法（ SBR 法）

SBR 工艺的基本运行模式由进水、反应、沉淀、出水和闲置五个基本过程组成，从污水流入到闲置结束构成一个周期，在每个周期里上述过程都是在一个设有曝气或搅拌装置的反应器内依次进行的。

(1) 工艺系统组成简单，不设二沉池，曝气池兼具二沉池的功能，无污泥回流设备； (2)耐冲击负荷，在一般情况下（包括工业污水处理）无需设置调节池； (3)反应推动力大 , 易于得到优于连续流系统的出水水质 ; (4) 运行操作灵活，通过适当调节各单元操作的状态可达到脱氮除磷的效果； (5) 污泥沉淀性能好 ,SVI值较低 ,能有效地防止丝状菌膨胀 ; (6)该工艺的各操作阶段及各项运行指标可通过计算机加以控制，便于自控运行，易于维护管理。

序批式活性污泥法（ SBR 法）

SBR 工艺与连续流活性污泥工艺相比的优点

(1)容积利用率低；

(2) 水头损失大；

(3) 出水不连续；

(4)峰值需氧量高；

(5)设备利用率低；

(6) 运行控制复杂；

(7) 不适用于大水量。

序批式活性污泥法（ SBR 法）SBR 工艺的缺点

第九节 活性污泥法的设计计算

活性污泥系统工艺设计 应把整个系统作为整体来考虑，包括曝气池、二沉池、曝

气设备、回流设备等，甚至包括剩余污泥的处理处置。

主要设计内容： （ 1 ） 工艺流程选择； （ 2 ） 曝气池容积和构筑物尺寸的确定； （ 3 ）二沉池澄清区、污泥区的工艺设计； （ 4 ） 供氧系统设计； （ 5 ）污泥回流设备设计。

主要依据：水质水量资料 生活污水或生活污水为主的城市污水：成熟设计经验 工业废水：试验研究设计参数

工艺流程的选择

需要调查研究和收集的基础资料： 1. 污水的水量水质资料 水量关系到处理规模，多种方法分析计算，注意收集率和

地下水渗入量； 水质决定选用的处理流程和处理程度。 2. 接纳污水的对象资料 3. 气象水文资料 4. 污水处理厂厂址资料 厂址地形资料；厂址地质资料。 5. 剩余污泥的出路调研

流程选择是活性污泥设计中的首要问题，关系到日后运转的稳定可靠以及经济和环境效益，必须在详尽调查的基础上进行技术、经济比较，以得到先进合理的流程。

曝气池的计算：纯经验方法

劳伦斯（ Lawronce ）和麦卡蒂 (McCarty)

法

有机物负荷率法

麦金尼(McKinney)法

有机物负荷率的两种表示方法

活性污泥负荷率 NS（简称污泥负荷）

曝气区容积负荷率 NV（简称容积负荷）

根据某种工艺的经验停留时间和经验去除率，确定曝气池的水力停留时间。

例如：流量 200m3/h ，曝气池进水 BOD浓

150mg/L, 出水要求为 15mg/L ，采用多点进水，求曝气池容积。

多点进水经验去除率： 85%~90％ 经验停留时间： 3~5h

取停留时间为 4.5h ，则曝气池容积： V ＝ 200×4.5m3=900m3

经验水力停留时间： t

污泥负荷率是指单位质量活性污泥在单位时间内所能承受的 BOD5 量，即 :

式中： Ns—— 污泥负荷率 ,kg BOD5/（ kgMLVSS·

d） ;

qv—— 与曝气时间相当的平均进水流量， m3/d；

ρs0—— 曝气池进水的平均 BOD5值， mg/L；

ρs—— 曝气池中的污泥浓度， mg/L 。

污泥负荷率

V

qN

X

S0vS

容积负荷是指单位容积曝气区在单位时间内所能承受的 BOD5 量，即：

式中： Nv——容积负荷率， kg (BOD5)/(m3·d) 。

容积负荷率

XSS0v

V N

V

qN

根据上面任何一式可计算曝气池的体积，即 :

ρs0和 qv 是已知的， ρx和 N可参考教材中表 14

－ 5 选择。对于某些工业污水，要通过试验来确定 ρx和

N值。污泥负荷率法应用方便，但需要一定的经验。

V

qN

X

S0vS

XSS0v

V N

V

qN

V

S0v

XS

S0v

N

q

N

qV

劳伦斯和麦卡蒂法

1. 曝气池中基质去除速率和微生物浓度的关系方程

式中： dρs/dt—— 基质去除率，即单位时间内单位体积去除的基质量， mg(BOD5)/(L·h)；

K—— 最大的单位微生物基质去除速率，即在单位时间内，单位微生物量去除的基质， mg(BOD5)/(mgVSS·h)；

ρs—— 微生物周围的基质浓度， mg(BOD5)/L；Ks——饱和常数，其值等于基质去除速率的 1/2K时的基质浓

度， mg/L；ρx—— 微生物的浓度， mg/L 。

SS

XSS

d

d

K

K

t

当 ρ>Ks 时，该方程可简化为

当 ρ<Ks 时，该方程可简化为

当曝气池出水要求高时，常处于 ρ<Ks 状态

SS

XSS

d

d

K

K

t

XS

d

d K

t

SXS

S

d

d K

K

t

劳伦斯和麦卡蒂法

2. 微生物的增长和基质的去除关系式

式中： y—— 合成系数， mg(VSS)/mg(BOD5)；

Kd——内源代谢系数， h-1 。

XdSX

d

d

d

d K

ty

t

上式表明曝气池中的微生物的变化是由合成和内源代谢两方面综合形成的。不同的运行方式和不同的水质， y和 Kd值是不同的。活性污泥法典型的系数值可参见下表：

XdSX

d

d

d

d K

ty

t

这里的 yobs 实质是扣除了内源代谢后的净合成系数，称为表观合成系数。 y 为理论合成系数。

也可以表达为

XdSX

d

d

d

d K

ty

t

)d

d(

d

d Sobs

X

ty

t

劳伦斯和麦卡蒂法

3. 完全混合曝气池的计算模式

(1) 曝气池体积的计算

qv—— 进水流量；Qvw——排除的剩余活性污泥流量；qvr—— 污泥回流量；ρx —— 曝气池中的微生物浓度；ρxe—— 出流水中带走的微生物浓度；ρxr—— 回流污泥中的微生物浓度；ρs0—— 进水基质浓缩；ρs—— 出流基质浓度；V—— 曝气池体积。

微生物平均停留时间，又称污泥龄，是指反应系统内的微生物全部更新一次所用的时间，在工程上，就是指反应系统内微生物总量与每日排出的剩余微生物量的比值。以 θC表示，单位为 d。

XevvXv

XC )(

ww

qqq

V

对上图所示系统进行微生物量的物料平衡计算：

Xd

SXevvXvX0v

X

d

d)(

d

dww

K

tyVqqqqV

t

整理后即得

Xd

SXevvXvX0v

X

d

d)(

d

dww

K

tyVqqqqV

t

污水中的 ρx0很小 ,可以忽略不计 ,因而 ρx0=0, 在稳定状态下 dρx/dt=0且

ttSS0S

d

d

)1(

)(

CdX

SS0vC

K

yqV

劳伦斯和麦卡蒂法

3. 完全混合曝气池的计算模式

(2)排出的剩余活性污泥量计算

根据 yobs 以及上面的物料平衡式可推得：

则剩余活性污泥量 Px （以挥发性悬浮固体表示的剩余活性污泥量）为：

Cdobs 1 K

yy

)( SS0vobsX qyP

劳伦斯和麦卡蒂法

3. 完全混合曝气池的计算模式

(3)确定所需的空气量

有机物在生化反应中有部分被氧化，有部分合成微生物，形成剩余活性污泥量。因而所需氧量为：

空气中氧的含量为 23.2％ ,氧的密度为1.201kg/ m3 。将上面求得的氧量除以氧的密度和空气中氧的含量，即为所需的空气量。

XSS0v 42.1

68.0

)(P

q

所需的氧量

劳伦斯和麦卡蒂法

4. 推流式曝气池的计算模式

由于当前两种形式的曝气池实际效果差不多，因而完全混合的计算模式也可用于推流式曝气池的计算。

处理污水量为 21600m3/d ，经沉淀后的 BOD5为 250mg/L,

希望处理后的出水 BOD5为 20mg/L 。要求确定曝气池的体积、排泥量和空气量。经研究，还确立下列条件：

（ 1 ）污水温度为 20℃； （ 2 ）曝气池中混合液挥发性悬浮固体（ MLVSS ）同混合液悬浮固体（ MLSS ）之比为 0.8；

（ 3 ）回流污泥 SS浓度为 10000mg/L； （ 4 ）曝气池中 MLSS为 3500 mg/L； （ 5 ）设计的 θc为 10d； （ 6 ）出水中含有 22mg/L 生物固体，其中 65％是可生化的； （ 7 ）污水中含有足够的生化反应所需的氧、磷和其他微量元素；

（ 8 ）污水流量的总变化系数为 2.5 。

例

解

确定出水中悬浮固体的 BOD5 ： (a)悬浮固体中可生化的部分为 0.65×22 mg/L =14.2mg/L

(b) 可生化悬浮固体的最终 BODL ＝ 0.65×22×1.4 mg/L ＝20.3mg/L

(c) 可生化悬浮固体的 BODL为 BOD5＝ 0.68×20.3 mg/L＝

13.8mg/L

(d)确定经曝气池处理后的出水溶解性 BOD5 ，即 ρs

20 mg/L＝ ρs＋ 13.8 mg/L ρs＝ 6.2 mg/L

计算处理效率 E ：

若沉淀池能去除全部悬浮固体，则处理效率可达

250 2092%

250E

250 6.297.5%

250E

1.估计出水中溶解性 BOD5 的浓度

出水中总的 BOD5＝出水中溶解性的 BOD5＋出水中悬浮固体的 BOD5

已知

则：

解2.计算曝气池的体积

)(06d.0

3500mg/L

2mg/L.6

)(mg/mg5.0

/dm21600

d10

1d

X

Se

3v

C

查表选定

查表选定

K

y

q

33

CdX

SS0vC m4702m)1006.013500

2.62505.02160010

)1(

)(

K

yqV

解3.计算每天排除的剩余活性污泥量 计算

yobs

计算排除的以挥发性悬浮固体计的污泥量

计算排除的以 SS计的污泥量

3125.01006.01

5.0

1 Cdobs

Ky

y

kg/d7.1645

kg/d10)2.6250(216003125.0)( 3SS0vobsX

qyP

kg/d1.2057kg/d4

57.1645X(SS) P

解4.计算回流污泥比 r

曝气池中 VSS浓度＝3500mg/L

回流污泥 VSS浓度＝8000mg/L

78.0

8000)(3500

v

v

vvv

r

rr

q

qr

qqq

解5.计算曝气池的水力停留时间

h2.5d217.0d21600

4702

v

q

Vt h2.5d217.0d

21600

4702

v

q

Vt

解6.计算曝气池所需的空气量

(1) 生化反应中含碳有机物全部生化所需的氧量 :

所需氧量＝ (7744-1.42×1645.7) kg/d ＝ 5407.1 kg/d

首先计算曝气池所需的氧量

(2) 生化反应所需氧量 :

kg/d7744kg/d68.0

10)2.6250(21600

0.68

)(BOD

3S0Sv

L

q

解6.计算曝气池所需的空气量

(1)若空气密度为 1.201kg/m3,空气中含有的氧量为 23.2％，则所需的理论空气量为：

(2) 实际所需的空气量为 :

其次根据所需的氧量计算相应的空气量

(3)设计所需的空气量为 :

/dm19406/dm0.2321.201

5407 33

/minm168/dm575.242/dm0.08

19406 333

/minm218/minm1683.1 33

麦金尼 (McKinney)法1.麦氏认为污水中污染物的状态和组成可图示如下

污

染

物

悬浮固体污染物（包括胶体）

溶解性污染物

无机悬浮固体污染物

有机悬浮固体污染物

无机溶解性污染物

有机溶解性污染物

不可生物降解有机悬浮固体污染物

可生物降解的有机悬浮固体污染物

可生物降解的有机物

不可生物降解有机物

污染物的吸附转化情况

废水中的污染物

无机悬浮固体污染物

不可生物降解有机悬浮固体污染物

可生物降解有机悬浮固体污染物

可生物降解的有机溶解性污染物

无机溶解性污染物

不可生物降解有机溶解性污染物

基本吸附于微生物表面混入污泥

转化为新的微生物机体和CO2 、 H2O

部分转移到新的生物机体中

部分留于废水中

基本留于废水中

活性污泥法过程中污染物吸附转化定量关系的要点

(1)在良好的状态下，无机和不可降解的悬浮固体经活性污泥法处理，基本上被微生物吸附，其量不变。 (2)对于城市生活污水，其中可生物降解的有机物量约为2/3转化为微生物细胞， 1/3 氧化为 CO2 和水。氧化过程释放的能量供微生物繁殖和活动之需。 (3)活性污泥法统中，既存在着有机物质的代谢和微生物的增长繁殖，也存在着细胞物质的自身代谢和微生物之间通过食物链进行的代谢过程。 (4)由于内源代谢产物的不可生物降解性，使可生物降解有机物的化学需氧量 CODB 不等于完全生化需氧量 BODL 。 (5)各种形态的活性污泥的细胞组成基本相同。根据分析，其组成可用 C5H9O2.5N或 C5H7NO2 表示。

麦金尼 (McKinney)法

2. 完全混合曝气池中的基质去除率方程

基质去除率方程 :

(1)当有机物完全处理时，出流中的 BOD5很低， Ks »ρs, 则上式变为：

SS

SXS

d

d

K

K

t

S

SXS

d

d

K

K

t

(2) 在完全混合曝气池中的混合液是均匀的，因而有机物在曝气池中的代谢速率是均匀的，则：

ttSS0S

d

d

式中： Km——代谢速率系数， Km随水温变化。当水温为 20℃ 时，城市污水的 Km＝ 15/h；当水温为 10℃ 时， Km＝ 7.5/h；当水温为 30℃ 时， Km=30/h 。上述规律适用于 5 ～ 35℃ 的温度范围。

ttSS0S

d

d

SS

SXS

d

d

K

K

t

tKm

S0S 1

Sm

SS0

Kt

麦金尼 (McKinney)法

3. 混合液悬浮固体浓度的计算

混合液的悬浮固体 ,即活性污泥的组成部分

活性细胞Ma

内源代谢残留的微生物有机体Me

未代谢的不可生化的有机悬浮固体Mi

无机悬浮固体Mii

混合液挥发性悬浮固体

MLVSS

混合液悬浮固体

MLSS

Ca

CSS0

Ca

CSS0ma 1

/)(84.0

1

t/)(

K

t

K

yM

a

CSS0me )(2.0 Mt

yM

tMM C

iOi

)(1.0inf eaiiii MMMM

活性污泥各组成部分的计算对完全混合曝气池进行物料平衡，得：

Mi 在处理过程中不发生反应，而随 θC累积：

式中： MiO——t 小时内污水流入曝气池中的不可生化的有机悬浮固体量。

麦金尼 (McKinney)法4. 出流污水的 BOD5计算

式中： Eff表示出流，M表示 MLSS 。

出流污水中的可降解有机物包括两部分

出流污水 BOD5 ：

溶解于水中的 随水从二沉池漂出的污泥即Ma 中的

)SS(8.0)BOD( ffa

S5ff EM

ME

麦金尼 (McKinney)法

5. 需氧速率

曝气池中氧的用途

代谢基质 内源代谢

需氧速率为二部分之和

aaSS0 1.1)(57.0

d

dMK

tt

O

麦金尼 (McKinney)法

麦氏认为上面完全混合曝气池体积的计算式同样可以用于推流的计算，但活性污泥中各组分的计算则要根据供氧的情况来确定。

设城市污水厂的 BOD5为 200mg/L， SS为

200mg/L, 其中 80％为 VSS， VSS中 40％为不可降

解的惰性物质。污水经过初次沉淀后， BOD5 的去除率为

30％， SS 的去除率为 60％，污水最大流量为420m3/h ，要求处理后出流的 SS为 20mg/L左

右， BOD5 小于 10mg/L 。计算曝气池的体积和需氧量。

例

解 若出水 BOD5为 7 mg/L ，一般曝气池的 MLSS为

2000 mg/L ，其中 Ma35％左右，则可以计算出流中溶解性 BOD5 为：

曝气池体积为：

1.计算曝气池的体积

h6h5.22

5.138h

11.5

1.5-140

mg/L140mg/L)3.01(200

mg/L5.1

20)100

35(8.07

)SS(8.0)BOD(

S0

S

S

ffa

S5ff

t

EM

ME

33 2520mm6420

解2.计算MLSS

泥龄 θc 一般为 t的 20倍，故采用 5d ，即 120h ，所以 :

(1) Ma 的计算

mg/L685mg/L12002.01

6120

)5.1140(84.0

1

)(84.0

Ca

CSS0

a

KtM

解2.计算MLSS

(2)Me 的计算

mg/L328

mg/L6856

120)5.1140(84.02.0

))((84.02.0 aC

SS0e

M

tM

解2.计算MLSS

(3)Mi 的计算

mg/L520mg/L6

12026)(ln

)(mg/L264.08.080ln

Cii

i

tfMM

fM

解2.计算MLSS

(4)Mii 的计算

mg/L421mg/L)328685(1.0mg/L6

12016

)(1.0)(ln

(mg/L)16)8.01(80ln

eaC

iiii

ii

MMt

fMM

fM

解2.计算MLSS

(5)MLSS 的计算

mg/L1954mg/L)421520328685(

MLSS iiiea

MMMM

解3.计算理论需氧速率

每天的理论需氧量为：

)/dkg(O1707)/dkg(O24252023.2824d

d22 V

t

O

)hmg/(L23.28

)hmg/(L68502.01.1)hmg/(L6

)5.1140(57.0

1.16

)(57.0

d

daa

ss0

MKt

O

第十节 二次沉淀池

二次沉淀池的功能要求

1.澄清（固液分离）

2. 污泥浓缩（使回流污泥的含水率降低，回流污泥的体积减少）

二沉池的实际工作情况

（ 1 ）二沉池中普遍存在着四个区：清水区、絮凝区、成层沉降区、压缩区。两个界面：泥水界面和压缩界面。

（ 2 ）混合液进入二沉池以后，立即被稀释，固体浓度大大降低，形成一个絮凝区。絮凝区上部是清水区，两者之间有一泥水界面。

（ 3 ）絮凝区后是一个成层沉降区，在此区内，固体浓度基本不变，沉速也基本不变。絮凝区中絮凝情况的优劣，直接影响成层沉降区中泥花的形态、大小和沉速。

（ 4 ）靠近池底处形成污泥压缩区。

二沉池的实际工作情况

二沉池的澄清能力与混合液进入池后的絮凝情况密切相关，也与二沉池的表面面积有关。

二沉池的浓缩能力主要与污泥性质及泥斗的容积有关。

对于沉降性能良好的活性污泥，二沉池的泥斗容积可以较小。

基本原理

二次沉淀池的构造和计算二次沉淀池在构造上要注意以下特点：

（ 1 ）二次沉淀池的进水部分，应使布水均匀并造成有利于絮凝的条件，使泥花结大。

（ 2 ）二沉池中污泥絮体较轻 , 容易被出流水挟走 ,要限制出流堰处的流速 ,使单位堰长的出水量不超过 10m3/（m· h ）。

（ 3 ）污泥斗的容积，要考虑污泥浓缩的要求。在二沉池内，活性污泥中的溶解氧只有消耗，没有补充，容易耗尽。缺氧时间过长可能影响活性污泥中微生物的活力，并可能因反硝化而使污泥上浮，故浓缩时间一般不超过 2h 。

二次沉淀池的容积计算方法可用下列两个公式反映：

式中： A——澄清区表面积， m2 ；qv——废水设计流量，用最大时流量， m3/h；u——沉淀效率参数， m3/（m2·h）或 m/h；V—— 污泥区容积， m3 ；r—— 最大污泥回流比；t—— 污泥在二次沉淀池中的浓缩时间， h。

二次沉淀池的构造和计算

trqV

u

qA

v

v

trqVu

qA

v

v

第十一节 活性污泥法系统设计和运行中的一些重要问题

一．水力负荷二．有机负荷三．微生物浓度四．曝气时间五．微生物平均停留时间（MCRT ）六．氧传递速率七．回流污泥浓度八．回流污泥率九．曝气池的构造十、 pH和碱度十一、溶解氧浓度十二、污泥膨胀及其控制

流向污水厂的流量变化

一、水 力 负 荷

一天内的流量变化

随季节的流量变化

雨水造成的流量变化

泵的选择不当造成的流量变化

水力负荷的变化影响活性污泥法系统的曝气池和二次沉淀池。

当流量增大时，污水在曝气池内的停留时间缩短，影响出水质量，同时影响曝气池的水位。若为机械表面曝气机，由于水面的变化，它的运行就变得不稳定。

对二次沉淀池为水力影响。

一、水 力 负 荷

二、有机负荷率 N

污泥负荷率 N和MLSS 的设计值采用得大一些，曝气池所需的体积可以小一些。但出水水质要降低，而且使剩余污泥量增多，增加了污泥

处置的费用和困难，同时，整个处理系统较不耐冲击，造成运行中的困难。为避免剩余污泥处置上的困难和保持污水处理系统的稳定

可靠，可以采用低的污泥负荷率（ <0.1 ），把曝气池建得很大，这就是延时曝气法。

曝气区容积的计算，设计中要考虑的主要问题是如何确定污泥负荷率 N和MLSS 的设计值。

三、微生物浓度

在设计中采用高的 MLSS 并不能提高效益，原因如下：

其一，污泥量并不就是微生物的活细胞量。曝气池污泥量的增加意味着泥龄的增加，泥龄的增加就使污泥中活细胞的比例减小。

其二，过高的微生物浓度使污泥在后续的沉淀池中难以沉淀，影响出水水质。

其三，曝气池污泥的增加，就要求曝气池中有更高的氧传递速率，否则，微生物就受到抑制，处理效率降低。采用一定的曝气设备系统，实际上只能够采用相应的污泥浓度， MLSS 的提高是有限度的。

四、曝 气 时 间

在通常情况下，城市污水的最短曝气时间为 3h 或更长些，这和满足曝气池需氧速率有关。

当曝气池做得较小时，曝气设备是按系统的负荷峰值控制设计的。这样，在非高峰时间，供氧量过大，造成浪费，设备的能力不能得到充分利用。

若曝气池做得大些，可降低需氧速率，同时由于负荷率的降低，曝气设备可以减小，曝气设备的利用率得到提高。

五、微生物平均停留时间 (MCRT)(又称泥龄 )

每日排放的剩余污泥量工作着的活性污泥总量

微生物平均停留时间

微生物平均停留时间至少等于水力停留时间，此时，曝气池内的微生物浓度很低，大部分微生物是充分分散的。

微生物的停留时间应足够长，促使微生物能很好地絮凝，以便重力分离，但不能过长，过长反而会使絮凝条件变差。 微生物平均停留时间还有助于说明活性污泥中微生物的组成。世代时间长于微生物平均停留时间的那些微生物几乎不可能在该活性污泥中繁殖。

六、氧 传 递 速 率

氧传递速率要考虑二个过程

要提高氧的传递速率

氧传递到水中 氧真正传递到微生物的膜表面

必须有充足的氧量

必须使混合液中的悬浮固体保持悬浮状态和紊动条件

七、回流污泥浓度 回流污泥浓度是活性污泥沉降特性和回流污泥回流速率的函数。 按右图进行物料衡算，可推得下列关系式：

式中： ρsa—— 曝气池中的MLSS,mg/L;

ρsr—— 回流污泥的悬浮固体浓度 ,mg/L;

r —— 污泥回流比。 根据上式可知，曝气池中的 MLSS 不可能高于回流污泥浓度，两者愈接近，回流比愈大。限制MLSS值的主要因素是回流污泥的浓度。

SrSa

SavvSrv

1

)(

r

r

rqqrq

衡量活性污泥的沉降浓缩特性的指标，它是指曝气池混合液沉淀 30min 后，每单位质量干泥形成的湿泥的体积，常用单位是 mL/g 。

（ 1 ）在曝气池出口处取混合液试样； （ 2 ）测定 MLSS（ g/L ）； （ 3 ）把试样放在一个 1000mL 的量筒中沉淀 30min ，读出活性污泥的体积（ mL ）； （ 4 ）按下式计算：

活性污泥体积指数 SVI

)g/L(MLSS

)mL/L(SVI

活性污泥体积

SVI 的测定

七、回流污泥浓度

八、污泥回流率

高的污泥回流率增大了进入沉淀池的污泥流量，增加了二沉池的负荷，缩短了沉淀池的沉淀时间，降低了沉淀效率，使未被沉淀的固体随出流带走。

活性污泥回流率的设计应有弹性，并应操作在可能的最低流量。这为沉淀池提供了最大稳定性。

九、曝气池的构造

推流式曝气池

完全混合式曝气池

示踪剂的研究表明：推流式曝气池的纵向混合很严重

氧消耗率的数据表明：氧的传递受到限制

处理量小时，只配有一个机械曝气机，很容易围绕曝气机形成混合区

处理量大时，曝气池也相应增大，曝气池不是充分完全混合的

十、 pH 和碱度

活性污泥 pH通常为 6.5～8.5 。

pH之所以能保持在这个范围，是由于污水中的蛋白质代谢后产生碳酸铵碱度和从天然水中带来的碱度所致。

工业污水中经常缺少蛋白质，因而产生 pH 过低的问题。工业废水中的有机酸通常在进入曝气池前进行中和。

生活污水中有足够的碱度使 pH保持在较好的水平。

十一、溶解氧浓度

通常溶解氧浓度不是一个关键因素，除非溶解氧浓度跌落到接近于零。只要细菌能获得所需要的溶解氧来进行代谢，其代谢速率就不受溶解氧的影响。

一般认为混合液中溶解氧浓度应保持在 0.5～ 2mg/L ，以保证活性污泥系统的正常运行。

过分的曝气使氧浓度得到提高，但由于紊动过于剧烈，导致絮状体破裂，使出水浊度升高。 特别是对于好氧速度不快而泥龄偏长的系统，强烈混合使破碎的絮状体不能很好地再凝聚。

十二、污泥膨胀及其控制

正常的活性污泥沉降性能良好，其污泥体积指数 SVI在50～ 150之间；当活性污泥不正常时，污泥不易沉淀，反映在 SVI值升高。 混合液在 1000mL 量筒中沉淀 30min 后，污泥体积膨胀，上层澄清液减少，这种现象称为活性污泥膨胀。

活性污泥膨胀可分为

污泥中丝状菌大量繁殖导致的丝状菌性膨胀

并无大量丝状菌存在的非丝状菌性膨胀

丝状菌性膨胀

絮花状物质，其骨干是菌胶团正常的活性污泥

丝状菌大量出现，主要是有鞘细菌和硫细菌不正常的情况下

当污泥中有大量丝状菌时，大量有一定强度的丝状体相互支撑、交错，大大恶化了污泥的沉降、压缩性能，形成了污泥膨胀。

丝状菌性膨胀的主要因素

污水水质

运行条件

工艺方法

污水水质是造成污泥膨胀的最主要因素。

含溶解性碳水化合物多的污水往往发生由浮游球衣细菌引起的丝状膨胀。

含硫化物多的污水往往发生由硫细菌引起的丝状膨胀。

水温低于 15℃ 时，一般不会发生膨胀。

pH低时，容易产生膨胀。

丝状菌性膨胀的主要因素

污水水质

运行条件

工艺方法

污泥负荷对污泥膨胀在一定条件下有一定的影响，但两者无必然的联系。

溶解氧浓度并不一定影响污泥的膨胀。

丝状菌性膨胀的主要因素

污水水质

运行条件

工艺方法

完全混合的工艺方法比传统的推流方式较易发生污泥膨胀。 间歇运行的曝气池最不容易发生污泥膨胀。 不设初次沉淀池的活性污泥法，不容易发生污泥膨胀。 叶轮式机械曝气与鼓风曝气相比，易于发生丝状菌性膨胀。 射流曝气的供氧方式可以有效地克制浮游球衣细菌引起的污泥膨胀。

非丝状菌性膨胀

非丝状菌性膨胀主要发生在污水水温较低而污泥负荷太高时。

微生物的负荷高，细菌吸收了大量的营养物，但由于温度低，代谢速度较慢，就积贮起大量高黏性的多糖类物质。这些多糖类物质的积贮，使活性污泥的表面附着水大大增加，使污泥形成污泥膨胀。

发生污泥非丝状菌性膨胀时，处理效率仍很高，上清液也清澈。

在运行中，如发生污泥膨胀，针对膨胀的类型和丝状菌的特性，可采取的抑制措施：

(1)控制曝气量，使曝气池中保持适量的溶解氧；

(2)调整 pH；

(3) 如磷、氮的比例失调，可适量投加氮化合物和磷化合物；

(4)投加一些化学药剂；

(5)城市污水厂的污水在经过沉砂池后，跳跃初沉池，直接进入曝气池。

在设计时，对于容易发生污泥膨胀的污水，可以采用以下一些方法：

(1) 减少城市污水厂的初沉池或取消初沉池，增加进入曝气池的污水中的悬浮物，可使曝气池中的污泥浓度明显提高，污泥沉降性能改善；

(2)两级生物处理法，即采用沉砂池—一级曝气池—中间沉淀池—二级曝气池—二次沉淀池的工艺等工艺；

(3)对于现有的容易发生污泥严重膨胀的污水厂，可以在曝气池的前面部分补充设置足够的填料（降低了曝气池的污泥负荷，也改变了进入后面部分曝气池的水质）；

(4) 用气浮法代替二次沉淀池，可以有效地使这个处理系统维持正常运行。