环境工程概论 第四章_废水处理ppt课件 130页

第四次作业情况n当kr=kd时，下式的准确性？n第四章废水处理4.1废水中的微生物4.1.1微生物的作用不同种类的微生物都具有分解有机物质的能力。微生物将胶体的和溶解性的含碳有机物转化成CO2并合成新的微生物菌体。微生物菌体的密度稍微大于水，可以利用重力沉降法将其从处理过的水中去除。微生物菌体本身即为有机物，以BOD的形式存在于出水中。因此如果被处理过的水中微生物菌体未被去除，则未达到完全处理。n4.1.2微生物的分类：（1）以界划分：动物（轮虫、甲壳生物）、植物（苔藓、藻类）、真菌（蘑菇、酵母）、原生生物（阿米巴虫）和细菌（沙门氏杆菌）。（2）以能源和碳源划分：异养型微生物（以有机物为碳源）、自养型微生物（仅以CO2为碳源）。光能型微生物（利用阳光作为能源）。化能型微生物（从有机物或无机物的氧化还原反应中获得能源）。有机营养型微生物利用有机物，而无机营养型微生物则氧化无机物质。（3）以与氧的关系划分：专性好氧菌、专性厌氧菌、兼性厌氧菌和反硝化菌。（4）以生长温度划分：嗜冷性微生物（<20C）、嗜温性微生物（25~40C）、嗜热性微生物（45~60C）以及兼性嗜热微生物。n4.1.3废水中的重要微生物细菌、真菌、藻类及轮虫与甲壳动物。4.1.4细菌的代谢描述细胞内进行的化学反应过程：分为分解代谢和合成代谢。废水处理厂中，基质被氧化，释放出来的能量被传递并储存在能量载体中，如下图所示，供微生物利用。由分解代谢所产生的化学物质，部分被用于微生物的生存。n4.1.5污染物的分解（1）好氧分解好氧分解过程中必须有分子氧作为最终电子受体。在天然水体中氧以DO形式存在。当氧是唯一的电子受体时，有机物的最终代谢产物主要为CO2、水及新的细胞物质。n在正常的天然水体中，好氧分解是水体自净的主要途径。由于好氧氧化过程中有大量的能量释放出来，大部分好氧微生物有很高的生长速率，比其它氧化系统中产生的新细胞多，因此污泥的产生量就多。好氧分解速度快、效率高，产生的臭味少，因此废水浓度较低（BOD5小于500mg/L）时可选用此法。当废水浓度过高时（BOD5大于1000mg/L），采用好氧处理不能得到足够的溶解氧，且有大量的生物污泥产生，因此一般不适合于采用该法处理。（2）缺氧分解在缺少分子氧时，一些微生物能够利用硝酸盐作为最终受体，此时的氧化过程称为反硝化过程。最终产物为氮气、二氧化碳、水及新细胞物质。反硝化产生的能量约等于好氧分解产生的能量。n（3）厌氧分解为进行厌氧分解，分子氧与硝酸盐不可作为电子受体。硫酸盐、二氧化碳及有机物在厌氧分解中作为最终电子受体而被还原。有机物的厌氧分解通常分为两个步骤：首先复杂的有机物发酵生成低分子量的脂肪酸（挥发性酸）；第二步这些有机酸转化成甲烷，二氧化碳作为电子受体。厌氧氧化时仅能释放出少量的能量，因此细胞的产生量即污泥的量很少。可利用次特性将好氧和缺氧过程产生的污泥通过厌氧分解加以稳定。目前，很多工厂利用此法处理污泥产生沼气，发电。如北京高碑店污水处理厂。废水浓度较低时，不适合于利用厌氧分解直接处理。为提高厌氧分解的效率，必须提高废水温度。n4.1.6微生物生长动力学（1）细菌生长的需要最终电子受体大量营养物：合成细胞所需的碳源、氮源；ATP（能量载体）和DNA所需的磷；微量营养物：微量金属；某些细胞所需的维生素。适宜的环境：温度；湿度；pH。（2）纯培养物的生长细菌的生长首先经历一个延迟期。在延迟期的末端，细菌开始分裂，使数目逐渐增加，此阶段为加速生长期。对数生长期：细菌数目P经过n个世代周期后可用下式表示：P=P02nnn（3）混合培养物的生长废水或天然水体微生物的存在不是唯一的。生长动力学描述的是不同微生物在相互竞争中其质量或浓度岁时间的变化。不同菌种对同一基质竞争的能力取决于菌种对基质的代谢能力。由于细菌的体积较小，单位质量的表面积较大，可迅速的将基质去除，比真菌占优势，同样真菌又比原生动物占优势。当溶解性有机物缺乏时，细菌繁殖将减少，而扑食者则增加。在密闭系统中，最初添加混合微生物和基质后，细菌种群数量达到最大值后，因基质缺乏，微生物进入内源呼吸状态后而逐渐死亡。随后被其它种类的细菌分解。这个过程不断循环进行。n开放系统中（如废水处理厂或河流中）由于基质连续流进，优势种群数量和种类在处理厂的反应器长度方向上随位置改变。不同的微生物种群对进水特性很敏感，进水特性需保持稳定，以达到适宜的菌种平衡。n（4）Monod方程在废水处理系统中，对大多数混合培养的微生物，Monod方程均可适应。该方程中微生物以质量表示而不是以生物数量表示。在对数生长期，微生物质量增加的速率可表示为：为生长速率常数，t-1；X为菌体浓度，mg/L。利用混合培养微生物不易直接测量值。假设食物利用速率与菌体产生速率均受限于供给所需食物的酶反应速率，得到：式中，m为最大生长速率常数；S为限制性基质浓度，mg/L；Ks为半饱和常数，mg/L。当=0.5m时，Ks=S。nMonod方程中生长速率与限制性基质浓度的关系mm/2Ks限制性基质浓度S生长速率常数n在废水处理系统中有两种极限情况：首先当限制性基质过量时，即S>>Ks时，m=，菌体的生长速率为一级反应；当S<85%的BOD5和悬浮固体物质，但无法显著地降低氮、磷或重金属。难以完全去除病原菌和病毒。当二级处理无法满足要求时，需进行三级处理，可能使用化学处理或过滤方法（就象在二级处理的末端加上一个水处理厂），或将二级处理的出水灌入土壤中，利用土壤-作物系统去除污染物。可以去除99%的BOD5、磷悬浮固体和细菌，以及95%的含氮物质。n三级处理过程和土壤处理系统除常用于进一步处理二级处理出水外，也可用于取代传统的二级处理过程。废水中的污染物一部分被分解成无害的二氧化碳和水，而另一部分从废水中去除后成为固体物，即污泥。因此，为控制污染将不得不对污泥进行进一步的处理与处置。工业废水预处理：城市或工业废水中可能含有有毒物质，而废水的收集与处理系统并不是针对这些物质来进行设计的。当这些物质未被去除时则影响出水水质，若被去除则沉积在污泥中，使污泥成为了有害固体废物，影响污泥的进一步处理或资源化利用。n废水预处理的目的：防止污染物干扰废水处理厂的运行，包括影响污泥的利用与处置；防止污染物直接通过处理设备或使这些设备无法运转；增加城市与工业废水及污泥再循环与利用的机会。4.5预处理单元操作为保护废水处理厂的设备，将一些设施与构造物放在一级处理操作前，由于通过这些设施降低BOD5的效果很有限，因此称其为预处理。4.5.1格栅废水进入处理厂遇到的第一个设施通常就是格栅。目的：去除会阻塞或卡住泵、阀及其它机械设备的大颗粒物质，下水道废水中的破布、木材及其它颗粒较大的物质被格栅去除。以机械方式清除格栅上的拦截物。定期填埋。n4.5.1格栅废水进入处理厂遇到的第一个设施通常就是格栅。目的：去除会阻塞或卡住泵、阀及其它机械设备的大颗粒物质，下水道废水中的破布、木材及其它颗粒较大的物质被格栅去除。以机械方式清除格栅上的拦截物。定期填埋。格栅的种类有粗栅、人工清渣格栅与机械清渣格栅。粗栅有40~150mm的较大间隙，防止木材等非常巨大的物质进入水处理厂。后面一般还有较小间隙的格栅。人工清渣格栅的间隙为25~50mm，流过渠道的设计速率在0.3~0.6m/s，人工清渣格栅很少使用。机械清渣格栅的间隙范围在5~40mm，流过渠道的最大速度在0.6~1.2m/s，最小速度在0.3~0.6m/s，以避免沙砾累积。为方便格栅清淤或修理时备用，一般至少设置2个。n4.5.2沉砂池作用：去除惰性的、较重的物质，如沙子、碎玻璃、淤泥及卵石。若这些物质在废水中未被去除，将会磨损泵及其它机械设备。沉砂池有三种基本类型：平流沉砂池、曝气沉砂池与恒水位快速沉砂池。（1）平流沉砂池也称为流速控制型沉砂池，可由传统沉淀理论分析其中不可凝聚颗粒的行为（第一型沉淀）假设水平流速保持在0.3m/s时，可用STOKES定律分析并进行设计。流体流速可由渠道末端的特殊堰加以控制。平流沉砂池最少需要设计两个渠道以备用。nExample:长13.5米，宽0.56m的平流沉砂池，当其平均流量为0.15m3/s，水平流速为0.25m/s时，是否可以收集相对密度为2.65，半径为0.10mm的沙砾？已知废水温度为22C。Solution:22C时，水的密度为997.774kg/m3，粘度为0.995mPa.s，利用STOKES公式计算最终沉淀速度：代入各数值，得到vs=36mm/s。颗粒的密度由其相对密度乘以水的密度。计算处理面积：Ac=0.15m3/s0.25m/s=0.60m2。渠道水深：h=0.60m2/0.56m=1.07m。n当沙砾从沉砂池的液面流入，则到达底部所需时间t为：t=h/vs=1.07m/0.036m/s=29.6s；当池子长度为13.5m，水平流速为0.25m/s时，液体在池中的停留时间为13.5/0.25=54s。因此，上述颗粒可在沉砂池中去除。普通平流沉砂池的主要缺点是：沉砂中含有15%的有机物，使沉砂的后续处理难度增加，采用曝气沉砂池可以克服这一缺点。（2）曝气沉砂池在曝气沉砂池内液体以螺旋滚动方式运动，较重的颗粒被甩向外层而下沉，较轻的颗粒被水流带走。气泡的剪切作用可剥除粘附在沙砾表面的有机物质。n曝气沉砂池的操作受滚动速度和水力停留时间的影响。滚动速度可通过调整注入空气的速率来控制，沉砂池长度方向上空气速率的范围为0.15~0.45m3/(min.m)，最大设计流量时的水力停留时间约为3min。长宽比为2.5：1~5：1，深度为2~5m。n曝气沉砂池的优点是通过调节曝气量，可以控制污水的旋流速度使除砂效率较稳定，受流量变化的影响较小，同时还对污水起预曝气作用。1m3污水的曝气量为0.2m3空气。曝气沉砂池设计公式：n（3）破碎机用旋转切割棒破碎机破碎水中的固体物质（破布、纸张、塑料等）破碎，破碎机置于沉砂池之后，以避免切割棒的磨损。（4）调节池调节池并不是一种处理过程，但是可提高二级与三级废水处理的效率。由于废水不是以固定速率进入污水处理厂，其浓度也在不断变化，使得废水处理操作难于有效进行。因此很多废水处理单元必须按最大流速设计，结果导致这些设施在平均流速情况下过大。因此，流量调节池的任务就是减少水量波动。使废水以几乎固定的流速进入废水处理厂。可显著改善水处理厂的运行，提高处理能力。调节池体积，可根据按平均流量设计的质量平衡估算。n（3）破碎机用旋转切割棒破碎机破碎水中的固体物质（破布、纸张、塑料等）破碎，破碎机置于沉砂池之后，以避免切割棒的磨损。（4）调节池调节池并不是一种处理过程，但是可提高二级与三级废水处理的效率。由于废水不是以固定速率进入污水处理厂，其浓度也在不断变化，使得废水处理操作难于有效进行。因此很多废水处理单元必须按最大流速设计，结果导致这些设施在平均流速情况下过大。因此，流量调节池的任务就是减少水量波动。使废水以几乎固定的流速进入废水处理厂。可显著改善水处理厂的运行，提高处理能力。调节池体积，可根据按平均流量设计的质量平衡估算。n流出调节池的BOD5的量为平均流出量（Qavg）、池中平均浓度（Savg）及时间（t）的乘积：平均浓度浓度Savg为：式中，Vi-在时间间隔t内流入的体积，m3；S0-在时间间隔t内的平均BOD5浓度，g/m3；Vs-前一时间间隔末端池中废水的体积，m3；Sprev-前一时间间隔末端池中BOD5浓度，它等于前一个Savg，g/m3。注意:由于调节池进出水流的差异，一般情况下，MBOD-in与MBOD-out是不相同的。n4.6一级处理经过格栅与沉砂池后，废水中仍含有较轻的有机悬浮固体，其中一部分可在沉淀池中通过重力沉降除去，沉淀下来的固体称为初污泥（rawsludge）。可利用机械刮除器或泵从沉淀池中去除，再进一步处理。n初沉池中的沉淀属于第二类的絮凝沉淀。其大小、形状、密度及絮体中的水分会连续地改变，因此无法利用STOKES公式描述。需要通过沉降实验来求得设计数据。一般初沉池的长度为15~100m，宽度3~24m。沉淀池的长宽比一般为3：1~5：1。池壁水深为2~5m。典型深度为3m。圆形沉淀池直径为3~90m，池壁水深为2.4~5m。初沉池的设计参数为溢流率。按平均流量设计时典型的溢流率范围为25~60m3/m2•d，若有火星污泥回流到初沉池，则溢流率的范围为25~35m3/m2•d。平均流量时，沉淀池的水力停留时间为1.5~2.5h,典型值为2.0h。n堰的设计有两种意见：长堰，约为沉淀池长度的33%~50%；短堰，置于沉淀池末端的池宽方向上，堰的宽度为2.5~6m。处理厂的平均流量小于0.04m3/d时，堰负荷率（通过堰的水流）为每米堰长不超过120m3/d；当流量较大时，其建议流速为190m3/(d•m)。若池壁水深大于3.5m，堰负荷率的影响较小。nExample用停留时间、溢流率及堰负荷率设计和评价初沉池。设计资料：流量=0.150m3/s;进水SS=280mg/L；污泥含量=6.0%；处理效率=60%；长度=40.0m（有效长度）；宽度=10.0m；水位深度=-2.0m；堰长度=75.0m。有效长度污泥区出水区进水区堰nSolution:停留时间t=沉淀池体积V/流量Q=40102.0/0.15=1.5h，该停留时间合理。溢流率等于流量除以表面积：v0=0.15/(4010.0)=3.7510-4m/s86400=32m/d，溢流率在正常范围以内，可以接受。堰负荷率WL等于流量除以堰的长度：WL=(0.15m3/s)/75.0m86400=172.8m3/(d•m)。堰的负荷率也很合理。nQuestions在15C静止水中的颗粒，其最终沉降速率为0.0950cm/s。设颗粒密度为2.05g/cm3，水的密度为1000kg/m3，试计算该颗粒的直径？设一初沉池进水最大时流量为0.570m3/s，溢流率为60.0m/d，试计算初沉池表面积。假设初沉池有效水深为3.0m，试计算其停留时间。n第五次作业情况n作业问题计算所得到的亏氧值是根据污染物的排放条件、运用经验或理论公式“计算出来的”，即在此排污条件下其理论亏氧值是多少？当此计算值比饱和溶解氧还高时，说明污染物的排放已经远远超过了水体的自净能力，污染会十分严重。此时的DO值可以认为是“零”。n第四章废水处理4.7二级处理单元过程4.7.1概述二级处理主要目的是去除一级处理出水中的溶解性BOD及悬浮固体。进行传统的好氧二级生物处理的条件是：有大量微生物；微生物与有机物之间接触良好；有提供充足的氧和维持其它需要的设施。可利用各种不同的方法来满足这些条件。其中最常用的方法有：滴滤池法；活性污泥法和氧化塘法。另一种应用原理同于滴滤池法和活性污泥法的方法：生物转盘法。n4.7.2滴滤池法滴滤池是由石头、条板或塑料材料（介质）构成的滤床。废水由上向下流过滤床。最常设计的是1~3m深的简单砾石床。利用旋转布水器将水分散到石头表面。滤床直径可高达60m。废水滴流进入滤床时，微生物生长于石头表面形成一层固定生物膜。废水经过生物膜时其中的有机物与微生物接触，从而被去除。滴滤池并不是简单的过滤装置。砾石直径为5~100mm，它们之间的空隙太大无法截留固体物质。它们有巨大的表面积供微生物附着，通过利用水中有机物质使微生物在介质上生长并形成生物膜，以去除有机物。n过度生长的微生物会从石头表面脱落，并从其缝间洗出，因此滴滤池出水需要经过沉淀池以将这些固体去除。这种沉淀池称为二沉池或最终沉淀池，以区别于一级处理的初沉池。在高有机负荷下，生物膜生长很快，已致于堵塞石头间的缝隙，造成溢流或整个系统失败。此外，因滤床中的空隙体积有限，限制了空气的流通和微生物所需的氧气供应量，使滴滤池的处理量受到限制。其它材料（如塑料波纹板，90m2/m3）已被广泛用做滤床的介质，以克服石头比表面积较小的缺点。一般石头滤池只有3m深，塑料介质滤池可达12m。nn滴滤池按水力负荷及有机负荷分类。水力负荷为每天每平方米滤池表面积所承受的废水体积（m3/d•m2）；有机负荷定义为每天每立方米滤池所承受的BOD5质量数[kg/d•m3]。滴滤池设计中最重要的是将部分出水返回滤池，称为回流。回流水与进水的比例称为回流率。对于石头介质，回流的作用主要有：（1）使废水再次接触微生物，以提高有机污染物的去除率；（2）减少24小时内的负荷变化；（3）提高进水DO；（4）改善滤床表面分布；（5）防止在夜间废水流入量很低时滤床上生物膜干化或微生物死亡。n回流也应用于塑料介质滴滤池中，以提供微生物生存所需的润湿率。一般使水力负荷提高到最低润湿率以上时并不会增加BOD5的去除率。最小润湿率通常在25~60m/d范围内。二级滴滤池可以改善滴滤池性能，使一级出水中的污染物有更多时间接触微生物，从而使处理效果更好。n在单级滤池或二级滤池系统中，废水经过第一级滤池的效率为：式中E1-经过第一级滤池，在20C下的BOD5去除部分，包括回流和沉淀；Q-废水流量，m3/s；Cin-进水BOD5，mg/L。；V-滤池体积，m3；F-回流因子。回流因子等于：式中R-回流率，Qr/Q；Qr-回流液流量；Q-废水流量。二级滤池的处理效率为：E2-经过第一级滤池，在20C下的BOD5去除部分，包括回流和沉淀；E1-一级滤池BOD5去除部分；Ce-一级出水中BOD5浓度。NRC公式n温度对处理效率的影响可用下式表示：Schulze方程：滴滤池中废水与微生物的接触时间与滤池深度成正比，而与水力负荷成反比：单位体积的平均生物膜量可近似表示为：C1/Dm其中m是经验常数，表示生物膜分布的指标。通常假设分布均匀，因此，m=0，C=1。=1.053T：CC：单位体积的平均生物膜量D：滤池深度，mQ：水力负荷A：废水接触的滤池面积n：与滤池介质有关的经验常数nSchulze-Velz方程，求得BOD去除率：不同温度下，K值可以用下列公式校正：Example:试求一直径35.0m，深1.5m滴滤池的出水BOD5。设水力负荷为150.0mg/L，速率常数为2.3(m/d)n/m，且n=0.67。Solution：首先计算滴滤池面积：A=(35.0)2/4=962.11m2水力负荷：Q/A=1900/962.11=1.97m3/(dm2)K：经验速率常数，(m/d)n/mS0,St分别为进水和出水的BOD,mg/Ln用Schulze-Velz方程计算出水BOD5：将各数据代入方程之中，得到出水BOD5=16.8mg/L。4.7.3活性污泥法将废水与活性污泥（微生物）混合搅拌并曝气，使废水中的有机污染物分解，生物固体随后从已处理废水中分离，并可根据需要将部分污泥回流到曝气池中。微生物与有机物完全混合，微生物利用有机物为食物而生长。当微生物随空气的搅拌而混合在一起时，单个微生物就会凝聚而形成微生物团块（生物絮体），称谓活性污泥。实际上，废水不断流入曝气池，空气被注入池中以使活性污泥和废水混合，并向微生物提供氧气以去除有机物。n曝气池中活性污泥和废水的混合物称为混合液。混合液从曝气池流到二次沉淀池，以使活性污泥沉降下来。二次沉淀池中大部分的沉淀污泥又回流到曝气池中，以维持较高的微生物浓度，快速去除有机物。该工艺中污泥产生量通常多于需要量，多余的污泥排放到污泥处理系统中被进一步处置或利用。传统的活性污泥系统中，空气由曝气系统从曝气池底部注入。回流到曝气池中的污泥体积通常是废水流量的20%~30%。n在活性污泥处理工艺中，每天需排出部分污泥量（称为废弃活性污泥）。如果排出过多的污泥，则混合液中微生物的浓度太低，无法有效处理废水；如果排出量太少，微生物就会累积到很高浓度，以致于从二次沉淀池中溢流出去，并最终进入到受纳水体中。微生物停留在系统中的平均时间，称为细胞停留时间（固体停留时间、污泥龄）。为了适应某些特殊的处理需要，人们提出了许多改进的活性污泥法。nn着重介绍完全混合式和传统推流式活性污泥法。（1）完全混合式活性污泥法其设计公式是应用质量平衡理论建立的方程式和描述微生物生长动力学的方程式。反应器的设计需要两个质量平衡：生物量和食物量（溶解性BOD5）。X,S,VQ,S0Q+QrQ-Qw,S,XeQr,S,Xr污泥回流X,S曝气池二沉池Qw,S,Xen在稳定状态下，生物量的质量平衡方程为：进水生物量-出水生物量-废弃生物量=累积生物量进水中的生物量是进水中微生物浓度（X0：用悬浮固体浓度表示）和流量（Q）的乘积。累积在曝气池中的生物量是池体积与描述微生物质量生长的Monod方程式的乘积：出水中的生物量是离开废水处理厂的已处理水的流量（Q-Qw）与二次沉淀池中未沉淀的微生物浓度（Xe）的乘积。离厂废水量并不等于进厂废水量，因为有部分微生物被排弃掉。废弃的生物量是废弃活性污泥中微生物浓度（Xr）和流量Qr的乘积。整个系统对于生物量的质量平衡方程为：n式中X0-进入曝气池的微生物浓度（挥发性悬浮固体VSS），mg/L;V-曝气池体积，m3；S-曝气池和出水中溶解性BOD5浓度，mg/L；X-曝气池中微生物浓度（混合液挥发性悬浮固体MLVSS），mg/L；Qw-排弃污泥量，m3/d；Xe-二次沉淀池出水中微生物浓度（VSS），mg/L；Xr-排弃污泥中微生物浓度（VSS），mg/L。在稳定状态下，食物（溶解性BOD5）的质量平衡方程可写为：进水食物量-出水食物量-食物消耗量-废弃污泥中食物量=0进水食物量是进水中溶解性BOD5浓度S0与废水流量Q的乘积。曝气池中食物消耗量是曝气池体积V与食物利用率的乘积：出水食物量是离厂处理水流量（Q-Qw）与出水溶解性BOD5浓度（S）的成绩。S与曝气池中的浓度相同。n因BOD5是溶解性的，所以不会在二沉池因沉降而减少，因此流入沉淀池和流出沉淀池的水中BOD5浓度也是相同的。废弃污泥中的食物量是进水中溶解性BOD5浓度（S）与废弃污泥流量（Qr）的乘积。系统的食物量平衡方程在稳定状态下可表示为：为了推导实用的设计方程式，做如下假设：（1）与曝气池中的生物浓度相比，进水与出水中的生物浓度可以忽略，即X0和Xe都比X小得多；（2）根据完全混合系统的定义，进水食物浓度立即被稀释为曝气池中的浓度；（3）所有反应均在完全混合系统内发生。n由第一条假设可以将生物量平衡方程简化为：将该方程重排为Monod方程的形式：系统的食物量平衡方程也化为Monod方程的形式：由以上两式得到：公式的物理意义：V/Q=水力停留时间；VX/QwXr=c平均细胞停留时间。n如果出水中生物浓度不能忽略，则必须对上面的c表达式进行校正：只要知道c就可以得到出水中溶解性BOD5浓度（S）：典型的微生物生长系数值列于下表：n值得注意的是：离开系统的溶解性BOD5浓度只受平均细胞停留时间的影响而不受进入曝气池中的BOD5量或水力停留时间的影响。强调：S为溶解性BOD5的浓度，部分在二沉池中未沉降的悬浮固体也会增加受纳水体的BOD5。因此在下式中：求解S及c之前应先估算悬浮固体的BOD5量，从出水总BOD5量中减去悬浮固体的BOD5量，得到S：S=出水总BOD5量-悬浮固体的BOD5量从可以简化得到：因此，曝气池中微生物浓度是平均细胞停留时间、水利停留时间及进水与出水浓度差的函数。n（2）带循环的推流式反应器推流式反应器可看作一系列串联的反应器。虽然理想的推流很难实现，但许多长而窄的曝气池用推流模型来分析比用完全混流模型更合适。推流系统的动力学模型很难从基本的质量平衡方程导出。利用两个简化假设，Lawrence&McCarty提出了一个有用的设计方程：（1）流入曝气池和流出曝气池的水中微生物浓度大致相同，此假设在c/>5时成立；（2）当废水经过曝气池时，溶解性BOD5的利用率为：Xavg：曝气池中平均微生物浓度。n根据上述假设推导得到的设计方程为：式中，-回流率，Qr/Q；Si-循环水稀释后的曝气池进水浓度，Si=(S0+S)/(1+),mg/L。Example:某厂计划将其一级水处理厂升级为二级水处理厂，以达到30.0mg/LBOD5及30.0mg/LSS的出水标准。选择完全混合式活性污泥系统。假设SS中BOD5等于SS浓度的63%，试估算曝气池所需体积。现有一级处理厂的出水特性：流量=0.15m3/s，BOD5=84.0mg/L。假设生长系数值为：Ks=100mg/LBOD5;m=2.5d-1;kd=0.050d-1;Y=0.50mgVSS/mgBOD5。n根据二次沉淀池的出水条件，估算出水的BOD5：S=出水中总的BOD5-SS中的BOD5=30-0.63*30=11.1mg/L；由计算c：c=5.00d。假设混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）浓度为2000mg/L，可求得水力停留时间：代入各数据，得到=1.8h。曝气池体积可以由V/Q=算出：V=1.8*0.15*3600=972m3。n食物对微生物的比例—食微比（F/M）：F/M通过废弃微生物量来控制，因此会减少MLVSS。废弃量大会使F/M升高，微生物量会达到饱和状态，结果使处理效率降低。低废弃量使F/M降低，微生物呈饥饿状态，废水中微生物更完全地被分解掉。高c值（低F/M值）不常采用。因为它意味着需要更大的曝气池，从而需要更多的供氧量，因此空压机的功率必须增大，能源消耗增大。此外，c太大时，污泥在二次沉淀池的沉降能力就会降低。低F/M下，有机物几乎完全被分解且很少转变成微生物细胞，所以最后产生的污泥也很少。单位：mg/(mg•d)nF/M和c都受到废弃污泥量的影响。高F/M代表短c，而低F/M代表长c值。各种活性污泥改进工艺的典型F/M值在0.1~1.0mg/(mgd)范围。（3）回流污泥目的：维持反应器中有足够的污泥浓度。控制污泥回流率方法的根据是经验观测值SVI，称为污泥体积指数。从曝气池末端取出1L的混合液。污泥沉降性能测量是将标准的1L带刻度的量筒装满该水样，静置30min后读取沉降污泥所占有的体积。MLSS是混合液过滤、干燥称重后所得到的固体的量。SVI定义为混合液静置30min，每1g沉降污泥所占的体积（ml）：nSVI=SV/MLSS1000mg/g式中SVI-污泥体积指数，ml/g；SV-1L量筒中30min沉降污泥所占体积，ml/g；MLSS-混合液悬浮固体量。SVI可用做衡量污泥沉降性能的指标，因此影响到回流率和MLSS。活性污泥厂在MLSS浓度为2000~3500mg/范围内操作时，典型的SVI值为80~150mL/g。当污泥浓度增加到3000~5000mg/L时，沉淀池的固体负荷升高，因此需要较低的SVI或较大的沉淀池，以避免固体物质被洗出。SVI是系统设计的主要因子，因为SVI控制着沉淀池的底流浓度，间接地限制着反应器中MLSS浓度。n所以在已知SVI及回流率的情况下，MLSS及MLVSS的最大值会固定在较窄的范围内。在没有运行数据的情况下，即使SVI可能很低，MLSS仍应限制在5000mg/L以下（当温度低于20C时，此值应更小）。超过5000mg/L的设计值会导致过低的停留时间，除非有缓冲控制，否则污泥将被洗出。MLSS设计值不应高出所要求的值，因为太高的MLSS会造成二沉池操作上的困难。假设二次沉淀池的污泥量保持不变（即稳定状态），且出水悬浮固体（Xe）可以忽略，则质量平衡为：污泥累积量=污泥流入量-污泥流出量nMLSS是SVI和污泥回流率（Qr/Q）的函数。采用快速的污泥去除方式，并用30min污泥沉降试验的污泥浓度作为沉淀池底流浓度所得到的结果。n污泥质量平衡方程可写为:(Q+Qr)X’=QrXr’+QwXr’因此污泥回流量为:通常出水中污泥不可忽略，则质量平衡式为:(Q+Qr)X’=QrXr’+QwXr’+（Q-Qw)Xe此时回流量：注意：Xr’与X’包含挥发性固体和惰性固体两部分，因此它们与Xr及X相差一个系数。Qr:污泥回流量,m3/dX’:MLSS,g/m3Xr’:最大回流污泥浓度,g/m3Qw’:废弃污泥量,m3/dn最大回流污泥浓度与SVI有关：Xr’=106/SVImg/L最大底流浓度是温度的函数。温度影响区域沉淀速率及SVI。天冷时，SVI因沉降不好而升高。美国联合工作委员会建议建议将混合液设计浓度作为反应器设计最小温度的函数。对于不同的SVI值，其结果见图。图中SVI在反应器内的温度下测得。nExample:某厂计划将其一级水处理厂升级为二级水处理厂，以达到30.0mg/LBOD5及30.0mg/LSS的出水标准。选择完全混合式活性污泥系统。曝气池体积970m3，c=5d。利用如下数据考虑污泥回流的设计问题：流量=0.15m3/s，MLVSS（X）=2000mg/L，MLSS（X’）=1.43MLVSS，出水SS=30mg/L，废水温度=18.0C。Solution:从MLSS开始计算：MLSS=1.43*2000mg/L=2860mg/L虽然不能预知SVI，但是可以在上图（建议的最大MLSS设计值与温度、SVI的关系图）的合理范围内假设一个值（然后回头验证该值的合理性），也可假设回流污泥浓度。n根据计算的MLSS及反应器温度选定SVI=175。利用Xr’=106/SVImg/L计算回流污泥浓度：Xr’=106/SVI=5700mg/L污泥回流率可由公式VX/QwXr=c和计算求得。Xr=Xr’/1.43=5700/1.43=3986mg/L，得到：Qw=VX/Xrc=97.3m3/d=0.0011m3/s如果忽略出水的SS，则污泥回流量为：如果忽略出水的SS，则污泥回流量为：可以用“图5-23”来检查结果的合理性（是否处于正常运行范围）。n（4）污泥产生量活性污泥工艺可去除基质，在食物基质转变为新细胞时需要氧，而细胞被分解时则产生能量。细胞物质最终成为待处理的污泥。有研究者提出完全溶解性有机物质可以产生0.5kgMLVSS/kgBOD5。大部分研究者也在不同的惰性固体含量和不同的SRT下，观测到0.4~0.6kgMLVSS/kgBOD5的产生量。每天必须废弃的污泥量是污泥增加量与出水SS量之差：废弃量=MLSS增量-出水SS量。每天的活性污泥净生产量可用下列公式计算：和Px：每天活性污泥净产生量，用VSS表示，kg/d；Yobs:观测产量，kgMLVSS/kgBOD5。n假设VSS为MLSS的一部分来计算MLSS的增加量。一般假设VSS=60%~80%MLVSS。MLSS的增量可以用Px除以某一因子（介于0.6~0.8之间）。出水中SS的量是流量（Q-Qw）和SS浓度（Xe）的乘积。（5）需氧量废水的好氧分解过程中，必须有氧的参与。微生物利用氧分解有机物以产生高能量化合物供新细胞合成和进行呼吸作用。反应器中常保持的最小DO值在0.5~2mg/L之间，以防止缺氧而限制基质的去除率。需氧量可以从废水的BOD5及每天废弃的活性污泥量来进行估算。假设所有BOD5最后都转变成产物，总需氧量便可以由BOD5转换成BODL算出。由于部分BOD5转变为废弃污泥中的新细胞，所以废弃污泥的BODL必须从总需氧量中扣除。n废弃污泥的需氧量可以由下式表示的细胞氧化反应来计算：其摩尔质量比为5*32/113=1.42，因此废弃活性污泥的需要量为1.42Px。所需氧气的质量可由下式计算：注意：计算空气供应量必须考虑氧在空气中所占的比例及溶解氧进入废水中的转移效率。Q:进入曝气池的废水流量；f:BOD5转换成BODL的转换因子。n（6）工艺设计的考虑SRT（固体停留时间，c）是废水处理程度的函数。高STR（或长污泥龄）会使系统中污泥浓度高，并获得较好的废水处理效果。长SRT也会导致污泥产生量减少。碳BOD5去除率与SRT值和反应器最低操作温度之间的关系绘于下图：nSRT值是根据通常的生活污水而得到的。预计曝气系统出水中溶解性BOD5为4~8mg/L。如果工业废水排入生活污水系统，就必须考虑其它一些因素的影响。生活污水通常含有足够的氮和磷可供微生物生长，大量的工业废水中缺少这两种营养元素会使处理效率降低，因此需要加入额外的氮和磷。氮与BOD5的比例应为1:32，磷与BOD5的比例应为1:150。通过一级处理系统的油脂会浮在曝气池表面形成油滴，水中微生物接触不到而无法分解。因此在二次沉淀池设计中应特别考虑使用除油设备以清除油滴。n二沉池外观和截面图n（7）二沉池设计虽然二次沉淀池是滴滤池法和活性污泥法中不可缺少的部分，但更被关注的是用于活性污泥工艺的二次沉淀池。活性污泥生物絮体的松软性质及高固体负荷使得二次沉淀池非常重要。此外，人们还希望污泥在二次沉淀池中被浓缩压实，减小体积。活性污泥在二沉池中沉淀具有第三类沉淀的特征。在常规工艺和平均流量下，溢流率为20~34m/d时，可以得到很好的液体/SS分离效果。二次沉淀池池壁水深（SWD）及固体负荷的推荐值见下表和“图5-27”：n（8）污泥问题污泥膨胀是造成污泥沉降性和压实性差的原因之一。原因有两类：一类是由丝状微生物的生长所造成的；另一类是由积累在细胞絮体内的水所造成的，它会降低絮体密度，导致沉降性很差。n丝状菌是引起活性污泥膨胀的主要原因。正常情况下，多细胞的真菌无法和细菌进行竞争。经过沉降之后仍然浮在水面的污泥称为上浮污泥，是由反硝化作用引起的。4.7.4氧化塘氧化塘特别适合于处理小型社区产生的废水。废水稳定塘是指所有的以生物和物理过程处理有机废水的塘。氧化塘分类：好氧塘：深度1m以下的浅层塘，因为光合作用使得整个塘都存在溶解氧；兼性塘：深度1~2.5m，其底部为厌氧区，中间是兼性区，上层是好氧区；厌氧塘：承受高有机负荷的深塘。整个塘都处于厌氧环境。熟化塘/三级塘：用于处理来自其他处理过程出水的塘，因光合作用和表面复氧作用致使整个塘中存在溶解氧。曝气塘：利用表层曝气或机械扩散曝气进行充氧的废水塘。n兼性塘的作用原理废水从塘的中央进入，其中的悬浮固体沉降到塘底部，形成厌氧层，发生酸性发酵和甲烷发酵过程。紧邻厌氧层的上方为兼氧层，该区域中并不总是存在分子氧。兼氧层上方存在一个好氧层，其中一直存在分子氧。氧来自表层的扩散作用和藻类的光合作用。nQuestions有500张病床的某医院有一座小型污水处理厂。每张病床的平均污水量为1200L/d，初沉池出水的溶解性BOD5平均为500mg/L。曝气池长10m，宽10m，有效水深为4.5m，试确定曝气时间，食微比，SVI，回流污泥固体含量及回流污泥流量。已知污水处理厂的操作参数为：MLVSS=2000mg/L；MLSS=1.20(MLVSS)；SV30=200mL/L。在上题中，假设出水SS=30.0mg/L，回流污泥中废弃污泥产率系数为0.60，微生物衰减率为0.060d-1，惰性SS质量分数为66.67%，出水容许BOD5=30.0mg/L（溶解性），试计算污泥固体停留时间与废弃污泥流量。n4.9废水三级处理虽然二级处理加上消毒工艺可去除85%以上的BOD5和悬浮固体以及几乎所有的致病菌,但对氮、磷、溶解性COD、重金属等污染物的去除较少。在许多情况下，这些污染物可能更令人关心。无法在二级处理中去除的污染物可以通过三级废水处理或高级废水处理过程去除。这些工艺除了可以解决不易处理的污染问题外，还可改善出水水质，以满足许多回用的目的，将废水转变为可再利用的资源。n4.9.1过滤二级处理工艺，如活性污泥法，可有效地去除生物可降解的胶体性和溶解性有机物，但是经过处理的出水，其BOD5值会高于理论计算值。典型的BOD5值约为20~50mg/L。这主要是由于二沉池无法有效地将生物处理所产生的微生物完全沉淀去除。这些微生物细胞死亡后分解需消耗氧从而产生悬浮固体与BOD5。利用与水处理厂相似的过滤工艺可以去除残留的悬浮固体，包括未被沉淀的微生物。去除微生物也可降低残留的BOD5。应用于水处理厂的传统砂滤池通常会很快地被堵塞，因此经常需要反冲洗。n为了延长滤池的使用时间，减少反冲洗次数，可在滤池上端采用粒径较大的砂砾，这种安排可使一些大颗粒生物絮体不能渗入滤池深处而在表面即被捕获。多介质滤床由大颗粒低密度的煤炭、中颗粒中密度的砂和小颗粒高密度的石榴石组合而成。在反冲洗时，由于较大颗粒的密度较小，因此，煤炭仍然在上面，砂维持在中间，而石榴石在底部。4.9.2活性炭吸附一些生物无法分解的溶解性有机物质仍存在于经过二级处理、混凝、沉淀及过滤等工艺处理后的出水中，这些物质称为难分解有机物(refractoryorganics)。出水中的难分解有机物表现为溶解性COD，二级处理出水的COD值经常在30～60mg／Ln去除难分解有机物实际可行的方法是用活性炭(activatedcarbon)吸附。吸附是物质在其界面(interface)上的积累，吸附是一种表面现象，活性炭的表面积越大，其对有机物质的吸附量就越多。孔隙的巨大表面积占活性炭颗粒总表面积的绝大部分，这就是活性炭可有效去除有机物的原因。当活性炭达到吸附饱和后，可以在高温炉中加热，将吸附的有机物驱出而获得再生。炉内的氧量必须很低以避免碳燃烧。驱出的有机物需通过后燃室以避免造成空气污染。小处理厂因成本原因而无法设置现场再生炉，用过的活性炭可运送到再生中心处理。n4.9.3除磷所有的聚磷酸盐(分子间脱水的磷酸盐)在水中逐渐水解形成正磷酸盐(PO43-)。在废水中以含一个氢的磷酸盐(HPO42-)为主。防止或降低富营养化，通常可利用下列三种化学试剂之一，现给出每一种沉降反应。n利用氯化铁：利用明矾：利用石灰：应该注意氯化铁和明矾会降低pH值，石灰则会提高pH。使用氯化铁和明矾的有效pH范围是5.5～7。若系统中没有足够的碱度缓冲pH到上述范围，则需要添加石灰以抵消形成的H+。磷的沉淀需要一个反应池和一个沉淀池。若使用氯化铁和明矾，则可以直接加到活性污泥系统的曝气池中，此时曝气池便可作为反应池，而沉淀物可在二沉池中去除。n若使用石灰，因形成沉淀物所需的pH值较高，对活性污泥微生物有害而不能使用上述做法。在一些废水处理厂中，废水流入初沉池之前即添加氯化铁和明矾，这样可提高初沉池的效率，但也可能除去生物处理所需的营养物。Example:若废水中含有4.00mg/L的溶解性正磷酸盐(以P计)，计算将其完全去除所需的氯化铁的理论需要量。Solution:从FeCl3去除磷的反应式可知，去除1mol的磷需要lmol的氯化铁，FeCl3的摩尔质量为162.21g/mol，P的摩尔质量为30.97g/mol。当PO43-~P为4.00mg／L时，氯化铁的理论需要量为：4.00*162.21/30.97=21.0mg/Ln4.9.4脱氮氮的任何一种形式(NH3、NH4+、NO2-及NO3-，但不包括N2气)均可作为营养物质，为控制受纳水体中藻类生长，需从废水中将其去除。此外，氨态氮会消耗氧，并且对鱼类有毒性。氮的去除方法有生物法和化学法。生物工艺称为硝化／反硝化(nitrification/denitrification)，而化学过程称为氨气提(ammoniastripping)。n（1）硝化/反硝化自然的硝化过程可由活性污泥系统完成，在温和气候下需维持细胞停留时间(c)达15d，而在寒冷气候时则需20d，硝化步骤的化学反应式如下：当然，必须有细菌存在才能发生反应。此步骤需满足氨离子对氧的需求。若硝酸盐氮可被受纳水体接受，废水经沉淀后即可排放。否则必须进行进一步处理，即后接缺氧反硝化步骤：n反硝化时需要有机物作为细菌的能源。细菌可从胞内或胞外获取有机物。在多阶段除氮系统中，由于反硝化工艺中废水的BOD5浓度相当低(这是因为先前已进行过含碳BOD的去除及硝化过程)，为了进行反硝化作用，需添加有机碳源。有机物质可从原废水或已沉淀过的废水中获得，也可添加合成物质如甲醇(CH3OH)。若利用原废水或已沉淀过的废水，可能会增加出水BOD5及氨氮含量，因而对水质有不利的影响。（2）氨气提当氮主要以氨的形式存在时，可用化学方法提高水中pH值，使铵离子转变成氨，然后在水中通人大量空气，以气提方式将氨从水中去除。n该方法对硝酸盐无去除效果，因此在活性污泥工艺操作时应维持较短的细胞停留时间，以避免发生硝化作用。氨气提的化学反应式如下：通常添加石灰以提供氢氧根离子。石灰也会与空气和水中的CO2反应形成碳酸钙沉淀，在水中必须定期清除。低温会增加氨在水中的溶解度，降低气提能力。4.10土地处理AWT（advancedwastewatertreatment）工艺可获得相当好的出水水质。土地处理(1andtreatment)可用来代替AWT工艺。土地处理经常设置于二级处理之后，将出水以一种传统灌注方式注入土壤中。n土地处理将废水常含有的营养盐作为资源，而不是考虑如何进行处置。废水通过土壤及植物所提供的天然滤床而得到处理。废水会因蒸发而部分损失，剩余部分可通过地表水流或地下水体系进入水循环系统。大部分地下水最后会直接或间接回到地表水系统。废水土地处理可提供农作物生长所需的水分和营养物质。在传统二级处理中主要营养物质(氮、磷及钾)去除很少，因此这些元素大部分均会存在于二级处理出水中。土壤中的营养物质会因每年农作物生长及土壤侵蚀而消耗，而这些损失可从废水中得到补充。n土地处理可采用下述三种方法中的任何一种：（1）慢速率；（2）地表水流；（3）快速渗入。右图以图解方式显示出每一种方法。根据不同的场址条件，能产生不同的出水水质，可满足不同的使用目的。n4.10.1慢速流现在利用的主要的土地处理方法是灌溉法，它利用土地处理废水并提供植物生长所需的营养。其目的有：(1)避免营养物的表面排放；(2)利用水及营养物质生产有价值的农作物，以获得经济效益；(3)灌溉草坪、公园及高尔夫球场以节约水资源；(4)维护并扩大绿化地带与开放空间。n当出水用于灌溉价值很低时，可使水力负荷达到最大(假设符合水质标准)，从而使系统操作成本降至最低。在用高速率灌溉时(10~15mm/d)，农作物主要是去除高含量营养盐的耐水植物。4.10.2地表水流地表水流是一种生物处理过程。水在具有坡度场地的上端供给，允许其通过植物表面，流至径流收集沟渠。水流在通过较不透水的斜坡时，通过物理、化学与生物作用使水质得到恢复。地表水流可作为二级处理工艺，使硝化出水的BOD低至可接受的程度，或作为高级废水处理工艺。用于高级废水处理时可允许有较高的应用速率（18mm/d或更高），这要根据所需的高级废水处理程度而定。n4.10.3快速渗入在渗入-过滤系统中，废水在处理区域以较高速率被分散或喷淋到土壤中，废水通过土壤层时被处理。这种处理系统的目的有：(1)补充地下水；(2)用泵抽取或利用地下水道来回收处理水；(3)以垂直与侧面方式通过土壤的处理水，可补充到地表水系。当地下水中侵入盐分使水质下降时，补充地下水可以改变水力梯度并保护现有的地下水。若现有的地下水水质与期望恢复的水质不同，或利用地点与现有排放位置不同时，可利用泵抽取、地下水道或自然排水系统将处理水回流到地表水中。n4.11污泥处理污泥处理是污水净化过程中所产生的另一个问题。污水处理程度越高，就会产生越多的污泥残余物需要加以处理。除非是利用土地处理或污水塘处理污水，否则一般的污水处理厂必须设有污泥处理设施。对现代化的污水处理厂而言，污泥的处理与处置已成为污水处理系统运行中最复杂、且花费最高的一部分。污泥是由原废水中的固体物质和在废水处理过程中所产生的固体物质组成的。n一级处理所产生的污泥，其体积约为处理水量的0.25％~0.35％；活性污泥法二级处理所产生的污泥量为处理水量的1.5％～2.0％；若用化学沉淀法除磷，则产生的污泥体积会再增加1.0％。前述各污水处理单元中排出的污泥，仍含有高达97％的水。因此，污泥处理就是将污泥中的水分与残余固体物分离，并将分离所得的水回流至污水处理厂进行处理。污泥处理的基本流程如下：(1)浓缩(thickening)利用重力或气浮方法尽可能多地分离出污泥中的水分。(2)稳定(stabilization)利用“消化”(digestion)，即生物氧化方法将污泥中的有机固体物质转化为其他惰性物质，以避免在用作土壤改良剂或用于其他用途时，产生臭味和危害健康。n(3)调理(conditioning)利用加热或化学试剂处理污泥，使污泥中的水分容易分离。(4)脱水(dewatering)用真空、加压或干燥方法使污泥中的水分进一步分离。(5)减量(reduction)利用湿式氧化或焚烧等化学氧化方法将污泥固体物质转化为更稳定的物质，由于减少了污泥的体积，故称为减量。虽然污泥处理有各种各样的流程和设备的组合，但其基本方法很有限。污泥的最后处置，是将污泥所含的各种物质移转至土壤、大气或水体中。目前的政策不鼓励污泥排海。污泥焚烧必须设置空气污染控制设备，以避免造成空气污染。n污泥处理工艺的基本流程n4.11.1污泥来源与特性在讨论各种污泥处理工艺之前，先扼要概述一下污泥的来源及特性。(1)砂砾(grit)在沉砂池中所收集的砂、碎玻璃渣等较重物质，并非真正的污泥，但仍需加以处置。由于砂砾易于脱水，且不可生物分解，一般不需进一步处理，可直接用卡车运至填埋场作进一步处理。(2)初沉污泥(primaryorrawsludge)从初沉池底排出的初沉污泥含有的固体物质浓度约为3％～8％(1％固体物质浓度相当于100mL体积的污泥中含有1g的固体物)。初沉污泥固体物质中有机物约占70％，因此初沉污泥极易变成厌氧状态并产生臭味。n(3)二沉污泥(secondarysludge)二级生物处理系统中废弃排出的二沉污泥，含有大量微生物和其他惰性物质。一般二沉污泥固体中有机物约占90％。当停止供气时，如不及时处理则会出现厌氧状态而产生臭味。污泥中固体物质浓度与处理工艺有关：废弃活性污泥为0.5％～2％；滴滤池污泥约为2％一5％。化学法除磷是在曝气池中加入化学药剂使磷沉淀，这将使二沉污泥中化学沉淀物含量显著增加。(4)三级处理污泥(tertiarysludge)三级处理产生的污泥，其特性依处理工艺而定。如使用化学法除磷，所产生的化学污泥不易处理；若将化学沉淀除磷与活性污泥工艺合并，使化学污泥与生物污泥混合，则更增加了处理难度。反硝化脱氮产生的生物污泥与废弃活性污泥十分相似。n4.11.2污泥固体含量的计算（1）体积—质量关系污泥体积为含水率的函数。废水污泥中固体物质一般包括灰分（无机物）及挥发分（有机物）两部分。固体物质总体积可表示如下：Vs=Ms/Ss；式中Ms为固体物质质量，kg；Ss为固体物质的相对密度；为水的密度，1000kg/m3。由于固体物质可以分为灰分和挥发分两部分，因此Vs可以改写为：而污泥固体的相对密度为：下标f表示灰分，而v表示挥发分。n污泥由固体物质与水组成，因此污泥相对密度Ss1可由下式计算：污泥中固体物质的质量分数称为固体含量，表示为：污泥中所含水分的质量分数称为污泥含水率，表示为：由于Ms+Mw=Ms1，所以将上式两端同时除以该式：污泥相对密度计算：Ms1：污泥质量，kgMw：水质量，kgSs1：污泥相对密度；Sw：水的相对密度。Sw：取1.0000。n污泥体积（Vs1）可用下式计算：EXAMPLE：利用下列初沉池数据，确定每日污泥产量：流量=0.15m3/s；进水SS=280.0mg/L；去除率=59.0%；污泥浓度=5.00%；挥发性固体质量分数=60%；挥发性固体相对密度=0.990；灰分的质量分数=40%；灰分相对密度=2.65。SOLUTION：计算污泥中固体物质的相对密度：计算污泥相对密度：由初沉池进水SS浓度及去除率计算日产污泥量：Ms=0.59*280*0.15*86400/1000=2.14*103kg/dn计算日产污泥体积：（2）质量平衡废水处理厂的质量平衡：dS/dt=Min-MoutMin和Mout分别用来代表进入和离开处理工艺的各种物质，包括溶解性化合物、固体物质、气体等。在稳定状态下可假设dS/dt=0。因此Min=Mout。对于一些一些相关联的处理流程单元，可以用如下图所示的流程来确定单元间的质量进出关系。当流程图上表明所有进出物质的数量时，称为定量流程图。nn以下为质量平衡计算的主要步骤：（1）画出处理流程图（如上图）；（2）鉴别所有的流线，如流线A内的固体物质，包括原污水中的固体，加上在污水中加药所产生的化学沉淀。流线A中的固体质量流速可用Akg/d表示。（3）对各处理单元的所有进出流线，鉴别其相互关系，并用方程式表示。初沉池中，令初沉池底流固体物的质量（E）与进水总固体物质的质量（A+M）的比值为E，E即为沉淀池的固体物质去除率。而上述单元进出流物体质量的比值，可以用一般形式表示：n（4）利用已知或给出的量，或利用由处理单元特性所导出的关系式，组合各质量平衡关系式，简化成一个方程。Example:利用“一般废水处理厂流程图”并假设A，E，J，N，P，H已知或者可以从水化学知识和一般单元去除率经验值确定。利用这些参数，推导初沉池出水中的固体质量（E）是计算式。Solution：（1）由初沉池的固体质量平衡方程计算M：（2）按各单元固体流量计算M：M=N+P；N=N*E；P=P(H+K)H=HK。而由：P=P(1+H)K，K+J+N=E,得到：K=E-J-N=E(1-J-N)以及nP=PE(1-J-N)(1+H)，经整理后得到：M=E[N+P(1-J-N)(1+H)]得到：进一步得到：“一级废水处理厂流程图”的质量平衡关系式见下表：n右图是一个比较复杂的系统。nn重要的参数说明如下：（1）A表示进水固体物质的质量；（2）X表示出水固体物质的质量，应指出悬浮固体的去除率；（3）E，G，J，X，R，和T表示固体物质的去除、增加或消失率；（4）D表示生物处理单元中固体物质净减少率，或因生物合成的净增加率。若D为正值，表示固体物质因分解作用而减少；若D为负值，表示固体物质因合成作用而增加。通过调整参数，可以产生不同的处理流程组合方案：（1）将R设定为零，可去除过滤单元；（2）将G设定为零，可去除浓缩单元；（3）将J设定为零，可去除消化单元；n（4）将P设定为零，可去除脱水单元；（5）设定E近似为零，可以模拟没有初沉池的系统因为E位于分母，不能设定其为零。当处理流程中的流线发生改变时，“表5-14”中的质量平衡关系式应该重新进行推导。4.11.3污泥浓缩浓缩是常用的固液分离方法，可以采用气浮或重力浓缩的方法实现。污泥浓缩的目的是：在进行污泥消化或脱水之前尽量将多余的水分从污泥中分离。污泥浓缩可以减少污泥处理后续单元如硝化、脱水所需的处理容量，而后续单元因容积减少所节省的成本，远高于污泥浓缩单元的设置与运行费用，因此设置污泥浓缩单元有助于降低污泥处理过程的总成本。n污泥浓缩的目的是：在进行污泥消化或脱水之前尽量将多余的水分从污泥中分离。污泥浓缩可以减少污泥处理后续单元如硝化、脱水所需的处理容量，而后续单元因容积减少所节省的成本，远高于污泥浓缩单元的设置与运行费用，因此设置污泥浓缩单元有助于降低污泥处理过程的总成本。（l）气浮浓缩典型的气浮浓缩池操作：在压力为275~550kPa下，将空气注入污泥中，大量的空气溶入污泥。然后污泥流入敞开容器，其压力降为与大气压力相同，原来溶解于污泥中的空气因过饱和而形成大量微小气泡。当这些微小气泡向液面浮升时，会附着在污泥中的固体颗粒上，将这些颗粒带向液面，最后累积成一层上浮污泥。n一般而言，气浮对不易用重力方式浓缩的活性污泥特别有效。对活性污泥而言，气浮浓缩可将其固体含量从0.5％~1％增加至3％~6％。（2）重力浓缩污泥重力浓缩原理与沉降池的沉降原理相同。在重力浓缩池中，污泥固体颗粒沉降至池底，再利用机械刮臂将污泥刮至污泥斗，最后从污泥斗中将浓缩污泥抽至后续单元进行处理。重力浓缩单元用于处理纯的初沉污泥，其浓缩效果最佳，可将1％～3％的初沉污泥浓缩至10％；若用于处理初沉污泥与活性污泥的混合污泥，其浓缩污泥固体含量将随活性污泥所占比例的增加而降低。目前污泥浓缩的设计趋势，大致上是以重力浓缩处理初沉污泥，以气浮浓缩处理活性污泥，然后混合浓缩污泥，进行后续处理。n典型重力浓缩池设计准则：n4.11.4污泥稳定污泥稳定的主要目的是利用生化方法降解污泥中的有机固体物质，使污泥更为稳定（减少臭味及腐败）、且更易脱水，同时减少污泥质量。污泥稳定有两种基本方式：厌氧消化和好氧消化。（1）好氧消化生物污泥的好氧消化是活性污泥法的继续。当好氧性异养微生物处于有机物基质来源充分的环境中，微生物将开始消耗这些有机物质；一部分有机物质被微生物用来合成新的细胞物质，另一部分有机物质被氧化成二氧化碳、水及其他稳定产物。在代谢过程中产生的能量，被细胞用于合成新细胞物质和维持生命活动。n当环境中的有机物质耗尽后，微生物进入内源呼吸阶段，此时微生物开始氧化其自身的细胞物质，以产生足够能量来维持生命活动。如果上述的内源呼吸期持续一段时间，生物细胞物质将显著减少。相对来说，残余的细胞物质也较为稳定，并有利于生物污泥的最终处置，这就是好氧消化的基本原理。在好氧消化过程中，有机污泥在类似于活性污泥曝气池的开放体系中曝气。除非将液态污泥直接弃置于土地上，一般好氧消化池后须设置类似于活性污泥系统中所使用的沉淀池。与活性污泥法不同的是，沉淀池出水(上清液)将回流至污水处理厂前端，而不是直接排放，这是因为好氧消化的上清液中含有高浓度的悬浮固体(100~300mg/L)、BOD5(可高达500mg/L)、总凯氏氮(TKN，可高达200mg/L)及总磷(可高达100mg/L)。n经过好氧消化后，污泥中挥发性有机物的比例降低，因此消化污泥固体物质的密度将比消化前升高。消化污泥易于沉降分离，沉淀池底流浓度可达3％，但其脱水性会明显变差。（2）厌氧消化污泥的厌氧分解可分为两个步骤：首先，污泥中的复杂有机物，通过兼性菌或厌氧菌的作用，水解为较小分子的有机物，并通过微生物的发酵或其他代谢作用，将这些有机物分解为更简单的有机物。以上是厌氧分解的第一阶段，一般称为酸性发酵(acidfermentation)阶段，此阶段的主要作用是将复杂有机物转化为有机酸、醇类及微生物细胞物质，因此对BOD或COD的去除没有明显效果。n而在厌氧分解的第二阶段中，第一阶段的产物即有机酸等有机物质，将进一步被几种不同的厌氧菌转化为气体(主要为甲烷及二氧化碳)，而达到最终稳定。厌氧分解的第二阶段，一般称为甲烷发酵阶段。厌氧消化反应途径下图所示。厌氧消化两个阶段实际上反应是同时且在相互协同作用下发生的。复杂有机物复杂有机物丙酸其它产物乙酸CH4CO2CO2产甲烷阶段产酸阶段n甲烷发酵通常是厌氧分解的速率限制步骤。厌氧消化的最佳温度一般为35℃，Lawrence认为，温度在20～35~C时，长链和短链肪酸的甲烷发酵动力学，可代表整个厌氧处理过程的动力学。目前常见的厌氧消化工艺有两种：标准速率法和高速率法。如“图5-39”所示，标准速率厌氧消化法在消化池中不加搅拌，污泥在消化池中自然分层。污泥的加入与排出，多采用间歇式，而不是连续式。为提高发酵速率，缩短停留时间，消化池一般需加热。厌氧消化池的容积负荷一般为0.48~l6kgVSS/(m3.d)。nn高速率厌氧消化系统是在改进标准速率厌氧消化单元基础上开发出来的。如“图5-40”所示，厌氧消化过程中，两个串联操作的消化池分别负责发酵与固液分离。在第一消化池中，污泥被加热并完全混合以提高发酵速率。由于采用搅拌方式使污泥混合，因此消池内各处的温度分布较为均匀。污泥以连续或近于连续的方式投入和排出。第一消化池中污泥停留时间为10~15d，容积负荷约为1.6~8.0kg/m3dn二级消化池的功能是固液分离。不加热、不搅拌、依靠剩余热量继续消化。由于第一消化池中的混合接近完全混合，且没有固体物回流，因此污泥停留时间（SRT）与水力停留时间相等。与好氧消化过程相同，影响消化池中挥发性固体分解的主要因素是污泥停留时间和操作温度。污泥经过消化后，仍有相当高的残余BOD。消化污泥中悬浮固体浓度可高达12000mg/L，TKN浓度在1000mg/L数量级，因此从高速厌氧消化的第二消化池排出的上清液，需回流至污泥处理厂前端。污泥经调理、脱水后处置。nQuestions某污水处理厂的操作数据如下：流量为0.050m3/s；进水SS=155.0mg/L；去除率为53.0%；含挥发性固体70.0%，挥发性固体相对密度为0.970；含矿物质30.0%，矿物质相对密度为2.50；污泥固体含量为4.50%。试确定初沉污泥的日产生量。试分析在以下两种情况下，哪种的污泥处理成本会比较高？（1）c=3d；（2）c=10d。