1、活性污泥法處理廢水工藝 第一節活性污泥法的基本原理 、活性污泥法的基本工藝流程 1活性污泥法的基本組成 曝氣池：反應主體 二沉池：1）進行泥水分離，保證出水水質；2）保證回流污泥，維持曝氣池內的污泥濃度。 回流系統：1）維持曝氣池的污泥濃度；2）改變回流比，改變曝氣池的運行工況。 剩余污泥排放系統：1）是去除有機物的途徑之一；2）維持系統的穩定運行。 供氧系統：提供足夠的溶解氧 2、活性污泥系統有效運行的基本條件是： 廢水中含有足夠的可容性易降解有機物； 混合液含有足夠的溶解氧； 活性污泥在池內呈懸浮狀態； 活性污泥連續回流、及時排除剩余污泥，使混合液保持一定濃度的活性污泥； 無有毒有害的物質

2、流入。 二、活性污泥的性質與性能指標 1、活性污泥的基本性質 物理性能：“菌膠團”、“生物絮凝體”： 顏色：褐色、（土）黃色、鐵紅色； 氣味：泥土味（城市污水）； 比重：略大于 1，（ 1.002 4006）; 粒徑：0.02、0.2mm； 比表面積：20 100cm活性污泥中的微生物： 細菌：是活性污泥凈化功能最活躍的成分， /mlo 生化性能： 1）活性污泥的含水率：99.2 99.8% ； 固體物質的組成：活細胞（Ma）、微生物內源代謝的殘留物（Me）、吸附的原廢水中難于生物降解的有機 物（M） 無機物質（Mii） o 主要菌種有：動膠桿菌屬、假單胞菌屬、微球菌屬、黃桿菌屬、芽胞桿菌屬、

3、產堿桿菌屬、無色桿菌屬等; 基本特征：1)絕大多數都是好氧或兼性化能異養型原核細菌； 2) 在好氧條件下，具有很強的分解有機物的功能； 3) 具有較高的增殖速率，世代時間僅為20.30分鐘； 4) 其中的動膠桿菌具有將大量細菌結合成為“菌膠團”的功能。 其它微生物-原生動物、后生動物-在活性污泥中大約為 103個/ml 3、活性污泥的性能指標： 混合液懸浮固體濃度(MLSS) (Mixed Liquor Suspended Solids): MLSS = M a + Me + Mi + Mii單位：mg/l g/m3 混合液揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)( Mixed VolatileLiq

4、uor Suspended Solids): MLVSS = M a + Me + Mi； 在條件一定時，MLVSS/MLSS是較穩定的，對城市污水，一般是0.750.85 污泥沉降比(SV) ( Sludge Volume): 是指將曝氣池中的混合液在量筒中靜置30分鐘，其沉淀污泥與原混合液的體積比，一般以%表示; 能相對地反映污泥數量以及污泥的凝聚、沉降性能，可用以控制排泥量和及時發現早期的污泥膨脹； 正常數值為20 30%。 污泥體積指數(SVI)( Sludge Volume Index): 曝氣池出口處混合液經30分鐘靜沉后，1g干污泥所形成的污泥體積，單位是 ml/go ox/i

5、SV(ml/l) SV(%) x 10(ml/l) SVI MLSS(g/l) MLSS(g/l) 能更準確地評價污泥的凝聚性能和沉降性能，其值過低，說明泥粒小，密實，無機成分多；其值過高，說 明其沉降性能不好，將要或已經發生膨脹現象； 城市污水的 SVI 一般為50、150 ml/g； 三、活性污泥的增殖規律及其應用 活性污泥中微生物的增殖是活性污泥在曝氣池內發生反應、有機物被降解的必然結果，而微生物增殖的結 果則是活性污泥的增長。 1、活性污泥的增殖曲線 內源呼吸 微生物增殖曲線 、(1 BOD降解曲線 Xa 對數增殖減速增殖 氧利用速率曲線 時間 注意：1)間歇靜態培養; 2)底物是一次

6、投加；3)圖中同時還表示了有機底物降解和氧的消耗曲線。 適應期： 是活性污泥微生物對于新的環境條件、污水中有機物污染物的種類等的一個短暫的適應過程；經過適應期 后，微生物從數量上可能沒有增殖，但發生了一些質的變化：a.菌體體積有所增大；b.酶系統也已做了相 應調整；c.產生了一些適應新環境的變異；等等。BOD5、COD等各項污染指標可能并無較大變化。 對數增長期： F/M值高(2.2kgBOD5/kgVSS d)，所以有機底物非常豐富，營養物質不是微生物增殖的控制因素；微生物的 增長速率與基質濃度無關，呈零級反應，它僅由微生物本身所特有的最小世代時間所控制，即只受微生物 自身的生理機能的限制；

7、微生物以最高速率對有機物進行攝取，也以最高速率增殖，而合成新細胞；此時 的活性污泥具有很高的能量水平，其中的微生物活動能力很強，導致污泥質地松散，不能形成較好的絮凝 體，污泥的沉淀性能不佳；活性污泥的代謝速率極高，需氧量大；一般不采用此階段作為運行工況，但也 有采用的，如高負荷活性污泥法。 減速增長期： F/M值下降到一定水平后，有機底物的濃度成為微生物增殖的控制因素；微生物的增殖速率與殘存的有機 底物呈正比，為一級反應；有機底物的降解速率也開始下降；微生物的增殖速率在逐漸下降，直至在本期 的最后階段下降為零，但微生物的量還在增長；活性污泥的能量水平已下降，絮凝體開始形成，活性污泥 的凝聚、吸

8、附以及沉淀性能均較好；由于殘存的有機物濃度較低，出水水質有較大改善，并且整個系統運 行穩定；一般來說，大多數活性污泥處理廠是將曝氣池的運行工況控制在這一范圍內的。 內源呼吸期： 內源呼吸的速率在本期之初首次超過了合成速率，因此從整體上來說，活性污泥的量在減少，最終所有的 活細胞將消亡，而僅殘留下內源呼吸的殘留物，而這些物質多是難于降解的細胞壁等；污泥的無機化程度 較高，沉降性能良好，但凝聚性較差；有機物基本消耗殆盡，處理水質良好；一般不用這一階段作為運行 工況，但也有采用，如延時曝氣法。 2、活性污泥增殖規律的應用： 活性污泥的增殖狀況，主要是由F/M值所控制； 處于不同增值期的活性污泥，其性

9、能不同，出水水質也不同； 通過調整F/M值，可以調控曝氣池的運行工況，達到不同的出水水質和不同性質的活性污泥； 活性污泥法的運行方式不同，其在增值曲線上所處位置也不同。 3、有機物降解與微生物增殖： 活性污泥微生物增殖是微生物增殖和自身氧化(內源呼吸)兩項作用的綜合結果， 活性污泥微生物在曝氣池內每日的凈增長量為： x 二 aQSr -bVX v; 式中：.lx二每日污泥增長量(VSS), kg/d ； = Qw Xr ； Q 每日處理廢水量(m3/d)； Sr =S -Se ； Si 進水 BODs濃度(kgBODs /m3 或 mgBODs /l )； Se 出水 BOD5濃度(kgBOD

10、5 / m3或 mgBOD5 /l )。 a, b 經驗值：對于生活污水活與之性質相近的工業廢水，a = 0.5 0.65， b =0.05 0.1 ； 或試驗值：通過試驗獲得。 4、有機物降解與需氧量： 活性污泥中的微生物在進行代謝活動時需要氧的供應，氧的主要作用有：將一部分有機物氧化分解； 對自身細胞的一部分物質進行自身氧化。 因此，活性污泥法中的需氧量 ： 02 二 aQ Sr bV X 式中： 02 曝氣池混合液的需氧量，kgO2 /d ； v a代謝每kgBODs所需的氧量，kgOz/kgBODs d ； b每kgVSS每天進行自身氧化所需的氧量，kgO2 / kgVSS d。 二者

11、的取值同樣可以根據經驗或試驗來獲得。 5、活性污泥凈化廢水的實際過程： 在活性污泥處理系統中，有機污染物物從廢水中被去除的實質就是有機底物作為營養物質被活性污泥微生 物攝取、代謝與利用的過程，這一過程的結果是污水得到了凈化，微生物獲得了能量而合成新的細胞，活 性污泥得到了增長。一般將這整個凈化反應過程分為三個階段：初期吸附； 微生物代謝； 活性 污泥的凝聚、沉淀與濃縮。 所謂“初期吸附”是指：在活性污泥系統內，在污水開始與活性污泥接觸后的較短時間（10、30mi n）內，由于 活性污泥具有很大的表面積因而具有很強的吸附能力，因此在這很短的時間內，就能夠去除廢水中大量的 呈懸浮和膠體狀態的有機污

12、染物，使廢水的BOD5值（或COD值）大幅度下降。但這并不是真正的降解，隨 著時間的推移，混合液的 BOD5值會回升，再之后，BOD5值才會逐漸下降。 活性污泥吸附能力的大小與很多因素有關： 廢水的性質、特性：對于含有較高濃度呈懸浮或膠體狀有機污染物的廢水，具有較好的效果； 活性污泥的狀態：在吸附飽和后應給以充分的再生曝氣，使其吸附功能得到恢復和增強，一般應使活性 污泥微生物進入內源代謝期。 四、活性污泥法的基本工藝參數 1、容積負荷(Volumetric Organic Loading Rate): Lvcod 二Q CiV (kgCOD m3 d)； Lvbod5 二Q BiV (kgBO

13、Ds m3 d) 2、污泥負荷(Sludge Organic Loading Rate): Lscod 丿 Ci MLSS V kgCOD kgMLSS d ; Lsbod5 丿 Bi MLSS v kgBODs kgMLSS d 3、 水力停留時間(Hydraulic Retention Time): HT =V/Q (h) 一 一亠、V X 4、污泥齡或污泥停留時間( Sludge Retention Time): ST = (h或d) Qw Xr Q 5、回流比：R = Qr 第二節活性污泥法的主要運行方式 一、各種活性污泥法工藝 迄今為止，在活性污泥法工程領域，應用著多種各具特色的運行

14、方式。主要有以下幾種：傳統推流式活 性污泥法；完全混合活性污泥法；階段曝氣活性污泥法；吸附一再生活性污泥法；延時曝氣活性 污泥法；高負荷活性污泥法；純氧曝氣活性污泥法；淺層低壓曝氣活性污泥法；深水曝氣活性污 泥法；深井曝氣活性污泥法。 1傳統推流式活性污泥法： 工藝流程： 供需氧曲線： 主要優點：1）處理效果好：BOD5的去除率可達 90-95% ； 2）對廢水的處理程度比較靈活，可根據要求 進行調節。 主要問題：1）為了避免池首端形成厭氧狀態， 不宜采用過高的有機負荷， 因而池容較大，占地面積較大； 2）在池末端可能出現供氧速率高于需氧速率的現象，會浪費了動力費用；3）對沖擊負荷的適應性較弱

15、。 一般所采用的設計參數（處理城市污水）： 2、完全混合活性污泥法 主要特點：a可以方便地通過對 F/M的調節，使反應器內的有機物降解反應控制在最佳狀態；b.進水一 進入曝氣池，就立即被大量混合液所稀釋，所以對沖擊負荷有一定的抵抗能力；c適合于處理較高濃度的 有機工業廢水。 主要結構形式：a.合建式（曝氣沉淀池）：b.分建式 3、階段曝氣活性污泥法一一又稱分段進水活性污泥法或多點進水活性污泥法 工藝流程： 主要特點：a.廢水沿池長分段注入曝氣池，有機物負荷分布較均衡，改善了供養速率與需氧速率間的矛 盾，有利于降低能耗；b.廢水分段注入，提高了曝氣池對沖擊負荷的適應能力； 主要設計參數： 4、吸

16、附再生活性污泥法一一又稱生物吸附法或接觸穩定法。 主要特點是將活性污泥法對有機污染物降解的兩個過程一一吸附、代謝穩定，分別在各自的反應器內進行。 工藝流程： 主要優點： a. 廢水與活性污泥在吸附池的接觸時間較短，吸附池容積較小，再生池接納的僅是濃度較高的回流污泥， 因此，再生池的容積也較小。吸附池與再生池容積之和低于傳統法曝氣池的容積，基建費用較低； b具有一定的承受沖擊負荷的能力，當吸附池的活性污泥遭到破壞時，可由再生池的污泥予以補充。 主要缺點：處理效果低于傳統法，特別是對于溶解性有機物含量較高的廢水，處理效果更差。 主要設計參數： 5、延時曝氣活性污泥法一一完全氧化活性污泥法 主要特點

17、： a有機負荷率非常低，污泥持續處于內源代謝狀態，剩余污泥少且穩定，勿需再進行處理； b. 處理出水出水水質穩定性較好，對廢水沖擊負荷有較強的適應性； c. 在某些情況下，可以不設初次沉淀池。 主要缺點： 池容大、曝氣時間長，建設費用和運行費用都較高，而且占地大；一般適用于處理水質要求高的小型城鎮 污水和工業污水，水量一般在1000m3/d以下。 主要設計參數： 6、高負荷活性污泥法一一又稱短時曝氣法或不完全曝氣活性污泥法 主要特點：有機負荷率高，曝氣時間短，處理效果較差；而在工藝流程和曝氣池的構造等方面與傳統法 基本相同。 主要設計參數： 7、純氧曝氣活性污泥法 主要特點： a. 純氧中氧的

18、分壓比空氣約高 5倍，純氧曝氣可大大提高氧的轉移效率； b. 氧的轉移率可提高到 8090%，而一般的鼓風曝氣僅為 10%左右； c. 可使曝氣池內活性污泥濃度高達4000、7000mg/l，能夠大大提高曝氣池的容積負荷； d. 剩余污泥產量少，SVI值也低，一般無污泥膨脹之慮。 曝氣池結構： 主要設計參數： 8、淺層低壓曝氣法 理論基礎：只有在氣泡形成和破碎的瞬間，氧的轉移率最高，因此，沒有必要延長氣泡在水中的上升距 離； 其曝氣裝置一般安裝在水下0.8、0.9米處，因此可以采用風壓在1米以下的低壓風機，動力效率較高， 可達 1.80 f2.60kgO2/kw.h ； 其氧轉移率較低，一般只

19、有2.5%； 池中設有導流板，可使混合液呈循環流動狀態。 9、深水曝氣活性污泥法 主要特點：a.曝氣池水深在7、8m以上，b.由于水壓較大，洋的轉移率可以提高，相應也能加快有機物的 降解速率；c.占地面積較小。 一般有兩種形式：a.深水中層曝氣法：b.深水深層曝氣法： 10、深井曝氣活性污泥法一一又稱超深水曝氣法 工藝流程：一般平面呈圓形，直徑約介于1、6m，深度一般為50 .150m。 主要特點：a.氧轉移率高，約為常規法的10倍以上；b.動力效率高，占地少，易于維護運行；c.耐沖擊 負荷，產泥量少；d.般可以不建初次沉淀池；e.但受地質條件的限制。 主要設計參數 各種活性污泥法的設計參數(

20、處理城市污水，僅為參考值 ) 設計參數 傳統活性污泥法 完全混合活性污泥法階段曝氣活性污泥法 BOD 5 SS 負荷 (kgBOD5/kgMLSS.d) 0.24.4 0.2、0.60.2.0.4 容積負荷(kgBOD 5/mld) 0.346 08、2.00.6 J.0 污泥齡(d) 5/5 5亠155亠15 MLSS(mg/l) 1500500 3000亠600020003500 MLVSS(mg/l) 1200 400 2400480016002800 回流比(%) 25 25J002575 曝氣時間HRT(h) 4d 3亠53亠8 BOD 5去除率(%) 8575 859085亠90

21、設計參數 吸附再生活性污泥法延時曝氣活性污泥法高負荷活性污泥法 BOD5 SS 負荷 (kgBOD 5/kgMLSS.d) 0.20.60.05-0.151.5 亠 5.0 容積負荷(kgBOD 5/mld) 1.0420.1 *0.41.2亠2.4 污泥齡(d) 5亠1520=300.25亠2.5 MLSS(mg/l) 吸附池 1000 300030006000200 500 再生池4000J0000 MLVSS(mg/l) 吸附池 800*240024004800160400 再生池3200亠8000 回流比(%) 25/00751005亠15 曝氣時間HRT(h) 吸附池 0.5J.01

22、8481.53.0 再生池3亠6 BOD 5去除率(%) 80亠90956075 設計參數 純氧曝氣活性污泥法 深井曝氣活性污泥法 BOD 5SS 負荷 (kgBOD 5/kgMLSS.d) 0.4 0 1.0 1.2 容積負荷(kgBOD 5/m3.d) 2.03.2 3.0 3.6 污泥齡(d) 5=15 5 MLSS(mg/l) 6000*10000 30005000 MLVSS(mg/l) 4000*6500 24007000 回流比(%) 25 50 40 80 曝氣時間HRT(h) 1.5亠3.0 1.0 2.0 溶解氧濃度DO(mg/l) 6/0 SVI(ml/g) 3070 B

23、OD 5去除率(%) 75=95 8590 、曝氣池的型式與構造 1曝氣池的類型 根據混合液在曝氣池內的流態，可分為推流式、完全混合式和循環混合式三種； 根據曝氣方式，可分為鼓風曝氣池、機械曝氣池以及二者聯合使用的機械鼓風曝氣池； 根據曝氣池的形狀，可分為長方廊道形、圓形、方形以及環狀跑道形等四種； 根據曝氣池與二沉池之間的關系，可分為合建式（即曝氣沉淀池）和分建式兩種。 2、曝氣池的流態 推流式曝氣池 完全混合式曝氣池 循環混合式曝氣池：一一氧化溝 3、曝氣池的構造 曝氣池在構造上應滿足曝氣充氧、混合的要求，因此，曝氣池的構造首先取決于曝氣方式和所采用的曝氣 裝置。 第三節活性污泥法的反應動

24、力學原理及其應用 活性污泥法反應動力學可以定量或半定量地揭示系統內有機物降解、污泥增長、耗氧等作用與各項設計參 數、運行參數以及環境因素之間的關系。 它主要包括： 基質降解的動力學，涉及基質降解與基質濃度、生物量等因素的關系；微生物增長動 力學，涉及微生物增長與基質濃度、生物量、增長常數等因素的關系；還研究底物降解與生物量增長、 底物降解與需氧、營養要求等的關系。 在建立活性污泥法反應動力學模型時，有以下假設： 除特別說明外，都認為反應器內物料是完全混合的， 對于推流式曝氣池系統，則是在此基礎上加以修正；活性污泥系統的運行條件絕對穩定；二次沉淀 池內無微生物活動，也無污泥累積并且水與固體分離良

25、好；進水基質均為溶解性的，并且濃度不變， 也不含微生物； 系統中不含有毒物質和抑制物質。 、活性污泥反應動力學的基礎一一米一門公式與莫諾德模式 1米一門公式 Michaelis Men to n提出酶的“中間產物”學說，通過理論推導和實驗驗證，提出了含單一基質單一反應的 酶促反應動力學公式，即米一門公式： V max 式中：v 酶促反應中產物生成的反應速率; Vmax產物生成的最高速率; Km 米氏常數（又稱飽和常數，半速常數） S 基質濃度。 中間產物學說：E S ES尸E P 米門公式的圖示: 2、莫諾德模式 莫諾德模式的基本形式： Monod于1942年和1950年曾兩次進行了單一基質的

26、純菌種培養實驗，也發現了與上述酶促反應類似的規 律，進而提出了與米門公式想類似的表達微生物比增殖速率與基質濃度之間的動力學公式，即莫諾德模式: . S I _ max K s + S 式中：-dx dt / x 微生物的比增殖速率，kgVSS/kgVSS d ； J max 基質達到飽和濃度時，微生物的最大比增殖速率， S反應器內的基質濃度，mg/l ； Ks 飽和常數，也是半速常數。 隨后發現，用由混合微生物群體組成的活性污泥對多種基質進行微生物增殖實驗，也取得了符合這種關系 的結果。 可以假定：在微生物比增殖速率與底物的比降解速率之間存在下列比例關系： J 二 V 則與比增殖速率相對應的比

27、底物降解速率也可以用類似公式表示，即: max S Ks S 式中：v =-( ) x 比底物降解速率(kgBOD kgVSS d)； dt Vmax底物的最大比降解速率； S限制增殖的底物濃度； Ks飽和常數。 對于廢水處理來說，有機物的降解是其基本目的，因此上式的實際意義更大。 莫諾德模式的圖示: 1) 2) 莫諾德方程式的推論: 在高底物濃度的條件下, 即 SKs, 呈零級反應，則有: Jmax， max dS dt X max 在低底物濃度的條件下, 即 SKs, 則: max dS dt K 2 XS 二、Lawrence McCarty 模式: 1、 有關基本概念: 微生物比增殖速

28、率：J 噲卜 單位基質利用率：4=（蟲兒 dt 生物固體平均停留時間（又稱細胞平均停留時間，在工程上習稱污泥齡）： 在反應系統內，微生物從其生成開始到排出系統的平均停留時間；也可以說是反應系統內的微生物 全部更新一次所需要的平均時間；從工程上來說，就是反應系統內微生物總量與每日排放的剩余污泥量的 比值，以日c表示，單位為d,即：6 =V 乂x 式中:x 每日增殖的微生物量，穩態運行時，就是每日排放的剩余污泥量。 因此： 日c = CQw Xr (Q -Qw) Xe -Q Xi 簡化后，則: 日 c Qw Xr 的關系：二dx / dt，而丁 X J，所以有：譏=1*或譏 x / S T 2、L

29、 M模式的基本方程式： 第一基本方程式： dx 、， ds 刖面已有：YK d X dtV dt 丿 u 式中Y 微生物的產率系數，kgVSS/kgBOD5 d ； Kd 自身氧化系數，又稱衰減常數，d二，（V/gSd）； 經整理后：丄=Yq - K d 表示的是污泥齡（Q c）與產率系數 Y、基質比利用速率（q）及自身氧化系數之間的關系。 第二基本方程式： S 認同莫諾德模式：V =Vmax- Ks+S 認為有機基質的降解速率等于其被微生物的利用速率，即 ds v =q = idt .丿u ds _ qmax X S dt uKs s 式中：S 反應器內的基質濃度； qmax 單位生物量的最

30、大基質利用速率； Ks 半速常數。 表示的是基質利用速率與反應器內微生物濃度和基質濃度之間的關系。 3、L-M模式的導出方程式 第一導出方程一一出水水質 Se與污泥齡日c之間的關系：（對于完全混合式） (ds / dt )u v max Se Se + 代入: K s X 1 I V 二丫 q _Kd 則有: max Se Se K s K s(1 K 廠 c) c (Yv max 一 K d ) 一 1 Lawrence McCarty建議的排泥方式: （曝氣池內生物量的凈變化率）=（生物量進入曝氣池的速率）-（生物量離開曝氣池的速率） 兩種排泥方式：I.剩余污泥從污泥回流系統排出；II.剩

31、余污泥從曝氣池直接排出。 第二種排泥方式的優點：1 ）減輕了二沉池的負擔；2）可將剩余污泥單獨濃縮處理；3 ）便于控制曝氣池 的運行。 因此按這種排泥方式的污泥齡的計算就可以變得更簡單，如下: VX QwX (Q -Qw)Xe -QX 簡化后，入二衛 Qw 由此可看出這種排泥方式更有利于控制和運行管理。 第二導出方程一一曝氣池內微生物濃度X與污泥齡二c的關系 對曝氣池作有機底物的物料衡算： 底物的凈變化率=底物進入曝氣池的速率-底物從曝氣池中消失的速率 0 =V（ds/dt）T =QSRQSe -（ds/dt）u V -（1 R）QSe ds j _Q（Si - S e） dT u _ V 代

32、入第一基本方程有：X二土衛 Q Si 一Se V （1+Kd 也） e y ,（s -S 由于 t=HRT=V/Q，則有：XcS Se t（1 + Kd 附c ） 上式說明：曝氣池中微生物量濃度是與有機物的濃度、0 和曝氣時間等有關的。 - c 式中- % t，可以稱為污泥循環因子，其物理意義為：活性污泥從生長到被排出系統期間與廢水的平均 接觸次數。 第三導出方程一一回流比R與二c之間的關系 對曝氣池的生物量進行物料衡算: 1 其中 q = (ds / dt ) 口 / X ，所以: RQX r (Yq Q (1 所以: 式中：Xr 回流污泥的濃度，可由下式估算: Yq R Xr X 10 X

33、 SVI 注意：1）是近似值；2）由SVI算出的是MLSS值，應再換算成 MLVSS 產率系數（Y ）與表觀產率系數（Yobs）之間的關系: 產率系數（Y ）是指單位時間內，微生物的合成量與基質降解量的比值，即：Y (dX dt)s -(dS dt)u 表觀產率系數（Yobs ）是指單位時間內，實際測定的污泥產量與基質降解量的比值, 即：丫 obs (dX / dt ) T (dS / dt )u Y obs (dX / dt 片 / X (dS / dt ) u /X 該式還提供了通過試驗求 obs ，以及+八q K d代入，則有: Y obs /( 1 K c ) Y及Kd的方法，將其取倒

34、數后得: 以1 Yobs對r C作圖，即可求得丫及Kd值。 其中 Yobs二 X / Q (Si Se) 日C與Se及E的關系：（見附圖3） 9C升高 Se下降 E 升高；B c下降 Se升高E 下降 因此，對于一個活性污泥系統有一個（Vc ）min 可以通過假定se = s i并代入 V max S e 則有：1一 (日 c ) min V max 般，Ks Si，所以, 對方程式的推論 已有：V = V max 二q，所以，q V max 活性污泥處理系統一般為低基質濃度, Ks Se,所以, Vmax Ks S 二 K S,其中 K 二 Vmax Ks 又： q( d s / d t)

35、uKS u ro X 所以: (ds / dt ) u = KSX 在穩態下，(ds/dt)u =(S -Se)/t = Q(S -Se)/V 所以: Q (Si - Se) q = KS e XV V - Q ( S i - S e ) Xq 三、動力學參數的測定 動力學參數Ks、Vmax (qmax)、丫、Kd是模式的重要組成部分，一般是通過實驗來確定的。 Ks、Vmax (qmax)的確定: 將下式: V fax Se取倒數, Ks Se 得: K Vmax 1 .丄 江Vmax ds/dt u X 1 所以一 v x (ds/dt)u tX Si - Se 1 111 取不同的t值，即

36、可計算出一=值，繪制關系圖, V qV Se 圖中直線的斜率為 上丄值，截距為 值。 v maxv max 丫、Kd值的確定 取不同的 = Yq_Kd以及4=呼 X 入值，并由此可以得出不同的 繪制的q 關系圖，圖中直線的斜率為 Sj - Se =tX Se值，代入上式，可得出一系列q值。 Y值，截距為Kd值。 第四節 曝氣的原理、方法與設備 一、曝氣的原理與理論基礎 在活性污泥法中，曝氣的作用主要有：充氧：向活性污泥中的微生物提供溶解氧，滿足其在生長和代謝 過程中所需的氧量。攪動混合：使活性污泥在曝氣池內處于懸浮狀態，與廢水充分接觸。 1、Fick定律 通過曝氣，空氣中的氧，從氣相傳遞到混合

37、液的液相中，這實際上是一個物質擴散過程，即氣相中的氧通 過氣液界面擴散到液相主體中。 所以，它應該服從擴散過程的基本定律一一Fick定律。 Fick定律認為：擴散過程的推動力是物質在界面兩側的濃度差，物質的分子會從濃度高的一側向濃度低的 一側擴散、轉移。 dC 即 Vd = -D l（1） dy 式中：vd 物質的擴散速率，即在單位時間內單位斷面上通過的物質數； Dl 擴散系數，表示物質在某種介質中的擴散能力，主要取決于擴散物質和介質的特性及溫度; C 物質濃度； y擴散過程的長度 dC 濃度梯度，即單位長度內的濃度變化值。 dy A表示界面面積，則有: 式（1）表明，物質的擴散速率與濃度梯度

38、呈正比關系。 如果以M表示在單位時間t內通過界面擴散的物質數量，以 Vd=()/A dt 代入（1 ）式，得: dM dt -DlA dC dy 2、雙膜理論： 對于氣體分子通過氣液界面的傳遞理論，在廢水生物處理界被普遍接受的是Lewis 2）氣膜和液膜內相對運動的速度屬于層流，而在其外的兩相體系中則均為紊流； 3）氧的轉移是通過氣、液膜進行的分子擴散和在膜外的對流擴散完成； 4）對于難溶于水的氧來說，分子擴散的阻力大于對流擴散，傳質的阻力主要集中在液膜上； pg _r很低, 5）在氣膜中存在著氧分壓梯度，而液膜中同樣也存在著氧的濃度梯度，由此形成了氧轉移的推動力； 6）實際上，在氣膜中，氧分

39、子的傳遞動力很小，即氣相主體與界面之間的氧分壓差值 般可認為Pg： R。這樣，就可以認為界面處的溶解氧濃度 Ci等于在氧分壓條件下的飽和溶解氧濃度值，因 Cs與液相主體中的溶解氧濃 此氧轉移過程中的傳質推動力就可以認為主要是界面上的飽和溶解氧濃度值 度值G。 雙膜理論模型的示意圖：（或稱氧轉移模式圖（雙膜理論） 設液膜厚度為yl （此值是極小的） ，因此在液膜內溶解氧濃度的梯度為: _ dC _ Cs（4） 代入式（3），得: dy yi dM 二DlA Cs Cl （5） dtyL 式中虬氧傳遞速率，kgO2/h ； dt 2 D l氧分子在液膜中的擴散系數，m /h; 式中 dC dt 液

40、相主體溶解氧濃度變化速率（或氧轉移速率），kgO2/m3h； KLa ）代替KL A，則上式改寫為: V Kl液膜中氧分子傳質系數，m/h, kdl/ yL。 由于氣液界面面積難于計量，一般以氧總轉移系數（ dC dT （Cs -Ci）（ 7） 式中： 1A Di A KLa氧總轉移系數，h-1，Kl KlL（8） VyL V 此值表示在曝氣過程中氧的總傳遞性，當傳遞過程中阻力大，則KLa值低，反之則 KLa值高。 KLa的倒數1/KLa的單位為（h），它所表示的是曝氣池中溶解氧濃度從C|提高到Cs所需要的時間。 為了提高dC/dt值，可以從兩方面考慮：（式（8） 1）提高KLa值加強液相主體

41、的紊流程度，降低液膜厚度，加速氣、液界面的更新，增大氣、液接觸面 積等。 2）提高Cs值一一提高氣相中的氧分壓，如采用純氧曝氣、深井曝氣等。 3、氧總轉移系數（K La）的求定 氧總轉移系數（KLa ）是計算氧轉移速率的基本參數，一般是通過試驗求得。 將式（7）整理，得：Klb dt（ 9） Cs - c 積分后得：In JC=KLa t（ 10 0 Ct 丿 換成的以 10為底，則lg（CH汁罷 La （10） 式中：C0當t=0時，液體主體中的溶解氧濃度（mg/l）； Ct當t=t時，液體主體中的溶解濃度 （mg/l）； Cs是在實際水溫、當地氣壓下溶解氧在液相主體中飽和濃度（mg/l）。

42、 由式（10）可見lg CC0與t之間存在著直線關系，直線的斜率即為KLa/2.3 lCs -Ct 測定KLa值的方法與步驟如下： 1）向受試清水中投加 Na2SO3和C0CI2,以脫除水中的氧；每脫除1mg/L的氧，在理論上需7.9mg/L NazSOs， 但實際投藥量要高出理論值 1020% ； CoCl2的投量則以保持 Co2+離子濃度不低于1.5mg/L為準，Co2+是催 化劑。 2）當水中溶解氧完全脫除后，開始曝氣充氧，一般每隔10分鐘取樣一次，（開始時可以更密集一些），取 610次，測定水樣的溶解氧； 3）計算Cs值，繪制lg CC0與t之間的關系曲線，直線的斜率即為KLa/2.3

43、。 Cs CtC Ct 丿 、氧轉移速率的影響因素 標準氧轉移速率一一指脫氧清水在20 C和標準大氣壓條件下測得的氧轉移速率， 一般以Ro表示（kgO2/h）； 實際氧轉移速率一一以城市廢水或工業廢水為對象，按當地實際情況（指水溫、氣壓等）進行測定，所得 到的為實際氧轉移速率，以R表示，單位為kgO2/ho 影響氧轉移速率的主要因素：一一廢水水質、水溫、氣壓等 1水質對氧總轉移系數（KLa）值的影響： 廢水中的污染物質將增加氧分子轉移的阻力，使KLa值降低；為此引入系數 ，對KLa值進行修正： KLaw = KLa 式中KLaw廢水中的氧總轉移系數；：值可以通過試驗確定，一般：=08、0.85

44、 2、水質對飽和溶解氧濃度（Cs）的影響： 廢水中含有的鹽分將使其飽溶解氧濃度降低，對此，以系數一：加以修正: （15） 式中Csw廢水的飽和溶解氧濃度，mg/l;值一般介于09-0.97之間。 3、水溫對氧總轉移系（KLa ）的影響： 水溫升高，液體的粘滯度會降低，有利于氧分子的轉移，因此KLa值將提高；水溫降低，則相反。溫度對 KLa值的影響以下式表示： K = K x 1 024（T =0） La（T）La （20） 式中KLa（ T）和KLa（ 20）一一分別為水溫 T C和20C時的氧總轉移系數；T 一一設計水溫 C； 4、水溫對飽和溶解氧濃度（ Cs）的影響： 水溫升高，Cs值就會

45、下降，在不同溫度下，蒸餾水中的飽和溶解氧濃度可以從表中查出。 水溫（1） 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 飽和溶解氧 （mg/l） 14.62 14.23 13.84 13.48 13.13 12.80 12.48 12.17 11.87 11.59 11.33 水溫（乜） 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 飽和溶解氧 （mg/l） 11.08 10.83 10.60 10.37 10.15 9.95 9.74 9.54 9.35 9.17 8.99 水溫（乜） 22 23 24 25 26 27 28 29 30 飽和溶解氧 （mg/l） 8.8

46、3 8.63 8.53 8.38 8.22 8.07 7.92 7.77 7.63 5、壓力對飽和溶解氧濃度（Cs）值的影響: 壓力增高，C值提高, Cs值與壓力（P）之間存在著如下關系: Cs(P) p P Cs(760)5 ()1.013 105 -P 式中 P所在地區的大氣壓力，R; Cs(P)和Cs(760)分別是壓力 P和標準大氣壓力條件下的Cs值，mg/l ; P水的飽和蒸氣壓力，Pa ； s(P)s(760) 由于P很小(在幾kPa范圍內)，一般可忽略不計，則得： C _C . P _ “a、 sm .。伯動。5 s(760) 其中二 P 5 1.013 漢 10 對于鼓風曝氣系

47、統，曝氣裝置是被安裝在水面以下，其G值以擴散裝置出口和混合液表面兩處飽和溶解氧 濃度的平均值 Cm計算，如下所示： 1 CsmCs1 Cs2 s 魯+1.01爲； 式中O從曝氣池逸出氣體中含氧量的百分率, (18) % Ot 21 1 - Ea 7921 1 - Ea (19) 丘一一氧利用率，% 一般在6%12%之間； R安裝曝氣裝置處的絕對壓力，可以按下式計算: 3 PbP 9.8 10 H (20) P曝氣池水面的大氣壓力, P= 1.013 X 105 R; H曝氣裝置距水面的距離, m。 三、氧轉移速率與供氣量的計算 1、氧轉移速率的計算: V - KLa(20) Csm(20 CL

48、 V - KLa(20) Csm(20) V， dt 式中Cl水中的溶解氧濃度，對于脫氧清水Cl=0; V曝氣池的體積，(m3 )； 為求得水溫為T,壓力為P條件下的廢水中的實際氧轉移速率(R),則需對上式加以修正，需引入各項修 正系數，即： 標準氧轉移速度(Ro)為：局 心(20) 1.02420)Csm(T)CL V , 因此，R0/R 為： R。C sm(20) ( 23) R1 .024 (T a epCsm(T)-Cl ) 一般來說：R/R = 1.33 1.61。 R Csm(20) 將(23)式重寫：R =R Csm(20) (24) 0 1.024(Ts Wtsm(T) Cl

49、) 式中Cl曝氣池混合液中的溶解氧濃度，一般按2mg/l來考慮。 sm (T) 2、氧轉移效率與供氣量的計算: 氧轉移效率：E A =旦丄, O c 式中：Ea氧轉移效率，一般的百分比表示; Oc供氧量，kgO2/h; Oc =Gs 21% 1.331 =0.28Gs, 21% 氧在容氣中的占的百分比； _3 1.331 20 C時氧的容重，kg/m ； Gs供氧量， m3/h。 供氣量Gs： G 二 R0（27） s 一 0 .28 x E A 對于鼓風曝氣系統，各種曝氣裝置的Ea值是制造廠家通過清水試驗測出的，隨產品向用戶提供； 對于機械曝氣系統，按式（24）求出的Ro值，又稱為充氧能力，

50、廠家也會向用戶提供其設備的Ro值。 需氧量：活性污泥系統中的供氧速率與耗氧速率應保持平衡，因此，曝氣池混合液的需氧量應等于供氧 量。需氧量是可以根據下式求得：02二aQS bVXv（28） 四、曝氣系統的設計計算 1鼓風曝氣系統： 求風量即供氣量：式（28）求得需氧速率 02根據供氧速率=需氧速率，則有：R=02, 根據式（24）求得標準氧轉移速率Ro： R =R Csm（20）， R 一 a 10242）卩皿（?。┮?） 根據式（27）求得供氣量G = R（m3/d） Gs G/min）； s0.28 況 E a 求要求的風壓（風機出口風壓）： 根據管路系統的沿程阻力、局部阻力、靜水壓力再加

51、上一定的余量，得到所要求的最小風壓。 根據風量與風壓選擇合適的風機。 2、機械曝氣系統： 充氧能力R0的計算：根據式（28）求得需氧量O2； R=O 2； r _R Cs(20) 0 _ :- -1.024(T0 - ?Cs(T) -CL ， 根據 R0值選配合適的機械曝氣設備。 例題 一個城市污水處理廠，設計流量Q= 10000m3/d，一級處理出水 B0D5 = 150mg/l，采用活性污泥法處理，處 理水BOD15mg/l。采用中微孔曝氣盤作為曝氣裝置。曝氣池容積V = 3000m3, X=2000mg/I , Ea=10%,曝 氣池出口處溶解氧 C|=2mg/I，水溫T=250C,曝氣

52、盤安裝在水下 4.5m處。 有關參數為：a=0.5, b = 0.1, ： =0.85,上0.95，上1.0 求：（1）采用鼓風曝氣時，所需的供氣量Gs （m3/min） （2）采用表面機械曝氣器時的充氧量R0（kgO2/h） 解: A.鼓風曝氣系統 （1）按式（28）計算需氧量： O2 =aQ（Si -Se） bVXv =R O _0.5漢10000150-15）丄30007000 廠10001000=1275kg2/d =53.1kg2/h 按式（18）計算20 C和25 C時曝氣池內飽和溶解氧濃度的平均值： 曝氣裝置出口處的壓力巳： 3535 Pb =P 9.8 10 H =1.013

53、109.8 104.5 =1.454 10 Pa 氣泡逸出曝氣池表面時，氧含量的百分比可以按式（ 19）計算: 7921亠對 查表得20 C和25 C時的飽和溶解氧濃度分別為: Cs（20）=9.17mg/l; 代入式（18） Cs(25)=8.38mg/I; 有： 1 Csm(20)乜 9.17 sm( 20) 彳.45*10： + 空 L0.79mg/L 0013X1021 丿 C sm(25) 1 8.38 2 八5 1.45410 1.01310 空=9.86mg 21 （3）標準供氧速率 R0: 由式（24）有: R C sm (20 ) 2J) -Cl 5313x10.79 0.8

54、5 1.024(2520)0.95 1.0 9.86 - 2 81.3kgO2 /h （4）按式（27）計算供氣量: 81333 Gs 02903.6m3 /h =48.4m3/min 0.28Ea 0.2810% R。 B.機械曝氣器 按式（29）求充氣能力 R0: R。 s(20) (T 20 ) 二.1.024 ( : Cs(T) -C L 53.139.17小 (25 20)=85.4kgO2/h 0.851.024( - )(0.951.08.38 -2) 五、曝氣方法與設備 曝氣裝置，又稱為空氣擴散裝置，是活性污泥處理系統的重要設備，按曝氣方式可以將其分為鼓風曝氣裝 置和表面曝氣裝

55、置兩種。 1、曝氣裝置的技術性能指標： 動力效率（Ep）：每消耗1度電轉移到混合液中的氧量（kgOkw.h）； 氧的利用率（Ea）:又稱氧轉移效率，是指通過鼓風曝氣系統轉移到混合液中的氧量占總供氧量的百分 比（%）； kgO2/h )。 充氧能力（R0）:通過表面機械曝氣裝置在單位時間內轉移到混合液中的氧量（ 2、鼓風曝氣裝置: 鼓風曝氣系統由鼓風機、空氣輸送管道以及曝氣裝置所組成。鼓風曝氣裝置可分為：（微）小氣泡型、中 氣泡型、大氣泡型、水力剪切型、水力沖擊型、等 （微）小氣泡型曝氣裝置： 由微孔透氣材料（陶土、氧化鋁、氧化硅或尼龍等）制成的擴散板、擴散盤和擴散管等；氣泡直徑在2mm 以下（

56、氣泡在2005以下者，為微孔）；氧的利用率較高，Ea=15、25%，動力效率在2 kgOkw.h以上；缺 點：易堵塞，空氣需經過濾處理凈化，擴散阻力大。 中氣泡型曝氣裝置： 氣泡直徑為2 .6mm。1）穿孔管：2）新型中氣泡型曝氣裝置： 水力剪切型空氣擴散裝置： 利用裝置本身的構造特點，產生水力剪切作用，將大氣泡切割成小氣泡，增加氣液接觸面積，達到提高效 率的目的。如：定螺旋曝氣器等。 水力沖擊型曝氣器： 射流曝氣：分為自吸式和供氣式一一自吸式射流曝氣器由壓力管、噴嘴、吸氣管、混合室和出水管等組成； Ea = 20% ;噪音小，無需鼓風機房；一般適用于小規模污水廠。 3、機械曝氣裝置 又稱表面

57、曝氣裝置 曝氣的原理： 1）水躍一一曝氣機轉動時，表面的混合液不斷地從周邊被拋向四周，形成水躍，液面被強烈攪動而卷入空 氣； 2）提升一一曝氣機具有提升作用，使混合液連續地上下循環流動，不斷更新氣液接觸界面，強化氣、液接 觸； 3）負壓吸氣一一曝氣器的轉動，使其在一定部位形成負壓區，而吸入空氣。分類：按轉動軸的安裝形式， 可分為豎軸式和橫軸式兩大類。 豎軸式機械曝氣裝置：泵型葉輪曝氣器、K型葉輪曝氣器、倒傘型葉輪曝氣器和平板型葉輪曝氣器等。 1）泵型葉輪曝氣器（圖 9、圖10） 由葉片、進氣孔、引氣孔、上壓罩、下壓罩和進水口等部分組成； 對于泵型葉輪曝氣器，其充氧量和軸功率可按下列經驗公式計算

58、： Ro = 0.379 K1 v2.8 D1.88（30） N軸=0.0804 K2 vK型葉輪曝氣器（圖11） 呈雙曲線形；浸沒深度為0、10mm ;線速度為4、5m/s。 D28式中R0在標準狀態下清水的充氧能力，kgO2/h ； N軸葉輪軸功率，kw ； V葉輪周邊線速度，m/s; D 葉輪公稱直徑， m; K1 池型結構對充氧量的修正系數； K2池型結構對軸功率的修正系數； 3）倒傘型葉輪曝氣器（圖 12） 30、60r/min ;動力效率為 2 25 0、25之間；線速度一般在 4.05 .485之間。 由圓錐形殼體及連接在外表面的葉片所組成；轉速在 4）平板型葉輪曝氣器（圖 13

59、） 由葉片與平板等部件組成；葉片與平板半徑的角度在 橫軸式機械曝氣裝置：曝氣轉刷、曝氣轉盤等。 第五節活性污泥系統的工藝計算與設計 、設計基礎資料 進行活性污泥系統的工藝計算和設計時，首先應比較充分地掌握與廢水、污泥有關的原始資料并確定設計 的基礎數據，主要有：廢水的水量、水質及其變化規律；對處理后出水的水質要求；對處理中產生 的污泥的處理要求； 以上屬于設計所需要的原始資料；污泥負荷率與BOD5的去除率；混合液濃 度與污泥回流比。一一以上屬于設計所需的基礎數據。對生活污水和城市污水以及與其類似的工業廢水， 已有一套成熟和完整的設計數據和規范，一般可以直接應用；對于一些性質與生活污水相差較大的

60、工業廢 水或城市廢水，一般需要通過試驗來確定有關的設計參數。 二、工藝計算與設計的主要內容 活性污泥系統由曝氣池、二次沉淀池及污泥回流設備等組成。其工藝計算與設計主要包括：1）工藝流程的 選擇；2）曝氣池的計算與設計；3）曝氣系統的計算與設計；4）二次沉淀池的計算與設計；5）污泥回流系統的 計算與設計。 三、工藝流程的選擇 主要依據：廢水的水量、水質及變化規律；對處理后出水的水質要求；對處理中所產生的污泥的處 理要求；當地的地理位置、地質條件、氣候條件等；當地的施工水平以及處理廠建成后運行管理人員 的技術水平等；工期要求以及限期達標的要求；綜合分析工藝在技術上的可行性和先進性以及經濟上 的可能