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各种不同处理工艺比较解析
近几十年在国内外城市污水处理工程实践中，采用较多的城市污水处理工艺有传统活性污泥法，吸附再生法、分段进水法、AB法、A/O法、A/A/O法、SBR法、氧化沟法、一体化池（UNITANK）等等，而各种工艺中又有一些变化了和改进了新形态。
几种不同污水处理工艺技术特点见表2。
几种不同污水处理工艺技术特点 表2
工艺名称
污泥负荷
（kgBOD/（kgMLVSS·d））
MLSS
（mg/L）
停留时间
（h）
特点
传统工艺
0.2～0.4
1500～3000
4～8
出水水质较好、污泥不稳定
分段进水
0.2～0.4
2000～3500
3～5
负荷适应性强、污泥不稳定
吸附再生
0.2～0.6
2000～8000
3～5
负荷适应性强、污泥不稳定
氧化沟
0.05～0.3
3000～6000
8～36
耐负荷、水质好、污泥较稳定
序批池
0.05～0.3
1500～5000
12～50
耐负荷、水质好、污泥较稳定
一体化池
0.05～0.3
1500～5000
12～50
耐负荷、水质好、污泥较稳定
A/O法
0.05～0.2
2000～3500
6～15
水质好、耐负荷、污泥较稳定
A/A/O法
0.1～0.25
2000～3500
6～12
水质好、耐负荷、污泥较稳定
AB法
0.3～5
1500～3000
3～5
针对高浓度进水、污泥不稳定
以上列举的这些城市污水处理工艺，其核心设施—曝气池都是敞开的，一般在池底装有曝气器或者在池面装有曝气机，设施结构较为简单，便于检修和维护，其中：
AB法由于采取了两次生化处理，工艺的单元构成较复杂，产生的污泥也不稳定，需要污泥处置设施对其进行稳定化处理和处置，管理环节多，建设投入比较多（1500～2000元/（m3/d）），污水处理单位成本也高（0.7～1.0元/m3）。
但是，由于该工艺是针对高浓度城市污水处理而设计的，去除单位污染物的建设投入和运行消耗并不高，是一种特殊场合宜用的城市污水处理工艺。
传统活性污泥法、分段进水法、吸附再生法属于中等负荷的污水处理工艺，该工艺出水水质稳定且较好，运行管理比较简单，但是由于污泥不稳定，需要增加设施进行稳定化处理，增加了运行管理环节，加大了基建投入（1000～2000元/（m3/d）），但是污泥产生的沼气可用来发电或直接驱动鼓风机，使污水处理总能耗低（0.15～0.20kWh/m3），运行成本低（0.25元/m3左右），由于其明显的经济性，特别是在大型城市污水处理项目建设中（＞20万m3/d），是国内外广泛采用的城市污水处理工艺。
氧化沟、序批池（SBR）、一体化（UNITANK）都是属于低负荷污水处理工艺，出水水质非常好。
由于负荷低、一般不再设置初沉池，而二沉池也往往和曝气池组合为一；由于泥龄长、污泥较为稳定，一般可以不再作稳定化处理而直接处置或者应用，省去了污泥稳定化设施，大大简化了工艺构成，使运行管理非常简单，但是负荷低、泥龄长也使生化部分大大增加，增加了污水处理设施的建设投入，提高了能耗（0.28kWh/m3左右），提高了运行消耗成本。
这一类工艺还有一个特点是负荷变化范围宽，在需要的时候也可以按中等负荷运行，适应城市水污染治理的阶段需要。
这一类工艺比较适合规模较小（＜20万m3/d），技术力量较薄弱的中小城市的城市污水处理。
2/由于抗生素污水在处理上有相当的难度，处理装置投资大，技术比较复杂，运行费用也相当可观，为此，作一小结，期望能起到抛砖引玉之效果。
1 污水处理工程简介 在建本污水处理工程前，在“七五”期间，该厂的6.6kg/a阿霉素工程曾建有一套60m3/d规模的污水处理装置，其处理方法为：
臭氧氧化-生物接触氧化法。
在实际运行中，装置好氧生化部分已无余量，臭氧氧化解毒处理部分还尚有每天处理能力十几m3污水的余量。
由于该厂“八五”项目：
500kg/a妥布霉素、10kg/a丝裂霉素、1000kg/a阿佛菌素工程的相继建设，有关专家和省、地、市环保部门建议：
在新厂区应综合规划，几个项目的污水进行集中统一治理。
经与厂方反复研究，总结阿霉素工程污水处理的成功经验，决定利用阿霉素工程污水处理站的余量处理设施，再设计一套处理污水量为240m3/d，处理CODCr进量为2500kg/d的污水处理装置。
根据该厂生产工艺特点和水质情况，对于各股污水进行仔细分析和计算，为了使生化处理系统能顺利运行及降低基建投资，本设计采用如下预处理措施：
（1）用臭氧氧化法预处理丝裂霉素污水，使抗生素的环状母体结构断裂。
（2）用生物水解工艺预处理混合污水，使钢制厌氧反应器容积减少，以降低基建投资。
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2 污水处理工艺流程 丝裂霉素车间污水用泵送至已建的阿霉素污水处理站臭氧氧化塔处理，经处理的污水与妥布霉素等车间的污水一道自流入污水集水池，平均每月1.2批，每批28t的发酵倒罐液由工艺物料泵送至设在集水池顶上的倒罐液贮存池，经自然沉淀的上清液慢慢加入污水集水池中，沉淀物用泵送到污泥浓缩塔，再经高速离心分离机处理，此泥饼可回收做复合饲料或作农肥，滤液返回到污水集水池，此池中的污水由潜污泵送到污水调节池。
由于各车间的污水排放不均匀，所以潜污泵开停只得由集水池中的高低水位来控制（即高水位时开泵，低水位时停泵）。
污水调节池容积设有1天之设计水量，以利于水质均化。
污水调节池出水自流入本池下面的生物水解反应池，在此池中装有半软性组合填料，在厌氧菌的作用下，能将较复杂的有机物分解为小分子化合物。
经生物水解反应池处理的污水，用污水泵均匀地将水送到旋流式浮腾厌氧反应器处理。
厌氧反应器出水再自流到菌液分离池、预曝气池、生物接触氧化池及气浮净水器处理。
为控制生物接触氧化池的进水浓度，从而保证处理的污水达标排放，本设计特设清下水集水池1座，用泵将清下水送往预曝气池。
为使厌氧反应器工作效率较佳和稳定，本设计在水解反应池的进口处设有蒸汽加温措施，温度自动控制在35±2℃，并还设有温度指示和报警装置。
生化处理的沉淀污泥和气浮净水器的浮渣均经高速离心机处理后运出作农肥。
厌氧处理所产生的沼气，根据有关资料计算，每天约1025m3，本设计设有200m3气柜1台，经水封罐后，送到锅炉房作辅助燃料之用。
3 主要处理构筑物和设备设计参数3.1 生物水解反应池
为使池中有较高的厌氧微生物存在，以将进水中颗粒物质和胶体物质迅速截留和吸附，在此池中放置了半软性组合填料。
污水停留时间为8h。
3.2 旋流式浮腾厌氧反应器
本设备是我院研究开发的专利产品，圆形钢结构，共2台，其尺寸为：
φ6m×13.2m。
该设备采用水轮式可调配水器进行布水，反应器内设有可靠的三相分离器和充填浮腾生化填料及增设浮渣排放口，使反应器内的污水、污泥和浮腾填料充分流化，促进有机物与微生物的接触，缩短了系统的启动时间，提高了污水消化效率。
具有结构合理，占地面积小，操作简便，对污水浓度变化适应性强的特点，是一种高效、节能、高浓度的有机污水厌氧生化处理设备。
考虑到本厂污水的复杂性，本设备的污水总停留时间为2.7d，CODCr容积负荷为3.32kgCODCr/（m3.d）。
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3.3 生物接触氧化池
为了使池中有较高的好氧活性污泥浓度，并使之去除CODCr效果稳定，在此池中放置弹性立体填料。
本池采用二段法，第一段接触氧化池与第二段接触氧化池容积之比为2.5∶1，总停留时间为17.85h，CODCr容积负荷为1.5kgCODCr/（m3.d）。
3.4 气浮净水器
本设计选用组合式气浮净水设备，由混合反应部分、气浮分离部分（含清水箱）、溶气水制备系统、刮渣部分、电控部分组成。
该设备为钢结构，外形尺寸为：
L×B×H=3.5m×2.55m×2.4m，处理污水量为15m3／h。
实际厂方购买了1台处理污水量为10m3/h的气浮设备。
4 实际治理效果 根据浙江海门制药厂所提供1996年12月～1998年3月份的监测记录表，在进水量为10m3／h，水温35℃～36℃的情况下，各处理构筑物的CODCr指标采用加权平均法进行整理，其结果详见表1。
表1 各处理单元进出水CODCr指标日期项目厌氧反应器生物接触氧化池气浮净水器总去除率/%进水出水去除率/%进水出水去除率/%进水出水去除率/%3.溶气式气浮法（DAF）中气泡和颗粒的特性会影响气泡与颗粒之间的碰撞效率，以及悬浮物的去除率。
在本篇论文中，气泡和颗粒的碰撞效率因数（αbp）是根据轨迹分析计算。
认为在DAF中最重要的参数是气泡和颗粒两者的表面特性（Z）电位）。
另一个重要因素是气泡和颗粒的大小。
根据颗粒和气泡的大小，颗粒密度对abp有正或负的影响。
溶液的离子强度对αbp稍有影响。
这—理论得出的结论可以用来对DAF工艺洲与当前实际生产运行中存在的某些问题作一解释。
前言：
溶气式气浮工艺的有效性已在众多领域的应用中得到证实，也包括在饮用水处理工艺的应用。
但是，对气泡和颗粒基本特性的您并不多。
九十年代的种群平衡紊流模型和单收集碰撞模型，虽可用来作些解释，但均未能说明DAF设计运行中气泡和颗粒大小和表面电荷对其产生的影响。
在本篇论文中，气泡和颗粒的碰撞效率（αbp）剧在DAF工艺应用中遇到的大量运行参数，运用轨迹分析计算得出。
方法：
在低雷诺数流态下，上升气泡和下沉颗粒的运动与碰撞，可用流体动力学和颗粒（粒间）作用力的等式来说明。
气泡与颗粒之间的碰撞效率因数（αbp）如图1所示，其内容与1991年所用的不同沉淀中碰撞效率因数的定义相似。
主要区别是：
αbp的定义有两种情况：
（1）当气泡大于颗粒时；
（2）当颗粒大于气泡时。
而在不同沉淀情况下，仅第一种情况被认为较大的颗粒落在较小颗粒的上方。
这个区别是由数学简化形成的。
因为此方式中使用的是大小比率。
两种情况的理论定义相同。
轨迹分析的主要方程式见式
（1）
式中L、G和M为流体动力学函数，是依据中心与中心的分离距离（S）和颗粒与气泡（或气泡和颗粒）的大小比值（λ）求出。
r和θ是在极坐标上的位置，V是颗粒速度，D是扩散系数，k是波尔兹曼常数，T是绝对温度序，Φ是粒间作用力。
用DLVO理论可详细描述两个带电荷胶体颗粒之间的反应。
通常以势能WT表示总干扰，以范德华能引力VA和电干扰VR的总合计算，见式
（2），（3）
A为哈梅克常数，在水系统，其范围在3.5×10-13－8.0×10-13尔格。
对于两个表面电位不同的不相等的颗粒Φ1和Φ2来说，它们间的电干扰可用等式（4）描述
这里ε相对介电常数，A1是较大颗粒的半径，x是德拜——休克耳互补长度系数。
总干扰能量VT取决于DAF工艺中气泡与颗粒溶液中的各种理化参数。
结果与讨论
在αbp的计算中，对气泡—颗粒—溶液系统的基础特性作了调查，其中包括气泡的大小及表面电荷，颗粒的大小及表面电荷和密度，溶液的离子强度。
如表1所示，对每一参数作了一组轨道分析。
普通DAF采用表中的标准数值，其它数值则视这些参数对αbp的影响而作变动。
表1αbp计算中使用的各种参数
标准实例
1.气泡大小
2.气泡Z电位
3.颗粒大小
4.颗粒Z电位
5.颗粒密度
6.离子强度
气泡大小（μm）
60
20-120
-
-
60,90
-
-
Zeta电位（mV）
-25
-
-150～+10
-
-
-
-
颗粒大小（μm）
15，60，150
-
-
12～150
15,150
-
-
zeta电位（mV）
0-30
-
-
-
-30～+10
-
-
密度（g/cm3）
1.2
-
-
1.2,2.0
-
1.01～2.65
-
溶液离子强度（M）
0.001
-
-
-
-
-
0.00001-0.1
颗粒大小和颗粒的Z电位均取决于原水特性和混凝条件，如药剂投加量和絮凝时间。
气泡大小的影响
气泡大小对αbp的影响如图2所示。
混凝状态对DAF所起作用是很大的。
在稳定条件下（ξp=-30m＼mV），碰撞效率非常低而在不稳定条件下（ξp=0mV）则会较其高出1－2个数量级。
能获得最高碰撞效率的最佳气泡大小取决于颗粒的大小。
对较小颗粒来说，只需要较小的气泡即可达到较高碰撞效率。
同样，较大颗粒，则需要较大气泡。
颗粒与气泡大小的最佳比值大约在2－1之间。
气泡Z电位对αbp的影响如图3所示，其中以3种大小的颗粒（dp=15一15μm，60μm，150μm）、稳定和不稳定颗粒以及按表1所注明的所有其它条件举例。
在不稳定状态下，碰撞效率高。
在稳定状态，随气泡Z电位的变化会出现非常明显的变化。
颗粒大小的影响
颗粒大小对碰撞效率参数的影响如图4所示，其以两种颗粒密度（Qp＝1.2g/cm3和2g／cm3）为例。
其余群同前。
同样，按照颗粒的混凝条件，碰撞效率存在很大差异。
在DAF的实际运行中。
颗粒的大小是依絮凝时间，混合条件而定。
与传统水处理工艺相比，DAF不要求或很少要求有絮凝时间邮对于如何能根据颗粒特性来选择最佳絮凝时间这点，目前尚未有标准提出。
颗粒Z电位的影响
颗粒Z电位测撞效率参数的影响示于图5，以两种颗粒和两种气泡为例。
按照颗粒Z电位，碰撞效率分为两个区域。
负Z电位，碰撞效率非常低；反之，则急剧上升，大颗粒更明显。
在DAF运行中，欲达到较好的碰撞效率，建议使用药剂稍微过量些。
颗粒密度的影响
颗粒密度的影响示于图6。
同样，在不稳定状态下，其影响很明显。
建议，按照矾花大小和絮凝时间，预处理的目标应根据要进附理的颗粒的强度来选择。
溶液离子强度的影响
溶液离子强度的影响示于图7。
对于稳定条件下，离子强度不会有影响。
在不稳定条件下，当颗粒电荷为零，同时气泡电荷为负值时，碰撞效率αbp随离子强度的增加，稍有减少。
结论 DAF中颗粒与气泡碰撞效率因数，流体动力学和粒间作用力的关系，根据轨道分析计算。
每一参数对αbp的影响本文已作了计算和讨论。
控制DAF碰撞效率的最为明显的参数是气泡和颗粒的静电状态。
对气泡携带相反电荷的气泡与颗粒碰撞时，可以得到最大的碰撞效率。
最佳气泡大小取决于颗粒大小。
最佳颗粒大小随颗粒密度而变化。
溶液的离子强度对碰撞效率的影响不大。
用本研究的结论可以解释DAF设计运行中当前的问题。
另外，可按照絮凝时间和矾花的Z电位，有目的的调整预处理，可最有效地达到DAF净水效果。
本文主张不仅通过改变水中颗粒特性，还要通过改变颗粒和气泡的特性，才能达到这一目标。
4/厌氧水解处理城市污水的研究2.1 城市污水水质
CODCr一般在300～500mg/L，BOD5一般在200～300mg/L，SS一般在300mg/L左右，NH3-N一般在30～40mg/L。
2.3.1 厌氧水解停留时间对处理效果的影响
厌氧过程中，微生物将有机物分解的过程分为三个阶段，本研究须将厌氧反应控制在水解酸化阶段。
由于产甲烷菌的增殖速度慢、繁殖世代长，而水解产酸菌的世代期短，往往以分钟和小时计，因此水解酸化过程十分迅速，可通过控制废水在反应器中的停留时间来将厌氧反应控制在水解酸化阶段。
本研究将水解酸化过程控制在3～6h，结果如表2所示。
表2 水解池水力停留时间对处理效果的影响
水解酸化
停留时间（h）
水 质 指 标
CODCr（mg/L）
BOD5（mg/L）
SS（mg/L）
进水
出水
去除率%
进水
出水
去除率%
进水
出水
去除率%
6.0
314.4
150.4
52
145.8
70.8
51
148
34
77
4.0
278.8
100.3
64
144.8
49.3
66
104
22
79
3.5
283.0
107.3
62
146.2
58.6
60
105
31
71
3.0
282.2
131.3
53
153.1
65.2
57
93
23
76
由表2可见，在水解反应池中停留时间对水解反应的影响较小，尽管水力停留时间为4h时有机物去除率最高，但当水解时间下降到3h时，CODCr去除率仅从64%下降到53%。
在3.5～4h时，CODCr、BOD5均可去除60%以上，6h时由于一些不可溶性CODCr降解为可溶性CODCr，所以CODCr、BOD5去除率反而下降。
由表2还可看到在厌氧滤池的水解反应中大部分的SS可被除去，使得厌氧水解池出水悬浮固体含量达到国家一级排放标准（SS≤70mg/L）。
一般初沉池BOD5去除率在20%～30%，SS去除率为40%～50%，所以在经费短缺无力修建二级处理时，厌氧水解可代替初沉池对废水进行一级处理。
尽管水解池以控制污水停留时间来将厌氧反应控制在水解阶段，但由于水解池内SRT（泥龄）远远长于HRT（水力停留时间），进水中SS及胶态物质迅速被水解池内下部厌氧活性污泥截留和吸附，在产酸菌的作用下水解成溶解性物质，重新释放到液体中，然后又被上部填料上固着的微生物分解。
在水解池内由于SRT很长，加上酸化阶段不可能十分严格的控制，水解池内仍发生一定的甲烷化过程，在运行中水解池时有气泡冒出。
取出填料时大量气泡从填料中冒出来，说明了甲烷化过程的存在。
水解酸化池对氨氮的处理效果 厌氧水解池的氨氮去除主要是由微生物的生长引起的，在厌氧滤池中微生物量大，因而尽管厌氧微生物对氮的要求低于好氧微生物，在水解池中还是有约20%的氨氮为微生物生长所消耗。
另一方面由于废水中有机物的分解产生可溶性游离氨氮，使水中氨氮浓度增高。
表3为水解池氨氮去除效果。
由表3可知当水解池停留时间较短时，氨氮去除率较大，主要由于微生物生长耗掉污水中的氨氮之故。
当水解池停留时间增加至6h时，由于有机物的分解产生的游离氨氮，使水中氨氮增加，因而氨氮去除率反而为负值。
表3 水解池氨氮去除效果
水解酸化停留时间（h）
氨氮（mg/l）
进水
出水
去除率%
3.0
42.0
32.0
23
3.5
44.3
37.3
16
4.0
35.7
29.6
17
6.0
34.3
35.8
-4
3 厌氧水解工艺处理特点分析3.1 容积负荷对CODCr去除的影响 容积负荷是水解过程的重要工艺参数之一，它反映了进水浓度与停留时间对厌氧过程的综合影响。
表4为厌氧水解池在不同容积负荷下去除率的情况。
本试验中容积负荷在1～2kgBOD5/（m3·d）之间，进水CODCr浓度在243.2～400mg/L之间，CODCr、BOD5去除率均在50%以上，因而在此容积负荷范围内，一般CODCr浓度在200～400mg/L的城市污水经过水解池处理后能将其CODCr、BOD5去除约50%左右。
表4 不同容积负荷下厌氧水解池处理效果
停留时间（h）
容积负荷
（kgCODCr/（m3·d）
CODCr（mg/l）
BOD5（mg/l）
进水
出水
去除率%
进水
出水
去除率%
6.0
1.145
314.4
150.4
52
145.8
70.8
51
4.0
1.332
281.9
118.7
59
129.9
52.2
60
4.0
1.544
281.9
118.7
58
146.1
54.6
63
4.0
1.617
295.2
101.5
66
153.9
50.2
67
4.0
1.586
289.5
94.0
68
144.3
41.9
71
4.0
1.557
284.2
88.7
69
150.0
47.4
68
3.5
1.780
283.0
107.3
62
146.2
58.6
60
3.0
2.055
282.2
131.3
53
153.1
65.2
57
3.2 厌氧水解处理对废水可生化性的影响在厌氧水解池内，污水中悬浮固体水解成可溶性物质而提高了污水的可生化性。
表5为水解池进出水水质对比。
从表5中可见，进水溶解性CODCr、BOD5比例分别为51.4%、42.2%。
经过水解处理后出水溶解性CODCr比例为55.9%，增加了4.5%，出水溶解性BOD5比例为41%。
BOD5与CODCr的比值从进水的0.46下降到出水的0.40。
分析后认为是由于本试验采用上流式厌氧滤池来处理城市污水，其CODCr、BOD5去除率高达50%以上，水解过程中微生物对有机物的分解作用进行得较彻底，使水解池出水BOD5与CODCr比值与进水相比不明显，但出水溶解性CODCr比例有所增加。
表5 水解池进出水水质对比
进水
进水
出水
CODCr（mg/L）
277.5
104.5
BOD5（mg/L）
128.1
41.5
溶解性CODCr（mg/L）
142.7
58.4
溶解性BOD5（mg/L）
54.0
17.0
BOD5/CODCr
0.46
0.40
溶解性CODCr比例
51.4%
55.9%
溶解性BOD5比例
42.2%
41.0%
注：
水解池停留时间为4h。
中小型生活污水处理工艺
典型的生活污水处理完整工艺如下：
污水——前处理——生化法——二沉池——
| |
-——-——污泥处理系统--
消毒——出水
前处理也称为预处理技术，常用的有格栅或格网、调节池、沉砂池、初沉池等。
由于生活污水处理的核心是生化部分，因此我们称污水处理工艺是特指这部分，如接触氧化法、SBR法、A/O法等。
用生化法（包括厌氧和好氧）处理生活污水在目前是最经济、最适用的污水处理工艺，根据生活污水的水量、水质及现场的条件而选择不同的污水处理工艺对投资及运行成本具有决定性的影响。
下面就目前常用的生活污水处理工艺作一简介。
1、无能耗地埋式小型生活污水装置
即改进型化粪池，工艺流程如下：
污水——厌氧水解池——厌氧过滤池——氧化沟——出水
厌氧水解池即为国标化粪池，厌氧过滤池即为厌氧接触氧化池，内置填料，氧化沟即利用排水沟及强制通风，空气中的氧气溶入污水中的过程为自然进行。
这一污水处理工艺适宜单个住宅楼的生活污水处理，且可与国标化粪池组合使用，其最大的优点是运行费用为零。
出水水质可达到国家《污水综合排放标准》中的二级标准。
该工艺适宜于污水量小于20m3/d的污水处理工程，可在较为富裕的农村地区使用。
2、A/O法
即厌氧—好氧污水处理工艺，流程如下：
污水——前处理——厌氧水解池——接触氧化池——沉淀池
|_______污泥回流___|
——过滤池——出水
设计要点：
A：
厌氧水解池采用上升流式厌氧污泥床反应器的形式，设计水力停留时间为2~4小时。
厌氧池下部为污泥床区，污泥床厚度通常控制在1~1.2M之间，进水系统可采用脉冲进水中阻力布水系统，底部设布水沟，保留污泥不沉积底部，呈悬浮状态。
污泥床平均浓度为30~35g/l,则污泥负荷为0.35~0.30
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