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污水处理各工艺的比较及优缺点


AO 工艺,氧化沟工艺,SBR 工艺的优缺点和对比

AO 工艺法也叫厌氧好氧工艺法,A(Anacrobic)是厌氧段,用与脱氮 除磷;O(Oxic)是好氧段,用于除水中的有机物。 A/O 法脱氮工艺的特点: (a) 流程简单,勿需外加碳源与后曝气池,以原污水为碳源,建设 和运行费用较低; (b) 反硝化在前,硝化在后,设内循环,以原污水中的有机底物作 为碳源

,效果好,反硝化反应充分; (c) 曝气池在后,使反硝化残留物得以进一步去除,提高了处理水 水质; (d) A 段搅拌,只起使污泥悬浮,而避免 DO 的增加。O 段的前段 采用强曝气,后段减少气量,使内循环液的 DO 含量降低,以保证 A 段的缺氧状态。 A/O 法存在的问题: 1.由于没有独立的污泥回流系统,从而不能培养出具有独特功能的污 泥,难降解物质的降解率较低; 2、若要提高脱氮效率,必须加大内循环比,因而加大运行费用。从 外,内循环液来自曝气池,含有一定的 DO,使 A 段难以保持理想的 缺氧状态,影响反硝化效果,脱氮率很难达到 90% 3、 影响因素 水力停留时间 (硝化>6h ,反硝化<2h )循环比 MLSS(>3000mg/L)污泥龄( >30d )N/MLSS 负荷率( <0.03 )

进水总氮浓度( <30mg/L) 氧化沟又名氧化渠,因其构筑物呈封闭的环形沟渠而得名。它是活性 污泥法的一种变型。因为污水和活性污泥在曝气渠道中不断循环流 动,因此有人称其为“循环曝气池”、“无终端曝气池”。氧化沟的水力 停留时间长,有机负荷低,其本质上属于延时曝气系统。以下为一般 氧化沟法的主要设计参数: 水力停留时间:10-40 小时; 污泥龄:一般大于 20 天; 有机负荷:0.05-0.15kgBOD5/(kgMLSS.d); 容积负荷:0.2-0.4kgBOD5/(m3.d); 活性污泥浓度:2000-6000mg/l; 沟内平均流速:0.3-0.5m/s 1.2 氧化沟的技术特点: 氧化沟利用连续环式反应池(Cintinuous Loop Reator,简称 CLR) 作生物反应池,混合液在该反应池中一条闭合曝气渠道进行连续循 环,氧化沟通常在延时曝气条件下使用。氧化沟使用一种带方向控制 的曝气和搅动装置,向反应池中的物质传递水平速度,从而使被搅动 的液体在闭合式渠道中循环。 氧化沟一般由沟体、曝气设备、进出水装置、导流和混合设备组成, 沟体的平面形状一般呈环形,也可以是长方形、L 形、圆形或其他形 状,沟端面形状多为矩形和梯形。 氧化沟法由于具有较长的水力停留时间, 较低的有机负荷和较长

的污泥龄。因此相比传统活性污泥法,可以省略调节池,初沉池,污 泥消化池,有的还可以省略二沉池。氧化沟能保证较好的处理效果, 这主要是因为巧妙结合了 CLR 形式和曝气装置特定的定位布置,是 式氧化沟具有独特水力学特征和工作特性: 1) 氧化沟结合推流和完全混合的特点,有力于克服短流和提高 缓冲能力,通常在氧化沟曝气区上游安排入流,在入流点的再上游点 安排出流。入流通过曝气区在循环中很好的被混合和分散,混合液再 次围绕 CLR 继续循环。这样,氧化沟在短期内(如一个循环)呈推 流状态,而在长期内(如多次循环)又呈混合状态。这两者的结合, 即使入流至少经历一个循环而基本杜绝短流, 又可以提供很大的稀释 倍数而提高了缓冲能力。同时为了防止污泥沉积,必须保证沟内足够 的流速(一般平均流速大于 0.3m/s) ,而污水在沟内的停留时间又较 长,这就要求沟内由较大的循环流量(一般是污水进水流量的数倍乃 至数十倍) ,进入沟内污水立即被大量的循环液所混合稀释,因此氧 化沟系统具有很强的耐冲击负荷能力, 对不易降解的有机物也有较好 的处理能力。 2) 氧化沟具有明显的溶解氧浓度梯度,特别适用于硝化-反硝 化生物处理工艺。氧化沟从整体上说又是完全混合的,而液体流动却 保持着推流前进,其曝气装置是定位的,因此,混合液在曝气区内溶 解氧浓度是上游高,然后沿沟长逐步下降,出现明显的浓度梯度,到 下游区溶解氧浓度就很低,基本上处于缺氧状态。氧化沟设计可按要 求安排好氧区和缺氧区实现硝化-反硝化工艺, 不仅可以利用硝酸盐

中的氧满足一定的需氧量, 而且可以通过反硝化补充硝化过程中消耗 的碱度。 这些有利于节省能耗和减少甚至免去硝化过程中需要投加的 化学药品数量。 3) 氧化沟沟内功率密度的不均匀配备,有利于氧的传质,液体 混合和污泥絮凝。传统曝气的功率密度一般仅为 20-30 瓦/米 3,平 均速度梯度 G 大于 100 秒-1。这不仅有利于氧的传递和液体混合, 而且有利于充分切割絮凝的污泥颗粒。 当混合液经平稳的输送区到达 好氧区后期,平均速度梯度 G 小于 30 秒-1,污泥仍有再絮凝的机 会,因而也能改善污泥的絮凝性能。 4) 氧化沟的整体功率密度较低,可节约能源。氧化沟的混合液 一旦被加速到沟中的平均流速, 对于维持循环仅需克服沿程和弯道的 水头损失, 因而氧化沟可比其他系统以低得多的整体功率密度来维持 混合液流动和活性污泥悬浮状态。据国外的一些报道,氧化沟比常规 的活性污泥法能耗降低 20%-30%。 另外,据国内外统计资料显示,与其他污水生物处理方法相比, 氧化沟具有处理流程简单,超作管理方便;出水水质好,工艺可靠性 强;基建投资省,运行费用低等特点。 传统氧化沟的脱氮,主要是利用沟内溶解氧分布的不均匀性,通 过合理的设计,使沟中产生交替循环的好氧区和缺氧区,从而达到脱 氮的目的。 其最大的优点是在不外加碳源的情况下在同一沟中实现有 机物和总氮的去除,因此是非常经济的。但在同一沟中好氧区与缺氧 区各自的体积和溶解氧浓度很难准确地加以控制, 因此对除氮的效果

是有限的, 而对除磷几乎不起作用。 另外, 在传统的单沟式氧化沟中, 微生物在好氧-缺氧-好氧短暂的经常性的环境变化中使硝化菌和 反硝化菌群并非总是处于最佳的生长代谢环境中, 由此也影响单位体 积构筑物的处理能力。 氧化沟缺点 尽管氧化沟具有出水水质好、抗冲击负荷能力强、除磷脱氮效率 高、污泥易稳定、能耗省、便于自动化控制等优点。但是,在实际的 运行过程中,仍存在一系列的问题。 4.1 污泥膨胀问题 当废水中的碳水化合物较多,N、P 含量不平衡,pH 值偏低,氧 化沟中污泥负荷过高,溶解氧浓度不足,排泥不畅等易引发丝状菌性 污泥膨胀; 非丝状菌性污泥膨胀主要发生在废水水温较低而污泥负荷 较高时。微生物的负荷高,细菌吸取了大量营养物质,由于温度低, 代谢速度较慢,积贮起大量高粘性的多糖类物质,使活性污泥的表面 附着水大大增加,SVI 值很高,形成污泥膨胀。 针对污泥膨胀的起因, 可采取不同对策: 由缺氧、 水温高造成的, 可加大曝气量或降低进水量以减轻负荷,或适当降低 MLSS(控制污 泥回流量) ,使需氧量减少;如污泥负荷过高,可提高 MLSS,以调 整负荷, 必要时可停止进水, 闷曝一段时间; 可通过投加氮肥、 磷肥, 调整混合液中的营养物质平衡(BOD5:N:P=100:5:1) ;pH 值过 低,可投加石灰调节;漂白粉和液氯(按干污泥的 0.3%~0.6%投加) , 能抑制丝状菌繁殖,控制结合水性污泥膨胀[11]。

4.2 泡沫问题 由于进水中带有大量油脂,处理系统不能完全有效地将其除去, 部分油脂富集于污泥中, 经转刷充氧搅拌, 产生大量泡沫; 泥龄偏长, 污泥老化,也易产生泡沫。用表面喷淋水或除沫剂去除泡沫,常用除 沫剂有机油、煤油、硅油,投量为 0.5~1.5mg/L。通过增加曝气池污 泥浓度或适当减小曝气量,也能有效控制泡沫产生。当废水中含表面 活性物质较多时,易预先用泡沫分离法或其他方法去除。另外也可考 虑增设一套除油装置。但最重要的是要加强水源管理,减少含油过高 废水及其它有毒废水的进入 4.3 污泥上浮问题 当废水中含油量过大,整个系统泥质变轻,在操作过程中不能很 好控制其在二沉池的停留时间,易造成缺氧,产生腐化污泥上浮;当 曝气时间过长,在池中发生高度硝化作用,使硝酸盐浓度高,在二沉 池易发生反硝化作用,产生氮气,使污泥上浮;另外,废水中含油量 过大,污泥可能挟油上浮。 发生污泥上浮后应暂停进水,打碎或清除污泥,判明原因,调整 操作。污泥沉降性差,可投加混凝剂或惰性物质,改善沉淀性;如进 水负荷大应减小进水量或加大回流量; 如污泥颗粒细小可降低曝气机 转速;如发现反硝化,应减小曝气量,增大回流或排泥量;如发现污 泥腐化,应加大曝气量,清除积泥,并设法改善池内水力条件 4.4 流速不均及污泥沉积问题 在氧化沟中,为了获得其独特的混合和处理效果,混合液必须以

一定的流速在沟内循环流动。一般认为,最低流速应为 0.15m/s,不 发生沉积的平均流速应达到 0.3~0.5m/s。氧化沟的曝气设备一般为曝 气转刷和曝气转盘,转刷的浸没深度为 250~300mm,转盘的浸没深 度为 480~ 530mm。与氧化沟水深(3.0~3.6m)相比,转刷只占了水 深的 1/10~1/12,转盘也只占了 1/6~1/7,因此造成氧化沟上部流速较 大(约为 0.8~1.2m,甚至更大) ,而底部流速很小(特别是在水深的 2/3 或 3/4 以下,混合液几乎没有流速) ,致使沟底大量积泥(有时积 泥厚度达 1.0m) ,大大减少了氧化沟的有效容积,降低了处理效果, 影响了出水水质。 加装上、下游导流板是改善流速分布、提高充氧能力的有效方法 和最方便的措施。上游导流板安装在距转盘(转刷)轴心 4.0 处(上 游) ,导流板高度为水深的 1/5~1/6,并垂直于水面安装;下游导流板 安装在距转盘(转刷)轴心 3.0m 处。导流板的材料可以用金属或玻 璃钢,但以玻璃钢为佳。导流板与其他改善措施相比,不仅不会增加 动力消耗和运转成本, 而且还能够较大幅度地提高充氧能力和理论动 力效率 另外, 通过在曝气机上游设置水下推动器也可以对曝气转刷底部 低速区的混合液循环流动起到积极推动作用, 从而解决氧化沟底部流 速低、污泥沉积的问题。设置水下推动器专门用于推动混合液可以使 氧化沟的运行方式更加灵活,这对于节约能源、提高效率具有十分重 要的意义。 序批式活性污泥法(SBR-Sequencing Batch Reactor)是早在 1914 年

英国学者 Ardern 和 Lockett 发明活性污泥法之时, 首先采用的水处理 工艺。70 年代初,美国 Natre Dame 大学的 R.Irvine 教授采用实验室 规模对 SBR 工艺进行了系统深入的 研究,并于 1980 年在美国环保 局(EPA)的资助下,在印地安那州的 Culver 城改建并投产了世界上第 一个 SBR 法污水处理厂。80 年代前后,由于自动化计算机等高新技 术的迅速发展以及在污水处理领域的普及与应用, 此项技术获得重大 进展,使得间歇活性污泥法(也称"间歇式活性污泥法")的运行管理 也逐渐实现了自动化。 1 工艺简介 SBR 工艺的过程是按时序来运行的, 一个操作过程分五个阶段: 进 水、曝气、沉淀、滗水、闲置。由于 SBR 在运行过程中,各阶段的 运行时间、 反应器内混合液体积的变化以及运行状态都可以根据具体 污水的性质、出水水质、出水质量与运行功能要求等灵活变化。对于 SBR 反应器来说,只是时序控制,无空间控制障碍,所以可以灵活控 制。因此,SBR 工艺发展速度极快,并衍生出许多新型 SBR 处理工 艺。90 年代比利时的 SEGHERS 公司又开发了 UNITANK 系统,把 经典 SBR 的时间推流与连续的空间推流结合了起来[2] SBR 工艺主要 有以下变形。 间歇式循环延时曝气活性污泥法最大特点是: 在反应器进水端设 一个预反应区,整个处理过程连续进水,间歇排水,无明显的反应阶 段和闲置阶段,因此处理费用比传统 SBR 低。由于全过程连续进水, 沉淀阶段泥水分离差,限制了进水量。

好氧间歇曝气系统(主体构筑物是由需氧池 DAT 池和间歇曝气 池 IAT 池组成,DAT 池连续进水连续曝气,其出水从中间墙进入 IAT 池,IAT 池连续进水间歇排水。同时,IAT 池污泥回流 DAT 池。它具 有抗冲击能力强的特点,并有除磷脱氮功能。 循环式活性污泥法将 ICEAS 的预反应区用容积更小,设计更加 合理优化的生物选择器代替。通常 CASS 池分三个反应区:生物选择 器、缺氧区和好氧区,容积比一般为 1:5:30。整个过程连续间歇 运行,进水、沉淀、滗水、曝气并污泥回流。该处理系统具有除氮脱 磷功能。 UNITANK 单元水池活性污泥处理系统它集合了 SBR 工艺和氧 化沟工艺的特点,一体化设计使整个系统连续进水连续出水,而单个 池子相对为间歇进水间歇排水。 此系统可以灵活的进行时间和空间控 制,适当的增大水力停留时间,可以实现污水的脱氮除磷。 改 良 式 序 列 间 歇 反 应 器 ( MSBR-Modified Sequencing Batch Reactor)是 80 年代初期根据 SBR 技术特点结合 A2-O 工艺,研究开 发的一种更为理想的污水处理系统,目前最新的工艺是第三代工艺。 MSBR 工艺中涉及的部分专利技术目前属于美国的 Aqua-Aerobic System Inc.所有[4]。反应器采用单池多方格方式,在恒定水位下连续 运行。脱氮除磷能力更强。 2 SBR 工艺 特点 及 [url=http://www.studa.net/][color=#0000ff]分 析 [/color][/url] SBR 工艺是通过时间上的交替来实现传统活性污泥法的整个运行

过程,它在流程上只有一个基本单元,将调节池、曝气池和二沉池的 功能集于一池,进行水质水量调节、微生物降解有机物和固、液分离 等。经典 SBR 反应器的运行过程为:进水→曝气→沉淀→滗水→待 机。 2.1 优点 通过分析可将 SBR 反应器的优点归纳如表 1。 [align=center] 表 1 SBR 工 艺 的 优 机 沉 淀 想 论 性 沉 能 优 点 点 理 好 淀

[/align][table][tr][td=1,1,310][align=center] [/align][/td][td=1,1,310][align=center] [/align][/td][/tr][tr][td=1,1,310][align=center] [/align][/td][td=1,1,310][align=center] [url=http://job.studa.com/][color=#0000ff] 理 理

[/color][/url]

[/align][/td][/tr][tr][td=1,1,310][align=center] 有 机 物 去 除 效 率 高 [/align][/td][td=1,1,310][align=center] 理 想 推 流 状 态

[/align][/td][/tr][tr][td=1,1,310][align=center]提高难降解废水的处理效 率 [/align][/td][td=1,1,310][align=center] 生 态 环 境 多 样 性 [/align][/td][/tr][tr][td=1,1,310][align=center] 抑 制 丝 状 菌 膨 胀 [/align][/td][td=1,1,310][align=center] 选 择 性 准 则

[/align][/td][/tr][tr][td=1,1,310][align=center]可以除磷脱氮,不需要新 增 反 应 器 [/align][/td][td=1,1,310][align=center] 生 态 环 境 多 样 性 [/align][/td][/tr][tr][td=1,1,310][align=center] 不 需 要 二 沉 池 和 污 泥 回 流 , 工 艺 简 单 [/align][/td][td=1,1,310][align=center] 结 构 本 身 特 点

[/align][/td][/tr][/table] 2.2 理论分析 SBR 反应池充分利用了生物反应过程和单元操作过程的基本原理。 ①流态理论 由于 SBR 在时间上的不可逆性,根本不存在返混现象,所以属于 理想推流式反应器。 ②理想沉淀理论 其沉淀效果好是因为充分利用了静态沉淀原理。经典的 SBR 反应 器在沉淀过程中没有进水的扰动,属于理想沉淀状态。 ③推流反应器理论 假设在推流式和完全混合式反应器中有机物降解服从一级反应, 那 么在相同的污泥浓度下, 两种反应器达到相同的去除率时所需反应器 容积比为: V 完全混合/V 推流=[(1-(1/1-η) )]/ 〔ln(1-η)〕 (1) 式中 η--去除率 从数学上可以证明当去除率趋于零时 V 完全混合/V 推流等于 1, 其他情况下(V 完全混合/V 推流)>1,就是说达到相同的去除率时 推流式反应器要比完全混合式反应器所需的体积小, 表明推流式的处 理效果要比完全混合式好。 ④选择性准则 1973 年 Chudoba 等人提出了在活性污泥混合培养中的动力学选择 性准则[5,这个理论是基于不同种属的微生物在 Monod 方程中的参

数(KS、μmax)不同,并且不同基质的生长速度常数也不同。Monod 方程可以写成: dX/Xdt=μ=μmax [S/(KS+S)] (2) 式中 ?X --生物体浓度 S--生长限制性基质浓度 KS--饱和或半速度常数 μ、μmax--分别为实际和最大比增长速率 按照 Chudoba 所提出的理论,具有低 KS 和 μmax 值的微生物在混 合培养的曝气池中,当基质浓度很低时其生长速率高并占有优势,而 基质浓度高时则恰好相反。 Chudoba 认为大多数丝状菌的 KS 和 μmax 值比较低,而菌胶团细菌的 KS 和 μmax 值比较高,这也解释了完全 混合曝气池容易发生污泥膨胀的原因。 有机物浓度在推流式曝气池的 整个池长上具有一定的浓度梯度, 使得大部分情况下絮状菌的生长速 率都大于丝状菌,只有在反应末期絮状菌的生长没有丝状菌快,但丝 状菌短时间内的优势生长并不会引起污泥膨胀。 因此, SBR 系统具有 防止污泥膨胀的功能。 ⑸微生物环境的多样性 SBR 反应器对有机物去除效果好, 而对难降解有机物降解效果好是 因为其在生态环境上具有多样性,具体讲可以形成厌氧、缺氧等多种 生态条件,从而有利于有机物的降解。 2.3 传统 SBR 工艺的缺点 ①连续进水时,对于单一 SBR 反应器需要较大的调节池。

②对于多个 SBR 反应器,其进水和排水的阀门自动切换频繁。 ③无法达到大型污水处理项目之连续进水、出水的要求。 ④设备的闲置率较高。 ⑤污水提升水头损失较大。 ⑥如果需要后处理,则需要较大容积的调节池。 2.4 SBR 的适用范围 SBR 系统进一步拓宽了活性污泥的使用范围。就近期的技术条件, SBR 系统更适合以下情况: 1 ) 中 小 城 镇 生 活 污 水 和 厂 矿

[url=http://www.studa.net/company/][color=#0000ff]企业[/color][/url]的 [url=http://www.studa.net/gongxue/][color=#0000ff] 工 业 [/color][/url] 废 水,尤其是间歇排放和流量变化较大的地方。 2)需要较高出水水质的地方,如风景游览区、湖泊和港湾等,不 但要去除有机物,还要求出水中除磷脱氮,防止河湖富营养化。 3)水资源紧缺的地方。SBR 系统可在生物处理后进行物化处理, 不需要增加设施,便于水的回收利用。 4)用地紧张的地方。 5)对已建连续流污水处理厂的改造等。 6)非常适合处理小水量,间歇排放的工业废水与分散点源污染的 治理。 近期来随着 SBR 工艺的发展,特别是连续进水、连续出水方案的 改进,使 SBR 工艺以应用于大中心污水处理厂。

[page_break] [/color][/url] 3.1 负荷法

3 设计 [url=http://www.studa.cn/][color=#0000ff]方 法

该法与连续式曝气池容积的设计相仿。已知 SBR 反应池的容积负 荷 NV 或污泥负荷 NS、进水量 Q0 及进水中 BOD5 浓度 C0,即可由 下式迅速求得 SBR 池容: 容积负荷法 V=nQ0C0/Nv Vmin=〔SVI· MLSS/106〕· V 污泥负荷法 Vmin=nQ0C0· SVI/Ns (4) (3)

V=Vmin+Q0 3.2 曝气时间内负荷法 鉴于 SBR 法属间歇曝气,一个周期内有效曝气时间为 ta,则一日 内 总 曝 气 时 间 为 nta , 以 此 建 立 如 下

[url=http://www.studa.net/pc/][color=#0000ff]计算[/color][/url]式: 容积负荷法 V=nQ0C0tc/Nv· ta (5) (6)

污泥负荷法 V=24QC0/nta· MLSS· NS 3.3 动力学设计法

由于 SBR 的运行操作方式不同,其有效容积的计算也不尽相同。 根据动力学原理演算(过程略),SBR 反应池容计算公式可分为下列三 种情况: 限制曝气 V=NQ(C0-Ce)tf/[MLSS· ta] Ns· (7) (8)

非限制曝气 V=nQ(C0-Ce)tf/[MLSS· Ns(ta+tf)]

半限制曝气 V=nQ(C0-Ce)/[LSS· Ns(ta+tf-t0)] 式中: tf--充水时间,一般取 1~4h。 tr--反应时间,一般在 2~8h。

(9)

C0、Ce--分别为进水和反应结束时的污染物浓度。 但在实际[url=http://soft.studa.com/][color=#0000ff]应用[/color][/url] 中发现上述方法存有以下[url=http://www.studa.cn/][color=#0000ff]问 题[/color][/url]: ① 对负荷参数的选用依据不足,提供选用参数的范围过大〔例如 [url=http://book.studa.com/][color=#0000ff] 文 献 [/color][/url] 推 荐 Nv=0.1~1.3kgBOD5/(m3· d)等〕 ,而未考虑水温、进水水质、污泥龄、 活 性 污 泥 量 以 及 SBR 池 几 何 尺 寸 等 要 素 对 负 荷 及 池 容 的 [url=http://www.studa.net/][color=#0000ff]影响[/color][/url]; ② 负荷法将连续式曝气池容计算方法移用于具有二沉池功能的 SBR 池 容 计 算 , 存 有 [url=http://job.studa.com/][color=#0000ff] 理 论 [/color][/url]上的差异,使所得结果偏小; ③ 在计算公式中均出现了 SVI、MLSS、Nv、Ns 等敏感的变化参 数,难于全部同时根据经验假定,忽略了底物的明显影响,并将导致 各参数间不一致甚至矛盾的现象; ④ 曝气时间内负荷法与动力学设计法中试图引入有效曝气时间 ta 对 SBR 池容所产生的影响,但因其由动力学原理演算而得,假定的 边界条件不完全适应于实际各个阶段的反应过程, 将有机碳的去除仅 限制在好氧阶段的曝气作用, 而忽略了其他非曝气阶段对有机碳去除

的影响,使得在同一负荷条件下所得 SBR 池容惊人地偏大。 上述问题的存在不仅不利于 SBR 法对污水的有效处理,而且进行 多方案比较时也不可能全面反映 SBR 法的工程量,会得出投资偏高 或偏低的结果。 针对以上问题,提出了一套以总污泥量为主要参数的 SBR 池容综 合设计方法 3.4 总污泥量综合设计法 该法是以提供 SBR 反应池一定的活性污泥量为前提,并满足适合 的 SVI 条件, 保证在沉降阶段历时和排水阶段历时内的沉降距离和沉 淀面积,据此推算出最低水深下的最小污泥沉降所需的体积,然后根 据最大周期进水量求算贮水容积,两者之和即为所求 SBR 池容。并 由此验算曝气时间内的活性污泥浓度及最低水深下的污泥浓度, 以判 别计算结果的合理性。其计算公式为: TS=naQ0(C0-Cr)tT· S Vmin=AHmin≥TS·SVI·10-3 Hmin=Hmax-ΔH V=Vmin+ΔV (12) (13) (10) (11)

式中?TS --单个 SBR 池内干污泥总量,kg tT· S--总污泥龄,d A--SBR 池几何平面积,m2 Hmax、Hmin--分别为曝气时最高水位和沉淀终了时最低水位,m ΔH--最高水位与最低水位差,m

Cr--出水 BOD5 浓度与出水悬浮物浓度中溶解性 BOD5 浓度之差。 其值为: Cr=Ce-Z· 1.42(1-ek1t) Cse· (14)

式中?Cse --出水中悬浮物浓度,kg/m3 k1--耗氧速率,d-1 t--BOD 实验时间,d Z--活性污泥中异养菌所占比例,其值为: Z=B-(B2-8.33Ns· 1.072(15-T))0.5 (15) (16)

B=0.555+4.167(1+TS0/BOD5)Ns· 1.072(15-T) Ns=1/a· S tT· (17)

式 中 ?a 产 泥 系 数 , 即 单 位 BOD5 所 产 生 的 剩 余 污 泥 量 , -kgMLSS/kgBOD5,其值为: a=0.6(TS0/BOD5+1)-0.6× 0.072× 1.072(T-15)1/ 〔tT· S+0.08× 1.072(T-15)〕? (18) 式中 TS、 BOD5--分别为进水中悬浮固体浓度及 BOD 5 浓度, kg/m3 T--污水水温,℃ 由式(9)计算之 Vmin 系为同时满足活性污泥沉降几何面积以及既 定沉淀历时条件下的沉降距离,此值将大于现行方法中所推算的 Vmin。 必须指出的是,实际的污泥沉降距离应考虑排水历时内的沉降作 用,该作用距离称之为保护高度 Hb。同时,SBR 池内混合液从完全 动态混合变为静止沉淀的初始 5~10min 内污泥 仍处于紊动状态, 之

后才逐渐变为压缩沉降直至排水历时结束。 它们之间的关系可由下式 表示: vs(ts+td-10/60)=ΔH+Hb vs=650/MLSSmax· SVI (19) (20)

由式(18)代入式(17)并作相应变换改写为: 〔650· Hmax/TS· A· SVI〕(ts+td-10/60)=ΔV/A+Hb 式中 vs--污泥沉降速度,m/h MLSSmax--当水深为 Hmax 时的 MLSS,kg/m3 ts、td--分别为污泥沉淀历时和排水历时,h 式(19)中 SVI、Hb、ts、td 均可据经验假定,Ts、ΔV 均为已知, Hmax 可依据鼓风机风压或曝气机有效水深设置,A 为可求,同时求 得 ΔH,使其在许可的排水变幅范围内保证允许的保护高度。因而, 由式(10)、(11)可分别求得 Hmin、Vmin 和反应池容。 4 SBR 在 [url=http://www.studa.net/fazhan/][color=#0000ff] 发 展 [/color][/url]中的问题 相对于传统连续流活性污泥法, SBR 工艺是一种尚处于发展、 完善 阶 段 的 技 术 , 许 多 研 究 工 作 刚 刚 起 步 , 缺 乏 (21)

[url=http://www.studa.net/gongxue/][color=#0000ff] 科 学 [/color][/url] 的 设计依据和方法以及成熟的运行管理经验, 另外, SBR 自身的特点更 加深了解决问题的难度。 SBR 在现阶段的发展过程中,主要存在以下方面的问题: 4.1 基础研究方面

①关于污水在非稳定状态下活性污泥微生物代谢理论的研究; ②关于厌氧、好氧状态的反复交替对微生物活性和种群分布的影 响; ③可同时除磷、脱氮的微生物机理的研究。 4.2 工程设计方面 ①缺乏科学、可靠的设计模式; ②运行模式的选择与设计方法脱节。 5 结束语 SBR 艺是一种理想的间歇式活性污泥处理工艺, 它具有工艺流程简 单、处理效果稳定、占地面积小、耐冲击负荷强及具有脱氮除磷能力 等优点, 是[url=http://mind.studa.com/][color=#0000ff]目前[/color][/url] 正在深入研究的一项污水生物处理新技术。 SBR 工艺应用的一个关键是要求自动化程度较高,因而随着我国 [url=http://www.studa.net/Economic/][color=#0000ff] 经 济 [/color][/url] 建设的不断发展及研究的不断深入,预计不久的将来 SBR 及在其基 础上开发的 ICEAS 工艺和 CASS 等工艺在生产中的应用将有所突破。


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