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第1节  基本概念   一、 二、 三、 一、)。     污水和回流的活性污泥一起进入曝气池形成混合液。曝气池是一个生物反应器，通过曝气设备充人空气，空气中的氧溶人污水使活性污泥混合液产生好氧代谢反应。曝气设备不仅传递氧气进入混合液，且使混合液得到足够的搅拌而呈悬浮状态。这样，污水中的有机物、氧气同微生物能充分接触和反应。随后混合液流人沉淀池，混合液中的悬浮固体在沉淀池中沉下来和水分离。流出沉淀池的就是净化水。沉淀池中的污泥大部分回流，称为回流污泥。回流污泥的目的是使曝气池内保持一定的悬浮固体浓度，也就是保持一定的微生物浓度。曝气池中的生化反应引起了微生物的增殖，增殖的微生物通常从沉淀池中排除，以维持活性污泥系统的稳定运行。这部分污泥叫剩余污泥。剩余污泥中含有大量的微生物，排放环境前应进行处理，防止污染环境。     从上述流程可以看出，要使活性污泥法形成一个实用的处理方法，污泥除了有氧化和分解有机物的能力外，还要有良好的凝聚和沉淀性能，以使活性污泥能从混合液中分离出来，得到澄清的出水。活性污泥中的xx是一个混合群体，常以菌胶团的形式存在，游离状态的较少。菌胶团是由xx分泌的多糖类物质将xx包覆成的粘性团块，使xx具有抵御外界不利因素的性能。菌胶团是活性污泥絮凝体的主要组成部分。游离状态的xx不易沉淀，而混合液中的原生动物可以捕食这些游离xx，这样沉淀池的出水就会更清彻，因而原生动物有利于出水水质的提高。 三、     活性污泥在曝气过程中，对有机物的降解（去除）过程可分为两个阶段，吸附阶段和稳定阶段。在吸附阶段，主要是污水中的有机物转移到活性污泥上去，这是由于活性污泥具有巨大的表面积，而表面上含有多糖类的粘性物质所致。在稳定阶段，主要是转移到活性污泥上的有机物为微生物所利用。当污水中的有机物处于悬浮状态和胶态时，吸附阶段很短，一般在15～45min左右，而稳定阶段较长。    在活性污泥的曝气过程中，废水中有机物的变化包括两个阶段：吸附阶段和稳定阶段。在吸附阶段，主要是废水中的有机物转移到活性污泥上去；在稳定阶段，主要是转移到活性污泥上去的有机物为微生物所利用。吸附量的大小，主要取决于有机物的状态，若废水中的有机物处于悬浮和胶体状态的相对量大时，则吸附量也大。     分析中没有考虑微生物的内源呼吸。微生物的内源呼吸也消耗氧，特别是微生物的浓度比较高时，这部分耗氧量还比较大，不能忽略。因而上面的结论是概略的，主要目的是说明活性污泥过程中的有机物吸附稳定过程。 第2节  气体传递原理和曝气池
	一、 二、 三、
一、）是上面几种扩散器的简图。     通常扩散器的气泡愈大，氧的传递速率愈低，然而它的优点是堵塞的可能性小，空气的净化要求也低，养护管理比较方便。微小气泡扩散器由于氧的传递速率高，反应时间短，曝气池的容积可以缩小。因而选择何种扩散器要因地制宜。     扩散器一般布置在曝气池的一侧和池底，以便形成旋流，增加气泡和混合液的接触时间，有利于氧的传递，同时使混合液中的悬浮固体呈悬浮状态。     扩散器的构造形式很多，布置形式多样，但基本原理是一样的。读者可参考产品说明书和设计手册。     鼓风曝气用鼓风机供应压缩空气，常用罗茨鼓风机和离心式鼓风机。罗茨鼓风机适用于中小型污水厂，但噪声大，必须采取消音、隔音措施；离心式鼓风机噪声小，且效率高，适用于大中型污水厂，但国内产品规格还不多。     2.机械曝气     鼓风曝气是水下曝气，机械曝气则是表面曝气。机械曝气是用安装于曝气池表面的表面曝气机来实现的。表面曝气机分竖式和卧式两类。     （1）竖式曝气机  这类表曝机的转动轴与水面垂直，装有叶轮，当叶轮转动时，使曝气池表面产生水跃（），把大量的混合液水滴和膜状水抛向空气中，然后挟带空气形成水气混合物回到曝气池中，由于气水接触界面大，从而使空气中的氧很快溶入水中。随着曝气机的不断转动，表面水层不断更新，氧气不断地溶人，同时池底含氧量小的混合液向上环流和表面充氧区发生交换，从而提高了整个曝气池混合液的溶解氧含量。因为池液的流动状态同池形有密切的关系，故曝气的效率不仅决定于曝气机的性能，还同曝气池的池形有密切关系。     表曝机叶轮的淹没深度一般在10～100mm，可以调节。淹没深度大时提升水量大，但所需功率亦会增大，叶轮转速一般为20～100r/min，因而电机需通     过齿轮箱变速，同时可以进行二挡和三挡调速，以适应进水水量和水质的变化。我国目前应用的这类表曝机有泵型，倒伞型和平板型，见（）。其中泵型表曝机已有系列产品。     （2）卧式曝气刷  这类曝气机的转动轴与水面平行，主要用于氧化沟。在垂直于转动轴的方向装有不锈钢丝（转刷）或板条，用电机带动，转速在50～70r/min，淹没深度为（1/3～1/4）转刷直径。转动时，钢丝或板条把大量液滴抛向空中，并使液面剧烈波动，促进氧的溶解；同时推动混合液在池内回流，促进溶解氧的扩散。见（）。     3.曝气设备性能指标     比较各种曝气设备性能的主要指标有：一是氧转移率，单位为mg/L.h;二是充氧能力（或动力效率）即每消耗1kW·h动力能传递到水中的氧量（或氧传递速率），单位为kgq/kwh；三是氧利用率，通过鼓风曝气系统转移到混合液中的氧量占总供氧的百分比，单位为%。机械曝气无法计量总供氧量，因而不能计算氧利用率。 三、）     旋转推流是在这种曝气池中，扩散器装于横断面的一侧。由于气泡形成的密度差，池水产生旋流。池中的水沿池长方向流动外，还有侧向旋流，形成了旋转推流，见（）。 2.xx混合曝气池     xx混合曝气池的池型可以为圆型也可以为方型或矩型。曝气设备可采用表面曝气机，置于池的表层中心，污水进入池的底部中心。污水一进池，在表面曝气机的搅拌下，立即和全池混合，水质均匀，不象推流那样前后段有明显的区别。xx混合曝气池可以和沉淀池分建和合建，因此可以分为分建式和合建式。    （1）分建式  表面曝气机的充氧和混合性能同池型关系密切，因而表面曝气机的选用应和池型配合，以达到好的效果。当采用泵型叶轮，线速度在4～5m/s时，曝气池的直径与叶轮的直径之比宜为4.5～7.5，水深与叶轮的直径比宜为2.5～4.5。当采用倒伞型和平板型叶轮时，叶轮直径与曝气池的直径之比宜为1/3～1/5。分建式虽然不如合建式用地紧凑，且需专设的污泥回流设备，但运行上便于调节控制。    （2）合建式  合建式表面曝气池，我国定名为曝气沉淀池，国外称为加速曝气池。这种池型在我国曾一度流行，因为结构紧凑，沉淀池与曝气池合建于一个圆型池中，沉淀池设于外环，与中间的曝气池底有回流污泥缝相通，靠表曝机造成的水位差使回流污泥循环。为了使回流污泥缝不堵塞，缝隙较大，但这样又使回流污泥流量过大，通常达进水量的{bfb}以上，有的竟达500%。由于曝气池和沉淀池合建于一个构筑物，难于分别控制和调节，运行不灵活，出水水质难于保证，国外已趋淘汰。合建式也可做成矩型。     3.两种池型的结合     在推流曝气池中，也可以用多个表曝机充氧和搅拌，对于每一个表曝机所影响的范围内，则为xx混合，而对全池而言，又近似推流，此时相邻的表曝机旋转方向应相反，否则两机间的水流会互相冲突，见（）。也可用横向挡板在机与机之间隔开，避免互相干扰，见（）。这种池型各池可以独立，就成为xx混合；也可以各池串联，成为近似推流，运行灵活。     为了曝气池投产时驯化活性污泥，各类曝气池在设计时，都应在池深1/2处留排液管。 第3节  活性污泥法的发展和演变         传统的活性污泥法或称普通活性污泥法，经不断发展，已有多种运行方式。     1.渐减曝气     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。因此等距离均量地布置扩散器是不合理的。实际情况是：前半段氧远远不够，后半段供氧超过需要。渐减曝气的目的就是合理的布置扩散器，使布气沿程变化，而总的空气用量不变，这样可以提高处理效率。     2.分步曝气     在30年代，纽约市污水厂的曝气池空气量供应不足，厂总工程师把入流的一部分从池端引到池的中部分点进水，见()，解决了问题。使同样的空气量，同样的池子，得到了较高的处理效率。     3.xx混合法     美国1950年以前建造的曝气池全是狭长的条形池，按推流设计。由于前段需氧量很大，因而通过渐减曝气池来解决。但是，一般池子只有中段（约全长的 1/3处）需氧速率与氧传递速率配合的比较好一些，见()。在池的前段，因食料多，微生物的生长率高，需氧率也就很大，因而即使渐减曝气也不能根本解决问题，实际的需氧速率受供氧速率控制和制约。图中需氧和供氧率之间池前后两块面积应相等。     这样的供氧和需氧情况，当受到冲击负荷时，前段阴影面积扩大，后段阴影面积缩小，严重时，后段面积全部消失，出现全池缺氧情况。     从上面二种运行方式看，传统活性污泥法的重要矛盾是供氧和需氧的矛盾，为了解决这个矛盾，渐减曝气是通过布气的方法来改善，分步曝气则是通过进水分配的均匀性上来改善。     为了根本上改善长条形池子中混合液不均匀的状态，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，它就是xx混合的概念，见()。在xx混合法的曝气池中，需氧速率和供氧速率的矛盾在全池得到了平衡，因而xx混合法有如下特征： 　　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人流出现冲击负荷时，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，而不是象推流中仅仅由部分回流污泥来承担。因而xx混合池从某种意义上来讲，是一个大的缓冲器和均和池。它不仅能缓和有机负荷的冲击，也减少有毒物质的影响，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率比较均匀。     为适应xx混和的需要，机械曝气的圆形池子也得到了发展。机械曝气器很象搅拌机，而圆形池子便于xx混合。     4.浅层曝气     1953年，派斯维尔（Pasveer）曾计算并测定氧在10℃静止水中的传递特性，如图14-25所示。他发现了气泡形成和破裂瞬间的氧传递速率{zd0}的特点。在水的浅层处用大量空气进行曝气，就可获得较高的氧传递速率。为了使液流保持一定的环流速率，将空气扩散器分布在曝气池相当部分的宽度上，并设一条纵墙，将水池分为二部分，迫使曝气时液体形成环流。     根据xx德国埃姆歇实验站的测定结果，深度与单位能量吸氧率的关系见()。因而扩散器的深度放置在水面以下0.6～0.8m范围为宜，此时与常规深度的曝气池相比，可以节省动力费用。此外，由于风压减小，风量增加，可以用一般的离心鼓风机。     浅层曝气池水深为3～4m，以浅者为好。深宽比在1.0-1.3之间，供气量为30～40 m3/3（水）·h，风压lOkPa左右，动力效率可达1.8-2.6kg02/kW·h。     浅层曝气与一般曝气相比，空气量是增大，但风压仅为一般曝气的1/3～1/4，故电耗并不增加而略有下降。浅层池适用于中小型规模的污水厂。但由于布气系统进行维修上的困难，没有得到推广应用。     5.深层曝气     曝气池的经济深度是按基建费和运行费用来决定的。根据长期的经验，并经过多方面的技术经济比较，经济深度一般为4～5m。但随着城市的发展，普遍感到用地紧张，为了节约用地，从60年xx始，研究发展了深层曝气法。     一般深层曝气池水深可达10～20m。70年代以来，国外又发展了超深层曝气法，又称竖井或深井曝气，水深竟达150-300m，大大节省了用地面积。同时由于水深大幅度增加，可以促进氧传递速率，从而提高了曝气池处理污水的负荷。但对深层曝气的特性和经济效果，还不能说已十分清楚。     深井曝气法的实际装置直径为1.0～6.0m，深度为50-150m。井中分隔成两个部分，一面为下降管，另一面为上升管。污水及污泥从下降管导入，由上升管排出。在深井靠地面的井颈部分，局部扩大，以排除部分气体。经处理后的混合液，先经真空脱气（也可以加一个小的曝气池代替真空脱气，并充分利用混合液中的溶解氧），再经二次沉淀池固液分离。混合液也可用气浮法进行固液分离。()为深井曝气法处理流程。     在深井中可利用空气作为动力，促使液流循环。采用空气循环的方法是启动时先在上升管中比较浅的部位输入空气，使液流开始循环，待液流xx循环后，再在下降管中逐步供给空气。液流在下降管中与输入的空气一起，经过深井底部流人上升管中，并从井颈顶管排出，并释放部分空气。由于下降管和上升管的气液混合物存在着密度差，故促使液流保持不断循环。深井曝气池简图见()。     深井曝气法中，活性污泥经受压力的变化较大，有时加压，有时减压，实践表明这时微生物的活性和代谢能力并无异常变化。但合成和能量的分配有一定变化，运行中发现二氧化碳的量比常规曝气多30%，污泥产量低。     深井曝气池内，气液紊流大，液膜更新快，促使KI。值增大，同时气液接触时间增长，溶解氧的饱和浓度也由深度的增加而增加。国外已建成了几十个深井曝气处理厂。国内也正在开展研究。但是，当井壁腐蚀或受损时污水是否会通过井壁渗透，污染地下水，这个问题必须严肃认真地对待。     6.高负荷曝气或变型曝气     有些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300～500mg/L，曝气的时间比较短，约2～3h，处理效率仅约65%左右，有别于传统的活性污泥法，故常称变型曝气。     7.克劳斯（Kraus）法     美国有一酿造厂，污水的碳水化合物含量有时特别高，给城市污水厂的运行造成很大困难，常引起污泥膨胀。膨胀的活性污泥不易在二次沉淀池中沉淀，而随水流带走，不仅降低了出水水质，而且造成回流污泥量不足，进而降低了曝气池中混合液悬浮固体浓度。如不及时采取措施加以解决，就会使系统中的活性污泥愈来愈少，从根本上破坏曝气池的运行。     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，成功地克服了高碳水化合物的污泥膨胀问题。这个过程称为克劳斯法。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。此外，消化池上清液挟带的消化污泥比重较大，有改善混合液沉淀性能的功效。     8.延时曝气     延时曝气在40年代末到50年代初在美国流行起来。特点是曝气时间很长，达24h甚至更长，MLSS较高，达到3 000-6 000mg/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，{zx0}是牛奶场，后来用于村庄和风景区、旅社等。近年来，国内用于高层建筑生活污水处理。设备可用钢板装配，由厂商供应。对于不是24h连续来水的场合，常常不设沉淀池而采用间歇运行方式，例如20h曝气和进水，2h沉淀，2h放空，再运行。也有曝气池和二沉池合建的。     9.接触稳定法     50年代德克萨斯州奥斯汀（Austin）城的污水厂由于水量增加，需要扩建。虽然另有空地，但地价昂贵，因而没有扩建的可能性，不得不另找它法。     在实验室里，用活性污泥法处理生活污水时，混合液中液体部分的BOD5下降有一定的规律。如果测定BOD5时的取样间隔时间较长，例如每隔1h取样一次，那么所得的BOD5下降曲线是光滑的，如图14-29的实线所示，表明池液中的反应接近于一级反应。但是，缩短取样间隔时，发现在运行开始后的{dy}小时内，BOD5值有一个迅速下降而后又逐渐回升的现象，见 （）中虚线。而且这个短暂过程中BOD5的{zd1}值与曝气数小时后的BOO<基本相同，其值相当低。利用这一事实，把曝气时间缩短为15～45win（MLSS为2 000 mg/L），取得了BOD5相当低的出水。但是，回流污泥丧失了活性，其降低污水中BOD5的能力下降了。于是把回流污泥与人流的城市污水汇合之前预先进行充分曝气，这样即可恢复它的活性。在适当改变原曝气池的出人口位置和增添扩散板面积后，只用了原池一半容积，就解决了超负荷问题。     但是，每月总有{yt}出水质量不好，调查研究后发现这{yt}是城内牛奶场的清洗日。牛奶场污水BOD5很高而SS不高。这启示了：混合液曝气过程中{dy}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（恢复活性）。     此外，还发现：①这一方法直接用于原污水的处理比用于初沉池的出流水效果好，初沉池可以不用；②剩余污泥量增加了。结果，在改造曝气池时，只增添了空气供应设备的污泥处理设备。接触稳定法的流程简图（）如下。     实际上，再生池和吸附池可合建，用墙隔开。在接触稳定法中，回流污泥浓缩（由2000mg/L变成8000mg/L）再曝气稳定，池容积节省了，或者说，同样的池子增加了处理能力。     在50年xx发的氧化沟是延时曝气法的一种特殊形式（如所示），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，取得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（）示的是一种典型的氧化沟--卡罗塞式氧化沟，它是由荷兰DHV公司于60年xx发的使用很广泛的一种氧化沟，如我国昆明兰花沟污水处理厂，桂林市东区污水处理厂及上海龙华肉联厂的废水处理都采用这种形式的氧化沟，它不但可以达到95%以上的BOD5去除率，还可同时达到部分脱氮除磷的目的。     80年代初，美国开发了将二次沉淀池设置在氧化沟中的合建式氧化沟，()所示的是一种典型的合建式氧化沟——BMTS型，即在沟内截出一个区段作为沉淀区，两侧设隔板，沉淀区底部设一排呈三角形的导流板，混合液的一部分从导流板间隙上升进入沉淀区，沉淀的污泥也通过导流板回流到氧化沟，出水由设于水面的集水管排出。因省去二沉池，故节省占地，更易于管理。     11.纯氧曝气     以纯氧代替空气，可以提高生物处理的速度。纯氧曝气采用密闭的池子。曝气时间较短，约1.5～3.0h，MLSS较高，约4000-8000mg/L。因而二沉池的运行要注意。纯氧曝气池的构造见()。     厂商推广纯氧曝气池的主要论点之一是：氧的纯度达98%。在密闭的容器中，溶解氧饱和浓度可提高，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，污泥的沉淀性能也好。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。     纯氧曝气的缺点主要是纯氧发生器容易出现故障，装置复杂，运转管理较麻烦。水池顶部必须密闭不漏气，结构要求高，施工要特别小心。如果进水中混入大量易挥发的碳氢化合物，容易引起爆炸。同时生物代谢中生成的二氧化碳，将使气体中的二氧化碳分压上升，溶解于溶液中，会导致pH值的下降，妨碍生物处理的正常运行，影响处理效率。因而要适时排气和进行pH值的调节。     12.活性生物滤池（ABF工艺）     ()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的，又可以是并联的，但主要是串联。塔式滤池滤料表面上附着很多活性污泥，因此滤料的材质和构造不同于一般生物滤池。通常用耐腐蚀的木板条做成栅状板，然后平放重叠起来。栅板与栅板之间留有一定间距，塔高4-6m。塔的设计负荷率为3.2kg/ m3·d，去除率约65%，冬季处理效果较差，和水温有关。塔的出流含氧量高达6-8mg/L（20℃），混合液需氧速率也高，随废水浓度不同，可达30-300mg/L·h左右。     这里的滤池也可以看作采用表面曝气特殊形式的曝气池，塔是一个强烈的充氧器。因而ABF可认为是一个复合式活性污泥法。     污水流过滤池的时间不到1min，但由于滤料污泥层附着水的存在，实际上污水的逗留时间要长得多。对ABF工艺国内外都作了一些研究，但对它的技术经济和运行特性的研究还不够充分。     13.吸附-生物降解工艺（AB法）     70年代，德国亚深工业大学的Boehnkg教授提出了吸附-生物降解工艺，简称AB法，其工艺流程如()所示。A级以高负荷或超高负荷运行（污泥负荷>2.0kg BOD5/kgMLSS·d），B级以低负荷运行（污泥负荷一般为0.1～0.3kg BOD5/kgMLSS·d），A级曝气池停留时间短，30～60min，B级停留2-4h。该系统不设初沉池，A级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。     该工艺处理效果稳定，具有抗冲击负荷、pH值变化的能力，在德国以及欧洲有广泛的应用。该工艺还可以根据经济实力进行分期建设。例如，可先建A级，以削减污水中的大量有机物，达到优于一级处理的效果，等条件成熟，再建B级以满足更高的处理要求。近年来，AB法在我国的青岛海泊河污水处理厂，淄博污水处理厂等有应用。     14.序批式活性污泥法（SBR法）     序批式活性污泥法简称SBR法，是早期充排式反应器（Fill-Draw）的一种改进，比连续流活性污泥法出现得更早，但由于当时运行管理条件限制而被连续流系统所取代。随着自动控制水平的提高，SBR法又引起人们的重新重视，并对它进行了更加深入的研究与改进，自1985年我国{dy}座SBR处理设施在上海市吴淞肉联厂投产运行以来，SBR工艺在国内已用于屠宰，缫丝，含酚，啤酒，化工试剂，鱼品加工，制药等工业污水和生活及城市污水的处理。     传统活性污泥法的曝气池，在流态上届推流、在有机物降解方面也是沿着空间而逐渐降解的。而SBR工艺的曝气池，在流态上属xx混合，在有机物降解上，却是时间上的推流，有机物是随着时间的推移而被降解的。()为 SBR工艺的基本运行模式，其基本操作流程由进水，反应，沉淀，出水和闲置等五个基本过程组成，从污水流人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。     SBR工艺与连续流活性污泥工艺相比有一些优点，①工艺系统组成简单 （）所示），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。 第4节  活性污泥法系统设计和运行中的一些重要问题         活性污泥法系统的设计和运行有若干关键性问题，认识和理解这些问题对系统的影响，显得十分重要。它们是：①水力负荷；②有机负荷；③微生物浓度；④曝气时间；⑤微生物平均停留时间；⑥氧传递速率；⑦回流污泥浓度；⑧回流污泥率；⑨曝气池的构造；⑩pH和碱度；⑩溶解氧浓度。     下面逐一进行讨论：     1.水力负荷     大部分污水的水力特征是不易控制的因素。当地的生活方式和集流范围相结合形成了流向污水厂的流量变化形式。通常污水流量在{yt}内是变化的。高峰常出现在白天，低谷则出现在黑夜。变化幅度随城市大小而异。城市愈小，变化幅度愈大。在一般的设计中，高峰值约为平均流量的200%，{zd1}值约为平均流量的50%。污水流量还随季节变化，夏季流量大，冬季流量小。     在合流制管道系统中，雨水的流量大，足以破坏污水处理厂的正常运行。若要保证出水的质量，有必要将过大的流量转移到雨水调节池中去，当流量回跌到{zd0}允许流量之下时，再将调节池中的雨水在控制状态下抽送到处理构筑物。雨水的贮存增加了处理系统的复杂性。在分流制系统中，雨水的渗入也会引起运行问题。     很多处理厂用泵来提升污水进入处理厂，由于没有选好泵产生了很多问题。小厂往往只有二个人流泵，一个运行，一个备用。以前通常按每日高峰时的流量选用，该时的流量为平均流量的2～3倍，这样，活性污泥法系统必须承受周期性的冲击负荷，对运行十分不利。应该选用同样型号的几台泵，并和泵前集水井的容积相配合，使进入的变化较大的流量，通过井和泵的配合调蓄后，得到相对较稳定的流量。有时专门设置调节池平衡一日内的流量变化。近年来，螺旋泵再次显示了可提供可变的流量而无需专门设备的优点，但问题是水头相对较小。     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。当流量增加时，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，由于水位的变化，它的运行就变得不稳定。水力影响的主要部分是二次沉淀池。     2.有机负荷     曝气区容积的计算，最早以经验的曝气时间作为主要的设计参数。有了曝气时间（即停留时间），再乘上设计流量，就可得到曝气池的容积。现在则常以污泥的有机负荷率N作为设计参数。     设计中要思考的主要问题是如何确定污泥负荷率和MLSS的设计值。从公式可知，这两个设计值采用得大一些，曝气池所需的体积可以小一些。污泥有机负荷率的大小影响处理效率。根据经验，当采用活性污泥法作为xx处理时，设计的污泥负荷率一般不大于0.5kg（BOD5）/kg（MLSS）·d如果要求氮素转入硝化阶段，一般采用0.3kg（BOD5）/kg（MLSS）·d，通常称为常负荷。有时为了减小曝气池的容积，可以采用高负荷，即污泥负荷率采用1以上。采用高的污泥负荷率虽可减小曝气池的容积，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。因此，近年来，很多国家的科技人员不主张采用高负荷系统。有时为避免剩余污泥处置上的困难和要求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，曝气池中的污泥浓度维持较高，可以基本上没有剩余活性污泥，这就是延时曝气法。()显示了污泥负荷与BOD5，去除率，污泥龄及污泥产量的关系。     3.微生物浓度     怎样确定混合液污泥浓度MD.SS呢?提高MLSS，可以缩小曝气池的容积，或者说，可以降低污泥负荷率，提高处理效率。那末，在设计中采用高的MLSS是否就可以提高效益呢?这种想法是一种错觉。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，过高的微生物浓度在后续的沉淀池中难于沉淀，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。而各种曝气设备都有其合理的氧传递速率的范围。例如，穿孔管的氧传递速率为20-30mg/L·h，微孔曝气（微孔陶瓷管或扩散板）设备的氧传递速率为40～60mg/L·h，纯氧曝气设备的氧传递速率为150mg/ L·h左右。对于每一种曝气设备，超出了它合理的氧传递速率范围，其充氧动力效率将明显降低，使能耗增加。因此，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。根据长期的运行经验，采用鼓风曝气设备的传统活性污泥法时，曝气池中MLSS在2000mg/L左右是适宜的。     对不同的水质、不同的工艺应根据具体情况探索合理的微生物浓度。     4.曝气时间     曝气时间和有机负荷的关系很密切，在考虑曝气时间时要注意一些其他有关因素。在通常情况下，城市污水的最短曝气时间为3h，或更大些，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，在其它时间，供氧量过大，造成浪费，设备的能力不能充分得到利用。但若曝气池做得大些，则可降低需氧速率，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。因而要仔细地评价曝气设备和能源消耗的费用以及曝气池的基建费用，使它们获得{zj0}匹配。     假如希望获得硝化处理结果，那么曝气时间长短的选择是重要的。无论是含碳物质代谢需氧还是硝化代谢需氧，都要求足够的氧。     长时间曝气能降低剩余活性污泥量，这是由于好氧硝化以及内源呼吸降低了活性物质量所致。这样的系统更能适应冲击负荷，但曝气池容积增大。因而事物总是一分为二的，要结合具体的要求来选择。     5.微生物平均停留时间（MCRT）     微生物在曝气池中的平均停留时间，又称泥龄，是活性污泥法系统设计和运行中最重要的参数之一。选择一定的有机负荷率和一定的MLSS浓度，就相应决定了微生物的平均停留时间。因而有机负荷率和泥龄存在着内在的联系。     微生物平均停留时间是工作着的活性污泥总量同每日排放的剩余污泥量的比值，单位是d。例如，活性污泥总量为5000kg，每日排泥为500kg，则微生物的停留时间为10d。这也说明，工作着的活性污泥每日更新十分之一。停留时间愈短，曝气池中的活性污泥更新愈快，愈年轻。     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。当用回流使微生物的平均停留时间大于水力停留时间时，微生物浓度增加，改善了微生物的絮凝条件，提高了微生物在二沉池中的固液分离性能。但过长的泥龄使微生物老化，絮凝条件恶化，并增加了惰性物质引起的浊度。根据这个现象，微生物的停留时间应足够的长，促使微生物很好的絮凝，以便重力分离，但不能过长，过长反而促使絮凝条件变差。     经验已经表明，通常活性污泥法系统的微生物平均停留时间约为水力停留时间的20倍。延时曝气系统的比例为30：1，甚至为40：1。对于高负荷系统，其比例接近10：1。通常活性污泥系统的水力停留时间，对城市污水来讲，为4-6h，则相应的微生物停留时间为3.3～5 d。延时曝气的水力停留时间为24h，则微生物停留时间为30d左右。高负荷系统曝气时间为2-3h，微生物停留时间约为1d。这些是经验的数值。     计算活性污泥法系统的MCRT是否应包括二沉池中的活性污泥量呢?无疑在二沉池中有着可观的活性污泥量，但由于氧的浓度很低，微生物代谢可以忽略。因而在评价时，不能只看到活性污泥总量，而要看条件。正由于此，大多数活性污泥法系统设计时，只根据曝气池的污泥来计算MCRT。但在接触稳定系统中，因为混合池和再曝气池的水力停留时间不同，MLSS浓度也不同，且二次沉淀池经常用作污泥调蓄池，在这种情况下，根据混合池和再曝气池的运行数据计算MCRT发现变化很大，而考虑沉淀池污泥量后，则MCRT比较稳定，这个问题还值得研究。其它大部分活性污泥法系统以天计的总有机负荷和剩余污泥量变化不大，每天计算的MCRT值比较稳定。     微生物的平均停留时间还有助于进一步理解活性污泥法的某些机理。前面曾指出，活性污泥分两个阶段去除污水中有机物，先是吸附，后是稳定，而且吸附的时间比较短，稳定的时间比较长。但对稳定时间的长短没有具体概念。实际上，微生物平均停留时间反映了稳定时间的长短。因而根据微生物停留时间来考察活性污泥，是认识活性污泥的一个有效途径。     有时，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这个活性污泥中繁殖。例如，有人曾研究了亚硝化单胞菌属的生长率，并推算了它们的世代时间，如表14-7所示。     从上表可知，当混合液温度为20℃，活性污泥停留时间为2d时，亚硝化单胞菌属就不可能在这个活性污泥中繁殖。因为在这种情况下，这属xx每日只能增加33%，但每日却要排出50%。排出的多，增加的少，它们只会减少，不会增多。这时，混合液中氮氨就不会得到硝化，出水中即使有硝酸盐，浓度必然很低。若希望出水中的氨氮含量低，就得降低污泥负荷率，提高微生物平均停留时间。     6.氧传递速率     氧传递速率将最终确定任一活性污泥法系统的能力。氧传递速率要考虑二个过程，即氧传递到水中以及真正传递到微生物的膜表面。通常的试验数据只表明氧传递到水相，但这并不意味着同样量的氧已达到了微生物表面，而后者则控制着微生物能力的发挥。从这个观点来看，曝气设备不仅要提供充分的氧，而且要创造足够的紊动条件，以剪切活性污泥絮体，这样可使被围在污泥絮体中的xx得到氧。因此要提高氧的传递速率，必须有充足的氧量，并使混合液中的悬浮固体保持悬浮状态和紊动条件。无疑，曝气设备的选择，布置，以及如何同池型配合，是提高曝气池性能的重要条件。     机械表面曝气机，是把水粉碎成小的液滴，散布于连续的大气相中，而扩散曝气器则是把空气粉碎成微小气泡，散布于连续的液相。目的都是希望从空气中获得氧，提高液相中的氧浓度。有人认为，从实际的观点来看，以液滴的方式来获得同量的氧量比气泡的方式容易。但这个比较是不涉及曝气设备的性能和能耗，布置的简易性、以及池型配套的易行性等因素，目前二种曝气方法几乎同样流行。事实上曝气设备的发展还和水力流态，即反应器的型式有关。     在气泡曝气中，气泡在上升的过程，向邻近液体传递氧，因而气泡中的氧浓度降低，相邻液体的氧浓度提高，这二个因素都使氧的传递速率减慢。而细的气泡不能促使邻近液体产生紊动，泡和水几乎是同速上升。因而{zd0}的氧传递速率是发生在气泡刚形成时。基于这种认识，要提高氧传递速率，就要尽可能使单位气量分布在最宽的断面上。但是当把扩散板布满大部分池底时，在同样的气量下，曝气强度（单位面积上的气体流量）不够，MLSS要沉下来。因而把扩散板移向池的一边，这样能使MLSS保持悬浮状态。     机械曝气中使用的齿轮箱和轴承的耐久性相对于气泡曝气来说是一个很大的问题。慢速曝气机的混和深度为2.5～3m，高速曝气机的混和深度更低。设置导流筒可以改善混和深度，但要增加动力消耗。慢速机械表面曝气机的氧传递速率为40～50mg/L·h，高速机械表面曝气机的氧传递速率为20-30mg/ L·h。 近年来，对曝气叶轮的减速传动装置不断加以改进，目前在一些污水处理厂中已采用直流电动机代替变速电动机。直流电动机的优点是效率高，运转稳定，通过调整电压的方法来改变叶轮转速，以满足需氧率的变化。从运行实践来看，反应普遍良好。缺点是调压设备庞大，占地较多。有些厂已用可控调压设备来改进。 7．回流污泥浓度     在1 L的量筒中测定SVI，筒壁对活性污泥的沉降特性有影响。某些厂的 SVI大于100，但也能产生10000mg/L的回流污泥，说明沉淀池的污泥沉降特性比量筒还要好。     沉降浓缩性能略差的回流污泥，其浓度范围在5000～8000mg/L，则回流量等于原污水的25%。若回流浓度为5000mg/L，则回流量为原污水的67%。     8.回流污泥率     正如上面指出的，回流污泥量与回流污泥浓度和所期望的MLSS浓度有关。要求的MLSS浓度高，回流量就要增大。     高的污泥回流量增大了进入沉淀池的流量，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{zd1}流量。这为沉淀池提供了{zd0}稳定性。        目前有些厂使用螺旋泵，该泵提升水头小，工作弹性大，适合于回流活性污泥。     小厂运行时，回流污泥量可变性大，为了力争有机负荷率保持稳定，近年来已使用变速泵，以便有规律地来调节回流量。但是经验表明，控制有机负荷率不变，引起的问题还是不小。因随着污水流量的增加而增加污泥回流量，这样对二次沉淀池产生了很大的水力冲击，恶化出流。增加MLSS等于增加需氧量，否则不能维持有机负荷的稳定，但却引起了曝气系统的过负荷，再次促使出流恶化。       研究表明，一般情况下，常量的污泥回流比变量回流好。常量的污泥回流是最简便的运行方式。在常量回流而当人流量较低时，沉淀池中有较多的回流污泥流人曝气池，比从曝气池中流人沉淀池的污泥多，这样，在曝气池中的MI..KG增加了，这等于为流量和有机负荷的增加作了准备，而沉淀池中贮存的污泥体积变得最小。当流量增加和有机负荷增加时，曝气池中较高的MLSS已具备了适应条件，这时有更多的MISS从曝气池中流向沉淀池时，而二次沉淀池早已留出了空间。MLSS能自动地响应流量和有机负荷的变化，以产生{zh0}的出流质量。因而，保持常量回流，并使回流量控制在相对较低的流量上，能自动调节人流量和有机负荷的变化。季节性的流量变化较大，只要几个星期改变一次回流量即可。     9.曝气池的构造     近几年来，很少注意曝气池的构造。似乎什么构造的曝气池都能使用。实际上，曝气池的构造对活性污泥法起着一个十分重要的作用。     英国开发的狭长形曝气池是考虑以连续流池来代替间歇池。当旋流曝气池引入美国时，开始注意曝气池的纵向短流问题。于是在池的横方向设置了障板，以防短流，但效果不佳，以后又拆除了。将曝气池横断面的四角做成内圆，有利于旋转并防止死角，减少水头损失。池深取决于曝气器所使用的鼓风机压力，池宽通常为池深的一倍。     用示踪剂研究表明：示踪剂的峰值约在停留时间的35%的长度位置上，流态倾向于xx混和。说明纵向混和很严重。氧消耗率的数据表明：开始时的速率远远超过氧的实际传递能力，迫使未被处理的有机物移向曝气池的下方，氧消耗率在35%的纵向距离之前跌得很快，然后慢慢往下跌，曝气池底部的DO仍然为零，明显地说明氧传递受到限制的情况。推流曝气池实质上类似串联的几个xx混和池。     处理量小的xx混和曝气池是一个小的圆形和矩形池，只配有一个机械曝气机，很容易围绕曝气机形成混和区。但当处理量变大后，曝气池也相应增大。三或四只曝气机放在同一只大的曝气池中，这样，围绕每一个曝气机形成了一个混和区。若在曝气池的一端进水，另一端出水，则进水端的混合液的氧吸收率比较高，而出水口附近的混合液氧吸收率低。这种情况说明曝气池不是充分xx混和的。当曝气池很大时，设置了很多等距离的曝气机，一端进水，一端出水。这样的曝气池类似于传统的曝气池。     随着池型的发展，穿孔管曝气已使用于20m深的曝气池中去，在这种深度下，可以产生细气泡，增加了氧的传递能力。机械曝气机配合导流简可用于 10m深的池中。设计工程师应将曝气设备的特性和池型构造有机地结合起来适应各种有局限的空间，进行创造性的工作。     10.pH和碱度     活性污泥通常运行在pH：6.5-8.5pH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的碳酸铵碱度和从xx水中带来的碱度所致。生活污水中有足够的碱度使pH保持在较好的水平。软水地区的xx水中缺少xx碱度。由于有机酸的形成。pH可跌到5.5，甚至低于5.0。在这种系统中可用pH来度量进行中的硝化作用。     工业污水中经常缺少蛋白质，因而产生pH过低问题。在糖厂、淀粉厂和某些合成化学厂，这个问题尤为严重。糖、醛、丙酮和乙醇被xx代谢为有机酸，它能降低pH和减慢代谢速度。碱或石灰能直接添加到曝气池中，以维持所希望的pH。碱或石灰同代谢产生的Cq作用产生碳酸钠或碳酸钙可作为缓冲剂。工业污水中的有机酸通常在进入曝气池前进行中和。当有机物被代谢时，形成了相应的碳酸盐。氨基化合物和蛋白质由于代谢释放了铵离子，从而形成了碳酸铵。     当pH低于6时，刺激了霉菌和其它xx的生长，抑制了通常xx的繁殖。丝状xx的沉淀性能差，使过量的微生物流失于出流中。     11.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xx能获得所需要的溶解氧来进行代谢，其代谢速率不受溶解氧浓度的影响。当耗氧速率超过实际的氧传递速率时，代谢速率受氧传递速率控制。     好氧代谢，包括硝化，仅发生在曝气池中有剩余氧的地方。从理论上讲，剩余的氧约1mg/L是足够了。有很多人做了研究认为，对于单个悬浮着的好氧xx代谢，溶解氧浓度只要高于0.1-0.3 mg/L，代谢速率就不受溶解氧浓度影响。但是，活性污泥絮体是许许多多个体集结在一起的絮状物质，要使内部的溶解氧浓度达到0.1-0.3mg/L，絮体周围的溶解氧浓度一定要高得多，具体数值同絮状体的大小、结构及影响氧扩散性能的混和情况有关。最主要的还是混和情况。从某种意义上讲，混和情况决定了絮状体的大小和结构。因而这个数值是和混和情况有关·的一个变数。而混和、充氧都是通过曝气设备来完成的，经过长期的探索之后，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正常的运行。     过分的曝气，虽溶解氧浓度很高，但由于紊动过分剧烈，导致絮状态体破裂，使出水浊度升高。特别是对于耗氧速度不高，而泥龄偏长的系统，强烈混合使破碎的絮体不能很好的再凝聚。保证絮体很好凝聚的条件是活性物质占整个 MLSS的1/3，当活性物质低于10%时，絮体很易破碎而不能很好地再凝聚。这些离散的污泥沉淀性能差，往往流失于出流中。原生动物也不能去除这些颗粒，因为它缺少原生动物所需的营养。过分的曝气使这些颗粒有可能积聚在沉淀池的表面，形成深褐色的浮渣。     12.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，污泥就不易沉淀，反映在SVI值升高。混合液在1 000mL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。活性污泥膨胀是活性污泥法的老大难问题。因膨胀污泥不易沉淀，容易流失，既降低处理后的出水水质，又造成回流污泥量的不足，如不及时加以控制，就会使系统中的污泥愈来愈少，从根本上破坏曝气池的运行。据上海市的调查，几乎所有采用活性污泥法的城市污水厂都曾发生过污泥膨胀问题。据前xx德国斯图加特大学给水排水研究所对数百个活性污泥法城市污水厂调查的结果表明，有70%以上的污水厂都存在不同程度的污泥膨胀问题。     但是，沉降性能恶化并不都是污泥膨胀现象，不应混淆。例如，在二沉池中，由于反硝化生成氮气使污泥上浮，或是部分地区积泥造成厌氧发酵而上浮等都不属于我们所讨论的污泥膨胀问题。膨胀的活性污泥，主要表现在压缩性能差，沉淀性能不良，这主要表现在SVI值高。而它的处理功能和净化效果并不差。作为膨胀污泥的SVI限值，目前并不统一。一般认为，SVI超过200，就算污泥膨胀。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以及并无大量丝状菌存在的非丝状菌性膨胀。丝状菌性膨胀是最经常发生和最主要的一类膨胀。     （1）丝状菌性膨胀  这类膨胀是污泥中的丝状菌过度增长繁殖的结果。活性污泥中的微生物是一个以xx为主的群体。正常的活性污泥是絮花状物质，其骨干是千百个xx结成的团粒，叫菌胶团；xx的絮凝可能是Zooglc~ ramigera分泌的外酶造成的。在不正常的情况下，活性污泥中菌胶团受破坏，而丝状菌大量出现。膨胀污泥中的丝状菌，据荷兰和前xx德国学者的调查研究，已分离出一百多种，其中常见的有数十种。根据上海市污水厂的调查，主要是以浮游球衣xxSphaerotilusnatans为代表的有鞘xx和以丝硫xx为代表的硫xx。     当污泥中有大量丝状菌时，大量具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，形成污泥膨胀。     造成污泥丝状膨胀的主要因素大致为：①污水水质。研究结果表明，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高的污水往往发生由浮游球衣xx引起的丝状膨胀，含硫化物高的污水往往发生由硫xx引起的丝状膨胀。污水的水温和pH值也对污泥膨胀有明显的影响。水温低于1512时，一般不会膨胀。pH低时，容易产生膨胀。     有的研究认为，污水中碳、氮、磷的比例对发生丝状膨胀影响很大，氮和磷不足都易发生丝状膨胀。但有的研究结果表明，恰恰是含氮太高促使了污泥膨胀，在试验室的研究也表明，如以葡萄糖和牛肉膏为主配制人工污水进行试验，则不论碳、氮、磷的比例是高或低，都会产生极其严重的污泥膨胀。②运行条件。曝气池的负荷和溶解氧浓度都会影响污泥膨胀。曝气池中的污泥负荷（以kg （BOD5）/kg（MLSS）.d计）较高时，容易发生污泥膨胀。曾有人根据部分城市污水厂的运行资料统计后得出结论：活性污泥的SVI值与污泥负荷值密切相关。负荷低或高都不易发生污泥膨胀，而在0.5～1.5kg（BOD5）/kg（MLSS）·d范围内SVI较高（负荷为1.0时最严重），甚至导出了SVI与污泥负荷的关系公式。但实践表明，这样的结论是不恰当的。影响污泥丝状膨胀的最主要因素是水质而不是污泥负荷。对某些污水，不论污泥负荷较高或较低都会发生污泥丝状膨胀；对某些污水则相反，都不会发生污泥丝状膨胀。污泥负荷对污泥膨胀在一定条件下有一定的影响而无必然的联系。关于溶解氧浓度的影响，结论也往往有矛盾。多数资料表明，溶解氧浓度低时，容易发生由浮游球衣xx和丝硫xx引起的污泥膨胀。但也有资料表明，正是溶解氧浓度高，促进了污泥膨胀。我们的试验证实，对于含硫化物高的污水（例如已经陈腐的污水），不论曝气池中的溶解氧浓度低或高都会产生由硫xx过度繁殖引起的污泥膨胀。不过，在溶解氧低时，污泥中占优势的是丝硫菌；在溶解氧高时，占优势的是亮发菌。③工艺方法。研究和调查表明，xx混合的工艺方法比传统的推流方式较易发生污泥膨胀，而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（设有沉砂池）的活性污泥法，SVI值较低，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服浮游球衣xx引起的污泥膨胀。     （2）非丝状菌性膨胀  发生污泥非丝状菌性膨胀时，与丝状菌性膨胀相类似，SVI值很高，污泥在沉淀池内很难沉淀、压缩。此时的处理效率仍很高，上清液也清澈。如将污泥用显微镜检查，则情况就xx不同。在显微镜下，看不到丝状xx，即使看到也是数量极少的短丝状菌。     经研究，非丝状菌性膨胀污泥含有大量的表面附着水，xx外面包有粘度极高的粘性物质，这种粘性物质是由葡萄糖、甘露糖、阿拉伯糖、鼠李糖、脱氧核糖等形成的多糖类。     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，xx吸取了大量营养物，但由于温度低，代谢速度较慢，就积贮起大量高粘性的多糖类物质。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，使污泥的SVI值很高，形成膨胀污泥。在运行中，如发生污泥膨胀，可针对膨胀的类型和丝状菌的特性，采取以下一些抑制的措施，如：①控制曝气量，使曝气池中保持适量的溶解氧（不低于1～2mg/L，不超过4mg/L）；②调整pH值；③如氮、磷的比例失调，可适量投加氮化合物和磷化合物；④投加一些化学药剂（如铁盐凝聚剂、有机阳离子凝聚剂，某些黄泥等惰性物质以及漂白粉、液氯等）。但投加药剂费用较贵，停止加药后又会恢复膨胀，而且并不是对各类膨胀都是有效的；⑤城市污水厂的污水在经过沉砂池后，跳越初沉池，直接进入曝气池。     在设计时，对于容易发生污泥膨胀的污水，可以采取以下一些方法：①减小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悬浮物，可使曝气池中的污泥浓度明显增加，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，或是初次沉淀池--生物膜法处理--曝气池--二次沉淀池等工艺。这种方法，实际改变了进入后面的曝气池时的水质，可以有效地防止活性污泥的膨胀；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。这样，既降低了曝气池的污泥负荷，又改变了进入后面部分曝气池的水质，可以有效地克服活性污泥膨胀；④用气浮法代替二次沉淀池，可以有效地使整个处理系统维持正常运行。但气浮法的运行费用比二次沉淀池高。 第5节  二次沉淀池       一、      二、          二次沉淀池是整个活性污泥法系统中非常重要的一个组成部分。整个系统的处理效能与二次沉淀池的设计和运行是否良好密切相关。从利用悬浮物与污水的密度差以达到固液分离的原理来看，二次沉淀池与一般的沉淀池并无不同；但是，二次沉淀池的功能要求不同，沉淀的类型不同，因此，二次沉淀池的设计原理和构造上都与一般的沉淀池有所不同。     二次沉淀池在功能上要同时满足澄清（固液分离）和污泥浓缩（使回流污泥的含水率降低，回流污泥的体积减少）两方面的要求。 一、)所示的情况。开始沉淀时，筒中液体是均匀一致的。沉淀片刻后，开始出现泥、水分层现象，且泥面清晰，上层清液中虽可能仍有微细的泥花，但为数廖廖，且不易沉降。如果取样分析，则这时泥层B中固体浓度是均匀一致的。随着沉淀时间的延长，泥面逐渐下沉，量筒底部出现泥层C。泥层B与C是不同的。泥层B的固体浓度不变。整个泥层以整体的形式缓缓等速下沉，这叫成层沉淀。泥层中泥花的相对位置保持不变。在C层中，随着泥面的下降，泥花之间的距离缩小。泥层逐渐变浓，{zh1}出现D层，上层泥花挤压下层泥花，泥层浓缩，通常叫污泥浓缩。     试验还表明，当混合液的悬浮固体浓度达18mg/L以上，不论浓度大小，都会得到上述类似的现象。但泥层B的下沉速度与悬浮固体浓度有关。悬浮固体浓度愈大，沉速愈小，反之，则沉速愈大。     一般认为，混合液在沉淀筒中的试验，与自由沉淀、絮凝沉淀时的情况相类似，都可以较好地反映混合液在二次沉淀池中的起初情况。从这一点出发 Kynch、Fitch.nck等人分别提出和推导出各种设计计算二次沉淀池的方法。      他们的基本思路大致可归纳为：     （1）假定混合液在沉淀筒中的静止沉淀试验，可以反映混合液在二次沉淀池中的真实情况。因此静止沉淀试验所得的数据可以作为设计时的依据。     （2）二次沉淀池要同时考虑澄清和浓缩的要求。     （3）静止沉淀时，成层沉降速度（即泥层B的下沉速度）决定于悬浮固体的浓度。此速度决定了二次沉淀池的澄清能力。由此，即可算出二沉池所需的表面积。     （4）二沉池的浓缩能力决定于所要求的底流浓度（排出二沉池的回流活性污泥的浓度）。根据沉速是固体浓度的函数以及物料平衡原理，可以按所要求的底流浓度推算出二沉池所需的表面面积。     （5）根据以上（3）及（4）算得的两个表面面积，选择大的数值作为二沉池的设计面积。在一般情况下，浓缩是设计的控制因素。     他们的方法是否合理可靠?最关键的问题是第（1）点假定是否符合实际。     根据对污水厂中实际运行的二次沉淀池实测的结果以及在污水厂现场用连续流沉淀池模型试验的结果都表明：沉淀筒静沉试验不能够反映二次沉淀池的真实运行情况。     实际情况是这样的：     （1）二次沉淀池中普遍地存在着四个区：清水区、絮凝区、成层沉降区、压缩区。一般存在着两个界面：泥水界面和压缩界面（）。     （2）混合液进入二沉池以后，立即被池水稀释，固体浓度大大降低，并形成一个絮凝区。絮凝区上部是清水区，清水区与絮凝区之间有一泥水界面。     （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。压缩区与成层沉降区之间有一明显界面，固体浓度发生突变。运行正常的、沉降性能良好的活性污泥，在污泥压缩区的积存量是很少的。当污泥沉降性能不大理想时，才在二沉池的泥斗中积有较多污泥。排出二沉池的底流浓度主要决定于污泥性质和污泥在泥斗中的积存时间。     因此，可以认为，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。 二、     二次沉淀池的构造与污水厂的初步沉淀池一样，可以采用平流式、竖流式和幅流式沉淀池。但在构造上要注意以下特点：     （1）二次沉淀池的进水部分要仔细考虑，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，因此要限制出流堰处的流速，可在池面布置较多的出水堰槽，使单位堰长的出水量不超过10m3/m·h。     （3）泥污斗的容积，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。     由于混合液的沉淀是成层沉淀和混合液沉淀池中存在异重流，活性污泥法二沉池的情况显然不同于初沉池，因此同其设计原理一样，其构造也是一个研究课题，特别是幅流沉淀池。     在国内，有时为了提高二次沉淀池的负荷，采用在澄清区内加设斜板的方法。这在理论上和实践上都是不妥当的。首先从提高二沉池的澄清能力来看，斜板池可以提高沉淀效能的原理主要适用于自由沉淀。但在二沉池中，属于成层沉淀而非自由沉淀。当然，在二沉池中设置斜板后，实践上可以适当提高池子的澄清能力，这是由于斜板的设置可以改善布水的有效性而不属于浅池理论的原理。要提高二沉池的澄清能力，更有效的方法应是合理设计进水口。加设斜板对提高浓缩能力毫无效果。这从理论分析和实际调查结果都已证实。再者加设斜板较多地增加了二沉池的基建投资，并由于容易在板上积存污泥，会造成运行管理上的麻烦。