2014全国注册环保工程师考试知识点解析

1.水质指标

（1）水质 水质是指水与其中所含杂质或污染物共同表现出来的物理、化学和生物学的综合特性。

（2）水质指标 水质指标表示水中特定杂质或污染物的种类和数量，通常用来衡量水质的好坏和污染程度。包括：

1）物理指标

①感官物理性状指标。如水温、悬浮物、色度、浑浊度、嗅和味和透明度等。

a.水温。温度是表征水的一个重要指标，水的许多物理性质、水中进行的化学反应和生物反应等都与温度有密切关系。例如，水中饱和溶解氧的含量、水的黏度、水中碳酸盐的平衡、化学反应和生物反应的速率等。

b.浑浊度，简称为浊度，表示水中含有交替状态和悬浮状态（较小颗粒的悬浮物）的杂质引起的浑浊程度。浊度的测量方法有散射比浊法、分光光度法和目视比浊法等。如果饮用水中浊度过高，表示除了含有较多的直接产生浊度的无机胶体（黏土胶体）颗粒外，还有可能含有较多的吸附在胶体颗粒上的有机污染物（如腐殖酸、其他有机物等）进而直接产生浊度的高分子有机污染物。控制饮用水的浊度，对于水的感官性状和毒理学、生物学都有重要意义。

c.嗅和味。清洁的水应是无嗅无味的。水中存在异嗅、异味表示水质已受到污染，含有一定的污染物物质。饮用水中的嗅和味分两项来测定。对于饮用水等低臭味的水应采用感官分析法，对原水样和煮沸水样，稍冷后进行嗅气味和尝味道的判别。我国生活饮用水水质要求饮用水“不得有异嗅、异味”，对于废水只有嗅的指标，但对于地表水和污水不包括嗅和味的指标。

②其他物理性状指标。如总固体（TS）、溶解固体（DS）、悬浮固体（SS）、电导率和电阻率等。

2）化学指标

①杂质或污染物单项指标。如硫酸盐、氯化物、四氯化碳、砷、铬、苯、铁和锰等。

②综合性指标。有机污染物的综合指标，如五日生化需氧量（BOD₅）、化学需氧量（COD）、总有机碳（TOC）和高锰酸盐指数（COD_Mn）等。这些指标能够反映水中污染物含量，其中COD和BOD₅适用于较高浓度有机物的度量，多用于废水的测定；而COD_Mn可以用来表示较低浓度水样中的有机物含量，不足之处是高锰酸钾的氧化能力较弱，只能与水中部分有机物发生反应，且反应不完全；对于TOC，常采用仪器测定法，结果可以较好地反映水中有机物的含量，但尚未普及使用。无机污染物的综合指标，如pH值、硬度、酸度、氧化还原电位和总含盐量等。

3）生物学指标。生物学指标包括细菌总数、总大肠菌群数、各种病原细菌和病毒等。

4）放射性指标。水中的放射性指标有总α放射性和总β放射性，单位为Bq/L（Bq是放射性活度的计量单位，其定义为每秒1个核衰变）。

2.水体与水体自净

（1）水体 水体一般是指河流、湖泊、沼泽、水库、地下水和海洋的总称。在环境学领域中，水体不仅是指水，还包括水中的溶解物、悬浮物、水生生物和底泥等，是一个完整的生态系统。

（2）水体自净 水体自净是指排入到水体中的污染物参与水中物质的循环过程，经过一系列的物理、化学和生物学变化，污染物质被分离或分解，水体基本上恢复到原来状态的自然净化过程。

影响水体自净的因素主要有：河流、湖泊、海洋等水体的水文条件及其地形地貌，水中微生物的种类和数量，水温和氧气状况，污染物的性质等。

（3）水体的自净机理 水体自净包括物理过程（如稀释、扩散、挥发、沉淀等）、化学和物理化学过程（如氧化、还原、吸附、凝聚、中和等）以及生物和生物化学一系列复杂的过程。这几种过程互相交织，使水体中的污染物质迁移、转化，使水体水质得到改善。

一般情况下，物理和生物化学过程在水体自净中占主要地位，以下以河流为例，来讨论水体的自净原理。

1）物理净化过程。物理净化是指由于稀释、扩散、沉淀等作用而使河水中的污染物浓度降低的过程。可沉性固体依赖沉淀作用，逐渐沉至水底形成污泥；悬浮物、胶体颗粒和溶解性固体则依赖扩散稀释作用逐渐降低浓度。污染物进入河流后同时存在两种运动形式：由于污染物质进入水体，在水流中产生了浓度差异，污染物将由高浓度处向低浓度处迁移的运动形式称为扩散；由于受河水的推动而沿水流方向的运动，这种水流输运污染物的方式，称为推流。对于物理净化过程，最重要的是稀释作用，扩散作用和推流运动决定了河流对污染物的稀释能力。

2）化学净化过程。化学净化是指污染物进入水体后在化学（或物理化学）作用下而使其浓度降低的过程。化学净化过程中化学反应的发生和进行取决于污水和水体的具体状况。水体中进行的化学或物理化学净化过程，包括氧化-还原、酸碱中和、沉淀-溶解、分解-化合、吸附-解吸、凝聚-胶溶等。如可溶的二价铁、锰的化合物可转化为几乎不溶解的三价铁，四价锰的氢氧化物而沉淀下来。

3）生物净化过程。生物净化是指在微生物的作用下，有机污染物逐渐分解、氧化使其含量逐渐降低的过程。进入水体的有机污染物的净化，主要依赖于生物化学过程。悬浮和溶解于水中的有机污染物，在有溶解氧时，会因需氧微生物作用，氧化分解为简单的、稳定的无机物，如二氧化碳、水、硝酸盐和磷酸盐等。生物净化过程包括氧的消耗（耗氧）和氧的补充（复氧）两方面的作用。氧的消耗过程主要取决于排入水体的有机污染质的数量，也要考虑排入水体中氨氮的数量，以及废水中无机性还原物质（如SO^2-₃）的数量。氧的补充和恢复一般有以下两个途径：①大气中的氧向含氧不足（低于饱和溶解氧）的水体扩散，使水体中的溶解氧增加；②水生植物在阳光照射下进行光合作用放出氧气。

水体中有机污染物的生化自净过程，可以用水体的BOD值随时间的衰减变化规律来反映。图14-1就给出了河流接受有机废水后，从受污点至下游各断面的累积耗氧量曲线、累积复氧量曲线和亏氧变化曲线（氧垂曲线）。

图14-1 耗氧、复氧过程及氧垂曲线

受污染前，河水中的溶解氧几乎饱和，亏氧接近于零。在受到污染后，开始时河水中的有机物大量增加，好氧分解剧烈，耗氧速率超过复氧速率，河水中的溶解氧下降，亏氧量增加。随着有机物因分解而减少，耗氧速率逐渐减慢，终于等于复氧速率，河水中的溶解氧达到最低点（相当于图14-1中氧垂曲线的最缺氧点，即临界点），此处耗氧速率等于复氧速率。接着，耗氧速率低于复氧速率，河水溶解氧逐渐回升。最后，河水溶解氧恢复至受污染前的状态，即接近饱和状态。当有机物污染程度超过河流的自净能力时，河流将出现无氧河段，这时开始厌氧分解，河水发黑、发臭，河流的氧垂曲线发生中断现象。

4）细菌的自然死亡过程。污染物进入河流后，由于环境的变化（如基质减少、日光杀菌、水温及pH不适、化学毒物和吞食细菌的原生动物存在等），使污水中带来的细菌、病原菌、病毒等逐渐死亡，从而使水体在一定程度上得到自然净化。

3.水环境容量

一定水体在规定环境目标下所能容纳污染物的量被称为水环境容量。水环境容量的大小与水体特征、污染物特征和水质目标有十分密切的关系。其中，水体特征主要包括水体的各种水文参数、背景参数、自净参数和工程因素；污染物特征包括污染物的扩散性、持久性和生物降解性；另外，我国地面水环境质量标准中按照水体的用途和功能将水体分为五类，每类水体规定有不同的水质目标。由于不同污染物对水生生物的毒性作用及人体的健康影响程度不同，允许存在于水体中的污染物的量也不同，因此，针对不同的污染物有不同的水环境容量。水环境容量具有不均衡、地带性和资源性基本特征。

水体对某种污染物质的水环境容量可用下式表示

式中 W——某地面水体对某污染物的水环境容量（kg）；

V——该地面水体的体积（m³）；

ρ_S——地面水中某污染物的环境标准（水质目标）（mg/L）；

ρ_B——地面水中某污染物的环境背景值（mg/L）；

P——地面水对该污染物的自净能力（kg）。

从上式中可以看出，当水质目标确定后，水环境容量的大小取决于水体对污染物的自净能力。

4.物理化学处理方法

（1）预处理 水的预处理通常是指在污水或给水处理厂的进口处，通过一些如格栅、筛网等构筑物进行简单的处理，以除去水中较大的杂质或漂浮物。

城市污水预处理流程一般如图14-2所示。

图14-2 污水预处理流程

1）格栅。格栅由一组或数组平行的金属栅条、塑料齿钩、金属筛网、框架及相关装置组成，斜置在废水流经的管道上或泵站集水池的进口处，或污水处理厂进口端部，用以截留水中粗大的悬浮物和漂浮物，如毛皮、果皮、木片和塑料制品等，防止堵塞和缠绕水泵机组、曝气器、管道阀门和浸出水口等，保证后续污水处理设施的正常运行。

按栅条净间隙不同，格栅可分为粗格栅（50～100mm）、中格栅（10～40mm）和细格栅（1.5～10mm）三种。

格栅按其形状可分为平面格栅和曲面格栅。其中，曲面格栅又可分为固定曲面格栅和旋转鼓式格栅两种。曲面格栅可采用水力桨板或电动旋转齿耙等进行清渣。平面格栅和曲面格栅都可做成粗、中、细三种类型格栅。

格栅按其清渣方式不同，可分为人工清渣和机械清渣两种。处理流量较小或所拦截的污染物量少时，可采用人工清渣的格栅。这类格栅是用直钢条制成，为了便于人工清渣作业，格栅安装角度一般于水平面成30°～60°，倾角小时，清渣省力，栅渣不易回落，但占地面积较大。当每天的栅渣量大于0.2m³时，为改善劳动和卫生条件，通常采用机械清渣方法。人工清渣格栅常作为机械清渣格栅的备用格栅。

2）筛网。为了避免给后续处理构筑物或设备带来麻烦，需要在格栅之后再用筛网进行补充处理。筛网主要用于截留尺寸在数毫米至数十毫米的细碎悬浮态杂物，尤其适用于分离和回收废水中的纤维类悬浮物和动植物残体碎屑。目前，在小型污水处理系统中，主要用于短小纤维回收的筛网有两种形式，即振动筛网和水力筛网。其中，振动筛网主要由固定筛和振动筛组成，污水由渠道流在振动筛网上进行水和悬浮物的分离，并利用机械振动将呈倾角的振动筛网上截留的纤维等杂质卸到固定筛网上，滤去附在纤维上的水滴。

图14-3所示为一种水力筛网的结构示意图，它由锥筒回转筛和固定筛组成。回转筛的小头端由不透水的材料制成，内壁装设固定的导水叶片。当进水射向导水叶片时，便推动锥筒旋转，悬浮物被筛网截留，并沿斜面卸到固定筛上进一步脱水；水则穿过筛孔，流入集水槽。

3）沉砂。沉砂是以重力分离或离心分离为基础，控制进入沉砂池的污水流速或旋转流速，使相对密度大的无机颗粒下沉，而有机悬浮颗粒则随水流走。

沉砂的目的在于去除污水中泥沙、煤渣等相对密度大的无机颗粒，以免影响后续处理设备的正常运行。由于城市污水中含有较多的大颗粒物，城市污水处理的初次沉淀前必须设置沉砂池。

图14-3 水力筛网结构示意图

常用的沉砂池有平流式沉砂池、曝气沉砂池和旋流沉砂池等。

平流式沉砂池主要由入流渠、沉砂区、出流渠、沉砂斗等部分组成，实质是一个加宽且加深了的明渠，两端设有闸板以控制水流，在池的底部设置1～2个储砂斗，下接排砂管。平流式沉砂池是早期污水处理系统常用的一种形式，它具有截留无机颗粒效果好，构造简单等优点，但也有流速不易控制，沉砂中有机性颗粒含量高，排砂常需要洗砂处理等缺点。

曝气沉砂池呈矩形，沿渠道壁一侧的整个长度上，距池底0.6～0.9m处设置曝气装置，曝气装置下面设置集砂槽，在池底另一侧有i=0.1～0.5的坡度，坡向集砂槽，集砂槽侧壁的倾角应不小于60°，为了使曝气后池内水流产生旋流运动，必要时可在曝气装置的一侧设置挡板。曝气沉砂池具有预曝气、脱臭、除泡以及加速污水中油类和浮渣分离的作用，且沉砂中含有机物的量低于5%。但曝气作用要消耗能量，而且会对生物脱氮除磷系统厌氧段的运行产生不利影响。

旋流沉砂池由流入口、流出口、沉砂区、砂斗及排砂系统等组成，利用机械力控制水流流态和砂砾的沉淀并使有机物随水流带走的沉砂装置。污水由流入口切线方向流入沉砂区，旋转的涡轮叶片使砂粒呈螺旋形流动，促进有机物和砂粒的分离，由于所受离心力不同，相对密度较大的砂粒被甩向池壁，在重力作用下沉入砂斗，有机物随出水旋流带出池外。

（2）沉淀法 沉淀法是在重力作用下，使密度比水大的悬浮物、混凝生成的矾花等产生下沉作用以达到固液分离的方法。沉淀法可以用来去除水中的砂粒、化学沉淀物、混凝处理所形成的絮体和生物处理的污泥，也可用于沉淀污泥的浓缩。

沉淀法在水处理中应用较广泛，主要用于去除粒径在20～100mm之间的可沉固体颗粒。对胶体粒子和粒径为100～10000nm的细微悬浮物来说，由于布朗运动和水合作用，尤其是微粒间的静电斥力等原因，它们能在水中长期保持悬浮状态，因此不能直接用重力沉降法分离，而必须首先投加混凝剂来破坏它们的稳定性，使其相互聚集为数百微米以至数毫米的絮凝体，才能用沉降、过滤和气浮等常规固液分离法予以去除。

1）沉淀类型

①自由（分离）沉淀：在沉淀过程中，颗粒呈离散状态，彼此互不聚合、黏合或干扰，而是单独地进行沉降。颗粒的大小、形状、相对密度及下沉速度等物理性质在沉淀过程中均不发生任何变化。如在沉砂池中，砂粒的沉降便是典型的自由沉淀。

②絮凝（混凝）沉淀：此种类型废水中的悬浮物浓度虽不是很高，但沉淀过程中悬浮物的颗粒具有互相附聚、凝聚的性能，造成了颗粒的相互黏合，结成较大的絮凝体或混凝体，导致悬浮物颗粒及其沉降速度随着沉降深度的增加而增加。混凝沉淀是水处理中的常规方法之一，既可以自成独立的处理系统，又可以与其他单元过程组合，作为预处理、中间处理和最终处理过程。如化学混凝沉淀和活性污泥在二沉池中间段的沉淀。

③拥挤（成层）沉淀：当废水中悬浮物的浓度增加到一定程度（5000mg/L以上）时，由于悬浮物浓度较高，颗粒沉降受到周围其他颗粒影响，甚至互相拥挤在一起，使悬浮物颗粒形成绒体（毯）状大块面积的沉降，沉降速度减小，并在下沉的固体层与上部的清液层之间有明显的交界面。如二沉池下部及污泥重力浓缩池开始阶段的沉淀。

④压缩沉淀：当悬浮液中的悬浮固体浓度很高时，颗粒互相接触，互相支撑，在上层颗粒的重力作用下，下层颗粒间隙中的水被挤出，颗粒相对位置不断靠近，颗粒群体被压缩。压缩沉淀发生在沉淀池的底部，进行得很缓慢。如二沉池泥斗中的污泥浓缩及污泥重力浓缩池中的沉淀。

在上述四种沉淀类型中，自由沉淀是沉淀法的基础，但对于不同的废水在不同的处理阶段中，上述四种沉淀现象都有可能发生。

2）自由沉淀沉速公式

式中 u——颗粒沉降速度（m/s）；

μ——液体的动力黏度（Pa·s）；

ρ_s、ρ_l——颗粒和液体的密度（kg/m³）；

d——颗粒直径（m）；

g——重力加速度（m/s²）。

此公式推导中的假设条件与实际的悬浮颗粒形状、大小和密度等有较大差异，不能直接用于固体颗粒沉降速度的计算，但此公式揭示了各因素对沉降速度影响的一般规律，从而为强化沉降过程提供了理论依据。

3）沉淀池的工作原理。沉淀池是分离悬浮固体的一种常用处理构筑物，沉淀池的设计与计算都是基于理想沉淀池的。把理想沉淀池划分为四个区域，即进水区域、沉淀区域、出水区域及污泥区域，并做以下假设：①水流水平流动，在过水断面上，各点流速相等，水平流速为υ。②悬浮颗粒在沉淀区等速下降，下降速度为u₀。③在沉淀池的进口区域，水流中的悬浮颗粒均匀分布在整个过水断面上。④颗粒一经沉底即认为已被去除。理想沉淀池如图14-4所示。

图14-4 理想沉淀池示意图

根据上述假定，进入理想沉淀池的每个颗粒均具有随水流运动的水平分速度以及垂直下沉的分速度，其运动轨迹是向下倾斜的直线（流线Ⅲ）。正好有一个沉降速度为u₀的颗粒从池顶沉淀到池底，称为截留速度。处理水量为q_v（单位为m³/h），池宽为B，池长为L，水面面积为A=BL（单位为m²），则有下式成立

q=q_v/A=u₀

q与u₀在数值上相等，但物理概念不同：u₀是沉降速度（m/h）；q表示单位面积的沉淀池在单位时间内通过的流量，称为表面水力负荷或沉淀池溢流率，单位是m³/（m²·h）。只要确定颗粒的最小沉速u₀，就可以求得理想沉淀池的表面水力负荷或沉淀池溢流率。此式还表明颗粒在理想沉淀池的沉淀效率只与水面面积A有关，而与其他因素（如水深、池长、水平流速、沉淀时间）无关。

4）沉淀池。沉淀池由五个部分组成，即进水区、出水区、沉淀区、储泥区和缓冲区。其中，进水区和出水区都可使水流保持均匀平稳，以提高沉淀效率；沉淀区是沉淀池中进行悬浮固体分离的场所；缓冲区可避免已沉污泥被水流搅起带走，并缓解冲击负荷；储泥区是存放沉淀污泥的地方，它起到储存、浓缩和排放的作用。贮泥区起到贮存、浓缩和排放污泥的作用。

沉淀池按工艺布置的不同，可分为初沉池和二沉池。初沉池一级污水处理系统的主要处理构筑物，对于一般的城镇污水，初沉池可以去除40%～55%的悬浮固体，同时可去除20%～30%的BOD₅，可降低后续生物处理构筑物的有机负荷，有利于后续生物处理。二沉池设在生物处理构筑物后面，用于沉淀分离活性污泥或去除生物膜法中脱落的生物膜，是生物处理工艺中的一个重要组成部分。

根据废水在池中的流动方向，可将沉淀池分为：

①平流式沉淀池。平流式沉淀池呈长方形，污水从池的一端流入，水平方向流过池子，从池的另一端流出。一般在进口处底部设储泥斗，池底其他部位设有坡度，坡向储泥斗，也可将整个池底设成多斗排泥的形式。

平流式沉淀池具有处理效果稳定，运行管理简便，施工简单，造价低等优点，不足之处是采用多斗排泥时，每个泥斗需要单独设排泥管各自操作，占地面积大。适用于地下水位较高及地质较差的地区，适于大、中、小型污水处理厂。

图14-5所示为设有链带式刮泥机械的平流式沉淀池。水通过进水槽和孔口流入池内，在池子澄清区的半高处均匀地分布在整个宽度上。水在澄清区内缓缓流动，水中悬浮物逐渐沉向池底。沉淀池末端设有溢流堰和出水槽，澄清水溢过堰口，通过出水槽排出池外。如水中有浮渣，堰口前需设挡板及浮渣收集设备。在沉淀池前端设有污泥斗，池底污泥在刮泥机的缓慢推动下刮入污泥斗内。污泥斗内设有排泥管，开启排泥阀时，泥渣便由排泥管排出池外。

图14-5 设有链带式刮泥机械的平流式沉淀池

②竖流式沉淀池。竖流式沉淀池多为圆形，也有方形和多角形的，污水从设在池中央的中心管进入，从中心管的下端经过反射板后均匀缓慢地分布在池的横断面上，由于出水口设置在池面或池壁的四周，故水的流向基本为由下向上。污泥储积在底部的污泥斗中。

竖流式沉淀池，占地面积小，排泥较方便，且便于管理；但池深过大，施工困难，池子直径受限制，一般仅适用于中小型废水处理厂。

图14-6所示为圆形竖流式沉淀池。水由中心管的下口进入池中，由于反射板的拦阻而流向四周分布于整个水平断面上，缓缓向上流动。当沉降速度超过水的上升流速时，颗粒就向下沉降到污泥斗，澄清后的水由池四周的堰口溢出池外。竖流式沉淀池也可做成方形，相邻池子可合用池壁以使布置紧凑。

③辐流式沉淀池。辐流式沉淀池也称为辐射式沉淀池，多呈圆形，有时也可呈正方形。池的进水在中心位置，出口在周围，水流在池中呈水平方形向四周辐射，由于过水断面面积不断变大，故池中的流速从池中心向四周逐渐减慢。泥斗设在池中心。

辐流式沉淀池，最适用于大型水处理厂，有定型的排泥机械，运行效果较好，但要求较高的施工质量和管理水平。适用于地下水位较高地区的大型水处理厂。

图14-7所示为辐流式沉淀池的结构示意图。原水经进水管进入中心筒后，通过筒壁上的孔口和外围的环形穿孔挡板，沿径向呈辐射状流向沉淀池周边，由于过水断面的不断增大，因此，流速逐渐变小，颗粒沉降下来，澄清水经溢流堰或淹没孔口汇入集水槽排出。沉于池底的泥渣，由安装于桁架底部的刮板刮入泥斗，再借静压或污泥泵排出。

图14-6 圆形竖流式沉淀池

图14-7 辐流式沉淀池

④斜板（斜管）沉淀池。为了提高沉淀池处理能力，缩小体积和占地面积，设计了斜板（斜管）沉淀池（图14-8）。斜板（斜管）沉淀池由斜板（斜管）沉淀区、进水配水区、清水出水区、缓冲区和污泥区等部分组成。它是将一组平行板或平行管，相互平行地重叠在一起，以一定的角度安装在平流沉淀池中，水流从平行板或平行管的一端流到另一端，使每两块板间或每一根方管都相当于一个很浅的小沉淀池。其特点是利用了层流原理，水流在板间或管内流动具有较大的湿润周边和较小的水力半径，所以雷诺数较低，对沉淀极为有利。此外，斜板或斜管大大地增加了沉淀面积，提高了沉淀效率，缩短了颗粒的沉降距离，减少了沉淀时间。按斜板（斜管）间水流与污泥相对运动来区分，斜板（斜管）沉淀池可分为异向流、同向流和侧向流三种类型。在污水处理厂采用升流式异向流斜板（斜管）沉淀池。

图14-8 斜板（斜管）沉淀池

（3）混凝 水和废水中常含有自然沉降法不能去除的粒径很小的悬浮颗粒和胶体污染物，如藻类、细菌等，这时要在水中投入混凝剂，通过化学的作用，使之沉淀下来而达到去除的目的。混凝处理是向水中投加混凝剂，使水中的胶体颗粒和细小的悬浮物相互凝聚长大，形成具有沉淀性能良好、尺寸较大的絮状颗粒，使之在后续的沉淀工艺中能够有效地从水中重力沉淀下来。

图14-9 胶体结构示意图

1）胶体的稳定性。胶体微粒都带有电荷，其结构如图14-9所示。胶体的中心称为胶核，其表面选择性地吸附了一层带有同号电荷的离子，这些离子可以是胶核的组成物直接电离而产生的，也可以是从水中选择吸附H+或OH-离子而造成的。这层离子称为胶体微粒的电位离子，它决定了胶粒电荷的大小和电性。由于电位离子的静电引力，在其周围又吸附了大量的电性相反的离子，形成了所谓的“双电层”。这些异号离子，其中紧靠电位离子的部分被牢固地吸引着。当胶核运动时，它也随着一起运动，形成固定的离子层。而其他的异号离子，离电位离子较远，受到的引力较弱，不随胶核一起运动，并有向水中扩散的趋势，形成了扩散层。固定的离子层与扩散层之间的交界面称为滑动面。滑动面以内的部分称为胶粒，胶粒与扩散层之间有一个电位差，此电位差称为胶体的电动电位，常称为ζ电位。而胶核表面的电位离子与溶液之间的电位差称为总电位或φ电位。

胶粒在水中受以下几方面的影响：①由于上述的胶粒带电现象，带相同电荷的胶粒产生静电斥力，而且ζ电位越高，胶粒间的静电斥力越大；②受水分子热运动的撞击，使微粒在水中做不规则的运动，即布朗运动；③胶粒之间还存在着相互引力——范德华力。范德华力的大小与胶粒间距的2次方成反比，当间距较大时，此引力略去不计。

一般水中的胶粒ζ电位较高。其互相间斥力不仅与ζ电位有关，还与胶粒的间距有关，距离越近，斥力越大。而布朗运动的动能不足以将两颗胶粒推到使范德华引力发挥作用的距离。因此，胶体微粒不能相互聚结而长期保持稳定的分散状态。

使胶体微粒不能相互聚结的另一个因素是水化作用。由于胶粒带电，将极性水分子吸引到它周围形成一层水化膜。水化膜同样能阻止胶粒间相互接触。但是，水化膜是伴随胶粒带电而产生的，如果胶粒的电位消除或减弱，水化膜也就随之消失或减弱。

2）混凝原理。化学混凝的机理至今仍未完全清楚。因为它涉及的因素很多，如水中杂质的成分和浓度、水温、水的pH值、碱度，以及混凝剂的性质和混凝条件等。但归结起来，主要是以下四方面的作用：

①压缩双电层作用。水中胶粒能维持稳定的分散悬浮状态，主要是由于胶粒的ζ电位。投加混凝剂后，混凝剂提供的大量离子会涌入胶体扩散层甚至吸附层。因为胶核表面的总电位不变，增加扩散层及吸附层中的反离子浓度，就使扩散层减薄，ζ电位降低。当大量离子涌入吸附层以致扩散层完全消失时，ζ电位为零，称为等电状态。在等电状态下，胶粒间静电斥力消失，胶粒最易发生聚结。实际上，ζ电位只要降至某一程度而使胶粒间排斥的能量小于胶粒布朗运动的动能时，胶粒就开始产生明显的聚结，这时的ζ电位称为临界电位。胶粒因电位降低或消除以致失去稳定性的过程，称为胶粒脱稳。脱稳的胶粒相互聚结，称为凝聚。

②电性中和作用。在水处理中，压缩双电层作用不能解释混凝剂投量过多时胶体重新稳定的现象。因为，按照脱稳原理，至多达到ζ=0的状态，而不可能使胶体电荷符号改变。这是由于胶核在一种吸引力的作用下，吸引过多的相反电荷，这种吸引力绝非单纯静电力，还包括范德华力、氢键和共价键作用等。通过胶核表面直接吸附带相反电荷的聚合离子或高分子物质，混凝剂投量过多时，电荷变号。这种作用又称为吸附—电中和作用。

③吸附架桥作用。三价铝盐或铁盐以及其他高分子混凝剂溶于水后，经水解和缩聚反应形成高分子聚合物，具有线性结构。这类高分子物质可被胶体微粒强烈吸附。因其线性长度较大，当它的一端吸附一胶粒后，另一端又吸附另一胶粒，在相距较远的两胶粒间进行吸附架桥，使颗粒逐渐结大，形成肉眼可见的粗大絮凝体，这就是吸附架桥作用。

④网捕作用（卷扫作用）。三价铝盐或铁盐等水解而生成沉淀物。这些沉淀物在自身沉降过程中，能集卷、网捕水中的胶体等微粒，使胶体黏结。

上述四种作用产生的微粒凝结现象——凝聚和絮凝总称为混凝。

对于不同类型的混凝剂，压缩双电层和吸附架桥所起的作用程度并不相同。对高分子混凝剂特别是有机高分子混凝剂，吸附架桥可能起主要作用；对硫酸铝等无机混凝剂，压缩双电层和吸附架桥以及网捕都具有重要作用。

3）混凝剂和助凝剂

①混凝剂。水处理中的混凝剂应符合如下要求：混凝效果良好，对人体健康无害，价廉易得，使用方便。混凝剂的种类较多，主要有以下两大类：

无机盐类混凝剂：目前应用最广的是铝盐和铁盐。铝盐中主要有硫酸铝、明矾等。硫酸铝混凝效果较好，使用方便，对处理后的水质没有任何不良影响。但水温低时，硫酸铝水解困难，形成的絮凝体较松散，效果不及铁盐。铁盐中主要有三氯化铁、硫酸亚铁和硫酸铁等。

高分子混凝剂：高分子混凝剂分为无机和有机两类。聚合氯化铝和聚合氧化铁是目前国内外研制和使用比较广泛的无机高分子混凝剂。相对于传统无机盐类混凝剂，无机高分子混凝剂对各种水质适应性较强，适用的pH值范围较广，对低温水效果也较好，形成的絮凝体粒大而重，所需的投量也低。有机高分子混凝剂具有巨大的线状分子。每个大分子由许多链节组成。链节间以共价健结合。有机高分子混凝剂由于分子上的链节与水中胶体微粒有极强的吸附作用，混凝效果优异。聚丙烯酰胺是一种使用最广的有机高分子絮凝剂，常作为助凝剂发挥吸附架桥作用，与其他絮凝剂一起使用，能产生良好的絮凝效果。但有机高分子混凝剂的毒性是人们比较关注的问题，如聚丙烯酰胺（PAM）。

②助凝剂。能够提高混凝效果的辅助药剂，称为助凝剂。助凝剂本身可起到凝聚作用，也可以不起凝聚作用，在与混凝剂一起使用时，它能促进水的混凝过程，产生大而结实的矾花。常用的助凝剂有聚丙烯酰胺、活化硅酸、骨胶和海藻酸钠等。因铝盐铁盐在水解反应中会消耗水中的碱度，在原水碱度不足的地方，混凝处理还需要投加石灰或氢氧化钠作为助凝剂，以补充碱度。氧化剂（如氯、高锰酸钾、臭氧等）也具有助凝作用。活化硅酸对低温低浊水的助凝效果显著，但一般要现用现配。聚丙烯酰胺常作为饮用水处理的助凝剂，可以减少混凝剂的用量，提高矾花的粒径和沉速；也可用作高浊度水的絮凝剂，不需加混凝剂来预沉处理，效果良好；也可以用于污泥脱水和循环冷却水的处理。

4）影响混凝效果的主要因素

①水温：水温对混凝效果有明显的影响。无机盐类混凝剂的水解是吸热反应，水温低时，水解困难，且黏度大，不利于脱稳胶粒相互絮凝，进而影响后续沉淀处理的效果。改善的办法是投加高分子助凝剂或是用气浮法代替沉淀法作为后续处理。

②pH值：水的pH值对混凝的影响程度视混凝剂的品种而异。比如用硫酸铝去除水中浊度时，最佳pH值范围在6.5～7.5之间；用于除色时，pH值在4.5～5之间。用三价铁盐时，最佳pH值范围在6.0～8.4之间。高分子混凝剂尤其是有机高分子混凝剂，混凝的效果受pH值的影响较小。

③水中杂质的成分和浓度：都对混凝效果有明显的影响。在生产和实用上，主要靠混凝试验来选择合适的混凝剂品种和最佳投量。

④水力条件：对絮凝体的形成影响极大。整个混凝过程可以分为以下两个阶段：混合和反应。混合阶段的要求是使药剂迅速均匀地扩散到全部水中以创造良好的水解和聚合条件，使胶体脱稳并借颗粒的布朗运动和紊动水流进行凝聚。在此阶段并不要求形成大的絮凝体。混合要求快速和剧烈搅拌。对于高分子混凝剂，其在水中的形态不受时间的影响，混合的作用主要是使药剂在水中均匀分散，混合反应可以在很短的时间内完成，而且不宜进行剧烈的搅拌。反应阶段的要求是使混凝剂的微粒通过絮凝形成大的具有良好沉淀性能的絮凝体。反应阶段的搅拌强度或水流速度应随着絮凝体的结大而逐渐降低，以免结大的絮凝体被打碎。如果在化学混凝以后不经沉淀处理而直接进行接触过滤或是进行气浮处理，反应阶段可以省略。

5）混凝设备

①混凝剂的溶解配制和投加。混凝剂在溶解池中进行溶解，溶解池中应有搅拌装置，搅拌的目的在于加速药剂的溶解。混凝剂投加设备包括计量设备、药液提升设备、投药箱、必要的水封箱以及注入设备等。投加方式包括泵前投加、高位溶液池重力投加、水射器投加和泵投加等。

②混合设备。混合设备应靠近絮凝反应池，连接管道内的流速为0.8～1.0m/s，管道内的停留时间不得超过2min。其中，混合时间一般为10～30s，至多不超过2min。同时要避免强烈的混合和长时间的搅拌，否则将恶化矾花的黏附性能，不利于后续的反应过程。

按混合方式不同，混合设备可分为机械混合和水力混合两大类。其中，机械混合可以调节搅拌速度，适应水质量的变化，但需要一定的机械和相应的维护工作量。水力混合设备简单，但不能适应流量的变化。

③絮凝设备

a.水力搅拌絮凝池：水力搅拌是以水流流动的湍流起到搅拌作用，使矾花颗粒絮凝长大。这类絮凝池最常用的有两类，即隔板絮凝池和折板絮凝池。

隔板絮凝池：隔板絮凝池分为往复式和回转式，其特点是构造简单，管理方便，但絮凝效果不稳定，池子大。

折板絮凝池：通常采用竖流式，它将隔板絮凝池的平板隔板改成一定角度的折板。与隔板式相比，折板絮凝池水流条件大大改善，有效能量消耗比例提高，但安装维修较困难，折板费用较高。

b.机械絮凝池（又称为机械反应池）：搅拌器有桨板式和叶轮式，按搅拌轴的安装位置不同可分为水平轴式和垂直轴式两种。第一格搅拌强度最大，而后逐步减小，G值也相应减小，搅拌强度决定于搅拌器转速和桨板面积。设计参数：a.絮凝时间10～15min；b.池内一般设3～4挡搅拌机；c.搅拌机转速按叶轮半径中心点线速度计算确定，线速度第一挡0.5m/s逐渐减小至末挡的0.2m/s；d.桨板总面积宜为水流截面积的10%～20%，不宜超过75%，桨板长度不大于叶轮半径的75%，宽度宜取10～30cm。机械絮凝池的优点是调节容易，效果好，水头损失小，大、中、小水厂均可，但维修困难。

（4）气浮 气浮是指向水中以微小气泡形式通入空气，使微小气泡与在水中悬浮的颗粒黏附，形成水-气-颗粒三相混合体系，颗粒黏附气泡后，密度小于水即浮上水面，加快颗粒的分离速度，形成浮渣层。气浮法必须满足的条件为：①水气进行混凝处理，絮凝后的水进入气浮池；②向水中提供足够量的细微气泡；③必须使污水中的污染物质形成悬浮状态；④使气泡与悬浮的物质产生黏附作用。气浮法特别适合于去除密度接近于水的细小颗粒（如乳化油、纸纤维、藻类等）。气浮法的分离效果要好于沉淀池，并可以节省混凝剂的用量。

1）水中的悬浮颗粒与微小气泡相黏附的原理。气泡与悬浮颗粒黏附的条件从图14-10可以看到，液体表面分子所受的分子引力与液体内部分子所受的分子引力不同，表面分子所受的作用力是不平衡的，这个力有把表面分子拉向液体内部、缩小液体表面积的趋势，这种力称为流体的表面张力。要使表面分子不被拉向液体内部，就需要克服液体内部分子的吸引力而做功，可见液体表层分子具有更多的能量，这种能量称为表面能。

图14-10 气泡与悬浮颗粒黏附条件

在气浮过程中存在着液、气、颗粒三相介质，在各个不同介质的表面也都因受力不平衡而产生表面张力（称为界面张力），即具有表面能（称为界面能）。

水对各种粒子的润湿性大小，可用接触角θ（图14-10）来衡量。接触角θ<90°者称为亲水性物质，θ>90°者称为疏水性物质；θ越大，疏水性越强。物质的亲、疏水性可从图14-10粒子与水的接触面积的大小看出。

由图14-10可见，当粒子润湿性很好时，θ→0°，即界面能并未减小，说明粒子不能与气泡黏附；反之，当粒子润湿性很差时，θ→180°，说明粒子与气泡能紧密黏附，易于用气浮法除去。

“颗粒-气泡”复合体的上浮速度公式与沉淀池中颗粒沉降速度一样。如果“颗粒-气泡”复合体上黏附的气泡越多，油粒的上浮速度将大大加快。

2）气浮池

气浮池分离区的表面负荷一般可采用5.4～7.2m³/（m²·h）。气浮池的单格宽度不宜超过10m，池长不宜超过15m。为防止池末端因无气泡顶托而造成浮渣下落，气浮池的池长不能过长。有效水深一般可采用1.0～3.0m。气浮法按气泡产生的不同方式，分为分散空气气浮法、溶解空气气浮法和电解气浮法。

①分散空气气浮法。目前应用的有微孔曝气气浮法和切割气泡气浮法两种形式。

图14-11所示为微孔曝气气浮法示意图。压缩空气引入到靠近池底处的微孔板，并被微孔板的微孔分散成细小气泡。其优点是简单易行，但也有气泡大、气浮效果不高等缺点。

图14-12所示为切割气泡气浮法示意图。该法是将空气引入到一个高速旋转混合器或叶轮机的附近，通过高速旋转混合器的高速剪切，将引入的空气切割成细小气泡。

分散空气气浮法用于浮选矿物，处理含油脂、羊毛等污水及含有大量表面活性剂污水的初级处理。

图14-11 微孔曝气气浮法

1—入流液 2—空气 3—分离区 4—微孔扩散设备 5—浮渣 6—出流

图14-12 切割气泡气浮法

1—入流液 2—空气 3—高速旋转混合器 4—电动机 5—浮渣 6—出流

②溶解空气气浮法。溶解空气气浮法有真空气浮法和加压溶气气浮法两种形式。

真空气浮法如图14-13所示。污水经流量调节器后先进入曝气室，由机械曝气设备预曝气，使污水中的溶气量接近于常压下的饱和值。未溶空气在脱气井脱除，然后污水被提升到分离区。由于气浮分离池压力低于常压，因此预先溶入水中的空气就以非常细小的气泡溢出来，污水中的悬浮颗粒与从水中溢出的细小气泡相黏附，并上浮至浮渣层。旋转的刮渣板把浮渣刮至集渣槽，然后进入出渣室。在气浮分离池的底部装有刮泥板，用以排除沉到池底的污泥。处理后的出水经环形出水槽收集后排出。

图14-13 真空气浮法设备示意图

1—流量调节器 2—曝气器 3—消气井 4—分离区 5—环形出水槽 6—刮渣板 7—集渣槽 8—池底刮泥板 9—出渣室 10—操作室（包括抽真空设备）

真空气浮法的缺点是其空气的溶解在常压下进行，溶解度很低，气泡释放量很有限。此外，为形成真空，处理设备需密闭，其运行和维修较困难。

加压溶气气浮法是使空气在加压的条件下溶解于水，然后通过将压力降至常压而使过饱和的空气以细微气泡形式释放出来。加压溶气气浮法的主要设备为水泵、溶气罐、气浮池，如图14-14所示。空气注入溶气罐可采用空气压缩机或射流器。同时加压溶气气浮法根据加压溶气水的来源不同可分为全加压溶气、部分加压溶气和部分回流加压溶气三种基本流程。

图14-14 加压溶气气浮法主要设备

1—吸水井 2—加压水泵 3—空气压缩机 4—溶气罐 5—减压释放阀 6—气浮池 7—废水进水管 8—刮渣机 9—集水系统 10—填料层

③电解气浮法。电解气浮法是将正负相间的多组电极浸泡在废水中，当通以直流电时，废水电解，正负两极间产生的氢和氧的细小气泡黏附于悬浮物上，将其带至水面而达到分离的目的，装置如图14-15所示。

电解气浮法产生的气泡小于其他方法产生的气泡，故特别适用于脆弱絮状悬浮物。主要用在工业废水处理方面，处理水量在10～20m³/h之间。由于电耗高，操作运行管理复杂及电极结垢等问题，较难适用于大型生产。

气浮池宜采用刮渣机派渣，刮渣机的行车速度一般不宜大于5m/min，以防止浮渣因扰动剧烈而落下。对于气浮处理，矾花的尺寸可较小，因此气浮池前的絮凝多采用效率较高的机械反应池或折板絮凝池，反应时间可短于混凝沉淀工艺。

图14-15 电解气浮法装置示意图

1—入流室 2—整流栅 3—电极组 4—出流孔 5—分离室 6—集水孔 7—出水管 8—排沉淀管 9—刮渣机 10—水位调节器

（5）过滤 在水处理中，过滤是指用粒状材料滤料层截留去除水中颗粒杂质的处理技术，相应的处理构筑物为快滤池，或简称滤池。过滤主要用于深度处理或再生处理，以进一步去除二级处理出水中残留的少量悬浮物。

1）过滤机理。滤池分离悬浮颗粒涉及多种因素和过程，一般分为三类，即迁移机理、附着机理和脱落机理。

①颗粒迁移机理。在过滤过程中，滤层孔隙中的水流一般属于层流状态。被水流挟带的颗粒随水流流线运动，在物理—力学的作用下，悬浮颗粒脱离流线而与滤料表面接触的过程，发生迁移现象。引起迁移的主要原因包括：

筛滤。颗粒比滤层孔隙大的被机械筛分，截留于过滤层表面上，然后这些被截留的颗粒形成孔隙更小的滤饼层，并由它起主要过滤作用。筛滤作用强度，主要取决于表层滤料的最小直径和水中悬浮物的粒径，并与过滤速度有关。悬浮物粒径越大，表层滤料和滤速越小，就越容易形成表层筛滤膜，滤膜的截污能力越强。

拦截。小颗粒随流线流动，在流线上与滤料表面接触。其去除概率与颗粒直径的平方成正比，与滤料粒径的立方成反比。

惯性。当流线绕过滤料表面时，具有较大动量和密度的颗粒因惯性冲击而脱离流线碰撞到滤料表面上。

沉淀。如果悬浮物的粒径和密度较大，将存在一个沿重力方向的相对沉淀速度。在力作用下，颗粒偏离流线沉淀到滤料表面上。沉淀效率取决于颗粒沉速和过滤水速的相对大小和方向。

布朗运动。对于微小悬浮颗粒，由于布朗运动而扩散到滤料表面。

水力作用。由于滤层中的孔隙和悬浮颗粒的形状是极不规则的，在不均匀的剪切流场中，颗粒受到不平衡力的作用不断地转动而偏离流线。

在实际过滤中，悬浮颗粒的迁移可能受到上述各种机理的作用，也可能受到其中几种机理的作用，它们的相对重要性取决于水流状况、滤层孔隙形状及颗粒本身的性质（粒度、形状、密度等），但相对作用的大小尚无法定量估算。

②颗粒粘附机理。粘附作用是一种物理化学作用，其主要取决于滤料和水中颗粒表面的物理化学性质。具体包括下列几种：

接触凝聚。在原水中投加凝聚剂，压缩悬浮颗粒和滤料颗粒表面的双电层后，但尚未生成微絮凝体时，立即进行过滤。此时水中脱稳的胶体很容易与滤料表面凝聚，即发生接触凝聚作用。快滤池操作通常投加凝聚剂，因此接触凝聚是主要的附着机理。

静电引力。由于颗粒表面上的电荷和由此形成的双电层产生静电引力和斥力。当悬浮颗粒和滤料颗粒带异号电荷则相吸，反之则相斥。

吸附。悬浮颗粒细小，具有很强的吸附趋势，吸附作用也可能通过絮凝剂的架桥作用实现。

分子引力。原子、分子间的引力在颗粒附着时起重要作用。分子引力可以叠加，其作用范围有限（通常小于50μm），与两分子间距的6次方成反比。

③脱落机理。普通快滤池通常用水进行反冲洗，有时先用或同时用压缩空气进行辅助。在反冲洗时，滤层膨胀一定高度，滤料处于流化状态。截留和附着于滤料上的悬浮物受到高速反冲洗水的冲刷而脱落；滤料颗粒在水流中旋转、碰撞和摩擦，使悬浮物脱落。反冲洗效果主要取决于冲洗强度和时间。当采用同向流冲洗时，还与冲洗流速的变动有关。

2）过滤的类型

①表层过滤。去除机理主要是机械筛除，过滤介质按其孔径大小对过滤液体中的颗粒进行截留分离。

②深层过滤。深层过滤颗粒去除的主要机理是接触凝聚，即颗粒的去除是通过水中悬浮颗粒与滤料颗粒进行了接触凝聚，水中颗粒附着在滤料颗粒上而被去除。在给水处理后，常用过滤处理沉淀或澄清池出水，使滤后出水浑浊度满足用水要求。在废水处理中，过滤常作为吸附、离子交换、膜分离法等的预处理手段，也作为生化处理后的深度处理，使滤后水达到回用要求。

3）过滤装置

①慢滤池。慢滤池也称表层过滤，主要利用顶部的滤膜截留悬浮固体，同时利用微生物对水质的净化作用。这种滤池生产水量少、滤速慢（小于10m/d）、占地大，在污水处理过程中滤床需要从污水中去除并积存大量污泥；加之污泥黏而易碎，很快就会在滤料表面出现泥封；而当加大过滤水头时，则容易发生污染物穿透现象。

②快滤池。快滤池也称深层过滤池，滤速较快（大于100m/d），其构造如图14-16所示。快滤池一般用钢筋混凝土建造，它内有排水槽、滤料层、垫料层和配水系统；外有集中管廊，配有进水管、出水管、冲洗水管、冲洗水排出管等管道及附件。

图14-16 快滤池构造

1—进水总管 2—进水支管 3—清水支管 4—冲洗水支管 5—排水阀 6—浑水渠 7—滤料层 8—承托层 9—配水支管 10—配水干管 11—冲洗水总管 12—清水总管 13—排水槽 14—废水渠

过滤时，加入凝聚剂的原水自进水管经集水渠、排水槽进入滤池，自上而下穿过滤料层、垫料层，由配水系统收集，并经出水管排出。此时开启进水支管与清水支管的阀门，关闭冲洗水支管阀门与排水阀。经过一段时间的过滤，滤料层截留的悬浮物数量增加；滤层孔隙率减小，使孔隙水流速增大，其结果一方面造成过滤阻力增大，另一方面水流对孔隙中截留的杂质冲刷力增大，使出水水质变差。当水头损失超过允许值或出水的悬浮物浓度超过规定值时，过滤即应终止，进行滤池反冲洗。反冲洗时，开启冲洗水支管阀门与排水阀，关闭进水支管与清水支管的阀门。反冲洗水由冲洗水管经配水系统进入滤池，由下而上穿过垫料层、滤料层，最后由排水槽经集水渠排出。反冲洗完毕，又进入下一个过滤周期。

4）滤料。滤料是滤池的核心部分，是完成过滤的主要介质。滤料应满足下列要求：有足够的机械强度，有足够的化学稳定性，有适宜的级配和足够的空隙率，不能对环境有危害，不得溶出对人体有害的物质，且廉价易得。在水处理中最常用的滤料有石英砂滤料、无烟煤石英砂双层滤料、无烟煤、石英砂重质矿石三层滤料、纤维球滤料、聚苯乙烯球以及人工合成滤料等，其中以石英砂滤料使用最广。在实际工作中，滤层是非均匀滤料构成的。

①有效直径和不均匀系数。有效粒径表示通过10%滤料质量的筛孔直径，记作d₁₀，表示粒径小于d₁₀的滤料占总量的10%。同样，表示通过80%滤料质量的筛孔直径，记作d₈₀。d₈₀与d₁₀的比值称为不均匀系数，以K₈₀表示。显然，不均匀系数越大，则滤料越不均匀，小颗粒会填充大颗粒的间隙内，从而使滤料的孔隙率和纳污能力降低，水头损失增大。通常K₈₀应控制在1.65～1.80的范围内。

②滤料的纳污能力。滤料的纳污容量常用纳污能力来表示。其含义是在保证出水水质的前提下，在过滤周期内单位体积滤料中能截留的污物量。

③滤料的孔隙率与比表面积。孔隙率是指在一定体积的滤层中空隙所占的体积与总体积的比值。滤料的比表面积是指单位质量或单位体积滤料所具有的表面积。

5）过滤效率的影响因素

①滤料的影响

粒度。过滤效率与粒径d_n（1<n<3）成反比，即粒度越小，过滤效率越高，但水头损失增加得也越快。

形状。角形滤料的表面积比同体积的球形滤料的表面积大。因此，当孔隙率相同时，角形滤料过滤效率高。

孔隙率。球形滤料的孔隙率与粒径关系不大，一般都在43%左右，如果孔隙率减小，则在水头损失保持不变的条件下，将引起滤速的减小。但角形滤料的孔隙率取决于粒径及其分布，一般为48%～55%。

厚度。滤床越厚，滤波越清，操作周期越长。

表面性质。滤料表面不带电荷或者带有与悬浮颗粒表面电荷相反的电荷有利于悬浮颗粒在其表面上的吸附和接触凝聚。

②悬浮物的影响

粒度。几乎所有的过滤机理都受到悬浮物粒度的影响。粒度越大，通过筛滤去除越容易。

形状。角形颗粒因比表面积大，其去除效率比球形颗粒高。

密度。颗粒密度主要通过沉淀、惯性及布朗运动机理影响过滤率。

浓度。过滤效率随原水浓度升高而降低，浓度越高，穿透越容易，水头损失增加越快。

温度。温度影响密度及黏度，进而通过沉淀和附着机理影响过滤效率。降低温度，对过滤不利。

表面性质。悬浮物的絮凝特性、电动电位等主要取决于表面性质，因此颗粒表面性质是影响过滤效率的重要因素。

6）其他滤池

①无阀滤池。无阀滤池是利用水力学原理，通过进出水的压差自动控制虹吸产生和破坏，实现自动运行的滤池。无阀滤池自动运行，操作方便，工作稳定可靠；在运转中滤层不会出现负水头；结构简单，材料节省，造价低。但滤料进出困难；因冲洗水箱位于滤池上部，使滤池总高度较大；滤池冲洗时，原水也由虹吸管排出，浪费了一部分澄清的原水，且反洗污水量大。

②虹吸滤池。虹吸滤池的滤料组成和滤速选定，与普通快滤池相同，采用小阻力配水系统。所不同的是利用虹吸原理进水和排走反洗水。虹吸滤池的冲洗水头一般为1.1～1.3m（即集水槽水位与排水槽顶的高差）。因一组滤池的集水槽相互连通，一个滤池的反冲洗水量由其他滤池的滤过水供给。虹吸滤池不需要大型进水阀或控制滤速的装置，也不需冲洗水塔或水泵，造价投资较省，一般适用中、小型水处理厂。

③压力滤池（罐）。压力滤池是一个承压的钢罐，内部构造与普通快滤池相似。在压力下工作，允许水头损失可达6～7m。进水由泵直接抽入，滤后水压力较高，常可直接送到用水装置或水塔中。压力滤池过滤能力强，容积小，只适用于废水量小的场合。

（6）消毒

1）消毒的类型。消毒是杀灭水中病原微生物的过程。与灭菌不同，灭菌可以杀死水中的一切微生物。常见的消毒类型有氯消毒、臭氧消毒、二氧化氯消毒、紫外线消毒等。

①氯消毒。当氯溶于水时，一般认为Cl₂、HOCl、OCl-均具有氧化能力，但是其中只有HOCl起到主要的消毒作用。因为HOCl为中性分子，进入带负电荷的细菌体内，氧化破坏细菌体内的酶使细菌死亡。

氯消毒的主要工艺有折点氯化法和氯胺消毒法。折点氯化法因游离氯的氧化能力强，具有较好的消毒效果，可以同时去除水中的部分臭、味、有机物等优点而被广泛应用。不足之处主要是在对受有机污染（包括天然腐殖质类污染、生活污染、工业污染等）的水体进行消毒时容易生成对人类有毒的副产物，如三氯甲烷等，同时处理水的氯味比较大。氯胺消毒法虽然比游离氯的消毒作用缓慢，但氯胺消毒法也有一些优点，如：氯胺的稳定性能好，可以在管网中维持较长的时间，特别是在大型管网中；氯胺消毒法的气味小；产出的有毒副产物少；同时氯胺消毒法的费用低。在进行氯消毒时考虑毒理学的基础上，氯消毒仍是一种安全可靠、可以广泛使用的消毒技术。

②臭氧消毒。利用臭氧的强氧化能力来消毒。臭氧的消毒能力要高于氯，且不产生氯代有机物，处理后水的口感好。但由于臭氧自身分解速度快，对管网无剩余保护作用，因此消毒后还需向水中投加氯等物质作为保护剂，但它必须在使用时现场制备，使用不方便，费用也较高。臭氧消毒目前主要应用于食品饮料行业，饮用水、矿泉水等方面的消毒，充分发挥其自身分解速度快，无残余、处理后口感好的优点。

③二氧化氯消毒。二氧化氯消毒和氯消毒相似，但也有很多不同点。其主要优点有：消毒后的副产物生成量少，不产生氯代有机物，消毒能力高于或等于氯的消毒能力且具有剩余保护的作用等。存在的不足之处有：和臭氧消毒一样需要在使用时现场制备，设备复杂，使用不便，消毒的费用高，同时需要控制其分解产物亚氯酸盐的产生量。虽然二氧化氯消毒要优于氯消毒，但在短期内尚不能代替氯消毒。

④紫外线消毒。紫外线消毒是一种物理消毒，是利用紫外线的杀菌作用对水进行消毒，即利用紫外灯照射流过的水，以照射能量的大小来控制消毒效果。由于紫外线在水中的穿透深度有限，要求被照射的水的深度或灯管之间的间距不能太大。

紫外线消毒的优点有：产生的副产物少，杀菌速度快，操作管理简单易行，无需向水中投加化学药剂，同时不存在剩余消毒剂所产生的气味，经济高效。但紫外线消毒具有不能解决消毒后在管网中再污染的问题，且电消耗大，水中悬浮物妨碍光线投射等缺点，因此常与其他消毒方法联合使用。对于污水处理，紫外线消毒是目前污水厂设计的首选消毒技术。

⑤其他消毒方法。其他消毒方法有辐射照射、高温消毒、非氧化型化学药剂消毒（酚类、重金属、酸、碱、表面活性剂等）。

2）消毒的影响因素。消毒的影响因素主要有接触时间、消毒剂浓度、温度、水质等。接触时间和消毒剂浓度是最重要的影响因素。

HarrieChick在20世纪初提出，对于一定消毒剂的浓度，接触时间越长，其杀菌率就越高，Chick定律的微分方程为

dN_t/dt=-kN_t

式中 N_t——t时刻微生物的浓度；

t——时间（min）；

dN_t/dt——灭活速率。

对上式进行积分得

N_t/N₀=e^-kt

式中 N₀——t=0时的微生物浓度。

由Chick-Watson定律引出ρT值的概念，即对于一定的灭活率要求，消毒剂的浓度ρ和接触时间t的乘积等于常数，即

ρT=ρt

式中 ρ——剩余消毒剂的浓度（mg/L）；

t——接触时间（min）。

对于不同的消毒剂种类、微生物、水温、pH等条件，其达到一定灭活要求的ρT值不同。

消毒剂与水充分混合接触，接触时间应根据消毒剂的种类和消毒目标，以满足ρT值的要求来确定，并留有一定的安全余量。在水厂中一般利用清水池或接触池来满足加入消毒剂后的接触时间，应保证90%以上的水流在清水池中的实际停留时间满足消毒灭活ρT值所需要的接触时间。

污水消毒处理使处理后微生物学指标达到废水排放或再生利用的水质标准，以降低污水排入水体产生的病原微生物风险，把污水再利用的微生物风险降到可以接受的安全范围。但是，消毒处理并不能杀灭水中所有微生物，特别是对于某些承受能力极强的微生物，如某些病毒和原生动物。

（7）吸附 利用多孔性的固体物质，将水中的一种或多种物质被吸附在固体表面而去除的方法称为吸附法。具有吸附能力的多孔性固体物质称为吸附剂，被吸附的物质则称为吸附质。

1）吸附分类

①物理吸附。物理吸附是指溶质与吸附剂之间由于分子间力而产生的吸附，由于吸附是分子间的力引起的，所以吸附热较小，不发生化学作用，在低温下就能进行。物理吸附特点是没有选择性，牢固程度不如化学吸附。

②化学吸附。化学吸附是指溶质与吸附剂发生化学反应，形成牢固的吸附化学键和表面络合物，吸附质分子不能在表面自由移动。吸附时放热量较大，具有选择性，且一般为单分子层吸附。化学吸附通常需要一定的活化能，在低温时，吸附速度较小。

③交换吸附。交换吸附是指溶质的离子由于静电引力作用聚集在吸附剂表面的带电点上，并置换出原先固定在这些带电点上的其他离子。通常离子交换属于此范围。影响交换吸附的重要因素是离子电荷数和水合半径的大小。

2）吸附的影响因素

①温度：在吸附过程中，体系的总能量将下降，属于放热过程，温度升高、吸附容量下降。温度的影响对气相吸附影响较大，因此气相吸附性能需在等温条件下测定。对液相吸附，温度的影响较小，通常在室温下测定，吸附过程中水温一般不会发生显著变化。

②平衡浓度：吸附过程主要是物理吸附，存在吸附的动平衡，一般情况下，液相中平衡浓度越高，固相上的吸附容量也越高。

③吸附质的化学性质：吸附质的极性越强，越不易被吸附。有机物能否被吸附还与有机物的官能团有关，即与这些化合物与吸附剂亲和力的大小有关。

④吸附质的分子大小：吸附容量的大小与吸附质的分子大小有关。当吸附质的分子大于吸附孔时，不被吸附剂吸附；相反则可被吸附去除。

3）吸附容量与吸附等温式

①吸附容量。吸附过程中，固液两相经过充分的接触，最终将达到吸附与脱附的动态平衡。达到平衡时，单位吸附剂所吸附的物质的数量称为吸附容量，常用q_e（mg/g）表示。对一定的吸附体系，平衡吸附量是吸附质浓度和温度的函数。为了确定吸附剂对某种物质的吸附能力，需进行如下吸附试验：将一组不同数量的吸附剂与一定容积的已知溶质初始浓度的溶液相混合，在选定温度下使之达到平衡。分离吸附剂后，测定液相的最终溶质浓度。根据其浓度变化，分别按下式算出吸附容量

式中 V——溶液体积（L）；

ρ₀、ρ_e——溶质的初始和平衡浓度（mg/L）；

W——吸附剂量（g）。

显然，平衡吸附量越大，单位吸附剂处理的水量越大。将平衡吸附量q_e与相应的平衡浓度ρe作图，得出吸附等温线。描述吸附等温线的数学表达式称为吸附等温式。常用的有Langmuir等温式、B.E.T.等温式和Freundlich等温式。

②Langmuir等温式。Langmuir假设吸附剂表面均一，各处的吸附能相同；吸附是单分子层的，当吸附剂表面为吸附质饱和时，其吸附量达到最大值；在吸附剂表面上的各个吸附点间没有吸附质转移运动；达到动态平衡状态时，吸附和脱附速度相等。

由动力学方法推导出平衡吸附量q_e与液相平衡浓度ρe的关系为

式中 a——与最大吸附量有关的常数；

b——与吸附能有关的常数。

为计算方便，变换上式得到两种线性表达式，即

根据吸附试验资料，按上式作图可求a、b值。式（1）适用于ρ_e值小于1的情况，而式（2）则适用于ρ_e值较大的情况。

4）吸附剂类型。常用吸附剂有活性炭、活化煤、白土、硅藻土和活性氧化铝等。水处理中应用较广的是活性炭。

活性炭分为颗粒活性炭和粉末活性炭，是一种非极性吸附剂，由含有碳的煤、果壳、木屑等原料制备而成。其主要成分除碳以外，还含有少量的氧、氢和硫等元素，以及水分、灰分；它具有良好的吸附性能和稳定的化学性质，可以耐强酸、强碱，能经受水浸、高温、高压作用，不易破碎。与其他吸附剂相比，活性炭具有巨大的比表面积和特别发达的微孔，这是活性炭吸附能力强、吸附容量大的主要原因。活性炭的吸附以物理吸附为主，但由于表面氧化物的存在，也可进行一些化学选择性吸附。近年来，在饮用水处理过程中，深度处理所使用的颗粒活性炭的粒径可以按照过滤对滤料的要求进行生产和选配，使颗粒活性炭在进行吸附的同时还充分发挥颗粒炭颗粒介质的过滤功能，以提高对水的浊度的处理要求。

5）吸附剂再生。吸附剂在达到饱和吸附后，必须进行脱附再生，才能重复使用。脱附是吸附的逆过程，即在吸附剂结构不变化或者变化极小的情况下，用某种方法将吸附质从吸附剂孔隙中除去，以恢复它的吸附能力。目前吸附剂的再生方法有加热法、药剂法、化学氧化法、湿式氧化法和生物法等。

（8）离子交换 离子交换剂具有离子交换能力，利用固相离子交换剂功能基团所带的可交换离子，与接触交换剂的溶液中相同电性的离子进行交换反应，可进行离子的置换、分离、去除、浓缩，这种技术称为离子交换法。离子交换法是水质软化和去除水中盐的主要方法。

1）离子交换树脂的结构特征。离子交换树脂的结构如图14-17所示，它由空间网状结构骨架和附属在骨架上的许多活性基团所构成的不溶性高分子化合物活性基团两部分组成。骨架又称为母体，是形成离子交换树脂的结构主体。它以一种线型结构的高分子有机化合物为主，加上一定数量的交联剂，通过横键架桥作用构成空间网状结构。活性基团遇水分离，分成固定离子和活动离子两部分。固定离子固定在树脂骨架上，活动离子（或称交换离子）则依靠静电引力与固定离子结合在一起，两者电性相反、电荷相等，处于电性中和状态。

图14-17 离子交换树脂结构示意图

2）离子交换树脂的种类。离子交换树脂按照功能基团的性质不同可分为含有酸性基团的阳离子交换树脂、含有碱性基团的阴离子交换树脂、含有胺羧基团等的螯合树脂、含有氧化-还原基团的氧化还原树脂（或称电子交换树脂）以及两性树脂五种。其中，阳、阴离子交换树脂按照活性基团电离的强弱程度，又分为强酸（如—SO₃H）、弱酸（如—COOH）、强碱（如≡NOH）、弱碱（如—NH₂OH）树脂。离子交换树脂按树脂类型和孔结构的不同可分为凝胶型树脂、大孔型树脂、多孔凝胶型树脂、巨孔型（MR型）树脂和高巨孔型（超MR型）树脂等。

3）离子交换树脂的性能

①离子交换树脂的物理性能

外观。离子交换树脂的外观呈不透明或半透明球状颗粒，颜色有乳白、淡黄或棕褐色，粒径一般为0.3～1.2mm。

交联度。树脂结构骨架的交联度取决于制造过程，交联度的改变将引起树脂交换容量、含水率、溶胀度、机械强度等性能的改变。

含水率。含水率通常以每克湿树脂（去除表面水分后）所含水分的百分比来表示，相应地反映了树脂框架中的孔隙率。

相对密度。离子交换树脂的相对密度有三种表示方法：干真密度、湿真密度和湿视密度。其中，干真密度是指在115℃真空干燥后的密度；湿真密度是指树脂在水中充分膨胀后的质量与树脂所占体积（不包括空隙）之比；湿视密度是指树脂在水中充分膨胀后单位体积树脂所具有的质量。

溶胀性。当树脂由一种离子形态转变为另一种离子形态时发生体积变化的现象称为溶胀或膨胀。树脂溶胀的程度用溶胀度来表示。

②离子交换树脂的化学性能

离子交换树脂的选择性：离子交换树脂对于水中某种离子能选择交换的性能称为离子交换树脂的选择性，树脂对各种离子的交换能力是不同的，交换能力大小主要取决于各种离子对该树脂的亲和力。强酸性阳离子交换树脂的选择顺序为

Fe³⁺>Cr³⁺>Al³⁺>Ca²⁺>Mg²⁺>K+=NH⁺₄>Na⁺>H⁺>Li⁺

对于弱酸阳离子交换树脂，与水中阳离子交换的选择性次序为

H⁺>Fe³⁺>Al³⁺>Ca²⁺>Mg²⁺>K+=NH⁺₄>Na⁺

对于强碱性阴离子交换树脂，与水中阴离子交换的选择性次序为

SO^2-₄>NO^-₃>Cl^->HCO^-₃>OH^->HSiO^-₃

对于弱碱性阴离子交换树脂，与水中阴离子交换的选择性次序为

OH^->SO^2-₄>NO^-₃>Cl^->HCO^-₃

有效pH值范围：强酸和强碱树脂活性基团的电离能力很强，交换能力基本上与pH值无关。弱酸性树脂在pH值低时不电离或部分电离，而在碱性条件下，才能得到较高的交换能力。而弱碱性树脂在酸性溶液中才能得到较大的交换能力。各类型交换树脂的有效pH值范围见表14-1。

表14-1 各类型交换树脂的有效pH值范围

离子交换的交换平衡与可逆性：离子交换反应是可逆反应。例如，RH与水中Na+的反应为

RH+Na⁺=RNa+H⁺

存在平衡关系式，即

[RNa][H⁺]/[RH][Na⁺]=K

式中的平衡常数K为离子交换树脂的选择性系数。

对于用RH处理含有低浓度Na+的水，因水中[H⁺]/[Na⁺]<1，但K>1，所以该反应向右进行，直至反应平衡时[RNa]/[RH]≫1，即大部分树脂从H型转化为Na型。此时如改用较高浓度的H+溶液，如3%～4%的HCl通过上述已经交换饱和的树脂，则该反应被逆转向左进行，直至达到新的反应平衡，即[RNa]/[RH]≪1，实现树脂的再生。

离子交换容量：交换容量是树脂交换能力大小的标准，又可分为全交换容量与工作交换容量。前者是指一定量树脂所具有的活性基团或可交换粒子的总数量，后者是在给定的工作条件下，实际上可用的交换能力。实际应用中由于受各种因素的影响，一般工作交换容量只有总交换容量的60%～70%。有效交换容量是指出水到达一定指标时交换树脂的交换容量。离子交换容量可以用重量法和容积法两种方法表示。

重量法是指单位重量的干树脂中离子交换基团的数量，用mmol/g或mol/g来表示。

容积法是指单位体积的湿树脂中离子交换基团的数量，用mmol/L或mol/m³来表示。由于树脂一般在湿态下使用，因此常用容积法进行。

全交换容量是指树脂中活性基团的总数。工作交换容量是指在给定的工作条件下，实际所发挥的交换容量，实际应用中由于受各种因素的影响，一般工作交换容量只有总交换容量的60%～70%。

有效交换容量是指出水到达一定指标时交换树脂的交换容量。

4）离子交换工艺及设备。离子交换设备按照运行方式的不同，可分为固定床和连续床两大类。固定床离子交换器在工作时，床层固定不变，水流由上而下流动。根据料层的组成，又分为单层床、双层床和混合床三种。连续床可分为移动床和流动床等。

离子交换操作是在装有离子交换剂的交换柱中以过滤方式进行的，整个工艺过程一般包括交换、反冲洗、再生和清洗四个阶段。这四个阶段依次进行，形成不断循环的工作周期。

①交换阶段。利用离子交换树脂的交换能力，从废水中分离脱除需要去除的离子的操作过程。

②反冲洗阶段。反冲洗的目的在于松动树脂层，使再生液能均匀渗入层中，以便下一步再生时，注入的再生液能均匀分布，同时也及时清除过滤过程中产生的破碎粒子和杂质。

③再生阶段。当出水中的离子浓度达到极限值时，应进行再生，再生过程就是交换反应的逆过程，借助具有较高浓度的再生液流过树脂层，将先前吸附的离子置换出来，使其交换能力得到恢复，再生的方法有一次再生法和二次再生法两种。

④清洗阶段。清洗的目的是洗涤残留的再生液和再生时可能出现的反应产物，直到出水水质符合要求为止。

（9）氧化还原 氧化还原法是指通过化学药剂与废水中呈溶解状态的无机或有机污染物的氧化还原反应，将废水中的有毒有害污染物转化为无毒、低毒物质，或转化为易与水分离的形态的一种方法。

1）基本原理。氧化还原法的实质是无机物和有机物在化学反应中，原子或离子失去或得到电子，引起元素化合价的升高或降低。失去电子的过程称为氧化，得到电子的过程称为还原。物质的氧化还原能力由氧化还原电位来衡量。

2）氧化还原方法分类。废水中的氧化还原法可分为氧化法和还原法两大类。有毒有害物质在氧化还原反应被氧化称为氧化法，被还原称为还原法。氧化法按氧化能力和程度分为普通氧化法和高级氧化法，主要包括氯氧化法、空气氧化法和臭氧氧化法等；还原法主要有药物还原法和金属还原法等。

①氧化处理方法

氯氧化法。氯氧化法中的氯系氧化剂，包括液氯、氯的含氧酸及次氯酸钠、漂白粉和二氧化氯等。在给水处理中，氯氧化法主要用于消毒，废水处理中氯氧化法主要用于氰化物、硫化物、醛、油类的氧化去除以及脱色、脱臭、杀菌、防腐等。

空气氧化法。空气氧化法是以空气中的氧气作为氧化剂来氧化分解废水中有毒有害物质的方法。目前主要用于低含硫废水的脱硫和地下水的除铁除锰。

臭氧氧化法。臭氧是一种强氧化剂，氧化作用机理有臭氧的直接氧化和羟基自由基氧化。臭氧可以和许多氧气不能够氧化的物质发生反应。臭氧可改善一些难降解有机物的可生化性，氧化许多有机物，还可以用来脱色、除味、杀菌、除藻等；臭氧还可氧化无机物，如二价铁、锰和氰化物等。

湿式氧化法。在高温高压操作条件下，在液相中，用氧气或空气作为氧化剂，氧化水中呈溶解态或悬浮态的有机物或还原态的无机物获得最终产物二氧化碳和水的方法，最终产物是二氧化碳和水。用湿式氧化法去除有机污染物所发生的氧化反应属于自由基反应，这一反应会经历诱导期、增殖期、退化期和结束期四个阶段。

光化学氧化法。在紫外光的作用下所进行的化学反应，称为光化学反应。光化学反应需要吸收特定波长的电磁波辐射，受激产生分子激发态后发生化学变化到一个稳定状态或者变成引起发热反应的中间化学产物。加入氧化剂的光化学反应为光化学氧化法，氧化剂在紫外线的辐射下产生氧化能力很强的羟基自由基，提高了对于难氧化污染物的去除能力。

其他氧化法。主要有Fenton试剂法、湿式催化氧化法、光催化氧化法和超临界氧化法等。

②还原处理方法

药剂还原法。药剂还原法是指向废水中投加二氧化硫、硫酸亚铁、铁粉、亚硫酸钠、亚硫酸氢钠、水合肼等。还原剂，使废水中的有毒有害物质转变为无毒或毒性小的新物质的方法。

金属还原法。金属还原法是使用氧化还原电位较低的铁粉、锌粉等金属来还原废水中的有毒有害物质的方法，主要用于处理含铬、含汞的废水等。

（10）其他物化处理方法

1）萃取法。萃取法是利用与水不互溶且密度小于水的特定有机溶剂（称萃取剂或有机相），将废水中的某种污染物由水相转移至有机相的过程。萃取法的必要条件是被萃取组分在有机相中的溶解度大于水相。萃取法主要针对含高浓度重金属离子与某些高浓度有机工业废水，提取回收其中的有用成分，从而达到综合治理的目的。

①萃取剂的选择。优良的萃取剂应具有萃取能力大、分离性能好、化学稳定性好、易再生和回收溶质、来源广、价格便宜等性能。萃取剂的好坏决定着萃取法的效果和所需费用的高低。

②萃取设备及工艺。萃取工艺包括混合、分离和回收三个主要工序。萃取设备可分为间歇型和连续型两类：间歇型以槽形设备为主，这种设备包括两相混合槽与澄清槽；连续型萃取设备有槽式和塔式两种，槽式萃取器称为连续逆流混合澄清器，塔式萃取器种类较多，其中最常用的为脉冲筛板塔与转盘萃取塔。

③萃取剂的再生。萃取剂再生的方法主要有物理法和化学法两种类型。当萃取相中各组分沸点相差较大时，最宜采用蒸馏法分离，属于物理法。化学再生法是通过投加某种化学药剂使其与溶质形成不溶于溶剂的盐类。

2）中和

①酸、碱废水中和法。将酸、碱废水共同引入中和池，混合搅拌，这是一种简单又经济实用的以废治废的方法。

②药剂中和法。酸性废水的中和药剂有石灰、苛性钠、石灰石和电石渣等；碱性废水的中和药剂有硫酸、盐酸和酸性废水等。中和药剂的投加量应按试验测定的酸碱中和曲线确定。

③过滤中和法。以石灰石、大理石、白云石或电石渣等作为中和的滤料，让酸性废水通过过滤层，从而使废水中和的方法称为过滤中和法。

3）吹脱和汽提。吹脱和汽提都属于气-液相转移分离法。使载气与气体充分接触，使废水中的溶解的气体和易挥发的污染物会穿过气液界面，向气相转移，从而达到脱除污染物的目的。常用空气或水蒸气作载气，习惯上把前者称为吹脱法，后者称为汽提法。

①吹脱法。吹脱法的基本原理是气液相平衡相传质速度理论。在气液两相系统中，溶质气体在气相中的分压与该气体在液相中的浓度成正比。当该组分的气相分压低于其溶液中该组分浓度对应的气相平衡分压时，就会发生溶质组分从液相向气相的传质。

影响吹脱处理的因素主要有温度、气液比和pH值。吹脱设备一般包括吹脱池（也称曝气池）和吹脱塔。吹脱池的缺点是占地面积较大，且易污染大气，而吹脱塔效率较高，可回收有用气体，并可防止二次污染。

②汽提法。汽提法用以脱除废水中挥发性溶解物质。实质是使废水与水蒸气直接接触，使废水中的挥发性物质按一定比例扩散到气相中去，从而达到从废水中分离污染物的目的。汽提法常用于从含酚废水中回收挥发性酚，以及处理含H₂S或NH₃的废水等。

4）蒸发法。蒸发法处理废水的实质是加热废水，使水分子大量汽化，得到浓缩的废液以便进一步回收利用；水蒸气冷凝后又可获得纯水。常用的废水蒸发设备有列管式蒸发器和薄膜式蒸发器两种。

5）化学沉淀法。化学沉淀法是指向废水中投加某些化学药剂（沉淀剂），使之与废水中溶解态的污染物直接发生化学反应，形成难溶的固体物质，然后进行固液分离，从而除去污染物的一种处理方法。废水处理中，常用化学沉淀法去除废水中的有害离子有Hg²⁺、Cd²⁺、Pb²⁺、Cu²⁺、Zn²⁺、Cr⁶⁺、SO^2-₄和PO^3-₄等。

化学沉淀法的工艺过程包括：①投加化学沉淀剂，与水中污染物反应，生成难溶的沉淀物而析出；②通过凝聚、沉降、浮上、过滤、离心等方法进行固液分离；③泥渣的处理和回收利用。

6）电化学法。在直流电流作用下，电解质溶液在两电极上分别发生氧化反应和还原反应的过程称为电解。直接或间接利用电解槽中的电化学反应，可对废水进行氧化、还原、凝聚及浮上处理。电解法的工艺过程通常包括预处理（如均和、调整pH值、投加药剂等）、电解、固液分离及泥渣处理等。

①电解氧化还原法

电解氧化法。电解槽的阳极既可通过电极反应过程直接氧化破坏污染物，也可通过某些阳极反应产物间接地氧化破坏污染物（例如阳极产物Cl₂除氰、脱色）。实际上，投加一定量的食盐，进行“电氯化”，往往可以强化阳极的氧化作用，此时阳极同时发生直接氧化作用和间接氧化作用。

电解还原法。电解槽的阴极可使废水中的重金属离子还原出来，沉淀于阴极，加以回收利用。

②电解气浮和电解凝聚

电解气浮法。废水电解时，由于水的电解及有机物的电解氧化，在电极上会有气体（如H₂、O₂、CO₂、Cl₂等）析出。借助于电极上析出的微小气泡而浮上分离疏水性杂质微粒的处理技术，称为电解气浮法。电解气浮法不仅有气泡浮上作用，而且还兼有凝聚、共沉、电化学氧化及电化学还原等作用，能去除水中的多种污染物。

电解凝聚法。以铝、铁等金属为阳极，在直流电的作用下，阳极被溶蚀，产生Al3+、Fe2+等离子，再经一系列水解、聚合及氧化过程，发展成为各种羟基络合物、多核羟基络合物以至氢氧化物，使废水中的胶态杂质、悬浮杂质凝聚沉淀而分离。

7）离心分离法。离心分离法是指高速旋转物体产生离心力，利用离心力分离水中杂质的方法。废水进行高速旋转时，产生离心力场。使废水做高速旋转时，密度大于水的悬浮固体被抛向外围，而密度小于水的悬浮物（如乳化油）则被推向内层，从而使两者分离。

按照产生离心力的方式不同，离心分离设备可分为水旋和器旋两类。前者如水力旋流器、旋流沉淀池，其特点是器体固定不动，而由沿切向高速进入器内的物料产生离心力；后者是指各种离心机，其特点是由高速旋转的转鼓带动物料产生离心力。

水力旋流器。简称水旋器，有压力式和重力式两种。压力式水力旋流器是借进水压能和速度头产生离心力。重力式水力旋流器处理废水时，废水也是以切向进入器内，并借助进、出水的压力差在器内做旋转运动。在这种旋流器中，离心力的作用并不重要，颗粒的分离基本上是由重力决定的。

离心机。按分离因素的大小，可分为高速离心机（f>3000）、中速离心机（f=1000～3000）和低速离心机（f<1000），中、低速离心机又统称为常速离心机。常速离心机多用于污泥或化学沉渣的脱水，而高速离心机则适用于废水中乳化油的分离。

8）磁力分离法。磁力分离，是借助外加非均匀磁场，以磁力将水中的磁性悬浮物吸出而分离的水中污染物方法。与传统的液固分离方法相比，磁力分离具有处理能力大、效率高和设备紧凑等优点。

9）膜分离法。膜分离法是利用天然或人工合成膜以外界能量或化学位差作推动力对水溶液中某些物质进行分离、分级、提纯和富集的方法的统称。膜分离法包括扩散渗析法、电渗析法、反渗透法、超滤法、液体膜渗析法和隔膜电解法等。各种膜分离方法的特征及其区别见表14-2。

表14-2 各种膜分离方法的特征及其区别

①扩散渗析法。扩散渗析是使高浓度溶液中的溶质透过薄膜向低浓度溶液中迁移的过程。扩散渗析的推动力是薄膜两侧的浓度差。其中，半透膜的渗析作用有以下三种类型：a.依靠薄膜中孔道的尺寸分离大小不同的分子或离子；b.依靠薄膜的离子结构分离性质不同的离子；c.依靠薄膜有选择地溶解性分离某些物质，例如醋酸纤维膜有溶解某些液体和气体的性能，而使这些物质透过薄膜。

图14-18 电渗析分离原理

②电渗析法。电渗析原理是在直流电场的作用下，利用阴、阳离子交换膜对溶液中阴、阳离子的选择透过性（即阳膜只允许阳离子通过，阴膜只允许阴离子通过），而使溶液中的溶质与水分离的一种物理化学过程。

电渗析系统由一系列阴、阳膜交替排列于两电极之间组成许多由膜隔开的小水室，如图14-18所示。当原水进入这些小室时，在直流电场的作用下，溶液中的离子做定向迁移。阳离子向阴极迁移，阴离子向阳极迁移。但由于离子交换膜具有选择透过性，使得一些小室离子浓度降低而成为淡水室，与淡水室相邻的小室则因富集了大量离子而成为浓水室。从淡水室和浓水室分别得到淡水和浓水。原水中的离子得到了分离和浓缩，原水得以净化。

离子交换膜的类型：按膜体结构不同分为异相膜、半均相膜、均相膜；按活性基团不同分为阳离子交换膜（简称阳膜）、阴离子交换膜（简称阴膜）、特种膜；按材料性质不同分为有机离子交换膜、无机离子交换膜。

离子交换膜的性能指标：

a.交换容量。表示在一定量的膜样品中所含活性基团数，通常以单位面积、单位体积或单位干重膜所含的可交换离子的毫克当量数表示。(www.xing528.com)

b.含水量。表示湿膜中所含水的百分数（可以单位重量干膜或湿膜计）。含水量受膜内活性基团数量、交联度、平衡溶液的浓度和溶液内离子种类的影响。

c.破裂强度。表示膜在实际应用时所能承受的垂直方向的最大压力，是衡量膜的机械强度的重要指标之一。

d.厚度。膜厚度与膜电阻和机械强度有关。在不影响膜的机械强度的情况下，膜越薄越好，以减少电阻。

e.导电性。完全干燥的膜几乎是不导电的，含水的膜才能导电。这说明膜主要依靠含在其中的电解质溶液导电。

电渗析器的构造：由膜堆、极区和压紧装置三大部分构成。

电渗析法在废水处理中的应用：电渗析所需要与所处理水的含盐浓度成正比的能量，故不适合处理浓度较高的废水。此方法最先用于海水淡化制取饮用水和工业用水，海水浓缩制取食盐以及与其他单元技术组合制取高纯水，后来在废水处理方面也得到应用。

③反渗透法。反渗透法是一组借助压力促使水分子反向渗透，以浓缩溶液或废水的方法。渗透过程中，纯水一侧的液面不断下降，溶液一侧的液面则不断上升。直至液面不再变化时，渗透便达到了平衡状态。此时，两侧液面差称为该种溶液的渗透压。如果在溶液一侧施加大于渗透压的压力，溶液中的水会透过半透膜，流向纯水一侧，而溶质被截留在溶液一侧，这种作用称为反渗透，如图14-19所示。

图14-19 渗透和反渗透

a）渗透 b）渗透平衡 c）反渗透

a.反渗透膜的透过机理。

A.氢键理论。该理论认为，水分子和膜的活化点形成氢键及断开氢键使得水可以透过膜。即在高压作用下，溶液中水分子和膜表皮层活化点缔合，原活化点上的结合水解离出来，解离出来的水分子继续和下一个活化点缔合，又解离出下一个结合水。水分子通过一连串的缔合-解离过程，依次从一个活化点转移到下一个活化点，直至离开表皮层，进入多孔层。

B.优先吸附—毛细管流理论。该理论认为，反渗透膜是一种微细多孔结构物质，有选择性地吸附水分子而排斥溶质分子。当水溶液与膜接触时，膜表面吸附水分子，在界面上形成一层不含溶质的纯水分子层，其厚度视界面性质而异，或为单分子层或多分子层。在外压作用下，界面水层在膜孔内产生毛细管流连续透过膜。

b.反渗透膜。

目前应用比较广的反渗透膜是醋酸纤维素膜和芳香族聚酰胺膜。

A.醋酸纤维素膜（简称CA膜）：以醋酸纤维素为成膜物质，丙酮为溶剂，加入过氯酸镁或甲酰胺为添加剂（发孔剂或溶胀剂），按一定比例配制而成。CA膜由致密的表皮层和多孔支撑层组成，外观为乳白色或淡黄色的含水凝胶，膜厚100～250_μm。

B.芳香族聚酰胺膜：一种非对称结构的膜，主要成膜材料为芳香聚酰胺，具有良好的透水性能、较高的脱盐率、工作压力低、机械强度好、化学稳定性好、耐压实、能在pH值为4～11范围内使用、寿命较长的优点。

反渗透装置主要有板框式、管式、螺旋卷式和中空纤维式四种。

5.生物处理方法

（1）概述 污水生物处理是利用微生物的新陈代谢功能，对污水中的污染物质进行分解和转化的过程。它主要用于去除污水中溶解性和胶体有机物，降低水中氮和磷等营养物含量。根据参与代谢活动的微生物对溶解氧的需求不同，污水生物处理技术分为好氧生物处理、缺氧生物处理和厌氧生物处理。

1）微生物生长的生长环境与环境条件有很大的关系，在污水处理过程中，为了得到令人满意的处理效果和经济效益，需要设法创造良好的环境，使微生物很好地生长、繁殖。影响微生物生长的环境因素也很多，其中最主要的有营养、温度、pH值、溶解氧、有毒物质等。

①微生物的营养。微生物为合成自身的细胞物质，需要从周围环境中摄取自身生存所必需的各种物质，这就是营养物质。其中，主要的营养物质是碳、氮、磷等，这些是微生物细胞化学成分的骨架。对微生物来说，碳、氮、磷营养有一定的比例，一般对于好氧生物处理工艺，应按BOD₅∶N∶P=100∶5∶1投加氮、磷，对于厌氧微生物则要求COD∶N∶P=200∶5∶1。生活污水中大多含有微生物能利用的碳源，氮和磷的含量也较高，一般无须再投加营养物质，而某些工业废水则需要。

②温度。根据各类微生物所适应的温度范围，可将微生物分为低温性、中温性和高温性三类。低温微生物的生长温度在20℃以下，中温微生物的生长温度在20～45℃范围内，高温微生物的生长温度在45℃以上。

一般好氧生物处理中的微生物多属中温微生物，其生长繁殖的最适温度范围为20～37℃，当温度超过最高生长温度时，微生物的蛋白质迅速变性且酶系统会遭到破坏失去活性，严重时可使微生物死亡。厌氧生物处理中，常利用中温和高温两种类型的微生物，中温厌氧菌的最适温度范围为25～40℃，高温厌氧菌的最适宜温度范围为50～60℃。

③pH。不同的微生物有不同的pH适应范围。例如细菌、放线菌、藻类和原生动物的pH适应范围是4.0～10.0。大多数细菌适宜中性和偏碱性环境（最适宜pH为6.5～7.5）；酵母菌和霉菌要求在酸性或偏酸性的环境中生活（最适宜pH为3.0～6.0）。

④溶解氧。溶解氧是影响生物处理效果的重要因素。在好氧生物处理中，溶解氧是影响好氧生物处理的最主要因素之一，是保证好氧微生物正常生长和发挥其降解功能的基本条件之一。如果溶解氧不足，好氧微生物由于得不到充足的氧，其活性将受到影响，新陈代谢能力降低，同时对溶解氧要求较低的微生物将逐步成为优势种属，影响正常的生化反应过程，造成处理效果下降，而且还可能导致丝状菌的滋生，引发污泥膨胀。

溶解氧同时也不宜过高，因为过高的溶解氧浓度会降低氧利用效率，增加所需要的动力费；另一方面，如果混合液中溶解氧浓度过高，同时曝气池有机负荷又较低，则容易导致曝气过度，使活性污泥中的微生物长期处于内源呼吸状态，导致污泥中的无机成分增高、活性下降、凝聚性能变差，最终会使整个系统的运行受到不利影响。

好氧生物处理的溶解氧一般以2～3mg/L为宜。

⑤有毒物质。工业废水中存在着对微生物具有抑制和毒害作用的化学物质，其毒害作用主要表现在破坏细胞的正常结构及使菌体内的酶变质，并失去活性，在废水生物处理中要对有毒物质严加控制。

一般认为，对于好氧生物处理来说，主要的有毒物质有重金属、氰化物、H₂S、卤族元素及其化合物、酚、醇、醛等有机化合物；对于厌氧生物处理，常见的抑制物质有硫化物、氨氮、重金属、氰化物及某些有机物。

2）有机污染物生物降解性的评定方法。BOD₅和COD是废水生物处理过程中常用的两个水质指标，用BOD₅/COD值评价废水的可生化性是广泛采用的一种最为简易的方法。在一般情况下，BOD₅/COD值越大，说明废水可生物处理性越好。表14-3中所列数据可评价废水的可生化性。

表14-3 废水可生化性评价参考数据

需要注意的是，用BOD₅/COD的值并不等同于废水中可生物降解的有机物占全部有机物的百分数，所以用BOD₅/COD值来评价废水的生物处理可行性尽管方便，但比较粗糙，欲作出准确的结论，还应辅以生物处理的模型试验。

3）生物处理方法分类。生物处理法在城市污水的处理中使用得比较广泛。根据不同的处理工艺和处理效果，城市污水的处理可分为三级，分别为一级处理、二级处理和三级处理。一级处理是指预处理或前处理，应用物理处理的方法，如格栅、沉淀池等去除水中不溶解的污染物；二级处理一般是指生物处理，通过微生物的代谢作用将废水中的有机物降解为小分子物质；三级处理，也称深度处理，一般是指水中难降解有机物以及氮、磷的去除。二级处理中生物处理是最常采用的方法之一。按微生物的代谢形式不同，生物处理法可分为好氧法和厌氧法两大类；按微生物的生长方式不同可分为悬浮生物法和生物膜法，如图14-20所示。

图14-20 生物处理方法

图14-21 活性污泥法基本流程

（2）活性污泥法 活性污泥法是应用较为广泛的一种传统生物处理方法，该方法对水质水量适应性强，运行方式灵活多样，通过厌氧或缺氧区的设置还能够具有生物脱氮和除磷效能等。

1）活性污泥法基本原理

①活性污泥法的基本工艺流程。活性污泥法的工艺流程由初次沉淀池、曝气池、二次沉淀池、供氧装置以及回流设备等组成，基本流程如图14-21所示。由初沉池流出的废水与从二沉池底部流出的回流污泥混合后进入曝气池，曝气池中活性污泥处于悬浮状态，废水和活性污泥充分接触，废水中的可溶性有机物在曝气池内被活性污泥吸附、吸收和氧化分解，使废水得到净化。二次沉淀的作用可简单概括为泥水分离和污泥浓缩。一是将活性污泥与已被净化的水分离；二是浓缩活性污泥，使其以较高的浓度回流到曝气池。二沉池的污泥也可以部分回流至初沉池，以提高初沉效果。

活性污泥系统有效运行的基本条件是：a.废水中含有足够的可溶性易降解有机物，作为微生物生理活动必需的营养物质；b.混合液含有足够的溶解氧保证活性污泥中的微生物处于好氧状态；c.活性污泥在池内呈悬浮状态，保证其中的微生物能够充分与废水基质接触反应；d.活性污泥连续回流、及时排除剩余污泥，使混合液保持一定浓度的活性污泥；没有对微生物有毒害作用的物质进入。

活性污泥去除污水中有机物，主要经历三个阶段：a.吸附阶段，污水与活性污泥接触后在很短时间内水中有机物迅速降低，这主要是吸附作用引起的，由于活性污泥表面积较大，表面具有多糖类黏液层，污水中悬浮的和胶体的物质被絮凝和吸附迅速去除；b.氧化阶段，在有氧的条件下，微生物将吸附阶段吸附的有机物一部分氧化分解获取能量，一部分则合成新的细胞，这一阶段的速率明显低于吸附阶段；c.絮凝体形成于凝聚沉淀阶段，氧化阶段合成的菌体和水中的部分有机物絮凝形成絮凝体，通过重力沉淀从水中分离出来，使水得到净化。

②活性污泥的性能及其评价方法

a.活性污泥的性能及其组成。活性污泥具有良好的凝聚沉降性能，由细菌、真菌、原生动物、部分少量的后生动物等多种微生物群体组成的一个小生态系统。

活性污泥由四部分组成：具有活性的微生物群体（Ma）；微生物自身氧化的残留物质（Me）；原污水挟入的不为微生物降解的惰性有机物质（M_i）；原污水挟入的无机物质（M_ii）。

b.活性污泥评价方法

混合液悬浮固体（MLSS）：单位体积曝气池混合液中活性污泥悬浮固体的浓度为MLSS=Ma+Me+M_i+M_ii（单位：mg/L）。

MLSS由于测定简便，一般以它作为计量曝气池中活性污泥量的指标。

混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）：表示活性污泥中有机性固体物质的浓度，即

MLVSS=Ma+Me+M_i（单位：mg/L）

在一定条件下，MLVSS/MLSS值较稳定，城市污水处理厂曝气池混合液的MLVSS/MLSS值介于0.75～0.85之间。

污泥沉降比（SV）：1L曝气池混合液静置沉降30min后，沉淀污泥占混合液的体积百分率。污泥沉降比可相对地反映曝气池正常运行时的污泥量及污泥的絮凝沉降性能，用以控制剩余污泥的排放，还能及时反映出污泥膨胀等异常情况，正常情况下，SV值一般为20%～30%。

污泥体积指数（SVI）：污泥指数也称为污泥容积指数，是指曝气池混合液经30min沉降后，1g干污泥所占的体积，以mL/g计。

它反映出污泥的松散程度和凝聚、沉降性能。通常认为SVI值为100～150时，污泥沉降性能良好。该值越低，则说明污泥颗粒小而紧密，易沉降，但活性和吸附力低，含无机物多；过高则太松散，难以沉淀。

污泥龄（θ_c）。污泥龄是指曝气池中工作的活性污泥总量与每日排放的剩余污泥量的比值，单位是天（d）。它表示新增长的污泥在曝气池中的平均停留时间。污泥龄和细菌的增长处于哪一阶段直接有关。

2）活性污泥法的运行方式。活性污泥法自发明以来，根据反应时间、进水方式、曝气设备、氧的来源、反应池型的不同，已发展出多种类型。

①传统推流式活性污泥法。工艺流程如图14-22所示，废水经过沉砂、初沉一级处理，去除了大部分悬浮物和部分BOD后即进入曝气池，进行好氧处理。

废水在曝气池停留一段时间后，废水中的有机物绝大多数被曝气池中的微生物吸附、氧化降解，随后进入沉淀池。在沉淀池中，活性污泥下沉，处理后的出水上清液即可溢流而被排放。为了使曝气池保持高的反应速率，必须使曝气池内维持足够高的活性污泥微生物浓度。为此，沉淀后的活性污泥又回流至曝气池前端，使之与进入曝气池的废水接触，以重复吸附、氧化分解废水中的有机物。

图14-22 传统推流式活性污泥法的工艺流程

在连续进水条件下，微生物不断利用有机物进行新陈代谢，由于生物合成作用，活性污泥数量不断增长，当超过一定的浓度时，应适当排放一部分，这部分被排出的活性污泥称作剩余污泥。

曝气池中水流是纵向混合的推流式。在曝气池前端，活性污泥与刚进入的废水相接触，有机物浓度相对较高，即供给活性污泥微生物的食料较多，所以微生物生长一般处于生长曲线的对数生长期后期或稳定期。由于传统推流式活性污泥法曝气时间比较长，当活性污泥继续向前推进至曝气池末端时，废水中有机物几乎被耗尽，污泥微生物进入内源代谢期，它的活动能力也相应减弱，因此在沉淀池中容易沉淀，出水中残剩的有机物数量较少。处于饥饿状态的污泥回流入曝气池后又能够强烈吸附和氧化有机物，所以传统推流式活性污泥法的BOD和悬浮物去除率均较高。

传统推流式活性污泥法的不足之处在于：a.对水质变化的适应能力不强；b.所供的氧不能充分利用，因为在曝气池前端废水水质浓度高，污泥负荷高，需氧量大，而后端则相反，但空气往往沿池长均匀分布，这就造成前端供氧量不足，后端供氧量过剩的情况。因此，在处理同样水量时，同其他类型的活性污泥法相比，曝气池相对庞大，占地多，能耗费用高。

②完全混合活性污泥法。完全混合活性污泥法的流程和传统推流式活性污泥法相同，但废水和回流污泥进入曝气池时，立即与池内原来存在的混合液充分混合。依构筑物的曝气池和沉淀池合建或分建的不同可分成两种类型。其流程如图14-23所示。

此法主要特点：a.池内各点有机物浓度（F）均匀一致，微生物群的性质和数量（M）可基本相同，池内各部分工作情况几乎完全一致，可以方便地通过对F/M的调节，使反应器内的有机物降解反应控制在最佳状态，微生物活性能够充分发挥；b.进入曝气池的污水立即与池内原油浓度低的大量混合液混合，得到了很好的稀释，所以进水水质的变化对污泥的影响将降低到很小程度，有一定的抗冲击负荷能力；c.适合处理高浓度有机废水。

③阶段曝气法。阶段曝气法也称为分段进水活性污泥法或多点进水活性污泥法，主要特点是废水沿池长分段注入曝气池，均衡了曝气池内有机负荷及需氧速率，减少了供氧速率与需氧速率间的矛盾，有利于降低能耗；同时，废水的分段注入提高了曝气池对冲击负荷的适应能力。

阶段曝气法的工艺流程如图14-24所示。从图中可见，阶段曝气法中废水沿池长多点进入曝气池，这样使有机物在曝气池中的分配较为均匀，从而避免了前端缺氧、后端氧过剩的弊病，从而提高了空气的利用效率和曝气池的工作能力；并且由于容易改变各个进水口的水量，在运行上也有较大的灵活性。实践证明，曝气池容积同普通活性污泥法相比，可以缩小30%左右。

④渐减曝气活性污泥法。渐减曝气活性污泥法是克服传统推流式活性污泥法曝气池中供氧、需氧矛盾的另一个改进方法。将曝气池的供氧沿活性污泥推进方向逐渐减少，即为渐减曝气活性污泥法。该工艺曝气池中的有机物浓度随着向前推进不断降低，污泥需氧量也不断下降，曝气量相应减少，从而可以节省能耗，提高处理效率，其工艺流程如图14-25所示。

图14-23 完全混合活性污泥法的工艺流程

a）采用扩散空气曝气器的完全混合活性污泥法工艺流程 b）采用机械曝气器的完全混合活性污泥法工艺流程 c）合建式圆形曝气沉淀池

图14-24 阶段曝气法的工艺流程

图14-25 渐减曝气活性污泥法的工艺流程

a）工艺流程 b）曝气池中供氧量和需氧量之间的关系

⑤吸附再生活性污泥法。该法又称为生物吸附法。其基本工艺的流程如图14-26所示。

曝气池被一隔为二，废水在曝气池的一部分——吸附曝气池内停留数十分钟，活性污泥同废水充分接触，废水中有机物被污泥所吸附，随后进入二沉池，此时，出水已达到很高的净化程度。泥水分离后的回流污泥再进入曝气池的另一部分——再生曝气池，池中曝气但不进水，使污泥中吸附的有机物进一步氧化分解。恢复了活性的污泥随后再次进入吸附曝气池同新进入的废水接触，并重复以上过程。

该方法的优点有：a.污水与活性污泥在吸附池接触时间较短，吸附池容积较小，再生池接纳的是浓度较高的回流污泥，再生池的容积也较小，这就使得吸附再生法具有占地小、造价低的优点；b.由于回流污泥量较多，又使之具有较强的调节平衡能力，以适应进水负荷的变化。其缺点是去除率较普通活性污泥法低，尤其是对溶解性有机物较多的工业废水，处理效果不理想。

⑥序批式活性污泥法。序批式活性污泥法（简称SBR）是近年来新开发的一种活性污泥工艺，其特点是将曝气池和沉淀池合二为一，具有工艺流程简单，处理效果稳定，占地面积小等优点，生化反应分批进行，基本工作周期可由进水期、反应期、沉降期、排水期和闲置期五个阶段组成（图14-27）。

图14-26 吸附再生活性污泥法的工艺流程

图14-27 序批式活性污泥法运行周期

进水期是指反应器从开始进水到达到反应器最大体积的一段时间，这段时间同时进行生物降解反应。在反应期中，反应器不再进水，废水处理逐渐达到预期的效果。进入沉降期时，活性污泥沉降，固、液分离，上清液即为处理后的水，于排放期外排。这以后的一段时期直至下一批废水进入之前即为闲置期，活性污泥在此阶段进行内源呼吸，反硝化细菌亦可利用内源碳进行反硝化脱氮。

与其他活性污泥工艺相比，SBR工艺具有下述方面的特点。

构造简单，投资节省。不用设置二沉池、回流装置和调蓄池等设施，基建投资较低。

控制灵活，可满足各种处理要求。工艺运行过程中，一个周期中各个阶段的运行时间、停留时间、供气量等都可按照进水水质和出水要求加以调节。通过对各阶段操作状态、运行方式的适当调节可达到脱氮除磷的效果。

活性污泥性状好、污泥产率低。由于SBR在进水初期有机物浓度高，污泥絮体内部的菌胶团细菌也能获得充足的营养，因此有利于菌胶团细菌的生长，污泥结构紧密，沉降性能良好。由于运行周期中有一段闲置期，污泥处于内源呼吸阶段，因此，污泥产率比较低。

脱氮效果好。SBR系统可通过控制合适的充气、停气为硝化细菌和反硝化细菌创造适宜的好氧、缺氧反硝化脱氮条件，此外，反硝化细菌在闲置期还能进行内源反硝化。

⑦延时曝气活性污泥法。它又称为完全氧化活性污泥法，主要特点是曝气时间很长，可达到24h甚至更长，污泥泥龄长；出水水质稳定性较好，对废水冲击负荷有较强的适应性；有机负荷非常低，污泥持续处于内源代谢状态，剩余污泥少且稳定，无需再进行处理可直接排放。主要缺点有：池体容积大、占地面积大，建设费用和运行费用都较高。一般适用于处理水量小于1000m³/d，处理水质要求高的小型城镇污水和工业污水处理系统。

⑧高负荷曝气活性污泥法。有些污水处理厂只需要对污水进行不完全的处理，因此产生了高负荷曝气法又称不完全曝气活性污泥法。曝气池中的MLSS为300～500mg/L，曝气的时间比较短，在2～3h之间，处理效率为65%左右，有别于传统的活性污泥法，故常称其为不完全处理活性污泥法。

⑨纯氧曝气活性污泥法。该方法是以纯氧代替空气，其特点是氧的纯度较高（达90%以上），氧溶解的推动力也随之提高，氧传递速率增加，使得曝气池中污泥浓度可达4000～7000mg/L，大大提高了系统的容积负荷，因而剩余污泥量少，处理效果好。缺点是装置复杂。运行过程要适时排气和进行pH值调节。

⑩深井曝气活性污泥法。一般平面呈圆形，直径介于1～6m之间，深度一般为50～150m。主要特点为氧转移率高；动力效率高，占地少，易于维护运行；耐冲击负荷，产泥量少；一般可以不建初沉池；但受地质条件的限制。该法适用于处理高浓度有机废水。

(11)吸附-生物降解法（AB法）。吸附-生物降解法是由德国Bohnke教授在20世纪70年代首先提出的，简称AB法。AB法处理废水分两步：A段首先利用微生物的吸附作用对废水进行初步处理，B段则为常规的活性污泥法，对废水中进行彻底处理。其工艺流程如图14-28所示。

图14-28 AB法工艺流程

AB法的主要特点有：a.在预处理阶段只设格栅、沉砂等设备，不设初沉池；b.A级由吸附池和中间沉淀池组成，B级由曝气池和二沉池组成；c.在AB法中，A、B阶段各有独立的污泥回流系统，A、B两段各自拥有独特的微生物群体，有利于高效发挥各自的功能。

(12)氧化沟。氧化沟也称为氧化渠，属于循环混合曝气池，是活性污泥法的一种变形，同时也是延迟曝气法的一种特殊形式。氧化沟一般呈环形沟渠状，平面多呈椭圆形或圆形，池体狭长，总长可达数十米甚至数百米。氧化沟多采用表面机械曝气器，配以推进装置，具有曝气充氧、混合搅拌及推动水流的功能。其同时具有完全混合式与推流式两种流态的特征，有利于强化活性污泥的生物凝聚作用，且可以将整个氧化沟内区分为富氧区和缺氧区，可保证在氧化沟内实现硝化和反硝化作用，在去除有机物的同时，还具有生物脱氮功能。

氧化沟工艺的主要优点有：出水水质可以达到较高的水平，而且很稳定；剩余污泥产量低，稳定性较好，可直接进行脱水处理；运行管理简单易行，所需机械设备较少，维护与维修简单。

3）影响活性污泥法处理效果的因素

①污泥负荷。一般将有机物（BOD₅）与活性污泥（MLSS）的重量比值（F∶M）称为污泥负荷，分为重量负荷和容积负荷。重量负荷（N_S）是指单位重量活性污泥在单位时间内所承受的BOD₅量，单位为kgBOD₅/（kgMLSS·d）。容积负荷（N_V）是曝气池单位有效容积在单位时间内所承受的BOD₅量，单位为kgBOD₅/（m³·d）。

污泥负荷的计算公式为

式中 q_v——污水的处理量（m³/d）；

V——曝气池的有效容积（m³）；

S₀——污水BOD₅浓度（kg/m³）；

X——活性污泥浓度（kgMLSS/m³）。

为了表示有机物的去除情况，也采用去除负荷N_r，即单位重量活性污泥在单位时间所去除的有机物重量单位为kgBOD₅/（kgMLSS·d）。即

式中 N_r——去除负荷；

S_e——出水BOD浓度。

污泥负荷与污水处理效率、活性污泥特性、污泥生成量、氧的消耗量有很大关系，是活性污泥法的主要设计参数。一般高负荷时为1.5～2.0kgBOD/（kgMLSS·d），中负荷时为0.2～0.4kgBOD/（kgMLSS·d），低负荷时为0.03～0.05kgBOD/（kgMLSS·d）。

②污泥龄（SRT）和水力停留时间。污泥龄是活性污泥在处理系统（曝气池）中的平均停留时间，即曝气池内活性污泥的总量与每日排放污泥量之比，其实质是曝气池中的活性污泥全部更新一次所需要的时间。污泥龄是活性污泥系统设计与运行管理的重要参数，它能够直接影响曝气池内活性污泥的性能和功能。水力停留时间（q）是指污水在处理系统中的停留时间。q=V/q_v（V是曝气池的体积；q_v是废水的流量）。

③溶解氧（DO）。溶解氧是构成活性污泥法的基本要素之一，一般用混合液溶解氧的浓度表示活性污泥法的供氧量。活性污泥絮凝体的大小不同，所需的最小溶解氧浓度也不同。絮凝体越小，与污水的接触面积越大，越利于对氧的摄取，所需要的溶解氧浓度就小。反之，絮凝体大，所需的溶解氧浓度就大。为了使沉降分离性能良好，较大的絮凝体是所期望的，因此溶解氧浓度以2mg/L左右为宜。

④营养物。在活性污泥系统里，微生物的代谢需要一定比例的营养物，除以BOD表示的碳源以外，还需要氮、磷和其他微量元素。如前所述，一般认为好氧生物处理系统对碳、氮、磷的需要应满足以下比例，即BOD∶N∶P=100∶5∶1。厌氧生物处理系统应满足COD∶N∶P=200∶5∶1。

⑤pH值。对于好氧生物处理，pH值一般以6.5～9.0为宜。pH值低于6.5，真菌开始与细菌竞争，pH值降低到4.5时，真菌将占优势，引起污泥膨胀，严重影响沉降分离。pH值超过9.0时，代谢速度受到阻碍。

⑥水温。在微生物酶系统不受变性影响的温度范围内，水温上升会使微生物活动旺盛，从而能够提高反应速度。水温上升还有利于混合、搅拌、沉降等物理过程，但不利于氧的转移。对于生化过程，一般认为水温在20～30℃时处理效果最好，此温度范围下的微生物生理活动旺盛、代谢能力很强。当温度达到35℃以上或10℃以下时，活性污泥的代谢活性即受到抑制，净化效果降低。

⑦有毒物质。对活性污泥有毒害的物质大致可分为重金属、H₂S等无机物质和氰、酚等有机物质。这些物质对细菌的毒害作用，或是破坏细菌细胞某些必要的生理结构，或是抑制细菌的代谢进程。有毒物质的毒害作用还与pH值、水温、溶解氧、有无其他有毒物质及微生物的数量或是否驯化等有很大关系。

⑧污泥回流比。污泥回流比是指回流污泥的流量与曝气池进水流量的比值，一般用百分数表示，符号为R。污泥回流量的大小直接影响曝气池污泥的浓度和二次沉淀池的沉降状况，所以应适当选择，一般在20%～50%之间。

（3）生物膜法 生物膜法与活性污泥法同属好氧生物处理方法，但不同的是生物膜法主要依靠固着于载体表面的微生物膜来净化污水中的有机污染物，同时对污水中的氨氮也具有一定的硝化能力。生物膜法主要包括生物滤池、生物转盘、生物接触氧化法、好氧生物流化床等。

主要特点有：对污水水质、水量的变化有较强的适应性，管理方便，不会发生污泥膨胀；微生物固着在载体表面、世代时间较长的高级微生物也能增殖，生物相更为丰富、稳定，产生的剩余污泥量少；能够处理低浓度的污水；载体材料的比表面积小，反应装置容积负荷有限，在处理城市污水时处理效率低。

1）生物膜法的基本原理。当废水流经载体时，水中的悬浮物及微生物被吸附于固相表面之上，其中的微生物利用污水中的有机底物生长繁殖，逐渐在载体表面形成一层黏液状的生物膜。这层生物膜由微生物及其产生的胞外多聚物和吸附在微生物表面的无机及有机物等组成，具有生物化学活性，又进一步吸附、分解废水中呈悬浮、胶体和溶解状态的污染物。

成熟的生物膜由厌氧膜和好氧膜组成，而好氧膜是有机物降解的主要场所，因此为了保持好氧生物膜的活性，除了提供废水营养物外，还应创造一个良好的好氧条件，亦即向膜上微生物提供足够的溶解氧。在填充式生物膜法设备中常采用自然通风或强制自然通风供氧。氧透入生物膜的深度取决于它在膜中的扩散系数、固-液界面处氧的浓度和膜内微生物的氧利用率。对给定的废水流量和浓度，好氧层的厚度是一定的。增大废水浓度将减小好氧层的厚度，而增大废水流量将增大好氧层的厚度。

图14-29 生物膜中物质传递过程

生物膜中物质传递过程如图14-29所示。由于生物膜的吸附作用，在膜的表面存在一个很薄的水层。废水流过生物膜时，有机物经附着水层向膜内扩散。膜内微生物在氧的参加下对有机物进行分解和机体新陈代谢。代谢产物沿底物扩散到相反的方向，从生物膜传递返回水相和空气中。

随着废水处理过程的进行，微生物不断生长繁殖，生物膜厚度不断增大，废水底物及氧的传递阻力逐渐加大，在生物膜表层仍能保持足够的营养及好氧状态，而由于氧在生物膜表面基本耗尽，在膜内层深处将会出现营养物或氧的不足，造成微生物内源代谢或出现厌氧层，此处的生物膜因与载体的附着力减小及水力冲刷作用而脱落。老化的生物膜脱落后，载体表面又可重新吸附、生长、增厚生物膜直至重新脱落，从吸附到脱落，完成一个生长周期。在正常运行情况下，整个反应器的生物膜各个部分总是交替脱落的，系统内活性生物膜数量相对稳定，膜厚为2～3mm，净化效果良好。过厚的生物膜并不能增大底物利用速度，而可能造成堵塞，影响正常通风供氧。因此，当废水浓度较高时，生物膜增长过快，水流的冲刷力也应加大，如依靠原废水不能保证其冲刷能力时，可以采用处理出水回流，以稀释进水和加大水力负荷的方法，从而维持良好的生物膜活性和合适的膜厚度。

生物膜中的微生物主要有细菌（包括好氧、厌氧及兼性细菌）、真菌、放线菌、藻类、原生动物（主要是附着型纤毛虫）、后生动物和较高等动物（如肉眼可见的蠕虫、昆虫、幼虫等），其中藻类、较高等生物比活性污泥法多见。微生物沿水流方向在种属和数目上具有一定的分层分布特征。在塔式生物滤池中，这种分层现象更为明显。

2）影响生物膜法污水处理效果的因素

①有机负荷和水力负荷。负荷是影响生物膜处理能力的首要因素，生物膜法所能达到的有机负荷和滤床关系较大，如采用比表面积大、孔隙率高的滤料，加上供氧良好，则负荷可提高。这是由于比表面积大的滤料提供了更多的生物膜量，使得净化功能更强，高孔隙率则保证滤料不易堵塞，通风供氧效果更好，两者结合还扩大了传质界面，更增强了净化功能。对于有机负荷高的生物滤池，生物膜增长较快，需增加水力冲刷的强度，以利于生物膜增厚后能适时脱落，此时应采用较高的水力负荷。合适的水力负荷是保证生物滤池不堵的关键因素。

②营养物质。与好氧微生物一般要求一致，生物膜法对营养物质要求的比例也为BOD₅∶N∶P=100∶5∶1。在处理生活污水时，一般不需要额外投加碳源、氮源或磷源等。但在工业废水中，营养元素往往不全，营养组分也不符合要求的比例，有时需要额外添加营养物质。

③溶解氧。对于好氧生物膜来讲，必须有足够的溶解氧以供给好氧微生物利用。如果供氧不足，好氧微生物的活性受到影响，处理效果下降。但供氧过高，不仅造成能量浪费，而且微生物也会因新陈代谢增强，导致营养供应不足，从而使生物膜自身发生氧化造成处理效果降低。

④进水底物的组分和浓度。底物浓度的改变会导致生物膜特性和剩余污泥量的变化，直接影响出水水质。

⑤生物膜量。衡量生物膜量的指标主要有生物膜厚度与密度，其厚度与密度主要取决于生物膜所处的环境条件。生物膜的厚度与污水中有机物的浓度成正比，有机物浓度越高，有机物能扩散的深度越大，生物膜的厚度也就越大。水力搅拌也可促进生物膜的更新。

⑥pH值。生物膜法具有较强的耐冲击负荷能力，但pH值的改变可能引起细胞膜电荷的变化，进而影响微生物对营养物质的吸收和微生物代谢过程中酶的活性，进而影响系统的处理效率。

⑦温度。水温影响着生物膜法中微生物的生长及生化反应。一般而言，生物滤床内温度不应低于5℃，而生物滤床的温度除了受到外界环境温度的影响外，主要取决于进水污水温度。处于严寒地区的生物滤池应采取保温措施。

3）生物滤池。生物滤池的基本工艺如图14-30所示。

图14-30 生物滤池的基本工艺

生物滤池的主要特征是池内滤料是固定的，废水自上而下流过滤料层，废水不断和滤料层接触，使得微生物附着生长在其表面，逐渐形成生物膜。由于和不同层面微生物接触的废水水质不同，因而微生物组成也不同，使得微生物的食物链长，产生污泥量少。当负荷低时，出水水质可高度硝化。进入生物滤池的污水需经过预处理去除油脂、悬浮物等可能堵塞滤料的污染物，并使水质均化，在生物滤池后设二沉池，以截留污水中脱落的生物膜从而保证出水水质。在实际应用中，主要有三种生物滤池形式，即普通生物滤池、高负荷生物滤池和塔式生物滤池。

图14-31 普通生物滤池构造示意图

①普通生物滤池。普通生物滤池又称滴滤池，是生物滤池早期的类型。普通生物滤池由池体、滤床、布水装置和排水系统等部分组成，其构造如图14-31所示。

滤床：滤床由滤料组成，滤料对生物滤池工作有很大的影响，对污水起净化作用的微生物就附着生长在滤料表面上，形成生物膜。滤料应采用强度高、耐腐蚀、质轻、颗粒均匀、比表面积大、孔隙率高的材料。滤床一般分成工作层和承托层两层：工作层粒径为25～40mm，厚度为1.3～1.8m；承托层粒径为60～100mm，厚度为0.2m。

池体：滤池池体的平面形状多为方形、矩形和圆形。池壁一般采用砖砌或混凝土建造，有的池壁上带有小孔，用以促进滤层的内部通风，为防止风力影响废水的均匀分布，池壁顶应高出滤层表面0.4～0.5m，滤池壁下部通风孔总面积不应小于滤池表面积的1%。

布水装置：布水装置的作用是将污水均匀分配到整个滤池表面，并应具有适应水量变化、不易堵塞和易于清通等特点。生物滤池的布水设备分为两类：旋转布水器和固定布水器系统。普通生物滤池多采用固定式布水系统，高负荷生物滤池和塔式生物滤池则常用旋转布水系统，同时通过采用新型滤料解决了易堵塞的问题。

排水系统：排水系统处于滤床底部，由池底、排水假底和集水沟组成。其作用有：收集滤床流出的污水与生物膜、保证通风和支承滤料等。

普通生物滤池的优点有：a.处理效果好，出水水质稳定，BOD₅的去除率可达90%以上；b.运行稳定，易于管理，节省能源。主要缺点是负荷低，占地面积大，处理水量小，滤池易堵塞，卫生条件差等。一般适用于处理每日污水量不高于1000m³的小城镇污水和工业有机污水。

②高负荷生物滤池。高负荷生物滤池是为解决普通生物滤池在净化功能和运行中存在的实际负荷低、易堵塞等问题而开发出来的。高负荷生物滤池是通过限制进水BOD₅值和在运行上采取处理水回流等技术来提高有机负荷率和水力负荷率，分别为普通生物滤池的6～8倍和10倍，同时通过采用新型滤料解决了易堵塞的问题。

高负荷生物滤池的工艺流程设计主要采用处理水回流技术来保证进入的BOD₅值低于200mg/L，处理水回流后具有下列作用：均化与稳定进水水质；加大水力负荷，及时冲刷过厚和老化的生物膜，加速生物膜的更新，抑制厌氧层发育，使生物膜保持较高的活性；抑制池蝇的滋长；减轻臭味的散发。

采取处理水回流措施，使高负荷生物滤池具有多种流程，图14-32所示为单池系统几种有代表性的流程。图14-32中流程（1）将生物滤池出水直接回流，二沉池的生物污泥回流到初沉池有助于生物膜接种，促进生物膜更新；同时对初沉池的沉淀效果将有所提高。但回流的生物膜易堵塞滤料。图14-32中流程（2）和流程（1）相比可避免加大初沉池的容积，流程（3）能提高初沉池效果，但同时提高了初沉池的负荷。图14-32中流程（4）的特点是不设二沉池，滤池出水（含生物污泥）直接回流到初沉池，这样能提高初沉池效果，并使其兼行二沉池的功能，适用于含悬浮固体量较高而溶解性有机物浓度较低的废水。图14-32中流程（5）中滤池出水回流至初次沉淀前，生物污泥也由二次沉淀池回流至初次沉淀池。

当原污水浓度较高或对处理水质要求较高时，可以考虑二段滤池处理系统，其主要工艺流程如图14-33所示。Ⅱ段生物滤池的有机物去除率可达90%以上，但负荷不均是其主要缺点：Ⅰ段负荷高，生物膜生长快，脱落的生物膜易于沉积并产生堵塞现象，Ⅱ段负荷低，生物膜生长不佳，没有充分发挥净化功能。

③塔式生物滤池。塔式生物滤池是在普通生物滤池的基础上，根据化学工程中气体洗涤塔的原理设计的，一般高达8～24m，直径1～4m，直径与高度比为1∶6～1∶8。由于滤池高如塔，使池内部形成拔风状态，改善了通风。当污水自上而下滴落时，产生强烈紊动，使污水、空气和生物膜三者接触更加充分，可大大提高传质速度和滤池的净化能力，高BOD负荷使生物膜生长迅速，但较高的水力负荷又使生物膜受到强烈的水力冲刷，从而使生物膜不断脱落、更新。与普通滤池相比，塔式生物滤池具有处理负荷高，生物相分层明显，滤床堵塞可能性小等特点。塔式生物滤池宜采用轻质塑料滤料。此工艺优点为占地面积大大缩小，能适应水质水量变化，缺点为废水提升费用高和管理不便等。

4）生物转盘。生物转盘是在生物滤池基础上发展起来的一种高效、经济的污水生物处理设备。它具有结构简单，运转安全，电耗低，抗冲击负荷能力强、不发生堵塞、净化能力好等优点。

图14-32 单池系统代表性流程

图14-33 Ⅱ段法高负荷生物滤池系统

①生物转盘构造。生物转盘污水处理装置由生物转盘、氧化槽和驱动装置组成，如图14-34所示。生物转盘由固定在一根轴上的许多间距很小的圆盘或多角形盘片组成，盘片是生物转盘的主体微生物生长并形成一层附着在其表面的生物膜氧化槽位于转盘的正下方，一般采用钢板或钢筋混凝土制成与盘片外形基本吻合的半圆形（比转盘略大20～40mm），在氧化槽的两端设有进出水设备，槽底有放空管。驱动装置通常采用有减速装置的电动机，根据具体情况，也可以采用水轮驱动或空气驱动。

图14-34 生物转盘构造

②净化原理。生物转盘在旋转过程中，当盘面某部分浸没在污水中时，盘上的生物膜便对污水中的有机物进行吸附；当盘片离开液面暴露在空气中时盘上形成一层薄薄的水膜，盘上的生物膜从空气中吸收氧气，同时生物膜对有机物进行氧化分解。转盘上的生物膜也同样经历挂膜、生长、增厚和老化脱落的过程，脱落的生物膜可在二次沉淀池中去除。生物转盘系统除可有效地去除有机污染物外若将转盘分为多级串联运行，能显著提高处理水质和水中溶解氧含量，同时如运行得当还可具有硝化、脱氮与除磷的功能。

③生物转盘的组合形式及工艺流程。根据生物转盘的转轴和盘片的布置形式，生物转盘可以是单轴单级形式（图14-34）也可以组合成单轴多级（图14-35）形式或多轴多级（图14-36）形式。

根据上述的工艺流程，生物转盘污水处理系统具有如下特征：

微生物浓度高，特别是最初几级生物转盘，这是生物转盘效率高的主要原因。

反应槽不需要曝气，无需人工供氧，污泥无需回流，因此动力消耗低。

生物膜上微生物的食物链长，产生污泥量少。

5）生物接触氧化法。它又称为淹没式生物滤池，在生物滤池的基础上发展演变而来，是一种介于活性污泥法与生物滤池之间的生物膜法处理工艺。

图14-35 单轴多级生物转盘示意图

图14-36 多轴多级生物转盘示意图

①基本原理。生物接触氧化池内设置填料，填料淹没在污水中，填料上长满了生物膜，污水与生物膜接触过程中，水中的有机物被微生物吸附、氧化分解和转化为新的生物膜。从填料上脱落的生物膜，随水流到二沉池后被去除，污水得到净化。与活性污泥法相同，生物接触氧化法需要人工供氧设施，空气通过设在池底的曝气装置进入水流，随气泡上升为微生物供氧。

②生物接触氧化池的构造。生物接触氧化池由池体、填料、布水系统和曝气系统等组成；池体内设置填料、曝气装置和填料支撑支架。池体一般为钢筋混凝土结构或钢结构，填料高度一般为3.0m左右，填料层上部水层高约为0.5m，填料层下部布水区的高度一般为0.5～1.5m；根据曝气装置与填料的相对位置不同，可以将曝气装置分为两大类：一种是曝气装置与填料分设（图14-37）：填料区水流较稳定，有利于生物膜的生长，但冲刷力不够，生物膜不易脱落，更新换代慢；可采用鼓风曝气或表面曝气装置；较适用于深度处理。另一种是曝气装置直接安设在填料底部（图14-38）：曝气装置多为鼓风曝气系统；可充分利用池容；填料间紊流激烈，生物膜更新快，活性高，不易堵塞；但检修较困难。

③生物接触氧化池的典型设计参数。生物接触氧化池进水BOD₅浓度应控制在100～300mg/L之间，浓度大时用处理水回流稀释。污水在池内停留时间为2.0～4.0h；池中溶解氧浓度应维持在2.5～3.5mg/L之间，曝气装置供气量按气水比（15～20）∶1考虑；填料总高度一般取3.0m，采用硬填料时应分层装填，每层高1m，每格生物接触氧化池面积不宜大于25m²，以保证布水、布气均匀。

④生物接触氧化法的优点。池内的填料比表面积大，池内的充氧条件良好，且具有较高的容积负荷；无需污泥回流，无污泥膨胀问题，运行管理简单；对水量水质的波动有较强的适应能力；污泥产量略低于活性污泥法。

图14-37 分流式接触氧化池

图14-38 直接式接触氧化池

1—填料 2—曝气器

（4）厌氧生物处理法 厌氧生物处理法是在无氧条件下，利用兼性厌氧菌和专性厌氧菌作用降解污水中的有机物使污泥得到稳定，并生成甲烷和二氧化碳等产物的过程。

厌氧生物处理法与好氧生物处理法相比具有下列优点：

①应用范围广。厌氧法既适用于高浓度有机废水，又适用于中、低浓度有机废水。另外，有些有机物对好氧生物处理法来说是难降解的，但对厌氧生物处理则是可降解的。因此利用厌氧生物处理获得更好的处理效果，或作为预处理工艺来提高废水的可生化性。

②能耗低。好氧法需要消耗大量能量曝气供氧，曝气费用随着有机物浓度的增加而增大，而厌氧法不需要供氧，大大降低了运行能耗，而且产生的沼气可作为能源。厌氧法的动力消耗约为活性污泥法的1/10。

③负荷高。好氧法的有机容积负荷为2～4kgBOD/（m³·d），而厌氧法为2～10kg COD/（m³·d），有的高达50kgCOD/（m³·d）。

④剩余污泥量少。由于在厌氧生物处理过程中产生的沼气大部分来源于废水中的有机污染物，而用于微生物细胞合成的有机物相对来说少得多。同时，厌氧微生物的产率系数远小于好氧微生物，好氧法每去除1kgCOD将产生0.4～0.6kg生物量，而厌氧法去除1kgCOD只产生0.02～0.1kg生物量，因此其剩余污泥量很少，只占好氧法的5%～20%。

厌氧生物处理法的缺点：厌氧生物处理过程中所涉及的生化反应过程较为复杂，在运行过程中需要较高的技术要求；厌氧微生物增殖缓慢，因而厌氧设备起动和处理时间比好氧设备长；处理后的出水水质差，往往需进一步处理才能达标排放。

1）厌氧消化的机理。复杂有机物的厌氧消化过程要经历数个阶段，由不同的微生物菌群接替完成。第一阶段为水解酸化阶段。复杂的大分子、不溶性有机物先在细胞外酶的作用下水解为小分子、溶解性有机物，如纤维素经水解转化成较简单的糖类；蛋白质转化成较简单的氨基酸；脂类转化成脂肪酸和甘油等。然后这些简单的有机物渗入细胞体内，分解产生挥发性有机酸、醇类、醛类等。参与这个阶段的水解发酵菌主要是专性厌氧菌和兼性厌氧菌。

第二阶段为产氢产乙酸阶段。在这一阶段，产氢产乙酸细菌把第一阶段产生的各种有机酸分解转化成乙酸和H₂、CO₂。

第三阶段为产甲烷阶段。该阶段中，产甲烷细菌将前两个阶段产生的乙酸、乙酸盐、CO₂和H₂等转化为甲烷。此过程由两组生理上不同的产甲烷菌完成：一组把氢和二氧化碳转化成甲烷，另一组从乙酸或乙酸盐脱羧产生甲烷。前者约占总量的1/3，后者约占2/3。

上述厌氧消化的机理即为三阶段理论。

2）影响厌氧处理的因素。

①温度。温度对厌氧微生物的影响较为显著。根据微生物生长的温度范围，习惯上将微生物分为嗜冷微生物（5～20℃）、嗜温微生物（20～42℃）和嗜热微生物（42～75℃）三类。相应地厌氧废水处理也分为低温、中温和高温三类。在厌氧消化的实际工程运用中，中温工艺中以30～40℃最为常见，其最佳处理温度在35～40℃之间；高温工艺以50～60℃最为常见，最佳温度为55℃。在上述范围里，温度的微小波动（如1～3℃）对厌氧工艺不会有明显的影响，但如果温度下降幅度过大，则由于微生物活力下降，反应器的负荷也将降低。

②pH值。产甲烷菌对pH值变化适应性很差，一般认为其最佳范围为6.8～7.2，超出该范围厌氧硝化细菌会受到抑制，在小于6.5或大于8.2时，产甲烷菌会受到严重抑制，进一步导致整个厌氧消化过程的恶化。

③氧化还原电位。严格的厌氧环境是产甲烷菌进行正常活动的基本条件，产甲烷菌的最适氧化还原电位为-400～-150mV，培养甲烷菌的初期，氧化还原电位不能高于-330mV。

④营养。要求厌氧微生物对碳、氮等营养物质的要求略低于好氧微生物，一般要求C/N比达到（10～20）∶1为宜，厌氧消化过程中需要补充专门的营养物质如钾、钠、钙等金属盐类，它们是形成细胞或非细胞的金属络合物所需要的物质，同时也应加入镍、铝、钴、钼等微量金属，以提高若干酶的活性。

⑤有机负荷。有机负荷值因工艺类型、运行条件以及废水废物的种类及其浓度而异，但其有机负荷一般较好氧生物处理更高。在通常的情况下，采用常规厌氧消化工艺，中温处理高浓度工业废水的有机负荷为2～3kgCOD/（m³·d），在高温下为4～6kgCOD/（m³·d）。

图14-39 普通厌氧消化池

⑥有毒物质。有毒物质会对厌氧微生物产生不同程度的抑制，使厌氧消化过程受到影响甚至破坏，常见抑制性物质为硫化物、氨氮、重金属、氰化物及某些人工合成的有机物。

3）厌氧法的工艺和设备。按微生物生长状态分为厌氧活性污泥法和厌氧生物膜法；按投料、出料及运行方式分为分批式、连续式和半连续式；厌氧活性污泥法包括普通消化池、厌氧接触工艺、上流式厌氧污泥床反应器等；厌氧生物膜法包括厌氧滤池、厌氧流化床、厌氧生物转盘等。

①普通厌氧消化池。普通消化池常用密闭的圆柱形池（图14-39）。废水定期或连续进入池中，经消化的污泥和废水分别由消化池底和上部排出，所产沼气从顶部排出。池体直径从几米至三四十米不等，池体部分的高度约为直径的1/2，池底呈圆锥形，以利排泥。为使进水与微生物尽快接触，需要一定的搅拌。常用搅拌方式有三种：池内机械搅拌；沼气搅拌；循环消化液搅拌。

普通消化池的特点是：a.可以直接处理悬浮固体含量较高或颗粒较大的料液；b.厌氧消化反应与固液分离在同一个池内实现，结构较为简单；c.对无搅拌的消化器，还存在料液的分层现象严重，微生物不能与料液均匀接触的问题；d.温度不均匀，消化效率低。

厌氧消化池主要应用于处理城市污水处理厂的污泥，也可应用于处理固体含量很高的有机废水。其主要作用是：a.将污泥中的部分有机物转化为沼气；b.污泥中的部分有机物会转化为性质稳定的腐殖质；c.使得污泥的体积减少一半以上，并可提高污泥的脱水性能；d.污泥中的致病微生物得到一定程度的灭活，更有利于进一步的污泥处理。

②厌氧生物滤池。厌氧生物滤池中装有填料，厌氧微生物以生物膜的形态生长在填料的表面，废水在反应器内通过淹没滤料，在生物膜的吸附和微生物的分解代谢以及填料的截留三种作用下，其中的有机污染物被去除。

根据废水在厌氧生物滤池中的流向不同，可分为升流式厌氧生物滤池、降流式厌氧生物滤池和升流混合式厌氧生物滤池三种，具体结构如图14-40所示。

图14-40 厌氧生物滤池

a）升流式 b）降流式 c）升流混合式

在升流式厌氧生物滤池中，废水由反应器底部进入，向上流动通过滤料层，微生物大部分以生物膜的形式附着生长在滤料表面，少部分以厌氧活性污泥的形式存在于滤料的间隙中，它的生物总量比降流式厌氧生物滤池高，因此净化处理效率也高。但普通升流式生物滤池的主要缺点有：底部易于堵塞；污泥沿深度分布不均匀。通过出水回流的方法可降低进水浓度，提高水流上升速度，缓解上述问题。升流式厌氧滤池平面形状一般为圆形，直径为6～26m，高度为3～13m。

降流式厌氧生物滤池的布水装置在滤料层上部，因此发生堵塞的可能性比升流式小。

升流混合式厌氧生物滤池在池底的布水系统与滤料层之间留有一定空间以便悬浮状的颗粒污泥能在其中生长、累积。它的优点有：与升流厌氧生物滤池相比，减小了滤料层厚度，与升流式厌氧污泥床相比省去了三相分离器；可增加反应器中总的生物固体量，并减少滤池被堵塞的可能性。

4）厌氧接触工艺。厌氧接触工艺可用于处理悬浮固体较高的有机污水，其工艺流程如图14-41所示，污水先进入消化池与回流的厌氧污泥相混合，然后经真空脱气器流入沉淀池。

厌氧接触法的主要特点是：①在厌氧反应器后设沉淀池，使污泥回流，保证厌氧反应器内能够维持较高的污泥浓度，水力停留时间降低，并具有一定的耐冲击负荷能力。②由于消化池内的厌氧活性污泥具有较高的活性，进入沉淀池后可能继续产生沼气，影响污泥沉淀分离，因此需在消化池后设置真空脱气器，在混合液进入沉淀池前，将附着在污泥表面的细小气泡脱除。

该工艺存在的问题有：厌氧反应器排出的混合液中的污泥由于附着大量的气泡在沉淀池中易于上浮到水面而被出水带走；进入沉淀池的污泥仍有产甲烷菌在活动，并产生沼气，使已沉下的污泥上翻，影响出水水质，降低回流污泥的浓度。解决上述问题的改进措施主要有两种：设置真空脱气器或增加热交换器（骤冷污泥，暂时抑制其活性）。

5）升流式厌氧污泥床（UASB）

工作原理：如图14-42所示，污水自下而上地通过厌氧污泥床反应器。在反应器的底部有一个高浓度（可达60～80g/L）、高活性的污泥层，大部分的有机物在这里被转化为甲烷和二氧化碳。由于气态产物的搅动和气泡黏附污泥，在污泥层之上形成一个污泥悬浮层。反应器的上部设有三相分离器，完成气、液、固三相的分离。被分离的消化气从上部导出，被分离的污泥则自动滑落到悬浮污泥层，出水则从澄清区流出。

UASB构造主要由以下几部分组成：

进水配水系统。进水配水系统设置在反应器底部，该系统的形式有树枝管、穿孔管以及多点多管三种形式，其功能是保证配水均匀和水力搅拌，避免局部超负荷和局部酸化。

图14-41 厌氧接触法工艺流程

图14-42 UASB构造

反应区。包括颗粒污泥区和悬浮污泥区，是UASB的主要部位，有机物主要在这里被分解。颗粒污泥的形成是UASB反应器最突出的特点之一，是其获得极高处理效率的前提，是整个反应器最关键的设备之一。

三相分离器。由沉淀区、回流缝和气封组成，其功能是将气体、固体和液体分开，它是整个反应器最关键的设备之一，其分离效果将直接影响反应器的处理效果。它的主要功能是：收集厌氧反应产生的沼气；拦截和滞留厌氧活性污泥；保证出水水质。

出水系统。把沉淀区处理过的水均匀地加以收集，排出反应器，常用出水堰结构。

UASB反应器的主要特点：

容积负荷高。颗粒污泥的形成使得反应器内污泥浓度很高（可达50VGG/L），因此UASB反应器可具有很高的容积负荷，所需的HRT较短。

污泥浓度高，污泥龄长。颗粒污泥良好的沉降性能，以及三相分离器具有较高的分离效果，使得其污泥龄可达30d以上。

适合处理多种废水。如各种高、中浓度的有机工业废水以及低浓度城市污水。

结构简单，不需要填料和机械搅拌装置，便于管理，不会发生堵塞问题。

UASB反应器集生物反应器和沉淀分离于一体，处理效果好，出水水质好。

（5）自然条件下的生物处理

1）稳定塘

①稳定塘的种类。稳定塘又称为氧化塘或生物塘，是一种利用塘的天然净化能力处理废水的生物处理工艺。主要是利用菌藻共生系统来处理废水中的有机污染物。

按照稳定塘中微生物活动的特征及优势群体类型，可分为好氧塘、兼性塘、厌氧塘、曝气塘、深度处理塘及综合生物塘等。

②好氧塘。好氧塘是指深度较浅、阳光能直达塘底，在整个塘内皆为好氧区的稳定塘。它完全依靠藻类光合作用和塘表风力搅动自然供氧。好氧塘可分为普通好氧塘、高负荷好氧塘和深度处理好氧塘。普通好氧塘有机负荷低，HRT长，以处理废水为主要目的。

高负荷好氧塘的有机负荷相对较高，HRT较短。只适用于气候温暖且阳光充足的地区，运行技术较复杂。出水中藻类含量高。

深度处理好氧塘有机负荷低，HRT短，一般设置在二级处理系统之后，对废水深度处理。

一般池塘中阳光能够射进的深度不超过0.4～0.5m，此深度内有大量的藻类生长，溶解氧浓度高，微生物代谢旺盛，有机物分解快。深度不大于0.5m的浅水池塘，称为高速氧化塘。深度在1～2.5m内者，兼有好氧和厌氧分解过程。这种池塘的生化反应速度较慢，称为普通氧化塘。普通氧化塘中微生物的共生关系及其有机物分解过程，如图14-43所示。

图14-43 普通氧化塘中微生物的共生关系及其有机物分解

好氧塘受自然条件影响很大，因而对氧化塘的BOD负荷和停留时间不宜做统一规定，应因地制宜。好氧塘多应用于串联在其他稳定塘后做进一步处理，不用于单独处理。

③厌氧塘。在厌氧塘中，BOD负荷很高，溶解氧被消耗殆尽，因而只有厌氧菌和兼性厌氧菌对有机物进行厌氧分解，这个过程和污泥的厌氧消化相同，整个系统都处于无氧状态。厌氧分解的效率与温度有关，一般建造的池型为了能够保温，要求表面积和体积的比值应尽量小些，池子的深度尽量大些。由于厌氧塘的有机负荷高，一般设置在系统首端，预处理高温高浓度的污水。

④兼性塘。兼性塘的上层由于藻类的光合作用和大气复氧作用而含有较多溶解氧，为好氧区；中层则溶解氧逐渐减少，为过渡区或兼性区；塘水的下层则为厌氧层；塘的最底层则为厌氧污泥层，污泥在此进行消化。兼性塘一般深为1.0～2.0m，常用的水力停留时间为5～30d，其运行效果主要取决于藻类光合作用产氧量和塘表面的复氧情况。

⑤曝气塘。为了加强复氧强度，可在生物塘上设置人工曝气设备，这种生物塘称为曝气塘。曝气塘内水流紊动激烈，各处充氧比较均匀，水较浑浊，藻类无法生活，其生物学特性更接近于活性污泥法。有机物的去除率和温度、停留时间及废水特性有关。由于出水中常含有大量活性和惰性微生物，因此曝气塘出水不宜直接排放，一般需要连接其他类型的塘或污泥分离设备进行进一步处理。

曝气塘的深度一般为3m，停留时间介于3～8d之间，BOD负荷多为0.03～0.06kg/（m³·d），BOD₅去除率介于50%～90%。

2）污水灌溉。污水灌溉的作用：一是净化废水：进行旱田灌溉时，废水的净化原理基本上和生物膜法相同。悬浮物被截留于土壤表层；胶体和部分溶解物被吸附于土壤颗粒表面；离子态污染物通过离子交换作用，而被土壤颗粒截留下来。二是给土壤提供水分和肥分：农作物需要充分的水分以维持其生理过程。土壤也需要水分以溶解各种肥料的营养物质，供给农作物吸收。

3）污水灌溉对水质的要求。要求不含有害农作物的有毒及有害成分；严格控制重金属和某些有毒化学物质的含量；酸碱度应适中；温度不高于40℃；悬浮固体浓度在200～300mg/L之间；不淤积和堵塞土壤孔隙，不使土壤盐渍化；不传染疾病；不污染地下及地面水源；不含有能在农作物中积累的化学物质。

6.水处理厂污泥处理方法

生活污水和工业废水的处理过程中分离或截留的固体物质统称为污泥。由于污泥中通常含有大量有毒有害物质或不利于环境保护的物质，因此必须妥善处理，避免二次污染。

（1）污泥的来源和分类

1）来源

①栅渣。格栅或滤网，呈垃圾状，量少，易处理和处置。

②浮渣。上浮渣和气浮池，多含油类等，量少。

③沉砂池沉渣。沉砂池，密度较大的无机颗粒。

④初沉污泥。初次沉淀池，以无机物为主，同时含有机物数量较多，易腐化发臭，可能含有虫卵和病变菌。

⑤二沉池泥。二次沉淀池剩余活性污泥，有机质和含水率高，易腐化发臭，难脱水。

初沉池污泥和二沉池污泥是污泥处置的主要对象。

2）污泥的分类

①初次沉淀污泥。来自初次沉淀池的污泥是指污水一级处理过程中产生的污泥。其性质随废水的成分而异。

②腐殖污泥与剩余活性污泥。是指污水二级处理过程中产生的污泥。来自生物膜法与活性污泥法后的二次沉淀池。前者称为腐殖污泥，后者称为剩余活性污泥。

③消化污泥。初次沉淀污泥、腐殖污泥、剩余活性污泥经厌氧消化或好氧消化处理后的污泥，也称为熟污泥。

④化学污泥。用混凝、化学沉淀等化学法处理废水，所产生的污泥称为化学污泥。例如化学除磷过程中产生的磷酸盐沉淀，混凝沉淀法产生的少量化学污泥。

（2）表征污泥性质的主要指标

1）含水率与含固率。含水率是污泥中含水的质量分数，含固率则是污泥中固体或干污泥的质量分数。含水率降低（即含固量提高）将大大降低湿泥量（即污泥体积），含水率发生变化时，可近似计算湿污泥的体积，即

式中 V₁、V₂——初始含水率P_W1（含固率P_s1），P_W2（含固率P_s2）时的湿污泥体积。

通常：含水率>85%，污泥呈流状；65%～85%，污泥呈塑态；<65%，呈固态。

2）挥发性固体和灰分。挥发性固体即VSS，是指在600℃下能被氧化，并以气体产物逸出的那部分固体，通常用于表示污泥中有机物的含量。有机物含量越高，污泥的稳定性就越差。

3）可消化程度。污泥中的有机物是消化处理的对象，其中一部分是可被消化降解的；另一部分是不易或不能被消化降解的。用可消化程度表示污泥中可被消化降解的有机物数量。

4）湿污泥相对密度。湿污泥相对密度等于湿污泥质量与同体积水的质量之比值，其中湿污泥质量等于污泥所含水分质量与干固体质量之和。

5）有益及有毒有害物质。一般来讲，城市污水处理厂污泥含有一定量的N（4%）、P（2.5%）和K（0.5%）等营养元素，有一定肥效，可用于土壤、农田。但污泥中通常含有病菌、病毒或寄生虫卵等，在施用之前应进行必要的处理和检测。

6）脱水性能。污泥的脱水性能与污泥性质、调理方法及条件等有关，还与脱水机械的种类有关。在污泥脱水前进行预处理，改变污泥粒子的物化性质，破坏其胶体结构，减少其与水的亲和力，从而改善脱水性能，这一过程称为污泥的调理。常用污泥过滤比阻抗值（r）和污泥毛细管吸水时间（CST）两项指标来评价污泥的脱水性能。

（3）污泥的浓缩方法 污泥浓缩的目的在于降低污泥的含水率，使湿污泥体积大为降低，从而减少后续处理的费用。污泥中的水分可分为四种：①游离水，存在于污泥颗粒间隙中的水，约占污泥水分的70%；②毛细水，存在于污泥颗粒间的毛细管中的水，约占污泥水分的20%；③内部水，黏附于污泥颗粒表面的附着水和存在于污泥内部的水（包括细胞内水），约占污泥水分的10%。浓缩处理可去除一部分游离水，其他游离水和毛细水可通过其他物理方法去除，但内部水只能通过干化除去一部分。

在选择具体的浓缩方法时，除了应考虑各个浓缩方法的优缺点外，还需考虑污泥的来源、性质及最终的处置方法。

污泥浓缩的方法主要有重力浓缩法、气浮浓缩法和离心浓缩法，其中以重力浓缩法应用最广。

1）重力浓缩法。连续式重力浓缩池的基本工作状况如图14-44所示。污泥由中心筒进入，浓缩污泥（底流）由池底排出，澄清水由溢流堰溢出。浓缩池沿高程可大致分为三个区域：顶部为澄清区；中部为进泥区；底部为压缩区。进料区的污泥固体浓度与进泥浓度C₀大致相同；压缩区的浓度则越往下越浓，到排泥口达到要求的浓度C_u；澄清区与进泥区之间有一污泥面（即浑液面），其高度由排泥量q_vu调节，可调节压缩污泥的压缩程度。

图14-44 重力浓缩池工况

重力浓缩按照运行方式可分为连续式污泥浓缩池和间歇式污泥浓缩池。连续运行的浓缩池可采用沉淀池的形式，一般为竖流式（或辐流式），多用于大、中型污水处理厂。间歇式污泥浓缩池可以建成矩形或圆形，常用于小型污水处理厂。

重力浓缩的主要优点是设备少，管理简单，运行费用低，适用于固体密度较大的重质污泥，是脱除污泥中空隙水最经济的方法。缺点是浓缩池体积较大；浓缩时间较长，可能引起污泥的腐化而降低干化脱水性能；上清液中BOD浓度较高，如回流到污水处理构筑物中处理时，将增加有机负荷。

2）气浮浓缩法。气浮浓缩法是依靠微小气泡与污泥颗粒产生黏附作用，使污泥颗粒的密度小于水而上浮，形成的浮渣由刮渣机刮出，进行泥水分离和污泥浓缩，并得到浓缩。气浮浓缩法适于密度接近于水的活性污泥法和生物滤池产生的较轻质污泥的浓缩。气浮浓缩法分为加压溶气气浮法与真空气浮法两种。

3）离心浓缩法。基本原理是利用污泥中固、液两相的密度差，在高速旋转的离心力作用下使两相分离，达到浓缩目的。为提高分离效果，分离前可进行混凝处理；离心浓缩法不仅工作效率高，占地小，卫生条件好，但能耗较大，费用较高。

（4）污泥脱水与干化 污泥脱水与干化的作用是去除污泥中的毛细水和表面附着水，从而缩小其体积，减轻其质量，方便装车运输、最终处置和利用。经过脱水、干化处理，污泥含水量能从90%下降到60%～80%，其体积为原来的1/10～1/5。其中，自然干化多采用干化床；机械脱水多采用板框压滤机、带式压滤机和离心脱水机等。

（5）污泥的稳定 采取措施使污泥中易生物降解的有机物变成稳定的无机物或不易被生物降解的有机物的过程称为污泥的稳定。污泥的稳定方法有：

1）生物稳定法。污泥中的有机物在微生物作用下降解为稳定的无机物或变成不易生物降解的有机物的过程。

2）厌氧生物处理法。

3）好氧生物处理法。

4）化学稳定法。采用化学药剂杀灭导致污泥腐败的微生物，使污泥中的有机物短期内不致腐败的过程。

7.废水的深度处理方法

经城市污水处理厂二级处理后的城市污水还可能含有氮磷、胶体物质、微量有机物等污染物质及细菌、病毒、重金属等有毒有害物质，排放上述污水可能会导致水体富营养化。为了向多种途径提供高质量的回用水，使其达到回用水要求，需对出水进行深度处理。

深度处理的对象和目标是：①去除处理水中残存的悬浮物、脱色、除臭，使水进一步澄清；②进一步降低BOD₅、COD、TOC等指标，使水进一步稳定；③脱氮、除磷，消除能够导致水体营养化的因素；④消毒、杀菌，去除水中的有毒有害物质。

（1）去除悬浮物及细菌 二级处理后的城市污水回用到工业企业，一般经过过滤及消毒，去除残余的悬浮固体及细菌就能满足要求。通过过滤可将悬浮固体降到10mg/L以下；通过消毒可防止在回用水系统中滋生微生物黏膜或藻类。

过滤常用的设备有砂滤池和微滤机。宜采用双层滤料或单层滤料的反向滤池。砂子粒径不小于1mm。为防止滤池内滋生微生物，可对进入滤池的水预先进行加氯处理。防止微滤机生长生物膜，堵塞网眼，可装设杀菌灯。

（2）去除残余溶解性有机物 当回用水质要求较高时，要求去除残余在废水中的溶解性有机物（包括可降解和难降解）和色素时，只是过滤已不能满足要求，必须采用活性炭吸附或臭氧氧化的方法。

活性炭吸附以物理吸附为主，同时存在化学吸附作用。通过活性炭吸附，不仅能够去除溶解性有机物，还能够去除表面活性剂、色度、重金属和余氯等。

臭氧氧化主要对二级处理出水进行处理以达到回用的目的，一般可去除污水中残余有机物、色度并杀菌消毒。

（3）去除颗粒物与无机盐类 去除二级处理出水的颗粒物和无机盐，采用的处理技术要依据这些物质的状态和粒径而定：尺寸较大的颗粒物，可以采用混凝沉淀法去除；粒径在1μm～1mm之间的颗粒，一般采用砂滤去除；对于尺寸更小的物质，如细小的颗粒物和溶解离子，需采用膜技术去除。

（4）废水的脱氮 废水中的氮以有机氮、氨氮、亚硝酸氮和硝酸氮四种形式存在。在生活污水中，主要含有有机氮和氨态氮，它们均来源于人们食物中的蛋白质。新鲜生活污水含氮中有机氮约占总氮的60%，氨氮约占40%。当污水中的有机物被微生物降解氧化时，其中的有机氮被转化为氨氮。经活性污泥法处理的污水有相当数量的氨氮排入水体，会引起水体中藻类大量繁殖生长，导致水体富营养化。水体若为水源，将增加给水处理的难度和成本。因此，二级处理的出水有时需进行脱氮处理。脱氮的方法有化学法和生物法两大类，现分别加以论述。

1）化学法脱氮。根据水中氨氮浓度及处理要求的不同，可采用不同的处理方法，常用的去除氨氮的方法有吹脱法、折点加氯法和离子交换法。它们主要用于工厂内部废水的治理，城市污水处理厂很少采用。

①吹脱法。废水的氨氮可以气态吹脱。废水中，NH₃与NH⁺₄以如下的平衡状态共存：

NH₃+H₂O=NH⁺₄+OH^-

这一平衡受pH值的影响，pH值为10.5～11.5时，因废水中的氨呈饱和状态而逸出，所以吹脱法常需投加石灰。吹脱过程包括将废水的pH值提高至10.5～11.5，然后曝气，这一过程在吹脱塔中进行。吹脱法适用于氨氮浓度较高的废水。

该过程受温度的影响较大，随温度的降低，为达到同样处理效果所需的空气量迅速增加，由于需用石灰调pH值，在吹脱塔中会发生碳酸钙结垢现象，影响运行操作。另外，NH₃气的释放还会造成空气污染。

②折点加氯法。在净水工程中，称氯胺为化合余氮，次氯酸为余氯，均有杀菌作用。含氨氮的水加氯时，有下列反应：

Cl₂+H₂O↔HOCl+H⁺+Cl^-

NH⁺₄+HOCl↔NH₂Cl+H⁺+H₂O

NH⁺₄+2HOCl↔NHCl₂+H⁺+2H₂O

NH⁺₄+3HOCl↔NCl₃+H⁺+3H₂O

2NH⁺₄+3HOCl↔N₂↑+5H⁺+3Cl^-+3H₂O

如图14-45所示，图中A、B两个折点A点前余氯基本上是氯胺，B点称折点，折点后余氯基本上是自由氯（游离氯），加氯脱氮时采用的加氯量应以折点相应的加氯量为准。此法最大的优点是通过适当的控制，可完全去除水中的氨氮，由于氯气消耗量较大，该工艺主要适用于含低浓度氨氮的废水。为了减少氯的投加量，此法常与生物硝化联用，先硝化再除微量的残留氨氮。

③离子交换法。常用天然的离子交换剂，如沸石等。与合成树脂相比，天然离子交换剂价格便宜且可用石灰再生。采用合成树脂作离子交换剂时，预处理工序和再生系统均较复杂，且树脂寿命短，应用上受到一定的限制，在此不再详述。离子交换法主要适用于处理低浓度氨氮废水。

图14-45 典型加氯曲线

2）生物法脱氮。现行的以传统活性污泥法为代表的好氧生物处理法，其传统功能是去除废水中呈溶解性的有机底物。至于氮、磷的去除，只能依靠去除细菌细胞生理需要而摄取的数量，该过程摄取的氮、磷数量很少，氮的去除率仅为20%～40%，而磷的去除率仅为5%～20%。

①进行硝化反应的影响因素。

温度：硝化反应的适宜温度在20～30℃之间。温度在15℃以下时，硝化速度下降；5℃时则完全停止。

pH值：硝化菌对pH值的变化非常敏感，硝化反应过程中会释放H+，使pH值下降，为保持适宜的pH，污水中应保持足够的碱度，最佳pH值在8.0～8.4之间。在这一最佳pH值条件下，硝化速度、硝化菌最大的比增殖速度可达最大值。

溶解氧：试验结果证实，溶解氧含量不能低于1mg/L。

生物固体平均停留时间（污泥龄）：微生物在反应器内的停留时间t_N必须大于自养型硝化菌最小的世代时间t_Nmin，否则将使硝化细菌从系统中流失殆尽。一般对t_N的取值，至少应为硝化菌最小世代时间的2倍以上，即安全系数应大于2。一般认为硝化菌最小世代时间在适宜的温度条件下为3d。t_N值与温度密切相关，温度低时，t_N取值应相应明显提高。

重金属及有害物质：除重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质还有高浓度的NH4+-N、高浓度的NOx--N、有机底物以及络合阳离子等。

②进行反硝化反应的影响因素。

碳源：能为反硝化菌所利用的碳源是多种多样的，但从废水生物脱氮工艺来考虑，可分下列几类：a.废水中所含碳源，这是比较理想和经济的，优于外加碳源，一般认为，当废水中BOD₅/T-N值大于5时，即可认为碳源充足，无需外加碳源。b.外加碳源：当原废水中碳、氮比值过低，如BOD₅/T-N值小于3，即需另投加有机碳源。c.利用微生物组织进行内源反硝化。

pH值：pH值是硝化及反硝化反应的重要影响因素，对反硝化菌最适宜的pH值在6.5～7.5之间，在这个pH值的条件下，反硝化速度最高，当pH值高于8或低于6时，反硝化速度将大为下降。

溶解氧：反硝化菌以在缺氧、好氧交替的环境中生活为宜。这是由于反硝化菌属异养兼性厌氧菌，在无分子氧同时存在硝酸根离子和亚硝酸根离子的条件下，它们能够利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。另一方面，反硝化菌体内的某些酶系统组分，只有在有氧条件下，才能够合成。因此，溶解氧应控制在0.5mg/L以下。

温度：反硝化反应的适宜温度在20～40℃之间，低于15℃时，反硝化菌的增殖速率降低，代谢速率也随之降低，从而降低了反硝化速度。为了保持一定的反硝化速率，在冬季低温季节，可采用如下措施：提高生物固体平均停留时间；降低负荷率；提高污水的水力停留时间。

③三段生物脱氮工艺。该工艺是将有机物氧化、硝化和反硝化段独立开来，每一部分都有其自己的沉淀池和各自独立的污泥回流系统。使有机物氧化除碳、硝化和反硝化在各自的反应器中进行，并分别控制在适宜的条件下运行，处理效率高。其流程如图14-46所示。

图14-46 三段生物脱氮工艺流程

由于反硝化段设置在有机物氧化和硝化段之后，主要靠内源呼吸碳源进行反硝化，效率很低，所以必须在反硝化段投加碳源来保证高效稳定的反硝化反应。

该工艺的主要优点是处理效果好，反应速率较快且彻底；但其缺点是处理设备多，造价高，操作运行管理较为复杂。

④缺氧—好氧活性污泥法脱氮系统。又名A-O法脱氮工艺，其主要特点是将反硝化反应器放置在系统的前面，故又称为前置反硝化生物脱氮系统，是目前采用比较广泛的脱氮工艺。图14-47所示为分建式缺氧-好氧活性污泥脱氮系统，即反硝化、硝化与BOD去除分别在两座不同的反应器内进行。

图14-47 分建式缺氧—好氧活性污泥脱氮系统

硝化反应器内的已进行充分反应的硝化液的一部分回流反硝化反应器，而反硝化反应器内的脱氮菌以原废水中的有机底物作为碳源，以回流液中硝酸盐的氧作为受电体，进行呼吸和生命活动，将硝态氮还原为气态氮（N₂），无需外加碳源（如甲醇）。

在反硝化过程中，还原1mg硝态氮能生产3.57mg的碱度，而在硝化反应过程中，将1mg的NH4+-N氧化为NO3--N，要消耗7.14mg的碱度，因此，在缺氧-好氧系统中，反硝化反应所产生的碱度可补偿硝化反应消耗的碱度的1/2左右。因此，对含氮浓度不高的废水（如生活污水、城市污水）可不必另行投碱以调节pH值。

此外，本系统硝化曝气池在后，使反硝化残留的有机污染物得以进一步去除，提高了处理水水质，而且无需增建后曝气池。由于流程比较简单，装置少，无需外加碳源，因此，本工艺建设费用和运行费用均较低。

本工艺还可以建成合建式装置，即反硝化反应及硝化反应、BOD去除都在一座反应器内实施，但中间隔以挡板，如图14-48所示。合建式便于对现有推流式曝气池的改造。

图14-48 合建式缺氧—好氧活性污泥法脱氮系统

合建式便于对现有推流式曝气池的改造。本工艺主要不足之处在于该流程的处理水来自硝化反应器，因此在处理水中含有一定浓度的硝酸盐，如果沉淀池运行不当，在沉淀池内也会发生反硝化反应，使污泥上浮，处理水水质恶化。

⑤Bardenpho生物脱氮工艺。该工艺取消了三段脱氮工艺的中间沉淀池。工艺中设立了两个缺氧段，第一段利用原水中的有机物作为碳源和第一好氧池中回流的含有硝态氮的混合液进行反硝化反应。经第一段处理，脱氮已大部分完成。为进一步提高脱氮效率，废水进入第二段反硝化反应器，利用内源呼吸碳源进行反硝化。最后的曝气池用于净化残留的有机物，吹脱废水中的氮气，提高污泥的沉降性能，防止在二沉池发生污泥上浮现象。这一工艺比三段脱氮工艺减少了投资和运行管理费用。

（5）磷的去除城市污水中磷的主要来源有：粪便、合成洗涤剂、牲畜饲养场地和某些工业废水。污水中的磷以正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷等形式溶解于水中。一般仅能通过物理、化学或生物方法使溶解的磷化合物转化为固体形态后予以分离。除磷的方法主要分为物理法、化学法及生物法三大类。物理法因成本过高、技术复杂而较少应用。

1）化学法除磷。化学法是最早采用的一种除磷方法，即通过投加化学药剂除磷。它是以磷酸盐能和某些化学物质如铝盐、铁盐、石灰等反应生成不溶的沉淀物为基础进行的。

化学法的特点是磷的去除率较高，处理结果稳定，污泥在处理和处置过程中不会重新释放磷而造成二次污染，但污泥的产量比较大。

2）生物除磷技术

①生物除磷原理。聚磷菌等微生物，能够过量地、在数量上超过其生理需要的，从外部环境摄取磷，并将磷以聚合的形态储藏在菌体内，形成高磷污泥，排出系统外，达到从废水中除磷的效果。

a.聚磷菌的磷过剩摄取。在好氧条件下，聚磷菌进行有氧呼吸，不断地氧化分解其体内储存的有机底物如聚β-羟基丁酸，即PHB，同时也不断地通过主动输送的方式，从外部环境向其体内摄取有机底物，由于氧化分解，又不断地放出能量，能量为ADP所获得，并结合H₃PO₄而合成ATP（三磷酸腺苷），即

ADP+H₃PO₄+能量→ATP+H₂O

除一小部分H₃PO₄是聚磷菌分解其体内聚磷酸盐而取得的外，大部分是聚磷菌利用能量，在透膜酶的催化作用下，通过主动输送的方式从外部将环境中的H₃PO₄摄入体内的，摄入的H₃PO₄一部分用于合成ATP，另一部分则用于合成聚磷酸盐。这种现象就是磷的过剩摄取。

b.聚磷菌的放磷。聚磷菌在厌氧的不利条件下，将体内的ATP进行水解，放出H₃PO₄和能量，形成ADP，即

ATP+H₂O→ADP+H₃PO₄+能量

释放的能量一部分供聚磷菌生理活动需要，另一部分供聚磷菌主动吸收外部环境的可溶性脂肪酸转化为PHB（聚β-羟基丁酸）的形态储藏于体内。

这样，聚磷菌具有在厌氧条件下，释放H₃PO₄的功能，在好氧条件下，过剩摄取H₃PO₄。生物除磷技术就是利用聚磷菌这一功能而开创的。

②厌氧-好氧生物除磷工艺。该法又称为A-O生物除磷工艺，本工艺流程简单，既不投药，也无需考虑内循环，因此，建设费用及运行费用都较低，而且由于无内循环的影响，厌氧反应器能够保持良好的厌氧（或缺氧）状态。

A-O生物除磷工艺的水力停留时间一般为3～6h不等；曝气池内污泥浓度一般在2700～3000mg/L之间；BOD的去除率大致与一般的活性污泥系统相同；磷的去除率较好，处理水中磷含量一般都低于1.0mg/L，去除率大致在76%；沉淀污泥含磷率约为4%，污泥的肥效好；混合液的SVI值不大于100，易沉淀，不膨胀。