泡沫一般分为三种形式

2021年2月7日发(作者：腰椎骨质增生)
泡沫一般分为三种形式：

①启动泡沫。
活性污泥工艺运行启动初期，
由于污水中含有一些表面活性物质，
易引起表面
泡沫。但随着活性污泥的成熟，这些表面活性 物质经生物降解，泡沫现象会逐渐消失。

②反硝化泡沫。
如果污水厂进行硝化反应，
则在沉淀池或曝气不足的地方会发生反硝化作用，
产生氮等气泡而带动部分污泥上浮，出现泡沫 现象。

③生物泡沫。由于丝状微生物的异常生长，与气泡、絮体颗粒混合而成的泡沫具有稳定 、持
续、
较难控制的特点。
生物泡沫对污水厂的运行是非常不利的：
在曝气池 或二沉池中出现大
量丝状微生物，
水面上漂浮、积聚大量泡沫；
造成出水有机物浓度和 悬浮固体升高；产生恶
臭或不良有害气体；
降低机械曝气方式的氧转移效率；
可能造成 后期污泥消化时产生大量表
面泡沫。

为什么曝气池污泥要回流

1,
可以提高生化系统的抗冲击能力，避免进水冲击对生化系统的影响。

1
，维持，厌氧，好氧断等的污泥活性，微生物数量，保证生化系统的污泥浓度。

3.
回流至缺氧段可为兼性厌氧菌提供所需的氧气，如
2
楼所说。

4
，
通过回流可控制各反应池的
MLSS
，
以这生产过程中 控制各阶段的反应。
保证生产。


如果是非丝状菌膨胀，
主要发生 在废水水温较低而污泥负荷太高的时候，
此时细菌吸附
了大量有机物，
来不及代谢，< br>在胞外积贮大量高粘性的多糖物质，
使得表面附着物大量增加，
很难沉淀压缩。
而当氮严重缺乏时，
也有可产生膨胀现象。因为若缺氮，微生物便于工作不
能充分利用碳源合成 细胞物质，
过量的碳源将被转弯为多糖类胞外贮存物，
这种贮存物是高
度亲水型化合物 ，易形成结合水，从而影响污泥的沉降性能，
产生高粘性的污泥膨胀。
非丝
状菌污泥膨 胀发生时其生化处理效能仍较高，
出水也还比较清澈，
污泥镜检也看不到丝状菌。
非丝 状菌膨胀发生情况较少，且危害并不十分严重。

根据泡沫形成的机理及其影响因素，
可采用物理化学和生物的方法对泡沫进行控制。
控
制泡沫特别是生物泡沫的实质并非消除
Microthrix parvicella
等细菌的产生，主要途径就是
在曝气系统中建 立一个不适宜丝状菌异常生长的环境，
抑制其在活性污泥中的过度增殖，
使
丝状菌与絮 凝体形成菌保持平衡的比例生长。




1
物化方法控制泡沫



①

喷洒水



喷洒的水流或水珠能打碎浮在水面的气泡
,
以减少泡沫。但不能 根本消除泡沫现象，
是一种最常用最简便的物理方法。



②

投加化学药剂




阳离子（
PAM
）聚丙烯酰胺
(acrylamide?
based cationic polymer)
是一种常用的消泡
剂，工程实例中，把阳离子聚丙烯酰胺 投加于二沉池进水管中，其既有抑制
Nocardioform
actinomycetes
生长的作用，又有通过回流污泥进入曝气池消除污水中表面活性剂及表面活
性物质极性－非极性 特点的作用。
由于上述两点的存在，
新的稳定泡沫难于大量生成，
而在
水面上 的泡沫层由于水面紊动，
泡沫受剪力作用不断破碎，
表面泡沫水膜由于水分不断蒸发
,
泡沫不断破碎
,
泡沫层也逐渐消失
[10]
。



低浓度的
H2O2
也是一种较常用的泡沫消除剂，在活性污泥中投加当投加 低浓度
H2O2
时
,
其浓度不足以杀死菌胶团表面伸出的丝状菌，只能氧化部 分生物残渣和消除代谢
过程产生的毒素，净化菌胶团细菌生长的环境，促进了菌胶团细菌优势生长
,
使菌胶团菌和
丝状菌的生长达到了新的平衡，
从而达到控制生物泡沫的目的，< br>而出水水质并未恶化。
H2O2
应投加于回流污泥中，投加浓度为
20
～
25mg H2O2/(kg?MLSS)[11]
。

Yongwoo Hwang
等通过污水厂观察、
实验室试验以及现场应用，发现污水中的泡沫是
典型的 季节性出现的，代谢和动力学的调节并不能很成功的抑制
Microthrix parvicella
的过
度生长和泡沫的产生，
经过与氯、
阳离子聚丙烯酰胺两种化学药剂相比较 ，
发现除丝状菌聚
季铵碱
(quaternary ammonium?
based anti?
filament polymer, AFP)
是一种最有效的物理化
学方法来抑制
Microthrix parvice lla
的过度增殖，能有效的控制泡沫，并未给出水水质带来
变化
[12]
。



另外，
如氯、
臭氧、
聚乙二醇以及氯化铁和 铜材酸洗液的混合药剂等均具有较强的氧
化性，也可当作消泡剂使用。




2
生物方法控制泡沫



①

降低细胞平均停留时间



降低细胞平均停留时间是很有效的控制 泡沫的方法，
实质即利用丝状菌平均世代时间
较长于絮凝体形成菌的特点，
抑制丝状菌 的过度增殖，
细胞平均停留时间越短，
丝状菌越少，
泡沫也越少。



②

调节污水
pH
值



研究表明，
最适宜
Nocardia amarae
生长的
pH值为
7.8,
最适宜
Microthrix parvicella
生长 的
pH
值为
7.7
～
8.0
，当
pH
值从
7.0
降为
5.0
～
5.6
时，能有效控制这些微生物的过 度
生长，减少泡沫的形成
[13]
。



③

降低曝气的空气输入率


降低了曝气的空气输入率 ，
一是能降低曝气池中气提强度，
减缓了丝状菌
的上浮速度；二是能降低曝气池中的溶 解氧浓度，
Nocardia
amarae
是严格的好
氧菌
,在缺氧或厌氧条件下
,
不易生长
,
但
Microthrix
parvicella
却能忍受缺氧
状态。
再者，
降低曝气池的空气 输入量也相应的降低了微气泡的生成量，
即减少
丝状菌和放线菌机体上浮的载体，从而延缓泡沫 的形成。

如何观察污水厂生化池中的微生物

取带有污泥的水样，
就是要浑浊些的，然后做镜检啊，就是制作玻片，
用显微镜观察即
可，一般污水站化验室都配备 有的。
一般好像
40
倍的物镜就可以了。
。基本能看到轮虫。
线虫等。还有部分藻类！

污水处理中爆气池如何快速提高微生物数量
,
我 是新手
,
请多指教

采用闷曝的办法，最快的是接种，去别的污水处理场拉剩 余污泥，
直接放进曝气池，就
可以了，这是最快的，最好是与你们污水处理厂处理的污水性质相 同或者相近的最好

请问污水处理时大量缩短曝气时间会导致微生物死亡吗？

会的，我是污水处理的施工方，厂方为了省点电钱把风机每隔两个小时就停三个小时，
现象出现了，第 一天曝气池污泥颜色变黑灰缺氧，二沉池出水水质
COD55
，氨氮
2.4
。 第二
天，曝气池污泥上浮，二沉池出水水质
COD80
，氨氮
3.2
。持续一周我们曝气池弹性填料上
挂的微生物膜层脱落，
曝气池严重少泥，
二沉池由于 曝气池死亡的泥进入而把底层的正常污
泥带上浮，导致二沉池出水不达标。
COD240
。氨氮
9.2
。总磷
7
以上。悬浮物
140
。所以建议曝气池不能缩短曝气时间，
否则直接影响出水。
给你一个建议：
要是为了节能的 话就把风
机内的配置电机更换。答复完毕。

AAO
法工艺介绍

AAO
生物脱氮工艺将传统的活性污泥、生物

硝化工艺结合起来
,
取长补短
,
更有效的去除水中

的有机物。此法即是通常所说的厌氧
-
缺氧
-
好氧

法
,
污水依次经过厌氧池
-
缺氧池
-
好氧池被降解。

工艺流程见图

1
。

2 AAO
法污水处理开工调试

AAO
法污水处理开工运行前必须先进行好氧

活性污泥的培养驯化
,
污泥的培养驯化过程如下。

2.1
培养过程

(1)
污泥买来后
,
将其投入检查合格的曝气池

内
,
注入清水
,
此时水温应保持在

25
～
30
℃之间
,
温度不能太高
,
应模拟正常生产时的温度。冬天温

度最少也要控制在

20
℃以上。因为在

20
～
28
℃之间

是细菌繁殖的最佳温度
,
注入温度适宜的清水后
,
启动风机曝气
,
风量不能大
,
沉淀后放掉上清液
,
以洗掉污泥中的化学药剂和细菌的毒素
,
清洗的次

数看具体情况而定。

(2)
开始培养时
,
加入过滤后的粪清
,
测一下

曝气池化学需氧量

COD,
达到

500
～
700mg/L
即可。

同时加入磷盐
,
按纯磷

5mg/L
废水来计算
,
再加入

葡萄糖。其中
,
糖类是能量
,
磷盐和粪清是养料。

尿素视氮的含量情况适当添加。培养时稀释水可以

少加一点。

(3)
曝气后

10min,
测一下溶解氧和

COD
。培

养之初因污泥没有活性
,
对溶解氧及

COD
的消耗

很少
,
曝气量要适当调小
,
只要泥不沉就行。还可

以考虑间隔曝气
,
时间看情况而定。

(4)
曝气后需做一些比较工作
,
就是通过测定

30min
沉降比
,
计算泥量
,
以便观察污泥的生长情

况。

(5)
培养一段时间后
,
如果发现

COD
或溶解

氧与投入之初有明显减小
,
就应增加

COD
的浓度
,
同时控制好溶解氧在

1
～
2mg/L,
以免细菌得不到足

够的营养而自身分解。曝气量不能过大
,
以免把没

有活性的污泥冲散
,
使细菌流失死亡。

(6)
随着细菌的活性增加
,
会排出一定量的毒

物
,
这时就隔一天换一定量的水
,
在这个过程中要

做好活性污泥量的比较工作
,
看看泥量是否增加
,
COD
每天早晨和傍晚各做一次
,
以比较所消耗的

COD
。

(7)
进行镜检工作。如果观察到大量的透明状

的细菌
,
说明这时的细菌很活跃
,
但还没有形成活

性污泥
,
因为没有结合好。在以后发现了菌胶团且

沉降性能好
,
此时说明活性污泥培养成功。观察污

泥用低倍显微镜

(160
倍
)
就可以了。

2
A2/O
工艺的固有缺欠

A2/O
工艺的内在固有缺欠就是硝化菌、反硝化

菌和聚磷菌在有机负荷、泥龄以及碳源需求上存在

着矛盾和竞争
,
很难在同一系统中同时获得氮、磷的

高效去除
,
阻碍着生物除磷脱氮技术的应用。其中

最主要的问题是厌氧环境下反硝化与释磷对碳源的

竞争。根据生物除磷原理
,
在厌氧条件下
,
聚磷菌通

过菌种间的协作
,
将有机物转化为挥发酸
,
借助水解

聚磷释放的能量将之吸收到体内
,
并以聚
β
羟基丁

酸
PHB
形式贮存
,
提供后续好氧条件下过量摄磷和

自身增殖所需的碳源和能量。如果厌氧区存在较多

的硝酸盐
,
反硝化菌会以有机物为电子供体进行反

硝化
,
消耗进水中有机碳源
,
影响厌氧产物
PHB
的

合成
,
进而影响到后续除磷效果。一般而言
,
要同时

达到氮、磷的去除目的
,
城市污水中碳氮比
(COD/
N)
至少为
4?5[2]。当城市污水中碳源低于此要求

时
,
由于该工艺把缺氧反硝化置于厌氧释磷之后
,
反

硝化效果受到碳源量的限制
,
大量的未被反硝化的

硝酸盐随回流污泥进入厌氧区
,
干扰厌氧释磷的正

常进行
(
有时甚至会导致聚磷菌直接吸磷
),
最终影

响到整个营养盐去除系统的稳定运行。

为解决
A2/O
工艺碳源不足及其引起的硝酸盐

进入厌氧区干扰释磷的问题
,
研究者们进行了大量

工艺改进
,
归纳起来主要有三个方面
:
一是解决硝酸
盐干扰释磷问题而提出的工艺
,
如
:UCT
、
MUCT
等

工艺
;
二是直接针对碳源不足而采取解决措施
,
如补

充碳源、改变进水方式、为反硝化和除磷重新分配碳

源
,
进而形成 的一些工艺
,
如
:JHB
工艺、倒置
A2/O
工艺
;
三是随着反硝化除磷细菌
DPB
的发现形成的

以厌氧污泥中
PHB
为反硝化碳源的工艺
,
如
:
Dephanox
工艺和双污泥系统的除磷脱氮工艺。

3
硝酸盐干扰释磷问题的工艺对策

南非
UCT(University of Cape Town,1983)
工

艺
(
见图
6)
将
A2/O
中的污泥回流由厌氧区改到缺

氧区
,
使污泥经反硝化后再回流至厌氧区
,
减少了回

流污泥中硝酸盐和溶解氧含量。当
UCT
工艺作为

阶段反应器在水力停留时间较短和低泥龄下运行时

在美国被称为
VIP(Virginia Initiative Process,1987)
工艺
[3]
。与
A2/O
工艺相比< br>,UCT
工艺在适当的

COD/TKN
比例下
,
缺氧区的反硝化可使厌氧区回

流混合液中硝酸盐含量接近于零。当进水
TKN/
COD
较高时
,
缺氧区无法实现完全的脱氮
,
仍有部

分硝酸盐进入厌氧区
,
因此又产生改良
UCT
工艺

———
MUCT
工艺
(
见图
7)
。
MUCT工艺有两个缺

氧池
,
前一个接受二沉池回流污泥
,
后一个接受好氧

区硝化混合液
,
使污泥的脱氮与混合液的脱氮完全

分开
,
进一步减少硝酸盐进入厌氧区的可能。


4
弥补碳源不足的工艺对策

4?1

补充碳源

补充碳源可分为两类
:
一类是包括甲醇、乙醇、

丙酮和乙酸等可用作外部碳源的化合物
,
一类是易

生物降解的
COD
源
,
它们可以是初沉池污泥发酵的

上清液
[4]
或其它酸性消化池的上清液或者是某种具

有大量易生 物降解
COD
组分的有机废水
,
例如
:
麦

芽工业废水、水果和蔬菜工业废水和果汁工业废水

等。碳源的投加位置可以是缺氧反应器
,
也可以是

厌氧反应器
,
在厌氧反应器中投加碳源不仅能改善

除磷
,
而且能增加硝酸盐的去除潜力
,
因为投加易生

物降解的
COD
能使起始的脱氮速率加快
,
并能运行

较长的一段时间
[1]
。

4?2

改变进水方式

取消初次沉淀池或缩短初次沉淀时间
[5],
使沉

砂池出水中所含大量颗粒有机物直接进入生化反应

系统
,
这种传统意义上的初次沉淀池污泥进入生化

反应池后
,
可引发常规活性污泥法系统边界条件的

重要变化之一就是进水的有机物总量增加了
,
部分

地缓解了碳源不足的问题
,
在提高除磷脱氮效率的

同时
,
降低运行成本。对功能完整的城市污水处理

厂而言
,
这种碳源是易于获取又不额外增加费用的。

Johann esburg(JHB)
工艺
[2]
是在
A2/O
工艺到厌

氧区污泥回流线路中增加了一个缺氧池
(
见图
8),
这样
,
来自二沉池的污泥可利用
33%
左右进水中的

有机物作为反硝化碳源去除硝态氮
,
以消除硝酸盐

对厌氧池厌氧环境的不利影响。


此外
,
对传统
A2/O
工艺有人建议
,
采用
1/3
进

水入缺氧区
,2/3
进水入厌氧区的分配方案可以取

得较高的
N,P
去除效果
[7]
。

4?3

倒置
A2/O
工艺

同济大学高廷耀、张波等认为
[8],
传统
A2/O
工

艺厌氧、缺氧、好氧布置的合理性值得怀疑。其在碳

源分配上总是优先照顾释磷的需要
,
把厌氧区放在

工艺的前部
,
缺氧区置后。这种作法是以牺牲系统

的反硝化速率为前提的。但释磷本身并不是除磷脱

氮工艺的最终目的。就工艺的最终目的而言
,
把厌

氧区前置是否真正有利
,
利弊如何
,
是值得研究的。

基于以上认识
,
他们对常规除磷脱氮工艺提出

一种新的碳源分配方式
,
缺氧区放在工艺最前端
,
厌
氧区置后
,
即所谓的倒置
A2/O
工艺
(
见图
9)
。其特

点如下:①聚磷菌厌氧释磷后直接进入生化效率较

高的好氧环境
,
其在厌氧条件下形成的吸磷动力可

以得到更充分的利用
,
具有“饥饿效应”优势;②允许

所有参与回流的污泥全部经历完整的释磷、吸磷过

程
,
故在除磷方面具有“群体效应”优势;③缺氧段位

于工艺的首端
,
允许反硝化优先获得碳源
,
故进一步

加强了系统的脱氮能力;④工程上采取适当措施可

以将回流污泥和内循环合并为一个外回流系统
,
因

而流程简捷
,
宜于推广。据他们报道
,
该工艺在实验

室机理试验中得到了较好的除磷脱氮效果。


5
以厌氧污泥中
PHB
为反硝化碳源的工艺

随着除磷研究在微生物学领域的深化
,
研究者

发现一种“兼性厌氧反硝化除磷细菌”———
DPB
(Denitrifying Phosphorus Removing Bacteria)
能在缺

氧环境下
,
在氧化
PHB
的过程中能以硝酸盐代替氧

作电子受体
,
使摄磷和反硝化这两个不同的生物过

程
,
能够借助同一种细菌在同一环境中一并完成
,
实

现同时反硝化和过度摄磷
,
即所谓“一碳
(
指
PHB)
两用”。这对于解决除磷系统反硝化碳源不足的问

题和降低系统充氧能耗都具有一定的意义
,
于是产

生了利用
DPB
的反硝化除磷工艺。

5?1

DPB
的特点

研究表明:①DPB
易在厌氧
/
缺氧序批反应器

中积累;②DPB
在传统除磷系统中大量存在;③DPB

与完全好氧的聚磷菌
PAO ( Polyphosphate
Accumulating Organisms)
相比
,
有相似的除磷潜力

和对细胞内有机物质
(
如
PHB)
、肝糖的降解能

力
[9]
。

5?2

DEPHANOX
工艺

Wanner
在
1992
年率先开发出第一个以厌氧污

泥中的
PHB
为反硝化碳源的工艺
,
取得了良好的

N,P
去除效果
[10],
该工艺就是
DEPHANOX
工艺
(
见图
10)
。
DEPHANOX
工艺是满足反硝化 除磷细

菌所需环境和基质的一种强化除磷工艺
,
其特点是

在
A2/O
工艺的厌氧池与缺氧池之间增设一中间沉

淀池和固定膜反应池
(
一种好氧生物膜反应器
)
。原

污水进入厌氧反应池后
,
聚磷菌放磷
,
大部分有机底

物被污泥生物降解
;
在中间沉淀池中活性污泥和富

含
P
和氨的上清液分离
;
上清液在固定膜反应池进

行硝化。这样
,
被沉淀的污泥则跨越固定膜反应池

并与在其内生成的硝酸盐一起进入后续的缺氧反应

池
,
同时进行反硝化和摄磷
;
再曝气池吹脱氮气并使

聚磷菌完全再生。试验表明在缺氧反应器中硝酸盐

(
电子受体
)
缺少的情况下再曝气池完成过量磷的吸

收是非常有必要的。

AAO
里面脱氮和除磷在硝化液回流方面是有点相互制 约的，回流比大了脱氮好除磷不
好，回流比小了除磷好脱氮不好。呵呵，
主要还是用在大型的污 水处理厂了，如果对磷要求
比较高就加化学除磷了

培菌初期
DO
偏 高是很正常的，
因为微生物数量比较少，
耗氧速率低。
控制
DO
不要 大
于
5
都是可以的，
我们之前做过培菌，
证明只要
DO不太离谱，
比如在
3-5
之间都是可以的，
随着微生物的增长，
相同气量下
DO
会逐渐降低的。另外因为温度低，
水体中的
DO
值也 会
比夏天高的；等到连续进水的时候，
DO
会进一步降低的，放心好了
培菌是需要时间的，你才开始多少天就着急了。一般一个星期后，泥都会长很多了，
SV30
会有
15
左右，气温低、进水
COD
低可能这个过程要长一点，如果你要保 险一点，可
以考虑
MLSS
达到
1000
就开始小水量连续进水，这 样能及时补充有机物。如果连续进水开
始，污泥回流系统也要同步开启。我们当时培菌的时候，
MLSS
达到
1000
就可是少量排泥
了。考虑你们的情况，可以等
MLSS
再高点再考虑排剩余污泥。

一个星期后你再看吧，
污泥应该会长的 ！
至于泥长到什么程度可以完成培菌，
我想还是可以
按照
F/M
（食 微比）的方法进行判断，冬天的食微比可以控制低一点，也就是
MLSS
可以
控制高一 点

污泥调试成熟的标志
,
1.
生物相稳定，
菌教团颜色 土黄色或棕黄色，
颜色比较鲜艳，
结构密室。
具有一定量的钟虫、
轮虫等生物 。


在
10-30%
，建议培养时培养到较高的
SV
范围。保证池中有足够的污泥数量。

我给几个建议，本人是焦化污水调试出身，可能有点误差。

1
、对于生活污 水项目，好氧段投泥后连续闷曝有点浪费，建议风机间断运行，如果设备能
够自动转换控制最佳，你就可 以一边睡觉去了，呵呵。

2
、各单元驯化先后顺序的问题，建议先拿好氧池开始，倒 着走，我记得焦耐院的
AAO
有
好氧段回流水到
A
段的，这些水不能 浪费了，在好氧段闷曝是排除的污水就送回到
A
段，
好东西啊。

3
、营养物质的投加。应该设定一个
COD
值，闷曝前计算当量补充的有机炭源。当然如 果
方便，联系大便厂家拉过来直接放进去，注意毛发等杂志哦。

4
、闷曝阶 段的控制。一般间断曝气
2
天左右换一次水，在闷曝在换水，一般
3
、
4
个疗程应
该就能够看到效果了。

5
、通过
DO
变化、进水、出水水质对比，可以明显的发现污泥微生物的存在、状大，然后
就是连续进水了。

6
、
注意开始连续进水曝气阶段污泥流失的可能性最大，
曝气量和曝气频 率的控制比较重要，
建议还是间断曝气来的稳妥。

7
、胆大心细最重要。< br>刚接触调试的人员不能怕这怕那，畏首畏尾，
要有一定的自信和眼力。
呵呵。

总结：
我的老师曾经讲过，一个无人看护的水处理项目保持连续进水、
出水，里面的细 菌也
能自己慢慢培养起来，
这是自然法则，
只不过是时间长短的问题。
调试人 员的任务就是加快
这一生物衍化的进程，控制其发展方向。

放心，刚开始调试，我也 不敢乱动，生怕整坏了啥，影响工程进度，后来让老师骂得多了就
慢慢的毛了。希望这些文字性的东西对 大家都能有所帮助。

不要随意改变调试计划，
以上仅为个人意见，
可以参考 但不能保证效果，
毕竟也许我们
相隔万里，你要依据现场情况做出合适的判断，让我忽悠了可不 好

如调试氧化沟
,
有时根本不用你如何去管
,
一个月下来
,OK
。
工业废水调试不好讲
!
关键还
是从水质稳定性入手
,
保证输入在设计范围应该讲是没有问题的
!

SV30:
实际就是活性污泥在
1000
毫升量筒中沉降
30
分钟后的体积。单位ML/L

MLSS:
混合液悬浮固体（
MIX LIQUID SUSPENDED Solid
）
1L
曝气池污泥混合液所含
干污泥的质量
.
由活性细胞、内源代谢残留的微生物机体、不可生化的有机悬浮固体、无机
悬浮固体 组成。单位：
g/L

SVI:
污泥容积指数

SVI=SV30/MLSS
污泥指数指曝气池混合液经
30min
静沉后
,
相应的
1 g
干污泥所占的容积
(
以
mL
计
),
即
:

SVI=
混合液

30min
静沉后污泥容积
(mL)/
污泥干重
(g)

SVI
值能较好地反映出活性污泥的松散程度和凝聚沉降性能。
良好的活性污泥
SVI
常在
50
～
300
之间
, SVI
过高的污泥
,
必须降低污泥浓度才能很好沉降。测定
SVI
时应注意污泥
浓度
,
在同浓度情况下测得的
SVI
才有相互比较的价值。
测定容器的大小对测定数 值也有一
定影响
,
需注意统一测量容器
SVI=SV30/MLSS

所以综合起来看从上面三个量的单位上理解：

SV30(ml/L)/M LSS(g/L)=SVI(ml/g)-
每单位干污泥形成的湿泥的体积

AAO
工艺概况

AAO
（厌

氧
/缺氧
/
好氧
)
工艺，亦称
A2/O
工艺，是
7 0
年代由美国的一些专家在厌氧一好氧
(An-0)
法脱氮工艺的基础上开发的，其宗 旨是开发一项能够同步脱氮除磷的污水处理工艺
1571.
其工艺流程如图
4.1，各反应器单元功能与工艺特征如下
:
(1 )
原

污

水与从沉淀池排出的含磷回流污泥进人厌氧反应器，
该反应器主要功能是 释放磷，
同时部分有机物进行氨化
.
(2 )
污

水

经过厌氧反应器进人缺氧反应器，该反应器的首要功能是脱氮，硝态氮是通过内< br>循环由好氧反应器送来的，循环的混合液量较大，一般为
2Q (Q
一一原污水流量
).
(3 )
混

合
液从缺氧反应器进人好氧反应器，该反应器是多功能的
:
去除
BOD5,
硝化和吸收
磷。这三项反应都是重要的，混合液中含有
N03-N
，污泥中含有过剩的 磷，而污水中的
BOD5(
或
COD)
则得到去除
.
流量为
2Q
的混合液从这里回流缺氧

反应器。

(4 )
沉

淀

池的功能是泥水分离，
污泥的一部分回流厌氧反 应器，
上清液作为处理水排放
.AA
O
工

艺具有以下各项特点
:
(1 )
该

工

艺在系统上可以称为最简单的同步脱氮除磷工艺，总的水力停留时间少于其他同
类工艺
.
(2 )
在

厌

氧
(
缺氧
)< br>、好氧交替运行条件下，丝状菌不能大量增殖，无污泥膨胀之虞，
SVI
值一般均小于< br>100,
(3 )
污

泥

中含磷浓度高，具有很高的肥效。

(4 )
运

行

中勿需投药，两个
A
段只用轻缓搅拌，以不增加溶解氧为度，运行费用低。

AA O
工

艺也存在如下各项的待解决问题
:
(1 )
除

磷

效果难于再行提高
(
总磷去除率一般为
70%1591)
，污泥增长有一定的限度，不易
提高，特别是当
PBOD< br>，值高时更是如此
.
(2 )
脱

氮

效 果也难于进一步提高
(
总氮去除率一般为
40~70%159,601)
，内 循环量一般以
2Q
为限，不宜太高。

(3 )
进

人

沉淀池的处理水要保持一定浓度的溶解氧，减少停留时间，防止产生厌氧状态和< br>污泥释放磷的现象出现，但溶解氧浓度也不宜过高，以防循环混合液对缺氧反应器的干扰。



AA O
反应

器中，通过改变进水磷浓度三个工况，考察了
AAO
反应器的脱氮除磷
效果，并对
COD
、氮、磷等物质在厌氧、缺氧、好氧三反应器中的迁移进行了分析，
观察到缺氧反硝化吸磷等一系列现象
.
本节中，将着重从微生物角度来讨论AAO
反

应器生物强化除磷的特性
.
1.
不同进水
C/P
条件下
AAO
反应器中微生物的组成

在活

性

污

泥脱氮除磷系统中，根据所起作用不同将微生物可分为以下几类
:
以有
机底物为营养进行好氧呼吸的异养菌
;
以
C
伍为碳源，将
NH3 -N
转化为
N02-N
和

N03-N
的一类化能自养菌， 称为硝化菌
;
在缺氧
(
不存在分子态溶解氧
)
条件下，
将
N02-N
和
N03-N
还原成气态氮
(
场
)
或
N20, NO
的一类异养型细菌，称为反硝

化菌
;
厌氧
1
好氧交替运行导致厌氧释磷、好氧超量吸磷的一类异养型细菌，称为 聚

磷菌
.
另外，随着对
EBPR
机理研究的深人，人们还 研究了聚糖菌和反硝化聚磷菌
.
为方便讨论，下文中所指异养菌特指以有机底物为营养进行好氧呼吸的异养菌
.
1.1
异养菌、硝化菌与反硝化菌

在

AA O
系统中，异养菌在好氧池中发生反应，以分子态
q
为电子受体，环境

中有机底物为电子供体进行好氧呼吸
.
也就是说，在泥龄、回流量等运行条件一定、

溶解氧充足的条件下，
AAO
系统中异养菌的数量取决与进人好氧池有机底物的数量< br>.
通过表
4.7
和表
4.8
可以看出，三工况进人好氧池的
COD
浓度分别为
66.64
和
61mg/L,
好氧池对
COD
的去除率分别为
25.3%
、
31.3%
和
25.1%.
即进水经过厌氧池和缺氧

池后，
COD
已经大量被去 除，进人好氧池的有机底物水平非常低
.
因此可以认为，

三工况中异养菌水平均较低，对有机物去除的贡献较小
.
AA O
系

统对脱氮起主要作用的即硝化菌和反硝化菌
.
硝化菌在好氧池中发生反
应，将
NH3-N
氧化为
NOx
一与异养菌类似，在运行条件和环境因素 一定的条件下，

AAO
系统中硝化菌的数量取决于进人好氧池
NH3
一的数量
.
在三工况中，进水
NH3-N
和有机氮浓度一定，另
NH3
一在厌氧池和缺氧池除少量用于微生物细胞合成外基本

无去除，即三工况进人 好氧池的
NH3
一浓度差不多
(
表
4.9)
，故可以认为， 三工况

中硝化菌数量维持在同一水平。

AA O
系

统中反硝化蔺在厌氧池和缺氧池中发生反应
.
与硝化菌的分析类似，在

进水氮浓度及组分不变、总氮去除率相当的情况下，三工况中反硝化菌数量维持在

同一水平
.
1.2
聚磷菌与聚糖菌

表
4.15
污泥含礴量

(mgp/gvSS)
评价康礴苗水平的指标

最大

比缺氧吸碑速率

(m g
龙

VSS.h)
最大比好氧吸碑速率

(mgP/gVSS.h )
工况一
39
一
42 0 .8 3 3.27 7.83
工况二

工况三

66-69 0 .7 8 6.29 17.45
90-94 0 .7 2 10.3 28.04
通过

对

磷

在
AAO
系统中的迁移分析可以看出，聚磷菌在厌氧、缺氧和好氧三池
均发生了反应
.
在这里，将好氧聚磷菌与反硝化聚磷菌作为一整体来分析
.
评价
AAO
第四章
AAO
工艺生物蝇化除确特性研究

系统中聚磷菌水平高低的指标包括
:
污泥含磷量、好氧池
VSS/SS
以及好
(
缺
)
氧吸

磷速率等，在三工况中分别测定上述指标，如表
4.15
所示
.
由表

4 .1 5
可以看出
:(I)
随着进水
C /P
的增加，三工况好氧池中污泥含磷量逐

渐升高，由
40 mgP/gVSS
升高到
90 mgP/gVSS(
即从
4%
升高到
9%).
污泥含磷量

是指单位微生物细胞所含有的总磷量，代表了活性污泥在一定的条件下贮存磷的最

大 能力
.
普通活性污泥由于微生物生长的生理需要，对磷的正常吸收，一般微生物
细胞干重含磷
2
一
3%;
而成功的
EBPR
系统中由于 聚磷菌超量吸磷使得微生物细胞

含磷量为一般微生物的
2-5
倍
.
因此可将污泥含磷量看作评价活性污泥中聚磷菌水

平的一个因子
.
(2 )
三

工

况
VSS/SS
依次降 低，由
0.83
减少至
0.72.
对于普通活性污泥，
SS
和

VSS
可由以下两式表示
:
MLSS
二
Ma
十
Me Mi Mii
二
Ma
十
Me Mi
(4.1)
(4.2)
上两

式

中

:Ma
指具有代谢功能活 性的微生物群体
;Me
指微生物
(
主要是细菌
)
内源代谢 、自身氧化的残留物
;Mi
指由污水挟人的难为细菌降解的惰性有机物质
;
MR
指由污水挟人的无机物质
1571
。一般认为活性污泥中的无机组成部分全部由原 污水

抉人，因为微生物体内存在的无机盐类由于数量极少，可忽略不计
.
而 对于
EBPR
系统中的活性污泥来说，由于聚磷菌体内含有大量的无机磷，使得
Mi i
成为评价微生

物体内无机磷含量的一个指标
.
因此可以认为，随 着进水
C/P
的增加，活性污泥的

无机碑含量也增加，
VSS/S S
同污泥含磷量一样可作为评价聚磷菌含量的因子
.
(3 )
在

第

三节中已提到，进水
UP
的增加使得三工况最大比好
(
缺
)
氧吸磷速

率升高，即活性污泥中整体聚磷菌活性升高，或整体聚磷菌占活性污泥比例升高
.
系统

中

聚

磷菌活性的升高必然会增大它对碳源的需求，因此分析进水中碳源的分

配可以更深人 地了解系统中微生物的竞争情况。由第三节中分析
COD
在
AAO
各反

应器中的迁移可知，原水中溶解性
COD
主要在厌氧池得到去除。厌氧池中发生的 反

应有
:
一是聚磷菌厌氧释磷反应消耗
COD;
二是从沉 淀池回流的
NOX
一发生反硝化

反应消耗
COD;
三是大 分子的有机物
(
如淀粉
)
被活性污泥絮体吸附，使得溶解性

COD
减少。由表
4.8
可知，三工况厌氧池对
COD
的去除率基 本相当，在
68-74%
范围内，即三工况中用于上述三反应的
COD
量基 本相同
.
另外，由于三工况厌氧池

第四章
AAO
工艺生物强化除碑特性研究

中对
NOx一的去除率相当，即用于反硝化反应的
COD
量基本相同
;
而由于三工况 进

水有机物成分完全相同，故认为三工况厌氧池中活性污泥絮体吸附的
COD
量基本相

同
.
基于以上几点可以推断出三工况用于聚磷菌厌氧释磷的COD
基本相当
.
从机

理

角

度讲，在碳源供应相同的条件下，相同数量的聚磷菌厌氧释磷量的多少

取决于环境的 州值，
pH
值越高则释磷量越大。
5,341.
在本研究中，三工况厌氧池< br>pH
值基本无变化，维持在
7.2
一
7.5
之间，然而厌氧 池释磷量却逐渐升高
(
见表
4.11 ),
这一方面说明了随着进水
C/P
的增加，厌氧池中聚磷菌的活性相应增加
(
同上小节

分析
);
另一方面也可能说明存在某一类微生物，消耗了
COD
却没有释磷
.
通过上

述对三工况释磷量的分析以及上小节三类微生物各自水平变化的分析可以认为，

AA O
系统中还存在一类细菌，即聚糖菌
.
聚糖菌本身与聚磷菌存在对碳源的竞争，

其在厌氧条件下也会吸收环境中低分子脂肪酸贮存为胞内
PHAs
，但与聚磷菌不 同的

是，贮存
PHAs
所播的能量来自胞内另一贮存物糖原的分解而不是聚 磷的分解，故聚

糖菌厌氧消耗
COD
却不释磷，这也就解释了
AA O
反应器三工况厌氧池中消耗
COD
量基本相同而释磷量差别较大的现象
.
由于三工况厌氧释磷量依次升高，可以认为

进水
C/P
的增加促进 了聚磷菌对聚糖菌的竞争，使得更多的碳源用于聚磷菌释磷
.
Liu
等

通

过乙酸进水、厌氧一好氧交替运行反应器考察了进水
UP
对聚磷菌和聚糖
< br>菌竞争的影响
[271.
试验结果与本研究一致
:
在进水
C/ P
由
50
降低至
5
的过程中，系

统污泥含磷量逐 渐升高，使得厌氧释磷量和乙酸吸收速率增大
.
系统中聚磷菌与聚

糖菌的竞 争可认为是
“
内能型
”
竞争，竟争的主要因素即厌氧条件下由胞内贮存物
质
(
聚磷或糖原
)
提供能量的乙酸吸收过程
.
乙酸被聚磷菌和聚糖菌吸收后，迅速

转化并被贮存为碳源
(PHAs)
， 在随后的好氧阶段被用于微生物生长和提供能量。因

此，厌氧条件下乙酸被吸收的程度，作为内部能量的函数，被认为是影响两类微生

物竞争的主导因素。较低的进水磷浓度使得污泥含磷量较低，即聚磷含量低，这也

就 限制了以聚磷为能源吸收乙酸的聚磷菌的生长
;
相反，聚糖菌吸收乙酸不受胞内
聚磷含量的限制，能吸收更多的乙酸贮存为
PHAs
并用于好氧条件下的生长，故能在
竞争中占优势成为主导微生物。

由上

述

分

析可知，适当的提高进水磷浓度有利于系统中聚磷菌对聚糖菌的竞争，

能获得理想的除磷效果
.
但试验也表明进水磷浓度过高时
(
如工况三 中
UP
低于
30),
尽管污泥含磷量能进一步提高，但由于碳源数量的抑制 使得磷不能完全被去除
.
因

第四章
AAO
工艺生物强化除礴特性研究

此在实际工程应用中，应 根据进水水质
(
主要指低分子脂肪酸占
COD
的比例
)
和运

行参数
(
回流比和泥龄
)
来确定适宜采用
EBP R
工艺的
C/P
值的范围
;
另外，提高

进水磷浓度刺激聚磷菌生长的方法可用于实验室或工程上系统启动驯化阶段
.


2.
缺氧池中磷的吸收

2.1
内碳源的利用

对缺氧池磷被吸收的现象进行了分析，认为系统中出现了另一类细菌，即反硝化聚磷菌
.
反
硝化聚磷菌的主要特征是利用
NO''
作为电子受体，
分解胞内
PHAs
并吸收环境中碑，
由于脱
氮除磷所利用的是同一碳源，
故称之为“
一碳二用
”.
在第三节中对
COD
在各反应器的迁移进
行了分析，
结果表明缺氧反应器中溶解性
COD
基本上无降解
(
表
4.8).
由于缺氧池中发生了反
硝化和吸磷反应，因此可以认为，两反应所需的碳源 主要为内碳源
PHAs.
对工况二
AAO
系
统三反应器中污泥含PHAs
量进行了测定，结果如表
4.16
所示，证明了在缺氧反应器中的
确存在
PHAs
的消耗。

2.2
反硝化与吸礴的关系

表
4.17
三工况映叙池中
N
伍一和
P
的减少级
NOx-
减少量
(mg/L) P
减少量
(mg/L) NOX7P
，
将三

工

况

缺氧反应器 中
NOx'
和
P
的减少量列于表
4.17
，可以看出
:(1)
三工况缺氧反应器
中
NW
消耗与
P
吸收之间的比例依次为
1.1, 0.8
和
0.7
，与第四节通过

缺氧批式试验得出的
0. 6
一
0.9
基本上吻合
.(2)
该值依次下降的原因可能是反硝化聚 磷菌利用
内碳源进行反硝化占总反硝化的比例越来越高。

2.3
反硝化除磷出现的条件

目前

国

内

外对反硝化除磷的研究主要是在实验室用厌氧一缺氧交替运行反应器培养富集的反硝化聚磷菌，在实际工程方面，
Kuba
等和
Ostgaaxd
等在 改进
UCT
工艺的污水处理厂
中均发现了反硝化聚磷现象
[20,211.< br>其中
Kuba
等提出了在实际污水厂培养出反硝化聚磷菌
可能的运行措施【201.(1)
使活性污泥循环经过厌氧和缺氧运行
;(2)
尽量避免
N Ox
，进水厌氧
区，
即避免与聚磷菌争夺碳源
;(3)
尽量使用前置 反硝化工艺
(
如
UCT)
，
且
NOx.
应充分回流 至
缺氧区，
即充分发挥缺氧区的反硝化能力，
这样能刺激聚磷菌利用胞内碳源
PHAs
进行反硝
化除磷以及避免
PHAs
在好氧区的大量氧化。

在本

研

究

中，
AAO
反应 器在整个运行过程中一直存在较明显的反硝化除磷现象，
而运行
条件与上述的三点并不完全符合 ，其出现原因可能与进水水质有关
.AAO
反应器采用人工配
水，将水质按
A SM2
模型组分划分
(
表
4.18)
，可见进水中低分子脂肪酸SA
和可发醉的易降
解有机物
SF
比例都不低，
两者之和即易降 解有机物
Ss
占总
COD
的
4296.
在
AAO< br>反应器厌
氧池中，
绝大部分
SS
和部分
xs
被利用，
COD
迅速降低，
使得进人缺氧池的
COD
水平较低
.在外碳源缺乏的条件下，能利用内碳源进行反硝化的菌种成为了优势菌种，因而
AAO
反应
器中出现了反硝化聚磷菌
.
由此可见，
AAO
系统中出现反硝化聚磷 菌的一个重要条件是厌氧
池中尽可能多地将有机底物转化为胞内
PHAs
贮存，
使得缺氧池中外碳源缺乏，
继而使得内
碳源成为反硝化反应的主要碳源。

小结

(1)
在实验室搭建并运行
AAO
反应器，
处理人工配制污水，
进水
CODIP
值分别为

60 ,4 0
和
30
左右
.COD,B OD5,T N
以及
NH3
一的去除率在三个工况中比较

接

近

，

分

别在
90,9 0.6 < br>7
和
99%
左右
.
工况一和工况二对
TP
的 去除率达

90 '%
左

右，
而工况三出水仆在
3
一
4mg/L
间，去除率在
70%
以下；

(2 )
原水中
COD
大部分在厌氧池去除
;NH3-N
主要在好氧池去除 ，
NOX-N
在厌氧池和

缺

氧

池去 除，两池去除比例相当
;
厌氧池中大量释
P
，缺氧池和好氧池均出现

P
的

吸

收；

(3) AAO
缺氧池中出现较明显的反硝化聚磷现象，
经测定，
三工况
flN0 3
分别为
0.4 2, 0 . 36
和
0.37
。
此外在 缺氧吸磷批式实验中发现，
P
吸收与
NOX
稍耗之间的

比

例

在
0.6
一
0.9m
g-NOXImg-P
之间；

(4)
在
AM
〕< br>三工况中，
随着进水
C/P
的减小，污泥中异养菌、硝化菌和反硝化菌含童
基

本

上不变，而聚琪菌含羞增加，同时架糖菌比例降低，即进水
C/P
的减小

促

进

了聚磷菌对
糖原菌的竞争；

(5) AAO
系统中出现反硝化聚磷菌的重要条件是厌氧池中尽可能多的有机底物被转化

为

胞

内
PHAs
，且缺氧池中外碳源缺乏，使得内碳源成为反硝化反应的主要

碳

源

。

微生物生长曲线


四个阶段：

停滞期




又称调整期，这是微生物培养的最初阶段。

初期，细胞内各种酶系要有一个适应的过 程。开始时，菌体不裂殖，菌数不增加，但是
经过一段时期，
到了停滞期的后期时，
酶 系有了一定时间适应环境，
菌体发育到了一定的程
度后，便开始进行细胞分裂，微生物的生长速 度开始增长。

对数期




又称生长旺盛期。
细胞经过一段时期的调整适应后，
就可以最快的速率进行
分裂繁殖，细胞的生长进入了 生长旺盛期。

在这个期间，细菌数以几何级数增加，称为对数期，为等速生长期，细菌的生长 速率为
最大。
A.
此期间内，微生物周围的营养物质丰富，生物体的生长、繁殖不受底 物限制。
B.
此期间内，死细菌数是较小的

静止期




又称平衡器，
细胞经过对数期大量繁殖后，
液相中的营养物质逐 渐被消耗减
少，细胞繁殖速率逐渐减慢，故又称减速生长期。

在这个期间，
细胞繁殖速率几乎和细胞的死亡速率相等，
活菌数趋于稳定，
这个现象的
出现主要是由 于环境中的养料减少。
，代谢产物积累过多所致。如果在此期间，继续再增加
营养物质，并排出 代谢产物，那么菌体细胞又可以恢复过去对数期的生长速率。

衰老期




又称衰亡期


静止期后，
液相中的营养物质 耗尽，
细菌因为得不到足够的营
养而只能利用菌体内储存的物质或者以死菌体作为养料，
进行着内源呼吸，
维持生命，
故有
时又称该时期为内源呼吸期，。
这期间液 相中的活细胞数急剧下降，，
只有少数细胞继续分
裂，大多数细菌出现自容现象并死亡。死亡速 率大于生长速率，生长曲线显著下降。在细胞
形态方面，此时呈退化型较多，有些细菌在这个期间也往往 会产生芽孢。


环境中营养物质的多少影响着微生物的生长。我们控制营养物质的供 给，就控制了微
生物的生长繁殖及活动情况，在生物处理中，我们控制了一定的
F/M
值，（
F
代表营养物
质，
M
代表细胞量，
F/M
是 两者的比值，也称生物负荷率）就可以得出不同的微生物生长
率，微生物的活性和处理效果。


如果我们采用较高的
F/M
值维持微生物的对数生长，则此时微生物繁殖很
快，活力也很强，处理废水的能力必然较高。微生物处于食料过剩的环境中，微
生物的生长速率 不受有机物的限制，
而与其本身的量有关。
在这种情况下，
微生
物的絮凝、沉 降性较差，出水带出的有机物质，包括菌体也多一些，也就是说，
利用对数期进行废水处理的生化处理，
虽然反应速率很快，
但是想取得稳定的出
水以及较高的处理效果，
也比较困难 ，
所以一般在废水生物处理过程中，
经常利
用减数生长期或者内源呼吸期的微生物生长 、活动，使沸水中的有机物稳定化，
并取得较好的处理效果

固液分离型膜

-
生物反应器


固液分离型膜

-
生物反应器是在水处理领域中研究得最为广泛深入的一类膜

-
生物
反应器，
是一种用膜分离过程取代传统活性污泥法中二次沉淀池的水处理技术。
在传统的废< br>水生物处理技术中，
泥水分离是在二沉池中靠重力作用完成的，
其分离效率依赖于活性污 泥
的沉降性能，沉降性越好，泥水分离效率越高。而污泥的沉降性取决于曝气池的运行状况，
改 善污泥沉降性必须严格控制曝气池的操作条件，
这限制了该方法的适用范围。
由于二沉池
固液分离的要求，曝气池的污泥不能维持较高浓度，一般在

1.5~3.5g/L
左右，从而限制了
生化反应速率。水力停留时间（

HRT
）与污泥龄（

SRT
）相互依赖，提高容积负荷与
降低污泥负荷 往往形成矛盾。
系统在运行过程中还产生了大量的剩余污泥，
其处置费用占污
水处理厂 运行费用的

25%
～

40%
。
传统活性污 泥处理系统还容易出现污泥膨胀现象，
出
水中含有悬浮固体，出水水质恶化。针对上述问题，< br>
MBR
将分离工程中的膜分离技术与
传统废水生物处理技术有机结合，大大提高了固液分离效率，
并且由于曝气池中活性污泥浓
度的增大和污泥中特效菌

(
特别是优势菌群

)
的出现，提高了生化反应速率。同时，通过
降低

F/M
比减少剩 余污泥产生量（甚至为零），从而基本解决了传统活性污泥法存在的许
多突出问题。


五、

MBR
工艺类型


以下讨论的均为固液分离型膜

-
生物反应器。

根据膜组件和生物反应器的组合方式，
可将

膜

-
生物反应器

分为分置式、一体式以及复合式三种基本类型。分置式和一体式的

MBR
请参见图

3
。


分置式膜

-
生物反应器把膜组件和生物反应器分开设置，
如图

3
所示。
生物反应器中
的混合液经循环泵增压后打至膜组件的过滤端，
在压力作用下混 合液中的液体透过膜，
成为
系统处理水；固形物、大分子物质等则被膜截留，
随浓缩液 回流到生物反应器内。
分置式膜

-
生物反应器的特点是运行稳定可靠，易 于膜的清洗、更换及增设；而且膜通量普遍较大。
但一般条件下为减少污染物在膜表面的沉积，
延长膜的清洗周期，
需要用循环泵提供较高的
膜面错流流速，水流循环量大、动力费用高

(Yamamoto, 1989)
，并且泵的高速旋转产生
的剪切力会使某些微生物菌体产生失活现象

( Brockmann and Seyfried, 1997 )
。


一体式膜

-
生物反应器是把膜组件置于生物反应器内部，如图

4
所示。进水进入膜

-
生物反应器，
其中的大部分污 染物被混合液中的活性污泥去除，
再在外压作用下由膜过滤出
水。这种形式的膜

-
生物反应器由于省去了混合液循环系统，并且靠抽吸出水，能耗相对
较低；
占地较分置式更为紧凑，
近年来在水处理领域受到了特别关注。
但是一般膜通量相对
较低，容易发生膜污染，膜污染后不容易清洗和更换。


复合式膜

-
生物反应器在形式上也属于一体式膜

-
生物反应器，所不同的是在生物反
应器内加装填料，从而形成复合式膜

-
生物反应器，改变了反应器的某些性状，如图

5
所
示：



MBR
工艺的特点


与许多传统的生物水处理工艺相比，

MBR
具有以下主要特点：


一、出水水质优质稳定


由于膜的高效分离作用，分离效果远好于传统沉淀池，处理出水极其清澈，

悬浮物和
浊度接近于零，细菌和病毒被大幅去除

，出水水质优于建设部颁发的生活杂用水水质标准
（

CJ25.1-89
），可以直接作为非饮用市政杂用水进行回用。


同时，
膜分离也使

微生物被完全被截流在生物反应器内，

使得系统内能够维持较高的
微生物浓度，不但

提高了反应装置对污染物的整体去除效率，保证了良好的出水水质，同
时反应器
对进水负荷（水质及水量）的各种变化具有很好的适应性，耐冲击负荷，能够稳
定获得优质的出水水 质。


二、剩余污泥产量少


该工艺可以在高容积负荷 、
低污泥负荷下运行，
剩余污泥产量低
（理论上可以实现零污
泥排放），降低 了污泥处理费用。


三、占地面积小，不受设置场合限制

生物反应器内能维持高浓度的微生物量，
处理装置容积负荷高，
占地面积大大节省；

该
工艺流程简单、结构紧凑、占地面积省，不受设置场所限制，适合于任何场合，可做成地 面
式、半地下式和地下式。


四、可去除氨氮及难降解有机物


由于微生物被完全截流在生物反应器内，
从而有利于增殖缓慢的微生物如硝化细菌的 截
留生长，
系统硝化效率得以提高。
同时，
可增长一些难降解的有机物在系统 中的水力停留时
间，有利于难降解有机物降解效率的提高。


五、操作管理方便，易于实现自动控制


该工艺实现了水力停留时间（

HRT
）与污泥停留时间（

SRT
）的完全分离，运行
控制更加灵活稳定，
是污水处理中容易实现装备 化的新技术，
可实现微机自动控制，
从而使
操作管理更为方便。


六、易于从传统工艺进行改造


该工艺可以作为传统污水处理工艺的深度处 理单元，
在城市二级污水处理厂出水深度处
理（从而实现城市污水的大量回用）等领域有着广阔 的应用前景。


膜

-
生物反应器也存在一些不足。主要表现在以下几个方面：


?
膜造价高，使膜

-
生物反应器的基建投资高于传统污水处理工艺；


?
膜污染容易出现，给操作管理带来不便；


?
能耗高：首先

MBR
泥水分离过程必须保持一定的膜驱动压力，其次是

MBR
池中

MLSS
浓度非常高，要保持足够的传氧速率，必须加大曝气强度，还有为了加大膜通量、< br>减轻膜污染，必须增大流速，冲刷膜表面，造成

MBR
的能耗要比传统的生物处理工艺高。


MBR
工艺用膜


膜可以由很多种材料制备，
可以是液相、
固相甚至是气相的。
目前 使用的分离膜绝大多
数是固相膜。根据孔径不同可分为：微滤膜、超滤膜、纳滤膜和反渗透膜；根据材料 不同，
可分为无机膜和有机膜，
无机膜主要是微滤级别膜。
膜可以是均质或非均质的，
可以是荷电
的或电中性的。广泛用于废水处理的膜主要是由有机高分子材料制备的固相非对称膜 。


膜的分类如图所示：


一、

MBR
膜材质


1
、高分子有机膜材料：

聚烯烃类、聚乙烯类、聚丙烯腈、聚砜类、芳香族聚酰胺、
含氟聚合物等。


有机膜成本相对较低，造价便宜，膜的制造工艺较为成熟，膜孔径和形式也较为多样，
应用广泛 ，但运行过程易污染、强度低、使用寿命短。


2
、无机膜
：是固态膜的一种，是由无机材料，如金属、金属氧化物、陶瓷、多孔玻
璃、沸石、无机高分子材料 等制成的半透膜。


目前在

MBR
中使用的无机膜多为陶瓷膜，优点是：它可以在

pH
＝

0~14
、压力

P<10MPa
、温度

<350
℃

的环境中使用，其通量高、能耗相对较低，在高浓度工业废水
处理中具有很大竞争力；缺点是：造价昂贵、不耐碱、弹性小、膜的加工制备有一定困难。


二、

MBR
膜孔径


MBR
工艺中用膜一般为微滤膜（

MF
）和超滤膜（

UF
），大都采用

0.1
～

0.4 μ
m
膜孔径，这对于固液分离型的膜反应器来说已经足够。


微滤膜常用的聚合 物材料有：
聚碳酸酯、
纤维素酯、
聚偏二氟乙烯、
聚砜、
聚四氟乙烯 、
聚氯乙烯、聚醚酰亚胺、聚丙烯、聚醚醚酮、聚酰胺等。


超滤常用聚合物材料有：聚砜、聚醚砜、聚酰胺、聚丙烯腈（

PAN
）、聚偏氟乙烯、
纤维素酯、聚醚醚酮、聚亚酰胺、聚醚酰胺等。


三、

MBR
膜组件


为了便于工业化生产和 安装，
提高膜的工作效率，
在单位体积内实现最大的膜面积，
通
常将膜以某种 形式组装在一个基本单元设备内，
在一定的驱动力下，
完成混合液中各组分的
分离，这 类装置称为膜组件（

Module
）。


工业上常用的膜组件形式有五种：


板框式（

Plate and Frame Module
）、螺旋卷式

(Spiral Wound Module)
、圆管式

(Tubular Module)
、中空纤维式

(Hollow Fiber Module)
和毛细管式

(Capillary Module)
。
前两种使用平板膜，后三者使用管式膜。圆管式膜直径

>10mm;
毛细管式－

0.5~10.0mm
；中空纤维式

<0.5mm>
。


表：各种膜组件特性


名称
/
项目

中空纤维式

毛细管式

螺旋卷式

平板式

圆管式


价格（元

/m 3
）

40~150 150~800 250~800 800~2500 400~1500

冲填密度

高

中

中

低

低


清洗

难

易

中

易

易


压力降

高

中

中

中

低


可否高压操作

可

否

可

较难

较难


膜形式限制

有

有

无

无

无


MBR
工艺中常用的膜组件形式有：板框式、圆管式、中空纤维式。


板框式：


是

MBR
工艺最早应用的一种膜 组件形式，外形类似于普通的板框式压滤机。优点是：
制造组装简单，操作方便，易于维护、清洗、更换 。缺点是：密封较复杂，压力损失大，装
填密度小。