延时曝气活性污泥法_活性污泥法PDF

第五章 活性污泥法

第一节 基本原理与分类 第二节 活性污泥法参数 第三节 曝气 第四节 曝气池的构造与设计 第五节 运行与管理

第一节 基本原理与分类

一、基本原理 二、活性污泥法的基本流程 三、活性污泥指标 四、活性污泥法的分类

一、基本原理

活性污泥法是利用悬浮生长的 微生物絮体处理有机废水一类好氧 生物的处理方法。这种生物絮体叫 做活性污泥，它由好气性微生物 （包括细菌、真菌、原生动物和后 生动物）及其代谢的和吸附的有机 物、无机物组成，具有降解废水中 有机污染物（也有可部分利用无机 物）的能力，显示生物化学活性。

图 13-1 活性污泥形状图

活性污泥法净化废水的三个主要过程 1．吸附 废水与活性污泥微生物充分接 触，形成悬浊混合液, 废水中污染物 被比表面积巨大且表面上含有多糖 类粘性物质的微生物吸附和粘连。 是胶态的大分子有机物被吸附后， 首先被水解酶作用，分解为小分子 物质，然后这些小分子与溶解性有 机物一道在透膜酶的作用下或在浓 差推动下选择性渗入细胞体内。

2．微生物的代谢 微生物吸收进入细胞体内的污染物通过微生物的代谢 反应而被降解，一部分经过一系列中间状态氧化为最终产 物CO2和H2O等。另一部分则转化为新的有机体，使细胞 增殖。一般地说，自然界中的有机物都可以被某些微生物 所分解，多数合成有机物也可以被经过驯化的微生物分 解。不同的微生物对不同的有机物其代谢途径各不相同， 对同一种有机物也可能有几条代谢途径。

3．凝聚与沉淀 产生凝聚的主要原因：细菌体内积累的聚β-羟基丁酸 释放到液相，促使细菌间相互凝聚，结成线粒；微生物摄 食过程释放的粘性物质促进凝聚；在不同的条件下，细菌 内部的能量不同，当外界营养不足时，细菌内部能量降 低，表面电荷减少，细菌颗粒间的结合力大于排斥力，形 成线粒；而当营养物充足时，细菌内部能量大，表面电荷 增大，形成的线粒重新分散。 沉淀是混合液中固相活性污泥颗粒同废水分离的过 程。固液分离的好坏，直接影响出水水质。

二、活性污泥法的基本流程

1．产生：从间歇式发展到连续式 2．基本工艺流程： 废水经过适当预处理（如 初沉）后，进入曝气池与池内 活性污泥混合成混合液，并在 池内充分曝气，废水中有机物 在曝气池内被活性污泥吸附、 吸收和氧化分解后，混合液进 入二次沉淀池，进行固液分 离，净化的废水排出。

图 13-2 活性污泥法基本流程图

3．活性污泥法特征 1）曝气池是一个生物化学反应器 2）曝气池内混合是一个三相混合系统：液相-固相-气相 3）

传质过程：气相中 O2→液相中DO→进入微生物体内 （固相）液相中的有机物→被微生物（固相）所吸收降 解→降解产物返回空气相（CO2）和液相（H2O） 4）物质转化过程：有机物降解→活性污泥增长 5）污泥回流的目的是使曝气池内保持足够数量的活性污 泥。污泥回流后，净增值的细胞物质将作为剩余污泥 排入污泥处理系统。

三、活性污泥指标

（1）污泥沉降比（SV） 指一定量的曝气池混合液液静置 30min后，沉淀污泥与原混合液的体积比（用百分数表 示），即

污泥沉降比SV   混合液经30 min 静置沉淀后的污泥体积 混合液体积

通常，曝气池混合液的沉降比正常范围为15％-30%。 （2）污泥浓度 指1升混合液内所含的悬浮固体（常表示为 MLSS）或挥发性悬浮固体（MLVSS）的重量，单位为 g/L或mg/L。污泥浓度的大小可间接地反映混合液中所 含微生物的浓度。一般在活性污泥曝气池内常保持 MISS浓度在2～6g/L之间，多为3～4g/L。

（3）污泥容积指数（SVI）

指曝气池混合液经30min沉淀

后，1克干污泥所占有沉淀污泥容积的毫升数，单位为 mL/g，但一般不标注。SVI的计算式为:

SVI  SV的百分数  10 MLSS g / L 

当SVI＜100时，沉淀性良好；当SVI=100～200时，沉淀 性一般；当SVI＞200时，沉淀性较差，污泥易膨胀。 （4）生物相指示 活性污泥中出现的生物是普通的微生 物。钟虫的出现频率高、数量大，而且在生物演替中有 着较为严密的规律性，因此，一般都以钟虫属作为活性 污泥法的特征指示生物。

四、活性污泥法的分类

按废水和回流污泥的进入方式及其在曝气池中的混合 方式，活性污泥法可分为推流式和完全混合式两大类。 推流式是废水从一端进入，另一端流出。随着水流的 过程，废物降解，微生物增长，F/M沿程变化，系统处于生 长曲线某一段上工作。 完全混合式是废水进入曝气池后，在搅拌下与池内活 性污泥混合液混合，从而使污泥与废水得到充分混合，池 内各点水质均匀、F/M一定。系统处于生长曲线某一点上工 作。

第二节 活性污泥法参数

一、污泥负荷

在活性污泥法中，一般将有机底物与活性污泥的重量 比值（F／M），也即单位重量活性污泥（kgMLSS）或单位 体积曝气池（m3）在单位时间(D)内所承受的有机物量 (kgBOD)，称为污泥负荷，常用L表示。

QS 0 L Vx

式中Q、S0和V分别代表废水流量、BOD浓度和曝气池容积。

1、污泥负荷与处理效率的关系 由右图可见，BOD负荷增 大，BOD去除率下降。一般来 说，负荷在0.4kgBOD/kgMLSS·d以 下时，可得到90％以上的BOD去 除率。对不同的底物，L-η关系 有很大差别。所含底物是糖类、 有机酸、蛋

内质等一般性有机物 的废水，容易降解，即使污泥负荷升高，BOD去除率下降的 趋势也较缓慢。相反地，醛类、酚类的分解需要特种微生物 ，当污泥负荷超过某一值后，BOD去除率显著下降。

2、污泥负荷对活性污泥特性的影响 如图所示SVI-L曲线是具 有多峰的波形曲线，有三个 低SVI的负荷区和两个高SVI 的负荷区。如果在运行时负 荷波动进入高SVI负荷区，污 泥沉淀性差，将会出现污泥 膨胀。一般在高负荷时应选 择在1.5～2.0kgBOD／kgMSS·d范围内,中负荷时为0.2～ 0.4kgBOD/kgMLSS.d，低负荷时为0.03～0.05kgBOD/ kgMLSS·d。

3、水温对污泥负荷的影响 温度对微生物的新陈代谢作用有很大影响。在一定的 水温范围内，提高水温，可以提高BOD的去除速度和能力， 此外，还可以降低废水的粘性，从而有利于活性污泥絮体 的形成和沉淀。水温变化时，污泥负荷的选定也有一定的 变化。 应注意温度变化带来的不利影响。一方面，水温过 高，微生物受到抑制；另一方面，水温的变化速率对污泥 分离效果也有很大影响。

dx dx x  aVxLt  bVx  Y  kd x dt dt

4、污泥负荷对污泥生成量的影响 活性污泥在混合液中的浓度净增长速度为

dx dx  Y  kd x dt dt

式中

Y——微生物增长常数；kd——微生物自身氧化率

在工程上常采用平均值计算，即 x  aVxLt  bVx 式中 Δx—每天污泥增加量，kg/d； a—污泥合成系数；b—污泥自身氧化系数，d-1。

O2  a" Lr Vx  b"Vx

5、污泥负荷对需氧量的影响 当污泥负荷大时，废物在系统中的停留时间短，一些 只被吸附而未经氧化的有机物可能随污泥排出处理系统， 使去除单位BOD的需氧量减少。相反，在低负荷情况下， 有机物能彻底氧化，甚至过量自身氧化，因此需氧量值耗 大。从需氧量看，高负荷系统比低负荷系统经济。 过程总需氧量包括有机物去除（用于分解和合成）的 需氧量以及有机体自身氧化需氧量之和，在工程上，常表 示为：

O2  a " Lr Vx  b"Vx

6、污泥负荷对营养比要求的影响

采用不同污泥负荷时，微生物处于不同生长阶段。在 低负荷时，污泥自身氧化程度较大，在有机体氧化过程中 释出氮、磷成分，所以氮、磷的需要量减小，如在延时曝 气法中，BOD:N:P=100:1:0.2时即可使微生物正常生长。而 在一般负荷下，则要求BOD:N:P=100:5:1。

二、细胞平均停留时间

细胞平均停留时间θc也称泥龄，表示微生物在曝气 池中的平均培养时间, 也即曝气池内活性污泥平均更新 一遍所需的时间。在间歇实验装置里，细胞平均停留时 间与水力停留时间相等，在实际的连续流活性污泥系统 中，由于存在污泥回流，细胞平均停留时

间比水力停留 时间大得多。

• 在图13-8所示的系统内，细胞平均停留时间可以通过排 出的微生物量与系统容积的关系求得。（假定有机物的 降解和稳定化仅在曝气池中发生）

Vx c  QW x  Q  QW xe

Vx c  QW xR  Q  QW xe

由以上可知，通过控制从系统中排出的污泥 量，即可控制细胞平均停留时间。

细胞平均停留时间θc与污泥负荷的关系

系统微生物 ：累积=进入-流出+净增长

V dx ds    Qx 0  QW x  Q  QW x e   V   Y  kd x dt dt  

在稳态情况下，dx/dt=0，若假定进水中x0=0，则上式变为

S0  Se QW x  Q  QW x e Y  kd x Vx

1 Y S0  Se  k d  YLr  k d x

c

由此可求得曝气池内污泥浓度

S 0  S e Y x 1  k d  c 

c  

KxS dSdS   V S  QS0 QW S e e Q  QQ S e  Vrs 0 Q 0 0 Se V dt dt K s  Se





细胞平均停留时间θc与出水浓度的关系

如果同样列出废物衡算式，有

dS V  QS 0  QW S e  Q  QW S e   Vrs 0 dt 在稳态情况下， dS  0 ,而且 r   KxS dt K S 得 KxS e Q S 0  S e   V

e s0 s e

K s  Se

将式（13-24）代人上式，整理得系统出水浓度为

K s 1  k d  c  Se  YK c  k d  c  1

由图可见，θc较短时；微生 物量小，营养物质相对丰 富，因而细菌具有较高的能 量水平，运动性强，絮凝沉 淀性差，相当大比例的生物 群体处于分散状态，不易沉 淀而易随二次沉淀池出流。 • 实践表明：活性污泥系统的氧吸收速率随θc增大而减 小，但θc增大至一定程度后，氧吸收速率的减小甚微。 考虑到θc增大后活性污泥的量也增加了，故采用较大的 θc值，但曝气池的运行费用将较高。

dc dt

第三节 曝气

一、氧传送原理

扩散过程的基本规律——菲克（Fick）定律

dc A  K L c s  s  dt V

式中

dc dt ——氧传递速率，mg/L·h；

KL——氧传送系数，m/h; A——气液界面面积，m2； cs、c——分别为液体的饱和溶解氧的和实际 溶解氧的浓度，mg/L。

在活性污泥系统中，气液界面面积无法测量，为此， A  K  K 引入一个总传递系数  V  ,故式(13-30)可改写为：

La L

dc  K La c s  c  dt KLa同曝气设备及水的特性有关，可以通过试验求得。 lnc s  c 0  / c s  c L 

K La  tt  t0

测得的KLa为清洁水的氧总传递系数。由于废水含有 大量有机物和无机物，饱和溶解氧不同于清水饱和溶解 氧。混合液含有大量活性污泥颗粒，氧扩散阻力比清水 大。

K La T   K La 20    T  20

当试验曝气设备在混合液中曝气时，氧传递速率应修

正为

dc  aK La c s  c  dt

式中：α——混合液合污泥颗粒降低传送系数的修正值； β——废水饱和溶解氧的修正值（＜1）， Csw——废水的饱和溶解氧的浓度。 试验温度和实际废水温度不同时，KLa应进行温度修正 K La T   K La  20    T  20 式中 θ——温度特性系数，一般为1.006～1.047之间，常 取值1.024。

KLa除与废水温度有关外，还与水质及曝气池和曝气设 备的形式和构造有关。 废水中存在表面活性剂时，对KLa有很大影响。一方面 由于表面活性剂在界面上集中，增大了传质阻力，降低 KLa；另一方面，由于表面张力降低，使形成的空气泡尺寸 减小，增大了气泡的比表面积，许多时候由于A/V的增大超 过了KLa的降低，从而使传质速率增加。 KLa一般随着废水杂质浓度的增大而减小。 KLa也与空气扩散设备的淹没深度有关，其关系可表示  为: K 

K   

L a

L a  1

2

 H1  H  2

   

当采用气泡曝气时，总传质系数为

L La

kH m G n  V

大多数扩散装置，m在0.71～0.78，n在1.20～1.38之间。 当采用叶轮将鼓入水平的空气分散，总传质系数为

L La  k1 v x G y D z

K La P  k2   V 

0.95

G 0.67

G——鼓入空气量； 式中：v——叶轮的圆周线速度； D——叶轮直径； P——搅拌功率； k、k1、k2——常数； x、y、z——特性指数。



所在地实际气压Pa  1.013  10 5

由于氧的溶解度除受水质、水温的影响外，还受气压 的影响，在气压不足1.013×105Pa的地区，尚应对饱和溶 解氧cs作压力修正，即乘以修正系数ρ。

所在地实际气压Pa   1.013  10 5

在鼓风曝气系统，氧的溶解度与空气扩散装置浸没深 度有关，一方面随深度增加，鼓入空气中氧分压增大；另 一方面，气泡在上升过程中其氧分压减小。一般取气体释 放点处及曝气池水面处的溶解氧饱和值的平均值作为计算 依据，即 Qt  Pb 

c sm  c s    5 42   2.026  10

以N0表示单位时间由于曝气向清水传递的氧量，N表示 单位时间向混合液传递的氧量，并且假定脱氧清水的起始 溶解氧为零，即得两种情况下供氧量之比为：

T  20 c sm T   c N K La  20  c sm T   c L 1.024 1.024 T  20   N0 K La 20  c sm  20   0  c sm  20 

曝气池在稳态下操作供氧速度将等于系统的耗氧速度rr，即

rr  dc  K La 20  c sm T   c 1.024 T  20 dt

测定耗氧速度rr时，先将混合液曝气，直到接近饱和溶 解氧值，停止曝气，测定一定时间内溶液溶解氧降低量。

β值的测定方法比较简单，用脱氧清水及经消

毒或用

HgCl2、CuSO4抑制的混合液曝气至氧饱和，测定混合液饱和 溶解氧和清水饱和溶解氧。计算其比值即得。 如果已知曝气池混合液的耗氧量Rt，用某一曝气器供 氧。要求该曝气器向清水的供氧量为R0, 有

R0 

  sm T   c   1.024 T  20

EA  R0  100% W

Rr c sm 20 

如果实际供气量为W，则废水的氧吸收率为

当采用空气曝气时，上式中W =G×21%×1.43=0.3G

对于鼓风曝气，鼓入气量可以实测，从而可以预先测 定标准状态下的EA，利用式（13-43）由要求的R0可求出 供气量G。如果采用机械曝气，则可由所需的R0值计算叶 轮直径和转速。 理论上，每去除1kgBOD需消耗1kgO2，即相当于标准 状态下的空气3.5m3，因鼓风曝气的利用率为5%～10％， 故去除1kgBOD需供给空气量为35～70m3。实际上，由于曝 气池的负荷和运行方式不同，供气量需放大1.5～2.0倍。

二、曝气设备

曝气方法可分成以下三种： 1）鼓风曝气：空气加压设备→管道系统→扩散装置 2）机械曝气：借叶轮、转刷等对液面进行搅动 3）鼓风-机械曝气：由上述两者组合

1、鼓风曝气

鼓风曝气就是用鼓风机（或 空压机）向曝气池充入一定压力 的空气（或氧气）。气量要满足 生化反应所需的氧量和能保持混 合液悬浮固体均匀混合，气压要 足以克服管道系统和扩散的摩阻 损耗以及扩散器上部的静水压。 扩散器将空气分散成空气泡，增 大气液接触界面，把空气中的氧 溶解于水中。

新型高效曝气器

(1)小气泡扩散器 气泡直径在1.5mm以下。 (2)中气泡扩散器 常用穿孔管，孔眼直径为3～5mm。 (3)大气泡扩散器 常用竖管，直径为15mm左右。

(4)射流扩散器 用泵打入混合液，在射流器的喉管处形成 高速射流，与吸入或压入的空气强烈混合搅拌，将气泡 粉碎为100μm左右，使氧迅速转移至混合液中。 (5)固定螺旋扩散器 由圆筒组成，内部装着按180度扭曲 的固定螺旋元件5～6个，相邻两个元件的螺旋方向相 反。空气由底部进入曝气筒，形成气水混合液在筒内反 复与器壁及螺旋板碰撞、分割、迂回上升。

2．机械曝气

机械曝气大多以装在曝气池水面的叶轮快速转动，进 行表面充氧。 表面曝气叶轮的供氧是通过下述三种途径来实现的。 ①由于叶轮的提升和输水作用，使曝气池内液体不断 循环流动，更新气液接触面，不断从大气中吸氧。 ②叶轮旋转时，在周边处形成水跃，使液面剧烈搅 动，从大气中将氧卷入水中。 ③叶轮旋转时，叶轮中心及叶片背水侧出现背压，通 过小孔可以吸入空气。

第四节

曝气池的构造与设计

一、曝气池的构造

按水力特征可分为推流式和完全混合式及二者结合式

三类。 1、推流式曝气池 (1)平面布置 推流曝气池的长宽比一般为5～10，受场地 限制时，长池可以折流， 废水从一端进，另一端 出，进水方式不限，出 水多用溢流堰，一般采 用鼓风曝气扩散器。

(2)横断面布置 推流曝气池的池宽和有效水深之比一般为 1～2，有效水深最小为3m，最大为9m，超高0.5m。根据 横断面上的水流情况，又可分为平推流和旋转椎流。在 平推流曝气池底铺满扩散器，池中水流只有沿池长方向 的流动。在旋转推流曝气池中，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，即除沿池 长方向流动外，还有侧向流动。为了保证池内有良好的 旋流运动，池两侧墙的墙脚都宜建成外凸45度的斜面。 根据扩散器在竖向上的位置不同，又可分为底层曝气、 中层曝气和浅层曝气。

2、完全混合曝气池

(1)分建式 曝气池和沉淀池分别设置，既可使用表曝机， 也可用鼓风曝气装置。当采用泵型叶轮且线速在4～ 5m/s时，曝气池直径与叶轮的直径之比宜为4.5～7.5， 水深与叶轮直径比宜为2.5～4.5。当采用倒伞型和平板 型叶轮时，曝气池直径与叶轮直径之比宜为3～5。分建 式虽不如合建式紧凑，且需专设污泥回流设备，但调节 控制方便，曝气池与二次沉淀池互不干扰，回流比明 确，应用较多。

(2)合建式 曝气和沉淀在一个池子不同部位完成，我国称 为曝气沉淀池，国外称为加速曝气池。由曝气区、导流 区、回流区、沉淀区几部分组成。曝气区相当于分建式 系统的曝气池，它是微生物吸附和氧化有机物的场所。 混合液经曝气后由导 流区流入沉淀区进行泥水 分离。导流区既可使曝气 区出流中挟带的小气泡分 离，又可使细小的活性污 泥凝聚成较大的颗粒。

3、两种池型的结合

在推流曝气池中，也可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，流态为完全混合，而就全 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，也可用横挡板将表曝 机隔开，避免相互干扰。

二、曝气池的设计计算

曝气池(区)的经验设计计算方法主要有负荷法和泥龄 法。污泥负荷法是通过试验或参照同类型企业的设备工作 状况，选择合适的污泥负荷计算曝气池容积V。

V QS 0 Lx

或

V

采用泥龄作设计依据时，由式(13-20)有

Q S 0  S e  Lr x

QW x  Q  QW x e V c x 根据Lawrence-McCarty模式(13-24)，有

V

 c YQS 0  S e  x1  k d  c 

表13-2

活性污泥法的设计参数

三、曝气池的运行方式及特点

1、普通曝气法 废水与回流污泥从长方形池的一端进入，另一端流 出，全

池呈推流型。在曝气池内，废水有机物浓度和需氧 量沿池长逐步下降，而供氧量沿池长均匀分布，可能出现 前段供氧不足，后段供氧过剩的现象。 优点：处理效率高，适于处理要求高而水质稳定的废水。 缺陷：(1) 对水量、水质、浓度等变化的适应件较差，不 能处理毒性较大或浓度很高的废水；(2) 单位池容积的处 理能力小，占地大（3) 动力消耗高。

2、渐减曝气法 这种方式是针对普通曝气 法有机物浓度和需氧量沿池长 减小的特点而改进的。通过合 理布置曝气器，使供气量沿池 长逐渐减小，与底物浓度变化 相对应，见图13-27和图1328。这种曝气方式比均匀供气 的曝气方式更为经济。

3、阶段曝气法 废水沿池长分多点进入 (一般进口为3～4个)，以均衡 池内有机负荷，克服池前段供 氧不足，后段供氧过剩的缺 点，单位池容积的处理能力提 高。同普通曝气法相比，当处 理相同废水时，所需池容积可 减小30％。BOD去除率一般可达90％。此外，由于分散 进水，废水在池内稀释程度较高，污泥浓度也沿池长降 低，从而有利于二次沉淀油的泥水分离。

4、吸附再生（接触稳定法） 充分利用活性污泥的初期 去除能力，在较短的时间里通 过吸附去除废水中悬浮的和胶 态的有机物，再通过液固分 离，废水即获得净化，BOD5可 去除85％～90％左右。吸附饱 和的活性污泥中，一部分需要 回流，引入再生池进一步氧化 分解，恢复其活性；另一部分 剩余污泥排入污泥处理系统。

5、延时曝气法 延时曝气法也称完全氧 化法。与普通法相比，由于 采用的污泥负荷很低，约 0.05-0.2kgBOD5/kg·d，曝 气时间长，约24～48h，因 而曝气池容积较大，处理单 位废水所消耗的空气量较 多，仅适用于废水流量较小 的场合。

氧化沟是延时曝气法的一种特殊型式，最初的实用设 备用于处理小城镇污水。它的平面象跑道，沟槽中设置两 个曝气转刷（盘），也有用表面曝气机、射流器或提升管 式曝气装置的。曝气设备工作时，推动沟液迅速流动，实 现供氧和搅拌作用。

6、纯氧（或富氧）曝气法 用纯氧或富氧空气作气源曝气，显著提高了氧在水中 的溶解度和传递速度，从而可以使高浓度活性污泥处于好 氧状态，在污泥有机负荷相同时，曝气池容积负荷可大大 提高。 随着氧浓度提高，加大了氧在污泥絮体颗粒内的渗透 深度，使絮体中好氧微生物所占比例增大，污泥活性保持 在较高水平上；不会发生由于缺氧而引起的丝状菌污泥膨 胀；硝化菌的生长不会受到限制，有利于生物脱氮过程； 系统耐负荷冲击和工作稳定性都好。

7、间歇活性污泥法 间歇活性污泥法也称

序批式 活性污泥法（SBR），它由个或多 个SBR池组成，运行时，废水分批 进入池中，依次经历5个独立阶 段，即进水、反应、沉淀、排水 和闲置。一个运行周期的时间依 负荷及出水要求而异，一般为4～ 12h，其中反应占40％，有效池容 积为周期内进水量与所需污泥体 积之和。

第五节

运行与管理

一、活性污泥的培养与驯化

活性污泥的培养与驯化是活性污泥法试验和生产运行 的第一步。通过培养，使微生物数量增加，达到一定的污 泥浓度。驯化则是对混合微生物群进行淘汰和诱导，不能 适应环境条件和所处理废水特性的微生物被抑制，具有分 解废水有机物活性的微生物得到发育，并诱导出能利用废 水有机物的酶体系。 根据培养和驯化的程序，有异步法和同步法两种。

二、日常管理

活性污泥系统的操作管理，核心在于维持系统中微生 物、营养、供氧三者的平衡，即维持曝气池内污泥浓度、 进水浓度及流量和供氧量的平衡。当其中任一项出现变动 应相应调整另外二项；当出现异常情况或故障时，应判明 原因并采取相应的对策，使系统处于最佳状态。 一般人工控制所需监测的项目有四项:(1)反映活性污 泥性状的项目 (2)反映活性污泥营养状况及环境条件的项 目 (3)反映活性污泥处理效率的项目 (4)反映运转经济性 指标的项目。

三、异常现象与控制措施 1、污泥膨胀

主要特征：污泥结构松散，质量变轻，沉淀压缩性差；SV 值增大，有时达到90%，SVI达到300以上，大量污泥流失， 出水浑浊，二次沉淀池难以固液分离，回流污泥浓度低， 无法维持曝气池正常工作。 污泥膨胀的成因： （1）当丝状菌生长超过菌胶团细菌时，大量的丝状菌从污 泥絮体中伸出很长的菌丝体，菌丝体互相搭接，构成一个 框架结构，阻碍茵胶团的絮凝和沉降，引起膨胀问题。

（2）在废水水温较低而污泥负荷太高时，此时细菌吸附了 大量有机物，来不及代谢，在胞外积贮大量高粘性的多糖 类物质，使表面附着水大大增加，很难沉淀压缩。 采取的措施有： ①控制曝气量，保持溶解氧1～4mg/L。②调整pH值。 ③适量投加含N、P化合物，使BOD5:N:P＝100:5:1。 ④投加一些化学药剂(如铁盐凝聚剂、有机阳离子絮凝 剂、硅藻土、黄泥等惰性物质以及杀菌剂等)。 ⑤调整污泥负荷，通常用处理后水稀释进水。 ⑥短期内间歇曝气(闷曝)。

2、污泥上浮

原因：（1）污泥被破碎，沉速减小而不能下沉 （2）污泥颗粒挟带气体或油滴，密度减小而上浮 （3）曝气量过小，池底污泥厌氧分解，产生大量气 体，促使污泥上浮。 （4）曝气时间长或曝气量大时，在沉淀池中可能由 于反硝

化而产生大量N2或NH3，而使污泥上浮。 （5）废水中含油量过大时，污泥可能挟油上浮。 （6）废水温度较高时，在沉淀池中形成温差异重流 导致污泥无法下沉。

控制措施：发生污泥上浮后应暂停进水，打碎或清除浮 泥，判明原因。调整操作。如污泥沉降性差， 可适当投加混凝剂或惰性物质，改善沉淀性； 如进水负荷过大应减小进水量或加大回流量； 如污泥颗粒细小可降低曝气机转速；如发现反 硝化，应减小曝气量，增大污泥回流量或排泥 量；如发现行泥腐化，应加大曝气量，清除积 泥，并设法改善池内水力条件。

3、泡沫问题 工业废水中常含有各种表面活性物质，在采用活性污 泥法时，曝气池面常出现大量泡沫，泡沫过多时将从池面 逸出，影响操作环境，带走大量污泥。当采用机械曝气 时，泡沫阻隔空气，妨碍充氧。因此，应采取适当的消泡 措施，主要包括表面喷淋水或除沫剂。常用除沫剂为机 油、煤油、硅油等，投量为0.5～1.5mg/L。通过增加曝气 池污泥浓度或适当减小曝气量、也能有效控制泡沫产生。 当废水中含表面活性物质较多时，宜预先用泡沫分离法或 其他方法去除。