1、 SBR 生化处理工艺SBR是序批式间歇活性污泥法（Sequencing Batch Reactor）的简称。它是近年来在国内外被引起广泛重视和日趋推广的一种污水生物处理新技术。SBR工艺由按一定时间顺序间歇操作运行的反应器组成，每个间歇反应器在处理废水时的操作过程包括由进水期；反应期；沉淀期；排水排泥期；闲置期构成的运行周期。在一个运行周期中，各个阶段的运行时间、反应器内混合液体积的变化及运行状态都可根据具体污水的性质、出水水质及运行功能要求等灵活掌握。其主要特点有：占地小：由于 SBR反应器结合了空间上完全混合和时间上的完全推流，因而其生化反应速度高，从而使为获得同样的处理效率 SBR法的
2、反应池体积明显小于传统连续式生化反应池体积。出水水质好：反应器内缺氧好氧并存、反应器中底物浓度较大、泥龄短、比增长速率大，SBR 法能够有效地控制丝状菌的过量繁殖，从而使静止沉淀分离效果好，出水水质高。耐冲击负荷能力高：间歇进水、排放以及每次进水只占反应器的 2/3右，其稀释作用提高了工艺对进水冲击负荷的耐受能力，另一方面由于进水结束后，原水与反应器隔离，进水水质水量变化不再影响反应器，因此工艺的耐冲击负荷能力高。运行管理简单：SBR 工艺流程简单，构筑物少，占地省，造价低，设备运行管理费用低。运行方式灵活，可生成多种工艺路线。同一反应器仅通过改变运行工艺参数就可以处理不同性质的废水。SBR（
3、序批式活性污泥法）生化处理工艺的运行方式汇总SBR 生化处理工艺的运行方式可以分为以下四种：1、 SBR 生化处理工艺的一般运行方式2、 SBR 生化处理工艺的除磷运行方式3、 SBR 生化处理工艺的除氮运行方式4、 SBR 生化处理工艺的除氮、除磷运行方式一、SBR 生化处理工艺的一般运行方式工艺流程进水期（曝气或不曝气）反应期（曝气）沉淀期（静置，不曝气）排水排泥期（排水排泥）闲置期（污泥活化）反应阶段：进水期。反应阶段：此阶段为曝气阶段，在该阶段内完成 BOD5的分解。反应阶段：此阶段为沉淀阶段。反应阶段：此阶段为排水排泥阶段。反应阶段：此阶段为污泥活化阶段。二、SBR 生化处理工艺的除
4、磷运行方式工艺流程进水期（搅拌、不曝气）反应期（曝气）沉淀排泥期（静置，不曝气，沉淀和排泥同步进行）排水期（排水）闲置期（污泥活化）反应阶段：进水期。在该阶段内开启设置的搅拌设备进行搅拌，使入流污水与前一周期留在池内的污泥充分混合接触。该阶段工作状态为厌氧，聚磷菌在该阶段中进行磷的释放，为吸磷做准备，因此该阶段混合液内 DO 应保持在 0.2mg/l 以下。反应阶段：此阶段为曝气阶段，在该阶段内除完成 BOD5的分解外，聚磷菌在该阶段将过量吸收磷，因而 DO应控制在 2.0mg/l以上，以便促进磷的充分吸收。另外该阶段曝气时间不宜太长，以免发生硝化，因为硝化产生出的 NO3N 会干扰阶段中磷的
5、释放，降低除磷率。反应阶段：此阶段为沉淀排泥阶段。在该阶段中沉淀与排泥同步进行，主要目的是防止磷的二次释放。这样即使存在二次释放的可能，则聚磷菌在释放磷之前已经被以剩余污泥的形式排出系统。反应阶段：此阶段为排水阶段。反应阶段：此阶段为污泥活化阶段。SBR 生化处理工艺的除磷运行方式总的运行时间一般在 8h 以内。三、SBR 生化处理工艺的除氮运行方式工艺流程进水期（曝气或不曝气）反应期（曝气）排泥期（排泥）排水期（排水）闲置期（污泥活化） 停曝搅拌期（停止曝气并进行搅拌）沉淀期（静置，不曝气）反应阶段：进水期。反应阶段：此阶段为曝气阶段，在该阶段内除完成 BOD5的分解外，还进行硝化，为反硝化
6、脱氮做准备。DO 应控制在 2.0mg/l以上，一般在23mg/l之间，该阶段曝气时间一般应大于 4h。反应阶段：此阶段为停曝搅拌阶段，停止曝气，只进行搅拌。在该阶段内将进行反硝化脱氮。反应阶段：该阶段为沉淀阶段。反应阶段：此阶段为排水阶段。反应阶段：此阶段为排泥阶段。反应阶段：此阶段为污泥活化阶段。SBR 生化处理工艺的除氮运行方式总的运行时间一般在 812h 范围内。四、SBR 生化处理工艺的除氮、除磷运行方式工艺流程进水期（搅拌不曝气）反应期（曝气）闲置期（污泥活化） 停曝搅拌期（停止曝气并进行搅拌）沉淀排泥期（静置，不曝气，沉淀和排泥同步进行）排水期（排水）反应阶段：进水搅拌，在该阶段
7、内，聚磷菌进行厌氧放磷，DO 应控制在0.2mg/l 以下。反应阶段：此阶段为曝气阶段，在该阶段内除完成 BOD5的分解外，还进行硝化和聚磷菌的好氧吸磷，DO 应控制在 2.0mg/l以上，该阶段曝气时间一般应大于 4h。反应阶段：此阶段为停曝搅拌阶段，停止曝气，只进行搅拌。在该阶段内将进行反硝化脱氮，由于该阶段中 NO3-N 浓度较高，因而一般不会导致磷的二次释放。该阶段历时应在 2h 以上，时间延长，一方面使脱氮效率增高，另一方面能降低阶段混合液中 NO3N 浓度，避免对释放磷的干扰。反应阶段：该阶段为沉淀排泥阶段，该阶段内既进行泥水分离，又排放剩余污泥。反应阶段：此阶段为排水阶段。反应阶
8、段：此阶段为污泥活化阶段。SBR 生化处理工艺的除氮、除磷运行方式总的运行时间一般在 1014h 范围内。SBR 处理后的污水执行污水综合排放标准 （GB 8978-1996）一级标准，水质如下：序号 项目 指标1 pH 692 悬浮物 70 mg/L3 BOD5 20 mg/L4 COD 60 mg/L 5 石油类 5 mg/L6 氨氮 15 mg/L7 总氰化物 0.5 mg/L8 硫化物 1.0 mg/L9 氟化物 10 mg/L10 磷酸盐（以 P 计） 0.5 mg/L*11 氯离子 250 mg/L *当气化污水处理后进入循环水系统时不要求氯离子含量。煤气化单元的化工污水经破氰和除
9、氟处理后用作干灰拌湿，水质指标 3.2 深度处理后的水质标准达到循环水回用标准，水质指标如下：序号 项目 指标1 PH： 692 悬浮物 10 mg/L3 BOD5 5 mg/L4 COD 40 mg/L5 NH3-N 1mg/L6 外观及嗅味 无不快感*7 氯离子 250 mg/L *当气化污水处理后进入循环水系统时不要求氯离子含量。如下：总氰化物 0.5 mg/L氟化物 10 mg/L生物脱氮的原理及影响因素总结废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为 NO3
10、-N 和 NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。进行生物脱氮可分为氨化硝化反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快。在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。1 氨化作用 氨化作用是指将有机氮化合物转化为氨态氮的过程，也称为矿化作用。参与氨化作用的细菌为氨化细菌。氨化作用可分为厌氧氨化和好氧氨化。2 硝化作用 硝化作用是指将氨氮氧化为亚硝酸氮和硝态氮的生物化学反应，参与硝化作用的细菌为亚硝酸菌和硝酸菌。3 反硝化作用 反硝化作用是指在厌氧或缺氧（DO0.3-0.5mg/L）条件下，硝态氮、亚硝态氮及其其它氮氧化物被用作电子受体而还原为氮气或氮的其它气态
11、氧化物的生物学反应。反硝化过程由反硝化菌完成。4 硝化反应影响因素 温度 在生物硝化系统中，硝化细菌对温度的变化非常敏感，在 535的范围内，硝化菌能进行正常的生理代谢活动。当废水温度低于 15时，硝化速率会明显下降，当温度低于 10时已启动的硝化系统可以勉强维持，硝化速率只有 30时的硝化硝化速率的25%。尽管温度的升高，生物活性增大，硝化速率也升高，但温度过高将使硝化菌大量死亡，实际运行中要求硝化反应温度低于。 pH 值 硝化菌对 pH 值变化非常敏感，最佳 pH 值是8.08.4，在这一最佳 pH 值条件下，硝化速度，硝化菌最大的比值速度可达最大值。 溶解氧 氧是硝化反应过程中的电子受体
12、，反应器内溶解氧高低，直接影响硝化反应的进程。在活性污泥法系统中，溶解氧一般控制在 1.52.0mg/L 内，低于 0.5mg/L 则硝化作用趋于停止。在DO2.0mg/L，溶解氧浓度对硝化过程影响可不予考虑。但 DO 浓度不宜太高，因为溶解氧过高能够导致有机物分解过快，从而使微生物缺乏营养，活性污泥易于老化，结构松散。此外溶解氧过高，过量能耗，在经济上也是不适宜的。 生物固体平均停留时间（污泥龄） 为了使硝化菌群能够在反应器系统存活，微生物在反应器内的停留时间（ c） N必须大于自养型硝化菌最小的世代时间（ c） minN，否则硝化菌的流失率将大于净增率，将使硝化菌从系统中流失殆尽。一般对（
13、 c） 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。 重金属及有毒物质 除了重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质还有：高浓度氨氮、高浓度硝酸盐有机物及络合阳离子等。5 反硝化反应影响因素 温度 反硝化细菌对温度变化虽不如硝化细菌那样敏感，但反硝化效果也会随温度变化而变化。温度越高，反硝化速率也越高，在 3035时，反硝化速率增至最大。当低于 15时，反硝化速率将明显降低；至 5时，反硝化将趋于停止。 pH 值 pH 值是反硝化反应的重要影响因素，对反硝化最适宜的 pH 值是 6.57.5，在这个 pH 值的条件下，反硝化速率最高，当 pH 值高于 8 或者低于
14、6 时，反硝化速率将大为下降。 外加碳源 反硝化菌是属于异养型兼性厌氧菌，在厌氧的条件下以 NOx-N 为电子受体，以有机物（有机碳）为电子供体。由此可见，碳源是反硝化过程中不可少的一种物质，进水的 C/N 直接影响生物脱氮除氮效果的重要因素。一般 BOD/TKN34，有机物越充分，反应速度越快，当废水中 BOD/TKN 小于 3 时，需要外加碳源才能达到理想的脱氮目的。因此碳源对反硝化效果影响很大。反硝化的碳源来源主要分三类：一是废水本身的组成物，如各种有机酸、淀粉、碳水化合物等；二是废水处理过程中添加碳源，一般可以添加附近一些工业副产物，如乙酸、丙酸和甲醇等；三是活性污泥自身死亡自溶释放的
15、碳源，称为内源碳。 溶解氧 反硝化是异养兼性厌氧菌，只有在无分子氧而同时存在硝酸和亚硝酸离子的条件下，它们才能利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。如反应器内溶解氧较高，将使反硝化菌利用氧进行呼吸，抑制反硝化菌体内硝酸盐还原酶的合成，或者氧成为电子受体，阻碍硝酸盐的还原。但是，另一方面，在反硝化菌体内某些酶系组分只有在有氧条件下，才能合成，这样，反硝化菌以在厌氧、好氧交替环境中生活为宜，溶解氧应控制在 0.5mg/L。6 硝化反应和反硝化反应的基本控制条件对比最适温度 最适 PH 溶解氧 mg/l硝 化 1535 8.08.4 1.52.0反硝化 3035 6.57.5 0.5SBR 工艺
16、的曝气方式汇总根据开始曝气的时间和充水过程时序的不同，SBR 工艺有三种不同的曝气方式：非限量曝气充水开始即开始曝气，边充水边曝气；限量曝气充水完毕后再开始曝气；半限量曝气在充水阶段的后期开始曝气；2、SBR 工艺的三种曝气方式的工艺特点汇总非限量曝气充水开始即开始曝气，边充水边曝气；工艺特点：采用非限量曝气时，在充水的同时进行曝气，使逐步向反应器投入的污染物能及时得到吸附、吸收和生物降解，从而限制了混合液中的污染物积累，并能在较短的时间内获得较高的处理效果。限量曝气充水完毕后再开始曝气；工艺特点：采用限量曝气时，由于充水前 SBR反应器有一个沉淀、排水及闲置过程，混合液中的溶解氧接近于零，所
17、投入的污染物仅能在厌氧条件下得到降解，而这种降解速度是缓慢的，从而会形成污染物的大量积累。如果污染物对活性污泥微生物有毒性，则可能造成抑制作用。即使充水后进行曝气，降解污染物所需的时间也是很长。如果污水中的污染物无毒性，易被微生物所利用，在曝气过程中能被很快降解，此时耗氧速率将比较大。但由于此时反应器混合液中的溶解氧浓度为零，在曝气供氧时的推动力比平时高 20%-30%，供氧和耗氧量近乎平衡，从而在一定程度上提高氧的利用率。半限量曝气在充水阶段的后期开始曝气；采用半限量曝气时，在充水的起始阶段，混合液中污染物的浓度不大，降解速度不大，耗氧量也不大，但随着污染物的投入，其在混合液中的积累量也逐渐
18、增大，降解速度增大，耗氧速率也增大，因而在充水的后半期应逐渐加大供氧量。3、影响生化处理中微生物生长的因素汇总污水生物处理的主体是微生物，只有创造良好的环境条件让微生物大量繁殖才能获得令人满意的效果。影响微生物生长的条件主要有营养、温度、PH值、溶解氧及有毒物质等。营养 好氧微生物要求碳氮磷比为 BOD5：N：P=100：5：1（或COD：N：P=200300：5：1） 。厌氧微生物要求碳氮磷比为BOD5：N：P=100：6：1。其中 N以 NH3-N计，P 以 PO43-P计。异养菌需要有机物为碳源。自养菌以 CO2和 HCO3-为碳源。几乎所有的有机物都是微生物的营养源，为了达到预期的净化
19、效果，控制合适的 C：N：P 比十分重要。温度 好氧微生物的最适生长温度为 20-37。厌氧微生物的最适生长温度为 20-40。在生物处理时要控制适宜的水温并保持恒定，一日内温度的波动不宜超过5。在适宜的温度范围内，每升高 10，生化的反应速度就提高 1-2倍。所以，在较高最适温度条件下生物处理效果较好。人为改变污水温度将增大处理成本，应尽量在常温下运行。好氧生物处理受气候的影响较小，厌氧生物处理受温度影响较大，需要保持较高的温度，但考虑到运行成本，应尽量采用常温下运行（20-25） 。PH 值 在生物处理过程中保持最适 PH值范围非常重要。否则，微生物酶的活性降低或丧失，微生物生长缓慢甚至死
20、亡，导致处理失败。进水 PH值的突然变化会对生物处理产生很大的影响，这种影响不可逆转。所以保持PH值的稳定非常重要。好氧生物处理的适宜 PH=6.5-8.5，厌氧生物处理的适宜 PH=6.7-7.4（最佳 PH=6.7-7.2） 。溶解氧 好氧微生物的代谢过程以分子氧为受氢体，并参与部分物质的合成。没有分子氧，好氧微生物就不能生长繁殖，所以，进行好氧生物处理时，要保持一定浓度的溶解氧。供氧不足时，处理效果下降并易产生污泥膨胀。溶解氧浓度过高，不仅浪费能量，而且会因营养相对缺乏而使细胞氧化和死亡。为取得良好的处理效果，好氧生物处理时应控制溶解氧 2-3mg/l为宜。厌氧微生物在有氧条件下生成 H
21、2O2，但没有能分解 H2O2的酶而被 H2O2杀死。所以，在厌氧生物处理反应器中绝对不能有分子氧存在。有毒物质 对微生物有抑制和毒害作用的化学物质叫有毒物质。有毒物质在低浓度时对微生物无害，超过某一数值则发生毒害。某些有毒物质在低浓度时可以成为微生物的营养。有毒物质的毒性受 PH、温度、和有无其他有毒物质存在等因素的影响，在不同条件下毒性相差很大，不同的微生物对同一毒物的耐受能力也不同，具体情况应根据实验而定。在污水生物处理过程中，应严格控制有毒物质浓度，但有毒物质浓度的允许范围尚无统一的标准。一、 评价活性污泥的性能指标参数汇总活性污泥的性能可用污泥沉降比（SV） 、污泥浓度（MLSS）
22、、污泥体积指数（SVI） 三项指标来指示。 污泥沉降比（SV）：指活性污泥混合液静止沉淀 30min，所得污泥层体积与原混合液体积之比（%） 。混合液沉淀 30min 所得污泥层的密度接近最大密度，所以 30min 的沉降比近似等于完全沉降时的沉降比。沉降比的大小同污泥的沉淀性能和污泥浓度有关，但相关性比较复杂。污泥浓度相同的混合液，污泥沉降比越大，说明絮体越松散，污泥的沉淀性能就越差；污泥沉淀性能相同的混合液，污泥沉降比越大，污泥浓度就越大。污泥浓度（MLSS ）：污泥浓度指单位体积混合液含有的悬浮固体量或挥发性悬浮固体量（MLVSS） ，单位为 mg/l 或g/l。MLSS 为混合液中无机
23、物、非活性有机物和活性微生物的总浓度；MLVSS 为混合液中挥发性有机物浓度。虽然污泥浓度（MLSS 和 MLVSS）不等于活性微生物浓度，但在它们之间有着稳定的相关性，所以可用 MLSS（或 MLVSS）间接代表活性微生物的含量。在其他条件不变的情况下，污泥浓度越高，活性微生物浓度也越高，净化效果越好。污泥体积指数（SVI）：污泥体积指数简称污泥指数（ SI） ，是指曝气池混合液静置沉淀 30min 所得污泥层中，单位质量的干污泥所具有的体积，单位为 ml/g。SVI=SV / MLSS；污泥体积指数反映了活性污泥的密实性和沉降性能。如果 SVI 较高，说明污泥松散，沉淀性能较差；如果 SV
24、I 过高，说明污泥已经膨胀，不易沉淀；如果 SVI 较低，说明污泥比较密实，沉淀性能较好；如果 SVI 过低，说明污泥细小密实，含无机物较多，已经老化，此时虽然有较好的沉淀性能，但活性和吸附性都较差。以上三个活性污泥性能指标是相互联系的。沉降比的测定比较容易，但所测得的结果受污泥量的限制，不能全面反映污泥性质，也受污泥性质的限制，不能正确反映污泥的数量；污泥浓度可以反映污泥数量；污泥指数则能较全面地反映污泥凝聚和沉降的性能。此外能反映污泥性能的还有生物相，所谓生物相就是活性污泥的微生物组成。在较好的活性污泥中，除了细菌菌胶团以外，占优势的微生物常是固着型纤毛类原生动物，如钟虫、等枝虫等。活性污
25、泥由四部分组成：（1） 具有活性的微生物群体 （ Ma ）（2） 微生物自身氧化的残留物 （ Me ）（3） 原水中夹带的不能为微生物降解的惰性有机物质 （ Mi ）（4） 无机物质 （ Mii ）混合液悬浮固体浓度 （ MLSS ）又称活性污泥浓度，即在单位容积混合液内所含有的活性污泥固体的总质量，单位为 mg/L 混合液。MLSS = Ma + Me + Mi + Mii表示活性污泥数量、沉降与浓缩性能及评定指标混合液挥发性悬浮固体浓度 ( MLVSS )又称有机性固体物质的浓度，单位为 mg/L 混合液MLVSS = Ma + Me + Mi 一般对于生活污水 MLVSS / MLSS
26、比较固定， 0.75 左右。污泥沉降比 （ SV% ）混合液在量筒内静止 30min 后所成的沉淀污泥的容积占原来混合液容积的百分率。能反应曝气池正常运行时的污泥量，可控制污泥的排放量，及早发现污泥膨胀等异常情况。污泥体积指数 （SVI）是混合液经 30min 静沉后每克干污泥所形成的沉淀污泥所占的容积，以 mL 计。公式为 SVI = 混合液（ 1L）30min 静沉形成的活性污泥容积 (mg/l) / 混合液 （1L） 中悬浮固体干质量 = SV / MLSSSVI值能反映出活性污泥的凝聚、沉淀性能， 过低说明泥粒细小、无机物含量高、缺乏活性， 过高说明污泥沉降性能不好、有膨胀的可能。污泥龄：曝气池内活性污泥总量与每日排除的污泥量之比。
