CECS 149-2003 城市污水生物脱氮除磷处理设计规程.pdf.pdf

E L CI CECS 1 4 9: 2 0 0 3 中国工程建设标准化协会标准 城市污水生物脱氮除磷 处理设计规程 S p e c i f i c a t i o n f o r d e s i g n o f n i t r o g e n a n d p h o s p i i o r i r e mo v a l i r a c u v a t e i 9 s i u a g e s v s t e 3 中国工程建设标准化协会标准 城市污水生物脱氮除磷 处理设计规程 S p e c i f i c a t i o n f o r d e s i g n o f n i t r o g e n a n d p h o s p h o r u s r e m o v a l i n a c t i v a t e d s l u d g e s y s t e m C EC S 1 4 9 : 2 0 0 3 主编单位: 上海市政工程设计研究院 批准单位 中国工程建设标准化协会 施行日期 2 6 0 3年 6 月 1 日 前言 根据中国工程建设标准化协会( 9 7 ) 建标协字 0 6号 关于下达 1 9 9 7 年推荐性标准编制计划的函 的要求， 制订本规程。 随着经济建设的发展， 我国一些地方的水体富营养化已成为 水污染的重要问题， 采用生物脱氮除磷工艺进行污水处理刻不容 缓 。 在编制本规程的过程中进行了深人的调查研究， 认真总结了 我国生物脱氮除磷技术的研究成果及工程设计、 应用等方面的实 践经验， 同时借鉴了国外的相关标准。 根据国家计委计标 1 9 8 6 1 6 4 9 号文 关于请中国工程建设标 准化委员会负责组织推荐性工程建设标准试点工作的通知 ， 现批 准协会标准 城市污水生物脱氮除磷处理设计规程 ， 编号为 C E C S 1 4 9 ， 2 0 0 3 ， 推荐给工程建设设计、 施工、 使用单位采用。 本 规程由中国工程建设标准化协会城市给水排水委员会 C E C S / T C 8归口管理， 由上海市政工程设计研究院( 上海市中山北二路 9 0 1 号， 邮编2 0 0 0 9 2 ) 负责解释。在使用过程中， 如发现需要修改 和补充之处， 请将意见和资料径寄解释单位。 主 编 单 位: 上海市政工程设计研究院 参 编 单 位: 深圳罗芳污水处理厂、 广州大学、 青岛市排水管 理处、 余姚市浙东给排水机械设备厂 主要起草人: 朱广汉陆嘉兹邹利安张朝升李禄田 刘如玲朱纪明 中国工程建设标准化协会 2 0 0 3年 4月 1 5日 目次 总则 术语 、 符号 :_; 术 语 符 号 一般规定 缺氧/ 好氧法( A / O法) 、 厌氧/ 好氧法( A / O法) 和 ( 1 ) ( 2 ) (2 ) ( 3 ) ( 5 ) 厌氧/ 缺氧/ 好氧法( A/ A/ O法) 序批式活性污泥法( S B R法) 本规程用词说明 附: 条文说明 ( s ) ( 1 0) c 1 2) (1 3 ) 1 总则 1 . 0 . 1 为使城市污水生物脱氮除磷处理的设计做到技术先进、 经 济合理、 安全适用、 确保质量， 制订本规程。 1 . 0 . 2 本规程适用于 有脱氮、 除磷或同时有脱氮、 除 磷要求， 采用 缺氧/ 好氧法( A / O法) 、 厌氧/ 好氧法( A/ O法) 、 厌氧/ 缺氧/ 好氧 法( A/ A / O法) 和序批式活性污泥法进行( S B R法) 城市污水处理 的新建、 扩建和改建工程设计。与城市污水水质类似的工业废水 处理设计， 可参照执行。 1 . 0 . 3 城市污水生物脱氮除磷处理工艺的设计， 除应遵守本规程 外， 尚应符合国家现行有关标准的规定。 2 术语、 符号 2 . 1 术语 2 . 1 . 1厌氧a n a e r ob i c 污水生物处理工艺中， 没有溶解氧和硝态氮的环境状态。 2 . 1 . 2 缺氧a n o x i c 污水生物处理工艺中， 没有溶解氧或溶解氧不足但有硝态氮 的环境状态。 2 . 1 . 3 生物硝化b i o - n i t r i f i c a t i o n 污水生物处理工艺中， 在好氧状态下， 硝化菌将氨氮氧化成硝 态氮的过程。 2 . 1 . 4 生物反硝化b i o - d e n i t r i f i c a t i o n 污水生物处理工艺中， 在缺氧状态下， 反硝化菌将硝态氮还原 成氮气， 以去除污水中氮的过程。 2 . 1 . 5 混合液回流m i x e d l i q u i d r e c y c l e 将好氧池中混合液回流至缺氧池， 以增加供反硝化脱氮的硝 态氮的过程 。 2 . 1 . 6 生物除磷b i o l o g i c a l p h o s p h o r u s r e mo v a l 采用活性污泥法处理污水时， 将活性污泥交替在厌氧和好氧 条件下运行， 使能过量积聚磷酸盐的聚磷菌占优势生长， 从而达到 活性污泥含磷量比普通活性污泥高的过程。污泥中聚磷菌在厌氧 条件下放出磷， 在好氧条件下摄取更多的磷， 经过排放含磷量高的 剩余污泥， 与普通活性污泥法相比可去除污水中更多的磷。 2 . 1 . 7 缺氧/ 好氧法( A / O法) a n o x i c / o x i c p r o c e s s 采取缺氧、 好氧状态交替处理， 以提高总氮去除率的污水处理 方法 。 2 . 1 . 8 伏氧/ 好氧法( A / O法) a n a e r o b i c / o x i c p r o c e s s 采取厌氧、 好氧状态交替处理， 以提高磷去除率的污水处理方 法 。 2 . 1 . 9 厌氧/ 缺氧/ 好氧法( A / A / O法) a n a e r o b i c / a n o x i c / o x i c p r o c e s s 采取厌氧、 缺氧、 好氧状态交替处理， 以提高总氮和磷去除率 的污水处理方法。 2 . 1 . 1 。 序批式活性污泥法( S B R法) s e q u e n c i n g b a t c h r e a c t o r 在同一个反应器中， 依次进行进水、 反应、 沉淀和排水等工序 的污水处理方法。 2 . 1 . 1 1 充水比f i l l r a t i o 序批式活性污泥法的一个工艺周期中， 进人反应池的污水量 与反应池有效容积之比。 2 . 1 . 1 2 总凯氏氮t o t a l k j e l d a h l n i t r o g e n ( T KN ) 有机氮( 负三价) 和氨氮含量之和。 2 . 1 . 1 3 总氮t o t a l n i t r o g e n ( T N) 有机氮、 氨氮和硝态氮含量之和。 2 . 1 . 1 4 总磷t o t a l p h o s p h o r u s ( T P ) 正磷酸盐、 焦磷酸盐、 偏磷酸盐、 多聚磷酸盐和有机磷酸盐含 量之和 。 2 . 1 . 1 5 好氧泥龄 o x i c s l u d g e a g e 活性污泥在好氧池中的平均停留时间。 2 . 1 . 1 6 泥龄s l u d g e a g e 活性 污泥在整个反应池 中的平 均停留时间 。 2 . 2符号 a - 碳的氧当量; b 常数， 其含义为氧化 每公斤氨氮所需的氧量( k g 认/ k g N) ; b异养菌内源衰减系数( d - ' ) ; 常数， 其含义为细菌细胞的氧当量; L 污泥负荷( k g B OD , / ( k g ML S S “ d ) ; N, 反应池中氨氮浓度( m g / L ) ; NW 反应池进水总凯氏氮浓度( m g / L ) ; N , 反应池出水总凯氏 氮浓度( m g / L ) ; N - 反应池出水硝态氮浓度( m g / L ) ; N , 反应池进水总氮浓度( m g / L ) ; N , 反应池出水总氮浓度( mg / L ) ; S ;反应池进水五日 生化需氧量( B O D s ) 浓度( m g / L ) ; S , 反应池出水五日 生化需氧量( B O D , ) 浓度( m g / L ) ; t 反应池混合液平均温度( ) ; V - 一 一反应池容积( m ' ) ; X 反应池混合液浓度( k g ML S S / m' ) ; X;反应池进水中悬浮固体浓度( mg / L ) ; Y污泥净产率系数( k g S S / k g B O D s ) ; a d 反应池设计泥龄值( d ) , 3 一 般 规 定 3 . 0 . 1 仅需脱氮时， 可采用缺氧/ 好氧法( A / O法) 或低负荷序批 式活性污泥法( S B R法) ; 仅需除磷时， 可采用厌氧/ 好氧法( A/ O 法) 或高负荷序批式活性污泥法( S B R法) ; 需同时脱氮除磷时， 可 采用厌氧/ 缺氧/ 好氧法( A/ A/ O法) 或序批式活性污泥法 ( S B R 法) 。 3 . 0 . 2 在进人生物脱氮除磷系统前应设预处理工序， 包括除砂、 去除漂浮物及浮渣。 3 . 0 . 3 脱氮时， 污水中的五日生化需氧量( B O D , ) 与总凯氏氮 ( T KN ) 含量之比宜大于 4 , 3 . 0 . 4 脱磷时， 污水中的五 日生化需氧量( B O D s ) 与总磷( T P ) 含 量之比宜大于1 7 , 3 . 0 . 5 需同时脱氮除磷时， 宜同时满足第 3 . 0 . 3和3 . 0 . 4 条的要 求 。 3 . 0 . 设计时应充分考虑冬季低水温对脱氮除磷的影响。 3 . 0 . 7 好氧池剩余碱度宜大于 7 0 m g / L ( 以 C a c 氏 计) 。当进水 碱度不满足上述要求时， 可增加缺氧池容积或布置成多段缺氧/ 好 氧形式， 或增加原污水的碱度。 3 . 0 . 8 好氧池供氧设计时， 池内溶解氧宜按1 . 5 一2 . 5 m g / L计 算 。 3 . 0 . ， 采用生物除磷工艺处理污水时， 剩余活性污泥宜采用机械 浓缩 。 3 . 0 . 1 0 对生物除磷工艺的剩余活性污泥采用厌氧消化时， 输送 厌氧消化污泥或污泥脱水滤液的管道应有除垢措施。对含磷量高 的液体， 宜先除磷再回入集水池。 4 缺氧/ 好氧法 ( A / O法) 、 厌氧/ 好氧法 ( A / O法) 和厌氧/ 缺氧/ 好氧法( A / A / O法) 4 . 0 . 1 反应池容积可按平均日 污水量进行设计。 4 . 0 . 2 厌氧池容积可按下列公式计算: Vo 1 一T. ,· Q 2 4 ( 4 . 0 . 2 ) 式中 1 ' . , 厌氧池容积( m ' ) ; T , , 1M氧池停留时间( h ) ， 宜采用 1 -2 h ; 4一一进水流量( m ' / d ) , 4 . 0 . 3 厌氧池应采用机械搅拌， 缺氧池宜采用机械搅拌， 棍和功 率宜采用5 -8 W/ m ' ， 应选用安装角度可调的搅拌器。 4 . 0 . 4 缺氧池容积可按下列公式计算: V.z = W， 0 . 0 0 1 Q( N 一N,. ) 一0 . 1 2 Wm k X ( 4 . 0 . 4 - 1 ) Q( S一S , ) 1 0 0 0 f ( Y h 一 0 .1 M hY 4 f ) ( 4 . 0 . 4 - 2 ) 雳 f b , f , k n . 磷释放不完全， 会影响磷的去除率， 综 合考虑除磷效率和经济性， 规定厌氧池停留时间为 1 -2 h 。在只 除磷的厌氧/ 好氧系统中， 由于无硝态氮与聚磷菌争夺有机物， 厌 氧池停留时间可缩短。 4 . 0 . 3 溶解氧对脱氮除磷效果有较大影响， 且对除磷影响较脱氮 大， 规定厌氧池应采用机械搅拌， 缺氧池宜采用机械搅拌。为保证 厌氧池和缺氧池内污泥处于悬浮状态， 规定搅拌器功率宜为 5 8 W/ m s 。厌氧池和缺氧池发生反硝化作用， 池面会有浮泥。若搅 拌器安装角度不适， 浮泥会越来越多， 形成很厚的硬壳， 影响处理 效果和环境。青岛某处理厂出现过这种情况， 后来调节好两个对 角搅拌器的角度， 使整池水旋转起来， 减少了浮泥， 池面也不再有 硬壳。 4 . 0 . 4 式( 4 . 0 . 4 - 1 ) 规定了缺氧池容积的计算方法， 式中 。 . 1 2 为 微生物中氮的分数。反硝化速率k c e 与混合液回流比、 进水水质和 污泥中反硝化菌的比例等因素有关。混合液回流量大， 带人缺氧 池的 D O多， 振取低值; 进水有机物浓度高且较易生物降解时， 振 2 2 取高值。应合理确定反应池混合液浓度， 过低会增大反应池容积， 且好氧 池易产生泡沫; 过高会增加二沉池容积和污泥回流量。 其 值要按表 1 选用。 襄1 反应池混合液浓度取值范困 处 理 目 标 ML S S ( k g / m 3 ) 有初 沉无初沉 无硝化 2 . 0 - 3 . 03 . 0 - 4 . 0 有 硝化 2 . 5 - -3 . 53 . 5 - 4 . 5 温度变化可用式( 4 . 0 . 4 - 3 ) 修正， 式中 1 . 0 8 是温度修正系数。 一， 八。 、 二二， 、 ，0 . 9 kY h f _. , u . -u . *， 。 二 式( 4 . 0 . 4 - 2 ) 中的( Y h 一一) 项为微生物产率系数， 详 分 +b h f, B a、 见第 4 . 0 . 5条说明。 4 . 0 . 5 规定了好氧池容积的计算公式。式( 4 . 0 . 5 - 1 ) 为计算硝化 菌比生长率的公式， 其中。 . 4 7为 1 5 时硝化菌的最大比生长率; 硝化作用中氮的半速率常数 KN是硝化菌比生长率等于硝化菌最 大比生长率一半时氮的浓度， 1 5 时 K N的典型值为。 . 4 m g / L; Q 0 . 0 9 8 b - 7 9 ) 是温度校正项。假定好氧池棍合液进人二沉池后不发生 硝化与反硝化反应， 则好氧池氨氮浓度与二沉池出水氨氮浓度相 等。 式( 4 . 0 . 5 - 1 ) 中 好氧池氨氮浓度N 。 可根据排放要求确 定。自 养性硝化菌比异养菌的生长率小得多， 如果没有足够长的泥龄， 硝 化菌就 会从系统中流失。为了保证硝化发生， 泥龄须大于1 / p e 在需要硝化的场合， 以泥龄作为基本设计参数是十分有利的。式 ( 4 . 0 . 5 - 1 ) 是从纯种培养试验中得出的硝化菌 比生长率， 采用该式 算得的泥龄， 可保证活性污泥系统中有硝化菌。为了在环境条件 变得不利于硝化菌生长时系统中仍有硝化菌， 泥龄设计值应比好 氧泥龄最小值大， 故在式( 4 . 0 . 5 - 3 ) 中引人安全系数 F， 城市污水 可生化 性好， F可取1 . 5 -3 . 0 . 式( 4 . 0 . 5 - 4 ) 中Y为污泥净产率系 数。 理论上， 污泥产率系 数 2 3 指单位 有机物( 用B O D , 或其他指标表示) 降解后产生的微生物 量。 由 于 微生 物 在 内 源 呼吸 时 要自 我 分 解 掉一 部 分， 通常 测 得的 污泥产率系数为净产率系数， 此值乘以( 1 +b A ) 为污泥产率系 数。工程中， 净产率系数更有实际意义。净产率系数随内源衰减 系数( 泥龄、 温度等因素的函数) 和泥龄变化而变化， 不是一个常 数 。 由于原污水中有相当量的惰性悬浮固体， 它们原封不动地沉 积到污泥中， 所产生的S S将大于由有机物降解产生的 S S ， 在许多 不设初沉池的处理工艺中更甚。因此， 在确定污泥净产率系数时， 必 须 考 虑 原 水 中 惰 性 悬 浮 固 体 的 含 量 ，否 则 ， 计 算 所 得 的 剩 余 污 泥 量往往偏小。德国废水工程协会( AT V) 考虑了原水中惰性悬浮 固 体对污泥产率系数的影响后， 推荐采用式( 4 . 0 . 5 - 4 ) 计算， 式中 0 值推荐取。 . 6 , 活性污泥中自养菌所 占比例极小， 可忽略不计， 式( 4 . 0 . 5 - 4 ) 只用异养菌产率系数来计算污泥增长。x/ S 。 反映了原污水中惰 性悬浮固体与 B O D s 之比， 比值大， 剩余污泥量大， 即 Y值大。好 氧泥龄 0 影响污泥的衰减， 泥龄长， 污泥衰减多， 即 Y值小。温度 对产率系数的影响， 由温度修正系数 五表示， f大， Y值小。考虑 到我国生活习惯与德国的差异， 污水中有机物比重低， 有机物中脂 肪含量低， 碳水化合物含量高， 污泥产率较德国小， 故乘以 了的修 正系数。修正系数 f应通过试验确定。我国学者根据国内已公 布的 数据和经验， 推荐修正系数f 为。 . 8 -0 . 9 . 若在污泥产量中扣除因原水中悬浮固体而增加的污泥量， 则 为排出系统的微生物量。令式( 4 . 0 . 5 - 4) 中X ; / S ， 为零， 可得到微 生物产率系数。 4 . 0 . 6 规定了混合液回流量的计算公式。 如果， 1 ) 好氧池硝化作 用完全; 2 ) 回流污泥中硝态氮浓度与好氧池相同; 3 ) 回流污泥中硝 态氮进厌氧池后全部被反硝化; 4 ) 缺氧池有足够碳源， 则系统最大 脱氮率是总回流比( 混合液回流量加上回流污泥量与进水流量之 2 4 比) r 的函数， r =( Q m r +Q r ) / Q， 最大脱氮率=r / ( 1 + r ) 。由公式 可知， 增大总回流比可提高脱氮效果， 但当总回流比为 4时， 再增 加回流比脱氮效果提高不大。总回流比过大， 会使系统由推流式 趋于完全混合式， 导致污泥性状变差; 在进水浓度较低时， 会使缺 氧池氧化还原电位( O R P ) 升高， 导致反硝化速率降低。上海市政 工程设计研究院观察到， 总回流比从 1 . 5上升到 2 . 5 , O R P从 一2 1 8 mV， 上升到一1 9 2 mV， 反硝化速率从 0 . 0 8 k g N 仇 / ( k g v s s · d ) 下降到0 . 0 3 8 k g N O , / ( k g v s s “ d ) 。回流污泥量的确定， 除计算 外， 还应综合考虑提供硝酸盐和反硝化速率等方面的因素。 4 . 0 . 7 生物脱氮时， 由于硝化菌世代时间 较长， 要取得好的脱氮 效果需有较长泥龄。以脱氮为主要目的时， 泥龄可取1 2 - - 2 5 d , 话性污泥中聚磷菌在厌氧环境中会释放出磷， 在好氧环境中会吸 收超过其正常生长所需的磷。通过排放含磷量高的剩余污泥， 可 比采用普通活性污泥法从污水中去除更多的磷。由此可见， 缩短 泥龄， 即增加排泥量可提高磷的去除率。以除磷为主要目的时， 泥 龄可 取 3 . 5 -7 . 0 d 。 此外， 脱氮和除磷对污泥负荷和好氧停留时 间的要求也不同， 除磷要求较高污泥负荷和较短好氧停留时间， 脱 氮要求较低污泥负荷和较长好氧停留时间。脱氮和除磷对泥龄、 污泥负荷和好氧停留时间的要求是相反的。在需同时脱氮除磷 时， 综合考虑泥龄的影响后， 可取1 2 - 2 0 d , 4 . 0 . 8 规定了计算设计需氧量的公式。公式右边第一项为碳需 氧量， 第二项为氮需氧量， 第三项为剩余污泥氧当量， 第四项为反 硝化回收的氧量。 总凯氏氮( T KN) 包括有机氮和氨氮。有机氮可通过水解、 氧 化、 还原脱氨基而生成氨氮， 此过程为氨化作用。氨化作用对氮原 子而言化合价不变， 并无氧化还原反应发生， 故采用氧化 l k g氨 氮需 4 . 5 7 k g氧的系数来计算 T KN降低所需要的氧量。 反硝化反应可采用下列通式表示: 5 C +2 H , 0 +4 N 0 , 2 N , +4 0 H- +5 C 0 , 。由此可知， 4个 N O , 一 还原成 2 个 N , ， 可使 5 个 2 5 有机碳氧化成 C O Q ， 相当于耗去 5个 O ; 而从反应式 4 NH, + 斗 8 0 , -4 N O ， 一 +8 H + +4 H 2 0可知， 4 个氨氮氧化成4 个 N O , 一 需 消耗8 个 O , ， 故反硝化时氧的回收率为5 / 8 =0 . 6 2 , 若污水的 水质、 水量没有变化， 则设计需氧量可按式( 4 . 0 . 8 ) 计算。由于污水的水质水量一般有较大幅度的波动， 故在设计供 氧量时应加以考虑。 若处理系 统仅实施碳的氧化， 则公式( 4 . 0 . 8 ) 右边第二、 第四 项为零， 变为: q= 0 . 0 0 l a Q ( S一 S , ) 一。 W . . 4 . 0 . 1 0 污水预处理和反应池后的固液分离应符合现行国家标准 室外排水设计规范 G B J 1 4 - 8 7 ( 1 9 9 7年版) 的有关规定。但是， G B J 1 4 中 二沉池水力负荷偏高， 同时出 水中带出的污泥对磷的去 除率影响很大， 故本规程结合我国污水处理厂的实际情况作了规 定。周边进周边出辐流式二沉池的水力负荷可适当提高， 深圳某 污水厂采用这种形式的二沉池， 水力负荷达 1 . 3 m ' / m 2 “ h ， 取得 了良好效果。 4 . 0 . 1 1 为减少因回流污泥带人厌氧池的氧量， 作此规定。 5 序批式活性污泥法( S B R法) 最初的活性污泥工艺采用间歇式， 称为 F i l l - a n d - D r a w， 是序 批式活性污泥法( S e q u e n c i n g B a t c h R e a c t o r ， 缩写为 S B R) 的雏 形。1 9 1 4年阿登( A r d e n ) 首次用活性污泥法处理污水， 就是采用 F i l l - a n d - D r a w工艺。由于间歇运行时曝气头易堵塞以及操作较 复杂， 连续流工艺逐渐替代了F i l l - a n d - D r a w工艺。近年来， 机械 曝气装置和新型曝气头的开发解决了间歇运行时曝气头易堵塞的 问题 ; 同时， 自动化仪表及控制技术的发展使操作不再复杂。由于 S B R工艺具有沉淀效果好、 可防污泥膨胀、 反应效率高和可脱氮 除磷等优点， 在世界各地被广泛应用。S B R工艺按周期运行， 从 进水开始到下一次进水开始之前的一段时间称为一个工作周期。 S B R工艺的每个周期有进水、 反应、 沉淀和排水四个主要工序。 由于 S B R工艺是间歇进水、 排水， 主要用于小规模污水处理 厂。为使 S B R工艺用于较大规模污水处理厂， 2 0世纪 8 0年代开 发出间歇式循环延时曝气活性污泥法( I n t e r m i t t e n t l y C y c l i c E x - t e n d e d A e r a t i o n A c t i v a t e d S l u d g e , 缩写为I C E A S ) 。 该工艺不但 可在反应阶段进水， 也可在沉淀和排水阶段进水， 即可连续进水。 5 . 0 . 1 由于进水时可均衡水量变化， 同时， 反应池对水质变化有 较大的缓冲能力， 故规定反应池的设计污水量为平均日污水量。 为顺利输送污水并保证处理效果， 对反应池前后的水泵、 管道等输 水设施作了规定。 5 . 0 . 2 考虑到清洗和检修等情况， S B R工艺反应池的数量宜为 2 个以上。但当水量较小( 如小于5 O O m' / d ) ， 设 2 个反应池不经济， 或者投产初期污水量较小， 采用低负荷连续进水方式时， 可建一个 池子 。 2 7 5 . 0 . 3 规定了反应池容积的计算公式。 5 . 0 . 4 规定了污泥负荷的选用范围。除负荷外， 充水比和周期数 等参数均对脱氮除磷有影响， 设计时要综合考虑各种因素。各种 负荷下的特性列于表2 。 衰 2 各种负荷下的特性 有机 负荷 ( 进水条 件) 高 负荷 运行 ( 间歇 进水 ) 低 负荷运 行 ( 间歇 、 连续进 水) B O D -S S负荷 ( k g B O D , / k g ML S S “ d ) 0 . 1 - 0 . 40 . 0 3 - 0 . 1 周 期数大 ( 3 -4 ) 小( 2 - 3 ) 充 水 比大 ( 0 . 2 5 -0 . 5 )小( 0 . 1 5 -0 . 3 ) 有机 物去除 出水B O D s 2 0 m g / L 去除 率较 高负荷 高 脱奴比 低 负荷 低高 除碑 高比高负荷低 污 泥产量多少 维 护管理抗 负荷 变化 性差抗 负荷 变化性 好 5 . 0 . 5 S B R工艺是按周期运行的， 每个周期包括进水、 反应( 厌 氧、 缺氧、 好氧反应) 、 沉淀、 排水和闲置五个工序， 前四个工序是必 需工序 。 进水时间指开始向反应池进水至进水完成的一段时间。在此 期间可根据具体情况进行曝气( 好氧反应) 、 搅拌 ( 厌氧、 缺氧反 应) 、 沉淀、 排水或闲置。若一个处理系统有n个池子， 连续地将污 水流人各个池内， 依次对各池污水进行处理， 假设在进水工序不进 行沉淀和排水， 一个周期的时间为 T， 则进水时间应为 T / n , 非好氧反应时间内发生反硝化反应及聚磷菌的放磷反应， 运 行时可增减闲置时间以调整非好氧反应时间。 式( 5 . 0 . 5 - 2 ) 中， 充水比的含义是每个周期进水容积与反应池 容积之比。充水比的倒数减 1 ， 可理解为回流比; 充水比小， 相当 于回流比大。要取得好的脱氮效果， 充水比要小; 但充水比过小， 2 R . 反而不利， 可参见第 4 . 0 . 6 条说明。 用( 4 . 0 . 4 - 2 ) 计算 W。时， 需注意量纲, W.是一个周期中排出 反应池的微生物量， 因而Q也应为一个周期进水量。 非好氧反应时间和好氧反应时间之和为反应时间 T g ， 即 T R 一T . +T a e 排水目的是排除沉淀后的上清液， 直至达到开始向反应池进 水时的最低水位。排水可采用澹水器， 所用时间由灌水器的能力 决定。排水时间可通过增加澹水器台数或加大滋流负荷来缩短。 但是， 缩短了排水时间将增加后续处理构筑物( 如消毒池等) 容积 和增大排水管管径。综合两者关系， 排水时间宜为 1 . 0 h -1 . 5 h , 闲置不是一个必需的工序， 可以省略。在闲置期间， 根据处理 要求， 可以进水、 好氧反应、 非好氧反应以及排除剩余污泥等。闲 置时间的长短由进水流量和各工序的时间安排等因素决定。 5 . 0 . 6 为便于运行管理， 作此规定。 5 . 0 . 8 为避免引人较多空气， 创造良好的厌氧、 缺氧环境， 作此规 定 。 5 . 0 . ， 由于污水的进人会搅起活性污泥， 此外， 若进水发生短流 会造成出水水质恶化， 因此应设置导流装置。 5 . 0 . 1 0 由于在同一反应池内进行活性污泥的曝气和沉淀， 曝气 装置应不易堵塞 5 . 0 . 1 1 设计泥龄B 的选用， 可参见第 4 . 0 . 7 条说明 。泥龄指 活性污泥在反应池中的平均停留时间。S B R工艺的反应池在沉 淀、 排水和闲置时不曝气， 此时反应池只能看作沉淀池， 计算泥龄 时应扣除这部分容积， 否则算出的泥龄偏大。我国河北某污水处 理厂， 原设计泥龄为 2 6 d ， 由于计算时没有扣除不参加反应的容 积， 实际泥龄仅 l l d ， 致使硝化效果不好。 5 . 0 . 1 2 矩形反应池可紧凑布置， 占地少。水深应根据鼓风机排 风压力确定。如果反应池水深过大， 排出水的深度相应增大， 则固 液分离所需时间就长; 同时， 津水器受结构限制， 灌水不能过多。 2 9 但是， 如果反应池水深过小， 由于受活性污泥界面以上最小水深 ( 保护高度) 限制， 排出比 小， 则不经济。 综合考虑以 上因素， 规定 完全混合型池子水深为4 - - - 6 m 。连续进水时， 如反应池长宽比过 大， 流速大， 会带出污泥， 长宽比过小， 会因短流而造成出水水质下 降， 故长宽比宜为( 2 . 5 4 ) + 1 , 5 . 0 . 1 3 淹水器故障时， 可用事故排水装置应急。固定式排水装 置结构简单， 十 分适合于事故排水装置。 5 . 0 . 1 4 由于S B R工艺一般不设初沉池， 浮渣和污染物会流人反 应池。 为了不使反应池水面上的浮渣随处理水一起流出， 应采用 有挡板的港水器。反应池应有浮渣清除装置， 否则池表面会积累 很厚的浮渣， 影响环境和处理效果。