曝气生物滤池BAF

nullnull－－BAF曝气生物滤池null1. BAF工艺概述 2. BAF类型及工艺组合 3. BAF系统组成（构造剖析） 4. BAF运行管理 null 曝气生物滤池(biological aerated filter)简称BAF，是八十年代末九十年代初在普通生物滤池的基础上，并借鉴给水滤池工艺而开发的污水生物处理新工艺。 曝气生物滤池内装填有高比 表 关于同志近三年现实表现材料材料类招标技术评分表图表与交易pdf视力表打印pdf用图表说话 pdf 面积的颗粒填料，以提供微生物膜生长的载体，污水由上向下或者由下往上流过滤料层，滤料层下部设有鼓风曝气，空气与污水逆向或同向接触，使污水中的有机物与填料表面的生物膜发生生化反应得以降解，填料同时起到物理过滤阻截作用。1.概 述null 自从法国OTV公司在20世纪80年代末期开发出首座曝气生物滤池(简称BAF)至今的数十年时间里，在科研人员和工程技术人员的共同努力下，BAF技术取得了长足的发展，工艺趋于更加成熟，功能更加完善。 该技术不仅可用于污水处理厂的三级精处理和水体富营养化处理，而且广泛地适用于城市污水、小区生活污水、以及各类的工业废水处理。随着研究的深入，曝气生物滤池从单一的工艺逐渐发展成系列综合工艺，具有去除SS、COD、BOD5、硝化、脱氮除磷的作用。 其最大特点是集生物氧化和截留悬浮固体于一体，节省了后续二次沉淀池，在保证处理效果的前提下使处理工艺简化。此外，曝气生物滤池工艺有机物容积负荷高、水力负荷大、水力停留时间短、所需基建投资少、能耗及运行成本低，同时该工艺出水水质高。null2. BAF类型及工艺组合 2.1BAF曝气生物滤池的基本类型 ⑴BIOCARBONE BIOCARBONE结构简图如图所示，其滤料为密度比水大的球形陶粒，结构类似于普通快滤池，经预处理的污水从滤池顶部流入，向下流出滤池，在滤池中下部进行曝气，气水处于逆流，在反应器中，有机物被微生物氧化分解，NH3—N被氧化成NO3—N，另外由于在生物膜内部存在厌氧/兼氧环境，在硝化的同时能实现部分反硝化。null 在无脱氮要求的情况下，滤池底部的水可直接排出系统，一部分留作反冲洗之用。如果有脱氮要求，出水需进入下一级后置反硝化柱，同时需外加碳源。一般情况下在单个BIOCARBONE滤池中不能同时取得理想的硝化/反硝化效果。 随着过滤的进行，滤料表面新产生的生物量越来越多，截留的SS不断增加，在开始阶段水头损失增加缓慢，当固体物质积累达到一定程度，在滤层上部形成表面堵塞层，阻止气泡的释放，从而导致水头损失迅速上升，很快达到极限水头损失，此时应立即进行反冲洗再生，以去除滤床内过量的生物膜及SS，恢复处理能力。 反冲洗采用气水联合反冲洗。反冲洗水为经处理后的达标水，反冲水从滤池底部进入上部流出，反冲空气来自底部单独的反冲洗进气管，反冲洗时关闭底部进水和工艺空气，水气交替单独反冲，最后用水漂洗。滤层有轻微的膨胀，在气水对填料的流体冲刷和填料间相互摩擦下，老化的生物膜以及被截留的SS与填料分离，在漂洗阶段被冲出滤池，反冲洗污泥则返回预处理部分。null BIOSTYR工艺是法国OTV公司对其原有BIOCARBONE的一个改进，其滤料为相对密度小于1的球形有机颗粒，漂浮在水中。经预处理的污水与经硝化的滤池出水按一定回流比混合后进入滤池底部。在滤池中间进行曝气，根据反硝化程度的不同将滤池分为不同体积的好氧和缺氧部分。 在缺氧区，一方面反硝化菌利用进水中的有机物作为碳源，将滤池中的NO3—N转化为N2，实现反硝化。另一方面，填料上的微生物利用进水中的溶解氧和反硝化产生的氧降解BOD，同时，一部分SS被截留在滤床内，这样便减轻了好氧段的固体负荷。经过缺氧段处理的污水然后进入好氧段，在好氧段微生物利用气泡中转移到水中的溶解氧进一步降解BOD，硝化菌将NH3—N氧化为NO3—N，滤床继续截留在缺氧段没有去除的SS。流出滤池的水经上部滤头排出，滤池出水分为：①排出处理系统；②按回流比与原水混合进行反硝化；③用作反冲洗。⑵BIOSTYR null 如果在BIOSTYR中，只需进行单独硝化或反硝化，只需将曝气管的位置设置在滤池底部即可。 BIOSTYR中随着过滤的进行，其水头损失增长与BIOCARBONE有所不同，其水头损失增长与运行时间成正相关。当水头损失达到极限水头损失时，应及时进入反冲洗以恢复滤池处理能力，BIOSTYR中没有形成表面堵塞层，使得BIOSTYR工艺比BIOCARBONE工艺运行时间相对要长。 其反冲水为贮存在滤池底部的达标排放水，自上而下进行反冲。其反冲过程基本类似于BIOCARBONE工艺。 相比而言BIOSTYR工艺有如下优点：①重力流反冲洗无需反冲泵，节省了动力；②滤头布置在滤池顶部，预处理水接触不易堵塞，便于更换；③硝化/反硝化可在同一池内完成。null⑶BIOFOR BIOFOR工艺是由Degremont公司开发的，其底部为气水混合室，之上为长柄滤头、曝气管、垫层、滤料。 BIOFOR和BIOSTYR不同的是采用密度大于水的滤料，自然堆积，其余的结构、运行方式、功能等方面与BIOSTYR大同小异。null 以上为曝气生物滤池主要的三种形式，在世界范围内都有应用，其中BIOCARBONE为早期形式，目前大多采用BIOSTYR和BIOFOR工艺。 我们公司所采用的BAF工艺亦是属于BIOFOR工艺范畴。null2.2BAF曝气生物滤池的功能分类 曝气生物滤池根据其在污水处理过程中去除污染物或营养物质的不同，可分为除碳型（DC曝气生物滤池）、硝化型（N曝气生物滤池）、硝化/反硝化型、反硝化型以及除磷滤池等。 曝气生物滤池功能的调整是通过对曝气管道位置的设置，即好氧区及厌氧区的分配，来控制硝化反应和反硝化反应的程度（也可以单独进行硝化反应或反硝化反应），从而实现其相应的功能。 此外，亦也经由进水水质调控得以实现的。（如出水回流、进水投加除磷混凝剂等）null⑴除碳型 （DC曝气生物滤池） 主要用于处理可生化性较好的工业废水以及对氨氮等营养物质没有特殊要求的生活污水，其主要去除对象为污(废)水中的碳化有机物和截留污水中的悬浮物，也即去除BOD、COD、SS。纯以去除污(废)水中碳化有机物为主的曝气生物滤池称为DC曝气生物滤池。 由于DC曝气生物滤池属于生物膜法处理工艺，所以当进水有机物浓度较高，同时有机负荷较大时，其生物反应的速度很快，微生物的增殖也很快，同时老化脱落的微生物膜也较多，使滤池的反冲洗周期缩短。所以对于采用DC曝气生物滤池处理污(废)水时，建议进水CODcr≤1500mg/L，BOD/COD≥0.3。null⑵硝化型（N曝气生物滤池） 硝化型曝气生物滤池主要对污水中的氨氮进行硝化，故称为N曝气生物滤池，适用于仅需要进行硝化反应的场合(即排放 标准 excel标准偏差excel标准偏差函数exl标准差函数国标检验抽样标准表免费下载红头文件格式标准下载 只对氨氮有做要求而对总氮则无规定) 。 在该段滤池中，供气较为充足整个滤床处于好氧状态，由于进水中的有机物浓度较低，异养微生物较少，优势生长的微生物为自养性硝化菌，将污水中的氨氮氧化成硝酸氮或亚硝酸氮。 同样在该段滤池中，由于微生物的不断增殖，老化脱落的微生物膜也较多，所以间隔一定时间也需对该滤池进行反冲洗。null⑶反硝化型（DN曝气生物滤池） 反硝化型（DN）曝气生物滤池，不设曝气管道，只设有反冲洗布气管道。 反硝化型（DN）曝气生物滤池整个滤床均处于厌氧状态，在厌氧条件下，NO3-N 和NO2-N 在硝化菌的作用下被还原为气态N2，从而实现脱氮作用； 反硝化型（DN）曝气生物滤池适用对出水总N有要求的场合；null⑷硝化/反硝化型 具有硝化和反硝化功能的BAF生物滤池，其曝气管位于滤床中的经过计算的位置，将滤床分隔为下部厌氧区和上部好氧区，它可以去除所有可降解的污染物，含碳污染物(COD和BOD)，悬浮物(SS)，氨氮和硝酸盐(即总氮)。 污水首先进入滤床下部的厌氧区，在此进行反硝化反应。即在厌氧条件下，NO3-N 和NO2-N 在硝化菌的作用下被还原为气态N2；然后进入上部的好氧区，在此将含碳污染物分解，将氨氮转化为硝态氮。null2.3BAF曝气生物滤池处理工艺流程 在采用曝气生物滤池处理工艺时，根据其处理对象的不同和要求的排放水质指标的不同，可将BAF工艺分为以下几类：除C工艺、除C/硝化工艺、除C/硝化/反硝化工艺、除C/除P/硝化/工艺、除C/除P/脱N工艺，现分述如下。null2.3.1除C工艺 除C型BAF工艺主要是用于去除水体中有机污染物（COD）。 为了使滤池能以较长的周期运行，减少反冲洗次数，降低能耗，运用BAF处理生活污水和工业废水时一般需对原水进行预处理。否则原水中的大量杂质和SS都将进入曝气生物滤池，这将会堵塞曝气、布水系统，给系统的运行带来不良后果。 预处理段一般用沉淀或水解酸化，对工业废水还需在BAF滤池前加设调节池。如果用BAF处理饮用水的微污染，由于饮用水源中固体杂质比生活、工业污废水少得多，故可不另外考虑预处理可直接将水进入BAF滤池。 null除C型曝气生物滤池法示意图：null2.3.2除C/硝化工艺 上图a为BAF最早的工艺雏形，原水经过预沉，在预沉池中投加絮凝剂，随后经过BAF滤池进一步去除COD、BOD并同时发生硝化反应将NH3—N硝化为NO3—N。在该工艺中由于生物膜厌氧内环境的存在对TN有一定的去除率，但TN不是控制指标，适用于对NH3—N排放有要求的工艺。 图a的工艺本质上和图b的工艺没有较大区别，图b的工艺更适合于固体杂质多、产泥量大的原水，经过水解可减少初级处理的产泥量，减少清泥费用。null2.3.3除C/硝化/反硝化工艺 如图C流程可以达到脱N的目的。原水经过水解预处理去除SS等固体杂质，进入BAF滤池，在BAF滤池中去除有机污染物，同时将NH3—N氧化为NO3—N，BAF滤池出水的一部分回流进入水解池，利用进水中的C源，实现反硝化。回流比R一般为100～300%，该工艺是基于A/O思想开发。 图d的工艺将硝化和反硝化分别在两个滤池中进行，该工艺操作方便，运行可靠。根据原水水质情况选择预沉或水解预处理，出水进入一级BAF滤池，在滤池中实现有机物的去除，同时发生硝化反应。一级BAF滤池的出水进入二级BAF滤池前必须外加碳源(甲醇、乙醇等有机物)，因为经过一级BAF滤池后的污水中的有机物一般不能满足二级BAF进行反硝化所需的碳源。外加碳源的量必须严格控制，如果外加碳源量过少，反硝化不彻底，TN排放不能达标，如果外加碳源过多，出水COD又可能超标，因此建议适当多加碳源，但必须在出水中将DO维持在2~4mg/L，以防出水COD超标。null2.3.4除C/除P/硝化/工艺 从目前的BAF运行工艺看，完全用生物除磷是很难达到排放标准的；用生物除磷就失去了生物滤池高负荷的特点，造成投资过大，因此最好用加FeC13药剂的方法除磷，而生物滤池由于耐水力冲击负荷，可使处理后的水超量回流，并在运行中投加化学药剂，将化学处理和生物处理同时应用于系统中，达到脱N除P目的，使化学药剂相对用量减少，从而降低运行费用。 BAF除磷主要有两种前置除磷和后置除磷。如果进水固体杂质较少，可选用前置除磷工艺；如果进水固体杂质较多则最好选择后置除磷，除磷剂一般用FeCl3较为经济。null 如上图所示，除C/除P/硝化/工艺与除C/硝化工艺的不同在于在混沉池中加入了化学除磷剂，可同时去除进水中的SS等杂质，只要投入除磷剂的量适当便可使出水P达标排放。 但在该工艺中预处理除磷必须保证BAF生物滤池的需磷量（BOD5:N:P=100:5:1）null2.3.5除C/除P/脱N工艺 图e工艺适用于杂质SS浓度很高的原水进行除P脱N，如果选择R2回流方式，对BAF滤池的形式没有特别要求，如果选择R1方式进行回流，BAF滤池只能为BIOFOR或BIOSTYR滤池，将硝化/反硝化集中在滤池中进行。 两种回流方式都为前置脱N，利用进水中的有机物作为反硝化碳源，既减轻了BAF滤池好氧段的负荷，又节省了运行费用。BAF滤池出水进入混沉池在混沉池中实现后置除P，可保证BAF滤池中有充足的P营养源。null 在图f的工艺中，原水进入混沉池，在混沉池中投加适量的除磷剂，混沉出水与部分回流水混合进入反硝化滤池，利用原水中有机物作为反硝化碳源。反硝化滤池出水进入硝化滤池，将NH3—N转化为NO3—N，出水部分回流。 该工艺流程中将硝化/反硝化分别在两个不同的滤池中进行，仍具有单池前置脱N的许多优点，同时操作比单池前置脱N稳定可靠，但是该工艺投资及占地面积相对较大。该工艺进水杂质、SS浓度不宜过大，否则混沉池的排泥将成为问 题 快递公司问题件快递公司问题件货款处理关于圆的周长面积重点题型关于解方程组的题及答案关于南海问题 。同时要保证BAF池生化反应所需的P营养源。null 在图g的工艺中，原水进入物化沉淀池，在沉淀池中投加化学除磷剂，实现除P及大部分固体杂质的去除，沉淀池出水进入BAF除C池，在BAF除C池中去除原水中有机污染物，同时截留在沉淀池中没有去除的SS，BAF除C池出水进入BAF N池进行硝化反应将NH3—N转化为NO3—N，经硝化的污水进入BAF DN进行反硝化，在反硝化滤池的进口处外加碳源，供反硝化之用。 该工艺将除C、硝化、反硝化分别在三个滤池中进行，由于各滤池相对独立，各自的处理目的明确，因此运行稳定性和处理效果都很好。虽然池数较多，但可以将大部分的池容埋于地面以下，只要设计合理仍可做到节约用地。该工艺适用于大水量、运行稳定要求高的生活污水处理。null3.BAF系统组成（构造剖析） 根据污水在滤池运行中过滤方向的不同，曝气生物滤池可分为上向流和下向流滤池，除污水在滤池中的流向不同外，上向流和下向流滤池的池型结构基本相同。 早期曝气生物滤池的应用形式大多都是下向流态，但随着上向流态曝气生物滤池比下向流滤池的众多优点被人们所认同，所以近年来国内外实际工程中绝大多数采用上向流曝气生物滤池结构。以下以上向流曝气生物滤池（UBAF）为例对其结构加以说明。nullnull3.1滤池池体 3.2滤料层 3.3承托层 3.4布水系统 3.5布气系统 3.6反冲洗系统 3.7出水系统null3.1滤池池体 滤池池体的作用是容纳被处理水量和围挡滤料，并承托滤料和曝气装置的重量。生物滤池的形状有圆形、正方形和矩形三种，结构形式有钢制设备和钢筋混凝土结构等。 一般当处理水量较少、池体容积较小并为单座池时，采用圆形钢结构为多；当处理水量和池容较大，选用的池体数量较多并考虑池体共壁时，采用矩形和方形钢筋混凝土结构较经济。nullnull3.2滤料 作为生物膜载体——滤料的选择是曝气生物滤池技术成功与否的关键之一，它决定了反应器能否高效运行，在选择滤料时应掌握以下原则： ①硬度 较好的硬度能使滤料即使在过滤过程中使用多年仍能保持其原有的大小和形状； ②可磨损性 滤料必须具有较高的耐腐蚀性，这样能减小滤料在反冲洗过程中的磨损； ③多孔性 滤料表面的多孔性为菌胶团提供最佳的生长条件； ④可粒化性 其粒化性能可按具体工艺要求为固体物质的停留以及有机物氧化提供最佳条件； ⑤高度 在工程中可通过滤料高度来优化配合供氧和能量消耗的净化能力。 目前应用较多的填料主要是轻质圆形陶粒如粘土陶粒和页岩陶粒，从使用结果看比较令人满意。null 轻质圆形陶粒采用天然陶土、粘土、粉煤灰等为原料，加入适量的辅料，经球磨、成形、烧成、筛分等工序加工而成，主要有以下特点： ①强度大、孔隙率大、比表面积大、化学和物理稳定性好。与常规的玻璃钢、聚氯乙烯、聚丙烯、维尼纶等规则滤料相比，具有生物附着性强、挂膜性能良好、水流流态好、反冲洗容易进行、截污能力强等优点。 ②形状规则，粒径可大可小，密度适宜，克服了不规则滤料水流阻力大、易结球并引起滤池堵塞，反冲洗强度大，易冲刷破碎的缺点。 ③在制作过程中通过控制适当的配料和烧成工艺，可改变陶粒的密度，且使其表面粗糙、多微孔、不结釉。 ④以轻质圆形陶粒做接触填料，采用淹没式曝气生物滤池处理污水，可以充分利用滤料的比表面，起到深度处理作用。 采用轻质圆形陶粒作为曝气生物滤池滤料的实际工程应用在我国已有多个，从运行的实际效果来看，都能满足设计要求。null3.3承托层 承托层主要是为了支撑滤料，防止滤料流失和堵塞滤头，同时还可以保持反冲洗稳定进行。 承托层粒径比所选滤头孔径要大4倍以上，并根据滤料直径的不同来选取承托层的颗粒大小和高度，滤料直接填装在承托层上，承托层下面是滤头和承托板。 承托层的填装必须有一定的级配，一般从上到下粒径逐渐增大，高度为0.3～0.4m。承托层常用材质为卵石或磁铁矿，为保证承托层的稳定，并对配水的均匀性起充分作用，要求材质具有良好的机械强度和化学稳定性，形状应尽量接近圆形，工程中一般选用鹅卵石作为承托层。null3.4布水系统 曝气生物滤池的布水系统主要包括滤池最下部的配水室和滤板上的配水滤头。对于上向流滤池，配水室的作用是使某一短时段内进入滤池的污水能在配水室内混合均匀，并通过配水滤头均匀流过滤料层，并且该布水系统除作为滤池正常运行时布水用外，也作为定期对滤池进行反冲洗时布水用。而对于下向流滤池，该布水系统主要用作滤池的反冲洗布水和收集净化水用。 配水室的功能是在滤池正常运行时和滤池反冲洗时使水在整个滤池截面上均匀分布，它由位于滤池下部的缓冲配水区和承托滤板组成。要使曝气生物滤池发挥其最佳的处理能力，必须使进入滤池的污水能够均匀流过滤料层，尽量使滤料层的每一部分都能最大限度地参与生物反应，所以设置缓冲配水区就很有必要，进入滤池的污水首先必须先进入缓冲配水区，在此先进行一定程度的混合后，依靠承托滤板的阻力作用使污水在滤板下均匀、均质分布，并通过滤板上的滤头而均匀流入滤料层。在气、水联合反冲洗时，缓冲配水区还起到均匀配气作用，气垫层也在滤板下的区域中形成。nullnullnull 除上述采用滤板和配水滤头的配水方式以外，也有小型的曝气生物滤池采用栅型承托板和穿孔布水管(管式大阻力配水方式)的配水形式。曝气生物滤池一般采用管式大阻力配水方式，其形式如下图所示，由一根干管及若干支管组成，污水或反冲洗水由干管均匀分布进入各支管。支管上有间距不等的布水孔，孔径及孔间距可由公式计算得出，支管开孔向下，污水或反冲洗水靠配水系统均匀分配并经承托层的卵石进一步切割而均匀分散。null3.5布气系统 曝气生物滤池的布气系统包括正常运行时供氧所需的曝气系统和进行气—水联合反冲洗时的供气系统两大部分。 曝气系统的设计必须根据工艺计算所需供气量来进行。保持曝气生物滤池中足够的溶解氧是维持曝气生物滤池内生物膜高活性、对有机物和氨氮高去除率的必备条件，因此选择合适的充氧方式对曝气生物滤池的稳定运行十分重要。 曝气生物滤池一般采用鼓风曝气形式，空气扩散系统一般有穿孔管空气扩散系统和专用空气扩散器两种，而最有效的还是采用专用空气扩散器的空气扩散系统，如德国PHILLIP MOLLER公司的OXAZUR空气扩散器、中治集团马鞍山钢铁设计研究总院环境工程公司开发的EPT单孔膜滤池专用曝气器。null 曝气生物滤池最简单的曝气装置是采用穿孔管。穿孔管属大、中气泡型，氧利用率较低，仅为3%～4%，其优点是不易堵塞，造价低。 在实际应用中有充氧曝气与反冲洗曝气共用同一套布气管的形式，但由于充氧曝气需气量比反冲洗时需气量小，因此配气不易均匀。共用同一套布气管虽然能减少投资，但运行时不能同时满足两者的需要，影响曝气生物滤池的稳定运行。 在实践中发现共用一套布气系统的方式利少弊多，最好将两者分开，单独设立一套曝气管，以保持正常运行，同时另设一套反冲洗布气管，以满足反冲洗布气的要求。nullnull 目前，曝气生物滤池较常用滤池专用曝气器作为滤池的空气扩散装置，如中冶集团马鞍山钢铁设计研究总院环境工程公司开发的单孔膜滤池专用曝气器。 单孔膜滤池专用曝气器按一定的间隔安装在空气管道上，空气管道又被固定在承托板上，曝气器一般都设计安装在滤料承托层里，距承托板约0.1m，使空气通过曝气器并流过滤料层时可达到30%以上的氧利用率。这种曝气器的另一个特点是不容易堵塞，即使堵塞也可以用水进行冲洗。 nullnullnull3.6反冲洗系统 曝气生物滤池反冲洗系统由反冲洗供水系统与反冲洗供气系统组成。BAF反冲洗方式与给水处理中的V形滤池类似，采用气—水联合反冲洗，其目的是去除生物滤池运行过程中截留的各种颗粒及胶体污染物以及老化脱落的微生物膜。 曝气生物滤池气—水联合反冲洗系统的配水配气是通过滤板及固定其上的长柄滤头实现。 长柄滤头工作机理：null 长柄滤头主要起到均匀布水配气的作用。 正常过滤时，污水由滤头下部进水小孔进入，经滤水帽条槽分配进入滤池，由于条槽的缝隙较小可以阻截滤料泄漏； 气水联合反冲洗时，反冲洗进气于滤板下沿形成气垫层，随后空气便从长柄滤头上端的进气孔进入，反冲洗进水则由长柄滤头的下端进水孔进入，由于反冲洗进气是从气垫层同时进各长柄滤头进气孔，进水亦是从配水室冲洗水层同时进各长柄滤头进水孔，如此一来便可达到均匀配水配气的目的。null3.7出水收集系统 曝气生物滤池出水系统有采用周边出水和采用单侧堰出水等。在大、中型水处理工程中，为了工艺布置方便，一般采用单侧堰出水较多，并将出水堰口处设计为600斜坡，以降低出水口处的水流流速；在出水堰口处设置栅形稳流板，以将反冲洗时有可能被带至出水口处的陶粒与稳流板碰撞，导致流速降低而在该处沉降，并沿斜坡下滑回滤池中。null4.BAF的运行管理4.1DC滤池的运行管理 4.2 N滤池的运行管理 4.3DN滤池的运行管理 4.4DN－P滤池的运行管理 4.5滤池操作规程及反冲洗控制 4.6BAF日常运行管理及异常情况处理 null4.1DC滤池的运行管理 DC曝气生物滤池的运行管理较活性污泥法系统简单，关键的是要尽量保持微生物生长的良好环境。 包括控制进入生物膜生化系统的水量、水质。如温度（10～350C）、PH（6.58.5）、有机负荷、以及有毒有害物质等；此外，还应控制好生物膜生化系统内适宜的微生物营养比（BOD5:N:P=100:5:1）以及出水溶解氧水平（2～4mg/L）等。null4.2 N滤池的运行管理 N曝气生物滤池主要用来对DC曝气生物滤池出水中的氨氮进行硝化。硝化作用是指NH3被氧化成NO2－，然后再进一步氧化成NO3－的过程。 在N曝气生物滤池中，起到硝化作用的细菌都以膜的形式附着生长在滤料的比表面上，由于滤池中滤料的比表面积很大，附着的微生物量也很大，所以硝化效率很高。 由于N曝气生物滤池进水中的BOD浓度已很低，而氨氮浓度很高，所以该滤池中的主生物反应过程主要为氨氮硝化，有机物的降解反应很弱，所以滤料上生长的优势菌为硝化菌。 null①反应器进水底物浓度(NH3—N)的要求 硝化反应器的进水底物浓度对生物膜代谢作用有较大程度的影响，同DC滤池一样存在某一临界进水浓度，它反应了该反应器实际承受的最大进水底物浓度。根据Namkung等人对好氧生物膜反应器底物去除动力学模型的研究，得出反应器最大进水NH3—N浓度为76.3mg/L。 在一定范围内，硝化菌实际生长速率随进水底物浓度的增加而增大。 N曝气生物滤池运行管理应注意以下几点：null 硝化滤池中的生物膜应以自养性的硝化细菌为主。由于硝化菌的世代周期较异养菌长得多，生长繁殖速度缓慢，产率较低，若进水中有机污染物(COD)大大超过氮时，异养菌大量繁殖，并在与硝化竞争中占优势，逐渐成为优势菌种，从而降低反应器的硝化效率。 当硝化滤池中COD浓度越低时，反应器硝化效率越高，当硝化滤池中COD浓度超过60 mg/L时，硝化作用开始受到抑制。 对于除碳和硝化分开的曝气生物滤池系统，对第一级除碳滤池，应控制反应器出水的COD浓度小于60 mg/L。对于去碳和硝化作用在同一个滤池内进行的曝气生物滤池反应器，NH3—N的去除效果在一定程度上取决于有机负荷，当有机负荷(BOD)稍高于3.0 kg/( m3·d)时，NH3—N去除受到抑制；当有机负荷高于4.0kg/( m3·d)时，NH3—N的去除受到明显抑制，因此用曝气生物滤池降低NH3—N时，必须降低有机负荷，最好使有机负荷控制在2.0 kg BOD5/( m3滤料·d)以下。②硝化反应器对进水有机污染物(COD)浓度要求null③硝化菌生长速率 硝化菌的生长速率与底物(NH3—N)浓度、DO浓度、温度以及系统的pH值有关，故而为保证硝化反应的高效进行必须控制好上述因子。 a.硝化菌的生长速率随着NH3—N、DO浓度增高而增大，但溶解氧对生长速率的影响较NH3—N对生长速率的影响大得多，DO对硝化作用的影响与生物膜厚度、氧的渗透率、氧的利用率密切相关，对于曝气生物滤池反应器，溶解氧浓度通常控制在2～3mg/L，当溶解氧浓度大于3mg/L时，溶解氧浓度对硝化作用的影响可不予考虑。 b.温度对硝化细菌的生长速率影响很大。当然，温度对曝气生物滤池反应器影响是多方面的，温度改变，微生物活性将随之改变。任何一种微生物都有一个最适的生长温度，另外还有最低生长温度和最高生长温度。硝化细菌合适的生长温度在25～30℃之间，温度高于30 ℃硝化细菌生长缓慢，10℃以下硝化细菌生长及硝化作用显著减慢。当反应器中温度降低时，可以通过减小水力负荷，延长反应器水力停留时间来加以解决。nullc. 酸碱度是影响硝化作用的又一重要因素 在pH值中性或微碱性条件下，硝化过程迅速，若pH值进一步上升(大于9.6时)，虽然NH4+转化为NO3－和NO2－的过程仍然非常迅速，但是从NH4+的电离平衡关系可知，NH3的浓度会迅速增加。由于硝化细菌对NH3极敏感，结果会影响到硝化作用速率。在酸性条件下，当pH值小于7.0时硝化作用速度减慢，pH值小于6.5硝化作用速度显著减慢，pH值小于5.0时硝化反应速率接近于零。 所以，在生物硝化反应器中，应尽量控制混合液的pH值大于7.0。由硝化方程式可知，随着NH3—N被转化成NO3－—N，会产生部分矿化酸度H+，这部分酸度将消耗部分碱度，每克NH3—N转化成NO3－—N约消耗7.07g碱度(以CaCO3计)。因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时，便会耗尽污水中的碱度，使混合液中的pH值降低至7.0以下，使硝化速率降低或受到抑制。 null4.3DN滤池的运行管理 反硝化反应就是在厌氧条件下，一部分反硝化菌以NO3－或NO2－作氧源，对有机物进行反应，在这个过程中将物质中所含的氮素转化为N2O或N2从污水中去除。 在反硝化过程中必须要有脱氮菌，所谓脱氮菌就是那些具有把NO3－或NO2－还原成N2O或N2能力的细菌。 脱氮菌一般属异养型兼性厌氧细菌，在有氧存在的条件下，利用氧呼吸；而在厌氧条件下同时有硝酸或亚硝酸离子存在的条件下，则利用这些离子中的氧来进行呼吸，因此脱氮反应或反硝化反应也可称为硝酸呼吸。 生物反硝化反应所需要的条件是反应器中存在反硝化菌、硝酸盐、可降解的有机物质及无溶解氧。影响反硝化的环境因素主要是碳源、溶解氧、温度和pH值，故而为保证反硝化反应的顺利进行必须控制上述这些因素。null ①碳源 反硝化细菌所能利用的碳源是多种多样的，但从废水生物处理生物脱氮角度分为三类，废水中所含的有机碳源、外加碳源、内碳源。 废水中各种有机基质都可以作为反硝化过程中的电子供体，当废水中有足够的有机物质，就不必另外投加碳源，这是最为经济的方法。一般认为，当废水中所含有的碳氮比大于3：1时无须外加碳源，即可达到脱氮的目的。当废水中碳氮比过低，即BOD5/TN小于3：1时，需要另外投加碳源才能达到理想的脱氮效果。外加碳源工程中一般采用甲醇，与利用废水中有机基质作为反硝化碳源相比，会增加废水处理的运行成本，同时系统的泥量会有所增大。 内碳源主要是指微生物死亡、自溶后释放出来的有机碳，作为反硝化的碳源，其特点是使微生物处于生长阶段的衰亡期，优点是不增加废水处理成本，污泥产率降低，但以该碳源为基质，反硝化速率极低，要求反应器的体积相对庞大得多。null 曝气生物滤池反硝化系统通常有前置反硝化和后置反硝化两种。 前置反硝化的前提是满足系统反硝化的碳源要求，废水首先经过DN滤池或滤池的DN段，然后经过好氧滤池或滤池的好氧段(N滤池)，好氧滤池出水回流至反硝化滤池。 后置反硝化指的是废水首先经过硝化滤池或滤池的好氧段，出水进入DN滤池或滤池的DN段。硝化滤池必须保证系统所要求的硝化率，其出水有机物浓度较低，BOD5大多＜20mg/I，，可溶性易于生物降解的有机质的量更少，为此，必须投加外碳源以满足反硝化对有机质的要求。 以上两种反硝化系统，各有利弊。实际工程中应根据处理后水的尾水排放要求、进水的水质资料等有关因素，通过技术经济比较后确定。null②溶解氧 氧的存在会抑制硝酸盐的还原，其原因主要为：一方面阻抑硝酸盐还原酶的形成，另一方面氧可作为电子受体，从而竞争性地阻碍了硝酸盐的还原。 所以对于生物反硝化系统都必须设置一个不充氧的缺氧池或缺氧区段，以便使硝酸盐通过反硝化途径转化成气态氮。一般而言，应控制其DO浓度<0.5mg/L。 ③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30~35℃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，反硝化作用将趋于停止。 因此，在冬季要保证脱氮效果，就必须提高生物膜量，适当减少滤池反冲洗次数及降低负荷(水力负荷)等措施来补救。null④pH值和碱度 反硝化细菌对pH值变化不如硝化细菌敏感，在pH值为6~9的范围内，均能进行正常的生理代谢，但生物反硝化的最佳pH值范围为6.5～8.0。当pH值>7.3时，反硝化的最终产物为N2，而当pH值<7.3时，反硝化的最终产物为 N2O。 由于反硝化细菌对pH值范围要求较宽，因而在生物脱氮工艺中，pH值控制的关键在于生物硝化，只要pH值变化不影响硝化的顺利进行，则肯定不会影响反硝化；反之，当pH值变化对硝化产生较大影响，使之不能顺利进行时，不管pH值对反硝化是否影响，脱氮效果都不会理想。 在生物反硝化过程中将每克NO3—N转化成N2，约可产生3.57g碱度，这样可补偿生物硝化所消耗的碱度的一半左右。由此，很多本应外加碱源才能顺利进行硝化的污水，可以不再需要加碱。null4.4DN－P滤池的运行管理 采用曝气生物滤池工艺进行污水处理时，磷的去除主要集中在DN－P曝气生物滤池中进行，若处理工艺不需要进行反硝化，磷的去除也可在N曝气生物滤池中进行。 ①化学除磷药剂投加点 曝气生物滤池工艺化学除磷药剂投加点有两种选择。一是采用高效沉淀池预处理工艺，其化学除磷为前置沉淀法，即在沉淀池入口处投加化学药剂，经混合、絮凝、沉淀作用，磷的积聚体被分离到沉淀池的污泥中，达到污水除磷目的；另外一种是同步沉淀与絮凝过滤，即在曝气生物滤池中投加化学药剂，在滤床填料的作用下诱发了絮凝，沉淀物截留于滤床上，通过周期性的反冲洗，将磷排除系统外，达到污水除磷目的。 以上两种投加方式均可行，第一种方式简单易控制，但药剂耗量相对较大，剩余污泥量增加较多(一般增加40%～75%)；第二种方式药剂耗量相对较小，剩余污泥量增加较小(一般增加15%～50%)，但是被截留在曝气生物滤池反应器内，会缩短曝气生物滤池的运行周期。null②化学除磷药剂的选择 曝气生物滤池中的化学除磷主要是在污水中投加金属盐，通过金属离子与污水中的磷酸根反应生成金属磷酸盐沉淀物，沉淀物在滤料层中被截留，并在反冲洗过程中被带出池外而进入污泥处理系统中被去除。 化学处理效果稳定可靠，钙、铝、铁盐是化学除磷使用的三种主要金属盐，但钙盐由于处理后污泥量大，搬运困难而较少采用，而且由于其pH值高达11，不适合优先使用，或者在生物处理时不能使用。铝盐是非常有效的沉淀剂，但价格也最贵，此外，还可能造成老年痴呆而受到公众反对。虽说铁盐不是最有效的沉淀剂，但因其价格相当低廉而日益受到人们的关注。 铁盐有二价铁和三价铁两种形式，后者用得更多一些。使用二价铁的成本效益已越来越多地引起人们的注意。当二价铁作为沉淀剂使用时，根据环境条件而具有以下两种特点，首先，二价铁有可能氧化成三价铁，与磷形成坚硬的复合体，特别是工业废水中出现凝结磷；其次，当缺氧时，二价铁不会被氧化，只会产生众所周知的细小的沉淀物。null 在曝气生物滤池中，在高浓度氧环境下，二价铁迅速变为三价铁，且磷的去除率明显上升。在全流程的曝气生物滤池工艺中，化学除磷一般设计在最后一级的DN－P生物滤池中。由于该滤池一般在硝化滤池后面，为了保证硝化过程进行得彻底，一般在该级滤池中要强力曝气，使得滤池出水中的溶解氧高达2～4mg/L，如此高的溶解氧量必然对后续的反硝化滤池很不利，因为反硝化作用是要在严格缺氧的环境下才能完成，所以在污水进人DN－P生物滤池前必须使水中的溶解氧降至0.5 mg/L以下。 同 一般情况下，在DN－P生物滤池中要使水中的溶解氧降低，只有通过过量消耗反硝化所需的碳源才能完成，在进行这一过程时还要占用DN－P生物滤池的一部分滤料体积，从而减少了反硝化所需要的滤料体积。而在配合除磷的前提下，通过在DN－P生物滤池前投加亚铁盐，使水中的溶解氧快速将二价铁氧化成三价铁，从而一方面迅速降低水中的溶解氧浓度，另一方面也可减少碳源的用量，一举两得。根据试验，要满足最终出水TP<0.5 mg/L的排放要求，若采用FeSO4作为除磷药剂，则需保证P：Fe>2.5才能达到要求。null4.5曝气生物滤池的操作规程及反冲洗4.5.1曝气生物滤池的操作规程 4.5.2曝气生物滤池的反冲洗过程 4.5.3曝气生物滤池的反冲洗控制 null4.5.1曝气生物滤池的操作规程 1. 根据实际运行中的具体情况调整对曝气生物滤池供气量，即通过控制风机的调节阀门，调整进气量。 2.曝气生物滤池应通过调整水力负荷、反冲洗周期及滤池内生物膜量进行工艺控制。 3.曝气生物滤池池内处理水中的溶解氧宜为4—6mg/L，出口处的溶解氧宜为2mg/L。 4.应经常观察滤池上清液的透明度、滤料表面生物膜的颜色、状态、气味等。 5.因水温、水质或曝气生物滤池运行方式的变化而引起的出水浑浊、水质黑色等不正常现象，应分析原因，并针对具体情况，调整系统运行工况，采取适当措 施使滤池的水质处理恢复正常。 6.当曝气生物滤池水温较低时，应采取适当延长曝气时间、降低水力负荷的方法，保证污水的处理效果。 7.当曝气生物池有浮渣时，应根据泡沫颜色及浮渣性状分析原因，采取调整反冲洗周期或其他相应措施使其恢复正常。 当曝气生物滤池的微生物膜增长过快导致生物膜过厚或滤料层截留的悬浮物过多而影响了正常的处理水质量，则要对滤池进行反冲洗。null（1）气洗  停止进水泵→停止正常曝气风机→关闭正常曝气阀门→打开反冲洗进气阀→开启反冲洗风机→进行气洗，在水力、气流剪切及滤料间的摩擦，使滤料表面杂质和老化生物膜脱落下来，气流将截留的悬浮物和脱落的生物膜冲起并悬浮于水中， 被表面扫洗水冲入反冲洗排水槽。 目的是松动滤料层，使滤料层膨胀。 气洗强度一般为10～15 L/(m2·s)。反冲洗时间一般为5min。 （2）气水同时反冲洗    在气洗的同时打开反冲洗水阀→启动反冲洗水泵→进行气水联合反洗， 反冲洗水经配水室进入滤池，使滤料得到进一步冲洗，表扫仍继续进行。 目的是将滤料上截留的悬浮物和老化的微生物膜冲洗出去。 反冲洗水洗强度一般为5.0～8.5 L/(m2·s)，时间一般为5～8min。 （3）水漂洗 停止反冲洗风机→关闭反冲洗风机进气阀门→停止气洗，单独水漂洗，表扫仍继续，最后将水中悬浮杂质全部冲入排水槽。 目的是将滤料表面的悬浮物和老化的微生物膜冲洗出去。时间一般为5～8min。4.5.2曝气生物滤池的反冲洗过程 BAF的反冲洗过程常采用“气洗 →气水同时反洗 →水漂洗”三步。 null 曝气生物滤池的反冲洗控制是通过检测运行时间、滤料层阻力损失、水质参数等来完成的，一般是由在线检测仪表将检测数据反馈给PLC，并由PLC系统来自动控制和操作。 滤池反冲洗决策子程序相当于决策中心，由其通过对各滤池当前运行状况条件的判断【根据时间间隔或水头损失(由超声波液位传感器检测)】，对各个滤池的反冲洗条件是否成立进行不停的扫描，一旦某格滤池反冲洗条件成立，则对该格滤池进行反冲洗，以保证出水水质在要求的范围之内。 反冲洗（由PLC自控系统完成，属于典型的时间顺序控制）过程控制如下：null动画null4.5.3曝气生物滤池的反冲洗控制 运用BAF工艺时，生物膜厚度是影响处理效果的关键因素，保持一定的生物膜厚度，即维持相对较高的微生物量，有利于污染物的降解，同时由于厌氧微环境的存在可实现部分脱N，但生物膜也不能太厚，否则将增加水头损失，降低滤池的纳污能力。而在运行过程中对生物膜厚度影响最直接的便是反冲洗。 对于曝气生物滤池而言，评价其反冲洗的效果应从其对滤池运行周期的影响及反应器生化恢复时间两个方面加以评价。null 曝气生物滤池反冲洗的关键就是控制好反冲洗强度和反冲洗时间，反冲洗强度过低历时过短则达不到反冲洗目的，反冲洗强度过高历时过长则会使生物膜严重脱落影响处理效果，并易造成滤料的破损、流失及不必要的反冲洗耗水量、耗电量增加运行成本。 曝气生物滤池反冲洗强度的大小受滤料（粒径、级配）、水质参数等因素的影响，从再生效果加以确定，既要恢复过滤能力，又要保证滤料表面附着有足够的生物膜，使滤池能够满足下一运行周期净化处理的要求。在实际工程中，尤其 是存在多池并联运行的情况下，可通过评价单池反冲洗后活性恢复时间及其对整体的影响程度并兼顾对滤池运行周期影响，通过调试，优化参数，做到经济运行。nullnull4.6 BAF日常运行管理及异常情况处理 水温、PH、C/N/P、DO、CODcr、BOD5均是曝气生物滤池运行的日常监控指标，应维持在适宜于好氧生物生长的范围内，并谨防相关水质指标的突变给生物膜系统带来的冲击。 此外，还应适时进行生物相镜检 ，并结合各项的水质指标判断生物膜所处工况，并根据具体情况对运行参数做相应调整，使之处于良好的运行状态。nullBAF处理系统的异常现象及控制措施 ①滤料堵塞 引起滤料堵塞的原因主要有悬浮固体堵塞和生物膜堵塞。对于悬浮固体堵塞应加强进水的预处理，降低进入BAF系统的悬浮固体含量；对于生物膜过厚引起的堵塞则应改善水力条件促进生物膜的脱落和更新，另外还应根据实际情况（如进水水质等因素），加强滤池的反冲洗操作。 ②滤料流失 造成滤料流失的主要原因是由于滤池布水布气系统布置不当引起的，为此应尽量对其进行改造（参照《气水反冲洗滤池设计规范》），使之布水布气均匀；此外反冲洗用水、用气强度过大也是造成滤料流失的一个原因，应通过调试确定最佳用水、用气强度避免滤料的流失； 此外，因曝气生物滤池需定期进行反冲洗，滤料会因反冲洗强度控制不当或磨损等原因而少量流失或损耗，故要定期根据填料损耗程度和处理水质状况进行适量补充，一般集中在每年的大修期间进行。null③处理效率下降 处理效率下降的原因很多，主要有PH值和水温变化（调整至最佳范围）、供氧不足（闷曝、加大供氧量或减少进水量等）、冲击负荷（调整有机负荷率，谨防水质突变）、含有毒有害物质（查找污染源并查明有毒有害物种类及数量，采取相应措施降低其毒害作用）等，应分析具体的原因再采取相应的措施加以调控； ④泡沫 生物膜法不易产生泡沫，但有时也会发生大量泡沫。生物膜法产生泡沫的原因与活性污泥法相同，控制措施也大同小异。如水体中含有过量的表面活性剂、水质突变（有机负荷的增加、PH值的急剧变化等）等均有可能引发生物膜系统的大量泡沫，可加装喷淋系统或投加消泡剂等加以消泡，但更重要是保证水质的稳定并控制好相关的水质指标；null⑤生物膜脱落 生物膜脱落的原因是主要是微生物个体的减少及种群结构、性能的改变所致，但归根究底还是因为是水质的变化所引起的，如水体中进入有毒有害物质对微生物产生毒害作用，影响其正常的生理代谢；此外，长期的低负荷运行亦会影响微生物的增殖，进而改变生物膜微系统的群落结构。 ⑥苔藓 苔藓的出现通常是水体富营养化的表征，N、P元素过量，此时应进行化验分析，分析水体中BOD5:N:P是否在适宜范围，并根据化验分析结果调整氮肥、磷肥的投加量。此外，还可投加一定量的游离氯对其进行杀生，但用量应控制得当以免生化系统亦受到冲击。null