1.2　城鎮和農村污水處理技術國內外研究及應用

1.2.1　農村生活污水分散處理技術國內外研究及應用

我國從20世紀80年代開始開展生活污水分散處理技術的開發和應用，多種無動力或微動力的低能耗一體化污水處理裝置得到應用。適宜于農村的分散污水處理技術要求是一種低投資、低能耗、低操作管理要求且具有穩定高效污染物去除效能的污水處理技術（楊利偉等，2011）。近年來，隨著地方經濟實力增強，部分發達省份逐步認識到農村生活污水處理的重要性，開始采用一些實用、合理、低能耗和低運行費用的技術來處理農村分散生活污水。據美國環保局（USEPA）研究成果，分散式廢水處理系統（傳統的化糞池、高級原位及集成處理或土地處理系統）適合于不同地理條件的低密度社區，比集中式系統成本效益更好（US EPA，2000；Massoud，2009）。發展中國家應用較多的是化糞池系統，盡管現存有針對地方特色的70多種處理系統（Ho，2005），但也不是特有針對發展中國家的（Grau，1996），例如濕地在發展中和發達國家均有較多應用。目前國內外研究和應用較多的有人工濕地、土壤滲濾、介質濾池（間歇砂濾和再循環砂濾）、穩定塘（厭氧塘、兼性塘和好氧塘）、好氧懸浮生長系統、SBR、附著生長系統和凈化沼氣池等生物生態技術（Massoud等，2009），部分設施的處理效能如表1-1所列。

歐洲和美國有20%～30%的人口使用污水分散處理設施；日本有31%的人口使用凈化槽處理生活污水（Hellstrom等，2003；Chen，2004），澳大利亞有12%的人使用化糞池系統（Ahmed等，2005），希臘有14%的農村人口使用分散污水處理系統（Tsagarakis等，2001），土耳其市政系統中有28%采用化糞池系統（Engin and Demir，2006），也有一些國家鼓勵污水回用，如塞浦路斯采用優惠政策鼓勵居民安裝灰水再利用系統（Bakir，2001）。

近20年，在小型及分散式污水處理系統的設備方面，較為顯著的變化是新技術和硬件的發展和采用新設備后傳統技術的再利用，主要涉及人工濕地、土地處理系統、改良的化糞池系統、高負荷厭氧技術、可供選擇的污水收集技術和水體處理系統等（郝曉地等，2008）。

1.2.1.1　化糞池

化糞池可用于有機物的部分厭氧消化，多用于生活污水的初級處理，應用廣泛；Imhoff池是另一種形式的初級處理，比化糞池的流速更高，但二者對氮、磷和病原微生物的去除均無效，因此多用于前處理階段。也有將化糞池進行改造，后續安裝過濾裝置或內部安裝生物附著填料（USEPA，2002）。300L中試裝置的升流式化糞池用于分散生活水處理HRT 24h時BOD₅、COD和TSS去除率可達85%、77%和86%，產甲烷活性較高（15.2mLCH₄/（gVSS·d）（Moussavi等，2010）。在埃及農村，升流式化糞池—厭氧折流板反應器連接能穩定去除BOD、COD和TSS，去除率分別為81%、84%和89%，并且具有較好的抗負荷沖擊性（Sabry，2010）。

2007年美國約有20%（2600萬個）的住宅使用化糞池系統（1985年以來增加了154萬個），80%使用集中式污水處理系統；化糞池系統包括去除懸浮物的地埋式化糞池、排水布水系統和土壤吸附區（進一步通過吸附、擴散和生物降解進行處理）（EPA，2007）。美國EPA同時針對20人以上的小社區或農村污水處理，推薦使用大容量化糞池系統。

2007年美國不超過4年房齡的住宅有22%使用化糞池系統。使用化糞池系統的住宅房50%坐落在農村，47%坐落在郊區；從地理位置來看，46%分布在美國南部，22%分布在中西部，19%在東北部，13%在西部（EPA，2007）。

1.2.1.2　人工濕地

人工濕地處理技術是20世紀70年代末發展起來的一種污水處理技術，源于對自然濕地的模擬，它利用自然生態系統中的物理、化學和生物的協同作用，實現對污水的凈化。人工濕地種植的植物與水中、填料中生存的微生物等形成一個獨特的生態環境。污水流經床體表面和填料縫隙時通過過濾、吸附、沉淀、離子交換、植物吸收和微生物分解等，實現對污水的高效凈化處理（USEPA，2000；劉峰等，2010）。

相對常規的污水處理系統而言，人工濕地處理技術具有高效率、低投資、低運轉費、低維護技術和低能耗等優點（張毅敏等，1998；劉霞、陳洪斌，2003），比較適宜于我國農村地區污水的處理。歐美國家廣泛采用人工濕地系統處理村鎮生活污水，取得了顯著成效（Ran等，2004；Huang等，2000；Steer等，2002；Hench等，2003）。

人工濕地具有較好的污水凈化能力，COD、BOD₅、TN和TP的去除率分別可達80%、85%～95%、40%～50%和80%～85%（Shi，2004）。硝化反硝化作用是人工濕地脫氮的主要途徑，占到TN去除量的40%以上，而由植物吸收形成的TN去除率不高（付融冰等，2006）。介質吸附和沉淀作用則是其除磷的主要途徑（Xu等，2006）。人工濕地按照工程設計和水流方式的不同，主要分為表面流人工濕地（surface flow wetland，SFW或horizontal surface flow wetland，HSFW）、水平潛流人工濕地（subsurface flow wetland，SSFW）及垂直流人工濕地（vertical flow wetland，VFW）（Stottmeister等，2003；吳曉磊，1994），其水力負荷分別為2.4～5.8cm/d、3.3～8.2cm/d和3.4～6.7 cm/d（HJ 574—2010）。

（1）表面流人工濕地（SFW）

污水在濕地表層流動，水位較淺，一般為0.1～0.6m，主要依靠水面下植物根莖的攔截作用及根莖上生物膜的降解作用去除污染物。該濕地具有運行費用低、投資少、操作簡單等優點，但水力負荷小、占地面積大、凈化能力有限、受季節影響較大，衛生條件不好，夏季易滋生蚊蠅（沈耀良等，1991），目前已較少采用。表面流人工濕地系統在進水COD、TN、TP為 200mg/L、40mg/L和5mg/L時去除率可分別達75%、75%和73%（何蓉等，2004）。HSFW多用于化糞池出水的處理，出水排入土地利用，多為大型植物碎石床，出水TSS小于30mg/L，BOD小于20mg/L，氮去除30%～50%，大腸菌群下降2個數量級，由于無動力主要依靠自然作用，HRT較長（4～6d），適合分散污水處理，但容易堵塞，每個人需要4～8m²，5口之家就需要20～40m²（Tanner等，2012）；HSFW中氧的供給是有限的，呈缺氧狀態，適合于已經硝化污水的反硝化處理；將HSFW與裝有木頭碎片和椰子殼的生物反硝化反應器連接，出水N-N濃度為0.05～0.2mg/L（去除率98%～99.8%），TN去除率為58%～95%，TP去除率為36%～65%（Tanner等，2012）。

（2）水平潛流人工濕地（SSFW）

污水在基質層表面以下水平流動，可充分利用基質的吸附、過濾作用以及基質表面和植物根系上生物膜的凈化功能；利用植物根系的輸氧作用，對有機物和重金屬等去除效果好；由于基質層的保溫作用，處理效果受氣候影響小、衛生條件良好。濕地進水需進行有效預處理，否則濕地易堵塞，處理效果隨之下降。潛流濕地構造復雜，對基質材料要求高，因此投資比表面流人工濕地要高（諸惠昌等，1992）。建造人工復合生態床處理低濃度農村污水，以碎石、爐渣和土壤為填料，在0.3m³/（m²·d）水力負荷下，栽種1/3蘆葦和栽種2/3茭白時除污效果最好（劉超翔等，2002）。對SSFW間隙供給氧氣，可以明顯提高硝化菌的生物量和氮的去除，有機物、氨氮和總氮的去除可達29.3g/（m²·d）、3.5g/（m²·d）和3.3g/（m²·d）（Fan等，2013）。

（3）垂直流人工濕地（VFW）

垂直流人工濕地的水流在濕地床中由上而下（下行池）或由下而上（上行池）做豎向流動，水流狀況集合了表面流人工濕地和潛流人工濕地的優點，其硝化能力高于潛流濕地系統，可用于處理高氨氮污水。此外，垂直流人工濕地能更有效地發揮基質層的吸附和過濾能力，出水水質較好。但其布水集水系統復雜，水流阻力較大，對基建和動力要求較高，造價和運行費用高（梁祝等，2007）。充足供氧和碳源是保證VFW有效脫氮的關鍵，當COD/N為10時，COD、N-N和TN的去除率分別達96%、99%和90%（Fan，2013）。

實際運行時，往往是多種形式的濕地聯合使用，法國東部的Evieu污水廠采用VFW-SFW聯合蘆葦床處理220人的社區生活污水，同時將VFW分成25cm的非飽和層和55cm的飽和層，使其發生亞硝化—厭氧氨氧化反應，氮的去除達54.8%（Dong等，2007）。北京昌平建立農戶VFW，種植柳樹，濕地內填料有自來水廠廢棄的脫水鋁污泥，BOD₅、TSS、N-N和TP去除率分別為96.0%、97.0%、88.4%和87.8%（Wu，等，2011）。濕地種植植物時，其對微生物的去除要大大優于無植物種植的濕地（Hench等，2003）。

人工濕地的主要設計參數，宜根據試驗資料確定；無試驗資料時，可采用經驗數據或按表1-2的數據取值（蘇東輝等，2005）。

波蘭2個和德國1個VFW-HFW濕地研究表明，保持濕地好氧條件有利于去除溶解性有機物（Tuszyńska等，2008）。丹麥環境部推薦VFW用于農村污水處理，可實現95%的BOD去除和90%的硝化，每人需濕地面積3.2m²，池深1m（Brix等，2005）。

化糞池—人工濕地對大腸埃希氏菌（E.coli）也具有較好的去除效能，17℃時E.coli的失活一級速率常數為0.02～0.03d^-1，有20%的E.coli分散在濕地出水中或與<5μm的小顆粒結合在一起（Boutilier等，2009）。

Zhao等開發了潮汐流濕地（tidal flow constructed wetland，TFCW），采用序批方式，每一個循環都包括充水、接觸、排水和閑置期；當采用1h前置反硝化期、3階段交替閑置/接觸時，在氮負荷為28g/（m²·d）條件下，TN平均去除率達85%（Zhao，等，2014）。

Ye等開發了塔式復合濕地處理農村污水，濕地中心呈塔式階梯狀，水從塔心向下跌落保證充氧和硝化反應，COD、N-N、TN和TP的去除率分別為89%、85%、83%和64%（Ye和Li，2009）。

采用厭氧折流板-SFW-SSFW濕地工藝處理農村污水，COD、TN和TP去除率分別超過81.19%、82.33% 和67.25%（Ye等，2012）。

好氧接觸氧化—厭氧氨氧化濕地處理生活污水，當好氧接觸氧化池DO 2～3mg/L、HRT 3.5h和濕地的HRT為3d時，TN去除率可達90%（Wang等，2011）。

印度模擬自然濕地設立浮水植物池、沉水—挺水植物池和濾食動物池，COD、N-N和濁度可分別去除68.06%、22.41%和59.81%（Mohan等，2010）。印度也有改造HSFW濕地的研究，在濕地中填充柱狀生物填料，支持蘆葦和微生物生長，在優化的10h HRT條件下，可達到75.15% COD、86.59% BOD₅、27.54% TDS、73.13%TSS、70.22% N-N、31.71% P-P和92.11% MPN的去除（Alireza等，2009）。

1.2.1.3　土地處理系統

土地處理系統利用植物—土壤—水的自然物理、化學和生物過程來去除污染物（Crites and Tchobanoglous，1998）。

（1）土壤滲濾處理技術

土壤滲濾處理技術由前處理化糞池和土壤滲濾兩部分耦合而成，將污水投配在土地上，通過土壤—微生物—植物系統的綜合凈化作用，使水與污染物分離，水被滲濾并通過集水管道收集，污染物通過物化吸附被截留在土壤中。土壤滲濾處理系統具有不影響地面美觀、基建及運行管理費用低、氮磷去除能力強、處理出水水質好、可用于污水回用等特點（黃山松，2008），包括慢速滲濾處理系統和快速滲濾處理系統。

慢速滲濾系統將廢水投配到種有作物的土壤表面，廢水在流經地表土壤—植物系統時得到充分凈化的一種土地廢水處理工藝。在該系統中，投配的廢水一部分被作物吸收，一部分滲入地下，流出處理場的水量一般為零。該系統污水投配負荷低，污水通過土壤的滲濾速度慢，水質凈化效果好；受地表坡度的限制小（賈宏宇等，2001）。缺點是由于表面種植作物，受季節和植物營養需求的影響大；水力負荷小，土地面積需求量大（成先雄等，2005）。慢速滲濾系統的周水力負荷約為1～10cm/周。慢速滲濾技術可將處理水回用到農田灌溉，在植物生長季節利用較好。

快速滲濾土地處理系統是將污水有控制地投配到具有良好滲透性能的土地表面，污水周期性地向滲濾田灌水和休灌，使表層土壤處于厭氧、好氧交替狀態，有利于土壤層截留的有機物、氮和磷的去除。休灌期土壤層脫水干化，有利于下一個灌水周期水的下滲和排除（張增勝等，2008），其優良性能必須有足夠長的干化期作保證，干化期通常比淹水期長。可用于農村生活污水的處理，滲濾池的土質要求通透性能強、活性高、水力負荷大、處理效率好；如無此類土質條件，也可以按照上述要求用砂、草炭及耕作土人工配置成濾料，制成人工濾床。一般在系統運行4～5周后就需要對滲濾床耕作，以恢復其滲濾速度（Schudel等，1990；蘇東輝等，2005）。在穩定運行階段，污水快速滲濾處理系統出水總氮濃度低于5mg/L，去除率大于95%；COD值低于40mg/L，去除率大于80%，水力負荷周期決定著系統對污染物尤其是氮的去除效果及系統最佳水力負荷的發揮（吳永峰，1996）。快速滲濾系統對氨氮、有機物、懸浮物等污染物質具有很高的去除率；投資省，管理方便，土地面積較慢速滲濾系統小，可常年運行；處理出水可回用或回灌地下水。但對快速滲濾場地的水文地質條件要求嚴格（砂土或砂壤土）；對總氮的去除率不高，處理出水中的硝態氮可能導致地下水污染。快速滲濾技術較適用于植物非生長季節，污水周期性地向滲濾田灌水和休灌，使污水得到凈化并可用滲濾池來進行地下水回灌（張家煒等，2011）。

土壤滲濾處理系統設計參數與要求如下：慢速滲濾系統年水力負荷0.5～5m/a，地下水最淺深度大于1.0m，土壤滲濾系數宜為0.036～0.36m/d；快速滲濾系統年水力負荷5～120m/a；地表漫流系統年水力負荷3～20m/a（張自杰，1996）。

沈陽西部建立了700hm²水稻田為主系統（紫穗槐等為調節系統、預處理池等為輔助系統）的慢速滲濾土地處理系統，SS、BOD₅、COD、TN和TP的平均處理率分別達42.2%、97.0%、86.9%、90.3%和96.6%（趙思平等，2000）。快速滲濾系統凈化農村污水時，對COD、BOD₅、SS、N-N、TN和TP的去除率可分別達到91.9%、95.3%、98.0%、85.6%、83.2%和69.0%，處理效果良好，在農村應用前景看好。北京市昌平區某地采用快速滲濾系統處理農村生活污水，15個月運行數據（Check等，1994）表明，對污水COD、BOD₅、SS、N-N、N-N、TN和TP的去除率分別達91.9%、95.3%、98.0%、85.6%、54.1%、83.2%和69.0%。污水土地處理技術對COD、BOD₅、SS、N-N、TN和TP有著較高的去除率，并且投資省、運行費用低、管理簡單、維護方便，有凈化污水、美化綠化環境和節約水資源的綜合效果（Ye等，2008；富立鵬，2009）。經化糞池預處理后的生活污水經調節池后進入地下滲濾場，污水中的COD去除率可達到85%以上，BOD 去除率可達到80%左右，N-N去除率可達到95%左右，P去除率可達到90%以上（王勇等，2010）。

以紅壤土作為填充土壤的地下滲濾現場中試系統，在2cm/d的水力負荷下處理農村生活污水，地下滲濾系統對COD、N-N、TP和TN的去除率分別達到84.7%、70.0%、98.0%和77.7%，出水COD、N-N、TP和總氮的平均濃度分別為11.7mg/L、4.0mg/L、0.04mg/L和4.7mg/L，達到建設部頒發的《生活雜用水水質標準》（CJ/T 48—1999）（張建等，2002）。上海寶山區羅店鎮遠景村、羅涇鎮牌樓村、顧村鎮沈宅村三套典型土壤滲濾系統實際工程出水COD、BOD₅、N-N、TP出水指標均滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）二級標準；COD和TP滿足（GB 18918—2002）一級B標準（任翔宇等，2012）。

南方某農村民居生活污水通過三格化糞池、格柵后流人土壤滲濾系統。根據工程工藝設計要求，其出水94.9%可穩定達到二級標準，69.1%達到一級B標準（段瑞鐘等，2012），噸水運行成本0.34元（段瑞鐘等，2012）。滲坑式土壤滲濾也被用于三格化糞池的糞水，對E.coli、COD_Cr、N-N等指標均有良好的凈化效果（宋偉民等，1997）。用多級土壤滲濾系統對集中型農村生活污水進行處理，且在江蘇宜興分水村建立了示范工程，該系統基建及運行費用低，處理效果好，對COD、N-N、TN、TP和SS的平均去除率分別為70% 、83%、59% 、76% 和94% ；出水水質可達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》的一級A標準（張洪玲等，2011）。

上海部分農村地區采用改良型化糞池/地下土壤滲濾系統組合工藝處理農村生活污水，通過對構筑物的改進設計以及參數的合理選取，取得了較好的處理效果，出水水質達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）的一級B標準。系統運行穩定，處理效果好，操作簡單，維護成本低，占地面積小，對于農村地區生活污水治理具有推廣應用價值，噸水運行費為0.1～0.2元/噸（閆亞男，2011）。

在國外，尤其在日本、泰國和印度尼西亞已經研究應用多級土壤滲濾系統處理各種類型的廢水。

（2）“FILTER”污水處理系統

澳大利亞科學和工業研究組織（CSIRO）的專家于最近幾年提出一種“FILTER”（filtration and irrigation land treatment and effluent reuse，過濾、土地處理與暗管排水相結合的污水再利用系統，見圖1-1）污水處理新技術（蘇東輝，2005）。這是一種新開發的可持續全年運行的污水處理技術，其目的主要是利用污水進行作物灌溉，通過灌溉土地處理后，再用地下暗管將其匯集和排出。該系統可以滿足作物對水分和養分的要求，同時降低污水中的氮、磷等元素含量，使之達到污水排放標準。其特點是過濾后的污水都匯集到地下暗管排水系統中，并設有水泵，可以控制排水暗管以上的地下水位以及處理后污水的排出量。

FILTER主要的目標是要減少出水中的氮、磷含量使其滿足EPA的限值。FILTER使用營養豐富的污水種植農作物并結合土壤滲濾，最終匯集到一個密集的地下排水系統，如圖1-1所示。該過濾系統在植物活動較低的時期或者降雨量較大時仍然具有污水處理的能力。排水管位于約1.2m深的位置，間隔為5～10m。該系統需要設法提供最優條件適合作物生長和污染物去除，同時保持所需的排水流量。

澳大利亞CSIRO與中國水利水電科學研究院和天津市水利科學研究所合作，曾在天津市武清縣建立試驗區，試驗總面積2hm²，暗管埋深1.2m，兩種處理的暗管間距為5m和10m，引取北京市初級處理后的污水和沿程匯集的鄉鎮生活污水，灌溉小麥。試驗表明，97%～99%的磷通過土壤及作物的吸收而被除去，總氮的去除率達83%～86%，BOD₅的去除率為93%，COD的去除率為75%～86%。在大同市陽高縣也曾進行FILTER系統試驗研究，在0～30℃運行，對作物產量影響不大，對污水中污染物的處理效果明顯（李海軍，2006）。

“FILTER”系統對生活污水的處理效果好，其運行費用低，特別適用于土地資源豐富、可以輪作休耕的地區，或是以種植牧草為主的地區。該系統實質上是以土地處理系統為基礎，結合污水灌溉農作物。人們擔心長期使用污水灌溉后污水中的病原體進入土壤，污染農作物。但根據大量調查和試驗表明，土壤—植物系統可以去除污水中的病原體。為慎重起見，國內外一致認為，處理后的城市污水適宜灌溉大田作物（旱作和水稻）。因為大田作物的生長期長，光照時間長，病原體難以生存；而蔬菜等食用作物，生長期短，有的還供人們生食，則不宜采用污水灌溉（曾令芳，2001）。

（3） 美國土地處理分散式污水處理技術

20世紀90年代后期，分散式污水處理設施在美國開始被廣泛使用，目前1.15億套住宅中有近23%的住戶使用了該系統。分散式污水處理設施由簡單的戶外污水坑、化糞池等逐漸演變到今天較為先進的處理單元，目前大致有3類分散污水處理單元可供小型社區選擇，分別代表了污水傳輸、處理或排放的基本方法（郝曉地等，2008）。

①利用土壤作為處理載體和排放載體的自然系統，包括土地處理、人工濕地和地下滲濾系統。另外，也包括一些污泥和化糞池污泥處理系統，如污泥干化場、攤撒地面和污泥池等。

②選用埋深較淺的輕質塑料管收集系統，與傳統的重力排水管相比，其接頭數更少、施工難度更小。這包括壓力、真空和小管徑重力排水系統。

③利用復雜的生物和物理過程的傳統處理系統，以各種池體、水泵、鼓風機、旋轉機械和其他機械作為一個處理整體，這些處理中包括微生物的懸浮生長、固定生長以及二者的混合形式。這些系統還包括一些可供選擇的污泥和化糞池污泥處置系統，如消化池、脫水、壓縮和合適的排放方法。

1.2.1.4　穩定塘

穩定塘是經過人工適當修整的土地，設圍堤和防滲層的污水池塘，主要依靠自然生物凈化功能使污水得到凈化的一種污水處理技術（高廷耀等，2007）。按塘內溶解性有機碳（dissolved organic carbon，DOC） 含量和優勢微生物群體可分為厭氧塘、兼性塘、好氧塘和曝氣塘。厭氧塘作為預處理，除去有機負荷改善污水的可生化性，兼性塘主要去除BOD₅，好氧塘主要是由好氧細菌起凈化水體有機物和殺滅病菌的作用，曝氣塘利用鼓風曝氣或機械曝氣使塘內保持好氧狀態，不必依靠陽光和風力作用，不同類型穩定塘設計參數見表1-3。

傳統穩定塘優點是運行、維護費用低，系統基本不耗能；可利用地形，節省投資；無需對污泥進行處理；可實現污水資源化。但其處理效果受天氣影響大；有機負荷較低，占地面積大；易于散發臭氣、滋生蚊蠅（付融冰等，2006）等。近期也出現了很多新型塘和組合塘工藝，如高效藻類塘、水生植物塘、多級串聯塘和高級綜合塘等，進一步強化了穩定塘的優勢。高效藻類塘是由美國的Oswald提出并發展的，它最大限度地利用了藻類產生的氧氣，充分利用菌藻共生關系，能高效去除污染物（Oswald，1978；周律等，2008）。目前高效穩定塘在以色列、摩納哥、法國等國都有研究和應用，可以用大量繁殖菌藻的方式進行污水凈化、再生和副產藻類蛋白。試驗表明高效藻類塘對COD的平均去除率達到70%，對N-N的平均去除率大于90%，對TP和磷酸鹽的去除率約為50%（黃山松，2008）。

李旭東等采用高效穩定塘處理太湖地區農村生活污水，COD、N-N和TP的平均去除率分別達到70%、93%和55%（李旭東等，2006）。陳鵬等采用高效穩定塘處理城市生活污水，COD、BOD₅、N-N和TP的平均去除率分別達到75%、60%、91.6%和50%。目前，德國和法國分別有各類穩定塘3000座和2000座，而美國已有各類穩定塘上萬座。特別，在我國缺水干旱地區，穩定塘是實施污水資源化利用的有效辦法，近年來逐漸成為我國著力推廣的一項技術。

1.2.1.5　凈化沼氣池

生活污水凈化沼氣池由傳統的化糞池演變而來，是一種處理分散生活污水的裝置，均采用二級厭氧消化—兼氧濾池等后處理措施的處理模式，可用于農村沒有污水收集或管網不健全的農村、民俗旅游村、公共廁所和單獨的大型建筑等地。在中國農村生活污水處理的實踐中，最通用、節儉、能夠體現環境與社會效益結合的生活污水處理方式就是厭氧沼氣池，它將污水處理與資源化利用有機結合，實現了污水的資源化（曾令芳，2001）。

凈化沼氣池設計要點具體如下。

①采用凈化沼氣池，應保證冬季地下水溫保持在5～9℃以上，或在池體上部建造溫室，在池體周圍加炕道等增溫保溫措施以輔助升溫。

②凈化沼氣池功能區應包括：預處理區、前處理區和后處理區。預處理區設置格柵、沉砂池，格柵間隙取1～3cm為宜。前處理區為厭氧池，混合污水收集的前處理區為一級厭氧消化，糞污單獨收集的前處理區為二級消化。前處理區厭氧池有效池容占總有效池容的50%～70%。前處理區可放置軟性或半軟性填料，填料的容積應占總池容積的15%～25%。后處理區應用上流式過濾器，各池與大氣相通，各段間安放聚氨酯泡沫板作為過濾層。通常每4～5年應更換聚氨酯過濾泡沫板，每10年應更換軟填料（閔毅梅，2003）。

③凈化沼氣池內污泥隨發酵時間的延長而增加，1～2年需清掏一次。凈化池所產沼氣應收集利用，用戶應嚴格按照《農村家用沼氣發酵工藝規程》（GB 9958—1988）中規定使用沼氣。

沼氣池與UASB等厭氧技術相比，在農村地區有著不可比擬的經濟優越性（中國科學院可持續發展戰略研究組，2008），截止2008年，我國農村沼氣池總量已超過3000萬口（農業部，2008），我國農村戶用沼氣技術的推廣與應用，在技術和數量方面均處于國際領先地位（熊承永，1998）。

在越南河內，凈化沼氣池是主要的生活污水分散處理方式之一，有1000個生活污水凈化沼氣池在運行，其中折流式沼氣池和厭氧濾池相結合的模式是最佳模式（Anh等，2002）。

1.2.1.6　小型一體化設備

一體化污水處理設備是以生化反應為基礎，將預處理、生化、沉淀、消毒、污泥回流等多個功能不同的單元有機地結合在一個設備中。一體化污水處理設備迄今已有30多年的歷史，目前日本、歐美等國家已將其廣泛應用于生活污水處理中。我國在這方面也取得了較大的成績，設備采用的工藝從原來單一的活性污泥法、生物膜法等逐漸發展到多種方法結合的復合工藝。一體化污水處理設備具有資金投入低、空間占用少、處理效率高、管理方便等諸多優點，在農村地區具有廣闊的發展前景和不可替代的優勢。

適用于農村分散污水處理的一體化系統沒有固定的模式，多是采用接觸氧化法、SBR改進工藝、A/O或A²/O工藝，膜處理工藝（MBR）等（Ren，2010）或其組合工藝，根據水質類型進行設計。

日本研究的一體化裝置主要采用厭氧—好氧—二沉池組合工藝，兼具降解有機物和脫氮的功能，其出水BOD₅<20mg/L、TN<20mg/L（李兵第，2010）。近年來開發的膜處理技術，可對BOD₅和TN進行深度處理。歐洲許多國家開發了以SBR、移動床生物膜反應器、生物轉盤和滴濾池技術為主，結合化學除磷的小型污水處理集成裝置。

賈小競等（2011）自主設計的綜合厭氧生物濾池與好氧接觸氧化工藝的一體化裝置可進行低濃度農村生活污水的中試處理研究，在 HRT 7.5h，DO 3mg/L的條件下系統對COD、N-N、TN和TP的去除率分別為69.4%、84.0%、71.0%和20.9%，相應的出水濃度均可滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）的二級標準。該裝置抗沖擊負荷能力強、操作簡便，在運行過程中基本無剩余污泥產生，且處理成本僅有0.22元/m³，在農村生活污水的分散式處理領域具有很好的應用前景。

白曉龍等（2011）將折流式厭氧反應器、厭氧生物濾池、生物接觸氧化等處理工藝有機結合為一體，設計了一體化農村生活污水處理工藝，以南通市新農村建設示范區為研究對象，開展了一體化生活污水處理示范工程研究。該工藝處理出水COD、N-N、TP達到了《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）的一級B標準，對農村生活污水的處理具有一定的示范作用。

（1）地埋式生物濾池

該工藝設施埋在地下（宋麗等，2013），一般情況下不需要動力進行提升，只是在處理戶數較多（埋管較深）時需要設泵進行廢水一次提升。主要是先通過厭氧反應去除部分污染物，然后利用生物濾池中的填料為微生物提供載體，并投入生物激活劑加速微生物生長速率，提升微生物的降解速率，利用填料及其上的微生物去除污染物，并利用排放池跌水充氧對污染物進行深度降解，達到排放標準后排入河道內。其基本原理是生活污水在化糞池中經過沉淀、厭氧處理后與廚余廢水以及洗滌廢水共同進入調節池，進行勻質調節、沉淀和水解酸化反應，然后進入生物濾池中，在濾料中存在大量的厭氧和好氧微生物，通過它們對污水中污染物進行生物分解；同時污染物通過填料的物理化學吸附、絡合、氧化還原、離子交換等作用去除。大分子有機物首先被分解為小分子有機物，最終被分解為二氧化碳；有機氮首先被轉化為氨氮，氨氮通過硝化和反硝化的過程形成氮氣逸出；磷則被濾料物理化學吸附，截留在濾料中，通過適當排泥和反沖洗排出。生物濾池工藝流程及結構見圖1-2和圖1-3。

對實際應用的某生物濾池實際運行效果監測表明，處理55戶農戶，規模為18m³/d，占地面積125m²，成本為每戶3350元，能達到《上海市農村生活污水處理工程標準出水水質暫行規定》的水質達標要求。出水水質為COD≤30mg/L、BOD₅≤6mg/L、N-N≤6.6mg/L、P≤0.58mg/L（宋麗等，2013）。

（2）地埋式一體化濺水充氧生物濾池（圖1-4）

該濾池以A/O工藝為基礎，構筑了低動力、高效率的污水處理裝置，采用地埋式一體化生物濾池工藝處理農村生活污水。該工藝通過設置前置缺氧池進行反硝化脫氮，通過拔風和濺水來強化充氧效果，實現了碳氧化及硝化。中試結果表明，該工藝的COD、N-N、TN和TP的平均去除率分別達63.1%、92.2%、68.6%和47.5%，出水水質達到了《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）的一級A標準（N-N、TN和TP）或一級B標準（COD），該工藝具有節能、高效和簡易的特點，適于在居住分散的農村地區推廣（金秋等，2011；曹大偉等，2009）。濺水充氧生物濾池的充氧效果受濺水盤間距、水力負荷及溫度的影響，整個充氧效果主要在第一級濺水盤獲得，當水力負荷為5.33m³/（m²·d）、濺水盤間距為15cm時，濺水盤的充氧效果最好。濺水充氧效果隨溫度的降低而上升。生物濾池內部的DO濃度在冬、夏兩季均大于5.0mg/L，并隨溫度的降低而上升，采用兩級濺水的充氧方式，能夠滿足生物濾池內部微生物對氧氣的需求即拔風濺水充氧能夠滿足生物濾池對氧氣的需求（金秋等，2011）。

（3）一體化高效濾池（圖1-5）

曾應用于蘇中地區農村生活污水處理，污水經粗格柵后進入預沉調節池，預沉調節池前端設沉淀區，通過沉淀去除污水中的部分懸浮物和砂粒，在調節池中調節均質后（將好氧濾池混合液回流至調節池）經提升泵進入缺氧濾池進行反硝化，再自流進入除磷濾池，污水中的磷與除磷濾料中的化學物質進行反應而去除，污水再自流進入好氧濾池，為進行反硝化，混合液回流至調節池，出水經生物濾池過濾后達標排放。定期對各濾池進行空氣反洗，反洗后濾池內的污水重力排至預沉調節池沉淀段，沉淀污泥定期外運。常州市武進區雪堰鎮繡衣村采用了該項技術。流程中各工藝單元集成于一體化設施，布置較緊湊；脫氮除磷效果較好；可采用先進可靠的現場PLC控制，運行管理簡單，只需簡單的現場維護。該系統投資成本為6000～8000元/m³左右（不含管網費用），運行維護成本約為0.5～0.8元/m³。適用于排放要求較高的分散處理系統，污水處理規模為10～200m³/d。該技術戶平均建設成本約為1800～3000元（不含管網），設備運行費用主要是水泵提升消耗的電費，約為0.2～0.5元/m³。有地勢落差的村莊可利用自然地形落差，減少或不用水泵提升設備；主要處理構筑物基本為封閉式，衛生條件較好。該技術適用于污水處理規模<200m³/d的村莊（阮曉卿等，2012）。

1.2.1.7　JOHKASOU（凈化槽）處理系統

近年在日本，生活污水的污染負荷約占封閉性水域污染總負荷的60%，封閉性水域的富營養化態勢引起了日本環境界的高度重視（閔毅梅，2003）。

日本農村污水處理協會研制出一系列適合于農村分散生活污水應用的污水處理設備“JOHKASOU”凈化槽，其形式多種多樣，規格分布為5～2000人型，適用范圍較廣（田娜，2004）。設計了15種不同型號的凈化槽污水處理裝置，主要采用物理、化學與生物措施相結合的處理過程，取得了很好的效果。這15種不同型號的凈化槽主要分為兩大類：一類采用生物膜法，污水通過附有微生物的濾層，通過生物膜后可使污水中的BOD₅下降到20mg/L以下，SS下降到50mg/L以下，TN在20mg/L以下；另一類是采用活性污泥法，污水通過微生物的氧化作用，可使BOD₅下降到10～20mg/L，SS下降到15～50mg/L，COD下降到15mg/L以下，TN下降到10～15mg/L以下，TP下降到1～3mg/L以下。

凈化槽工藝步驟集中在一個槽內完成，主要依靠物理和生化處理相結合的方法，通過微生物分解、物理沉淀和化學絮凝反應來削減污水中的污染物，各步驟之間用隔板隔開。凈化槽處理工藝流程如圖1-6所示。

安吉縣山川鄉續目村引進日本凈化槽技術在中國浙江農村污水處理中應用，探索凈化槽技術在浙江農村地區的推廣應用前景。膜式凈化槽污水處理系統應用先進的浸沒式平板膜組件，采用MBR工藝，實現對污水中有機物、氮和磷營養鹽類的有效去除。正常工況條件下，監測結果表明，處理系統對COD、BOD₅、N-N、TP和懸浮物的平均去除率分別為83.6%、84.5%、97.9%、94.1%和93.9%。膜式凈化槽系統處理出水水質好且穩定，可直接回用，適宜對水質要求較高和經濟條件較好的地區選用。

1.2.1.8　其他形式的分散污水處理技術

其他形式的分散污水處理技術也多是采用生物生態方法為主，但多數處于實驗室研究階段。如采用0.9～1mm厚的竹子段作為填料裝填在厭氧折流板反應器中處理分散農村生活污水，HRT 48h時TCOD去除79%，總細菌數去除77.3%（Feng，2008）。三階段分段進水—跌水充氧生物膜工藝處理農村污水，COD和N-N去除率可達80%和90%，但P去除效能低（Liang，2010）。

也有嘗試使用光伏電池利用太陽能進行曝氣供應一體式氧化溝進行分散污水處理，可以去除88% COD、98% N-N、70% TN和83% TP（Han等，2013）。

對美國和加拿大20個分散污水處理裝置脫氮效能調研表明，單池砂濾池—反硝化生物反應器脫氮效果好，出水TN<10mg/L（Oakley等，2010）。

瑞士專家曾測定評估部分實際農村分散污水處理設施的處理效能并和集中式污水處理廠進行了比較，采用SBR和滴濾床時COD去除率大于90%，采用蘆葦床和砂濾床時COD去除率達80%～90%；但氮磷的去除波動較大，為10%～70%（表1-4）；當采用厭氧MBR-好氧MBR處理4人分散戶產生的生活污水時，采用污泥回流至厭氧MBR，可去除90%的N和70%的P（Abegglen，2008）。

近年來，在美國、加拿大、英國和澳大利亞等國家出現了一種叫“LIVING MACHINE”的生態系統，該技術基礎是采用多種生物形式在人工裝置中，建立新的物種聯系，從而進行污水凈化處理，主要用于工業和生活污水的處理。加拿大多倫多市BODY SHOP工廠內建有這樣一個處理系統，它的設計和施工的原則均是利用自然生態系統進行污水凈化，將很多種類的動植物集中在一起，使之形成一個連續反應的封閉循環系統，包括細菌、藻類、植物、蝸牛和魚，使污染物在連續的食物鏈中得以削減，具有美觀、耐用、體積小和費用低的優點（張文雷，1999）。

蚯蚓生態濾池是最新發展起來的一項生態污水處理技術，它是利用蚯蚓和微生物的協同共生作用，使蚯蚓生態濾床具有污水污泥同步高效處理的能力，由布水器、濾料床和沉淀室構成。該工藝已在法國、智利和我國上海成功進行了中試試驗和生產性規模的應用。蚯蚓生態濾池對COD去除率達83%～88%，BOD₅去除率達91%～96%，SS去除率達85%～92%，N-N去除率達55%～65%，TP去除率達35%～65%（楊健，2001）。該工藝運行管理簡單方便，并能承受較強的沖擊負荷；通過蚯蚓的運動疏通和吞食增殖微生物，解決了傳統生物濾池所遇到的堵塞問題，處理系統基本不外排剩余污泥，其污泥產率大幅度低于普通活性污泥法（李軍狀等，2009）。

最近20年，在小型及分散式污水處理系統的設備方面，較為顯著的變化是新技術和硬件發展以及采用新設備后傳統技術的再利用，主要涉及改良的化糞池系統、高負荷厭氧處理、可供選擇的污水收集技術、水體處理系統、人工濕地和土壤處理系統等（郝曉地等，2008）。

1.2.2　城鎮污水處理技術國內外研究及應用

中小城鎮的人口規模、自來水普及率和工農業發展的結構水平，決定了中小城鎮的污水排放量大都在3000～50000m³/d的規模范圍內，其中50%以上是生活污水，工業廢水以農產品加工的廢水為主，水中基本上不含重金屬和有毒有害物質，但氮和磷的含量較高，水量、水質波動較大（張克峰等，2005）。大部分中小城鎮的城鎮污水性質相差不大，一般COD<500mg/L，pH=6.5～7.5，BOD₅<250mg/L，N-N<30mg/L，TP<4mg/L，SS<500mg/L，色度（稀釋倍數）<100倍，可生化性好（朱靜平等，2002）。

目前，國內外中小城鎮污水處理廠普遍采用的典型工藝有普通活性污泥法、氧化溝法、AB法和A-A-O法等活性污泥法，生物接觸氧化法、曝氣生物濾池法等生物膜法，以及穩定塘和人工濕地等生態處理工藝。主要工藝介紹如下。

1.2.2.1　氧化溝法

氧化溝利用連續環式反應池（cintinuous loop reator，CLR）作生物反應池，混合液在該反應池中一條閉合曝氣渠道內進行連續循環，氧化溝通常在延時曝氣條件下使用。氧化溝使用一種帶方向控制的曝氣和攪動裝置，向反應池中的物質傳遞水平速度，使被攪動的液體在閉合式渠道中循環。

氧化溝一般由溝體、曝氣設備、進出水裝置、導流和混合設備組成，溝體的平面形狀一般呈環形，也可以是長方形、L形、圓形或其他形狀。

氧化溝法具有較長的水力停留時間，較低的有機負荷和較長的污泥齡，相比傳統活性污泥法，可以省去調節池，初沉池，污泥消化池，有的還可以省去二沉池。氧化溝能保證較好的處理效果，這主要是因為巧妙結合了 CLR 形式和曝氣裝置特定的定位布置，使氧化溝具有獨特水力學特征和工作特性。

（1）常用的氧化溝類型

Carrousel型氧化溝是20世紀60年代由荷蘭DHV公司研制成功的，當時開發這一工藝的主要目的是尋求渠道更深、效率更高和機械性能更好的系統設備，來改善和彌補當時流行的轉刷式氧化溝的技術弱點（Crabtree等，1993）。它是一個多溝串聯的系統，進水與活性污泥混合后在溝內做不停的循環流動，Carrousel 氧化溝采用垂直安裝的低速表面曝氣機，每組溝渠安裝一個，均安裝在同一端，因此形成了靠近曝氣器下游的富氧區和曝氣器上游以及外環的低氧區，這不僅有利于生物凝聚，還使活性污泥易于沉淀。立式低速表曝機單機功率大，設備數量少，在不使用任何輔助推進器的情況下氧化溝溝深可達到5m以上，較傳統的氧化溝節省占地10%～30%，工程費用相應減少，由于采用立式低速表曝機有很強的輸入動力調節能力，而且在調節過程中不損失其混合攪拌功能，節能效果明顯，一般情況下，表曝機的輸出功率可以在 25%～100%的范圍內調節，而不影響混合攪拌功能和氧化溝渠道流速。DHV 公司新開發的雙葉輪卡魯塞爾曝氣機，上部為曝氣葉輪，下部為水下推進葉輪，采用同一電機和減速機驅動，其動力調節范圍可達 15%～100%，調節范圍較標準表曝機擴大 10%，其動力效率為1.8～2.3kgO₂/（kW· h），傳氧效率在標準狀態下達到至少2.1kgO₂/（kW·h）。

傳統的Carrousel型氧化溝不具備脫氮除磷功能，若在溝內增設缺氧區，則可在單一池內實現部分反硝化作用。若在溝前增設厭氧池，則形成厭氧卡魯塞爾氧化溝 A-O工藝，該工藝可提高活性污泥的沉降性能，有效抑制活性污泥膨脹，同時為生物除磷提供了先進行磷的釋放，后進行磷的過度吸收的環境條件，可使磷的去除率達到75%以上，但對脫氮效果一般。因此，為實現對氮去除的需要，又出現了卡魯塞爾 2000、卡魯塞爾 3000 等更高標準的反硝化脫氮工藝，其突出的優點是可實現硝化液的高回流比，達到較高程度的脫氮率，同時無需任何回流提升動力（USA EPA，2002）。

Orbal氧化溝，即“0，1，2”工藝，由外到內分別形成厭氧、缺氧和好氧三個區域，采用轉碟曝氣。由于從內溝（好氧區）到中溝（缺氧區）之間沒有回流設施，所以總的脫氮效率較差。在厭氧區采用表面攪拌設備，不可避免地會帶入相當數量的溶解氧，使得除磷效率較差（沈云新等，2000）。

DE型氧化溝為雙溝交替工作式氧化溝，由池容完全相同的兩個氧化溝組成，兩溝串聯運行，交替地作為曝氣池和沉淀池，不單獨設二沉池。為了達到脫氮目的，在D型氧化溝的基礎上又發展了半交替工作式的DE型氧化溝。該溝設有獨立的二沉池和回流污泥系統，兩溝交替進行硝化和反硝化。D型氧化溝的缺點主要是曝氣設備利用率低、池容積利用率低。T型三溝式氧化溝集缺氧、好氧和沉淀于一體，兩條邊溝交替進行反應和沉淀，無需單獨的二沉池和污泥回流，流程簡潔，具有生物脫氮功能。由于無專門的厭氧區，因此，生物除磷效果差。而且，由于交替運行，總的容積利用率低，約為 55%，設備總數量多，利用率低。

美國環境保護署（EPA）對不同生物處理工藝的基建和運行費用分析比較表明，當處理規模分別為3785m³/d和 37850m³/d時，氧化溝污水處理廠的基建投資分別為傳統活性污泥法的50%和80%，規模較小時，其運行費用也更低。因此，氧化溝工藝被美國EPA列為革新替代技術（I/A技術），在美國已建成9200多座，（WEF，1998）。在我國，氧化溝工藝以其經濟簡便的突出優勢已成為中小型城市污水廠的首選工藝。

Modified Ludzack-Ettinger（MLE）工藝（見圖1-7）是在氧化溝的好氧段加入厭氧段以達到脫氮的目的。

（2）氧化溝應用

位于美國亞利桑那州卡薩格蘭德市的污水回收設施于1996年2月開始運作。處理規模為15142m³/d，使用的是在氧化溝好氧段前加厭氧段以達到脫氮的效果。平均月進水BOD₅、TSS和TN分別為226mg/L、207mg/L和35.4mg/L，出水BOD₅、TSS、N-N和N-N可以分別達到10mg/L、15mg/L 、1.0mg/L和5.0mg/L。

位于美國瑪莎葡萄園島的馬薩諸塞州埃德加敦污水處理廠采用兩組Carrousel氧化溝處理污水，冬季處理污水量757m³/d，夏季處理2839m³/d，月平均進水BOD₅、TSS和TN分別為238mg/L、202mg/L和27.1mg/L，出水可分別達到3.14mg/L、5.14mg/L和2.33mg/L。

氧化溝池型具有獨特之處，兼有完全混合和推流的特性，且不需要混合液回流系統，但氧化溝采用一般機械表面曝氣，水深不宜過大，充氧動力效率較低，能耗較高，占地面積較大。

1.2.2.2　AB法

AB法工藝是在傳統的兩段曝氣基礎上發展起來的，但有了較大的突破，它是20世紀70年代中期由原聯邦德國亞深大學賓克教授發明的高級活性污泥法（郭茜等，1998）。AB法由A段——吸附絮凝段和B段——生物氧化段兩個曝氣池串聯而成。各段形成各自的污泥系統和各自不同的微生物群落，A段采用極高的有機負荷［>2kgBOD₅/（kgSS·d）］和很短的泥齡（0.3～0.6d）進行，細菌的生長速度是相同負荷傳統活性污泥法的10～20倍，細菌活性要高出40%～50%，所以出現了生物吸附而迅速降解有機物的效果，污水在A段的停留時間只需約0.5h，BOD₅去除率可達到40%～70%，由于A段不需大量供氧，大大節約了能源，被A段削減了有機物的污水進入B段活性污泥法處理時，在低負荷［0.1～0.22kgBOD₅/（kgSS·d）］和長泥齡下進行，為有機物的氧化降解和硝化創造了很好的環境條件。

AB法工藝在A段曝氣池后雖然增加了中間沉淀池，但這種工藝不需設初沉池，在工程構筑物的布置上沒有增加復雜性。該法對有機物、氨氮有較高的去除率，適用于處理濃度較高、水質水量變化較大的污水，通常要求進水BOD₅≥250mg/LAB法才有明顯的優勢。

目前，AB工藝以其投資省、運行費用低、處理效率高及運行穩定等優良特性而成為近十年來在污水處理領域中發展最快的城市污水處理工藝。AB法作為一種具有脫氮除磷功能的新型污水生物處理技術，也正得到越來越深入的研究。如奧地利的Salzburg 污水廠在A段和B段的污泥負荷分別為4～7kgBOD₅ /（kg·d）和0.1～0.4kgBOD₅/（kg·d）的條件下，將B段以A / An / O /An 、A / An/O 及UCT 等方式運行，均使處理出水達到氮排放要求。因此，通過對AB工藝的B段略做改進即可達到脫氮的目的和要求。但不足的是尚難達到磷的出水要求，即使在進水中投加經厭氧發酵的污泥上清液以增加短鏈揮發性脂肪酸（VFA）也不能得到滿意的結果。為此，奧地利維也納技術大學的科技人員通過對AB工藝的研究，提出一種實現充分脫氮除磷效果的AB法改進工藝，稱ADMONT工藝（沈耀良，1997）。奧地利的ADMONT / HALL 污水處理廠規模為1065m³/d，原先采用傳統的活性污泥法工藝；為滿足處理出水中N-N<5mg/L、TP<1.0mg/L的要求，馬歇爾等將該廠原有工藝改造成為AB工藝，同時發現，改造后的AB工藝B段中因中間池水力負荷較高而使中間池污泥進入B段并與二沉池回流污泥混合，形成一種具有很強的硝化和反硝化能力的混合污泥，導致B段發生高效的反硝化作用。在此基礎上，他們將B段的部分污泥回流到A段，同時也將A段的污泥部分回流到B段，以在A、B段中均形成一定比例的混合微生物群體，即在A段和B段中均有硝化和反硝化菌同時存在，從而實現高效的脫氮效果；這種由奧地利能源及環境SGP 公司和維也納技術大學在ADMONT污水廠開發的新工藝，也稱混合型ADMONT工藝，N-N去除率高達99.8%，出水<0.2mg/L（沈耀良，1997）。德國Eitner等在一個處理水量為1470m³/d 的小型污水處理廠中，將原有容積為49m³/d的曝氣沉砂池改建成A段曝氣池，將容積為2m³/d的初沉池改為中沉池，另建一套污泥回流系統構成A段，其污泥負荷為4.2kgBOD₅ /（kg·d），污泥濃度為1450mg/L；同時將原有的曝氣池和二沉池作為B段，污泥負荷為0.2kgBOD₅ /（kg·d），污泥濃度為2500mg/L，也實現了氮的有效去除。

1.2.2.3　序批式活性污泥法

序批式活性污泥法（SBR）工藝是通過時間上的交替來實現傳統活性污泥法的整個運行過程，它在流程上只有一個基本單元，將調節池、曝氣池和二沉池的功能集于一池，進行水質水量調節、微生物降解有機物和固、液分離等，1979年由美國諾羅丹大學的Irvine教授提出SBR的名稱（Irvine等，1977），并嘗試在實際工程中應用。經典SBR反應器的運行過程為：進水→曝氣→沉淀→潷水→待機。

SBR工藝的優點有：a.沉淀性能好；b.有機物去除效率高；c.提高難降解廢水的處理效率；d.抑制絲狀菌膨脹；e.可以除磷脫氮，不需要新增反應器；f.不需要二沉池和污泥回流，工藝簡單。

近幾年來，已發展成多種改良型，主要有傳統 SBR 法、ICEAS 法、CAST 法、Unitank法和 MSBR 法。

（1）傳統SBR法

傳統SBR法反應是在同一容器中進行。在同一容器中進水時形成厭氧（不曝氣）、缺氧，而后停止進水，開始曝氣充氧，完成脫氮除磷過程，并在同一容器中沉淀，再通過撇水器出水完成一個周期。這種方法與以空間進行分割的連續流系統有所不同，它不需要回流污泥，也無專門的厭氧區、缺氧區和好氧區，而是在同一容器中，分時段進行攪拌、曝氣、沉淀，形成厭氧、缺氧、好氧過程。這種方法總容積利用率低，一般小于50%，因此適用于中、小型污水處理廠（程曉茹，2005）。

（2）ICEAS 法及 CAST法

ICEAS和CAST工藝即連續進水、間歇操作運轉的活性污泥法。與傳統 SBR 法不同之處在于通過設置多座池子，盡管單座池子為間歇操作運行，但使整個過程達到連續進水和出水。其進水、反應、沉淀、出水和待機在一座池子中完成，常用四座池子組成一組，輪流運轉，間歇處理。ICEAS法優點是可在一組池中完成脫氮和去除BOD₅的全過程，但每座池子都需安裝曝氣設備、沉淀的潷水器及控制系統，排水間歇，水頭損失大，設備的閑置率較高、利用率低，設備投資大，自動化程度要求相當高（Ouyang，等，1995）。目前，國內昆明第三污水處理廠采用了ICEAS工藝，設計規模為15×10⁴m³/d。

浙江金華污水處理廠、揚州市污水處理廠以及銀川市第一污水處理廠都采用CAST工藝，規模為（8～10）×10⁴t。銀川市第一污水處理廠處理后的達標污水可用于農灌，污泥經無害化處理后用于農肥。

（3）Unitank 法

Unitank工藝，又稱單池系統，是SBR法的一種變形，20世紀80年代后期由比利時史格斯（Wespelear Sehgers）公司開發，并擁有專利權。由三個矩形池組成，三個池水力相通，每個池內均設有供氧設備，在外邊兩側矩形池設有固定出水堰和剩余污泥排放口（Zhang等，2007）。中間池連續曝氣，兩側池內間斷曝氣，交替作為沉淀池和類似三溝曝氣池。三個池交替地在缺氧、好氧和沉淀狀態下工作，通過自控程序，控制曝氣器運轉和改變進水點可使池中發生硝化和反硝化作用，在去除BOD、SS的同時，達到生物脫氮的目的。其優點是不需回流、無二沉池、布置緊湊、占地面積小。但由于無專門的厭氧區，因此生物除磷效果差，其總容積利用率為 67%。目前澳門凼仔污水處理廠采用該工藝，設計規模為7×10⁴m³/d，處理效果良好，但該廠不要求脫氮除磷。

（4）MSBR 法

MSBR法（Bodik等，2002；Allantal等，1999）是一種改良型序批式活性污泥法，是20世紀80年代后期發展起來的，其專利技術由美國芝加哥附近的Aqua Aerobic System Inc 擁有。其實質是 A-A-O系統后接 SBR，是二級厭氧、缺氧和好氧過程，能夠連續進出水。因此，具有A-A-O生物除磷脫氮效果好和SBR的一體化、流程簡捷、不需二沉池、占地面積小和控制靈活等特點。缺點是需要污泥回流和混合液回流，所需潛污泵較多，總容積利用率僅為73%，而且其技術不是很成熟。

目前MSBR系統主要在北美和南美應用，在我國深圳市鹽田污水處理廠也采用了此種工藝。該廠近期處理規模為1.2×10⁵m³/ d，遠期規模為2.0×10⁵m³/d，污水為城市污水，MSBR系統單組設計規模為4×10⁴ t。其主體MSBR反應池包括7個單元，7個單元組合成1 座矩形池，尺寸為66.9m×57.8m×6.9（8.9）m。單元1、單元7分設于池兩邊，單元2、單元3、單元4、單元5 設于池中，單元6設于池的端側。其中單元1 和單元7是SBR 池，其功能是相同的，均起著好氧氧化、厭氧反硝化、預沉淀和沉淀作用。單元6 是好氧主曝池，單元2 是污泥濃縮池，其余單元則是厭氧池或是缺氧池，根據情況運行達到脫氮除磷的效果（李探微等）。

（5）水解—改進SBR工藝

水解—改進SBR工藝是中科院研究發明的一種污水處理工藝（張克峰等，2005），流程如圖1-8所示。

該工藝具有如下特點：a.水解池取代了傳統的初沉池，對各類有機物的去除率遠高于傳統的初沉池，從而有效降低了后繼構筑物的負荷；b.經過水解池處理后，污水中有機物的數量及理化性質均發生了很大變化，提高了污水的生化性，使污水更適于后繼的好氧處理，從而提高效率、降低能耗；c.水解酸化在處理水的同時，也完成了對污泥的處理，簡化了工藝流程；d.水解池對有機物有較高的去除率，后繼構筑物中污水停留時間大大縮短，能有效減少后繼構筑物的池容，降低能耗，從而達到降低投資成本，節約能耗的效果；e.由于緊湊布置占地面積相對其他工藝而言要小得多，占其他工藝占地面積的50%；f.運行穩定，功能劃分清晰，自動化程度高，且可不設污泥消化處理，便于操作管理。

水解—改進SBR工藝，投資約1000元/噸，運營成本在0.3元/噸，以一座40000t/d的污水處理廠來計算，投資可節省800萬元，可節省年運營費用200萬元，一座運營30年的污水處理廠光運營費用就可節省6000萬元（張勇等，2004）。因此水解改進SBR工藝，非常符合我國目前中小城鎮的現狀，值得推廣。

（6）周期循環活性污泥工藝

周期循環活性污泥工藝的設施非常簡單，在一個水池內便可完成曝氣、沉淀、排水過程，只是把水池分隔成預反應區和主反應區。污水連續進入預反應區，經過隔墻底部進入主反應區，在保證供氧的條件下，微生物將有機物分解，清水浮在水面，污泥沉到底部，然后通過可升降的潷水器完成排水過程（張克峰等，2005）。潷水器安裝在水池的上部，可以按照設計好的程序自動下降，均勻地將浮在上面的清水排出，最大限度地降低了排水對沉淀污泥的擾動。周期循環活性污泥法集曝氣、沉淀、排水功能于一體，省去了傳統的污泥回流設備，大大降低了建設費用。以一個10萬噸的污水處理廠為例，采用周期循環活性污泥法可減少占地面積35%，節省建設費用25%（孫鵬，2001）。由于采用這種方法能有效去除污水中有機碳源污染，而且具有良好的脫氮、除磷功能，因此出水水質好，能完全達到污水回用的要求。

（7）AAA^TM工藝

AAA^TM工藝（alternating aerobic and anaerobic completely mixed activated sludge，簡稱AAA工藝）是一種先進的城鎮污水處理新工藝。該工藝的核心是交替式厭氧好氧完全混合活性污泥處理技術（簡稱AAA—CMAS技術）（張克峰等，2005）。如圖1-9所示，通過連續自動監測生物反應池的溶解氧變動速率來實現曝氣系統的開啟和關閉，使污水在同一反應池內完成厭氧、好氧、脫氮和除磷過程。該工藝由計算機系統自動監控曝氣量和曝氣時間，使厭氧好氧、硝化反硝化過程發揮最大效率，在明顯提高處理效果的同時，顯著降低能耗。AAA^TM工藝特別適用于中小型城鎮污水處理和污水資源化工程。

（8）CWSBR工藝

CWSBR即恒水位序批式反應器，是德國GAA公司研究開發的一項新技術（王德河等，2009）。標準CWSBR處理單元模塊由3個部分組成：a.進水控制區；b.混合、反應、沉淀區；c.出水平衡區（見圖1-10） 。

CWSBR工藝通過柔性水力帆的往復運動調節反應池3個區域的體積，保持池內液面不變，在CWSBR單池內連續進出水，周期性地完成SBR工藝的充水、攪拌、曝氣（即缺氧、厭氧、好氧） 3個基本控制功能塊的任意組合，以及隨后的沉淀和潷水過程。可以根據進水水質，單個周期實現反應池的多次進水，并按照脫氮除磷各過程對有機底物、DO 的不同要求，最大限度上滿足微生物的需求。同時，使用恒水位潷水器進行潷水，在整個運行過程中，生化池內水面保持不變（孫煒寧等，2012）。

CWSBR工藝保留了傳統SBR 技術工藝簡單、控制污泥膨脹、處理效果好等優點，同時克服了傳統SBR工藝間歇、變水位運行的不足。該工藝具有處理效果好、運行費用低、工藝流程簡潔、土建方式靈活、運行管理方便、污泥穩定和適應寒冷地區運行條件等技術優勢（孫煒寧等，2012）。

1.2.2.4　傳統 A-A-O法

A-A-O系統一般采用推流式活性污泥系統，原污水首先進入厭氧區，兼性厭氧的發酵細菌將廢水中可生物降解的大分子有機物轉化為VFA類小分子發酵產物。聚磷菌可將菌體內積儲的聚磷鹽分解，釋放的能量可供專性好氧的聚磷菌在厭氧的“壓抑”環境下維持生存。另一部分能量還可供聚磷菌主動吸收環境中VFA類小分子有機物，并以 PHB形式在菌體內儲存起來。隨后廢水進入缺氧區，反硝化細菌就利用好氧區中經混合液回流而帶來的硝酸鹽，以及廢水中可生物降解的有機物進行反硝化，達到同時去碳和脫氮的目的（孟永進，2009）。厭氧區和缺氧區都設有攪拌混合器，以防污泥沉積。接著廢水進入曝氣的好氧區，聚磷菌除了吸收、利用廢水中剩余的可生物降解有機物外，主要是分解體內儲存的PHB，釋放能量可供本身生長繁殖，此外還可主動吸收周圍環境中的溶解磷，并以聚磷鹽的形式在體內儲存起來。這時出水中的溶解磷濃度已相當低。好氧區中的有機物經厭氧區、缺氧區分別由聚磷鹽和反硝化細菌利用后，濃度已相當低，這有利于自養的硝化細菌生長繁殖，并將 N硝化為N。非聚磷的好氧異養菌，雖然也能存在，但它在厭氧區中受到嚴重的壓抑，在好氧區又得不到充足的營養，因此在與其他微生物的競爭中處于劣勢。排放的剩余污泥中，由于含有大量能過量積儲聚磷鹽的聚磷菌，污泥中磷含量很高，因此與一般的好氧活性污泥系統比大大地提高了磷的去除效果（朱靜平等，2002）。

A-A-O工藝在系統上是最簡單的同步除磷脫氮工藝，總水力停留時間小于其他同類工藝，在厭氧（缺氧）、好氧交替運行的條件下可抑制絲狀菌繁殖，克服污泥膨脹，SVI 值一般小于100，有利于處理后污水與污泥的分離，運行中在厭氧和缺氧段內只需輕緩攪拌，運行費用低。由于厭氧、缺氧和好氧三個區嚴格分開，有利于不同類微生物菌群的生長繁殖，因此脫氮除磷效果非常好。目前，該法在國內外應用較為廣泛。但傳統 A-A-O工藝本身也存在著固有的缺點。脫氮和除磷對外部環境條件的要求是相互矛盾的，脫氮要求有機負荷較低，污泥齡較長，而除磷要求有機負荷較高，污泥齡較短，往往很難權衡。另外，回流污泥中含有大量的硝酸鹽，回流到厭氧池中會影響厭氧環境，對除磷不利。為了克服傳統A-A-O工藝的缺點，出現了多種改良型 A-A-O工藝（Boller等，1990）。

（1）UCT工藝

與A-A-O法相比，UCT工藝不同之處在于污泥先回流至缺氧池，而不是厭氧池，再將缺氧池部分混合液回流至厭氧池，從而減少了回流污泥中過多的硝酸鹽對厭氧放磷的影響。但是UCT工藝增加了一次回流，多一次提升，運行費用將有所增加（Ostgaard等，1997）。

（2）MUCT工藝

為了避免UCT工藝因兩套內回流交叉而使缺氧段的停留時間不易控制，也為了避免溶解氧自好氧段經缺氧段進入厭氧段，干擾磷的釋放，研發了MUCT工藝（改良性UCT工藝），與UCT工藝相比，將缺氧段一分為二，形成兩套獨立的內回流系統（Zhang等，2009）。

（3）A-A-A-O工藝

該工藝是在傳統A-A-O法的厭氧池之前設置回流污泥反硝化池，來自二沉池的回流污泥和10%左右的進水進入該池（另外90%左右的進水直接進入厭氧池），停留時間為20～30min，微生物利用10%進水中的有機物作碳源進行反硝化，去除回流污泥帶入的硝酸鹽，消除硝態氮對厭氧池釋磷的不利影響，保證除磷效果。該工藝簡易運行，可在厭氧池中分出一格作回流污泥反硝化池。

1.2.2.5　生物接觸氧化法

生物接觸氧化法的核心是接觸氧化池，通常采用二段式，池中充填供微生物附著的填料（Guo等，2000）。該工藝具有以下特點：a.生物接觸氧化池中裝有填料，微生物固著在填料上生長繁殖，單位容積的生物量大，處理能力高；b.水力停留時間短，污水與填料的總接觸時間為0.5～1.5h；c.該工藝不需污泥回流，節省能耗；不產生污泥膨脹；耐沖擊負荷能力強；d.設備較少，運行管理及維護簡單；產泥量少。

生物接觸氧化法作為低能耗、高效率、投資省的處理工藝，適于處理小城鎮污水（Guo等，2000）。1983年殷家堡污水處理廠利用生物接觸氧化工藝，建成了處理能力為10000m³/d的爐渣填料二段式接觸氧化處理系統。該處理工藝出水水質能達到活性污泥法二級處理水平，與普通活性污泥法相比，可降低基建投資的40%～50%，節省能耗約50%。

BIOLAK污水處理系統是生物接觸氧化法的改進工藝（Kui等，2007）。BIOLAK屬于脫氮除磷生化處理系統，采用低負荷活性污泥工藝和特殊的懸掛鏈式曝氣工藝，曝氣頭懸掛在浮筒鏈下，浮筒鏈橫跨一體化曝氣池兩岸，每條鏈可在一定區域運動，曝氣器的波動使其服務面積增大，使系統可以在低污泥負荷波浪式氧化工藝下運行，通過簡單的控制可在曝氣池中交替形成多重缺氧區和好氧區，形成多級A/O工藝，實現多級脫氮以促進硝化、反硝化的進行，使水中的污染物被微生物徹底吸收和分解，達到凈化水質的目的（劉智曉等，2006）。BIOLAK生化池懸掛鏈式曝氣器，池底無曝氣設備和構件，可以用土池加HDPE防滲膜修建，不必建鋼筋混凝土池，價格僅為傳統方法的50%左右。曝氣頭懸掛于懸鏈上，置于水深4～5m處，氣泡在向上運動過程中受到因懸鏈擺動而與水流產生的干擾，延長了氣泡在水中的停留時間，提高了氧轉移效率，減少了耗電量。BIOLAK工藝整體流程短，曝氣池與二沉池、除磷池成一體建設，占地較少（楊紅紅等，2005）。山東諸城市污水處理廠采用BIOLAK工藝，一期設計規模6.6×10⁴m³/d。其進水包含40%生活污水和60%工業廢水，設計進水COD 450mg/L，BOD₅200mg/L，SS 230mg/L，N-N 40mg/L，TP 5mg/L，出水達《污水綜合排放標準》（GB 8976—1996）一級標準。

BIOLAK工藝在國內外已有上百座污水處理廠的應用實例，技術成熟，已積累了豐富的實踐經驗。它可有效去除COD和BOD，并能脫氮除磷，出水水質好。該工藝既適應于城市污水的處理，也適應于工廠、企業的生產廢水處理，投資少，效率高，隨著該工藝設備的逐步國產化，將越來越適合中國國情，是應用較為廣泛的工藝之一（楊紅紅等，2005）。

1.2.2.6　生物濾池工藝

（1）曝氣生物濾池

曝氣生物濾池是一種膜法生物處理工藝，微生物附著在載體表面，污水在流經載體表面時，通過有機營養物質的吸附、氧向生物膜內部的擴散以及生物膜中所發生的生物氧化等作用，對污染物質進行氧化分解，使污水得以凈化（EPA，2000）。

生物膜的吸附作用主要是由于在生物膜的表面附著一層薄薄的水層，水中的有機物被生物膜所氧化（其濃度要比濾池進水中的有機物濃度低很多），當廢水在濾料表面流動時，有機物就會從流動的廢水中轉移附著在生物膜表面的水中去，被生物膜所吸附。空氣中的氧通過水進入生物膜。生物膜上的微生物在氧的參與作用下對有機物進行分解和微生物機體的新陳代謝，產生了二氧化碳等無機物，它們又沿著相反的方向，即從生物膜、附著水層、流動的廢水至傳輸到空氣中去。生物濾池中污水的凈化過程是很復雜的，包括污水中復雜的傳質過程。

生物膜是由微生物細胞組成的復雜混合物的微生態系統，細胞鑲嵌在胞外聚合物的基質中，并且附著在固體表面。生物膜發育形成的條件和時間序列大致為：a.有可用于聚居的固體表面；b.能快速形成一種有機分子膜；c.聚集的細胞松散地附著；d.聚居的細菌牢固地附著；e.微生物群落形成，產生胞外聚合物；f.群落向上和向外擴展，形成規則和不規則結構；g.生物膜成熟，新的菌種進入生物膜并生長，導致了生物膜空間的異相結構；h.生物膜可能被吞噬細菌的原生動物捕食；i.成熟的生物膜可以脫落，使這種循環交替地重復進行；j.形成一種頂級群落（張金蓮等，2007）。

生物膜形成的關鍵是其在載體表面的固定。影響微生物在載體表面附著、生長的因素很多，歸納為三類，即微生物的自身性質（種類、培養條件、濃度、活性等）、載體表面性質（表面親水性、表面負荷、表面化學組成、表面粗糙度等）以及環境條件（pH值、離子強度、水流剪切力、溫度等）。對于曝氣生物濾池工藝而言，載體即濾料是工藝的核心，對濾料的選擇和采用有著非常嚴格的要求，如機械強度、物理形態、穩定性、密度、親水性、表面電性、孔隙度、表面粗糙度、價格等。當載體已經通過優化確定后，在微生物調試過程中，主要是為微生物在載體表面的附著、生長、繁殖提供良好的環境條件。曝氣生物濾池反應器凈化有機污染物的過程是由附著生長在載體表面的微生物來完成的，而這些微生物又都生活在各自形成的特定環境中，與環境條件關系極為密切，反應器能否高效運行，取決于影響反應器運行的主要因素，主要因素包括進水底物濃度、營養物質、溶解氧、酸堿度、溫度、毒性抑制、水力停留時間與負荷率等，在工程中就是設法為微生物創造適宜的生活環境（張金蓮等，2007）。

我國環境工程公司近年來對該技術進行了消化吸收，并結合我國的實際情況進行了改進和開發，在國內率先應用于生活污水和工業廢水處理，已完成了多個示范工程（馬悠怡，2006）。研發的上向流曝氣生物濾池（簡稱UBAF）技術是在充分吸取國外曝氣生物濾池（BAF）優點的基礎上而發展起來的，它的最大特點是使用一種新型的類球形輕質陶粒填料，在其表面及內腔空間生長有微生物膜，污水由下向上流經濾料層時，微生物膜吸收污水中的有機物作為其自身新陳代謝的營養物質，并在濾料層下部實行強制曝氣供氧的條件下（氣與水為同向、上向流），使污水中的有機物得到好氧降解，并進行硝化作用。曝氣生物濾池定期利用處理后的出水對其進行反沖洗，以排除濾料表面增殖的老化微生物膜，保證微生物的活性。曝氣生物濾池的生物除磷效果不明顯，除用于合成微生物機體本身（同化作用除磷）外，基本無生物除磷作用。故一般均采用化學除磷。曝氣生物濾池工藝化學除磷藥劑投加點有兩種選擇：一種是采用高效沉淀預處理工藝，其化學除磷為前置沉淀法，即在高效沉淀池入口處投加化學藥劑，經混合、絮凝、沉淀作用，磷的積聚體被分離到沉淀池的污泥中，達到污水除磷的目的；另外一種是同步沉淀與絮凝過濾，即在曝氣生物濾池中投加化學藥劑，在濾床填料的作用下誘發絮凝，沉淀物截留于濾床上，利用濾池本身存在的周期性反沖洗，將磷排除至系統外，達到污水除磷的目的。也有組合的厭氧水解—高負荷生物濾池（馬悠怡，2006）。

與其他工藝相比較，該工藝技術具有以下的幾個優點和特點。

①較小的池容和占地面積　曝氣生物濾池的BOD₅容積負荷大，一般可達到5～6kgBOD₅/（m³·d），是常規二級生物處理的6～12 倍，所以它的池容和占地面積較常規二級生物處理工藝要小，同時在濾池后不需設二沉池，節省了占地面積和土建費用。采用曝氣生物濾池工藝的城市污水處理廠工藝構筑物占地面積只有氧化溝工藝的1/5左右。

②抗沖擊負荷能力強，處理效果穩定，處理出水水質好　由于整個濾池中分布著較高濃度的微生物，反應速率高，而高濃度的微生物以膜狀存在于濾池的陶粒表面，其本身就耐水量的沖擊，即使濾速增大也不會使微生物流失。

③對低濃度污水適應性強，不會產生由于營養物過低導致微生物無法培養的情況，且該工藝啟動時間相對較短。

④氧的利用率高。

⑤硝化速率高，效果好，若增加回流等設施，可以實現非常好的脫氮效果。

⑥受氣候影響相對較小。

⑦構筑物模塊化，有利于今后的擴建。

⑧主要設備和材料均可國內配套生產，不需進口，節省投資。

（2）厭氧及反硝化濾池

厭氧水解—高負荷生物濾池組合工藝采用厭氧水解濾池取代傳統的初沉池作為預處理工藝，在傳統高負荷生物濾池的基礎上對其進行改造，保留了該方法高負荷、高效率的優點（陳紅英，2003）。處理系統集初沉池、曝氣池、污泥回流設施以及供氧設施等于一體，簡化了污水處理流程，運行管理簡單方便，且能承受較強的沖擊負荷，工藝流程如圖1-11所示（胡天媛等，2004）。通過采用高空隙率、高附著面積和高二次布水性能的新型塑料模塊填料，取消了濾池出水回流系統，提高效率的同時降低了建設投資和運行能耗。

厭氧水解—高負荷生物濾池污水處理系統無論在工程造價，運行費用還是在運行穩定性和出水效果方面均明顯優于傳統活性污泥法，而且可根據進、出水水質要求的不同，分別采用二段或三段組合處理工藝，且可根據水量的大小進行模塊化設計（鄧榮森等，2003）。因此，其對經濟不是十分發達的中小城鎮地區具有實際意義。

反硝化濾池實質上是一種生物濾池，是一種填充式的固定膜反應器。是與給水過濾相結合的一種生物膜法污水處理工藝，屬于生物過濾技術。細菌及其他微生物以一層薄膜生長在固體介質上，當流體在固體濾料上流過時，利用濾料的攔截和濾料上生物膜的生物降解雙重作用去除污染物。反硝化濾池作為一種新型的污水處理技術，因其占地面積小、出水水質好、產污泥量少，并且具有模塊化結構和自動化操作性強等特點，近年來成為再生水處理及回用的研究熱點（毛世春等，2010）。它主要針對污水廠的二級出水進行深度處理，目的就是為了提高TN去除率。

在佛羅里達州西棕櫚灘東中部地區的回用水系統采用反硝化生物濾池作為污水深度處理部分（USEPA，2007）。反硝化生物濾池有上流式和下流式兩種形式，該系統采用的是下流式反硝化生物濾池。圖1-12為該廠的反硝化生物濾池。在下流式濾池中，污水由濾床兩邊的溢流堰進入濾池，出水則由濾池底部控制堰導出。反沖洗包括空氣沖刷和用空氣和水進行反沖洗，在這個過程中，硝酸鹽會被還原為氮氣，所以需要周期性地釋放積累在濾池介質中的氮氣。

在上流式濾池中，污水通過進水管進入濾池，通過供給管和分配向下運輸，污水穿過介質向上運動，濾液在濾池上部排出。介質向下運動，被吸到濾池中心的氣升管中，壓縮空氣通過氣升管沖刷砂子使其向上運動，在氣升管頂部，介質被送到濾床上，分離器將濾液和輕質塵粒重質砂粒分離。沖洗水堰略低于出水堰，使部分出水作為沖洗水，以省去沖洗泵的需要（USEPA，2007）。圖1-13是上流式生物濾池的示意。

1.2.2.7　Bio-Dopp工藝

Bio-Dopp（生物倍增）工藝是1988年原聯邦德國恩格拜環保技術公司開發的一項污水處理技術。該工藝主要是通過特殊材料制成的可防止堵塞的曝氣系統、生物除磷系統、空氣提升系統及快速澄清裝置，將生物脫氮除磷、有機物的氧化去除、污泥的硝化穩定等各工藝全部協調在同一反應池內同時進行（Berends，2005）（圖1-14）。

Bio-Dopp工藝把曝氣池與二沉池協調組合在單池內，池內各部分完成污水處理的不同工藝過程。該工藝在低溶解氧（0.1～0.3mg/L）條件下實現有機物的需氧降解、同時硝化反硝化生物脫氮、泥水分離、反硝化生物除磷等。該工藝具有工藝流程簡單、抗污泥膨脹、耐沖擊負荷能力強、處理效率高、運行能耗低、維護管理方便和工程投資省等技術優勢，適合中小城鎮污水處理廠（孫煒寧等，2012）。

Bio-Dopp工藝與傳統污水處理工藝相比，在污染物去除效能方面具有雙倍功效，同時具有出水水質穩定、設備高效、工程投資與運行成本低和占地面積小等優點。在歐洲及亞洲已有百余座污水處理工程實踐（Zhong等，2008）。泗陽華海水處理有限公司（泗陽城北污水處理廠） 采用Bio-Dopp工藝，日處理生活污水25000t（一期），這是此工藝在國內首次應用于處理生活污水（莊仲昌等，2009）。Bio-Dopp工藝更適用于中小型污水處理廠，在一定范圍內，可替代其他活性污泥法，有獨特的優點，并且有較強的競爭力。

1.2.2.8　MBR工藝

膜生物反應器（membrane bio-reactor，MBR）是一種由膜分離單元與生物處理單元相結合的新型水處理技術（Aryal等，2009），以膜組件取代二沉池，在生物反應器中保持高活性污泥濃度，減少污水處理設施占地面積，并通過保持低污泥負荷減少污泥產量。該工藝主要利用浸沒于好氧生物池內的膜分離設備，截留槽內的活性污泥與大分子有機物。MBR反應器系統內活性污泥濃度可達到8000～10000mg/L，污泥齡達到30d以上。MBR反應器因其有效的截留作用，可保留世代周期較長的微生物如硝化菌等，系統硝化效果明顯，為深度脫氮提供了可能。

MBR反應器充分體現了分散污水處理小型靈活和污水再生利用的特點，獨立的MBR工藝對氮、磷的去除率較低，MBR通常與其他工藝進行組合（Aryal等，2009），如復合淹沒式膜生物反應器（hybrid submerged MBR）、生物移動床+MBR、交替式循環活性污泥法（缺氧+二級好氧）+MBR、間歇循環式活性污泥法（intermittently cyclic activated sludge，ICAS）+MBR、淹沒式MBR（內填多孔懸浮性填料）、厭氧—好氧—缺氧序批式反應器（anaerobic-aerobic-anoxic sequencing batch reactor，AOA-SBR）+MB等，這些新工藝強化了處理效果，提高了對氮、磷的去除率，并減輕了膜污染。

MBR反應器具有處理效果好、耐沖擊負荷、出水水質穩定、剩余污泥量少、操作管理方便和占地空間省等優點。隨著膜通量提高、膜費用降低及壽命延長，再生水資源日益得到重視的情況下，MBR反應器在污水處理領域，尤其是分散點源污水處理與回用方面將會得到極其廣泛的應用（Aryal等，2009）。

Siemens/U.S過濾系統在奧貝爾氧化溝的下游安裝了MBR過濾系統，用于代替傳統的二沉池。從組合工藝的運行看，該工藝具有很好的處理效能，BOD和TSS在檢測限值附近，磷也有很高的去除效率，出水水質穩定，可以達到排放限值。該系統的工藝流程如圖1-15所示。

佐治亞州富爾頓縣的科利溪是一個日處理量為1890m³的污水回收廠。該系統包括生物除磷，污泥濃縮等（USEPA，2007）。各水質指標處理效率如表1-5所列。

MBR在中水回用等方面均取得了很大的成效。特拉弗斯城的污水處理廠是北美最大規模的MBR工廠，平均日處理水量32172.5m³/d，膜系統由8個大小相等的容量為1703.3m³的箱子組成。該系統對BOD、TSS等均有很好的去除率，表1-6為該污水處理廠的處理效能。

1.2.2.9　生物塘處理系統

生物塘是經過人工適當修整的土地，設圍堤和防滲層的污水池塘，主要依靠自然凈化功能使污水得到凈化的一種污水生物處理技術。除其中個別類型的如曝氣塘外，在提高其凈化功能方面不采取實質性的人工強化措施。污水在塘中的凈化過程與自然水體的自凈過程相近（魏震華，1999）。污水在塘內緩慢地流動、較長時間地儲留，通過污水中存活的微生物進行代謝活動，包括好氧、兼性和厭氧三種狀態。好氧微生物生理活動所需要的溶解氧主要由塘內以藻類為主的水生浮游植物所產生的光合作用提供。

生物塘處理系統的優點主要如下（李仰斌等，2008）。

①能夠充分利用地形，工程簡單，建設投資省。建設生物塘，可以利用農業開發利用價值不高的廢河道、沼澤地、峽谷等地段，因此能夠起到整治國土、綠化、美化環境的效益。在建設上也具有周期短、易于施工的優點。

②能夠實現污水資源化，使污水處理與利用相結合。生物塘處理后的污水，一般能夠達到農業灌溉的水質標準，可用于農業灌溉，充分利用污水的水肥資源。生物塘內能夠形成藻菌、水生植物、浮游生物、底棲動物以及蝦、魚、水禽等多級食物鏈，組成復合的生態系統。將污水中的有機污染物轉化為魚、水禽等物質、提供給人們食用。利用生物塘處理污水的環境效益、社會效益和經濟效益十分明顯。

③污水處理能耗少，維護方便，成本低廉。生物塘依靠自然功能處理污水，能耗低，便于維護，運行費用低廉。

但是，生物塘也具有一些難于解決的弊端，其中主要有下列各項。

①占地面積大，沒有空閑的余地不宜采用。

②污水凈化效果在很大程度上受季節、氣溫、光照等自然因素的控制，在全年范圍內不夠穩定。

③防滲處理不當時，地下水可能遭到污染。

④易于散發臭氣和滋生蚊蠅等。

（1）AFL 曝氣兼性塘

美國CPR水業工程咨詢公司研發出AFL（aerated-facutativa-lagoon）曝氣兼性塘污水處理技術（婁性義等，2003），其工藝流程見圖1-16。

AFL技術的特點如下。

①污水處理效率高。出水水質達到《污水綜合排放標準》（GB 8978—2002）一級標準，高效主要原因為：系統的ADS空氣擴散系統采用特殊設計的微孔曝氣管，形成大量的0.4～3.0mm的氣泡，氣泡上升速度控制在24cm/s，結合5～6m的池深，形成穩定的氣液隔離層，將整個曝氣池分割成上百個相對獨立的類似于氧化溝的完全混合生物反應器單元，污水在每個單元內循環6次以上，在整個凈化過程中要循環上千次，就好像經過上百個串聯氧化溝凈化處理，杜絕了短流現象，其凈化能力相當于320km河流的自凈能力。

②能有效去除污水中的氮、磷。在第三級生物反應池出水區設置長毛纖維生物濾池，為微生物和藻團提供巨大的比表面積，配合獨特設計的微孔曝氣系統，為脫氮除磷優勢菌群提供優越的三維生長空間。脫氮主要通過硝化和反硝化來實現，除磷主要通過魚類吞食長毛纖維表面菌膜來實現轉換。

③可以降解難生化處理的有機工業廢水。系統在底部有一個污泥硝化區，該區處于缺氧狀態，難降解的懸浮固體有機物和剩余污泥沉積底部，在污泥區缺氧狀態下進行發酵酸化，將難降解的有機物轉化為微生物所能利用和分解的有機物。

④能耗低，由于采用特制的微孔曝氣管氣泡十分均勻細小，比表面極大；上浮流速低，結合5～6m池深，氣泡與水體接觸時間長，接觸面積大，氧的傳質效率高，節能，污水處理能耗僅為0.18kW·h/m³。

⑤無剩余活性污泥和臭氣的困擾。該系統產污泥率很低，只有傳統活性污泥法的1/30，直接存于池底積泥區，無需向外界排放污泥，40年不清淤，不存在剩余污泥處理和出路問題；另外該工藝確保多級生化反應池表面水層含氧2～4mg/L，有效氧化污水中的惡臭物質，防止臭氣散發。

⑥三個生化池均為防滲的水塘，不建大型建（構）筑物，輔助設施也簡單，因此工程投資少。無藥劑和污泥處理費，運行費用主要是電費和人員的工資，運行費用是傳統活性污泥法的30%～50%。

⑦由于該系統運行穩定可靠，管理十分方便，其管理類似于氧化塘，小型污水廠僅需2～3人操作管理。

⑧該工藝的缺點是占地面積較傳統活性污泥法大3～5倍，但是該工藝形成的人工湖泊湖水清澈，有大量水生植物、魚和水禽在湖里棲息生長。另外，沒有剩余污泥和臭氣二次污染，是有價值的環境景觀，尤其對缺水地區，其環境價值愈加明顯，是珍貴的景觀資源。在美國采用該工藝的污水處理廠周圍經常被開辟為公園、高爾夫球場、度假村和高檔別墅區，處理后的污水用來澆灌公園的草地，由于人工湖的環境景觀資源，提升了地價，促進地產開發與升值，在美國有許多成功先例。

總之，AFL是一種全新污水處理工藝，它有效解決污水處理中的三廢問題，還將污水資源化，無二次污染，是一種零排放污水處理系統，管理很簡單，很適合小城鎮建污水處理廠（婁性義等，2003）。

（2）多元生物污水處理工藝

多元生物污水處理工藝是按照生物循環規律進行工藝設計，主要由厭氧生物膜消化降解有機物系統、植物吸收凈化系統和水生動物凈化系統3個單元組成，屬于生物塘（董發開等，2001）。污水中的有機物是微生物的食料，在第1單元被固定化的專性水解酸化菌、產乙酸菌以及產甲烷菌接續消化降解成CO₂、H₂O、CH₄、N、P、H₂S等，除CH₄可回收利用外，其他成分都是植物的營養物質，在第2單元被植物根系吸收，在光合作用下轉化成植物細胞，促進植物生長，過量增殖的藻類和微生物，都是水生動物的食料，在第3單元被浮游動物和魚類捕食，沉泥被底棲動物捕食消化，逐步轉化成動物蛋白。

該凈化系統具有以下特點。

①改變了傳統的微生物污水處理方法和觀念，引入生物多樣性凈化功能，建立生態型污水處理新理論、新技術和新方法，在國外被譽為21世紀污水處理新科技。

②污水凈化系統由不同生物種群協同作用，依靠生態平衡進行自我調節，基本上不需人工參與，管理十分簡便。

③該污水凈化系統污染物被多元生物逐級利用，不產生異味，沒有二次污染，可因地制宜設置在人群較集中的地帶，或靠近污染源。凈化池植物繁茂，魚類等水生動物生機勃勃，具有觀賞和美化綠化環境的功效。

④污水中的有機物按照食物鏈的代謝規律，被微生物、植物和水生動物逐級利用，最終生成植物細胞和動物蛋白，不僅具有環境效益，而且有良好的經濟效益和社會效益。

⑤多元生物凈化系統結構緊湊、占地面積較小、能耗低、設備少、投資省、運行費用低廉、管理簡便。

多元生物污水處理技術在發達國家備受關注，如加拿大的璃因瑪遜系統，由1個厭氧反應罐、1個封閉有氧罐和5個開放有氧反應罐（充滿水生植物和動物）和凈化器組成的污水凈化系統，近兩年已應用到工業廢水和生活污水處理上，處理效果較好（董發開等，2001）。在美國和英國等正在建設示范工程，加緊研究和推廣應用這種污水凈化新技術。

改革開放以來，我國城鎮化速度加快，居世界第一，全國縣級以下的小城鎮已發展到1.9萬個，其污水多數沒有得到有效的治理。小城鎮經濟實力、科技水平和管理能力，較中心城市低，建立污水處理系統無論在資金、管理水平上都存在困難。多元生物污水凈化系統由于投資省、運行費用低、管理簡便，處理設施可以因地制宜設計布置，有可能成為小城鎮污水處理的主導技術之一，應用前景十分廣闊。

1.2.2.10　人工濕地處理系統

人工濕地處理系統具有緩沖容量大、處理效果好、工藝簡單、建設和運行費用低、易于維護管理等優點，其出水水質可以達到甚至優于二級處理標準，非常適合中小城鎮的污水處理（Shi等，2004；張海霞等，2012）。

我國引進濕地處理系統較晚，但發展較快。我國20世紀80年代初開始學習外國的先進濕地處理技術，“七五” 期間濕地處理技術被列為國家科技攻關課題，開始了較大規模的研究。首例研究工作開始于1988～1990年，地點在北京市昌平區，采用的是自由水面人工濕地，處理生活污水和工業廢水，規模為500m³/d，處理效果良好，優于傳統二級處理工藝（王艷等，2008），有代表性的人工濕地應用工程主要有：a. 1987年天津市環科所建成的我國第一座占地6hm²、處理規模為1400m³/d的蘆葦濕地處理系統；b. 20世紀90年代的深圳市寶安縣百泥坑村南500m處白泥坑人工濕地處理系統，占地面積13hm²，處理規模為3100m³/d；c.成都市活水公園，由厭氧沉淀池、人工濕地塘床系統、養魚塘系統、戲水池以及連接各個工序的水流雕塑和自然水溝等5個部分；d.內蒙古赤峰市寧城污水處理項目，1997年建成，污水通過格柵、集水井、沉淀池，進入一級碎石床、二級碎石床，處理水從二級碎石床流出，排入天然河道。在一級碎石床栽植蘆葦，在二級碎石床栽植香蒲，噸水運行成本0.06元；e.奧林匹克森林公園污水處理系統，包括水質模擬維護系統（人工濕地為主）和生態溫室系統。經水生植物溫室和濕地（有讓水流跌落的高低不平的河床和途中曝氣增氧），經過兩次凈化后的中水流入外表平靜、地下翻騰的潛流濕地，再通過生態溝渠流入生態氧化潭，數次凈化后的水通過生物功能區流入湖體，這時的中水能夠達到地表水Ⅳ類標準；f.山東榮成市污水處理廠1998年建成了一期處理規模為2000m³/d的濕地處理工藝，總規模為30000m³/d，投產以來處理效果好、運行費用低、出水質量穩定，出水優于國家二級排放標準，噸水處理成本0.16元（Shi等，2004；張海霞等，2012）；g.云南九溪人工濕地，一期建設工程占地面積約18hm²，建成130000m²人工濕地，種植14hm²植物，規模為10×10⁴m³/d。二期工程占地12hm²，規模也為10×10⁴m³/d（王艷等，2008）。

人工濕地處理系統具有很好的處理效果，對BOD₅去除率可達85%～95%，COD去除率可達80%以上，處理出水中BOD₅≤10mg/L，SS≤20mg/L，對氮磷去除能力強，運行管理方便，其基建投資和運轉費用分別為傳統二級活性污泥法的1/10～1/2，抗沖擊負荷能力強，因此，該系統比較適合于技術管理水平不高、規模較小的小城鎮污水處理；其不足之處是水力負荷不高，處理能力較低（付融冰等，2006；Xu等，2006）。

也有生物吸附—人工濕地組合處理中小城鎮污水（高用貴等，2009）的報道。生物吸附單元污泥負荷可高達1.5～6kgBOD₅/（kg·d），約為常規活性污泥法的10～20倍，且具有泥齡短、細菌繁殖速度快、污泥沉降性能好、抗沖擊負荷能力強、運行穩定、對pH值和有毒物質具有很大的緩沖作用等特點。將生物吸附單元作為人工濕地的預處理單元，可以降低人工濕地的負荷（沈耀良等，2006），減少人工濕地的占地面積。生物吸附—人工濕地組合工藝對COD和BOD₅的去除率分別達到81.4%和87%，出水水質基本達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）的一級B標準（高用貴等，2009）。生物吸附—人工濕地組合工藝相對于其他傳統工藝，其一次性投資和噸水運行費用大大降低，在經濟相對不發達的中小城鎮，具有良好的發展前景，目前該工藝應用廣泛。如采用接觸氧化—溫室HFCW處理東北某農場520m³/d的生活污水，濕地種植北黃花菜等觀賞植物，出水COD、N-N和TP分別為22.40（±6.84）mg/L、8.58（±1.48）mg/L和2.09（±0.28）mg/L（Gao等，2012）。濕地中種植觀賞水生植物黃菖蒲、金線蒲對復合城市污水中BOD₅、COD、TN、TP和重金屬均有較好的去除效果（Zhang等，2007）。

國外人工濕地應用得也較多，如位于密西西比洋泉北部的西杰克遜縣人工濕地包括三個處理系統，覆蓋56畝（1畝=1/15hm²，下同），規模6056m³/d，平均進水BOD₅為45mg/L，TN為12.5mg/L，平均出水BOD₅低于5mg/L，TSS低于8mg/L，TN負荷低于758kg/d時，出水TN可低于2mg/L（USEPA，2000）。位于佛羅里達Mulberry鎮東部的萊克蘭市的人工濕地占地1400英畝（1英畝=4046.86m²，下同），作為萊克蘭市污水處理廠的后續處理工藝，處理量為40878m³/d，進水TSS為5.6mg/L，BOD₅為3.9mg/L，TP為9.1mg/L，TN為10.4mg/L，出水TSS為4.7mg/L，BOD₅為3.1mg/L，TP為4.2mg/L，TN為2.0mg/L（EPA，2000）。人工濕地前多有厭氧預處理，當采用高效厭氧反應器時，濕地TSS負荷能降低30%～50%，能夠有效防止濕地的堵塞（álvarez等，2008）。以色列采用HSSFW（horizontal subsurface flow wetland，HSSFW） 處理城市污水，TSS、COD和氨氮平均去除率分別為92.9%、71.8%和63.8%（Avsar等，2007）。埃及用20m³/d中試規模的VFCW處理市政污水，種植了美人蕉、蘆葦和紙莎草，負荷為26.2～76.5kgBOD₅/（hm²·d）時，出水COD、BOD₅和TSS分別為30.6mg/L、13.2mg/L和8.5mg/L，去除率可達88%、90%和92%（Abou-Elela等，2012）。巴西用人工濕地—光催化臭氧處理生活污水，可以達到再生水的要求（Horn等，2014）。

1.2.2.11　土壤滲濾

目前，美、法、德、以色列等發達國家都在大力推行土壤滲濾技術。在法國， 有30～50個污水處理廠使用滲濾池進行污水處理，出水或儲存于含水層或抽走回用。法國地中海沿岸的Grau Du Roi 市為減少或避免二級處理出水對附近旅游點海水的污染，出水經過幾米深的自然土壤層的滲濾后回灌于地下的含水層中（Brissand等，1991）。美國Arizona州Tucson 市二級處理出水經土壤滲濾后儲存于土壤含水層中，在干旱季節抽出用于供水。該州的Phoenix 地區在1967年開始研究用土壤含水層系統處理二級出水，此系統產生的再生水可以用于灌溉等用途。1973年工程總費用為0.004$/m³，比常規污水廠的三級處理要便宜得多（卡爾普，1991）。Dan Reg ion工程是以色列最大的污水回用項目（Kanarek，1996），負責Tel Aviv 地區和臨近地區城市污水的收集、處理、地下回灌和回用，服務人口130 萬，日處理城市污水27×10⁴m³/d。該工程利用回灌池進行回灌，并在其四周合適的位置布置回收井，從而將回灌區與其余的含水層分開。該工程成功發展與實踐的包括SAT在內的特殊回灌—回收方法應被視作城市污水處理完整流程中的一個部分。經過SAT處理獲得的高質量出水應用于農業灌溉等多種非飲用用途。

為克服快速滲濾系統占地面積大、水力負荷低等缺點，提出了采用滲透性能較好的天然砂等代替天然土層的人工快速滲濾系統，為期1年的中試工程試驗研究表明，在不小于1m/d的水力負荷條件下，人工快速滲濾系統對生活污水具有較強的抗沖擊負荷能力和較好的污染物去除效果，其對SS、COD和BOD₅的平均去除率分別為94.4%、91.99% 和94.44%；處理出水中SS、COD、BOD₅、N-N及LAS的平均濃度分別為4.06mg/L、23.20mg/L、9.0mg/L、5.16mg/L和0.26mg/L。采取間歇性淹水—落干的運行方式，并結合反沖洗，提高了CRI系統的水力負荷，改善了污染物去除效果，增強了其實用性（張金炳等，2003）。

城鎮污水處理應從節約成本和管理方便入手來選擇污水處理工藝，將經濟效益、環境效益、社會效益達到最大化。因此，不同的城鎮地區應該根據自身的特點來選擇合適的工藝。對于用地不緊張的城鎮地區，可以選擇人工濕地等生態處理系統。實踐證明，人工濕地等生態處理系統不僅投資省、處理效果好，而且有助于美化生態環境，是城鎮污水處理工藝的最優方案之一。從成本出發，氧化溝工藝以及SBR工藝等設備簡單，基建投資省且占地面積小，因此對于城鎮污水處理，應優先考慮這些工藝。從近年來的發展趨勢看，城鎮污水處理的技術要求投資省、耗能低、運行管理方便、效率高。這些已經成為城鎮污水處理技術發展的必然趨勢。