1 污水的物理化学处理法
1.1 沉淀
沉淀是水中悬浮颗粒在重力作用下下沉，从而与水分离，使水得到澄清的方法。沉淀可以去除污水中的砂粒、化学沉淀物、混凝处理所形成的絮体和生物处理的污泥，也可用于沉淀污泥的浓缩。
1.1.1 沉淀的基本理论
1.1.1.1 沉淀基本类型
根据水中悬浮物质的性质、浓度及絮凝性能，沉淀现象可分为以下4种基本类型。
（1）自由沉淀 水中悬浮物浓度不高，不具有凝聚的性能，也不互相黏合、干扰，其形状、尺寸、密度等均不改变，下沉速度恒定。
（2）絮凝沉淀 当水中的悬浮物浓度不高，但有凝聚性时，沉淀过程中悬浮物颗粒相互凝聚，其粒径和质量增大，沉淀速度加快，沉速随深度而增加。
（3）拥挤沉淀 当水中悬浮物的浓度比较高时，在沉淀过程中，发生颗粒间的相互干扰，悬浮物颗粒互相牵扯形成网状“絮毯”整体下沉，在颗粒群与澄清水层之间存在明显的交界面，并逐渐向下移动，因此又称成层沉淀。
（4）压缩沉淀 当悬浮固体浓度很高时，颗粒互相接触，互相支撑，在上层颗粒的重力作用下，下层颗粒间隙中的水被挤出，颗粒相对位置不断靠近，颗粒群体被压缩。
在城市污水处理流程中，沉砂池中的砂粒的沉淀和低浓度悬浮物在初沉池中的沉淀为自由沉淀；活性污泥在二次沉淀池上部和中部的沉淀为絮凝沉淀；活性污泥在污泥斗中的沉淀为拥挤沉淀；剩余污泥在污泥浓缩池中的浓缩过程则以压缩沉淀为主。
1.1.1.2 离散颗粒的沉速
低浓度离散性颗粒在水中受到重力、浮力和水的阻力三个力的作用，它们的合力决定颗粒在水中的加速度和沉速。
假设离散颗粒为直径d的球形颗粒，在静水中受到的垂直向下的作用力F1为它的重力与浮力的差，即：
（1-1-1）
式中，ρs、ρ分别为颗粒及水的密度，g/cm3；g为重力加速度，981cm /s2；
πd3为颗粒体积，cm3。
颗粒下沉时所受的水的阻力F2与颗粒大小、形状、粗糙度及沉速u有关，也与水的密度、黏度有关，其关系式为：
（1-1-2）
式中，CD为阻力系数，与雷诺数有关；
为球形颗粒在垂直方向上的投影面积，cm2；u为颗粒沉降速度，cm /s。
F1与F2的合力使颗粒产生向下运动的加速度
。根据牛顿第二定律：
（1-1-3）
式中，
为颗粒的质量，g。
在颗粒下沉过程中，F2不断增加，在开始沉淀的短暂时间内，就与F1平衡，加速度变为零，颗粒开始匀速下沉。可由式（1-1-3）求得离散颗粒自由沉淀速度表达式：
（1-1-4）
阻力系数CD与雷诺数有关，而雷诺数Re为：
（1-1-5）
式中，μ为水的运动黏度，Pa·s。
根据实验得：
Re≤1时，水流呈层流状态，CD=24/Re。代入式（1-1-4）得斯托克斯（Stokes）公式：
（1-1-6）
当1000<Re≤25000时，水流呈紊流状态，CD接近于常数0.4，代入（1-1-4），得到牛顿（Newton）公式：
（1-1-7）
当1<Re≤1000时，水流处于过渡状态， 
代入（1-1-4），得到阿兰（Allen）公式：
（1-1-8）
1.1.1.3 沉淀试验
式（1-1-6）～式（1-1-8）揭示了诸多因素对水中颗粒沉淀速度的影响，其中，颗粒粒径与沉速的对应关系是颗粒在水中沉淀理论分析和沉淀池设计的基础。由于水中悬浮颗粒往往是非球形的以及沉淀池内水利条件与公式应用条件不符，因此，通常要通过沉淀试验来判定水中悬浮颗粒的沉淀特性。
（1）自由沉淀试验 试验在直径大于300mm，有效水深为H的沉淀柱中进行（图1-1-1）。将悬浮物原始质量浓度为C0的试验用水注入沉淀柱，并缓慢搅拌均匀，在时间为t1时从水深为H的取样口取一水样，测出其悬浮物质量浓度为C1，则沉速大于u1（即H/t1）的所有颗粒一定已通过取样点，而残余的悬浮颗粒必然具有小于u1的沉速。这样，具有沉速小于u1的颗粒与全部颗粒的比例为x1=C1/C0。在时间为t2，t3…时重复上述过程，则具有沉速小于u2，u3…的颗粒比例x2，x3…也可求得。将这些数据整理，可绘出如图1-1-2所示的曲线。
图1-1-1 沉淀柱
图1-1-2 颗粒沉速累计频率分析曲线
对于指定的沉淀时间t0可求得沉速u0，沉速u≥u0的颗粒在t0时可全部去除，而u<u0的颗粒则只有一部分去除，其去除的比例为h/H，h代表在t0时刚好沉淀到底部的某种颗粒的沉降距离（图1-1-3）。
图1-1-3 不同尺寸颗粒的静置沉降
设x0代表沉速≤u0的颗粒所占的百分数，于是在悬浮颗粒总数中，去除的颗粒百分数可用（1-x0）表示。由于
（1-1-9）
所以，沉速<u0的颗粒在t0时间内按u/u0的比例被去除。考虑到各种粒径颗粒时，总去除率为：
（1-1-10）
式中第二项如图1-1-2中的阴影部分所示，可用图解积分法确定。
（2）絮凝沉淀试验 水中投加混凝剂后形成的矾花、生活污水中的有机悬浮物或曝气池出水中的活性污泥等，在沉淀过程中，絮状体互相碰撞，使颗粒尺寸变大，因此沉速将随深度而增加，如图1-1-4所示。由此可见，悬浮物的去除率不仅取决于颗粒沉淀速度，而且与深度有关。所以试验用的沉淀柱高度应与拟采用的沉淀池高度相同，而且尽量避免矾花因剧烈搅动造成破碎，影响沉淀效果，这可由斯托克斯公式中u∝d2看出。
图1-1-4 自由沉淀与絮凝沉淀的轨迹
1—自由沉淀；2—絮凝沉淀
絮凝沉淀试验在沉淀柱中静置状态下进行［图1-1-5（a）］。柱筒上设有不同深度的取样口。在不同的沉淀时间，从不同的深度取出水样，测悬浮物的浓度，并计算出悬浮物的去除百分率。将这些去除百分率绘于相应的深度与时间的坐标上，在点出足够的数据后，绘出等去除百分数曲线，如图1-1-5（b）所示。这些曲线除代表相等的去除百分数外，也表示在一絮凝悬浮液中对应于指定去除率的颗粒沉淀路线的最高轨迹。对于某一指定时间的悬浮物总去除率可以采用与离散颗粒相似的计算方法求得。
图1-1-5 絮凝沉淀的等效率曲线
在絮凝沉淀过程中，絮凝颗粒随沉淀深度增加而颗粒粒径增大，沉速加大。因此，对于一定的颗粒，不同水深将有不同的沉淀效率，水深增大，沉淀效率也增高。若水深H增加1倍，沉淀时间t并不需要增加1倍，因而某些沉速<u0的颗粒也可沉到底部，就是说可以去除更多的颗粒。这一点与自由沉降过程是不同的。
（3）拥挤沉淀试验 产生拥挤沉淀的颗粒可以是絮凝的矾花，或者是曝气池出水中的活性污泥。当矾花浓度超过2～3mg/L时，或活性污泥浓度超过1g/L时，将产生拥挤沉淀现象。其特点是，在沉淀过程中，会出现一个清水和混水的交界面，沉淀过程也就是交界面的下沉过程，如图1-1-6所示。
图1-1-6 拥挤沉淀
开始沉淀时，沉淀柱中的污泥是均匀一致的。沉淀一段时间后，在下沉的污泥与上层澄清液之间出现明显的分界面（界面1—1）。位于澄清层A下面的称为受阻沉淀层B，若取样分析，将发现污泥浓度是均匀一致的，并且具有一定的均匀沉降速度vs，即等于界面1—1的沉降速度。在形成界面1—1和受阻沉淀层的同时，在沉淀柱底部，悬浮固体开始压缩，出现一个压缩层D，在此层中悬浮固体的浓度也是均匀的，该层与其邻层的分界面（界面2—2）以一恒定的速度v上升。在受阻沉淀层与压缩层之间有一过渡层C，在此层中由于泥层逐渐变浓，界面的沉降速度逐渐减小。当沉淀时间继续增长，界面1—1均匀下沉，界面2—2匀速上升，到t=t2时，界面1—1与界面2—2相遇，B、C两层消失，只剩下A层和D层，此时污泥具有一均匀浓度C2，称之为临界浓度，接着压缩开始，D层高度逐渐减少，但很缓慢，因为被置顶出来的水必须通过不断减小的颗粒空隙流出，最后直到逐渐压实为止，污泥浓度为Cu。图1-1-7表明了拥挤沉淀界面高度变化的情况。各层的沉降速度均可由沉淀曲线上各点的切线斜率绘出，例如达到临界浓度C2时的界面沉速为v2，由图可知，v2<vs。
图1-1-7 拥挤沉淀试验中界面高度的变化
图1-1-7中，AB和CD都是直线，B～C为过渡区，沉速逐渐减小。C～D所需压缩时间很长。缓慢地搅拌有利于压缩，使挤压出来的水较易顶换出来。
在连续流沉淀池中，因为不断有新的污泥进入，不断由上部溢流澄清水和底部排出浓缩污泥，因此A、B、C、D各层均将保留着。
1.1.1.4 理想沉淀池分析
为了分析沉淀的普遍规律及其分离效果，对于理想沉淀池做如下假定：a.进出水均匀分布到整个横断面，沉淀池中各过水断面上各点的水平流速相同；b.悬浮物在沉淀区以等速下沉；c.悬浮物在沉淀过程中的水平分速度等于水平流速；d.悬浮物沉到池底，即认为已被除去。
沉淀池一般按水流方向不同，可分为平流式沉淀池、辐流式沉淀池和竖流式沉淀池。每种沉淀池均有4个基本功能区：流入（进水）区、流出（出水）区、沉淀区和污泥区。在沉淀区和污泥区之间通常还有一个缓冲区。图1-1-8为有效长、宽、深分别为L、B和H的理想沉淀池示意图。
图1-1-8 理想沉淀池示意图
在理想沉淀池中，悬浮颗粒的运动轨迹是一系列向下倾斜的直线。沉速≥u0的颗粒可全部被去除，沉速<u0的颗粒只能部分被去除。例如沉速=u1的颗粒被去除的比例为h/H，或u1/u2。因为u0t0=H，W（沉淀池容积，m3）=HA=Qt0，所以
即：
（1-1-11）
式中，A为沉淀池表面积，m2；Q为进水流量，m3/h；q0为过流率或称表面负荷，m3/（m2·h）。
根据静置沉淀试验，可求得沉速和表面负荷。虽然沉速和表面负荷具有相同的数值，但是二者的物理意义是完全不同的。
在实际沉淀池中，由于池进口及出口构造的局限，使水流在整个断面上分布不均匀，图1-1-7中的v只是理论平均流速，水在沉淀池中实际停留的时间要比理论停留时间（W/Q）短。由于紊流的影响（池中水流的Re值一般大于500），悬浮颗粒的实际沉速比理想沉速小。另外，当进水悬浮物浓度较高，密度比池中水较大，进入沉淀池后，会由于密度差而形成异重流，池中上层水基本上不流动；加上水温温差、风吹等因素的影响，在应用静置沉淀试验结果时，应当加以修正。
（1-1-12）
（1-1-13）
必须指出，式（1-1-12）中的u0或q0，在絮凝沉降过程中，沉淀柱水深与设计水深一致时才成立，式（1-1-13）中理论停留时间t0，不论是自由沉降，还是絮凝沉降，沉淀柱水深与设计水深一致时才能采用。
1.1.2 沉淀池
1.1.2.1 各类沉淀池的特点及适用条件
沉淀池的各种池型的特点和适用条件见表1-1-1。
表1-1-1 各种沉淀池的特点及使用条件
1.1.2.2 设计参数及一般规定
（1）设计流量 当污水为自流时，应按每期的最大设计流量计算；当污水为提升进入时，应按工作水泵的最大组合流量计算；在合流制处理系统中，应按降雨时的设计流量计算。
（2）沉淀池的设计参数 当无实测资料时，城市污水沉淀池的设计数据可参考表1-1-2选用。
表1-1-2 城市污水沉淀池设计数据
注：工业废水沉淀池的设计数据应按实际水质试验确定，或参照类似工业废水的运转或试验资料采用。
（3）沉淀池的一般规定
a.沉淀池的座数或分格数不小于2个，宜按并联系列设计；池子超高至少采用0.3m；缓冲层高度，一般采用0.3～0.5m。
b.污泥斗壁与水平面的倾角一般为55°～60°；采用多斗排泥时，每个泥斗均应设单独的闸阀和排泥管，排泥管直径不应小于200mm。
c.初次沉淀池的污泥区容积，除设机械排泥的宜按4h的污泥量计算外，一般按不大于2d的污泥量计算。活性污泥法处理后的二次沉淀池污泥区容积，一般按不大于2h的污泥量计算，并应有连续排泥措施；生物膜法处理后的二次沉淀池污泥区容积，一般按4h的污泥量计算。
d.采用静水压力排泥时，初次沉淀池的静水头不应小于1.5m；二次沉淀池的静水头，生物膜法后的不应小于1.2m，活性污泥法后的不应小于0.9m，并应每日排泥。
e.当采用两个以上沉淀池时，应在每个沉淀池的入流口设置调节阀门以调节流量，使每池的入流量均等。
f.沉淀池应设置浮渣的撇除、输送和处置设施。
g.进水管有压力时，应设配水井，进水管应由池壁接入，不宜由井底接入，且应将进水管的进口弯头朝向井底。
1.1.2.3 平流式沉淀池
（1）平流式沉淀池基本构造 平流式沉淀池由流入装置、流出装置、沉淀区、缓冲层、污泥区和排泥装置等组成，见图1-1-9。流入装置由设有侧向或槽底潜孔的配水槽、挡流板组成，起均匀布水和消能作用。流出装置由流出槽和挡板组成。如图1-1-10（a）所示，流出槽设自由溢流堰、锯齿三角式出水堰，如需阻挡浮渣随水流走，流出堰也可用潜孔出流。溢流堰严格水平，即可保证水流均匀，又可控制沉淀池水位。为了减少溢流堰负荷，改善出水水质，可采用多槽沿程布置，以增加出水堰长度，如图1-1-10（b）所示。
图1-1-9 平流式沉淀池
图1-1-10 溢流堰及多槽出水装置
缓冲层的作用是避免已沉污泥被水流搅起和缓解冲击负荷。
污泥区起贮存、浓缩和排泥作用。
排泥装置与方法一般有静水压力法和机械排泥法两种。
①静水压力法 利用池内的静水位，将泥排出池外，如图1-1-11所示。排泥管插入泥斗，上端伸出水面，以便清通。为了使池底污泥能滑入泥斗，池底应有一定的坡度。为了减少池深，也可采用多斗式平流沉淀池，如图1-1-12所示。
图1-1-11 沉淀池静水压力排泥
1—排泥管；2—集泥斗
图1-1-12 多斗式平流沉淀池
②机械排泥法 机械排泥常采用的刮泥设备除桥式行车刮泥机［图1-1-9（a）］外，还有链带式刮泥机［图1-1-9（b）］。被刮入污泥斗的污泥，可采用静水压力法或螺旋泵排出池外。采用机械排泥法时，平流式沉淀池可采用平底，池深也可大大减小。
（2）平流式沉淀池的设计计算
①设计要点
a.一般按表面负荷计算，按水平流速校核。最大水平流速：初沉池为7mm/s；二沉池为5mm/s。
b.池子的长宽比不小于4，长深比不小于8，池底坡度i不小于1%。
c.采用机械排泥时，池子的宽度根据排泥设备确定。排泥设备行进速度一般采用0.6～0.9m/min。
d.出水堰前应设置收集和排除浮渣的设施，如可转动的排渣管、浮渣槽等。当采用机械排泥时，可以一并结合考虑。
e.当沉淀池采用多斗排泥时，其排数一般不宜多于两排。
②设计计算公式。
a.沉淀池总面积。
（1-1-14）
式中，A为沉淀区水面积，m2；Qmax为最大设计流量，m3/h；q'为表面水力负荷，m3/（m2·h），可参考表1-1-2选用。
b.沉淀区有效水深。
（1-1-15）
式中，h2为有效水深，m，一般为2.0～4.0m；t为污水沉淀时间，h，参见表1-1-2。
c.沉淀池长度
（1-1-16）
式中，L为沉淀池长度，m，一般采用30～50m，不宜大于60m；v为最大设计流量时的水平流速，mm/s。
d.沉淀区总宽度。
（1-1-17）
式中，B为沉淀区总宽度，m。
e.沉淀池座数或分格数。
（1-1-18）
式中，n为沉淀池座数或分格数；b为每座或每格宽度，与刮泥机有关，一般采用5～10m。
f.污泥区所需总容积。
（1-1-19）
式中，V为每日污泥量，m3/d；S为每日每人产生的污泥量，L/（人·d），生活污水的污泥量见表1-1-2；N为设计人口数；t为两次排泥的时间间隔，d。
如已知污水悬浮物浓度与去除率，污泥量可按下式计算：
（1-1-20）
式中，c0，c1分别为沉淀池进水与出水的悬浮物浓度，kg/m3，如有浓缩池、消化池和污泥脱水机的上清液回流至初次沉淀池，则式中c0应乘以系数1.3，c1应乘以系数0.65～0.78；ρ0为污泥含水率，%，一般为95%～97%；γ为污泥容量，kg/m3，因污泥的主要成分是有机物，含水率在95%以上，故γ可取为1000kg/m3；t为两次排泥时间间隔，d。
g.污泥斗容积。
（1-1-21）
式中，V1为污泥斗容积，m3；f1为污泥斗上口面积，m2；f2为污泥斗下口面积，m2；h'4为污泥斗高度，m。
h.污泥斗以上梯形部分容积。
（1-1-22）
式中，V2为污泥斗以上梯形部分容积，m3；l1、l2为梯形上下底边长，m；h″4为梯形的高度，m。
i.沉淀池的总高度。
（1-1-23）
式中，H为总高度，m；h1为超高，m，一般采用0.3m；h2为沉淀区高度，m；h3为缓冲区高度，m，当无刮泥机时，取0.5m；有刮泥机时，缓冲层的上缘应高出刮板0.3m；h4为污泥区高度，
，m。
1.1.2.4 辐流式沉淀池
（1）辐流式沉淀池构造 辐流式沉淀池呈圆形的或正方形，可用作初次沉淀池或二次沉淀池。如图1-1-13所示为中心进水，周边出水，中心转动排泥的辐流式沉淀池。在池中心处设中心管，污水从池底的进水管进入中心管，在中心管周围设穿孔挡板，使污水在沉淀池内得以均匀流动。出水堰亦采用锯齿堰，堰前设挡板，拦截浮渣。
图1-1-13 普通辐流式沉淀池
辐流式沉淀池均采用机械刮泥，也同时可附有空气提升或静水头排泥设施。
（2）辐流式沉淀池的设计计算
①设计要点
a.水池直径（或正方形的一边）与有效水深之比，一般为6～12。池径一般不小于16m，不宜大于50m。坡向泥斗的底坡不小于0.05。
b.缓冲层高度，非机械排泥时宜为0.5m；机械排泥时，应根据刮泥板高度确定，且缓冲层上缘宜高出刮泥板0.3m。
c.当池径小于20m时，一般采用用中心转动刮泥机；池径大于20m时，采用周边转动刮泥机，刮泥机旋转速度宜为1～3r/h，刮泥板的外缘线速度不宜大于3m/min。
②设计计算公式
a.每座沉淀池的表面积和池径。
（1-1-24）
（1-1-25）
式中，A为每池表面积，m2；D为每池直径，m；n为池数，个；q'为表面水力负荷，m3/（m2·h），可参考表1-1-2选用。
b.沉淀池有效水深。
（1-1-26）
式中，h2为有效水深，m；t为沉淀时间，h，参见表1-1-2。
c.污泥区容积。计算公式与平流式沉淀池相同。
d.污泥斗容积。
（1-1-27）
式中，h5为污泥斗高度，m；r1为污泥斗上部半径，m；r2为污泥斗下部半径，m。
e.污泥斗以上锥体部分容积。
（1-1-28）
式中，h4为圆锥体高度，m；R为池子半径，m。
f.沉淀池总高度。
（1-1-29）
式中，H为总高度，m；h1为超高，m；h3为缓冲层高度。
1.1.2.5 竖流式沉淀池
（1）构造 竖流式沉淀池可用圆形或正方形，污泥斗为截头倒锥体。经常用于处理量小于2000m3/d的工业废水处理站。图1-1-14为圆形竖流式沉淀池。污水从中心管自上而下，通过反射板折向上流，沉淀后的出水由设于池周的锯齿溢流堰溢入出水槽。
图1-1-14 圆形竖流式沉淀池
1—进水管；2—中心管；3—反射板；4—排泥管；5—挡渣板；6—流出槽；7—出水管
（2）竖流式沉淀池的设计计算
①设计要点
a.水池直径（或正方形的一边）与有效水深之比值不大于3.0。池子直径不宜大于8.0m，一般采用4.0～7.0m。
b.中心管内流速不宜大于30mm/s。
c.中心管下口应设有喇叭口和反射板（图1-1-15），板底面距泥面不宜小于0.3m。
图1-1-15 中心管和反射板的结构尺寸
d.中心管下端至反射板表面之间的缝隙在0.25～0.50m，缝隙中污水流速，在初次沉淀池中不大于30mm/s，在二次沉淀池中不大于20mm/s。
e.当池子直径（或正方形的一边）D<7.0m时，处理出水沿周边流出；当D≥7.0m时，应增设辐射式集水支渠。
f.排泥管下端距池底不大于0.20m，管上端超出水面不小于0.40m。
②计算公式
a.中心管面积与直径。
（1-1-30）
（1-1-31）
式中，f1为中心管截面积，m2；d0为中心管直径，m；qmax为每个池的最大设计流量，m3/s；v0为中心管流速，m/s。
b.沉淀池的有效沉淀高度，即中心管高度。
（1-1-32）
式中，h2为有效沉淀高度，m；v为污水在沉淀区的上升流速，m/s，如有沉淀试验资料，v等于拟去除的最小颗粒沉速u0，如无则v采用0.5～1.0mm/s，即0.0005～0.001m/s；t为沉淀时间，h。
c.中心管喇叭口距反射板之间的间隙高度。
（1-1-33）
式中，h3为间隙高度，m；v1为间隙流出速度，m/s；d1为喇叭口直径，m。
d.沉淀池总面积和池径。
（1-1-34）
（1-1-35）
（1-1-36）
式中，f2为沉淀区面积，m2；A为沉淀池面积（包括中心管面积），m2；D为沉淀池直径，m。
e.沉淀池总高度。
（1-1-37）
式中，H为总高度，m；h1为超高，m；h2、h3、h4、h5可见图1-1-14。
1.1.2.6 斜板（管）沉淀池
斜板（管）沉淀池是根据“浅层沉淀”理论，在沉淀池中加设斜板或蜂窝斜管，以提高沉淀效率、缩短水力停留时间和减少占地面积。
（1）斜板（管）沉淀池的构造 按水流与污泥的相对方向，斜板（管）沉淀池可分为异向流、同向流和侧向流三种形式。在城市污水处理中主要采用升流式异向流斜板（管）沉淀池，见图1-1-16。
图1-1-16 斜板（管）沉淀池
1—配水槽；2—穿孔墙；3—斜板或斜管；4—淹没孔口；5—集水槽；6—集泥斗；7—排泥管；8—阻流板
斜板（管）沉淀池的进水方式一般采用穿孔墙整流布水，在池壁与斜板（管）的间隙处装有阻流板，以防止水流短路。斜板（管）上缘一般向池子进水端倾斜安装。出水方式一般采用多槽出水，在池面上增设几条平行的出水堰和集水槽，以改善出水水质和加大出水量。
（2）斜板（管）沉淀池的适用条件
a.受占地限制的小型污水处理站，作为初沉池使用。
b.不宜作二次沉淀池使用，因为活性污泥黏度大，易黏附在斜板（管）上，影响沉淀效果，甚至发生堵塞斜板（管）的现象；黏附在斜板（管）上的污泥会发生厌氧反应，产生的气体上升，会干扰或破坏污泥的沉淀。
c.当需要挖掘原有沉淀池潜力或建造沉淀池面积受限制时，通过技术经济比较后采用。
（3）斜板（管）沉淀池的设计要求与参数选择
a.升流式异向流斜管（板）沉淀池的设计表面水力负荷，一般可按普通沉淀池的设计表面水力负荷的2倍计。
b.斜管孔径（或斜板净距）宜为80～100mm。
c.斜板（管）斜长宜为1.0～1.2m。
d.斜板（管）水平倾角宜为60°。
e.斜板（管）区上部水深宜为0.7～1.0m。
f.斜板（管）区底部缓冲层高度宜为1.0m。
g.用作初沉池时池内水力停留时间不大于30min。
h.斜板（管）沉淀池一般采用重力排泥，每日排泥次数至少1～2次，或连续排泥。
i.一般设有斜板（管）冲洗设施。
1.1.3 沉砂池
沉砂池的作用是去除密度较大的无机颗粒。一般设在泵站、倒虹管前，以减轻机械、管道的磨损；也可设在初次沉淀池前，以减轻沉淀池负荷及改善污泥处理构筑物的处理条件。沉砂池按流态分为平流式沉砂池、曝气沉砂池和旋流式沉砂池等。
1.1.3.1 沉砂池的一般规定
a.城市污水处理厂一般均应设置沉砂池，按去除相对密度2.65、粒径0.2mm以上的砂粒设计。
b.沉砂池的格数不应少于2个，并宜按并联系列设计。当污水量较小时，可考虑一格工作，一格备用。
c.污水的沉砂量，可按每立方米污水0.03L计算，其含水率为60%，容重为1500kg/m3；合流制污水的沉砂量应根据实际情况确定。
d.砂斗容积不应大于2天的沉砂量，采用重力排砂时，砂斗斗壁与水平面的倾角不应小于55°，沉砂池超高不宜小于0.3m。
e.沉砂池除砂宜采用机械方法，并经砂水分离后贮存或外运。采用人工排砂时，排砂管直径不应小于200mm。沉砂池应设置贮砂池和晒沙场。
1.1.3.2 平流沉砂池
平流式沉砂池由入流渠、出流渠、闸板水流部分及沉砂斗等组成，如图1-1-17所示。污水在池内沿水平方向流动，具有截留无机颗粒效果好、工作稳定、构造简单和排砂方便等优点。
图1-1-17 平流式沉砂池
（1）设计要点及参数
a.最大流速为0.3m/s，最小流速为0.15 m/s。
b.最大设计流量时，污水在池内的停留时间不少于30s，一般为30～60s。
c.设计有效水深不应大于1.2m，一般为0.25～1.0m，每格池宽不宜小于0.6m。
d.池底坡度一般为0.01～0.02，当设置除砂设备时，可根据设备要求考虑池底形状。
（2）设计计算
①沉砂池水流部分的长度 沉砂池两闸板之间的长度为水流部分的长度
（1-1-38）
式中，L为水流部分长度，m；v为最大流速，m/s；t为最大设计流量时的停留时间，s。
②水流断面积
（1-1-39）
式中，A为水流断面面积，m2；Qmax为最大设计流量，m3/s；v为最大流速，m/s。
③池总宽度
（1-1-40）
式中，B为池总宽度，m；h2为设计有效水深，m。
④沉砂斗容积
（1-1-41）
式中，V为沉砂斗容积，m3；x1为城市污水沉砂量，3m3/105 m3；x2为生活污水沉砂量，L/（人·d）；t'为清除沉砂的时间间隔，d；K总为流量总变化系数；N为沉砂池服务人口数。
⑤沉砂池总高度
（1-1-42）
式中，H为沉砂池总高度，m；h1为超高，m；h2为贮砂斗高度，m。
⑥验算 按最小流量时，池内最小流速vmin≥0.15m/s进行验算。
（1-1-43）
式中，vmin为最小流速，m/s；Qmin为最小流量，m3/s；n为最小流量时，工作的沉砂池个数；ω为工作沉砂池的水流断面面积，m2。
1.1.3.3 曝气沉砂池
平流沉砂池的沉砂中约夹杂着15%的有机物，使沉砂的后续处理难度增加。曝气沉砂池可以克服这一缺点。
曝气沉砂池呈矩形，池底一侧设有集砂槽。曝气装置设在集砂槽一侧，使池内水流产生与主流垂直的横向旋流运动，无机颗粒之间的互相碰撞与摩擦机会增加，磨去表面附着的有机物。此外，在旋流产生的离心力作用下，相对密度较大的无机颗粒被甩向外层并下沉，密度较轻的有机物旋至水流中心部位随水带走，使沉砂池中的有机物含量低于10%。集砂槽中的砂可采用机械刮砂、空气提升器或泵吸式排砂机排除。曝气沉砂池的优点是可以通过调节曝气量，控制污水的旋流速度，使除砂效率较稳定，受流量变化影响较小，同时，还对污水起预曝气作用。曝气沉砂池断面见图1-1-18。
图1-1-18 曝气沉砂池
1—压缩空气管；2—空气扩散板；3—集砂槽
（1）设计要点及参数
a.水平流速宜为0.1m/s。
b.最大设计流量的停留时间应大于2min。
c.有效水深宜为2.0～3.0m，宽深比宜为1～1.5，长宽比可达5。
d.处理每立方米污水的曝气量宜为0.1～0.2m3空气。
e.进水方向应与池中旋流方向一致，出水方向应与进水方向垂直，并宜设置挡板。
f.空气扩散装置距池底0.6～0.9m，输气管应设置调节气量的阀门。
（2）设计计算
①总有效容积
（1-1-44）
式中，V为总有效容积，m3；Qmin为最大设计流量，m3/s；t为最大设计流量时的停留时间，s。
②池断面面积
（1-1-45）
式中，A为池断面面积，m2；v为最大设计流量时的水平前进流速，m/s。
③池总宽度
（1-1-46）
式中，B为池总宽度，m； H为有效水深，m。
④池长
（1-1-47）
式中，L为池长，m。
⑤所需曝气量
（1-1-48）
式中，q为所需曝气量，m3/h；D为每立方米污水所需曝气量，m3/m3。
1.1.3.4 钟式沉砂池
钟式沉砂池是旋流沉砂池的一种，它是利用机械力控制水流流态与流速，加速砂粒的沉淀并使有机物随水流带走的沉砂装置。沉砂池由流入口、流出口、沉砂区、砂斗、砂提升管、排砂管、压缩空气输送管、电动机及变速箱组成。污水由流入口切线方向流入沉砂区，利用电动机及传动装置带动转盘和斜坡式叶片，在离心力的作用下，污水中密度较大的砂粒被甩向池壁，掉入砂斗，密度较小的有机物则留在污水中。调整转速，可获得最佳沉砂效果。沉砂用压缩空气经砂提升管、排砂管清洗后排出，清洗水回流至沉砂池，如图1-1-19所示。
图1-1-19 钟式沉砂池工艺图
旋流沉砂池的水力表面负荷宜为150～200m3/（m2·h），最大设计流量时的停留时间一般不小于30s，有效水深宜为1.0～2.0m，池径与池深比宜为2.0～2.5，在池中设立桨叶式分离机。
进水渠道直段长度一般为渠道宽的7倍，且不小于4.5m，以保证平稳的进水条件。在最大流量40%～80%条件下，进水渠道的流速一般控制在0.6～0.9m/s；在最小流量时，其流速应大于0.15 m/s.
出水渠道与进水渠道的夹角大于270°，以最大限度地延长污水在池内的停留时间，达到有效除砂的目的。进、出水渠道均设于沉砂池上部以避免扰动沉砂。旋流沉砂池的平面布置形式如图1-1-20所示。
图1-1-20 旋流沉砂池布置形式
根据设计污水量的大小，旋流沉砂池各部分尺寸及规格可参考表1-1-3选择。
表1-1-3 旋流沉砂池各部分尺寸及规格
1.2 除油
1.2.1 含油污水的特征
含油污水主要来源于石油、石油化工、钢铁、焦化、煤气发生站、机械加工等工业企业。油脂加工、肉类加工等废水中也含有很高的油、油脂。含油污水的含油量及其特征，随工业种类不同而异，同一种工业也因生产工艺、设备和操作条件不同而相差较大。
油类在水中的存在形式可分为浮油、分散油、乳化油和溶解油四类。
①浮油 油珠粒径较大，一般大于100μm，易浮于水面，形成油膜或油层。
②分散油 油珠粒径一般为10～100μm，以微小油珠悬浮于水中，不稳定，静置一定时间后往往形成浮油。
③乳化油 油珠粒径小于10μm，一般为0.1～2μm。往往因水中含有表面活性剂，使油珠成为稳定的乳化液。
④溶解油 油珠粒径比乳化油还小，有的可小到几纳米，是溶于水的油微粒。
宜采用重力分离法去除浮油，采用气浮法、混凝沉淀法等去除乳化油。
1.2.2 隔油池的类型与构造
隔油主要用于对污水中浮油的处理，它是利用水中油品与水密度的差异使其与水分离并加以清除的过程。隔油过程在隔油池中进行。隔油池的形式较多，目前使用的隔油池主要有平流隔油池和斜板隔油池两大类。
（1）平流隔油池 平流隔油池平面呈长方形，污水从池一端流入、另一端流出。在池中由于流速降低，相对密度小于1.0而粒径较大的油珠上浮到水面，相对密度大于1.0的杂质沉于池底。在出水一侧的水面上设有集油管，用于将浮油排至池外。大型隔油池内设有刮油刮泥机，用以推动水面浮油和刮集池底沉渣。刮集到池前部泥斗中的沉渣通过排泥管适时排出。平流隔油池如图1-1-21所示。这种隔油池可能去除的最小油珠粒径，一般不低于100～150μm，除油率一般为60%～80%，粒径150μm以上的油珠均可除去。
图1-1-21 平流隔油池
1—配水槽；2—进水孔；3—进水间；4—排渣间；5—排渣管；6—刮油刮泥机；7—集油管
平流隔油池的优点是构造简单、运行管理方便、除油效果稳定。缺点是体积大、占地面积大、处理能力低、排泥难，出水中仍含有乳化油和吸附在悬浮物上的油分，一般很难达到排放要求。
（2）斜板隔油池 斜板隔油池如图1-1-22所示。在池内设置波纹形斜板，污水沿板面向下流动，从出水堰排出。污水中油珠沿板的下表面向上流动，经集油管收集排出。水中悬浮物沉降到斜板上表面，滑落入池底部，经排泥管排出。这种隔油池油水分离效率高，可去除粒径不小于80μm的油珠。
图1-1-22 斜板隔油池
1.2.3 隔油池设计要点及参数
（1）平流隔油池
a.污水在池内的停留时间一般为1.5～2.0h。
b.池内水平流速为2～5mm/s。
c.有效水深不大于2m，超高不小于0.4m。
d.单格池宽不大于6m，长宽比不小于4。
e.刮油刮泥机刮板移动速度不大于2m/min。
f.排泥管直径不应小于200mm，管端可接压力水管，冲洗排泥管。
g.集油管直径宜为200～300mm，当池宽在4.5m以上时，集油管串联不应超过4条。
h.在寒冷地区，集油管及油层内宜设加热设施。
i.隔油池宜设非燃烧材料制成的盖板，并设置灭火设施。
（2）斜板隔油池
a.水力表面负荷宜为0.6～0.8m3/（m2·h）。
b.斜板间距宜采用40mm，倾角不应小于45°。
c.斜板材料应耐腐蚀、光洁度好和不沾油。
d.池内应设置集油、清洗斜板和排泥等设施。污水在池内的停留时间，为平流隔油池的1/4～1/2，一般不超过30min。
1.3 过滤
过滤一般是指通过具有孔隙的颗粒状滤料层（如石英砂等）截留水中悬浮物和胶体杂质，从而使水获得澄清的工艺过程。在污水处理中，过滤常用于污水的深度处理，去除二级处理出水中的生物絮体，进一步降低水中的悬浮物、有机物、磷、重金属、细菌和病毒的浓度，为后续处理装置稳定运行及提高处理效率创造条件；由于过滤后污水中悬浮物和其他干扰物质浓度的降低，可提高杀菌效率，节省消毒剂用量；过滤还可作为污水混凝处理时所产生絮体的分离装置。
1.3.1 过滤机理
在颗粒状滤料过滤中，存在着悬浮颗粒从水流向滤料表面迁移、附着在滤料表面上和从滤料表面脱附3个过程。
（1）颗粒迁移 滤料孔隙中的水流一般属层流状态，被水流挟带的颗粒随水流的流线运动。它之所以会脱离流线向滤料颗粒表面迁移，主要是在直接拦截、颗粒惯性、重力沉淀、扩散、水动力效应和引力等共同作用下发生的。
①直接拦截 颗粒尺寸较大时，处于流线中的颗粒可直接碰到滤料表面产生拦截作用。
②颗粒惯性 运动速度较快的颗粒，在惯性力作用下，也可脱离流线与滤料表面接触。
③重力沉淀 颗粒沉速较大时，可在重力作用下脱离流线，沉淀到滤料表面。
④扩散 微小颗粒，由于布朗运动，扩散迁移至滤料表面。
⑤水动力效应 在滤料表面附近存在速度梯度，非球形颗粒在速度梯度作用下，会产生转动而脱离流线与滤料表面接触。
⑥引力作用 由于颗粒与滤料表面的范德华力的吸引，可使颗粒达到滤料表面。
对于某一颗粒来说，可能同时受上述几种作用，但起主要作用的只是一两种，这取决于水中悬浮颗粒的尺寸、速度、密度、性质和形状等。
（2）颗粒附着 当水中悬浮颗粒迁移到滤料表面时，则在范德华力和静电力相互作用下，以及某些化学键和絮凝颗粒的架桥等作用下，附着在滤料颗粒表面上，或附着在滤料表面上原先附着的颗粒上。
（3）脱附 在颗粒附着的同时，还存在着由于滤料空隙中水流剪切力作用导致颗粒从滤料表面脱落的趋势。附着力和水流剪切力的综合作用决定了颗粒是附着还是脱落。
1.3.2 滤池的基本构造
快滤池主要由池体、滤料层、承托层、配水系统、集水渠和反冲洗装置等几部分组成。普通快滤池的构造如图1-1-23所示。过滤时，原水进入滤池，流经滤料层、承托层后，由配水系统汇集起来流往清水池。反冲洗时，冲洗水经配水系统水管上的孔眼流入，由下而上穿过承托层和滤料层，均匀地分布于整个滤池平面上。滤料层在由下而上的均匀水流中处于悬浮状态，使滤料得到冲洗。冲洗废水流入反冲洗排水槽，最终排入下水道或经处理净化后回用。
图1-1-23 普通快滤池构造
1—进水总管；2—进水支管；3—清水支管；4—冲洗水支管；5—排水阀；6—浑水渠；7—滤料层；8—承托层；9—配水支管；10—配水干管；11—冲洗水总管；12—清水总管；13—反冲洗排水槽；14—废水渠
（1）滤料层 在污水处理中，采用的滤料一般可分为颗粒滤料和多孔滤料两大类。由于污水组成复杂，选用滤料应由具体水质而定。
①颗粒滤料过滤 污水处理中多采用石英砂、无烟煤、陶粒、纤维球、聚苯乙烯泡沫滤珠等作滤料。石英砂为滤料时，粒径一般为0.5～2.0mm，反冲洗强度可取18～20L/（m2·s）。城市污水二级处理出水的过滤，常采用纤维球滤料，其滤速可高达30～70m/h。
②多孔滤料过滤 筛网过滤属于多孔材料过滤，主要用于去除毛纺、化纤和造纸等行业废水中的悬浮细纤维等杂质。
（2）配水系统和承托层 滤池过滤时，滤后水由配水系统收集；在反冲洗时，冲洗水由配水系统分布。后者是滤池正常操作的关键。如果反冲洗配水不均，在流量小的面积内，滤料得不到足够的清洗，残留的杂质会形成“泥球”或“泥饼”，恶化过滤出水水质；在流量大的那部分面积内，由于流速大，会冲动承托层，造成“跑砂”，使滤料和承托层混杂。滤池配水系统一般分为大阻力配水系统和小阻力配水系统两大类。
承托层主要用于承托滤料，防止过滤时滤料漏入配水系统开孔而进入清水池；冲洗时起均匀布水作用。承托层一般采用卵石或砾石，按颗粒大小分层铺设。
1.3.3 过滤周期和反冲洗
在滤池的运行过程中，都是“过滤”、“冲洗”两种工作状态交替进行，周期循环。
（1）过滤周期 在实际工程中，滤池的设计和运行都是以水头损失来控制过滤周期的，当滤池的水头损失达到最大允许值时，即停止过滤，对滤池进行冲洗。所确定的最大水头损失数值是保证在过滤状态达到该水头时，滤料层尚有一定的截污能力，不应发生滤池的穿透。
（2）滤池的冲洗 滤池的冲洗通常有以下几种方式。
①单独用水反冲洗 一般采用高速水流冲洗，冲洗强度较大，在反冲洗过程中滤料的膨胀率一般需达到40%～50%，滤料颗粒在悬浮流态化状态下相互碰撞摩擦，一般反冲洗5～7min就可获得预期的冲洗效果。单独用水冲洗的优点是操作方便，只需一套反冲洗系统；其缺点是冲洗耗水量大，当冲洗强度控制不当时，可能导致承托层松动。
②气水联合反冲洗 采用空气和水流同时冲洗。气水反冲洗时，空气快速通过滤层，微小气泡加剧滤料颗粒之间的碰撞摩擦，并对颗粒进行擦洗，可有效加速滤料表面污泥的脱落；反冲洗水则主要起漂洗作用，将已与滤料脱离的污泥带出滤层，因此，水冲强度小，冲洗过程滤层基本不膨胀或微膨胀。气水联合反冲洗的优点是冲洗效果好，耗水量小，冲洗过程中不需滤层流化，保持原来的滤层结构，从而提高滤层纳污能力；其缺点是需要增加空气系统，包括鼓风机、控制阀及管路等，设备较单独用水反冲洗多，操作也较复杂。
③带表面辅助冲洗的水反冲洗 由于过滤过程中滤料表层截留污泥量最多，泥球往往结在滤料的上层，因此，在滤层表面设置高速水冲洗系统，利用高速水流对表层滤料加以搅动，辅助冲洗，增加滤料颗粒碰撞机会，同时亦利用高速水流的剪切作用来提高反冲洗效果。冲洗是滤池恢复过滤功能的关键，如一次冲洗不彻底，就会对其后的过滤和冲洗造成连环性的危害，严重时会需要提前更换滤料。由于污水深度处理时滤池进水中含有生物絮体、有机物和胶体物质，黏度较大，被滤层截留后易发生腐败，因此，对该种滤池的反冲洗要求高于给水处理中滤池的反冲洗。
1.3.4 滤池的分类
按滤料组成可分为单层滤料、双层滤料、多层滤料和混合滤料滤池。
按水流方向可分为下向流、上向流、双向流和辐向流滤池。
按流速大小可分为慢滤池、快滤池和高速滤池。
按滤池的布置和构造可分为普通快滤池（四阀滤池）、双阀滤池、无阀滤池、虹吸滤池、移动冲洗罩滤池和V形滤池。
按过滤驱动力可分为重力式滤池和压力滤池。
1.3.5 滤池的设计要点和参数
过滤单元常用于污水的三级处理中，既能去除生化过程和化学过程未能去除的颗粒，又能作为水质把关单元保证后续工序正常运行。
1.3.5.1 反冲洗
滤池在污水三级处理中所截除的主要是含有大量细菌、微生物等有机污染物的絮凝体，滤床截污后黏度较大，且易发生腐败，对滤池的反冲洗要求较高。气水联合反冲洗方式具有较强的清洗能力，非常适用于三级处理流程，因此，建议采用气水反冲洗与表面冲洗相结合的联合反冲洗方式。
1.3.5.2 滤池池型选择
由于滤池反冲洗要求较高，在池型选择上应避免选用虹吸滤池这类反冲洗能力较差的池型，而应优先考虑选用移动罩滤池、V形滤池、T形滤池等反冲洗能力较强的池型。
滤池进水水质受二级处理系统运行工况影响较大。特别是当三级处理系统的规模过大时，将使滤池的运行工况变得更为复杂，对滤池的稳定性带来极为不利的影响，因而双阀滤池、四阀滤池等技术成熟、运行稳定、操作可靠的池型常被采用。在小规模的污水三级处理中，使用最为广泛的是压力滤罐。
1.3.5.3 设计参数
与给水处理中滤池的设计参数相比，处理城市污水的滤池无论是单层滤料、双层滤料还是三层滤料，滤层的厚度和滤料粒径都较大，但滤速则较小。在城市污水三级处理中，过滤单元的设计参数如下。
（1）滤层 滤层的设计参数见表1-1-4。
表1-1-4 滤层的设计参数
（2）滤速 滤速为6～10m/h。
（3）反冲洗
①气水联合冲洗 空气反冲洗强度为13～17L/（m2·s），水的反冲洗强度为6～8L/（m2·s），历时4～8min。
②水冲洗 水的反冲洗强度为6～8L/（m2·s），历时3～5min。
③表面冲洗 表面冲洗强度为0.5～2.0L/（m2·s），历时4～6min。
④工作周期 工作周期不大于12h。
（4）滤池个数和尺寸的确定 池数多，运行灵活，布水易均匀，冲洗效果好，但单位面积滤池造价增加。根据设计经验，可按照表1-1-5确定滤池个数。
表1-1-5 滤池总面积与滤池个数
滤池的平面形状一般为正方形或矩形，其长宽比主要决定于管件的布置。滤池总深度包括超高0.25～0.3m、滤层上水深1.5～2.0m、滤料层厚度、承托层厚度和配水系统高度。滤池总高度一般为3.0～3.5m。
1.3.6 压力滤池
压力滤池是一个密闭的钢罐，又称压力过滤器，其直径一般不超过3m，罐内装有滤料、进水和反冲洗配水系统等，配水系统多采用小阻力系统中的缝隙式滤头，如图1-1-24所示。
图1-1-24 压力过滤器
滤料粒径一般采用0.6～1.0mm，滤料层厚度一般为1.0～1.2m，滤速为8～10m/h，最大允许水头损失比普通快滤池的2m大，一般可达6～7m。采用气水联合冲洗方式。
在小规模的中水处理流程中的过滤单元多采用压力滤罐，虽然压力滤罐的投资大，但占地少，建设周期短，运行管理方便，设备定型、使用机动性大。
1.4 混凝
混凝是通过向水中投加混凝剂，使水中难以沉淀的胶体颗粒及细小悬浮颗粒互相聚集成较大的颗粒，而与水分离的过程。混凝可以去除水的浊度和色度，对水中的无机物和有机物也有一定的去除效果。
1.4.1 胶体的基本性质
1.4.1.1 胶体的双电层结构
如图1-1-25所示，胶体颗粒的中心是胶核，胶核表面的电位形成粒子的静电作用，将溶液中带有异性电荷的离子（称为反离子）吸引到胶核周围，从而形成了胶体的双电层结构。
图1-1-25 胶体粒子的双电层结构示意
紧靠胶核表面一层的反离子被吸附得比较牢固，该层称为吸附层，吸附层内的反离子浓度大。吸附层外围为扩散层，随着与胶核表面距离的增加，扩散层内反离子的浓度逐渐降低，直到等于溶液中离子的平均浓度。吸附层和扩散层中反离子的总电荷等于胶核表面电位形成离子的电荷，使得整个胶团为电中性。由于胶核表面离子对扩散层中反离子的吸引力较弱，所以胶核和吸附层组成的微粒在溶液中做布朗运动时，扩散层中的大部分反离子未随胶体微粒一起运动，这就导致了运动中的胶粒会显示电性。运动中的胶体微粒与溶液的界面称为滑动面。在胶体化学中常将吸附层表面当作滑动面。
胶核表面上的离子和反离子之间形成的电位称为总电位，即ψ电位；滑动面上的电位称为动电位，即ζ电位。总电位无法测试，也不具备实用意义，而ζ电位则可以测定且具有重要意义。
黏土、病毒、藻类和腐殖质等颗粒的ζ电位一般在-15～-40mV范围内，细菌的ζ电位在-30～-70mV范围内。某氢氧化铁胶体溶液的ζ电位为+56mV。由于污水成分复杂，存在条件不同，同一胶体在不同的污水中所表现的ζ电位也往往有所不同。
凡在吸附层中离子直接与胶核接触，水分子不直接接触胶核的胶体，称为憎水胶体。一般无机物的胶体颗粒，如氢氧化铝、氢氧化铁和二氧化硅等都属于这一类。
凡胶体微粒能直接吸附水分子的称为亲水胶体。亲水胶体颗粒绝大多数都是分子量很大的高分子化合物或高聚合物。
根据以上所述，憎水胶体具有双电层，而亲水胶体则具有一层水壳，双电层与水壳都有一定的厚度，这个厚度是决定胶体稳定的因素。
1.4.1.2 胶体的表面电荷
胶体的表面电荷是产生双电层的根本原因。污水中胶体的表面电荷的主要来源如下。
（1）胶体表面分子的电离 胶体颗粒表面分子或具有能电离的基团发生电离，使一部分离子进入溶液，而使其本身带电。例如，树脂表面的羧基可如下式离解：
当pH值较高时，反应向右进行，树脂表面带负电荷；pH值低时，羧基不离解，则树脂表面不带电。又如，蛋白质是两性物质，在酸性或碱性溶液中会因为电离方式不同而带有不同电荷。
（2）胶体颗粒表面的溶解 胶体颗粒的表面物质和水分子起化学反应而生成新的化合物，这种化合物又电离出阳离子和阴离子，颗粒表面吸附了其中一种离子而带电。例如，二氧化硅颗粒表面的部分溶解，产生硅酸，硅酸部分离解成H+和Si
，其他部分的SiO2粒子吸附了Si而带负电荷。
（3）胶体颗粒表面对溶液中离子的吸附 胶体颗粒的表面能吸附水中电解质的某些离子而使其本身带电。这种吸附具有选择性，如氢氧化铁胶体会有限吸附水中的含铁离子FeO+而带正电。
1.4.1.3 胶体的稳定性
胶体颗粒在水中能长期保持分散悬浮状态的特性称为胶体的稳定性。胶体稳定性分为动力稳定性和聚集稳定性两种。
胶体的动力稳定性是细小胶体颗粒因布朗运动而长期悬浮于水中的特性；聚集稳定性是胶体颗粒因其表面同性电荷相斥或者由于水壳的阻碍作用使胶体保持单个分散状态而不凝聚的特性。
胶体颗粒的两种稳定性，起关键作用的是聚集稳定性。如果聚集稳定性被破坏，胶体就会相互聚集成大的颗粒，则动力稳定性也随之消失。
在水处理中，为使胶体颗粒能通过碰撞而彼此聚集，就需要消除或降低胶体颗粒的稳定因素，这一过程称为胶体的脱稳。
1.4.2 混凝动力学
混凝动力学主要研究颗粒碰撞速率和混凝速率的问题。胶体颗粒之间或者胶体与混凝剂之间发生絮凝的首要条件是颗粒的相互碰撞。推动水中颗粒相互碰撞的动力来自两方面：颗粒在水中的布朗运动和在水力或机械搅拌下所造成的流体运动。因此，将颗粒相互碰撞聚集分为异向絮凝和同向絮凝两种。
1.4.2.1 异向絮凝
细小颗粒在水分子无规则热运动的撞击下做布朗运动所造成的颗粒间碰撞聚集称为异向絮凝。
脱稳后的颗粒相互碰撞发生凝聚，使小颗粒变成大颗粒，虽然水中的固体颗粒的总质量不变，但其数量浓度（单位体积中颗粒数目）减少。颗粒的凝聚速率取决于碰撞速率。
研究表明，由布朗运动所导致的颗粒碰撞速率与水温成正比，与颗粒的数量浓度平方成正比，而与颗粒尺寸无关。实际上，只有小颗粒才具有布朗运动。随着颗粒聚集过程的进行，水中颗粒的粒径增大，布朗运动将逐渐减弱。当颗粒粒径大于1μm时，布朗运动对颗粒的聚集作用基本消失。因此，要使较大的颗粒进一步碰撞聚集，还要靠外界向流体输入能量，推动流体运动来促使颗粒相互碰撞，即进行同向絮凝。
1.4.2.2 同向絮凝
由外力所造成的流体运动而产生的颗粒碰撞聚集称同向絮凝。
外力推动流体运动的方式一般分为机械搅拌和水力搅拌两种。
对于胶体颗粒的最终沉淀，同向絮凝是很重要的。通常所说的絮凝一般是指同向絮凝。图1-1-26为层流条件下同向絮凝颗粒碰撞示意，在层流条件下推导出的颗粒碰撞同向絮凝公式至今仍在沿用。
图1-1-26 层流条件下同向絮凝颗粒碰撞示意
同向絮凝反应过程的主要控制参数为搅拌强度和搅拌时间或水力停留时间。搅拌强度常用相邻两个水层中的两个颗粒的速度梯度G来表示。
（1-1-49）
式中，G为速度梯度，s-1；du为相邻两个水层中，颗粒随水流运动的速度差；dz为垂直于水流方向的两个水层之间的距离。
假设i颗粒和j颗粒的粒径分别为di和dj表示，当
时，正是由于速度差dz的存在，才引起相邻水层的两个颗粒的碰撞。速度差越大，速度快的颗粒越易赶上速度慢的颗粒，而两水层的距离越小越易相碰。
结论：G值越大，单位时间颗粒碰撞的机会（或次数）越多。
G值计算公式的推导：根据水力学原理，两层水流间的摩擦力F和水层接触面积有如下关系式：
（1-1-50）
单位体积液体搅拌所需功率为：
（1-1-51）
由式（1-1-49）、式（1-1-50）和式（1-1-51）推导出：
（1-1-52）
式中，p为单位体积水体搅拌功率，W/m3；μ为水的动力黏度，Pa·s。
采用机械搅拌时，p由机械设备提供。采用水力搅拌时，则p为水流本身能量的消耗，即水头损失h。
（1-1-53）
则
（1-1-54）
式中，Q为流量，m3/s；ρ为水的密度，kg/m3；h为池的水头损失，m；T为水在混合池中的停留时间，s（T=V/Q）；V为混合池的有效容积，m3。
1.4.2.3 混凝控制指标
在水处理中，使胶体脱稳的过程称为“凝聚”，脱稳胶体互相聚集的过程称为“絮凝”，“混凝”是“凝聚”和“絮凝”的总称。
“凝聚”和“絮凝”这两个过程所对应的设备分别为混合设备和絮凝设备。混凝工艺过程的控制指标为速度梯度G和水力停留时间T，有时也可以用二者乘积的形式来表示。
在混合阶段，要使药剂迅速均匀地分散到水中以利于药剂水解，并使颗粒脱稳和聚集，必须对水流提供剧烈、快速的搅拌，即应采用较大的G值，较小的T值；而在絮凝阶段，絮体已经长大，易破碎，所以G值比前一阶段要减小，相应T值则需变大。
混凝过程的控制参数如下。
混合池：G=500～1000
T=10～60s（可根据需要延长搅拌时间，但一般亦均小于2min）
GT=（1～3）×104
絮凝池：G=20～70s-1
T=15～20min
GT=1×104～1×105
1.4.3 混凝机理
在水处理中，混凝现象比较复杂。不同种类的混凝剂以及不同的水质条件，混凝剂作用机理都有所不同，一般可分为以下几种。
（1）电性中和 电性中和又分为压缩双电层和吸附电中和两种。
当向水中投加铝盐或铁盐混凝剂后，水中的离子浓度增加，由于浓差扩散和静电斥力，使胶体颗粒的扩散层的厚度减小，ζ电位降低，双电层被压缩。扩散层的厚度减小或ζ电位的降低将使颗粒之间的斥力大为减小，就有可能使颗粒聚集。这种通过投加电解质压缩扩散层以导致胶粒间相互凝聚的作用机理称为压缩双电层作用机理。
高价离子压缩双电层的能力优于低价离子，所以一般选作混凝剂的多为高价电解质，如Fe3+、Al3+。
当pH值较低时，铝盐或铁盐混凝剂在水中水解产生带正电荷的氢氧化铝和氢氧化铁胶体，可以与原水中带负电荷的胶体颗粒起电中和作用。将导致颗粒的相互吸引聚集，如图1-1-27所示。这种由于异性离子、异性胶粒或高分子带异性电荷部位与胶核表面的静电吸附，中和了胶体原来所带电荷，从而降低了胶体的ζ电位而使胶体脱稳的机理，称为吸附电中和作用机理。
图1-1-27 水解产物与胶体聚集示意图
（2）吸附架桥 高分子混凝剂具有松散的网状长链式结构，相对分子质量高，分子颗粒粒径大。当向水中投加高分子物质时，胶体颗粒与高分子物质之间产生强烈的吸附作用，这种吸附主要由于各种物化过程，如氢键、共价键、范德华力等以及静电作用（异性基团、异性部位）共同产生，与高分子物质本身结构和胶体表面的化学性质特点有关。当其中某一高分子基团与胶粒表面某一部位互相吸引后，该高分子的其余部位则伸展在水中，可以与另一表面有空位的胶粒吸附，这样就形成了一个“胶粒-高分子-胶粒”的连接体，高分子起到了对胶粒进行架桥连接的作用。通过高分子链状结构吸附胶体，微粒可以构成一定形式的聚集物，从而破坏胶体的稳定性。高分子架桥示意如图1-1-28所示。
图1-1-28 高分子架桥示意
除了长链状有机高分子物质外，无机高分子物质及其胶体颗粒，如铝盐、铁盐的水解产物等，也都可产生吸附架桥作用。
架桥作用主要利用高分子的长链结构来连接胶粒形成“胶粒-高分子-胶粒”的絮凝体。如果高分子的线性长度不够，则不能起架桥作用，只能吸附单个胶体，起电性中和作用；如果是异性高分子则兼有电中和和架桥作用；同性或中性（非离子型）高分子只能起架桥作用。
高分子混凝剂的过量投加或强烈搅拌都可能破坏吸附架桥作用，反而使胶体产生再稳。如图1-1-29所示。
图1-1-29 胶体保护示意
（3）沉淀物卷扫（网捕） 以铝盐或铁盐作为混凝剂时，所产生的氢氧化铝和氢氧化铁在沉淀过程中，能够以卷扫（网捕）形式，使水中的胶体颗粒随其一起下沉，如图1-1-30所示。
图1-1-30 沉淀物卷扫（网捕）示意
上述三种混凝机理在水处理过程中往往是同时存在的，只不过随混凝剂的不同、投加量和水质条件的不同而发挥不同的作用，通常以某一种作用为主。
1.4.4 影响混凝效果的主要因素
在水处理中，影响混凝效果的因素比较复杂，主要有以下几种。
（1）pH值和碱度 对于不同混凝剂，水的pH值对混凝效果的影响程度不同。铝盐和铁盐混凝剂，由于它们的水解产物直接受到水的pH值的影响，因此影响程度较大，特别是硫酸铝。对于聚合形态的混凝剂，如聚合氯化铝和其他高分子混凝剂，其混凝效果受水的pH值影响程度较小，因为它们的分子结构在投入水中之前就已经形成。
硫酸铝作为混凝剂，用于去除浊度时，最佳pH值范围是6.5～7.5；用于去除色度时，pH值在4.5～5.5之间。对于氯化铁等三价铁盐混凝剂，适用的pH值范围较铝盐混凝剂系列要宽，用于去除浊度时，最佳pH值在6.0～8.4之间；用于去除色度时，pH值在3.5～5.0之间。
铝盐和铁盐混凝剂的水解反应过程，会不断产生H+，从而导致水的pH值降低。要使pH值保持在合适的范围内，水中应有足够的碱性物质与H+中和。原水中都含有一定的碱度，对pH值的降低有一定的缓冲作用。当水中碱度不足或混凝剂投量大，pH值下降较多，不仅超出了混凝剂最佳作用范围，甚至影响混凝剂的继续水解或水解产物的电性进而影响混凝效果。因此，水中碱度的高低对混凝效果有着重要影响。
为了保证正常混凝过程所需要的碱度，有时需要考虑投加碱性物质。出于经济方面的考虑，一般投加石灰，其投量可按下式估算：
（1-1-55）
式中，［CaO］为纯石灰投量，mmol/L； ［a］为混凝剂投量，mmol/L； ［X］为原水碱度，按mmol/L（CaO）计； ［δ］ 为剩余碱度，一般取0.25～0.5mmol/L（CaO）。
一般石灰的最佳投加量通过试验决定，并应防止投加过量而导致铝盐混凝效果恶化的现象发生。
（2）水温 低水温对混凝效果有明显不良影响。在一定的低水温范围内，即使增加混凝剂的投加量，也难以取得良好的混凝效果。其主要原因是：a.无机盐类混凝剂，水解时需要吸热，水温低时水解困难，对于硫酸铝，水温每低10℃，水解速率常数降低2～4倍。当水温在5℃左右时，硫酸铝水解速度极其缓慢；b.低温水的黏度大，水流剪切力也增大，使颗粒碰撞的机会减少并影响絮体的生长；c.水温低时，胶体颗粒水化膜增厚，妨碍胶体凝聚并影响颗粒之间的黏附强度。
（3）水中杂质的性质、组成和浓度 水中存在的高价阳离子，有利于压缩胶体颗粒的双电层。悬浮物含量过低时，会由于颗粒碰撞概率大大减小而影响混凝效果。杂质颗粒越单一越小，越不利于混凝，大小不一的颗粒将有利于混凝。有机物则对憎水胶体有保护作用。
（4）混凝剂种类、投加量及投加次序 在选择混凝剂的种类及确定其投加量时，需充分考虑水中杂质的性质、组成浓度对混凝效果的影响。混凝剂投加不足，水中杂质不能充分脱稳除去，加入过多又会再稳。混凝剂种类的选择和最佳投加量主要通过混凝试验来确定。一般的投量范围是：普通的铁盐、铝盐是10～100mg/L；聚合盐为普通盐的1/2～1/3；有机高分子絮凝剂为1～3mg/L。
很多情况下，将无机混凝剂与高分子有机混凝剂并用，可提高混凝效果。在使用多种混凝剂时，其最佳投加顺序可通过试验来确定。一般而言，当无机混凝剂与有机混凝剂并用时，可先投加无机混凝剂，再投加有机混凝剂。
1.4.5 混凝剂和助凝剂
混凝过程中为使悬浮颗粒和胶体物质变成易于去除的絮体而投加的化学药剂称为混凝剂。混凝剂通过自身或水解产物对水中胶体产生压缩双电层、中和电性和吸附架桥等作用，从而破坏胶体稳定性和促进絮凝。在水处理中，有时单独使用混凝剂不能取得良好效果，往往需要投加某些辅助药剂以改善混凝功能，提高混凝效果，这种辅助药剂称为助凝剂。
1.4.5.1 混凝剂
（1）混凝剂的种类和性能 按化学成分可将混凝剂分为无机和有机两大类。无机类的品种较少，主要是铝和铁的盐类及其水解产物，在污水处理中用量很大。有机类的品种很多，主要是高分子化合物，又可分为天然的和人工合成的两种，但有机类用量不如无机类用量大。常用的混凝剂品种列于表1-1-6。
表1-1-6 常用的混凝剂
水处理中，硫酸铝是使用最多的混凝剂之一，具有良好的混凝沉淀性能，适宜水温为20～40℃，pH值为6.0～8.5，水解缓慢，使用时需加碱性助凝剂，卫生条件好。聚合氯化铝和聚合硫酸铝的性能优于硫酸铝，对水温、pH值和碱度的适应性强，絮体生成快且密实，使用时无需加碱性助剂，腐蚀性小。
由于铝盐混凝剂在使用时存在着对生物体有影响的潜在问题，使铁系混凝剂受到越来越多的重视。三氯化铁在低温条件下混凝效果好，因此，水处理厂在冬季常用三氯化铁替代硫酸铝。三氯化铁的主要缺点是对金属的腐蚀作用。聚合硫酸铁与三氯化铁相比，腐蚀性小，用量小，絮体生成快且大而密实。适宜水温为10～50℃，pH值为5.0～8.5。
有机混凝剂主要是人工合成的有机高分子絮凝剂，这些絮凝剂都是水溶性的链状高分子聚合物，含有较多的强烈吸附胶体和细小悬浮颗粒的官能团，并且有足够的分子长度和分子量。一般认为链长应大于200μm，分子量应在106u以上。当所含基团的电性与胶粒电性相反时，分子质量可降低到5×105u。
根据聚合物所带基团能否离解及离解后所剩离子的电性，人工合成的有机高分子絮凝剂可分为阴离子型、阳离子型和非离子型3类。阴离子型主要是含有—COOM（M为H+或金属离子）或—SO3H的聚合物，如部分水解聚丙烯酰胺（HPAM）等。非离子型是所含基团不发生离解的聚合物，如聚丙烯酰胺（PAM）、聚氧化乙烯（PEO）等，其中以PAM的应用最为普遍。PAM的聚合度n高达20000～90000，相应的其分子量高达5.0×105～8.0×106u，通常为非离子型高聚物，但通过水解可产生阴离子型，也可通过引入基团制成阳离子型。PAM产品分别有胶状（含量为5%～10%）、片状（含量为20%～30%）和粉状（含量为90%～95%）3种，分子量在5×105～1.2×107u之间。PAM在pH<10的NaOH溶液中水解，可得到HPAM。阳离子型絮凝剂，如氨甲基聚丙烯酰胺，由于价格较贵，较少使用。
天然高分子絮凝剂的主要品种有淀粉、半乳甘露聚糖、纤维素衍生物、多糖和动物骨胶等。由于它们的电荷密度小，分子量低，且容易发生降解而失去活性，其应用远不如人工合成的广泛。
由于人工合成高分子絮凝剂产生的污泥较无机混凝剂少，因而在城市污水的初次沉淀池和二次沉淀池中可使用人工合成高分子絮凝剂，以加速污水中固态颗粒物的聚沉。
混凝剂与絮凝剂在城市污水处理中主要应用于污水的初级处理和深度处理。在初沉池常使用已水解的聚丙烯酰胺（HPAM），水解度为11%～40%不等。非离子型聚丙烯酰胺（PAM）的效果不是很好。据统计，在初沉池中添加1mg/L HPAM，可去除进厂污水中50%以上的悬浮颗粒和40%的BOD（生化需氧量）。在污水的初级沉淀处理中，聚电解质与无机混凝剂混合使用，要比它们各自单独使用效果好。
采用沉淀法从水中去除带色的有机胶体时可使用双聚电解质系统。先用带有高正电荷的阳离子聚电解质使这些有机胶体脱稳，然后再用分子量高的非离子型或阴离子型聚电解质使已脱稳的有机胶体变为易沉淀的絮凝体。
污水深度处理中使用的滤池有砂滤池、生物滤池和硅藻土滤池等。在过滤中使用聚电解质作助滤剂可以提高滤池出水水质，延长滤池工作周期，加强滤池对污水流量变化的承受能力。各种阳离子型、阴离子型和非离子型聚电解质均可作为助滤剂用于污水过滤处理。
（2）混凝剂的选择要点 选择混凝剂时应考虑以下4个方面：a.通过试验确定出适合所处理的原水水质的混凝剂种类；b.该种混凝剂操作使用是否方便；c.该种混凝剂当地是否生产，质量是否可靠；d.采用该种混凝剂在经济上是否合理。
总而言之，选择混凝剂要立足当地产品。一般情况下首先考虑硫酸铝。在北方地区，冬季温度低，可考虑选用氯化铁和硫酸亚铁。在有条件的处理厂或二级处理出水中碱度不足的处理厂，可考虑选用聚合氯化铝等无机高分子混凝剂。
1.4.5.2 助凝剂
助凝剂的作用是提高絮凝体的强度，增加其质量，促进沉降，或者用于调整pH值，破坏对混凝作用有干扰的物质。
按其功能，助凝剂可分为以下三类。
①pH值调整剂 常用的pH值调整剂有CaO、Ca（OH）2、NaOH、Na2CO3等碱性物质。用来调整pH值，以达到混凝剂使用的最佳pH值。
②氧化剂 如Cl2、NaClO、O3等。用来去除有机物对混凝剂的干扰，以提高混凝效果。
③絮凝结构改良剂 如聚丙烯酰胺、活化硅酸、海藻酸钠、各种黏土等。用以改善絮凝体的结构，增加其粒径、密度和强度。
1.4.6 混凝工艺
混凝沉淀的处理工艺过程包括投药、混合、反应及沉淀分离几个部分，其工艺流程如图1-1-31所示。
图1-1-31 混凝沉淀处理工艺流程
混凝设备包括混凝剂的配制投加设备、混合设备、反应及沉淀分离设备。
1.4.6.1 混凝剂的配制和投加
混凝剂的投配方式分为干投法和湿投法。一般多采用湿式投加。整个系统包括药剂溶解、配制、计量投加和混合等。当采用液体混凝剂时可不设溶解池，药剂贮存于贮液池后直接进入溶液池。
（1）溶解池（贮液池）（V1） 其作用是将固体药剂溶解成浓溶液或贮存液体药液原液。一般需加水和适当搅拌，搅拌设备可根据药量、药剂性质采用水力（小药量）、机械（大药量）或压缩空气搅拌方式。当冬季水温低或难溶药，有时需要加热或用热水。一般为便于投药，混凝剂用量较大时，溶解池多设在地下（半地下），池顶一般高出地面0.2m左右。混凝剂用量较少时，溶解池可兼作投药池。
溶解池（储液池）的容积V1可按下式计算：
（1-1-56）
（2）溶液池（V2） 经溶解池出来的浓药液送入溶液池加水稀释到所需浓度。一般设两个溶液池，交替使用。配制时有时也需加水搅拌。湿投混凝剂时，溶解次数应根据混凝剂用量和配制条件等因素确定，一般每日不宜超过3次。因药剂中有杂质，会沉淀在池底，因此，出液管应高出池底0.1m左右。
溶液池的容积：
（1-1-57）
式中，V2为溶液池的容积，m3；a为混凝剂最大用量，mg/L；Q为处理水量，m3/h；c为溶液浓度，一般用5%～20%（按固体重计算）；n为每日配制溶液的次数，不宜超过3次/天，手工配制。
（3）计量设备 混凝剂的投加量需准确计算，设备应便于控制，随时可以调节。应设瞬时指示的计量设备和稳定加注量的措施。常用计量设备有：定量投药泵、转子流量计、电磁流量计和孔口计量设备等。
（4）药剂投加 药剂投加有两种方式，即重力投加和压力投加。一般以采用压力投加较多。
重力投加系统需要设置高位溶液池，利用重力将药液投入水中。溶液池与投药点水位高差应满足克服输液管的水头损失并留有余地。
压力投加可采用水射器和加药泵两种方法。利用水射器投加，具有设备简单、使用方便、不受溶液池高程限制等优点，但效率较低，并需另外设置水射器压力水系统。
加药泵投加常采用计量泵。计量泵同时具有压力输送药液和计量两种功能，与加药自控设备和水质监测仪表配合，可以组成全自动投药系统，达到自动调节药剂投加量的目的。常用的计量泵有柱塞泵和隔膜泵。
药剂投加点可根据工艺流程选择确定。
（5）混凝剂投加的自动控制 混凝剂投加的自动控制是指从药剂配制、中间提升、计量投加整个过程均实现自动操作。随着投加设备、检测仪表和自动控制水平的提高，目前已经能在设计和生产中实现混凝剂的自动投加。
1.4.6.2 混合与絮凝的基本要求和方式
（1）混合 影响混合效果的因素很多，如混凝剂的品种、浓度、原水的温度、水中颗粒的性质等，而采用的混合方式是最主要的影响因素。
对于混合设施的基本要求是通过强烈搅动，使投加的混凝剂在很短的时间里均匀地扩散到水中，即称为快速混合方式。
混合设施与后续的处理构筑物的距离越近越好，尽可能采用直接的连接方式，如采用管道连接时，管内流速可采用0.8～1.0m/s，管道内停留时间不宜超过2min。
混合方式还与混凝剂种类有关，当使用高分子絮凝剂时，由于其作用机理是絮凝，因此，只要求使药剂均匀地分散于水中，而不要求采用“快速”和“剧烈”的混合。
混合方式一般可分为水力混合和机械搅拌混合两大类。水力混合可分为水泵混合、管式静态混合、扩散混合器混合、跌水混合和水跃混合等。水力混合设备简单，但难以适应水量和水温的变化；而机械混合可以适应水量和水温等的变化，但相应增加了机械设备。具体采用哪种形式的混合方式，应根据处理工艺布置、水质、水量、药剂品种和维修条件等因素综合确定。
（2）絮凝 水和药剂混合后即进入絮凝池絮凝。要达到完善的絮凝，必须具备两个主要条件，即具有充分絮凝能力的颗粒和保证颗粒获得适当碰撞接触而又不致破碎的水力条件。
按输入能量方式的不同，絮凝池可分为机械絮凝池和水力絮凝池两类。无论是机械絮凝还是水力絮凝均可布置成多种形式，还可将不同形式加以组合，如隔板絮凝与机械絮凝组合、穿孔旋流絮凝与隔板絮凝组合等。
絮凝池设计时，应用最普遍的参数为速度梯度G、絮凝时间T以及组合指标GT值，这些参数的选择请参见《给排水设计手册》第3册《城镇给水》中的主要内容。
1.4.6.3 澄清池
（1）澄清池的工作原理 澄清池是一种将混凝和固液分离有机结合，在一个池内完成混合、絮凝和悬浮物分离等过程的水处理构筑物。其工作原理是利用高浓度的活性泥渣层的接触絮凝作用，将水中杂质阻留下来，使水得到澄清。
与沉淀池不同的是，沉淀池池底的污泥均被排除而未被利用，而澄清池则充分地利用了泥渣的絮凝作用，排出的只是经过反复絮凝的多余泥渣。其排泥量与新形成的泥渣取得平衡。泥渣层始终处于新陈代谢状态中，因而泥渣层能保持着接触絮凝的性能。由于澄清池重复利用了有吸附能力的絮粒来澄清原水，所以可以充分发挥混凝剂的净水效能。
（2）澄清池的特点和类型 按水与泥渣接触方式的不同，澄清池可分为循环（回流）泥渣型和悬浮泥渣（泥渣过滤）型两大类。
①循环（回流）泥渣型澄清池 循环泥渣型澄清池是利用机械或水力作用，使部分泥渣循环回流以增加和水中杂质的接触碰撞和吸附机会，提高混凝效果。一部分泥渣沉积到浓缩室，大部分泥渣又被送入絮凝室重新与原水中的杂质碰撞和吸附，如此不断循环。在循环泥渣型澄清池中，加注混凝剂后形成的新的微絮粒和反应室出口呈悬浮状态的高浓度原有大絮粒之间进行接触吸附，也就是新生微絮粒被吸附结合在原有粗大絮粒（即在池内循环的泥渣）之上，从而形成结实、易沉的粗大絮粒。机械搅拌澄清池和水力循环澄清池就属于此种形式。
a.机械搅拌澄清池。机械搅拌澄清池（图1-1-32）具有处理效率高，处理效果稳定，对原水浊度、温度和处理水量的变化适应性较强等特点。
图1-1-32 机械搅拌澄清池
1—进水管；2—三角配水槽；3—透气管；4—投药管；5—搅拌浆；6—提升叶轮；7—集水槽；8—出水管；9—泥渣浓缩室；10—排泥阀；11—放空管；12—排泥罩；13—搅拌轴；
Ⅰ—第一反应室；Ⅱ—第二反应室；Ⅲ—导流室；Ⅳ—分离室
适用条件：进水浊度，无机械刮泥时，一般不超过500度（NTU），短时间内不超过1000度；有机械刮泥时，一般为500～3000度，短时间内不超过5000度，当超过5000度时，应加设预沉池。
机械搅拌澄清池的单位面积处理量较大，出水浊度可不大于10度。与其他形式的澄清池比较，设备的日常管理和维修工作量较大。一般适用于较大的处理规模。
b.水力循环澄清池。水力循环澄清池（图1-1-33）由于絮凝不够充分，故对水质、水温变化适应能力较差，一般适用于进水浊度小于500度，短时间内允许到2000度。单位产水能力一般不宜大于7500m3/d。
图1-1-33 水力循环澄清池
1—进水管；2—喷嘴；3—喉管；4—喇叭口；5—第一絮凝室；6—第二絮凝室；7—泥渣浓缩室；8—分离室
虽然水力循环澄清池构造简单、维修量小，但水头损失较大，目前已较少应用。水力循环澄清的单池处理量一般较小，因此，它通常适用于中、小型处理规模。
②悬浮泥渣（泥渣过滤）型澄清池 悬浮泥渣型澄清池的工作原理，是使上升水流的流速等于絮粒在静水中靠重力沉降的速度，絮粒处于既不沉淀又不随水流上升的悬浮状态，当絮粒集结到一定厚度时，就构成悬浮泥渣层。原水通过时，水中杂质有充分机会与絮粒碰撞接触，并被悬浮泥渣层的絮粒吸附、过滤而截留下来。由于悬浮泥渣层处于悬浮状态，所以为了与循环泥渣层的接触絮凝相区别，就将这种接触絮凝称为泥渣过滤。悬浮澄清池和脉冲澄清池属于此种类型。
a.悬浮澄清池。悬浮澄清池（图1-1-34）的结构较简单，可建成圆形或方形的池子，适用于中、小型处理规模。当采用双层式加悬浮层底部开孔，也能处理悬浮物浓度很高的污水。
图1-1-34 悬浮澄清池
1—穿孔配水管；2—泥渣悬浮层；3—穿孔集水槽；4—强制出水管；5—泥渣浓缩室；6—气水分离室
悬浮澄清池对水质、水量变化适应性较差，处理效果不够稳定。一般单层式适用于原水浊度长期低于3000度以下，双层式可适用于原水浊度超过3000度。当原水浊度过低或有机物含量较高时，处理效果就较差。
悬浮澄清池单池面积不宜超过150m3。当为矩形时每格宽度不宜大于3m。
b.脉冲澄清池。脉冲澄清池（图1-1-35）具有澄清效率高，脉冲的快速混合、缓慢充分的絮凝、大阻力配水系统使得布水较均匀、水流垂直上升和池体利用较充分等优点。池型可做成圆形、方形和矩形，便于因地制宜布置，也适用于平流式沉淀池改建。由于水下集水装置可采用硬聚氯乙烯制品，耐腐蚀影响小，维修保养较简单，适用于各种处理规模。
图1-1-35 脉冲澄清池
1—进水室；2—真空泵；3—进气阀；4—进水管；5—电位电极；6—集水池；7—稳流板；8—配水管
悬浮澄清池多用于处理浊度长期小于3000度的原水，出水浊度可达10度左右。当原水浊度大于3000度时需考虑采用预沉措施。
脉冲澄清池清水区的上升流速，应按相似条件下的运行经验确定，一般可采用0.7～1.0mm/s。
脉冲澄清池对水量、水温的适应能力较差，当选用真空式脉冲发生方式时需要一套真空设备，操作管理要求高。当采用虹吸式脉冲发生方式时水头损失较大，脉冲周期也难控制。一般脉冲澄清池的脉冲周期可采用30～40s，充放时间比为（3∶1）～（4∶1）。虹吸式脉冲澄清池的配水总管，应设排气装置。
1.5 气浮
气浮是通过某种方法产生大量的微细气泡，使其与污水中密度接近于水的固体或液体污染物颗粒黏附，形成密度小于水的浮体，上浮至水面形成浮渣，进行固液或液液分离的一种方法。
气浮法可用于去除水中相对密度小于1的悬浮物、油类和脂肪物质，也可用于浓缩剩余活性污泥。
1.5.1 气浮的基本原理
（1）水中悬浮颗粒与气泡黏附的条件 气浮过程包括微小气泡的产生、微小气泡与固体或液体颗粒的黏附以及上浮分离等步骤。实现气浮分离必须满足两个条件：一是向水中提供足够数量的微小气泡；二是使气泡黏附于分离的悬浮物而上浮分离。后者则是气浮的最基本条件。
水中的悬浮物能否与微气泡黏附，决于该物质的润湿性，即其被水润湿的程度。通常将容易被水润湿的物质称为亲水性物质；反之为疏水性物质。
在气、液、固三相混合体系中，不同相都存在着表面张力，以σ表示。为了便于讨论，将气、液、固三相分别以g、l、s表示。如图1-1-36所示，σl-g为液体-气体界面张力线，σl-s为液体-固体界面张力线，σg-s为气体-固体界面张力线。不同界面张力线的夹角θ称为悬浮颗粒湿润接触角。
图1-1-36 亲水性和疏水性颗粒的接触角
通常将θ>90°的称为疏水性颗粒表面，易于气泡黏附；而θ<90°的称为亲水性颗粒表面，不易于气泡黏附。
气、液、固三相接触系统中，三相界面张力之间存在着如下关系：
（1-1-58）
颗粒与气泡黏附前，单位面积上的界面能之和为：
（1-1-59）
当颗粒与气泡黏附后，黏附面上单位面积的界面能为：
（1-1-60）
界面能的减少值（ΔW）为：
（1-1-61）
将式（1-1-58）代入式（1-1-61）得：
（1-1-62）
由式（1-1-62）可知，当θ →0°时，cosθ →1，则（1-cosθ）→0，悬浮颗粒不易于气泡黏附，不能用气浮法去除；当θ →180°时，cosθ →-1，则（1-cosθ）→2，悬浮物易于用气浮法去除；当σl-g很小，ΔW也很小，不利于悬浮颗粒与气泡黏附。由此可见，气浮的最基本条件，实际上就是要求欲去除颗粒表面具有疏水性。对于本身就是疏水性的颗粒，可直接用气浮法去除；而对于亲水性颗粒，就需要采取措施改变其表面特性，使其变成疏水性颗粒，才可用气浮法去除。
（2）浮选剂对气浮效果的影响 对于细小的亲水性颗粒，若用气浮法进行分离，需要投加浮选剂，使其表面特性变成疏水性，才可与气泡黏附。浮选剂是由极性基团和非极性基团所组成为双亲分子，其极性基团能选择性地被亲水性物质所吸附，非极性基团则指向水相，这样，亲水性物质的表面则有疏水性而黏附在气泡上，并随气泡一起上浮至水面形成浮渣而被除去。浮选剂种类很多，如硬脂酸、脂肪酸及其盐类、胺类等。
另外，各种无机和有机高分子混凝剂，不仅可以改变污水中悬浮颗粒的亲水性能，而且还能使水中的细小颗粒絮凝成较大的絮体以吸附、截留气泡，加速颗粒上浮。
（3）微气泡的数量和分散度对气浮效果的影响 气浮效果的好坏，在很大程度上取决于水中空气的溶解量、饱和度、气泡的分散程度及稳定性。气泡越多，分散度越高，则气泡与悬浮颗粒接触、黏附的机会越多，气浮效果越好。实践证明，气泡直径在100μm以下才能很好地附着在悬浮物颗粒上。
表面活性物质能与微气泡相互作用，非极性端伸入气相，极性端伸向水中，由于电荷的相斥作用，从而增加微气泡的稳定性。这样可促进气泡在水中弥散，防止微气泡兼并变为大气泡，同时也可避免气浮体上升到水面后，由于气泡很快破灭不能形成稳定的气浮泡沫层，在被刮渣设备去除之前，再次沉入水中。为此，在原水中应含有一定浓度的表面活性物质。
1.5.2 气浮法的分类与适用范围
（1）气浮法的分类 气浮法按微气泡产生方式的不同可分为电解气浮法、充气气浮法、溶气气浮法三种类型。
①电解气浮法 电解气浮是在直流电的作用下，用不溶性材料作阳极与阴极对污水进行电解，在阴、阳两极分别产生大量的氢气和氧气微小气泡，将污水中悬浮颗粒黏附一起上浮到水面而被去除。在电解气浮的过程中，在阳极附近电离形成的氢氧化物一般呈絮状，可起着混凝剂的作用，能使气浮过程和混凝过程结合进行。由于电化学的氧化还原作用，电解气浮还具有去除污水中有机物、脱色和杀菌作用。电解气浮法工艺简单、设备小，但耗电量大，操作管理复杂，通常不用于处理水量大的场合。
②充气气浮法 充气气浮法又称散气气浮，是空气通过微细孔扩散装置或微孔管或叶轮后，由于机械剪切力将空气粉碎成细小的气泡，在污水中进行气浮处理的过程。该法的优点是简单易行，缺点是气泡较大，气浮效果差等。
③溶气气浮法 溶气气浮法是依靠水中过饱和空气，在减压时以微细的气泡释放出来，从而使水中的杂质颗粒被黏附而上浮。溶气气浮法又分为加压溶气气浮和溶气真空气浮两种类型。前者，空气在加压条件下溶入水中，而在常压下析出；后者是空气在常压或加压条件下溶入水中，而在负压条件下析出，加压溶气气浮是最常用的气浮法。
（2）气浮法的适用范围
a.可分离含油废水中的悬浮油和乳化油。
b.可代替活性污泥法的二沉池，对曝气池流出的混合液进行固液分离，或者取代已建二沉池的活性污泥工艺中的污泥浓缩池。
c.可回收工业废水中的资源物质，如造纸废水中的纸浆等。
d.可分离以分子或离子形态存在的物质，如金属离子、表面活性物质等。
1.5.3 加压溶气气浮法
1.5.3.1 基本流程
加压溶气气浮工艺由溶气系统、空气释放装置和气浮池组成。根据加压空气与水的混合方式不同，又可分为以下三种基本流程。
（1）全溶气流程 如图1-1-37所示，该流程是将全部待处理污水进行加压溶气，然后再经减压释放装置进入气浮池进行固液分离。
图1-1-37 全溶气加压溶气气浮流程示意图
1—原水；2—加压泵；3—空气；4—压力溶气罐（内含填料）；5—减压阀；6—气浮池；7—放气阀；8—刮渣机；9—集水系统；10—化学药剂
（2）部分溶气流程 如图1-1-38所示，该流程是将部分待处理污水进行加压溶气，其余污水直接送入气浮池。因为只有部分污水加压溶气，故所需溶气罐的容积较小。但若想提供与全溶气方式同样的空气量，就必须加大溶气罐的操作压力。
图1-1-38 部分溶气加压溶气气浮流程示意图
1—原水；2—加压泵；3—空气；4—压力溶气罐（内含填料）；5—减压阀；6—气浮池；7—放气阀；8—刮渣机；9—集水系统；10—化学药剂
（3）回流加压溶气流程 该流程是将部分经气浮处理后的出水进行回流加压溶气，而待处理的全部污水直接送入气浮池，此流程气浮池的容积比前两种流程都要大。如图1-1-39所示。
图1-1-39 回流加压溶气气浮流程示意图
1—原水；2—加压泵；3—空气；4—压力溶气罐（内含填料）；5—减压阀；6—气浮池；7—放气阀；8—刮渣机；9—集水管与回流清水管
为了提高气浮的处理效果，需要向污水中投加混凝剂或浮选剂，投加量因水质不同而异，一般应通过实验确定。
1.5.3.2 加压溶气气浮系统设备
加压溶气气浮系统组成的主要设备有加压泵、空气供给设备、压力溶气罐、减压阀、溶气释放器和气浮池等。
（1）加压泵与空气供给设备 加压泵用于提升废水，并对水气混合物加压，使受压空气溶于水中。
加压溶气可分为泵前进气和泵后进气两种方式。泵前进气是由水泵压水管引出一支管返回水泵吸水管，在支管上安装水力喷射器（水射器），废水经过时形成负压，将空气与废水混合，经吸水管、水泵送入溶气罐。此方法较简单，水气混合均匀，但水泵必须采用自吸式进水，而且要保持1m以上的水头。此外，其最大吸气量不能大于水泵吸水量的10%，否则，水泵工作不稳定，会产生气蚀现象。
泵后进气，一般是采用空气压缩机供给空气，在压水管上通入压缩空气。这种方法使水泵工作稳定，而且不必要求在正压下工作。为了保证良好的溶气效率，泵后进气一般采用填充式压力溶气罐。
（2）压力溶气罐 压力溶气罐是用钢板卷制而成的耐压钢罐，为了提高溶气效率，罐内常设若干隔板或装填填料。溶气罐的运行压力为0.2～0.4MPa，混合时间为2～5min。为保持罐内最佳液位，常采用浮球液位传感器自动控制罐内液位。
（3）减压阀和溶气释放器 减压阀的作用，在于保持溶气罐出口处的压力恒定，从而可以控制溶气水出罐后产生气泡的粒径和数量。目前多采用溶气释放器代替减压阀，溶气释放器可将溶气水骤然消能、减压，使溶入水中的气体以微气泡的形式释放出来。
（4）气浮池 加压溶气气浮池一般有平流式和竖流式两种类型。
①平流式气浮池 平流式气浮池是目前在净水工艺中用得最多的一种。采用反应池与气浮池合建的形式，见图1-1-40。废水进入反应池完成反应后，将水流导向底部，以便从下部进入气浮接触室，延长絮体与气泡的接触时间，池面浮渣刮入集渣槽，清水由池底部集水管集取。这种形式的优点是池身浅、造价低、构造简单、管理方便。缺点是与后续构筑物在标高上配合较困难，分离部分的容积利用率不高。
图1-1-40 平流式气浮池
②竖流式气浮池 竖流式气浮池是另一种常用的形式，见图1-1-41。其优点是接触室在池中央，水流向四周扩散，水力条件比平流式单侧出流要好。缺点是与反应池较难衔接，容积利用率低。
图1-1-41 竖流式气浮池
1.5.4 溶气气浮设计计算
1.5.4.1 主要设计参数
a.溶气罐的压力为0.2～0.4MPa，混合时间一般为2～5min。
b.气固比G/S（即去除单位悬浮物所需空气量）应按气浮效率要求，通过实验确定。当无实验数据时，一般可取0.005～0.060，原水悬浮物含量高时，取下限，低时则取上限。
c.气浮池的表面负荷一般为5～10m3/（m2·h），废水在池内停留时间一般为10～20min。
d.气浮池的有效水深一般取1.5～2.0m，不超过2.5m。长宽比无严格要求，一般以单格宽度不超过10m、池长不超过15m为宜。
e.一般采用刮渣机定期排渣，刮渣机的行车速度宜控制在5m/min以内。
f.气浮池集水应力求均匀，一般采用穿孔集水管，集水管最大流速控制在0.5m/h左右。
1.5.4.2 设计计算
（1）压力溶气水量
（1-1-63）
式中，Qr为压力溶气水量，m3/h；c0为污水中悬浮物浓度，mg/L；Q为污水流量，m3/h；G/S为气固比；a0为101.3kPa下空气在水中的饱和度，mg/L，其数值与温度有关（见表1-1-7）；f为溶气效率，取值与溶气罐结构、溶气压力和时间有关，一般为0.5～0.8；p为溶气绝对压力，
，p表为表压，kPa。
表1-1-7 空气在水中的饱和溶解度（101.3kPa）
（2）所需提供空气量
（1-1-64）
式中，Qa为所需提供空气量，m/h；KT为溶解常数，随温度而变化，L/（m3·kPa），不同温度下的KT值见表1-1-8。
表1-1-8 不同温度下的KT值
设计空气量应按所提供空气量的1.25倍供给，以留有余地。通常空气的实际用量为处理水量的1%～5%（体积比）
（3）气浮池面积
（1-1-65）
式中，A为气浮池面积，m2；vs为气浮池内水流下降的平均速度，其数值等于气浮池的表面负荷，m/h。
气浮池的具体尺寸，参照前面的主要参数确定。
1.5.5 气浮法应用工程实例
某食品有限公司排放的油脂加工废水经平流式隔油池处理后的流量为20m3/h，其中主要污染物含量：CODCr为3470mg/L，BOD5为2370mg/L，SS为416mg/L，动植物油为870mg/L。采用如图1-1-42所示的部分回流溶气气浮法工艺流程处理，出水再进入复合厌氧池和生物接触氧化池处理后达标排放。
图1-1-42 气浮法处理油脂加工废水工艺流程示意
1—隔油池出水；2—混凝剂投加设备；3—管道混合器；4—絮凝池；5—气浮接触池；6—气浮分离池；7—排渣槽；8—集水管；9—回流水泵；10—压力溶气罐；11—空气压缩机；12—溶气水管；13—溶气释放器
油脂加工废水经平流式隔油池处理后，其出水在管道混合器内与投加的混凝剂充分混合，然后进入气浮池。气浮处理出水，一部分用加压泵送入压力溶气罐，在0.3～0.4MPa压力下与压缩空气接触混合，形成饱和溶气水，从释放器进入气浮池。上浮至池面的浮渣用刮渣机刮至排渣槽，回收利用。
气浮池出水水质CODCr为1390mg/L；BOD5为950mg/L；MLSS为129mg/L；动植物油为162mg/L。废水再经复合厌氧-生物接触氧化工艺处理后达到了《综合污水排放标准》（GB 8978—1996）中的一级标准。
1.6 吸附
吸附是一种物质在另一种物质表面上进行自动积累或浓集的过程。在污水处理中，应用吸附作用去除污水中的污染物质，一般都是通过固液界面的吸附来实现的。具有吸附能力的多孔性固体物质称为吸附剂，被吸附的物质称为吸附质。
吸附法主要用于去除水中的微量污染物，应用范围包括脱色、除臭，脱除重金属、溶解性有机物、放射性元素等。在水处理流程中，吸附法可作为离子交换、膜分离等方法的预处理，以去除有机物、胶体物质和余氯等；也可作为污水二级处理后的深度处理手段，以保证再生回用水的质量。
1.6.1 吸附原理与类型
1.6.1.1 吸附原理
吸附过程是一种在两相界面发生的表面现象，它与物质的表面张力和表面能的变化有关，吸附符合热力学第二定律。吸附与表面张力的关系可用吉布斯（Gibbs）方程式表示。
（1-1-66）
式中，c为溶质在溶液主体中的浓度；a为溶质在吸附剂表面比溶液主体所超过的浓度；γ为表面张力；R为气体常数；T为热力学温度。
由式（1-1-66）可知，如某溶质能降低溶液的表面张力，即
为负值，a为正值，产生正吸附；如果某溶质能增加溶液的表面张力，即为正值，a为负值，产生负吸附，或称为解吸。
1.6.1.2 吸附的类型
吸附的作用力可分为分子间引力（范德华力） 、化学键力和静电力，因此，根据吸附力的不同，可将吸附分为物理吸附、化学吸附和离子交换吸附三个基本类型。
（1）物理吸附 由分子间作用力引起的吸附称为物理吸附。物理吸附过程会放热，此过程低温时就能进行。物理吸附是可逆的，选择性不强，能形成单分子吸附层或多分子吸附层。这是由一种吸附剂可吸附多种吸附质所致，但由于吸附剂与吸附质的极性强弱不同，某一种吸附剂对各种吸附质的吸附量是不同的。
（2）化学吸附 由化学键力发生化学作用而产生的吸附称为化学吸附。化学吸附的吸附热较大，为84～420kJ/mol，因此，一般在较高的温度下进行。化学吸附具有选择性，即一种吸附剂只能对某种或几种吸附质发生化学吸附。由于化学吸附是靠吸附剂与吸附质之间的化学键进行的，所以化学吸附只能形成单分子吸附层；当化学键力大时，化学吸附是不可逆的。
（3）离子交换吸附 吸附剂表面的反离子被液相中的同电性的吸附质离子取代所发生的吸附称为离子交换吸附。
在水处理中，吸附过程往往是上述几种吸附作用的综合结果。由于吸附质、吸附剂及其他因素的影响，可能其中某种吸附作用是主要的。
1.6.2 吸附速率
吸附速率是指单位质量的吸附剂在单位时间内所吸附的吸附质质量。吸附速率越快，吸附剂与吸附质的接触时间就越短，所需的吸附设备的容积也就越小。吸附速率决定于吸附质的传质过程。对于多孔吸附剂，该传质取决于以下三步。
a.吸附质从溶液主体扩散到吸附剂外表面，这是吸附质透过吸附剂表面液膜的传质，简称外扩散。
b.吸附质由吸附剂颗粒的外表面，经吸附剂颗粒内的细孔扩散到吸附剂颗粒的内表面，简称内扩散。
c.吸附质在吸附剂的内表面被吸附。
一般第三步的速率很快，其传质阻力可忽略不计。传质速率主要取决于第一步和第二步。实验表明，颗粒外部扩散速率与溶液浓度、颗粒外表面积、颗粒粒径和扰动程度有关。颗粒内部扩散速率与吸附剂的粒径、内部细孔的大小及构造有关。吸附剂颗粒的大小，对外部扩散和内部扩散都有很大影响。颗粒越小，吸附速率就越快。
1.6.3 吸附等温线与吸附等温式
当吸附质在吸附剂表面达到动态平衡时，即吸附速率等于解吸附速率时，吸附质在吸附剂及溶液中的浓度都不再改变，此时吸附质在溶液中的浓度称为吸附平衡浓度。
1.6.3.1 吸附等温线
当达到吸附平衡时，污水中剩余的吸附质质量浓度为c（g/L），则吸附容量q可由下式计算：
（1-1-67）
式中，q为吸附容量，g（吸附质）/g（吸附剂）； V为污水体积，L； c0为原水中吸附质质量浓度，g/L； c为吸附平衡时水中剩余的吸附质质量浓度，g/L； W为吸附剂投加量，g。
在温度一定的条件下，吸附容量随吸附质平衡浓度的增大而提高。吸附容量随平衡浓度而变化的曲线称为吸附等温线。
常见的吸附等温线有两种类型，如图1-1-43所示。
图1-1-43 吸附等温线形式
1.6.3.2 吸附等温式
Ⅰ型吸附等温线与朗格缪尔（Langmuir）和弗兰德里希（Freundlich）吸附等温式相对应，Ⅱ型吸附等温线与BET（Brunauer-Emmett-Teiier）吸附等温式相对应。
（1）朗格缪尔吸附等温式（Langmuir） 朗格缪尔吸附等温式是从动力学角度出发，通过一些假设而推导出来的单分子层吸附公式。
（1-1-68）
式中，a，b为常数； c为吸附质平衡质量浓度，g/L；q为吸附容量，g/g。
为计算方便，可将式（1-1-68）改为倒数式，即
（1-1-69）
由式（1-1-69）可以看出，
与
呈直线关系，利用这种关系可求出a、b值。
（2）弗兰德里希吸附等温式（Freundlich）
（1-1-70）
式中，K为弗兰德里希吸附常数；n为常数；c为吸附质平衡质量浓度，g/L；q为吸附容量，g/g。
将上式改写为对数式：
（1-1-71）
将c和与其对应的q点绘制在双对数坐标纸上，可得到一条近似的直线。这条直线的截距为lgK，斜率为
。越小，吸附性能越好。
（3）BET吸附等温式（Brunauer-Emmett-Teiier） BET吸附等温式是表示吸附剂上有多层溶质分子被吸附的吸附模式，其表达式为式（1-1-72），各层的吸附符合朗格缪尔单分子吸附公式。
（1-1-72）
式中，B为常数； cs为吸附质的饱和质量浓度，g/L；q0为单分子吸附层的饱和吸附容量，g/g。
为计算方便，可将上式改为倒数式，即：
（1-1-73）
从上式可以看出，
与
呈直线关系，利用这个关系可求得q0和B值。
1.6.4 常用吸附剂与吸附的影响因素
1.6.4.1 常用吸附剂
污水处理中，常用的吸附剂有活性炭、磺化煤、活化煤、沸石、硅藻土、木炭、木屑、焦炭、活性白土、腐植酸、炉渣和粉煤灰等。
活性炭是目前应用最为广泛的吸附剂。活性炭具有丰富的孔隙结构和巨大的比表面积（500～1700m2/g）。活性炭的微孔容积约为0.15～0.9mL/g，其表面积占比表面积的95%以上；过渡孔容积约为0.02～0.1mL/g，其表面积不超过比表面积的5%，大孔容积约为0.2～0.5mL/g，其表面积仅为0.5～2m2/g。
活性炭的吸附特性不仅与细孔构造及分布情况有关，而且还与其表面化学性质有关。活性炭表面具有一些极性，因为其表面有—OH、—COOH等。
1.6.4.2 影响活性炭吸附的主要因素
影响吸附的因素很多，其中主要有活性炭的性质、吸附质的性质和吸附过程的操作条件等。
（1）活性炭吸附剂的性质 活性炭的比表面积越大，吸附能力就越强；活性炭是非极性分子，易于吸附非极性或极性很低的吸附质；活性炭吸附剂颗粒的大小，细孔的构造和分布情况以及表面化学性质等对吸附也有很大影响。
（2）吸附质的性质
①溶解度 一般吸附质的溶解度越低，越容易被吸附。
②极性 吸附剂与吸附的极性对吸附的影响存在“相似而易吸附”的规律。
③吸附质分子的大小和不饱和度 活性炭易吸附分子直径较大的饱和化合物，对同族有机化合物的吸附能力随相对分子质量的增大而增加，但当有机物相对分子质量超过1000u时，相对分子质量过大会影响扩散速度，因此，需要进行预处理，将其分解为小分子后再用活性炭处理。
④吸附质的浓度 浓度较低时，提高吸附质浓度会增加吸附容量，但浓度提高到一定程度后，吸附量虽有增加，可吸附速度会减慢。当全部吸附表面被吸附质占据时，吸附量就达到极限状态，以后，吸附量就不再随吸附质的浓度提高而增加了。
（3）污水的pH值 一般活性炭在酸性溶液中比在碱性溶液中有较高的吸附率，另外，pH值对吸附质在污水中的存在状态（分子、离子、络合物等）及溶解度有影响，进而影响吸附效果。
（4）温度 温度对活性炭吸附影响较小，但由于物理吸附是放热过程，低温有利于吸附，升温吸附量减少。
（5）共存物质 当共存多种吸附质时，活性炭对某种吸附质的吸附能力比只含该种吸附质时的吸附能力差。
（6）接触时间 在进行吸附操作时，应保证活性炭与吸附质有适当的接触时间，使吸附接近平衡，以充分发挥吸附能力。吸附平衡所需时间取决于吸附速率。吸附速率越大，达到平衡所需时间就越短。
（7）生物协同作用 活性炭使用一段时间之后，在炭粒表面上会繁殖微生物，这些微生物也会参与对有机物的去除，使活性炭的去除负荷及使用周期延长甚至会成倍地增加。
1.6.5 吸附操作方式和设计
在污水处理中，吸附操作分为静态吸附和动态吸附两种方式。
（1）静态吸附操作 在污水不流动的条件下进行的吸附操作称为静态吸附操作。这是一种间歇式操作方式，只适用于处理水量小或吸附剂性质特殊的条件。
（2）动态吸附操作 动态吸附是在污水流动条件下进行的吸附操作。动态吸附工艺可分为固定床、移动床和流化床三种方式。
①固定床 固定床是水处理工艺中最常用的吸附装置。根据水流方向又分为升流式和降流式两种。降流式固定床吸附塔如图1-1-44所示。固定床的结构、运行方式与反冲洗方式等都与普通快滤池十分相似，主要区别在于床内填料换成了活性炭。根据处理水量、原水水质和处理要求，固定床有单床、多床串联和多床并联3种操作方式，可在工程中应用，如图1-1-45所示。
图1-1-44 降流式固定床吸附塔构造示意图
图1-1-45 固定床多床操作示意
②移动床和流化床 因移动床和流化床在污水处理中使用较少，不在此详述。
1.6.6 吸附装置的设计
（1）吸附实验 确定采用活性炭工艺之前，应取前段处理工艺的出水或水质接近的水样进行炭柱实验，并对不同品牌规格的活性炭进行筛选，然后通过实验得出主要设计参数。
①确定吸附容量实验 通过小试，确定式（1-1-67）中各项参数关系，并求得相应的吸附等温线。
②确定吸附速率实验 重复上述实验，测定不同时间t的水样中溶质浓度，直到浓度不再变化为止，根据实验数据相关性，求得吸附速率。
③实验装置 选用直径为100～150mm，高为1.5～2.5m的吸附柱装置，吸附剂层厚度为1.0～1.5m。可进行多床串联实验，根据实验绘制穿透曲线，并利用此曲线确定使吸附容量得以充分利用的吸附操作方式。
（2）主要设计参数 采用活性炭固定床吸附装置时，可参考以下设计参数。
吸附塔直径：1.0～3.5m；
充填层厚度：3～10m；
充填层与塔径之比：（1∶1）～（4∶1）；
活性炭粒径：0.5～2.0mm；
接触时间：10～50min；
容积线速度（单位容积吸附剂在单位时间内通过处理水的容积）：2m3/（m3·h）；
过滤线速度：升流式为9～25m/h；降流式为7～12m/h；
反冲洗线速度：28～32m/h；
反冲洗时间：3～8min；
反冲洗周期：8～72h；
反冲洗膨胀率：30%～50%。
城市污水深度处理吸附单元所用的吸附剂多为活性炭，可以去除一般物化和生化处理单元难以去除的污染物质，如色素、杀虫剂和某些重金属离子。对于工业废水处理，由于废水种类多、组成复杂，以活性炭作吸附剂时，由于价格高，运行费用大，因此，活性炭仅用于工业废水的深度处理和某些其他方法难以去除的污染物的处理，以及用于废水中某些污染物的浓缩和回收。
1.7 离子交换
离子交换法是一种借助于离子交换剂上的可交换离子和水中的其他同性离子进行交换反应而使水质净化的方法。该方法在水的软化和除盐中已获得广泛应用，随着离子交换树脂的生产和技术的发展，在回收和处理工业废水方面，也成为一种选择。
1.7.1 离子交换法的基本原理
在水处理中使用的离子交换剂主要是离子交换树脂和磺化煤两类。离子交换树脂的种类很多，按其结构特征，可分为凝胶型和大孔型两类；按树脂母体种类可分为苯乙烯系、酚醛系和丙烯酸系等；按其交换基团性质，可分为强酸型、弱酸型、强碱型和弱碱型，前两种带有酸性交换基团，称为阳离子交换树脂，后两种称为阴离子交换树脂。磺化煤是兼有强酸型和弱酸型交换基团的阳离子交换剂。下面主要讨论离子交换树脂的构造和性能等。
离子交换树脂外观上是一些有颜色的固体球形颗粒，其内部有四通八达的空隙，在空隙中有可提供交换离子的交换基团。也就是说，离子交换树脂主要由树脂母体（也称骨架）和交换基团两部分组成，如图1-1-46所示。
图1-1-46 离子交换树脂结构示意
（1）外观 常用凝胶型离子交换树脂为透明或半透明，大孔型不透明。其颜色有乳白、淡黄或棕褐色等；粒径一般为0.3～1.2mm。
（2）交联度 树脂原料中所含交联剂的质量分数称为交联度。交联度对树脂的许多性能具有决定性影响，如交换容量、含水率、溶胀性、机械强度等。水处理中使用的离子交换树脂，交联度为7%～10%。
（3）含水率 每克湿树脂（在水中充分溶胀下）所含水分的百分率，称为树脂的含水率。一般在50%左右。含水率可以反映树脂网架中的孔隙率。交联度越大，空隙越小，含水率越少。
（4）溶胀性 干树脂用水浸泡而体积变大的现象称为树脂的溶胀性。树脂的溶胀程度可用溶胀率来表示。
一般说来，树脂的交联度越小，活性基团越易电离，可交换离子的水合半径越大，则溶胀度越大；树脂周围溶液电解质浓度越高，树脂溶胀率越小。
（5）密度 树脂的密度有三种表示方法：干真密度、湿真密度和湿视密度。
①干真密度 表示树脂在干燥情况下的真实密度，一般用g/mL表示。
②湿真密度 指树脂在水分中充分溶解后的质量与真体积之比，树脂的湿真密度对交换器反洗强度的大小、混合床再生前分层的好坏影响很大。其值一般为1.04～1.3g/mL。
③湿视密度 指树脂在水中溶解后的质量与堆积体积之比，湿视密度用来计算交换装置所需装填湿树脂的数量，一般为0.6～0.85g/mL。
（6）溶解性、机械强度和耐冷热性
①溶解性 离子交换树脂在理论上不溶，但开始使用时会微溶。
②机械强度 用树脂的年损耗百分数表示，一般要求年损耗不超过3%～7%。
③耐冷热性 温度对树脂的机械强度和交换能力有影响。温度低，树脂的机械强度下降，低于零度会冻胀裂，阳离子比阴离子耐热好，盐型比酸碱性耐热好。
（7）交换容量 交换容量是定量表示树脂交换能力大小的标度，可分为全交换容量和工作交换容量。
①全交换容量 单位体积或重量树脂所具有的活性基团或可交换离子的总重量。有干树脂与湿树脂之分，单位为mmol/g。该数值由树脂生产厂在产品出厂指标中标出。
②工作交换容量 单位体积或重量树脂在给定工作条件下实际上可利用的交换能力。单位为mmol/g（湿树脂）。
树脂工作交换容量与实际运行条件有关，如原水含盐量及其组成、树脂层密度、水流速度、再生方式和再生剂用量等。在工程应用中，树脂工作交换容量可通过模拟实验确定，或参考有关数据选用，一般可取其全交换容量的60%～70%。
（8）有效pH值范围 由于树脂的交换基团分为强酸、强碱和弱酸、弱碱，所以水的pH值对其电离会产生影响，即影响其工作交换容量。但不同树脂受影响程度或有效pH值范围不同。
强酸、强碱树脂的活性基团电离能力强，其交换容量基本不受pH值影响；弱酸和弱碱性树脂在使用时受溶液pH值影响大，弱酸性树脂只能在碱性溶液中才会有较高的交换能力，弱碱树脂只能在酸性溶液中才会有较高的交换能力。
（9）离子交换树脂的选择性 离子交换树脂对水中某种离子能优先交换的性能称为离子交换树脂的选择性。它和水中离子的种类、树脂交换基团的性能有很大关系，同时也受水中离子的浓度和温度影响。在常温低浓度下，各种树脂对离子的选择性顺序如下。
a.强酸性阳离子交换树脂：
b.弱酸性阳离子交换树脂：
c.强碱性阴离子交换树脂：
d.弱碱性阴离子树脂：
e.螯合树脂的选择性顺序与树脂种类有关。螯合树脂在化学性质方面与弱酸阳离子树脂相似，但比弱酸树脂对重金属的选择性高。螯合树脂通常为Na型，树脂内金属离子与树脂的活性基团相螯合。典型的螯合树脂为亚氨基醋酸型。亚氨基醋酸型螯合树脂的选择性顺序为：
离子交换树脂选择性的上述基本规律只适用于常温下离子浓度低的溶液。在高温高浓度时，处于顺序后列的离子可以取代位于顺序前列的离子，这是树脂再生的依据之一。
（10）离子交换平衡 离子交换反应是一种可逆的化学反应，它遵循质量守恒定律。
例如，R—H与水中Na+的交换反应过程可表达如下：
上述反应的逆反应称为树脂的再生。在交换反应平衡状态下，反应物浓度符合下列关系式：
（1-1-74）
式中，［RH］、［RNa］为反应平衡时，树脂中H+、Na+的浓度，mmol/g（干树脂）； ［H+］、［Na+］为反应平衡时，水中H+、Na+的浓度，mmol/L。
式（1-1-74）中，K为平衡常数。当K>1时，表示反应能顺利地向右方进行。K值越大，越有利于交换反应，而不利于再生反应。
（11）离子交换反应速率 离子交换平衡是在某种具体条件下离子交换能达到的极限状态，它需要较长时间。但在实际应用中，水与树脂的接触时间是有限的，不可能达到离子平衡状态，因此离子交换速率更具有实用价值。
离子交换反应速率受离子交换过程中离子扩散过程的影响。离子交换过程分为五个步骤：（a）待交换离子从溶液主体向树脂颗粒表面扩散，穿过颗粒表面液膜；（b）穿过液膜的离子继续在颗粒内交联网孔中扩散，直至达到某一活性基团位置；（c）待交换离子和活性基团中的可交换离子发生交换反应；（d）被交换下来的离子沿着交联网孔向外迁移扩散；（e）被交换下来的离子通过液膜最后被主体水流带走。
上述5个步骤中，（a）和（e）属于外扩散；（b）和（d）属于内扩散；（c）属于离子间反应，可瞬间完成。因此，交换反应速率主要由（a）、（b）、（d）和（e）步骤的一个或几个所控制；而内扩散和外扩散受离子浓度、水温、流速、树脂粒径、交换基团和交联度等因素影响。
1.7.2 离子交换装置的运行操作方式
按运行方式不用，离子交换装置可分为固定床和连续床两大类，固定床又可分为单层床、双层床和混床；连续床又分为移动床和流动床。无论哪种类型，其操作过程都包括离子交换和树脂再生两个基本过程。
1.7.2.1 固定床
如图1-1-47所示，固定床的构造与压力过滤罐很相似。一般要求圆形钢罐耐压0.4～0.6kPa，内部离子交换树脂层厚度为1.5～2.0m。树脂层上表面到上部配水系统高度为树脂层厚度的40%～80%，以保证在反洗时树脂层有足够的膨胀高度。在树脂层工作过程中，离子交换工作区高度、饱和曲线形状、饱和区下移和保护层高度如图1-1-48所示。当树脂工作层下端和整个树脂层下端重合时，交换器就应进行再生操作。
图1-1-47 固定床构造示意图
图1-1-48 离子交换过程示意
固定床交换器常用的再生方式有顺流再生和逆流再生两种。前者再生与交换过程的水流方向相同，后者流向相反。由于逆流再生是再生液先与底部未呈饱和状态的交树脂接触，因而可以充分利用再生液的再生作用，弥补顺流再生的缺点，所以目前多采用逆流再生方式。逆流再生的操作过程如图1-1-49所示。
图1-1-49 逆流再生操作示意图
虽然固定床离子交换器有出水水质好和适应性强等优点，但也存在以下缺陷：（a）树脂交换容量利用率低，交换容积未得到充分利用；（b）产水和再生工序在同一设备内进行，生产不连续；（c）树脂交换能力使用不均匀，上层的饱和程度高，下层的低。为了克服固定床的上述缺陷，又开发出了连续式离子交换设备，包括移动床和流动床。
1.7.2.2 移动床
图1-1-50为三塔式移动床系统，由交换塔、再生塔和清洗塔三部分组成。其特点是树脂颗粒不是固定在交换器内，而是处于一种连续的循环运动过程中，树脂用量可减少1/3～1/2，设备单位容积产水量还可得到提高。
图1-1-50 三塔式移动床
1—交换塔；2—清洗塔；3—再生塔；4—浮球阀；5—贮存斗；6—连通管
1.7.2.3 流动床
流动床是一种较为先进的床型，树脂用量少，设备小，生产能力大。但由于操作复杂，污水处理中较少应用。
1.7.3 离子交换工艺的设计
1.7.3.1 进水的预处理
由于污水组成复杂，进入离子交换器的污水必须进行预处理，以保证交换器中树脂的交换容量得以正常利用，并有效延长其使用寿命。
预处理对象包括离子交换器进水的水温、pH值、悬浮物、油类、有机物、引起树脂中毒的高价离子和氧化剂等。
1.7.3.2 离子交换树脂的选用
离子交换法主要用于除去水中可溶性盐类。选择树脂时可主要考虑以下几个方面。
（1）交换容量 树脂的交换容量越大，单位体积树脂处理的水量就越大，不同类型树脂的交换容量有差异，同一种树脂的交换容量还受污水中的悬浮物、油类、高价金属离子、高分子有机物和氧化剂含量的影响。
（2）进水水质 当只需去除进水中吸附交换能力较强的阳离子时，可选用弱酸型树脂；如需去除的阳离子吸附交换能力较弱，只能选用强酸型阳离子树脂。如进水含较多有机物时，宜选用抗氧化性好，并具有较高机械强度的大孔型树脂。
（3）离子交换器的运行方式 移动床和流动床要选用耐磨、机械强度高的树脂。对于混床，要选用湿真密度较大的阴离子树脂、阳离子树脂。
1.7.3.3 离子交换工艺的设计参数
有关设计参数可参考《给水排水设计手册》（第四册，工业给水处理）。
1.7.4 离子交换法在污水处理中的应用
下面以电镀含铬废水的处理为例介绍离子交换法在污水处理中的应用。
电镀含铬废水中主要含有以Cr2
和Cr2
形态存在的六价铬以及少量的Cr3+、Cu2+、Zn2+、Ni2+等离子。离子交换法处理含铬废水多采用复床式工艺流程，如图1-1-51所示。
图1-1-51 电镀废水的离子交换处理工艺流程
电镀含铬废水经预处理后，先用1号柱中的H型阳离子交换树脂去除Cr3+、Cu2+、Zn2+、Ni2+等阳离子，出水呈酸性，当pH值下降到6以下时，废水中的六价铬大部分以Cr2
形式存在。此时1号柱出水进入阴离子交换柱，废水中的六价铬被阴离子树脂去除。其交换反应，以强酸性阳离子交换树脂RH和强碱性阴离子交换树脂ROH为例。
阳离子的交换反应为：
六价铬的交换反应为：
当出水中六价铬达到规定浓度时，阴离子树脂带有的OH-基本上被废水中的Cr2
、Cr2等阴离子所取代。
经1号阳柱和阴离子交换柱后，废水中的金属阳离子和六价铬等阴离子转到树脂上，树脂上的H+和OH-被置换下来结合成水，因此，可得到纯度较高的水。
1号阳柱树脂失效后可用一定浓度的硫酸溶液进行再生，其交换反应为：
阴柱树脂失效后，用一定浓度的NaOH进行再生，得到Na2Cr2O4再生洗脱液，反应如下：
为了收回铬酐，阴离子树脂的洗脱液再经2号阳柱内的H型阳离子交换树脂脱钠，即可得到铬酸，反应如下：
电镀含铬废水的pH值一般小于6，含有强氧化剂H2Cr2O7和H2CrO4，因此应选择具有较高抗氧化能力和高机械强度的阴、阳离子树脂。此外，交换柱、阀门、管道、泵等都应选择耐腐蚀材料的产品。
1.8 膜分离
膜分离技术自20世纪50年代以来得到快速发展，并在海水及苦咸水淡化、纯水制备、污水处理及资源化和化工、医疗、轻工、生化等领域的分离过程中得到广泛应用。
1.8.1 膜分离法原理和分类
膜是指能将流体相分隔为互不相通的两部分，并能使这两部分之间产生传质作用的薄的物质。
膜具备两个主要特性：一是不管膜多薄，它必须有两个界面。这两个界面分别与两侧的流体相接触；二是膜传质有选择性，它可以使流体相中的一种或几种物质透过，而不允许其他物质透过。
膜分离法是利用膜的选择透过性将离子、分子或某些微粒从水中分离出来的过程。使溶剂透过膜的方法称为渗透，使溶质透过膜的方法称为渗析。
膜分离法有以下共同特点：一般在常温、无相变条件下进行，能耗低，具有广泛的适用性；规模可大可小，易于调控；不需外加任何物质，节约原材料；利用膜孔径大小分离物质，不会破坏物质结构和属性；分离和浓缩同时进行，可回收资源；装置简单，易控制维护，分离效率高。
根据溶质或溶剂透过膜的推动力的不同和膜的种类、功能不同，水处理中常用的膜分离法可分为以下四类，见表1-1-9。
表1-1-9 水处理中常用膜分离法的分类
1.8.2 电渗析
1.8.2.1 基本原理
电渗析是在外加直流电场作用下，水中的阴、阳离子作定向迁移，利用阴、阳离子交换膜的选择透过性（即阳膜只允许阳离子通过、阴膜只允许阴离子通过），从而使水中的离子与水分离的物理化学过程。
图1-1-52为电渗析处理含镍废水原理示意图。在直流电场作用下，废水中的S向正极迁移，由于离子交换膜具有选择透过性，淡水室的S透过阴膜进入浓水室，但浓水室的S不能透过阳膜而留在浓水室中；Ni2+向负极迁移，并通过阳膜进入浓水室，浓水室的Ni2+不能透过阴膜而留在浓水室内。这样，浓水室由于Ni2+、S不断进入而使这两种离子的浓度不断增高；淡水室因这两种离子的不断向外迁移，浓度降低。离子迁移的结果是将两个电极之间的隔室变成了溶液浓度不同的淡室和浓室。淡水系统是一个净化系统，而浓水系统则是一个溶液浓缩系统。用电渗析法回收镍时，常用硫酸钠溶液作为电解液，硫酸钠可减轻铅电极的腐蚀，浓水可回用于镀槽，淡水可用于清洗镀件。
图1-1-52 电渗析处理含镍废水原理图
1.8.2.2 电渗析装置
（1）离子交换膜 离子交换膜是电渗析的关键部件，它的性能直接影响电渗析装置的离子迁移效率、能耗、抗污染能力和使用寿命等。
①离子交换膜的主要指标 离子交换膜的主要指标有：（a）离子选择透过性高，实用离子交换膜要求离子迁移数在90%以上；（b）导电性好，膜电阻低，膜电阻一般为2～10Ω·cm2；（c）化学稳定性好，耐酸、碱和抗氧化能力强；（d）有足够的机械强度，一般要求膜的爆破强度大于0.3MPa；（e）有较高的交换容量，一般为1.0～2.5mol/kg；（f）尺寸稳定，膨胀和收缩应尽量小而且均匀；（g）离子的反扩散和水的渗透量要小。
②离子交换膜分类 （a）按膜的结构形式可分为异相膜、均相膜和半均相膜；（b）按膜上活性基团不同分为阳膜、阴膜和特种膜；（c）按膜材料不同分为有机膜和无机膜。
（2）电渗析装置 电渗析装置的最基本工作单元称为膜对，膜对的组成和排列顺序为：单张阳膜—单层隔板—单张阴膜—单层隔板。隔板的作用是分隔阳膜和阴膜，同时作为水流通道，由于其内部的溶液离子浓度不同，又分为脱盐室和浓缩室。实用电渗析器根据用途不同可由一个、几个、几十个或数百个膜对组成。用加紧板固定在一起的膜对和电极称为电渗析器。电渗析器的辅助设备还包括水泵、整流器等。电渗析器及其辅助设备总称为电渗析装置。
1.8.2.3 电渗析器运行的工艺参数
（1）电流效率 电渗析器运行时实际除盐量与理论除盐量之比称为电渗析器的电流效率。电流效率是针对一个淡室而言，与膜对数无关。实际运行中应将电渗析的“电流效率”与其“电能效率”相区分。
（1-1-75）
（2）电流密度与极化现象
①电流密度 电渗析器工作时，单位膜面积上通过的电流称为电流密度。运行时，当电流密度达到一定值时，界面层离子的迁移速度远低于膜内离子迁移速度，迫使膜界面处水分子发生电离，依靠H+和OH-来传递电流，这种膜界面现象称为浓差极化，此时的电流密度称为极限电流密度。
②极化现象 极化包括浓差极化和电极极化。浓差极化前已述及，电极极化是由电极表面的电化学反应引起的。极化现象的发生会导致膜面结垢和电极腐蚀，进而造成膜电阻增加，加大电能消耗，减小膜的有效面积，并造成水流通道被堵塞，降低出水水质，影响正常运行等不良后果。一般来说，电渗析运行电流密度低于极限电流时不易发生浓差极化，而高于极限电流运行就很易发生。
1.8.2.4 处理废水的电渗析器的特点
目前电渗析在海水或苦咸水淡化和某些工业用水的精制等应用中都已有大型装置投入生产性运行，而在废水处理中的应用还相对较少，应注意以下三点。
a.在给水处理中应用的电渗析器，只回收淡水和只关注淡水水质，水的回收率一般为50%～70%；而应用电渗析处理废水时，有时淡水和浓水均可回收利用，水的回收率高，有时浓水的利用价值高于淡水。
b.在给水处理中应用的电渗析器只含有阳膜和阴膜，并以膜对的形式存在，而在废水处理中，电渗透析器用膜的种类较多，有阳膜、阴膜、中性膜和复合膜等，根据处理对象组成和处理目的的不同而有不同的膜组合形式。
c.在给水处理中，关注电渗析电极反应多半是为了防止电极反应的负面影响，而在废水处理中，有时是利用电极反应来达到处理废水和回收有用物质的目的。
1.8.3 反渗透
1.8.3.1 反渗透原理
用膜法分离溶液时，使溶剂通过膜的方法称为渗透。水通过膜由稀溶液进入浓溶液的过程称为自然渗透。在浓溶液一侧施加压力，使浓溶液中的水通过膜进入稀溶液的过程称为反渗透。
反渗透膜的传质机理有溶解扩散理论、优先吸附-毛细孔流理论和氢键理论。
①溶解扩散理论 该理论假定反渗透膜是无缺陷的致密无孔膜，溶剂和溶质都能在膜中溶解，然后在浓度或压力造成的化学位差推动下，水从膜一侧向另一侧扩散，直到透过膜。溶剂和溶质在膜中的溶解扩散过程符合菲克定律。
②优先吸附-毛细孔流理论 该理论假定膜有微孔，膜层有优先吸附水而排除盐的化学特性，使膜表面及膜孔内形成几乎为纯水的溶剂层，该层优先吸附的水在压力作用下，连续通过膜。
③氢键理论 该理论认为，作为反渗透的膜材料必须是亲水的，并能与水形成氢键。水在膜中的迁移主要是扩散。
1.8.3.2 反渗透膜和反渗透装置
（1）反渗透膜
①结构 反渗透膜是一种只允许水分子通过的半透膜，厚度一般为100～200μm，具有不对称的断面结构。表面致密层，孔径为8～10Å（1Å=10-10m），厚度为1～10μm，脱盐主要在这一层；另一面为多孔支撑层，结构疏松，孔径为1000～4000Å，两者之间为中间过渡层，孔径约为200Å。
②性能 反渗透分离的关键是要求反渗透膜具有较高的透水速度和脱盐性能。一般反渗透膜具有下列性能：单位膜面积的透水速度快，脱盐率高；机械强度好；化学稳定性好，耐酸碱、耐高温和微生物的侵蚀，耐污染；使用寿命长，性能衰降小，原料充沛，价格低，制膜工艺较简单。
③分类 按材料分类主要有纤维素膜和非纤维素膜两大类；按结构分类主要有不对称膜和复合膜两大类；按外形分类主要有膜片和中空纤维两大类。
水处理中常用膜材料有醋酸纤维素膜（简称CA膜）、聚酰胺膜（PA膜）和复合膜（TFC膜）。
a.醋酸纤维素膜。膜总厚度约为100μm，其表皮层的厚度约为0.25μm，表皮层中布满微孔，孔径约为0.5～1nm，而多孔支撑层中的孔径很大，约有几百纳米。醋酸纤维素膜具有透水速度快、脱盐率高、价格便宜、应用范围广等优点。其主要缺点：一是易受微生物侵蚀而降解，从而使脱盐率降低；二是在酸性、碱性条件下易水解，生成纤维素和醋酸。随着水温升高，水的pH值低于或高于最佳pH值（5～6）时，水解速度加快。因而，通常需加酸维持水的pH值在最佳范围内，以延长醋酸纤维素膜的使用寿命。
b.芳香聚酰胺复合膜。它的主要特点是操作压力低，水通量大；力学性能和耐菌类污染性能好；通常可在pH值为4～11时运行，pH值稳定范围大；有良好的化学稳定性和一定的耐热性；对二价和一价离子的脱除率均很高，对有机物和二氧化硅也有较高的脱除率。
c.复合膜。与醋酸纤维素膜比较，不易水解，可在pH值为4～11的范围内运行，抗压和抗生物侵蚀能力强。该膜的最大特点是可在1.6MPa的较低压力下运行（醋酸纤维素膜为2.8MPa），节约能耗，且透盐量能维持稳定，不像醋酸纤维素膜，其透盐量随时间增长而增加。
（2）反渗透装置 反渗透装置主要有板框式、管式、卷式、中空纤维式四大类，近年来又开发出盘式或碟式等装置。
①板框式反渗透器 整个装置由几块或几十块承压板组成。承压板两侧覆盖微孔支撑板和反渗透膜，将几块或几十块贴有膜的板一层一层间隔叠合，用长螺栓固定后，使内部形成密闭的耐压容器，在高压下使水以湍流状态通过反渗透膜表面，处理水由承压板中流出。
这种装置的优点是结构牢固、能承受高压；其缺点是液流状态差、易造成浓差极化、设备费用较大、占地面积亦大。改进形式是复合膜的薄形板框式反渗透器。
②管式反渗透器 管式反渗透器有内压和外压两种形式。在管式反渗透器中，膜形是管状的。管状膜置于耐压微孔管套中，水在压力推动下，从管内透过膜并由套管的微孔壁渗出管外，这种装配形式称为内压式。如果将膜涂刮在耐压微孔管外部，水在压力推动下从管外透过膜并由套管的微孔壁渗入管内，这种装配形式称为外压式。由于外压式反渗透器的进水流动状态较差，故多采用内压装置。
内压管束式渗透器的优点是进水流动状态好、安装维修方便、易清洗、易换膜；其缺点是单位体积的膜面积小、占地面积较大。
③卷式反渗透器 卷式反渗透膜元件的卷制是在两层反渗透膜中间夹衬一层过水导流网布，用胶黏剂密封两层膜的三边形成膜袋，开放的第四边与接受淡水的穿孔管密封连接，膜袋外铺设一层进料液隔网，然后沿着钻有孔眼的中心管卷绕这一次叠好的多层材料（膜/过水导流网布/膜/进料液隔网）就成卷式膜元件。
卷式反渗透器的优点是单位体积内的膜装载面积大、进水流动状态好、结构紧凑。其缺点是进水预处理要求严格、污染指数要求不大于5，否则易堵塞。
卷式膜元件直径多为10.16cm和20.32cm，长为101.6cm或152.4cm，是目前最广泛采用的膜组件形式。
④中空纤维式反渗透器 中空纤维膜是一种很细的空心纤维管。管的外径一般为70～100μm，管的外径与内径比为2∶1。将数十万根这种中空纤维弯成U形装入耐压圆筒容器中，纤维膜用环氧树脂黏合，形成管板，以O形环密封，即可形成中空纤维式反渗透器。
中空纤维式反渗透器的优点是在单位体积内的膜装载面积大，无须承压材料，结构紧凑。缺点是容易堵塞，清洗困难，对进水的预处理要求最严，污染指数要求不大于3。
反渗透装置根据原水水质、产水水质和水回用率等因素可有多级串联式、多段组合式和带有中间升压泵的三段组合式的形式。
1.8.3.3 反渗透处理的工艺参数
①原液状态参数 包括含盐量、各组分含量、pH值、温度、悬浮物、黏度和微生物量等。
②膜性能参数 包括膜的脱盐性能、机械强度、pH值稳定范围和耐热性等。
③化学工程参数 包括产水量、产水水质、操作压力、原液流速、膜清洗、膜更换和能耗等。
1.8.3.4 反渗透在废水处理中的应用
反渗透已被用来处理电镀废水、食品加工废水、制糖废水、水产品加工废水以及某些污水的深度处理等。反渗透对高价重金属离子有良好的脱除效果，不仅可以回收废液中几乎全部的重金属，而且还可将水回收利用。
1.8.4 超滤
1.8.4.1 超滤原理
超滤又称超过滤，和反渗透、微滤一样，都是在静压差推动作用下进行的膜分离过程。这三种膜分离过程去除的微粒从大到小依次为微滤、超滤和反渗透，三者去除微粒的粒径范围也有一定的重叠。超滤所分离的溶质组分为相对分子质量大于500道尔顿的大分子和胶体，操作压力较低，一般为0.1～0.5MPa，膜透水率为0.5～5.0m3/（m2·d）；而反渗透所分离溶质相对分子质量小于500道尔顿，操作压力为2～10MPa，膜透水率为0.1～2.5m3/（m2·d）。
超滤对溶质的分离过程主要是：（a）在膜表面及微孔内的吸附（一次吸附）；（b）在孔中停留而被去除（阻滞）；（c）在膜面的机械截留（筛分）。
一般认为超滤的机理是由膜表面机械筛分、膜孔阻滞和膜表面及膜孔吸附的综合效应，以筛分为主。超滤工作原理如图1-1-53所示。被分离的溶液在外界压力的作用下，以一定的流速在具有一定孔径的超滤膜面上流动，溶液高分子物质、胶体微粒和微生物等被截留，而溶剂和低分子物质则透过膜，从而达到分离和浓缩的目的。
图1-1-53 超滤的工作原理
1—超过滤进口溶液；2—超过滤透过膜的溶液；3—超过滤膜；4—超过滤出口溶液；5—透过超过滤膜的物质；6—被超过滤膜截留的下的物质
1.8.4.2 超滤膜及超滤装置
（1）超滤膜的种类 超滤膜具有与反渗透膜相似的不对称多孔结构。只是致密层的孔径，比反渗透膜要大，一般为5～100nm，而反渗透膜为0.8～1nm。超滤与反渗透相似之处是水都沿着膜面流动，部分水透过膜面被收集，其余水携带截留在膜面上的物质一起流出装置。常用的超滤膜种类主要有醋酸纤维素膜（CA膜）、聚砜膜（PS；结构中的苯环提高了其机械强度，而砜基团有抗氧化性和稳定性）、聚酰胺膜（PSA；对氯离子抵抗力差，要求氯离子浓度小于5～10mg/L）等。
（2）超滤装置 超滤装置的主要膜组件有板框式、管式、卷式和中空纤维式等，也与反渗透装置相类似。各种超滤装置的优缺点见表1-1-10。
表1-1-10 各种超滤装置的优缺点
1.8.4.3 超滤工艺参数
超滤工艺的主要设计参数有膜通量、膜清洗和膜寿命。
在操作压力为0.11～0.6MPa，温度小于60℃时，超滤膜的膜通量以1～500L/（m2·h）为宜。影响膜通量的因素有进水流速、操作压力、温度、进水浓度和原水预处理等。
膜必须定期清洗，以延长膜的寿命，正常使用的膜的寿命为12～18个月。
1.8.4.4 超滤在废水处理中的应用
超滤已应用在汽车制造行业喷漆废水、金属加工废水以及食品工业废水的处理及有用物质的回收。在某些废水的“双膜法”深度处理中，超滤可作为反渗透的预处理单元。
1.8.5 微滤
微滤又称微孔滤膜过滤，是一种以压力为推动力，以膜的截留作用为机理的过滤技术，可以阻止水中的悬浮物、微粒和细菌等大于膜孔径的杂质。微孔滤膜如同筛网，其分离作用属于筛分过程。膜的孔径范围为0.1～70μm，操作压力一般小于0.3MPa，常用的工作压力为0.05～0.1MPa。
1.8.5.1 微滤膜和微滤装置
（1）微滤膜 微滤膜有多种类型，按膜表面的化学特性可分为疏水膜和亲水膜，按结构可分为对称膜和非对称膜，按材料可分为有机高分子膜和无机膜，根据膜孔的结构，可分为筛网型微孔滤膜和深度型微孔滤膜。
与石英砂、硅藻土、无纺布等深层过滤介质相比，微孔膜具有以下特点：（a）微孔膜多采用纤维素、工程塑料和无机氧化物制成，膜内孔径分布均匀，过滤精度高，能将液体中所有大于其孔径的微粒全部截留；（b）微孔膜孔隙率较高，一般微孔膜的孔密度为107孔/cm2，占膜总体积的70%～80%，膜厚度一般在0.1～0.2mm；由于膜很薄，流道短，对流体的阻力小，因此流体的过滤速度较常规过滤介质快几十倍；（c）微孔膜是均一的连续多孔体，过滤时没有纤维或碎屑脱落，无浓缩水排放，不易产生二次污染；（d）微孔膜近似于一种多层叠置的筛网，但易被与孔径近似的颗粒堵塞，使用时需设预处理装置，以延长膜寿命，充分发挥过滤效率。
（2）微孔膜过滤器
①平板式微孔膜过滤器 分为单层板式膜过滤器和多层板式膜过滤器。多层板式膜过滤器类似于压滤机，常用于中等液量的过滤，以去除微粒和细菌等杂质。
②折叠式微孔膜过滤器 主要由滤芯和与其相配的压力容器构成。滤芯主要由微孔滤膜、聚丙烯多孔滤管、聚丙烯网布、聚丙烯保护网和O形密封圈等组成。滤芯的直径均为70mm，长度有250mm、500mm、750mm、1000mm四种。压力容器一般用不锈钢制造，每个容器内装入的滤芯数量根据实际需要而定。折叠式膜过滤器由于体积小，过滤面积大，适合大、中型水处理工程使用。
1.8.5.2 微滤的应用
微滤可应用于以下的水处理领域。
①电子行业 在电子工业纯水制备中主要有两方面作用：一是在反渗透或电渗析前作为前置过滤器，用以去除细小的悬浮物；二是在阴、阳或混合交换柱后作为最后一级终端过滤装置，以滤除树脂碎片或细菌等杂质。
②医药卫生行业 可以经济方便地去除水中的细菌微生物和悬浮物，分离病毒、细菌、胶体及悬浮微粒，以得到无菌液体。
③水处理 在城市污水和工业废水深度处理中，可产出不同用途的再生水，如工业冷却水、绿化用水和城市杂用水等。若用于食品、酿酒业及软饮料工业中排出的大量废水，可有效地脱除水中的酵母、霉菌以及其他微生物。
④海水淡化 可用于海水的预处理，去除海水中的悬浮物、颗粒以及大分子有机物，为反渗透提供原料水。
⑤油田采出水处理 采用聚丙烯中空纤维微滤装置可以去除油田采出水中的杂质，以达到回灌水的要求。
1.8.6 工艺流程
膜处理工艺可采用多种组合方式。组件的组合方式有一级和多级，在各个级别中又分为一段和多段。一级是指泵一次加压的过程，二级是指进料必须经过两次加压的过程。膜处理工艺流程的基本类型分为一级一段直流式、一级一段循环式、一级多段直流式、多级多段式等。
膜处理（反渗透）工艺流程设计中，常采用增加段数的方式来增大处理能力和提高淡液回收率。一级多段直流式实际上就是通过增加段数来增加浓缩液的膜分离次数，将第一段的浓缩液作为第二段的料液，再将第二段的浓缩液作为下一段的料液，如此延续，逐段分离就形成了多段流程。通过浓缩液的多次分离，使淡液的回收率与浓缩液的浓缩倍数都得到提高。为防止因流量逐渐递减而造成浓差极化，使膜组件中的分离液保持一定的流速，在流程设计中常采用逐段缩减组件个数的布置方法。由于浓缩液按多段串联进行分离，压力损失较高，所以在各段之间应考虑设置增压设施。
1.8.7 污染指数
污染指数（fouling index，简称FI）值，也称之为SDI（silting density index）值，是水质指标的重要参数之一。它代表了水中颗粒、胶体和其他能阻塞各种水净化设备的物体含量。通过测定FI值，可以选定相应的水净化技术或设备。
在反渗透水处理过程中，FI值是测定反渗透系统进水的重要标志之一；是检验预处理系统出水是否达到反渗透进水要求的主要手段。它的大小对反渗透系统运行寿命至关重要。
FI值的测量是用有效直径42.7mm，平均孔径0.45μm的微孔滤膜，在0.21MPa压力下，测定最初500mL的进料液的过滤时间（t1），在加压15min后，再次测定500mL的进料液的过滤时间（t2），按下式计算FI值：
（1-1-76）
污染指数在一定程度上反映了进水的胶体及悬浮态物质的含量。不同的膜组件要求进水有不同的FI值。如在反渗透膜应用中，对进入中空纤维组件的水质要求FI值在3左右；卷式膜组件FI值为5左右，管式膜组件FI值为15左右。再根据不同的进水水质和用途来确定进入膜组件的水质指标。从上面给出的FI值来看，管式膜组件对水质的耐受力最强，中空纤维组件对水质要求最严，而对于超滤膜的预处理要求则大大低于反渗透的要求。
1.8.8 膜清洗工艺
膜的清洗工艺分为物理法和化学法两类。物理清洗法又分为水力清洗、水气混合冲洗、逆流清洗和海绵球清洗。水力清洗主要采用减压后高速的水力冲洗以去除膜表面的污染物。水气混合冲洗是借助气液与膜面发生剪切作用而消除极化层。逆流清洗是在卷式或中空纤维式组件中，将反向压力施加于支撑层，引起膜透过液的反向流动，以松动和去除进料侧活化层表面污染物。海绵球清洗，仅限于在内压管件中使用，是依靠水力冲击使直径稍大于管径的海绵球流经膜面，以去除膜表面的污染物。
化学清洗法是采用清洗溶液对膜表面进行清洗的方法。常采用1%～2%的柠檬酸铵水溶液去除膜面的氢氧化铁污染。用盐酸将柠檬酸钠水溶液的pH值调至4～5，用于去除无机沉垢。加酶洗剂对蛋白质、多糖类及胶体有较好的清洗效果。乳化油废水，如机械加工企业的冷却液、羊毛加工企业的洗毛废水多采用表面活性剂和碱性水溶液对膜表面进行清洗。溶剂清洗法主要利用有机溶剂对膜表面污染物的溶解作用，例如，乳胶污染常采用低分子质量的醇类和丁酮。
化学清洗必须考虑以下两点：（a）清洗剂必须对污染物有很好的溶解和分解能力；（b）清洗剂必须不污染和不损伤膜面。
因此，根据不同污染物确定其清洗工艺时，要考虑到膜所允许使用的pH值范围、工作温度和膜对清洗剂的化学稳定性等。
1.8.9 设计要点
膜处理单元的工艺设计主要是根据水质处理目标来确定合理的工艺流程，选择适宜的膜装置类型；然后再按照选定的工艺流程和膜组件的技术条件与设计参数来配置辅助设备，进行管路连接。由于膜技术和膜产品的多元化，不同类型的膜产品有着不同的标定方法和计算公式，如膜产品的去除率是反应产品截污能力的重要指标之一，其标定、测试和计算方法对于不同的膜产品差异很大。
在膜处理单元设计中，下述基本关系和设计参数是可以通用的。
（1）流量平衡 在膜组件运行中，进、出组件的料液流量是连续的，其表达式为：
（1-1-77）
式中，Qf为料液流量，L/s；Qp为淡液流量，L/s；Qr为浓缩液流量，L/s。
（2）物料平衡 在膜处理过程中，膜分离前、后溶质质量是守恒的，其表达式为：
（1-1-78）
式中，Cf为料液质量浓度，mg/L；Cp为淡液质量浓度，mg/L；Cr为浓缩液质量浓度，mg/L。
（3）淡液回收率Y 该指标对于确定供水能力和处理规模有着重要意义。淡液回收率以百分数表示：
（1-1-79）
（4）浓缩倍数CF
（1-1-80）
（5）膜进料侧的溶质平均质量浓度Cave
（1-1-81）
1.8.10 预处理方法
预处理是为了改善水质，防止膜污染和延长膜的使用寿命。造成膜污染的因素主要来自悬浮物（包括胶体）、溶解性无机物、溶解性有机物以及微生物等。针对不同的污染对象需要采用不同的预处理方法。
（1）去除悬浮固体 悬浮固体中的胶体和微粒会对膜表面造成严重的污染。采用过滤方法很难去除1μm左右的悬浮微粒和胶体，因此应在预处理中考虑混凝的方法。先用混凝剂对胶体脱稳再用气浮、澄清、过滤等手段进行固液分离，达到去除胶体和微粒的目的。
（2）控制或去除硬度 水的硬度过高可能使水中钙、镁离子与某些阴离子结合产生沉淀，并被截流在膜表面形成硬垢。为防止这种现象发生，除应对水的回收率加以控制外，还应根据对造成结垢的具体物质采取相应措施。对碳酸钙可采用调整pH值方法解决，将进水pH值控制在5～6.5时，就能控制碳酸盐生成。为防止硫酸钙沉积可通过在水中投加六偏磷酸钠来控制。
（3）去除铁、锰等离子 铁、锰等离子的水和氧化物同样会造成膜污染，减少透水量。对于铁、锰离子可采用投加氧化剂或采用曝气、接触氧化等方法去除。
（4）控制微生物 微生物所造成的膜污染，可用加氯消毒法来预防，但使膜经常处于高浓度余氯中，会给膜的物理强度、溶质的透过特性带来不利的影响。加氯量一般应根据余氯控制，在消毒时的余氯量以小于2mg/L为宜。对氯敏感的膜可考虑采用臭氧或紫外线进行消毒。
（5）去除有机物 在反渗透单元中，对料液的有机物浓度一定要控制，可采用臭氧氧化、活性炭吸附方法进行预处理。超滤既可作为去除有机物的单元单独使用，也可作为预处理单元与反渗透联合使用。
1.9 中和
酸、碱性工业废水来源广泛，如化工、化纤、印染、造纸、制革、制药和金属加工等企业都有酸性或碱性废水排出。这些废水除含有酸、碱外，有的还同时含有重金属离子、悬浮物和其他杂质。含酸量大于3%～5%的酸性废水和含碱量大于1%～3%的碱性废水，常称为酸、碱废液。在处理酸、碱废液时，应首先考虑回收或综合利用，只有当废水无回收利用价值时，才采用中和法处理。
中和法是利用酸碱中和反应使废水的pH值达到适宜范围的处理过程。
中和法适用于废水处理中的下列以下几种情况。
a.工业企业对其排出的废水进行混凝沉淀等物化法处理时，需调整pH值，以达到最好的处理效果。
b.经工业企业预处理的废水，在排入城市排水管网前，为避免排水管道腐蚀，应对废水pH值进行调整。
c.工业企业的废水处理站或接纳生活污水和工业废水的城市污水处理厂，采用生化处理工艺时，要将进水pH值调至符合微生物的生存要求。
d. pH值不符合国家排放标准的废水，应调节pH值为6～9，才可排入受纳水体。
中和处理所采用的药剂称中和剂。酸性废水中和处理常采用的中和剂有石灰、石灰石、白云石、氢氧化钠、碳酸钠等。碱性废水中和处理则常采用硫酸、盐酸等。
酸性废水的中和方法主要有：（a）与碱性废水相互中和；（b）投药中和；（c）过滤中和。
碱性废水中和方法有：（a）与酸性废水相互中和；（b）投药中和。
在选择中和方法时，应考虑以下因素：（a）酸、碱废水所含污染物的性质、浓度、水量变化规律及中和后的水质要求；（b）当地酸性或碱性废料的来源；（c）当地中和药剂和滤料的来源。
1.9.1 酸碱废水中和法
（1）中和能力计算 根据化学反应基本定律——等物质的量规则，酸碱完全中和的条件应为：
（1-1-82）
式中，Qj为碱性废水流量，m3/h；Cj为碱性废水浓度，mg/L；Qs为酸性废水流量，m3/h；Cs为酸性废水浓度，mg/L；α为药剂比耗量，即中和1kg酸所需碱量，kg/kg，见表1-1-11；k为反应不完全系数，一般取1.5～2.0。
表1-1-11 碱性中和剂的单位消耗量
（2）中和设备 中和设备分为连续式和间歇式两大类。连续式的构筑物又可分为简易连续混合反应构造物（如集水井、管道和混合槽）和监控条件比较好的中和池。与连续式中和设备相比，间歇式中和池的适应性强，缺点是构筑物操作管理工作量大。
1.9.2 药剂中和法
（1）酸性废水的药剂中和 中和处理酸性废水时，常采用的中和剂有石灰、石灰石、白云石等，有时也采用碳酸钠、苛性钠等。石灰价廉易得，常用石灰中和不同浓度的酸性废水。投加石灰乳时，氢氧化钙对废水中杂质具有凝聚作用，因此适用于处理杂质多、浓度高的酸性废水。但石灰硫酸和磷酸反应的生成物应予以注意，采取相应措施，以保证中和设施稳定运行。
中和反应后生成的水合硫酸钙（CaSO4·2H2O）溶解度很小，会形成沉淀，当硫酸浓度很高时，在中和药剂如石灰石或白云石表面会形成硫酸钙的覆盖层，影响和阻止反应继续进行，所以，要求此类中和药剂颗粒应在0.5mm以下；当用石灰中和磷酸时，在pH值大于10的局部区域，会生成羟磷灰石沉淀，应加强反应搅拌，防止局部pH值上升过高。
（2）碱性废水的药剂中和 碱性废水中和剂有硫酸、盐酸及锅炉烟道气等。
在工业上，常用烟道气来处理碱性废水。中和剂则是烟道气中含有的CO2和少量SO2、H2S等。主要在喷淋塔进行，运行时碱性废水从塔顶用布液器喷出，流向填料床，烟道气则自塔底进入，升入填料床。水、气在填料床接触过程中，废水和烟道气都得到了净化，使废水中和、烟尘消除。
1.9.3 过滤中和法
过滤中和法是指酸性废水通过碱性滤料时与滤料进行中和反应的方法。常用的碱性滤料为石灰石、大理石或白云石等。中和滤池分为普通中和滤池、升流式膨胀中和滤池和滚筒式中和滤池。
过滤中和法的优点是操作简单、出水pH值比较稳定，运行费用低；其缺点是废水的酸浓度不能太高，因中和过程中生成的硫酸钙在水中溶解度很小，易在滤料表面形成覆盖层，阻碍滤料和酸的接触反应，需定期倒床，劳动强度高。
1.10 化学氧化还原
通过氧化还原反应将废水中呈溶解状态的污染物质去除的方法称为化学氧化还原法。
化学反应中，失去电子的过程叫氧化，失去电子的物质称还原剂，在反应中被氧化，得到电子的过程叫还原，而得到电子的物质叫氧化剂，在反应中被还原。氧化作用与还原作用总是相伴发生。每种物质都有各自的氧化态和还原态，其氧化还原电位的高低决定了该物质的氧化还原能力。
废水化学氧化还原法可根据污染物质在化学反应中是被氧化还是被还原的不同，分为氧化法和还原法两大类。
1.10.1 氧化法
化学氧化法就是向废水中投加氧化剂，将废水中的有毒、有害物质氧化成无毒害或毒害作用小的新物质的方法。
在废水处理中常用的氧化剂有空气中的氧、纯氧、臭氧、过氧化氢、液氯、次氯酸钠、漂白粉、二氧化氯、三氯化铁和电解槽的阳极等。
1.10.1.1 氯氧化法
（1）原理 氯氧化法采用氯系氧化剂，如次氯酸钠、漂白粉和液氯等，主要用于去除废水中的氰化物、硫化物、酚、醇、醛、油类以及对废水进行脱色、脱臭、杀菌等处理。
氯系氧化剂与水反应都能生成具有强氧化作用的次氯酸根（ClO-），这是氯氧化的本质。
（2）氯氧化法处理含氰废水 氰主要以游离氰和络合离子氰两种形态存在于电镀含氰废水中。一般游离状态的毒性较大，而络合离子状态的毒性较小。
氯氧化氰化物的过程分两个阶段进行：首先是在碱性条件下氰化物被氧化成毒性和氰化氢相近的挥发性物质氯化氰；在pH值为10～11时，在10～15min内可将氯化氰转化为毒性很小的氰酸根离子。该阶段也称作局部氧化法，反应过程如下：
为防止处理水中含有剧毒物质氯化氰，其处理工艺条件应进行如下控制：（a）废水的pH值宜大于11；（b）对废水进行搅拌可以加速反应；（c）温度对反应的影响不大；（d）废水中除含游离氰外，还常常含有络合氰，考虑到废水中同时还含有其他还原性物质存在，实际氧化剂的用量要比用公式计算的理论用量有所增加，以次氯酸钠计为含氰量的5～8倍。
第二阶段是进行完全氧化反应，即进一步投加氯氧化剂，破坏CNO-的碳氮键，使其转化为二氧化碳和氮气。该阶段也称完全氧化处理法，反应过程如下：
此阶段氧化剂的用量为局部氧化法的1.1～1.2倍；反应在pH值为8.0～8.5时，有利于CO2的逸出；反应时间为1h以内。
1.10.1.2 臭氧氧化法
（1）臭氧的特性
①强氧化性 臭氧是一种强氧化剂，其氧化能力仅次于氟，比氧、氯及高锰酸盐等常用的氧化剂都高，因此在水处理中被广泛应用。
②溶解性 在水中的溶解度是氧气的10倍。
③不稳定性 在常温下就可逐渐自行分解成氧，不易贮存，因此多采用无声放电装置现场制备。
④毒性 臭氧是有毒气体，一般使用臭氧的工作环境，应控制臭氧浓度小于0.1mg/L。
⑤腐蚀性 臭氧具有强氧化能力，因此对多种材料具有腐蚀作用。
（2）臭氧的制备 制备臭氧的方法有多种，通常采用高压无声放电法现场制取。臭氧的制取原料主要为空气和氧气。用空气生产的是低浓度的臭氧化空气，而采用氧气为原料时，生产的是臭氧化氧气，且臭氧的浓度、产量、产率及单位能耗指标均可成倍提高。
（3）臭氧氧化的接触反应装置 废水的臭氧处理是在接触反应器中进行，为了使臭氧与水中杂质充分反应，应尽可能使臭氧化空气在水中形成微细气泡，并采用两相逆流操作，以强化传质过程，使气、水充分接触，迅速反应。常用的臭氧化空气投加设备有多孔扩散器、乳化搅拌器、射流器等。臭氧与废水的接触时间取决于废水中所含的组分和特性。
（4）臭氧处理工艺设计 设计内容主要有两方面：一是臭氧发生器型号和台数的确定，确定的依据是臭氧投加量、臭氧化空气中臭氧的浓度和臭氧发生器工作的压力；二是臭氧布气装置和接触反应池容积的确定，确定的依据是布气装置性能和接触反应时间，一般为5～10min。
（5）臭氧氧化法在废水处理中的应用 在水处理中，臭氧氧化法主要是使污染物氧化分解，用于降低BOD、COD，脱色，除臭，杀菌，除铁、锰、氰、酚等。
①处理含氰废水 臭氧与氰的反应式为：
臭氧氧化法处理含氰废水的工艺流程如图1-1-54所示。空气在进入臭氧发生器之前，需经过干燥和净化，以去除空气中含有的水蒸气和杂质颗粒；臭氧化气通过射流器混合，进入接触反应器，通过两步反应后，将氰氧化为氮气和氧气，从而实现无害化。
图1-1-54 臭氧氧化处理含氰废水工艺流程
②废水深度处理 臭氧氧化法用于某油脂加工废水二级处理出水的深度处理，处理水作为循环冷却水补充水和生活杂用水。臭氧氧化单元采用以气态氧为气源的臭氧发生器，气态氧由制氧机现场提供。臭氧氧化池为钢混结构，臭氧通过设在氧化池底部的刚玉微孔扩散器分散成微小气泡后进入废水中，臭氧投量控制在4mg/L左右，接触时间为45min。
为了提高O3的溶解效率，将氧化池设计成多格串联式（图1-1-55），废水上下翻越隔墙流动，与O3气体多次接触。产生的O3尾气经过尾气破坏装置中的活性炭催化分解后排入大气。
图1-1-55 多格串联式臭氧氧化池
（6）臭氧氧化法的优缺点 臭氧氧化法优点是氧化能力强，对脱色、除臭、杀菌、去除有机物和无机物等效果显著，无二次污染，制备臭氧只用空气和电能，操作管理方便；其缺点是投资大，运行费用高。
1.10.1.3 过氧化氢氧化法
过氧化氢价格较高，单独使用时氧化反应过程过于缓慢，因此目前多利用投加催化剂的方法以促进氧化过程。常用的催化剂有硫酸亚铁、络合铁、铜、锰、天然酶或芬顿Fenton试剂（由H2O2与Fe2+复合而成的一种强氧化剂）等。H2O2与Fe2+作用，能产生羟基自由基（·OH），其氧化能力仅次于氟，能使许多难于生物降解及一般化学氧化法难于氧化的有机物氧化分解。
1.10.1.4 光氧化法
目前由光分解和化学分解组合成的光催化氧化法已成为废水处理领域中的一项重要技术。常用的光源为紫外光（UV），常用的氧化剂有臭氧和过氧化氢等。
UV-O3法是光催化氧化法中比较成功的一种，能有效地去除水中卤代烃、苯、醇类、酚类、醛类、硝基苯、苯胺、农药和腐殖酸等有机物以及细菌和病毒等，而且在处理过程中不会产生二次污染。
UV-O3法的主要原理是由紫外光（UV）光解臭氧，从而产生羟基自由基（·OH），利用羟基自由基（·OH）的强氧化性氧化水中的污染物。
1.10.1.5 湿式氧化法
在高温（150～350℃）和高压（0.5～20MPa）的操作条件下，以氧气和空气作为氧化剂，将废水中的有机物转化为二氧化碳和水的过程称为湿式氧化法。
（1）原理 在高温和高压下，水和氧气的物理性质都发生了变化，在100℃以内氧的溶解度随温度升高而降低，但当温度大于150℃时，氧的溶解度随温度升高反而增大，并且氧在水中的传质系数也增大。一般认为湿式氧化主要有两个过程，即空气中的氧从气相到液相的传质过程和溶解氧与基质之间的化学反应。
湿式氧化法去除有机物的反应主要是以羟基自由基为氧化剂与有机物发生反应，反应中生成的自由基可以继续参加羟基自由基（·OH）的链式反应，或者通过生成有机过氧化物自由基后，进一步发生氧化分解反应直至降解为最终产物CO2和H2O。在湿式氧化条件下，加入少量H2O2或过渡金属化合物做催化剂，产生自由基（·OH）从而引发链式反应，则可加速氧化反应进行。
（2）湿式氧化法的应用 目前，湿式氧化法主要应用在两大方面：一是进行高浓度难降解有机废水生化处理的预处理，以提高可生化性，二是用于处理有毒有害的工业废水。
（3）特点 湿式氧化法由于系统设备复杂，投资大，操作管理难和运行费用高等原因而未能广泛应用。
1.10.1.6 电解法
（1）原理 电解法就是利用电解原理，使废水中的污染物质在电解槽的阳、阴两极上分别发生氧化和还原反应，从而降低污染物浓度实现废水净化的方法。电解时，废水中的污染物质转化生成了新的物质，新的物质则沉积在电极表面或沉淀于水中或转化为气体而被去除。
（2）法拉第电解定律 电流通过电解质溶液时，在电极上发生化学反应的物质的量与通过的电量成正比，在电极上析出或溶解1mol的任何物质时，都需要96500C的电量，这一定律就是法拉第电解定律。
（3）电解法在废水处理中的应用 利用废水中物质通过电解后能沉积在电极表面的特点，处理贵重金属废水，同时又能回收纯度较高的贵重金属，如含银、含汞废水的电解处理。
利用废水中的物质通过电解后能沉积于水中的特点，处理重金属有毒废水，此时，一般以铁、铝为电极，极板溶解下来的铁、铝离子兼有混凝作用，有助于沉淀分离，如含铬废水的电解处理。
利用废水中物质通过电解后生成气体的特点，处理非金属有毒废水，如含氰、含酚废水的处理。
（4）电解槽的结构形式和极板 电解槽多采用矩形，槽内水流为折流式，有回流式和翻腾式两种布置形式，其中水流在水平方向折流的称为回流式，水流在上下方向折流的为翻腾式。回流式水流程长，容积利用率高，但施工和检修困难。翻腾式的极板为悬挂式，可减少漏电现象发生，极板间距一般为30～40mm。
在工程应用中，应定期倒换电极，以减少电极钝化，保证电解反应正常进行，倒换时间与废水性质有关，一般由试验确定。
1.10.1.7 微电解
目前在废水处理中也采用微电解，与电解的区别是工艺过程中不需要外接电源。常用的铁碳微电解的原理是铁和碳在废水中形成无数个微电池，铁是阳极，碳是阴极，在酸性条件下发生下列电化学反应：
阳极：Fe-2e
Fe2+
阴极：2H++2e 2［H］ H2
在有氧时，阴极反应还有：
电极反应生成的新生态［H］可使某些有机物断链或有的官能团发生变化，从而去除部分COD。随着电化学反应的进行，pH值升高，电解槽内发生下列反应：
Fe（OH）3絮状物可吸附凝聚去除废水中悬浮物和胶体污染物。
1.10.2 还原法
通过投加还原剂或利用电解槽阴极作用，使废水中有毒害的物质还原成无毒无害或低毒害的新物质的方法称为还原法。污水中的Cr（Ⅵ）、Hg（Ⅱ）等重金属离子均可通过还原法处理。常用的还原剂有硫酸亚铁、氯化亚铁、亚硫酸钠、亚硫酸氢钠、焦亚硫酸钠、二氧化硫、铁屑、铁粉、硼氢化钠等。
1.10.2.1 还原法处理含铬废水
处理含铬废水常用硫酸亚铁还原法和亚硫酸盐还原法，工况条件和操作程序是在酸性条件下，用还原剂将六价铬还原成三价铬，再用碱性药剂将pH值调至7～9，在碱性条件下，形成Cr （OH）3沉淀。
主要工艺设计参数如下：（a）采用亚硫酸盐还原时，进水六价铬质量浓度一般宜为100～1000mg/L；用硫酸亚铁还原，进水六价铬质量浓度宜为50～100mg/L；（b）还原反应pH值控制在1～3；（c）当用亚硫酸盐作还原剂时，Cr（Ⅵ）∶Na2SO4（NaHSO4）=1∶4；当用FeSO4·7H2O时，Cr（Ⅵ）∶FeSO4·7H2O=1∶（25～30）；（d）还原反应时间不小于30min；（e）中和沉淀pH值控制在7～9。
1.10.2.2 还原法处理含汞废水
氯碱、炸药、制药、仪表等工业废水中含剧毒的Hg2+，处理方法是将H
还原为单质Hg，加以分离和回收。常用的还原剂为比汞活泼的金属，如铁屑、锌粒、铝粉、铜屑等和硼氢化钠、醛类等。废水中的有机汞通常先用氧化剂（如氯）将其破坏，转化为无机汞后，再用金属置换。
金属还原法除汞时，将含汞废水通过金属屑滤床，或与金属粉混合反应，置换出金属汞。置换反应速率与接触面积、温度和pH值等因素有关。采用铁屑过滤时，pH值为6～9较好，耗铁量最少；pH值小于6时，则铁因溶解而耗量增大；pH值小于5时，有氢析出，吸附于铁屑表面阻碍反应的进行。
1.11 化学沉淀
1.11.1 化学沉淀法的基本原理
化学沉淀法指的是向工业废水中投加某种化学物质，使其和废水中溶解物质发生反应并生成沉淀，从而去除废水中该溶解性物质的方法。一般可以用于处理含金属离子和某些阴离子（如S
、S2-）的工业废水。一般采用氢氧化物、硫化物和碳酸盐等作为沉淀剂。
1.11.2 氢氧化物沉淀法
大多数金属的氢氧化物在水中的溶度积很小，因此可以利用向水中投加某种化学药剂使水中金属阳离子生成氢氧化物沉淀而被去除。废水的pH值是一个重要的操作条件，由于实际废水的组分比较复杂，一般应通过实验确定相关操作参数。氢氧化物沉淀法最经济的化学药剂是石灰，一般适用于不准备回收重金属的低浓度废水处理。
例如，某矿山废水含铜83.4mg/L，总铁1260mg/L，二价铁10mg/L，pH值为2.23，沉淀剂采用石灰乳，其处理过程为废水与石灰乳在混合池内混合后进入一级沉淀池，控制pH值，使铁先沉淀，然后加入石灰乳，控制pH值在7.5～8.5范围内，使铜沉淀。废水经二级化学沉淀后，出水可达到排放标准，沉淀过程中产生的铁渣和铜渣可回收利用。
1.11.3 硫化物沉淀法
许多金属离子能形成硫化物沉淀，而且大多数金属硫化物的溶解度一般比其氢氧化物的要小很多，采用硫化物作沉淀剂可使废水中的金属离子得到更完全地去除，可比氢氧化物沉淀法更安全。但由于沉淀反应生成的硫化物颗粒细小，固液分离困难，常需投加凝聚剂，使处理费用增加。因此，此法的应用不太广泛，有时作为氢氧化物沉淀法的补充法。
硫化物沉淀法常用沉淀剂有硫化氢、硫化钠和硫化钾等。
1.11.4 碳酸盐沉淀法
锌和铅等金属离子的碳酸盐的溶度积较小，可投加碳酸钠到高浓度的含锌或含铅废水中，形成锌或铅的碳酸盐沉淀，从而回收重金属。
1.11.5 其他沉淀处理法
钡盐沉淀法主要用于含六价铬的废水处理，而铁氧体沉淀法则用于金属废水的处理与回收利用，其原理是向废水中投加适量的硫酸亚铁，加碱中和后，通入热空气使废水中各种金属离子形成具有磁性的复合金属的氧化物，即铁氧体，其特点是易沉淀分离。
1.11.6 化学沉淀法处理废水
（1）碱性锌酸盐镀锌废水处理 碱性锌酸盐镀锌工艺应用比较广泛。锌的氢氧化物兼有弱碱性和弱酸性，氢氧化锌不溶于水，但由于呈两性，在强酸或强碱中都能溶解。
碱性锌酸盐镀锌废水的处理工艺流程如图1-1-56所示。在反应池中用硫酸将废水的pH值调至8.5～9.0，废水的锌很快转化为氢氧化锌白色沉淀，而分离出的氢氧化锌再与氢氧化钠溶液作用又溶解，可返回到镀锌槽再利用，沉淀池上清液也可作为镀前清洗水再利用。
图1-1-56 镀锌废水处理工艺流程
（2）硫化物沉淀法处理重金属废水 某化工厂需去除所排废液中的铅和镉污染，将含铅和镉废水调至微酸性，以符合质量要求的硫化锰固体为沉淀剂，通过反应生成硫化铅和硫化镉沉淀，用过滤法去除沉淀物后，将滤液蒸发和结晶，可获得制备氯化锰和硫酸锰的工业原料。
1.12 消毒
城市污水经一级或二级处理后出水再经深度处理可作为工业回用水、农业灌溉水、城市生活杂用水和地下（地表）水补充水等进行再利用。消毒是污水再生资源化利用的安全保障技术之一，另外对于医疗机构的污水也需经严格消毒后才可排入接纳水体。消毒主要是杀灭对人体有害的病原微生物。
在水处理中，常用的消毒方法有氯消毒、次氯酸钠消毒、二氧化氯消毒、臭氧消毒、紫外线消毒等。
1.12.1 氯消毒
（1）氯消毒机理 在水中不含氨的情况下，向水中加入氯后立即发生下列反应
一般情况下，HClO和ClO-在水中同时存在，相对比例取决于pH值和温度，但它们的总和则保持一定值。如图1-1-57所示为0℃和20℃时，不同pH值时的HClO和ClO-比例。HClO是很小的中性分子，可以扩散到带负电的细菌表面，并渗入到细菌内部，氧化破坏细菌体内的酶，而使细菌死亡。而ClO-本身带负电，难于靠近带负电的细菌，较难起到直接消毒作用。因此，在较低pH值条件下，HClO所占比例较大，消毒效果好。虽然ClO-难于直接消毒，但是当水中的次氯酸被消耗后，ClO-会不断转化为HClO，因此，HClO和ClO-的所含氯量均为消毒剂的有效氯含量。
图1-1-57 不同水温和pH值时，水中HClO和ClO-的比例
氯消毒的效果与水温、pH值、接触时间、混合程度、污水浊度以及所含干扰物质、有效氯浓度有关。
（2）液氯消毒 液氯是氯气在一定的温度和压力条件下以液化而成的，装在特制的钢瓶中贮存和运输。在加氯点有专用的加氯机投加。由于氯气有毒，因此氯的运输、贮存和使用必须严格按有关规定执行。
由于氯是强氧化剂，污水中所有具有还原性的物质均能消耗氯，因此污水消毒的加氯量应该经试验确定。对于城市污水，可参考以下数值：一级处理水排放时，投氯量为20～30mg/L；二级处理水排放时，投氯量为5～10mg/L。
液氯消毒的工艺流程一般是液氯通过加氯机与污水在混合池内反应，然后在接触池内接触一定时间后即可出水。在混合池内的混合反应时间为5～15s，在接触池内的接触时间为30min左右，保证余氯量不小于0.5mg/L。
氯加入水中后，一部分被能与氯化合的杂质消耗掉，剩余的部分称为余氯。保留一定量余氯的目的是为了保证水出厂后还具有持续的杀菌力。
（3）次氯酸钠消毒 次氯酸钠多用次氯酸钠发生器电解食盐水进行现场制取，将次氯酸钠加入污水中后发生如下反应：
次氯酸钠的消毒作用依然是次氯酸，但其消毒作用不如氯强。
1.12.2 其他消毒方法
1.12.2.1 二氧化氯消毒
（1）消毒原理 ClO2溶于水，但不与水发生化学反应，杀菌主要依靠其吸附和渗透作用。ClO2对细菌细胞壁的穿透能力和吸附能力都较强，大量二氧化氯分子聚集到细胞的周围，通过封锁作用，抑制其呼吸系统，进而渗透到细胞内部，破坏细菌含硫基的酶，从而加速抑制微生物蛋白质的合成。ClO2对细菌和病毒的灭活能力都很强。
（2）二氧化氯的制备 二氧化氯的制备主要有还原法、氧化法和电解法。
①还原法 主要用于工业上生产二氧化氯。是在酸性介质中，加入还原剂将氯酸钠还原生产二氧化氯。根据还原剂的不同分为硫酸法、R系列法等。
②氧化法 以亚氯酸钠和液氯为原料，生产二氧化氯，其反应式为：
③电解法 在隔膜电解槽中，电解饱和食盐溶液，反应过程中得到含氯、过氧化氢和臭氧的二氧化氯消毒剂。
（3）二氧化氯系统的运行 在适当的温度范围内，温度越高，二氧化氯的杀菌能力越大。二氧化氯杀菌作用持续时间长，适用pH值范围宽。
二氧化氯易挥发，气体和液态的二氧化氯均易爆炸，必须以水溶液形式现场制取，及时使用。因此，二氧化氯发生装置的安装场所和操作程序均应符合有关安全规定。
（4）二氧化氯消毒的特点
a.二氧化氯不仅可以将水体中的微生物氧化除去，还可以将水中引起臭味的物质如硫化氢、硫醇等氧化分解为无毒无味的硫酸或磺酸，能将氰类和酚类等有毒物质氧化降解为氨根离子和简单的有机物。
b.由于二氧化氯不与水发生化学反应，所以其消毒作用受pH值影响极小，在较高pH值时二氧化氯消毒能力比氯强。
c.二氧化氯杀灭对象多，杀菌效果好，用量少，作用快，杀菌持续时间长，不仅能杀死细菌，而且能将细菌残留的细胞结构分解，并具有杀灭细菌芽孢和病毒的作用。因此，在医院污水等可能含有较多病原微生物的污水处理场合可以有较多应用。
二氧化氯用于受污染水源消毒时，可减少氯化有机物的产生，故二氧化氯作为消毒剂日益受到重视。
1.12.2.2 臭氧消毒
（1）消毒原理 臭氧极不稳定，分解时放出新生态氧［O］。
［O］具有极强的氧化能力，能渗入细胞壁破坏细菌的有机体链状结构，导致细菌死亡。因此，对抵抗力顽强的微生物如病毒、芽孢等具有强大的杀伤力。臭氧能氧化有机物，去除水中的色、味，还可去除水中溶解性的铁、锰盐类及酚等。
（2）臭氧消毒系统与控制 臭氧消毒的工艺流程如图1-1-58所示。
图1-1-58 臭氧消毒工艺流程示意图
臭氧一般通过无声放电法制造，所用的空气必须先行净化和干燥，以提高臭氧发生器效率并减少腐蚀。臭氧发生系统的前部为空气净化和干燥装置，后部为臭氧发生器。由空气压缩机将空气送至冷却器，然后再经过滤加以净化，再经过1～2级硅胶或分子筛干燥器，将空气干燥至露点（-50℃）以下，最后经臭氧发生器，通过15000～17000V高压电，在空气中放电后产生臭氧。现场用空气或氧气为原料制备的臭氧的浓度一般在2%～10%。
臭氧具有强腐蚀性，通常橡胶、大多数塑料、普通钢铁、铜和铝等材料都不能用于臭氧系统。可用的材料主要包括316和305不锈钢、玻璃、氯磺烯化聚乙烯合成橡胶、聚四氟乙烯以及混凝土等。
臭氧在水中的溶解度为10mg/L，为了提高臭氧的利用率，接触反应池最好建成5～6m的深水池，或建成封闭的几格串联的接触池，用微孔扩散器布气。接触反应时间约15min。接触池剩余的臭氧尾气需作销毁处理。
（3）臭氧消毒的特点
a.由于臭氧比氯有较高的氧化电位，比氯消毒具有更强的杀菌作用，对细菌的作用比氯快，消耗量明显较小，例如，在0.45mg/L臭氧作用下，经过2min后脊髓灰质炎病毒死亡，如果用氯消毒，则剂量为2mg/L时需经过3h。
b.臭氧消毒在很大程度上不受pH值的影响。
c.在某些特定的用水中，如食品加工、饮料生产以及微电子工业等，臭氧消毒不需要从已净化的水中去除过剩杀菌剂的附加工序，如用氯消毒时的脱氯工序。
d.不会产生像氯酚那样的臭味。
e.不会产生三卤甲烷等氯消毒的副产物。
f.臭氧在水中不稳定，容易消失，不能在管网中继续保持杀菌能力，故在臭氧消毒后，往往需要投加少量氯，以保持水中一定的余氯量。
1.12.2.3 紫外线消毒
（1）消毒原理 紫外线的波长范围在200～390nm，波长在260nm左右的紫外线杀菌能力最强。这是因为细菌DNA对紫外线的吸收峰在260nm处，DNA吸收紫外线后分子结构被破坏，引起菌体内蛋白质和酶的合成发生障碍，最终导致细菌死亡。
（2）紫外线消毒的主要影响因素
①微生物的类型和数量 紫外线对细菌、病毒、芽孢等均有杀灭作用。但不同类型的微生物对紫外线的敏感程度不同。对于紫外线不敏感、耐受力强的微生物，应采用较大照射剂量。另外，微生物数量越多，需要的紫外线照射剂量越大。微生物接受的紫外线剂量大小，决定于紫外灯的功率、灯和微生物的距离及照射时间。
②照射时间与水层厚度 水层越薄，紫外线穿透率越大，照射时间可缩短，但必须提高照射强度，电耗也会相应增加。
③水的色度和其他杂质 水的色度、浊度、有机物和铁盐等杂质含量均会降低紫外线的消毒效果。
④消毒环境 一般27～40℃时，紫外线灯输出强度最大，周围温度过高或过低都会使灯的输出功率降低。
（3）紫外线消毒设备 紫外线光源由紫外灯管提供。不同型号、规格的紫外灯管所提供的紫外光主波长不同，应根据需要选用。
紫外线消毒设备分为浸水式和水面式两种布置形式。浸水式是将紫外灯管置于水中，优点是紫外线利用率较高，杀菌效果好；缺点是结构复杂。水面式的优点是构造简单；缺点是反光罩吸收紫外光线和光线散射，导致紫外线有效利用率低而影响消毒效果。紫外线消毒的照射强度为0.19～0.25（W·s）/cm2，污水层深度为0.65～1.0m。
（4）紫外线消毒的特点 与氯消毒相比，紫外线消毒的优点是不需要化学药品，不会产生THMS（三氯甲烷）类消毒副产物，处理后的水无味无色；操作容易，管理简单，运行和维修费用较低。缺点是消毒效力受水中悬浮物含量影响，消毒后不能保持杀菌能力。
1.12.3 消毒方法的选择
消毒方法的选择要求能高效快速地灭活多种致病微生物，又要具有较好的适应性、经济性、安全性、无二次污染以及操作方便和耗材便于运输贮存等特点。由于氯的价格低廉，消毒效果良好和使用较方便等，所以它仍是当前较常用的消毒药剂。
1.13 吹脱、汽提和萃取
1.13.1 吹脱法
1.13.1.1 基本原理
将空气通入废水中，使废水中所含溶解性气体和易挥发性溶质由液相转入气相，使废水得到处理的过程称为吹脱。被吹脱物质由液相转入气相的推动力是其在液相和气相中的浓度差。
1.13.1.2 吹脱法处理废水的工艺组成
（1）预处理 在吹脱处理前，应对废水进行预处理，如调整废水的水温和pH值，去除悬浮物和油类等污染物。
（2）回收解吸气体 吹脱过程中的解吸气体的处置原则是：（a）符合排放标准时，向大气排放；（b）对中等浓度的有害气体，可以导入炉内燃烧；（c）对高浓度的有害气体，应考虑回收利用，回收解吸气体的方法是吸收和吸附。
①吸收 可用氢氧化钠溶液吸收HCN或H2S，生成NaCN和Na2S，然后再将饱和溶液蒸发结晶。
②吸附 采用固体吸附剂吸附有害气体，吸附设备为固定床过滤装置。当吸附达到饱和状态时，用溶液浸泡吸附剂，溶解气体，并使吸附剂再生。
例如，在用活性炭吸附H2S时，当达到吸附饱和后用亚氨基硫化物浸洗活性炭1h后进行解吸，反复浸洗数次后，再用蒸汽清洗活性炭，使其恢复吸附能力。溶剂经蒸发后，可回收其中的硫。
（3）设备
①吹脱池 有吹脱池和吹脱塔。
a.吹脱池。依靠池面液体与空气自然接触而脱除溶解气体的吹脱池称为自然吹脱池。它适用于溶解气体极易挥发、水温较高、风速较大、有开阔地段和不产生二次污染的场合。此类吹脱池也兼作贮水池。若向池内鼓入空气，或在池面安装喷水管则构成强化吹脱池。
b.吹脱塔。有填料塔、板式塔等。
填料塔的主要特征是在塔内设置一定高度的填料层，废水从塔顶喷下，沿填料表面向下流动，空气由塔底鼓入，呈连续相由下而上同废水逆流接触。
板式塔的主要特征是在塔内装置一定数量的塔板，废水水平流过塔板，经降液管流入下一层塔板。空气以鼓泡或喷射方式穿过板上水层，相互接触传质。塔内气相和水相组成沿塔高呈阶梯变化。
这类吹脱设备可提高吹脱效率，有利于回收有用气体，并能防止二次污染。
②吸收设备 主要有填料塔、板式塔及表面接触式吸收罐等。吸收设备一般采用逆流方式。常用多塔串联吸收。
1.13.1.3 吹脱法处理废水的应用
吹脱除氮是焦化和化肥等工业企业所排放的高浓度氨氮生产废水处理工艺的组成之一。
（1）吹脱除氮机理 水中的氨氮，以氨离子（N
）和游离氨（NH3）的状态存在，两者之间存在一个平衡关系，并且受pH值的影响。当pH值为7时，氨氮多以N的形式存在，而当pH值为11左右时，NH3大致在90%以上。因此，在高pH值条件下，可获得较好的吹脱除氨效果。
（2）吹脱塔 如图1-1-59所示，在塔内设置塑料填料，促进空气与水的充分接触。用石灰调pH值至11，废水从顶部进入后向下喷，与填料碰撞形成细小液滴下落，塔顶风扇的抽吸作用形成气水对流，分子态的氨从水中逸出。该处理法的优点是效果好，简单易行；缺点是逸出的游离氨会造成二次污染，另外，用石灰调节pH值易在吹脱设备和管道内结垢，维修工作量大，设备更换频繁。水温下降则脱氨率会下降。改进措施是用氢氧化钠作为碱剂，以防形成水垢，用稀硫酸可以吸收逸出的游离氨。
图1-1-59 NH3吹脱塔
（3）影响因素
①pH值 吹脱效果随pH值上升而提高，但是当pH值提高到10.5以上时，去除率提高缓慢。
②水温 氨吹脱率随操作温度的升高而提高。
③布水负荷率 水以滴状下降，当填料高6m以上时，布水负荷率≤180m3/（m2·d）。
④气液比 当填料高6m以上时，气液比以2200～2300以下为宜。
1.13.2 汽提法
1.13.2.1 基本原理
向废水中通入蒸汽，使废水中的易挥发组分由液相转入气相，从而使废水得到处理的过程称为汽提。
汽提法基本原理与吹脱法相同，只是所使用的介质不是空气而是水蒸气。汽提法用以脱除废水中的挥发性溶解物质，如挥发酚、甲醛、苯胺、硫化氢和氨等。
1.13.2.2 汽提法
汽提法一般可分为简单蒸馏和蒸汽蒸馏。
①简单蒸馏 对于与水互溶的挥发性物质，利用其在气液两相平衡条件下，在气相中的浓度大于在液相中的浓度这一特性，将废水加热至其沸点，溶液汽化，经冷凝得到的蒸发液中易挥发组分的浓度高于原废水。简单蒸馏为间歇、非稳定态操作，在操作过程中系统的温度和浓度随时间而变化。
②蒸汽蒸馏 对于与水互不相溶或几乎不溶的挥发性污染物，利用混合液的沸点低于两组分沸点这一特性，可将高沸点挥发物在较低温度下汽化加以分离去除。例如，废水中的松节油、苯胺、酚、硝基苯等物质在低于100℃条件下，应用蒸馏法可将其有效分离。
1.13.2.3 汽提设备
汽提通常都在封闭的塔中进行，汽提塔分为两类，即填料塔和板式塔。
板式塔是一种传质效率比填料塔更高的常用设备。根据塔板的结构不同，又可分为泡罩塔、浮阀塔、筛板塔、舌形塔和浮动喷射塔等，其中泡罩塔、浮阀塔、筛板塔的应用较为广泛。
1.13.2.4 汽提法在废水处理中的应用
（1）含酚废水的处理 汽提法最早是用于从含酚废水中回收挥发性酚。采用两段塔逆流回收，上段为汽提段，下段为再生段。废水预热至100℃后，由汽提塔的顶部淋下，与上升的蒸汽流相遇，在填料层中或塔板上进行传质，净化后的废水由集水槽排走。蒸汽和酚混合气体从塔顶排出，由鼓风机压入再生段回收酚。含酚蒸汽由再生段的底部送入，先与淋下的循环碱液逆流相遇，再与补充的新碱液（浓度10%）相遇，经化学吸收而脱酚，净化后的蒸汽进入汽提段循环使用。碱液与酚反应生成酚钠。
（2）含硫废水的处理 石油炼制厂的含硫废水中含有大量的硫化氢（高达10g/L）、氨（高达5g/L），另外，还有酚类、氰化物和氯化铵等，一般先用汽提处理，然后再用其他方法进行处理。
（3）含氰废水的处理 含氰废水经汽提和碱液吸收后，可以回收氰化钠和黄血盐钠。
1.13.3 萃取法
1.13.3.1 基本原理
向废水中投加不溶于水或难溶于水的溶剂，使溶解于废水中的某些污染物（被萃取物）经萃取剂和废水两液相间界面转入萃取剂中以净化废水的方法称为萃取。所用的溶剂称为萃取剂，萃取后的溶剂称为萃取液，废水称为萃余液。
被萃取物从废水中转入萃取剂中是传质过程。传质的推动力是废水中溶质的实际浓度与平衡浓度之差，达到平衡时，被萃取物在萃取剂和在废水中的浓度关系可用下式表示：
（1-1-83）
式中，Cos为被萃取物在萃取剂中的平衡时浓度；Cw为被萃取物在废水中的平衡浓度；K为分配常数。
上式称为分配定律。该定律是在溶质为低浓度状态，并且它在水和有机溶剂内的存在形态相同的条件下得出的。但是在实际中，浓度常不可能很低，而且由于离解、缔合、络合等原因，溶质在水和有机溶剂中的形态也不可能完全相同，因此被萃取组分在水和有机溶剂中的平衡分配浓度的比值，不可能保持为一个常数，而是随溶质浓度的变化而变化。为表征被萃取组分在水和有机溶剂中的实际平衡分配关系，引入“分配系数”这一概念。分配系数（也称分配比）D就是溶质在有机相中的总浓度y和在水相中的总浓度x的比值。即D=y/x。从分配系数的定义可知，D值越大，表示被萃取组分在有机溶剂中的浓度越大，即越容易被萃取。
1.13.3.2 萃取剂的选择
选择萃取剂的依据主要是萃取剂对混合液中两个组分的溶解能力的大小。在选取萃取剂时，一般应考虑以下几个方面的性能。
（1）萃取剂的选择性 萃取剂的选择性好坏，是指萃取剂对被萃取组分和对其他组分的溶解能力之间的差异。越大越好。萃取剂与水的互溶度越小，越有利于萃取。
（2）萃取剂物理性质
①密度 萃取剂与萃余相之间应有一定的密度差，以利于两相在充分接触后能较快地分层，从而可以提高设备的处理能力。
②界面张力 界面张力较大时，细小的液滴较容易聚集，有利于两相分层，但界面张力过大，液体不易分散。界面张力小，易产生乳化现象，使两相较难分离。因此，界面张力应适中。一般不宜选用界面张力过小的萃取剂。
③黏度 溶剂的黏度低，有利于两相的混合与分层，也有利于流动和传质，因此黏度小有利于萃取，当萃取剂的黏度大时，有时需加入其他溶质来调节黏度。
（3）萃取剂的化学性质 萃取剂应具有良好的化学稳定性，热稳定性和抗氧化稳定性，对设备腐蚀性也应较小。
（4）萃取剂回收的难易 萃取相和萃取相中的萃取剂通常需回收重复使用，以减少溶剂消耗量。回收费用取决于萃取剂回收的难易程度。一般常用的方法是蒸馏，其他方法还有反萃取和结晶分离等。
（5）其他指标 包括萃取剂的价格、毒性，是否易燃、易爆等，均是选择萃取剂时应考虑的问题。
1.13.3.3 温度对萃取的影响
一般来说，温度升高，溶质在废水和萃取剂中的溶解度都会增大，但往往后者要大于前者，这对萃取有利。另外温度升高，液体黏度降低，也有利于萃取剂与水的分离。不过温度升高时，也会导致萃取剂在废水中的溶解度增大，萃取剂的损失增多，这对萃取是不利的。因此要根据废水的性质和所选萃取剂，通过试验确定萃取和再生时的操作温度。
1.13.3.4 萃取工艺
萃取工艺有三个主要工序：（a）混合，使废水和萃取剂最大限度地接触；（b）分离，使轻、重液层完全分离；（c）萃取剂再生，萃取后，分离出被萃取物，回收萃取剂，重复使用。
在生产实际应用中，按废水和萃取剂的接触情况，萃取工艺分为单级萃取、多级错流萃取和连续逆流萃取。连续逆流萃取设备常用的有转盘塔和离心萃取机等。
1.13.3.5 萃取法处理废水的应用
萃取法可用于处理多种重金属废水。例如，处理低浓度含汞废水。在水银电解法制氯碱的含汞废水中，汞以氯化汞形态存在，有效的萃取剂是TiOA（三异辛冷胺）。在pH值低的条件下，分配系数可达2000左右，萃取速率很快，经15min处理，萃取率可达到99%。