城市污水生物处理新技术开发与应用——水解好氧生物处理工艺(王凯军贾立敏编著 在温暖气候条件下常温(10-20℃)厌氧处理生活污水的实验,存在两个问题。首 先总的去除效果不理想,这是针对达标和总的停留时间而言。事实上,厌氧的停留时间 在8-12h的去除效果还是相当高的,但是,要考虑到其与传统好氧工艺应有竞争力。第 ,停留时间在8-24h的厌氧系统的竞争能力将大为降低,COD的去除率仅30-60%。 这样还需要相当客观的好氧后处理设备。 为了解决上述问题,将UASB反应器的运行方式改变为部分厌氧,即主要在厌氧反 应的水解和酸化阶段(这也是称为水解-好氧工艺的原因),从而在反应器中取消了三相 分离器,使得反应器结构十分简单,便于放大。虽然水解反应器的停留时间仅有25h, 但分别可取得高达457%、42.3%和930%的COD、BODs和SS去除率。后处理的活性 泥法仅需采用25h停留时间。 新工艺有两个最为显著的特点:其一,水解池取代了传统的初沉池,水解池对有机 物的去除率远远高于传统的初沉池,更为重要的是经过水解处理,污水中的有机物不但 在数量上发生了很大变化,而且在理化性质上发生了更大变化,使污水更适宜后继的好 氧处理,可以用较少的气量在较短的停留时间内完成净化;其二,这种工艺在处理污水 的同时,完成了对污泥的处理,使污水、污泥处理一元化,可以从传统的工艺过程种取 消消化池。作为一种替代的处理工艺,在总的停留时间和能耗等方面比传统的活性污泥 要有很大的优势。 水解(酸化)工艺与厌氧发酵的区别 从原理上讲,水解(酸化)是厌氧消化过程的第一、二两个阶段。但水解(酸化) 好氧处理工艺中的水解(酸化)段和厌氧消化的目标不同,因此是两种不同的处理方 法 水解(酸化)-好氧处理系统中的水解(酸化)段的目的,对于城市污水是将原水 中的非溶解态有机物截留并逐步转变为溶解态有机物;对于工业废水处理,主要是将其 中难生物降解物质转变为易生物降解物质,提高废水的可生化性,以利于后续的好氧生 物处理。水解工艺的开发过程是从低浓度城市污水开始的,与高浓度废水的厌氧消化中 的水解、酸化过程是不同的。在连续厌氧过程中水解、酸化的目的是为混合厌氧消化过 程中的甲烷化阶段提供基质。而两相厌氧消化中的产酸段(产酸相)是将混合厌氧消化 中的产酸段和产甲烷段分开,以便形成各自的最佳环境。因此,尽管水解(酸化)-好 氧处理工艺中的水解(酸化)段、两相法厌氧发酵工艺中的产酸相和混合厌氧消化工艺 中的产酸过程均产生有机酸,但是由于三者的处理目的的不同,各自的运行环境和条件 有着明显的差异,主要表现在以下几个方面。 (1)氧化还原电位(Eh)不同 在混合厌氧消化系统中,由于完成水解、酸化的微生物和产甲烷微生物共处于同 个反应器中,整个反应器的氧化还原电位(Eh)的控制必须首先满足对Eh要求严格的
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解-好氧生物处理工艺 （王凯军 贾立敏 编著） - 6 - 在温暖气候条件下常温（10-20℃）厌氧处理生活污水的实验，存在两个问题。首 先总的去除效果不理想，这是针对达标和总的停留时间而言。事实上，厌氧的停留时间 在 8-12h 的去除效果还是相当高的，但是，要考虑到其与传统好氧工艺应有竞争力。第 二，停留时间在 8-24h 的厌氧系统的竞争能力将大为降低，COD 的去除率仅 30-60%。 这样还需要相当客观的好氧后处理设备。 为了解决上述问题，将 UASB 反应器的运行方式改变为部分厌氧，即主要在厌氧反 应的水解和酸化阶段（这也是称为水解-好氧工艺的原因），从而在反应器中取消了三相 分离器，使得反应器结构十分简单，便于放大。虽然水解反应器的停留时间仅有 2.5h， 但分别可取得高达 45.7%、42.3%和 93.0%的 COD、BOD5 和 SS 去除率。后处理的活性 污泥法仅需采用 2.5h 停留时间。 新工艺有两个最为显著的特点：其一，水解池取代了传统的初沉池，水解池对有机 物的去除率远远高于传统的初沉池，更为重要的是经过水解处理，污水中的有机物不但 在数量上发生了很大变化，而且在理化性质上发生了更大变化，使污水更适宜后继的好 氧处理，可以用较少的气量在较短的停留时间内完成净化；其二，这种工艺在处理污水 的同时，完成了对污泥的处理，使污水、污泥处理一元化，可以从传统的工艺过程种取 消消化池。作为一种替代的处理工艺，在总的停留时间和能耗等方面比传统的活性污泥 要有很大的优势。 三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别 从原理上讲，水解（酸化）是厌氧消化过程的第一、二两个阶段。但水解（酸化） -好氧处理工艺中的水解（酸化）段和厌氧消化的目标不同，因此是两种不同的处理方 法。 水解（酸化）-好氧处理系统中的水解（酸化）段的目的，对于城市污水是将原水 中的非溶解态有机物截留并逐步转变为溶解态有机物；对于工业废水处理，主要是将其 中难生物降解物质转变为易生物降解物质，提高废水的可生化性，以利于后续的好氧生 物处理。水解工艺的开发过程是从低浓度城市污水开始的，与高浓度废水的厌氧消化中 的水解、酸化过程是不同的。在连续厌氧过程中水解、酸化的目的是为混合厌氧消化过 程中的甲烷化阶段提供基质。而两相厌氧消化中的产酸段（产酸相）是将混合厌氧消化 中的产酸段和产甲烷段分开，以便形成各自的最佳环境。因此，尽管水解（酸化）-好 氧处理工艺中的水解（酸化）段、两相法厌氧发酵工艺中的产酸相和混合厌氧消化工艺 中的产酸过程均产生有机酸，但是由于三者的处理目的的不同，各自的运行环境和条件 有着明显的差异，主要表现在以下几个方面。 （1）氧化还原电位（Eh）不同 在混合厌氧消化系统中，由于完成水解、酸化的微生物和产甲烷微生物共处于同一 个反应器中，整个反应器的氧化还原电位（Eh）的控制必须首先满足对 Eh 要求严格的
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解好氧生物处理工艺(王凯军贾立敏编著 甲烷菌,一般为300mV以下,因此,系统中的水解(酸化)微生物也是在这一电位值 下工作的。而两相厌氧消化系统中,产酸相的氧化还原电位一般控制在300--100mV 之间。水解(酸化)-好氧处理工艺中的水解(酸化)段为一典型的兼性过程,只要Eh 控制在OmV左右,该过程即可孙里进行 (2)pH值不同 在厌氧消化系统中,消化液的pH值控制在甲烷菌生长的最佳pH值范围,一般为 68-72。在两相厌氧消化系统中,产酸相的pH值一般控制在60-6.5之间,在酸化反应 器pH值降低时,丙酸的相对含量增大,而丙酸对后续的甲烷相中的产甲烷菌将产生强 烈的抑制作用。对于水解(酸化)-好氧处理系统来说,由于浓度低不存在酸的抑制问 题,因此,可以不控制pH值的范围,一般pH在65-7.5之间。 (3)温度不同 三种工艺对温度的控制也不同,通常厌氧消化系统以及两相厌氧消化系统的温度均 严格控制,要么中温消化(30-35℃),要么高温消化(50-55℃)。而水解处理工艺对温 度无特殊要求,通常在常温下运行,也可获得较为满意的水解(酸化效果)。 由于反应条件不同,三种工艺系统种优势菌群也不相同。在厌氧消化系统种,由于 严格地控制在厌氧条件下,系统中的优势菌群为专性厌氧菌,因此完成水解(酸化)的 微生物主要为厌氧微生物。水解(酸化)工艺控制在兼性条件下,系统中的优势菌群也 是厌氧微生物,但以兼性微生物为主,完成水解(酸化)过程的微生物相应也主要为厌 氧(兼性)菌。对于两相厌氧消化系统中的产酸相,微生物的优势菌群随控制的氧化还 原电位不同而变化。当控制的电位较低时,完成水解、产酸的微生物主要为厌氧菌;当 控制的电位较高时,则完成水解、产酸的微生物主要为兼性菌。 需要说明的是,水解-好氧工艺中的水解(酸化)过程与好氧AO(HO)、A2O和 AB等工艺A段中发生的水解过程也是有较大区别的。这表现在以下两个方面:首先是 菌中不同,如上所述在水解工艺中的优势菌群是厌氧微生物,以兼性微生物为主,而在 好氧AO(HO)、A2O和AB等工艺A段中的优势菌是以好氧菌为主,仅仅部分兼性菌 参加反应;其次,在反应器内的污泥浓度不同,水解工艺采用的是升流式反应器,其中 污泥浓度可以达到15-25g,而好氧AO(HO)、AO和AB等工艺中从二沉池回流的 污泥浓度一般最高为5g/L,并且以好氧菌为主。以上的差别造成了水解工艺是完全水解, 而好氧AO(HO)、A2O和AB等工艺中A段仅仅发生部分水解 微生物种群的差异使得三种工艺系统的最终产物也完全不同。在厌氧消化系统中 水解(酸化)产生的有机酸被立即转化为甲烷和二氧化碳(沼气)。水解(酸化)工艺 中的最终产物为低浓度有机酸,个别情况下还有极少量的甲烷。而两相厌氧消化中的产 酸相的产物主要为高浓度有机酸(主要为乙酸)、少量甲烷和二氧化碳(见表2-1)
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解-好氧生物处理工艺 （王凯军 贾立敏 编著） - 7 - 甲烷菌，一般为 300mV 以下，因此，系统中的水解（酸化）微生物也是在这一电位值 下工作的。而两相厌氧消化系统中，产酸相的氧化还原电位一般控制在-300—-100mV 之间。水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段为一典型的兼性过程，只要 Eh 控制在 0mV 左右，该过程即可孙里进行。 （2）pH 值不同 在厌氧消化系统中，消化液的 pH 值控制在甲烷菌生长的最佳 pH 值范围，一般为 6.8-7.2。在两相厌氧消化系统中，产酸相的 pH 值一般控制在 6.0-6.5 之间，在酸化反应 器 pH 值降低时，丙酸的相对含量增大，而丙酸对后续的甲烷相中的产甲烷菌将产生强 烈的抑制作用。对于水解（酸化）-好氧处理系统来说，由于浓度低不存在酸的抑制问 题，因此，可以不控制 pH 值的范围，一般 pH 在 6.5-7.5 之间。 （3）温度不同 三种工艺对温度的控制也不同，通常厌氧消化系统以及两相厌氧消化系统的温度均 严格控制，要么中温消化（30-35℃），要么高温消化（50-55℃）。而水解处理工艺对温 度无特殊要求，通常在常温下运行，也可获得较为满意的水解（酸化效果）。 由于反应条件不同，三种工艺系统种优势菌群也不相同。在厌氧消化系统种，由于 严格地控制在厌氧条件下，系统中的优势菌群为专性厌氧菌，因此完成水解（酸化）的 微生物主要为厌氧微生物。水解（酸化）工艺控制在兼性条件下，系统中的优势菌群也 是厌氧微生物，但以兼性微生物为主，完成水解（酸化）过程的微生物相应也主要为厌 氧（兼性）菌。对于两相厌氧消化系统中的产酸相，微生物的优势菌群随控制的氧化还 原电位不同而变化。当控制的电位较低时，完成水解、产酸的微生物主要为厌氧菌；当 控制的电位较高时，则完成水解、产酸的微生物主要为兼性菌。 需要说明的是，水解-好氧工艺中的水解（酸化）过程与好氧 AO（HO）、A2O 和 AB 等工艺 A 段中发生的水解过程也是有较大区别的。这表现在以下两个方面：首先是 菌中不同，如上所述在水解工艺中的优势菌群是厌氧微生物，以兼性微生物为主，而在 好氧 AO（HO）、A2O 和 AB 等工艺 A 段中的优势菌是以好氧菌为主，仅仅部分兼性菌 参加反应；其次，在反应器内的污泥浓度不同，水解工艺采用的是升流式反应器，其中 污泥浓度可以达到 15-25g/L，而好氧 AO（HO）、A2O 和 AB 等工艺中从二沉池回流的 污泥浓度一般最高为 5g/L，并且以好氧菌为主。以上的差别造成了水解工艺是完全水解， 而好氧 AO（HO）、A2O 和 AB 等工艺中 A 段仅仅发生部分水解。 微生物种群的差异使得三种工艺系统的最终产物也完全不同。在厌氧消化系统中， 水解（酸化）产生的有机酸被立即转化为甲烷和二氧化碳（沼气）。水解（酸化）工艺 中的最终产物为低浓度有机酸，个别情况下还有极少量的甲烷。而两相厌氧消化中的产 酸相的产物主要为高浓度有机酸（主要为乙酸）、少量甲烷和二氧化碳（见表 2-1）
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解好氧生物处理工艺(王凯军贾立敏编著 表2-1水解(酸化)-好氧处理工艺中是水解(酸化)与厌氧消化的比较 工艺水解(酸化)-好中的水解(酸化 项目 段 两相厌氧消化中的产酸相厌辄消化 Eh/My 100~-300 <300 6.8~72 温度 不控制 控制 优势微生物 兼性菌 兼性菌+厌氧菌 厌氧菌 「产气中甲烷含量 极少 少量 大量 最终产物 低浓度的有机酸 高浓度的有机酸如乙酸、少量 CHA/CO CH4/CO 水解工艺的研究工作是从污水的厌氧-好氧生物处理小试验开始,经过反复实验和 理论分析,逐步发展为水解(酸化)-好氧生物处理工艺。在水解反应器中实际上完成 水解和酸化两个过程(酸化也可能不十分彻底),但为了简化称呼,简称为水解。如上 章所述厌氧发酵产生沼气过程可分为水解阶段、酸化阶段、乙酸化阶段和甲烷阶段等 四个阶段。水解池是把反应控制在第二阶段完成之前,不进入第三阶段。采用水解池较 之全过程的厌氧池(消化池)具有以下的优点。 (1)水解、产酸阶段的产物主要为小分子有机物,可生物降解性一般较好。 故水解池可以改变原污水的可生化性,从而减少反应的时间和处理的能耗。 (2)对固体有机物的降解可减少污泥量,其功能与消化池一样。工艺仅产 生很少的难厌氧降解的生物活性污泥,故实现污水、污泥一次性处理,不需要经 常加热的中温消化池。 (3)不需要密闭的池,不需要搅拌器,不需要水、气、固三相分离器,降 低了造价和便于维护。由于这些特点,可以设计出适应大、中、小型污水处理厂 所需的构筑物 (4)反应控制在第二阶段完成之前,出水无厌氧发酵的不良气味,改善处 理厂的环境 (5)第一、第二阶段反应迅速,故水解池体积小,与初次沉淀池相当,节 省基建投资 因此,水解-好氧生物处理工艺是有自己特点的一种新型的水处理工艺 第三节水解-好氧生物处理工艺特点 1、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同 水解池的启动采用了动力学控制措施,通过调整水力停留时间,利用水解细菌、产 酸菌与甲烷菌生长速度不同,利用水的流动造成甲烷菌在反应器中难于繁殖的条件。图 2-6是水解池在启动期间污泥甲烷活性的变化,随着水解池的运行甲烷菌的活性逐步降
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解-好氧生物处理工艺 （王凯军 贾立敏 编著） - 8 - 表 2-1 水解（酸化）-好氧处理工艺中是水解（酸化）与厌氧消化的比较 工艺 项 目 水解（酸化）-好氧中的水解（酸化） 段 两相厌氧消化中的产酸相 厌氧消化 Eh/Mv 0 -100～-300 <-300 pH 值 6.5～7.5 6.0～6.5 6.8～7.2 温度 不控制 控制 控制 优势微生物 兼性菌 兼性菌+厌氧菌 厌氧菌 产气中甲烷含量 极少 少量 大量 最终产物 低浓度的有机酸 高浓度的有机酸如乙酸、少量 CH4/CO2 CH4/CO2 水解工艺的研究工作是从污水的厌氧-好氧生物处理小试验开始，经过反复实验和 理论分析，逐步发展为水解（酸化）-好氧生物处理工艺。在水解反应器中实际上完成 水解和酸化两个过程（酸化也可能不十分彻底），但为了简化称呼，简称为水解。如上 一章所述厌氧发酵产生沼气过程可分为水解阶段、酸化阶段、乙酸化阶段和甲烷阶段等 四个阶段。水解池是把反应控制在第二阶段完成之前，不进入第三阶段。采用水解池较 之全过程的厌氧池（消化池）具有以下的优点。 （1）水解、产酸阶段的产物主要为小分子有机物，可生物降解性一般较好。 故水解池可以改变原污水的可生化性，从而减少反应的时间和处理的能耗。 （2）对固体有机物的降解可减少污泥量，其功能与消化池一样。工艺仅产 生很少的难厌氧降解的生物活性污泥，故实现污水、污泥一次性处理，不需要经 常加热的中温消化池。 （3）不需要密闭的池，不需要搅拌器，不需要水、气、固三相分离器，降 低了造价和便于维护。由于这些特点，可以设计出适应大、中、小型污水处理厂 所需的构筑物。 （4）反应控制在第二阶段完成之前，出水无厌氧发酵的不良气味，改善处 理厂的环境。 （5）第一、第二阶段反应迅速，故水解池体积小，与初次沉淀池相当，节 省基建投资。 因此，水解-好氧生物处理工艺是有自己特点的一种新型的水处理工艺。 第三节 水解-好氧生物处理工艺特点 1、水解池与厌氧 UASB 工艺启动方式不同 水解池的启动采用了动力学控制措施，通过调整水力停留时间，利用水解细菌、产 酸菌与甲烷菌生长速度不同，利用水的流动造成甲烷菌在反应器中难于繁殖的条件。图 2-6 是水解池在启动期间污泥甲烷活性的变化，随着水解池的运行甲烷菌的活性逐步降
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解好氧生物处理工艺(王凯军贾立敏编著 低。这也初步证实了采用动力学控制措施的有效性。采用城市污水直接培养成熟的水解 泥外观呈黑色,结构密实。污泥中杂质较多,Ⅴ SS/MLSS底部为57.5%,上部为55.1% 泥层的平均污泥浓度为15gL,污泥层在2.5-3.5m之间。在高倍显微镜下发现细菌的 形态以长短杆菌为主。 按种污泥) HUSB反应器的运行时间 7=60d 百60稳定化污泥 …“日…O 善一 810121416 运行时间d 图26接种污泥和水解池(HUSB) 泥甲烷活性数据 由于进水的溶解氧为零,所以好氧细菌得不到发展。系统中微生物主要是兼性微生 物。一般认为水解、产酸菌属于兼性微生物,而产甲烷细菌是专性厌氧菌,不具备过氧 化氢酶。工艺希望在水力学控制条件下,系统中以水解和产酸菌为主。为此,对接触酶 的活性与甲烷菌活性进行检验。定性结果如表2-5中的数据所示 表2-5生物污泥活性检验 污泥种类 接触藤活性 甲烷活性 0 结果表明,消化污泥的厌氧程度最高,而系统中水解污泥接触酶反应呈阳性,说明 存在大量兼性微生物,而甲烷菌的活性不高,说明只有极少量的甲烷菌参加了反应。从 水质监测结果看,进水的挥发性有机酸从54mgL上升到909mg,这充分正证实了采 用动力学控制系统处于水解酸化阶段是行之有效的 2、水解池可取代初沉池 从表26给出的水解池与初沉池运行结果可知,在停留时间相当的情况下,水解池 对悬浮物的去除率显著高于初沉池,平均出水SS只有50mgL,其COD、BOD、蛔虫 卵的去除率也显著地高于初沉池。因初沉池的去除率受水质影响较大,出水水质波动范 围较大,而水解池出水水质比较稳定。在拿不出大量投资修建二级污水处理厂的地方, 先采用水解池进行一级处理,出水水质将比初沉池有很大程度的改善
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解-好氧生物处理工艺 （王凯军 贾立敏 编著） - 9 - 低。这也初步证实了采用动力学控制措施的有效性。采用城市污水直接培养成熟的水解 污泥外观呈黑色，结构密实。污泥中杂质较多，VSS/MLSS 底部为 57.5%，上部为 55.1%。 污泥层的平均污泥浓度为 15g/L，污泥层在 2.5-3.5m 之间。在高倍显微镜下发现细菌的 形态以长短杆菌为主。 由于进水的溶解氧为零，所以好氧细菌得不到发展。系统中微生物主要是兼性微生 物。一般认为水解、产酸菌属于兼性微生物，而产甲烷细菌是专性厌氧菌，不具备过氧 化氢酶。工艺希望在水力学控制条件下，系统中以水解和产酸菌为主。为此，对接触酶 的活性与甲烷菌活性进行检验。定性结果如表 2-5 中的数据所示。 表 2-5 生物污泥活性检验 污泥种类 好氧活性污泥 水解污泥 肉联厂厌氧污泥 接触酶活性 + + + + + 甲烷活性 0 1 ① 25.7 结果表明，消化污泥的厌氧程度最高，而系统中水解污泥接触酶反应呈阳性，说明 存在大量兼性微生物，而甲烷菌的活性不高，说明只有极少量的甲烷菌参加了反应。从 水质监测结果看，进水的挥发性有机酸从 54mg/L 上升到 90.9mg/L，这充分正证实了采 用动力学控制系统处于水解酸化阶段是行之有效的。 2、水解池可取代初沉池 从表 2-6 给出的水解池与初沉池运行结果可知，在停留时间相当的情况下，水解池 对悬浮物的去除率显著高于初沉池，平均出水 SS 只有 50mg/L，其 COD、BOD5、蛔虫 卵的去除率也显著地高于初沉池。因初沉池的去除率受水质影响较大，出水水质波动范 围较大，而水解池出水水质比较稳定。在拿不出大量投资修建二级污水处理厂的地方， 先采用水解池进行一级处理，出水水质将比初沉池有很大程度的改善
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解好氧生物处理工艺(王凯军贾立敏编著 表2-6水解池与初沉池处理效果 项目 水解反应器 平流多斗沉淀池 停留时间/h 3.5 3.33 COD去除率/% 43.0 41.3 BOD去除率/% 29.8 33.1 28.1 SS去除率/% 82.6 74.8 42 47 3、较好的抗有机负荷冲击舱力 图2-7是进水浓度与去除率的关系,从图2-7可见,进水浓度越高,COD去除率越 高。进水平均浓度为500mg/L时,COD去除率在45%左右。水解池对于进水浓度变化 而引起的冲击负荷有很大得抵抗能力,在实验中曾观察到COD负荷从195kg/(m3·d) 变化到88kg/(m3·d),出水COD从207mgL变化到3l6mgL。 0600 20 00400500600700 COD浓度/mgL) 图27进水浓度与去除率关系 4、水解过程可改变污水中有机物形态及性质,有利于后续好氧处理 般城市污水可沉COD占总COD的50%左右,经水解处理后基本上去除了可沉 性COD,所以水解工艺适用于污水中含悬浮状COD比例较高的废水。如屠宰废水、啤 酒废水虽然可生物降解的可溶性COD成分髙,但是废水中悬浮性颗粒状COD含量也很 髙,所以适合采用水解处理。对于城市污水,实验表明经水解反应后溶解性COD、BOD 比例分别从进水的50%、65%提高到出水的78%、77%,不溶性COD、BOD的去除率 分别为745%、55.3%。在运转中经常出现水解池出水溶解性COD、BOD值高于进水的 情况,这说明反应中有相当数量的不溶性有机物溶解于水中,在10-20℃条件下去除悬 浮物有48%发生水解。但由于进、出水溶解性COD、BOD的数值相差不大,因此,人 们会误认为水解池仅仅起到物理解留作用。通过对水解池进、出水有机酸分析结果表明, 出水的溶解性COD已不是原来的溶解性COD,其中挥发性有机酸浓度大幅度上升,可
城市污水生物处理新技术开发与应用——水解-好氧生物处理工艺 （王凯军 贾立敏 编著） - 10 - 表 2-6 水解池与初沉池处理效果 项目 水解反应器 平流多斗沉淀池 停留时间/h 2.5 3.0 3.5 1.67 2.22 3.33 COD 去除率/% 43.0 41.3 40.6 BOD 去除率/% 29.8 33.1 28.1 18 12 17 SS 去除率/% 82.6 74.8 79 42 40 47 3、较好的抗有机负荷冲击能力 图 2-7 是进水浓度与去除率的关系，从图 2-7 可见，进水浓度越高，COD 去除率越 高。进水平均浓度为 500mg/L 时，COD 去除率在 45%左右。水解池对于进水浓度变化 而引起的冲击负荷有很大得抵抗能力，在实验中曾观察到 COD 负荷从 1.95kg/（m3·d） 变化到 8.8kg/（m3·d），出水 COD 从 207mg/L 变化到 316mg/L。 4、水解过程可改变污水中有机物形态及性质，有利于后续好氧处理 一般城市污水可沉 COD 占总 COD 的 50%左右，经水解处理后基本上去除了可沉 性 COD，所以水解工艺适用于污水中含悬浮状 COD 比例较高的废水。如屠宰废水、啤 酒废水虽然可生物降解的可溶性 COD 成分高，但是废水中悬浮性颗粒状 COD 含量也很 高，所以适合采用水解处理。对于城市污水，实验表明经水解反应后溶解性 COD、BOD 比例分别从进水的 50%、65%提高到出水的 78%、77%，不溶性 COD、BOD 的去除率 分别为 74.5%、55.3%。在运转中经常出现水解池出水溶解性 COD、BOD 值高于进水的 情况，这说明反应中有相当数量的不溶性有机物溶解于水中，在 10-20℃条件下去除悬 浮物有 48%发生水解。但由于进、出水溶解性 COD、BOD 的数值相差不大，因此，人 们会误认为水解池仅仅起到物理解留作用。通过对水解池进、出水有机酸分析结果表明， 出水的溶解性 COD 已不是原来的溶解性 COD，其中挥发性有机酸浓度大幅度上升，可