活性污泥法实质上是天然水体自净作用的人工强化，能从污水中去除溶解态和 胶体态 的可生物降解有机物以及能被活性污泥吸附的悬浮固体和其他物质，具有对水质水量的适应性广、运行方式灵活多样、可控制性好等特点，已成为生物处理方法的主体。 1 基本原理
图1可知，经过适当预处理的污水与回流污泥一起进入曝气池形成混合液， 在曝气池中，回流污泥微生物、污水中的有机物以及经曝气设备注入曝气池的氧气三者充分混合、接触，微生物以污水中可生物降解的有机物进行新陈代谢，同时溶解氧被消耗，污水的BOD5得以降低，随后混合液流入二沉池进行固、液分离，流出二沉池的就是净化水。二沉池底部经沉淀浓缩后的污泥大部分再经回流污泥系统回到曝气池，其余的则以剩余污泥的形式排出，进入另设的污泥处理系统进一步处置，以消除二次污染。
曝气池作为生化反应器，通过回流活性污泥及排出剩余污泥，保持着一定 量的微生物，去接纳允许进入反应器的有机污染物量;二沉池作为活性污泥法系统的一个重要组成部分，进行活性污泥和水的分离， 通过回流方式与曝气池紧密相连，提供曝气池所需的活性污泥微生物，形成一-个有机整体共同运行。
活性污泥净化反应过程比较复杂，既有活性污泥本身对有机污染物的吸附、絮凝等物理、化学或物理化学过程，也有活性污泥内微生物对有机污染物的生物转化、吸收等生物或生物化学过程，大致可以分为以下两个阶段。
在污水与活性污泥接触、混合后的较短时间(5~10 min)内，污水中的有机污染物，尤其是呈悬浮态和胶体态的有机物，表现出高的去除率，这种初期高速去除现象是物理吸附和生物吸附综合作用的结果。在此过程中，混合液中有机底物迅速减少，BOD迅速降低，见图2中吸附区曲线。这是由于活性污泥的表面积大，并且在表面上富集着大量的微生物，外部覆盖着多糖类的黏质层，当污水中悬浮态、胶体态的有机底物与活性污泥絮体接触时，便被迅速凝聚和吸附去除。这种现象就是“ 初期吸附去除”作用。
初期吸附过程进行得很快，一般在30 min内便能完成，污水BOD的吸附去除率可达70%，对于含悬浮态和胶体态有机物较多的污水，BOD可下降80%~90%。初期吸附速度主要取决于微生物的活性和反应器内水力扩散程度与水力动力学规律，前者决定活性污泥微生物的吸附、凝聚效能，后者则决定活性污泥絮体与有机底物的接触程度。活性污泥微生物的高吸附活性取决于较大的比表面积和适宜的微生物增殖期，一般而言，处于“饥饿”状态的内源呼吸期微生物，其吸附活性最强。
被吸附在活性污泥微生物细胞表面的有机污染物，在透膜酶的作用下，溶解态和小分子有机物直接透过细胞壁进入细胞体内，而胶体态和悬浮态的大分子有机物如淀粉、蛋白质等则先在细胞外酶一水解酶的作用 下，被水解为溶解态小分子后再进入细胞体内，此时水解产生的部分溶解性简单有机物会扩散到混合液中，造成混合液BOD值升高，如图2中胞外水解区曲线所示。
活性污泥法已有近百年的历史，其工艺经历了不断的改进、革新和繁衍，在传统活性污泥工艺的基础上，出现了渐减曝气、阶段曝气、吸附-再生、完全混合、延时曝气、高负荷、纯氧曝气、深井曝气、浅层曝气、氧化沟、SBR、 AB等众多的活性污泥法工艺， 以及活性污泥与生物膜相结合的多孔悬浮载体活性污泥工艺、活性污泥法与膜分离法相结合的膜生物反应器工艺等。下面主要介绍传统推流、完全混合、吸附-再生、氧化沟、SBR、AB、多孔悬浮载体活性污泥工艺和膜生物反应器工艺等几种活性污泥法工艺。
传统活性污泥法又称为普通活性污泥法，是活性污泥法最早的运行方式，曝气池呈长方廊道形，一般用3~5个廊道，在池底均匀铺设空气扩散器，其工艺流程如图1所示，污水和回流污泥在曝气池首端进入，在池内呈推流形式流动至池的尾端，在此过程中，污水中的有机物被活性污泥微生物吸附，并在曝气过程中被逐步转化，从而得以降解。
传统活性污泥法具有净化效率高(BOD5去除率可达90%以上)、出水水质好、污泥沉降性好、不易发生污泥膨胀等优点，但存在以下缺点:
(1)曝气池首端有机负荷高，为了避免池首出现因缺氧造成的厌氧状态，进水BOD负荷不宜过高，因此曝气池容积大、占地多、基建费用高。
(2)抗冲击负荷能力差，处理效果易受水质、水量变化的影响。
(3)供氧与需氧不平衡，此为传统法的主要缺点。如图3所示，曝气池中需氧速率沿池长由大到小变化，而供氧速率不变，若按池尾需氧要求均匀曝气，则会产生池首缺氧问题:若按池首需氧要求均匀曝气，必然产生池后段供气浪费问题。为了使供氧与需氧尽可能相匹配，可采取沿池长渐减曝气和阶段曝气，由此产生了渐减曝气活性污泥法工艺和阶段曝气活性污泥法工艺。渐减曝气法通过改变传统法曝气池底扩散器的铺设方式，使供氧速率如需氧速率一样沿池长逐步递减变化，如图4 所示;阶段曝气法工艺流程如图5所示，将传统法的单点进水改为多点进水，而曝气方式不变，使原来由曝气池首端承担的较高有机负荷沿池长均匀承担，从而缩小了供氧速率与需氧速率的差距，如图6所示。
在阶段曝气法基础上，进一步增加进水点数的同时增加回流污泥的入流点数，即形成如图7所示的完全混合活性污泥法工艺，污水与回流污泥进入曝气池即与池内混合液充分混合，传统法曝气池中混合液不均匀的状况被改变，池内需氧均匀，因此，完全混合活性污泥法动力消耗低、耐冲击负荷能力强，但有机物降解动力低，因而出水水质一般低于传统法，且活性污泥易产生膨胀现象。
吸附-再生活性污泥法又称为接触稳定法或生物吸附活性污泥法，其主要特点是将活性污泥对有机物降解的两个过程——吸附与代谢稳定分别放在各自的反应器内进行，图8为吸附-再生活性污泥法的工艺流程，其中图8 (a)为分建式， 即吸附池与再生池分开设置，图8(b)为合建式，吸附池与再生池合建。污水与经过再生的活性污泥一起进入吸附池，约70%的BOD5可通过吸附作用得以去除，混合液从吸附池进入二沉池进行泥水分离，回流的活性污泥先进入再生池再生，恢复活性后再回到吸附池进行下-轮吸附，剩余污泥则不经曝气直接排出系统。
吸附-再生法主要利用活性污泥的“初期吸附”作用去除有机物，此过程非常快，所需时间短，因此吸附池容积小；活性污泥易吸附悬浮态和胶体态有机物，故污水不需经初沉池预处理;再生池只对部分污泥(回流部分)曝气再生，因此曝气费用少，且再生池容积小，对于相同的处理规模，吸附池和再生池总容积比传统法曝气池容积小得多;但由于受活性污泥吸附能力和吸附特性的限制，吸附再生法的处理效果低于传统法，而且不宜处理溶解性有机污染物含量高的污水。
吸附-生物降解工艺简称AB法或AB工艺，其工艺流程如图9所示，整个系统由预处理段、A段、B段三个部分组成，预处理段只设格栅、沉砂池等简易处理设施，不设初沉池; A段和B段是两个串联的活性污泥系统，A段为吸附段，由吸附池和中间沉淀池组成，主要用于污染物的吸附去除，其污泥负荷达2.0~6.0 kg (BOD5) /[kg(MLSS)·d], 为传统法的10~20倍，泥龄短(0.3~0.5d)，水力停留时间短(约30min)。
A段的活性污泥全部是繁殖快、世代时间短的细菌，通过控制溶解氧含量，可使其以好氧或缺氧方式生活; B段为生物氧化段，由曝气池和二沉池组成，与传统法相似，主要用于氧化降解有机物，在低负荷下运行，污泥负荷为0.15~0.3kg (BOD5) /[kg(MLSS)·d],水力停留时间较长(2~6h)，泥龄较长(15~20d); A段与B段各自拥有独立的污泥回流系统，两段完全分开，每段能够培育出适于本段水质特征的微生物种群。
污水经过A段处理后，BOD5去除率为40%~70%，同时重金属、难降解物质以及氮、磷营养物质等也得到一定的吸附去除，不仅大大减轻了B段的有机负荷，而且污水的可生化性提高，有利于B段的生物降解作用。B段发生硝化和部分的反硝化，活性污泥沉淀性能好，出水SS和BOD5一般小于l0mg/L。
AB工艺出水水质好、处理效果稳定，具有抗冲击负荷、pH值变化的能力，并能根据经济实力进行分期建设，可用于老污水处理厂改造，以扩大处理能力和提高处理效果。此外，对于有毒有害污水和工业污水比例较高的城市污水处理，AB法具有较大优势。
氧化沟工艺是20世纪50年代由荷兰的帕斯维尔(Pasveer)研发的一种污水生物处理技术，属于延时曝气法的一种特殊形式，因其构筑物呈封闭的沟渠型而得名，由于其出水水质能达到设计要求，并且运行稳定、管理方便，目前，氧化沟污水处理技术已广泛应用于城市污水、工业废水(包括石油、化工、造纸、印染及食品加工废水等)处理工程。
氧化沟由氧化沟池、曝气设备、进出水装置、导流和混合装置等组成。
氧化沟池属于封闭环流式反应池，沟体狭长，一般星环形沟渠状，平面多为椭圆形(图10)，总长可达几十米，甚至百米以上。在环形沟槽中设有曝气设备，推动污水和活性污泥混合液在闭合式曝气渠道中以0.3 m/s以上的平均流速连续循环流动，水力停留时间10~30h,因此，可以认为沟内污水水质几乎一致，即总体上的污水流态是完全混合式，但具有局部推流特征，如曝气器的下游，溶解氧浓度从高到低变化。沟内水深与采用曝气设备有关，为2.5~8m:采用曝气转刷一-般在2.5m左右;采用曝气转盘一般不大于4.5 m;采用立式表面曝气机水深一般可为4~6m，最深可达8 m。
气设备是氧化沟的主要装置，用以供氧、推动水流作循环流动、防止活性污泥沉淀及对反应混合液的混合。常用卧式曝气转刷和曝气转盘，也可根据实际情况采用立式表面曝气机、射流曝气机、 导管曝气机以及混合曝气系统等。
进出水装置包括进水口、回流污泥口和出水调节堰等。氧化沟进水和回流污泥进口应在曝气器的上游，使进水能与沟内混合液立即混合。
单池进水比较简单，采用进水管即可，而有2个以上氧化沟平行工作时，进水要用配水井， 当采用交替工作的氧化沟时，配水井内还需设自动控制装置。氧化沟出水一般采用溢流堰，溢流堰高度可调节，出水位置应在曝气器的下游，并且离进水点和回流污泥点足够远，以免短流。
导流和混合装置包括导流墙和导流板。在氧化沟的弯道处设置导流墙，以减少水头损失，防止通过弯道的污水出现停滞和涡流现象，防止对弯道处的过度冲刷。在转刷上下游设置导流板，主要是为了使表面的较高流速转入池底，同时降低混合液表面流速，提高传氧速率。
此外， 氧化沟处理系统还包括二沉池、刮(吸)泥机和污泥回流泵房等附属设施，此部分与传统活性污泥工艺相同。
氧化沟的形式较多，按布置形式可分单沟、双沟、三沟、多沟同心和多沟串联氧化沟等多种;按二沉池与氧化沟的关系，有分建和合建(即一体化氧化沟)两种;按进水方式，分连续进水和交替进水氧化沟;按曝气设备，分转刷曝气、转盘曝气或泵型、倒伞型表面曝气机氧化沟等。目前常用的主要有普通氧化沟、卡罗塞尔(Carrousel) 氧化沟、奥巴勒(Orbal)氧化沟、交替工作式氧化沟(DE型、T型)、一体化氧化沟等。Carrousel 氧化沟是20世纪60年代由荷兰某公司所开发，为多沟串联氧化沟。图11为四廊道并采用表面曝气器的Carrousel 氧化沟，在每组沟渠的转弯处安装一台表面曝气器，靠近曝气器的下游为富氧区，上游为低氧区，外环还可能成为缺氧区，这样能形成生物脱氮的环境条件。Carrousel氧化沟系统的BOD去除率高达95%~99%，脱氮率可达90%以上，除磷率50%左右，在世界各地应用广泛。
氧化沟工艺的优点:工艺流程简单(不需设初沉池)， 运行管理方便，处理效果好;除能去除有机物外，还能脱氮除磷，尤其是脱氮效果好:具有延时曝气法的优点，污泥产量少且稳定:一体化氧化沟能节省占地，更易于管理。氧化沟的局限性:占地面积大; F/M值低，容易引起污泥膨胀;与传统处理工艺相比，曝气能耗更高;难以进行厂区扩建。
SBR工艺即序批式活性污泥法，是以序批式反应器(Sequencing Batch Reactor, SBR)为核心的间歇式活性污泥法，是城市污水处理、工业(石油、化工、食品、制药业等)污水处理及营养元素去除的重要方法之一。
SBR工艺是活性污泥法的一种变形，它的反应机理与污染物去除机制和传统活性污泥法相同，但在工艺上将曝气池和沉淀池合为一体，在运行模式上是由进水、反应、沉淀、排水和闲置等5个基本过程组成一个周期，即在单一反应器内的不同时段进行不同目的的操作，虽然在流态上是完全混合式，但在污染物的降解方面，则是时间上的推流。
SBR工艺的运行工序如图12所示，在进水阶段，污水被加入反应器，直到预定高度(一股可允许反应器中的液位达到总容积的75%~ 100%)， 当使用两个反应器时，进水时间可能占总循环时间的50%。
进水方式可根据工艺上的其他要求而定，既可单纯进水，也可边进水边曝气，以起预曝气和恢复污泥活性的作用，还可以边进水边缓慢搅拌，以满足脱氮、释放磷的工艺要求;
在反应阶段， 微生物在所控制的环境条件下降解消耗污水中的底物，即污水注入达到预定高度后，开始反应操作，根据污水处理的目的，如BOD去除、硝化、磷的吸收以及反硝化等，采取相应的技术措施，并根据需要达到的程度决定反应的延续时间;在沉淀阶段，混合液在静止条件下进行固液分离，澄清后的上清液将作为处理水排放;
在出水阶段， 排出池中澄清后的处理水，一直到最低水位;闲置阶段，即在处理水排放后，反应器处于停滞状态的阶段，通常用于多个反应器系统，闲置时间应根据现场具体情况而定，但有时可省略。除了以上阐述的五个工艺阶段外，排泥是SBR工艺运行中另一个影响效果的重要环节，污泥排放的数量和频率由效能需要决定。排泥没有指定在哪个运行阶段进行，一般放在反应阶段后期，就可达到均匀排泥(包括细微物质和大的絮凝体颗粒)的目的。由于曝气和沉淀过程都在同一个池中完成，所以不需进行污泥回流以维持曝气池中的污泥浓度。
SBR工艺最显著的一个特点是将反应和沉淀两道工序放在同一反应器中进行，扩大了反应器的功能。此外，SBR是一个间歇运行的污水处理工艺，运行时期的有序性使它具有不同于传统连续流活性污泥法的一些特性。
1)流程简单，设备少，占地少，基建及运行费用低。SBR工艺的主要设备就是一个兼具沉淀功能的反应器，无需二沉池和污泥回流装置，且在大多数情况下还可省去调节池。2)固液分离效果好，出水水质好。SBR工艺中的沉淀过程属于理想的静止沉淀，固液分离效果好，且剩余污泥含水率低，有利于污泥的后续处置。3)运行操作灵活，通过适当调节各单元操作的状态可达到脱氮除磷的效果。通过适度的充气、停气搅拌，形成时间序列上的缺氧、厌氧和好氧交替环境条件，满足缺氧反硝化、厌氧放磷和好氧硝化及吸磷的要求，从而可有效地脱氮除磷。4)能有效地防止污泥膨胀。由于SBR具有理想推流式特点，反应期间反应底物浓度大、缺氧与好氧状态交替变化以及泥龄铰短，都是抑制丝状菌生长的因素。5)耐冲击负荷。SBR工艺利用高循环率有效稀释进水中高浓度的难降解或对微生物有抑制作用的有机化合物。6)利用时间上的推流代替空间上的推流，易于实现自动控制。该工艺的各操作阶段及各项运行指标都可通过计算机加以控制，便于自控运行，易于维护管理。7)容积利用率低，水头损失大，出水不连续，峰值需氧量高，设备利用率低，运行控制复杂，不适用于大水量。
针对传统SBR工艺存在的不足及在应用中的某些局限性，如进水流量较大时，对反应系统需调节，会增大投资;对出水水质有特殊要求时，如脱氮、除磷，则需对SBR进行适当改进。因此出现了ICEAS、CASS、IDEA、DAT-IAT、UNITANK、MSBR等SBR的变形工艺。
ICEAS 工艺称为间歇式延时曝气活性污泥工艺，于1968年由澳大利亚新南威尔士大学与美国ABJ公司合作开发。该工艺最大的特点是在SBR反应器进水端增加了一个预反应区(图13),实现连续进水(不但在反应阶段进水，在沉淀和排水阶段也进水)。ICEAS 工艺集反应、沉淀、排水于一体，运行时，污水连续不断地进入反应池前部的预反应区，并从主、预反应区隔墙下部的孔眼以低速(0.03~0.05 m/min)进入主反应区，在主反应区按照反应、沉淀、排水的周期性运行程序，完成对含碳有机物和氮、磷营养元素的去除。
ICEAS工艺的优点是连续进水，可以减少运行操作的复杂性，在处理市政污水和工业污水方面比传统SBR工艺费用更低、出水效果更好，其缺点是进水贯穿于整个周期，沉淀期进水在主反应区底部造成水力紊动，从而影响分离时间，因此水量受到限制，且容积利用率低， 脱氦除磷有一定难度。
CASS 或CAST 或CASP工艺称为循环式活性污泥工艺。该工艺是在ICEAS工艺基础上， 将生物选择器与SBR反应器有机结合。通常CASS反应器分为3个区域(图14): 生物选择区、缺氧区和主反应区，各区容积之比为1:s: 30。污水首先进入选择区，与来自主反应区的污泥(20%~ 30%)混合，经过厌氧反应后进入主反应区。与ICEAS工艺相比，CASS工艺将主反应区中部分污泥回流至生物选择器中，而且沉淀阶段不进水， 使排水的稳定性得到保障。CASS工艺解决了ICEAS工艺对于SBR优点部分的弱化问题， 脱氮除磷效果比ICEAS更好。
IDEA 工艺称为间歇排水延时曝气工艺。该工艺保持了CASS工艺的优点，运行方式与ICEAS工艺相似，采用连续进水、间歇曝气、周期排水的形式。与CASS相比，预反应区改为与SBR主体构筑物分离的预混合池，部分污泥回流进入预反应池，且采用中部进水。预混合池的设立可以使污水在高絮体负荷下有较长停留时间，有利于高絮凝性细菌的选择性生长。
DATIAT工艺是一种连续进水的SBR工艺，其主体构筑物由需氧池和间歇曝气池串联组成(图15)。IAT池为主反应池，一般情况下DAT池连续进水，连续曝气，其出水经双层导流墙连续进入IAT池，在此完成曝气、沉淀、排水和排出剩余污泥工序，同时部分污泥回流到DAT池。原污水首先经DAT池的初步生物处理后再进入IAT池，由于连续曝气起到了水力均衡作用，提高了整个工艺的稳定性，进水工序只发生在DAT池，排水工序只发生在IAT池， 两池串联，进一步增强整个生物处理系统的可调节性，有利于有机物的去除。
与CASS和ICEAS工艺相比，DAT池是一种更加灵活、完备的预反应器，从而使DAT池与IAT池能够保持较长的污泥龄和很高的MLSS浓度,使系统有较强的抗冲击负荷能力;在去除BOD的同时，进行脱氮除磷; DAT-IAT 工艺同时具有SBR工艺和传统活性污泥法的优点， 对水质水量的变化有很强的适应性，操作运行比较简便。
UNITANK系统是一体化活性污泥法工艺，类似于三沟式氧化沟工艺，为连续进水连续出水的处理工艺。UNITANK系统在外形上是一矩形体，里面被分割成3个相等的以开孔公共墙相隔的矩形单元池，中间单元池始终做曝气池，边池交替做曝气池和沉淀池(图16）。
UNITANK系统集合了SBR工艺、三沟式氧化沟和传统活性污泥法的特点。其优点是池型构造简单，采用固定堰出水，排水简单，也不需污泥回流:其缺点是边池污泥浓度远远高于中池， 脱氮效果一般， 除磷效果差。
MSBR 称为改良型序批式生物反应器，不需初沉池、二沉池及相应的布水及回流设备，整个反应池在全充满、恒水位及连续进水情况下运行。
MSBR处理系统在外形上常为矩形，分成三个主要部分(图17);曝气格和两个交替序批处理格。主曝气格在整个运行周期中保持连续曝气，而每半个运行周期中，两个序批处理格分别交替作为SBR池和沉淀池。此外，还有根据工艺处理要求设置的厌氧格和缺氧格， 因此，它实质上是A2/0工艺与SBR工艺的串联。如果只去除BOD和ss, 则不需设厌氧格和缺氧格，MSBR系统更为简单。
MSBR工艺被认为是集约化程度铰高、同时具有生物脱氮除磷功能的污水处理工艺，在系统的可靠性、土建工程量、总装机容量、节能、降低运行成本和节约用地等多方面均具有优势。
多孔悬浮载体活性污泥工艺是在曝气池中投加占曝气池容积15%~ 50%的多孔泡沫块(球)，泡沫块为曝气池中的微生物提供了大量可供栖息的表面积，微生物附着于其表面及孔隙中，有的泡沫块的生物量可达100~ 150 mg/块，因此，大大增加了曝气池内生物量。由于泡沫块仅占少部分曝气池的容积，所以整个系统仍属活性污泥法系统。但多孔悬浮载体大大改善了活性污泥系统的工艺性能，使其具有如下不同于常规活性污泥系统的特性。
1)提高了活性污泥法反应器内的总生物量和附着生长的生物浓度，同时相对降低了悬浮生长的生物浓度。附着生长的微生物的大量出现，使生物相系统发生了巨大变化。传统活性污泥法系统较易生长的丝状菌可被载体吸附于其孔隙内或表面，载体的孔隙及其表面的粗糙状况决定了其对丝状菌的捕获能力。
这样，既能发挥丝状菌的强大净化能力，又能控制污泥膨胀及污泥上浮、流失给系统正常运行带来的巨大危害。
2)载体投加量与载体上的附着生物量密切相关。载体投加量越大，系统中附着的生物量越高，但单个载体附着生物量则下降。
3)有机负荷对两种生物相浓度影响很大。有机负荷增高，系统内总附着生长生物量及单位载体上附者的生物量均增加，而悬浮生长生物量则相对减少。
4)改变了系统内底物的分配及传质状况，附着生长生物与悬浮生长生物的传质与生 物降解作用有所不同。
5)投加载体能防止活性污泥法系统污泥沉降性能的恶化，反应器的生物浓度及出水水质不像传统活性污泥法对二沉池工况那样具有较大敏感性与依赖性。6)系统内悬浮生长生物相的吸氧速率有所降低。
7)延长了泥龄，有助于硝化反应及氨氮的去除，大大提高了系统耐受冲击负荷的能力，完善了净化过程，提高了处理效率，能获得更好的出水水质。
比较成熟的多孔悬浮载体活性污泥法工艺是Linpor工艺，该工艺由德国Linde公司研究开发，采用尺寸为12mmx12mmx12mm的多孔悬浮泡沫块作为载体，每1m3载体的总表面积达1000m2,相对密度接近于1，在曝气状态下悬浮于水中。
Linpor工艺利用池内水流的紊动作用产生的水力剪切以及回流量来调挖生物量，不需泡沫块挤压装置。按功能不同，该工艺可分为Linpor-C工艺、Linpor-C/N 工艺、Linpor-N工艺。
Linpor-C工艺主要用来去除污水中的含碳有机物，工艺组成与典型活性污泥法完全相同，特别适用于对已有活性污泥法处理厂的扩容改造。Linpor-C/N 工艺设有缺氧区，具有同时去除污水中C和N的双重功能，与传统工艺不同的是，在Linpor-C/N工艺中，由于存在较多的附着生长型硝化菌，因而即使在较高的负荷下，该工.艺也可获得良好的硝化作用；并且能在多孔性载体孔道内形成无数个微型反硝化反应器，故在好氧区会同时发生碳氧化、硝化和反硝化作用。
Linpor-N 工艺是去除含碳有机物之后进行氨氮硝化的工艺，在这一过程中不产生废弃污泥，因此无需设置二沉池和污泥回流系统。反应器中几乎不存在悬浮生长微生物，大部分硝化菌附着生长在多孔悬浮载体上，因此泥龄长、硝化效果好。当废水排入敏感性水体和对处理出水中的氨氮有严格要求时可以采用Linpor-N工艺。
膜生物反应器(Membrane Bioreactor, MBR)工艺是由膜分离组件(常用超滤)与活性污泥反应器(曝气池)相结合而成的污水处理工艺，即用膜组件代替二沉池进行固液分离的污水生物处理系统。与传统生物处理工艺相比，MBR工艺具有生化效率高、有机负荷高、污泥负荷低、出水水质好、设备占地面积小、便于自动控制和管理等优点。根据膜与生物反应器的位置关系，MBR可分为分置式(外置式)和一体式(内置式)两种。
分置式MBR将膜组件(多为管式和平板式)置于生物反应器外部，二者通过泵与管路相连，其工艺流程如图18所示，输送泵将曝气池中的混合液加压后送到膜分离单元，由膜组件进行固液分离，浓缩液回流至生物反应器，透过液为出水。该方式运行灵活，设备安装方便，膜组件的清洗、维护、更换及增设比较容易，膜通量相对较高，易于大型化和对现有工艺的改造，但动力费用较高，泵高速旋转产生的剪切力会使某些微生物菌体失活。
一体式MBR又称淹没式MBR ，其工艺流程如图19所示，将无外壳的膜组件(多为中空纤维式)直接安装浸没于曝气池内部，微生物在曝气池中降解有机物，依靠重力或水泵抽吸产生的负压或真空泵将膜组件透过液移出，成为出水。SMBR无混合液循环系统，真空泵工作压力较小，结构紧凑，占地少，但膜通量相对较低，膜易污染，难以清洗和更换膜组件。
曝气池首端有机污染物负荷高，好氧速度也高，为了避免由于缺氧形成厌氧状态，进水有机物负荷不宜过高。为达到一定的去污能力，需要曝气池容积大，所以占用的土地较多，基建费用高;好氧速度沿池长是变化的，而供氧速度难于与其相吻合适应，在池前段可能出现好氧速度高于供氧速度的现象，池后段又可能出现溶解氧过剩的现象，对此，采用渐减供氧方式，可一定程度上解决这些问题;另外，活性污泥对进水水质、水量变化的适应性较低，运行效果易受水质、水量变化的影响。
⑧二沉池出水异常主要表现在透明度降低、SS和BOD值升高、大肠菌群数增加等。
①丝状菌膨胀 活性污泥絮体中的丝状菌过度繁殖，导致膨胀，促成条件包括进水有机物少，F/M太低，微生物食料不足;进水氮、磷不足; pH值低;混合液溶解氧太低，不能满足需要;进水波动太大，对微生物造成冲击。
②非丝状菌膨胀 由于进水中含有大量的溶解性有机物，使污泥负荷太高，而进水中又缺乏足够的N、P，或者DO (溶氧)不足。细菌很快把大量有机物吸人体内，又不能代谢分解，向外分泌出过量的多糖类物质。这些物质分子中含羟基而具有较强的亲水性，使活性污泥的结合水高达400% (正常为100%左右)，呈黏性的凝胶状，无法在二沉池分离。另一种非丝状菌膨胀是进水中含有较多毒物，导致细菌中毒，不能分泌出足够量的黏性物质，形不成絮体，也无法分离。
组成废水的各种成分由于比例失调，也可引起污泥膨胀，如废水中C/N比失调，若由于碳水化合物的含量过高，可适当的投加尿素、碳酸铵或氯化铵。如系统进水浓度太高，可减低进水量。至于曝气池的环境(如pH、温度溶解氧等)对活性污泥的性质也有一定的影响。
其他如废水中含有大量的有机物或石油，以及含有大量的腐败物质都可以引起膨胀。在曝气池中过多或过少地充氧或搅动不充分，都可引起膨胀。
由此可知，为防止污泥膨胀，首先应加强管理操作，经常检测污水水质、曝气池内溶解氧、污泥沉降比、污泥指数和进行显微镜观察，如发现异常情况应及时采取措施，如加大空气量、及时排泥、在有可能时采取分段进水，以减轻二沉池的负荷。
主要是指污泥脱氮上浮。污水在二沉池中经过长时间停留会造成缺氧(DO 在0.5mg/L.以下)，则反硝化菌会使硝酸盐转化成氨和氮气，在氨和氮气逸出时，污泥吸附氨和氮气而上浮使污泥沉降性降低。
污泥上浮现象和活性污泥的性质无关，只因污泥中产生气泡，使污泥密度低于水，因此污泥，上浮不应与污泥膨胀混为一谈。具体解决办法有:
②准确地控制曝气池内的COD负荷。因此，在运行操作上要控制曝气池进水量。通过准确地控制MLSS (建议6~8g/L)和曝气池进水量，将COD负荷控制在0. 2~0.4kg/(m3 . d)的适当范围，以减少污水的冲击，如果该污水经过均质池后的COD浓度仍然超过设计标准，应将该股污水引人事故池以待日后处理。
③完善新建污水预处理工艺，控制污水厌氧与兼氧酸化水解池是保障后续曝气池正常运转的关键步骤，污水中的难降解有机物在此得到降解后，可以保证曝气池污水的出水要求，也改善了二沉池的沉降性能。应采取以下措施:完成潜水搅拌机配电系统的改造，尽快泵污泥至酸化池，进行酸化池的调试和酸化污泥的驯化。一次投加剩余污泥约为池容的1/5，投加量约为100m3，使池内混合液浓度在4~6g/L.
④控制氧曝池的溶解氧浓度，适当降低氧曝池MLSS,基本控制在10g/L以内，与之相应的溶解氧浓度控制应根据进水有机负荷及时调整。
⑤增加污泥回流量，及时排除利余污泥，降低混合液污泥浓度，缩短污泥龄，降低溶解氧浓度，但不能进人消化阶段。
①启动泡沫活性污泥工艺运行启动初期，由于污水中含有一些表面活性物质，易引起表面泡沫。但随着活性污泥的成熟，这些表面活性物质经微生物降解，泡沫现象会逐渐消失。
②反硝化泡沫 如果污水厂进行硝化反应，则在沉淀池或曝气不足的地方会发生反硝化作用，产生氮等气泡而带动部分污泥上浮，出现泡沫现象。
③生物泡沫由于丝状微生物的异常生长，与气泡、絮体颗粒混合而成的泡沫具有稳定、持续、较难控制的特点。生物泡沫对污水厂的正常运行是非常不利的:在曝气池或二沉池中出现大量丝状微生物，在水面上漂浮、积聚大量泡沫，造成出水有机物浓度和悬浮固体升高，产生恶臭或不良有害气体，降低机械曝气方式的氧转移效率，可能造成后期污泥消化时产生大量表面泡沫。
①喷洒水这是一种最常用的物理方法。通过喷洒水流或水珠以打碎浮在水面上的气泡，来减少泡沫。打散的污泥颗粒部分重新恢复沉降性能，但丝状细菌仍然存在于混合液中，所以不能从根本上消除泡沭现象。
②投加消泡剂 可采用具有强氧化性的杀菌剂，如氣、臭氧和过氧化物等。还有利用聚乙二醇、硅酮生产的市售药剂，以及氯化铁和铜材酸洗液的混合药剂等。药剂的作用仅仅能降低泡沫的增长，却不能消除泡沫的形成。而广泛应用的杀菌剂普遍存在副作用，因为过量或投加位置不当，会大量降低反应池中絮成菌的数量及生物总量。
③降低污泥龄一般采用降低曝气池中污泥的停留时间，以抑制有较长生长期的放线菌的生长。
④回流厌氧消化池上清液已有试验表明，采用厌氧消化池上清液回流到曝气池的方法，能控制曝气池表面的气泡形成。
⑤投加特别微生物有研究提出， 一部分特殊菌种可以消除Nocardia菌的活力，其中包括原生动物肾形虫等。另外，增加捕食性和拮抗性的微生物，对部分泡沫细菌有控制作用。
处理水质浑浊、污泥絮凝体微细化，处理效果变坏等则是污泥解体现象。导致这种异常现象的原因有:污泥中毒，微生物代谢功能受到损害或消失，污泥失去净化活性和絮凝活性。多数情况下为污水事故性排放所造成，应在生产中予以克服，或局部进行预处理;正常运行时，处理水量或污水浓度长期偏低，而曝气量仍为正常值，出现过度曝气，引起污泥过度自身氧化，菌胶团絮凝性能下降，污泥解体，进一步污泥可能会部分或完全失去活性。此时，应调整曝气量，或只运行部分曝气池。
运行不当(如曝气过量)，会使活性污泥生物营养的平衡遭到破坏，使微生物量减少且失去活性，吸附能力降低，絮凝体缩小质密，一部分则成为不易沉淀的羽毛状污泥，处理水质混浊，SV%值降低等。当污水中存在有毒物质时，微生物会受到抑制伤害，净化能力下降，或完全停止，从而使污泥失去活性。一般可通过显微镜观察来判别产生的原因。当鉴别出是运行方面的问题时，应对污水量、回流污泥量、空气量和排泥状态以及SV. MLSS、DO、Ns等多项指标进行检查，加以调整。当确定是污水中混人有毒物质时，应考虑这是新的工业废水混人的结果，需查明来源，按国家排放标准加以处理。
污泥腐化上浮是指在沉淀池内的污泥由于缺氧而引起厌氧分解，产生甲烷及二氧化碳气体，污泥吸附气体上浮。在二沉池有可能由于污泥长期滞留而进行厌气发酵，生成气体(H2S、CH,等)，从而发生大块污泥上浮的现象。它与污泥脱氮上浮所不同的是，污泥腐败变黑，产生恶臭。此时也不是全部污泥上浮，大部分污泥都是正常地排出或回流，只有沉积在死角长期滞留的污泥才腐化上浮。
③加大池底坡度或改进池底刮泥设备，不使污泥滞留于池底。此外，如曝气池内曝气过度，使污泥搅拌过于激烈，生成大量小气泡附聚于絮凝体上，也容易产生这种现象。防止措施是将供气控制在搅拌所需的限度内，而脂肪和油则应在进人曝气池之前加以去除。
