水污染控制 课件版 第十二章

第十二章活性污泥法第一节基本概念

活性污泥的混合液静置沉淀分离出起主要净化作用的活性污泥，在显微镜下观察这些褐色的絮状污泥，可以见到大量的细菌、真菌、原生动物和后生动物等多种微生物群体，它们组成了一个特有的生态系统。正是这些微生物群体（主要是细菌）以污水中的有机物为食料，进行代谢和繁殖，才降低了污水中有机物的含量，同时通过污泥絮体的生物絮凝和吸附，可去除污水中的呈悬浮或胶体状态的其他物质。一、活性污泥由细菌、菌胶团、原生动物、后生动物等微生物群体及吸附的污水中有机和无机物质组成的、有一定活力的、具有良好的净化污水功能的絮绒状污泥。什么是活性污泥？一组活性污泥图片活性污泥的性质颜色黄褐色状态似矾花絮绒颗粒味道土腥味相对密度曝气池混合液：1.002～1.003回流污泥：1.004～1.006粒经0.02～0.2mm20～100cm2/mL比表面积曝气池曝气池出水堰曝气池混合液配水进入二沉池活性污泥的组成有活性的微生物，主要由细菌、真菌组成微生物自身氧化残留物吸附在活性污泥上不能被微生物降解的有机物无机悬浮固体利用光学显微镜或电子显微镜，观察活性污泥中的细菌、真菌、原生动物及后生动物等微生物的种类、数量、优势度及其代谢活动等状况，在一定程度上可反映整个系统的运行状况。活性污泥的评价方法生物相观察MLSS：指曝气池中单位体积混合液中活性污泥悬浮固体的质量，也称之为污泥浓度。MLVSS：指混合液悬浮固体中有机物的质量。混合液（挥发性）悬浮固体浓度（ML(V)SS）污泥沉降比（SV）指曝气池混合液静止沉淀30min后沉淀污泥的体积分数，通常采用1L量筒测定污泥沉降比。污泥体积指数（SVI）：污泥沉降性能的一个重要参数SVI=指曝气池混合液静止沉淀30min后，每单位干泥形成的湿污泥的体积，单位为mL/g。

SVI值：100－150时，污泥沉降性能良好；SVI值：>200时，污泥沉降性能差；SVI值过低时，污泥絮体细小紧密，含无机物较多，污泥活性差二、活性污泥的基本流程活性污泥在曝气过程中，对有机物的降解（去除）过程可分为两个阶段：吸附阶段稳定阶段由于活性污泥具有巨大的表面积，而表面上含有多糖类的黏性物质，导致污水中的有机物转移到活性污泥上去。主要是转移到活性污泥上的有机物为微生物所利用。三、活性污泥降解污水中有机物的过程污水与污泥混合曝气后BOD的变化曲线活性污泥法曝气过程中污水中有机物的变化污水中的有机物残留在废水中的有机物从废水中去除的有机物微生物不能利用的有机物微生物能利用的有机物微生物能利用而尚未利用的有机物微生物不能利用的有机物微生物已利用的有机物（氧化和合成）（吸附量）增殖的微生物体氧化产物曲线①反映污水中有机物的去除规律；曲线②反映活性污泥利用有机物的规律；曲线③反映了活性污泥吸附有机物的规律。污水中有机物去除在较短时间(图中5h左右)内就基本完成(曲线①)；污水中有机物先是转移到(吸附)污泥上(见曲线③)，然后逐渐为微生物所利用(见曲线②)；吸附作用在相当短时间(图中是45min左右)内就基本完成(见曲线③)；微生物利用有机物的过程比较缓慢(见曲线②)。第二节活性污泥法的发展一、活性污泥法曝气反应池的基本形式推流式曝气池平面布置横断面布置完全混合曝气池封闭环流式反应池序批式反应池二、活性污泥法的发展与演变传统推流式渐减曝气法阶段曝气法高负荷曝气法延时曝气法完全混合法深层曝气法纯氧曝气法克劳斯法吸附－生物降解工艺（AB法）序批式活性污泥法（SBR法）氧化沟循环活性污泥工艺传统推流式在推流式的传统曝气池中，混合液的需氧量在长度方向是逐步下降的。实际情况是：前半段氧远远不够，后半段供氧量超过需要。渐减曝气的目的就是合理地布置扩散器，使布气沿程变化，而总的空气量不变，这样可以提高处理效率。渐减曝气法把入流的一部分从池端引入到池的中部分点进水阶段曝气法阶段曝气示意图部分污水厂只需要部分处理，因此产生了高负荷曝气法。曝气池中MLSS约为300-500mg/L，曝气时间比较短，约为2-3h，处理效率仅约65％左右，有别于传统的活性污泥法，故常称变形曝气。高负荷曝气法曝气时间很长，达24h甚至更长，MLSS较高，达到3000～6000mg/L；活性污泥在时间和空间上部分处于内源呼吸状态，剩余污泥少而稳定，无需消化，可直接排放；适用于污水量很小的场合，近年来，国内小型污水处理系统多有使用。延时曝气法吸附再生法又名接触稳定法，出现于20世纪40年代后期美国污水处理厂改造中。特点这一方法直接用于原污水的处理比用于初沉池的出水效果好，初沉池可以不用；剩余污泥量有所增加；污水与活性污泥在吸附池内吸附时间较短(30-60min)；

吸附再生法具有一定的抗冲击负荷能力，如果吸附池污泥遭到破坏，可以由再生池进行补充；吸附时间短限制了有机物的降解和氨氮的硝化，处理效果低于传统法，对含溶解性有机物较多的污水处理不适用污水与活性污泥混合曝气后BOD5变化动态完全混合法污水与回流污泥进入曝气池后，立即与池内的混合液充分混合，池内的混合液是有待泥水分离的处理水。污水在曝气池内分布均匀，F/M值均等，各部位有机污染物降解工况相同，微生物种类和数量基本相同，因此，可通过对F/M值调整，调整工况至最佳条件，以更好发挥活性污泥的净化功能。入流出现冲击负荷时，池液的组成变化也较小，因为骤然增加的负荷可为全池混合液所分担，而不是像推流中仅仅由部分回流污泥来承担。完全混合池从某种意义上来讲，是一个大的缓冲器和均和池，在工业污水的处理中有一定优点。曝气池内混合液的需氧速率均衡。完全混合法的特征深层曝气法深井曝气法处理流程深井曝气池简图一般曝气池直径约1~6m，水深约10～20m。深井曝气法深度为50～150m，节省了用地面积。在深井中可利用空气作为动力，促使液流循环。深井曝气法中，活性污泥经受压力变化较大，实践表明这时微生物的活性和代谢能力并无异常变化，但合成和能量分配有一定的变化。深井曝气池内，气液紊流大，液膜更新快，促使Kla值增大，同时气液接触时间延长，溶解氧的饱和度也由深度的增加而增加。当井壁腐蚀或受损时，污水可能会通过井壁渗透，污染地下水。深层曝气法特征纯氧代替空气，可以提高生物处理的速度。纯氧曝气池的构造见右图。纯氧曝气法纯氧曝气的缺点是纯氧发生器容易出现故障，装置复杂，运转管理较麻烦。在密闭的容器中，溶解氧的饱和度可提高，氧溶解的推动力也随着提高，氧传递速率增加了，因而处理效果好，污泥的沉淀性也好。纯氧曝气并没有改变活性污泥或微生物的性质，但使微生物充分发挥了作用。克劳斯工程师把厌氧消化的上清液加到回流污泥中一起曝气，然后再进入曝气池，克服了高碳水化合物的污泥膨胀问题，这个方法称为克劳斯法。消化池上清液中富有氨氮，可以供应大量碳水化合物代谢所需的氮。消化池上清液夹带的消化污泥相对密度较大，有改善混合液沉淀性能的功效。克劳斯法吸附－生物降解工艺（AB法）整个污水处理系统分为预处理段、A级、B级三段，在预处理段只设格栅、沉砂等处理设备，不设初沉池；

A级由吸附池和中间沉淀池组成，B级由曝气池及二沉池组成；

A级与B级各自有独立的污泥回流系统，每级能够培养出各自独特的、适合本级水质特征的微生物种群。

A级以高负荷或超高负荷运行[污泥负荷：2-6kgBOD5/(kgMLSS.d)]，曝气池停留时间短，30-60min，污泥泥龄为0.3-0.5d；B级以低负荷运行[污泥负荷：0.1-0.3kgBOD5/(kgMLSS.d)]，停留时间在2-4h，污泥泥龄为15-20d。AB法特征序批式活性污泥法（SBR法）SBR工艺的基本运行模式由进水、反应、沉淀、出水和闲置五个基本过程组成，从污水流入到闲置结束构成一个周期，在每个周期里上述过程都是在一个设有曝气或搅拌装置的反应器内依次进行的。工艺系统组成简单，不设二沉池，曝气池兼具二沉池的功能，无污泥回流设备；耐冲击负荷，在一般情况下（包括工业污水处理）无需设置调节池；反应推动力大,易于得到优于连续流系统的出水水质;

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；污泥沉淀性能好,SVI值较低,能有效地防止丝状菌膨胀;

该工艺的各操作阶段及各项运行指标可通过计算机加以控制，便于自控运行，易于维护管理。SBR工艺与连续流活性污泥工艺相比的优点容积利用率低；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。SBR工艺的缺点氧化沟是延时曝气法的一种特殊形式，它的池体狭长，池深较浅，在沟槽中设有表面曝气装置。曝气装置的转动，推动沟内液体迅速流动，具有曝气和搅拌两个作用，沟中混合液流速约为0.3－0.6m/s，使活性污泥呈悬浮状态。氧化沟循环活性污泥工艺三、污水生物脱氮除磷工艺的发展

20世纪80年代以前，污水处理过程主要以去除有机污染物为主要目的，随着排放水体的富营养化加剧和排放要求的不断提高，在最近的20年中，很多具有高效生物脱氮除磷的污水处理工艺被研究开发出来。生物脱氮过程一般要完成从NH3-N氧化为NOx--N，及将NOx--N还原为N2的过程。因此在流程中必须具备氨氮硝化的好氧区或好氧时间段，好氧区的水力停留时间和污泥龄必须满足氨氮硝化的要求，污泥龄通常大于6d，同时还应具备缺氧区或缺氧时间段以完成生物反硝化过程。生物除磷过程需要设置厌氧区和好氧区，同时活性污泥需要不断经过厌氧区磷释放和好氧区磷吸收，通过排除经过好氧区以后富含磷的污泥使污水中磷得以有效去除。四、膜生物反应器（MBR）

MBR是用超滤膜代替二沉池进行污泥固液分离的污水处理装置，为膜分离技术与活性污泥法的有机结合。超滤膜孔径一般在0.1-0.4μm，出水水质相当于二沉池出水再加超滤的效果。

第三节活性污泥法数学模型基础

活性污泥法数学模型主要包括两个方面底物降解速率与底物浓度、生物量等因素之间的关系微生物增殖速率与底物浓度、生物量等因素之间的关系活性污泥法动力学模型中最著名的模型劳伦斯和麦卡蒂埃肯菲尔德麦金尼

活性污泥法的曝气池中发生的底物降解和活性污泥微生物增长过程都可用前述的动力学理论描述。一、建立模型的假设曝气池处于完全混合状态进水中的微生物浓度与曝气池中的活性污泥微生物浓度相比很小，可假设为零；全部可生物降解的底物都处于溶解状态；系统处于稳定状态（稳态假定）二沉池中没有微生物的活动；二沉池中没有污泥积累，泥水分离良好。

进水Q,S0,X0RQ,Se,XRQw,Se,XRSe,X,V(1+R)Q,Se,XQw,Se,X出水(Q-Qw),Se,Xe系统边界完全混合活性污泥法系统的典型流程图二、劳伦斯和麦卡蒂模型强调生物固体停留时间（SRT），即污泥泥龄这一运行参数的重要性。污泥泥龄－在处理系统（曝气池）中微生物的平均停留时间，用θc表示。θc－污泥泥龄，d；(X)T－处理系统（曝气池）中总的活性污泥质量，kg；(ΔX

/Δt)T－每天从处理系统中排出的活性污泥质量，包括从排泥管线上有意识排出的污泥加上随出水流失的污泥质量，k/d。在曝气池中，活性污泥微生物一方面降解有机底物，另一方面自身也得到增殖，为保持曝气池中的活性污泥量的恒定，应从曝气池中排出一部分剩余污泥，其排出量应与增加量相当。所以污泥泥龄的实质就是活性污泥全部更新一次所需要的时间。SRT是活性污泥处理系统设计、运行的重要参数。根据污泥泥龄的概念，有下式：在稳态条件下，对上图进行物料衡算，有：进水Q,S0,X0RQ,Se,XRQw,Se,XRSe,X,V(1+R)Q,Se,XQw,Se,X出水(Q-Qw),Se,Xe系统边界完全混合活性污泥法系统的典型流程图式中：X0－进水中微生物浓度，gVSS/m3；

Xe－出水中微生物浓度，gVSS/m3；

XR－回流污泥的浓度，gVSS/m3；

X－曝气池中活性污泥浓度，gVSS/m3；

V－曝气池容积，m3；

Q－进水流量，m3/d；

Qw－出水流量，m3/d

；

－活性污泥的净增长速率，gVSS/(m3.d)。如果进水中微生物浓度可以忽略，因此，上式变为：将微生物增长基本方程式

代入上式有：式中：Y－活性污泥的产率系数，gVSS/gBOD5；

Kd－内源代谢系数，d-1；或：－底物利用速率，gBOD5/(m3.d)对照式(11-34)可得：式中：

μ－活性污泥的比增长速率，g(新细胞)/[g(细胞).d]因此，以污泥泥龄作为生物处理的控制参数，其重要性是明显的，因为通过控制污泥泥龄，可以控制微生物的比增长速率及系统中微生物的生理状态。将前述劳－麦方程

代入得：从上式中解出Se得：式中：Se－出水中溶解性有机底物得浓度，gBOD5/m3；

KS－饱和常数，即时得底物浓度，gBOD5/m3；

rmax－最大比底物利用速率，gBOD5/gVSS.d。上式说明活性污泥法系统的出水有机物浓度仅仅是污泥泥龄和动力学参数的函数，与进水有机物浓度无关。在稳态条件下，对上图做曝气池底物的物料平衡，有：进水Q,S0,X0RQ,Se,XRQw,Se,XRSe,X,V(1+R)Q,Se,XQw,Se,X出水(Q-Qw),Se,Xe系统边界完全混合活性污泥法系统的典型流程图整理得：将代入上式得：并解得：从上式可以看出，曝气池中活性污泥浓度与进出水水质、污泥泥龄和动力学参数密切相关。以上两式劳伦斯和麦卡蒂导出的活性污泥法数学模型，这一模型得到环境工程界的普遍承认。模型中包含了动力学参数如rmax、KS、Kd、Y，这些参数测定都较方便，其测定方法如下：取倒数得：定义－水力停留时间（HRT），通常用t表示。由和得：实测时，可根据污水处理厂得进出水水质，曝气池中得污泥浓度(MLSS)，曝气池的水力停留时间，以与为纵横坐标作图采用图解法求得rmax、KS对于产率系数、内源代谢系数Kd的测定方法，可由取倒数这样，可根据污泥泥龄、水力停留时间、污泥浓度和进出水水质，以因此为纵坐标，θc

为横坐标作图，可求出Y和Kd。一般二沉池沉淀效果良好时，出水中的SS小于15mg/L，因此，随出水排出的污泥量对污泥泥龄的影响比剩余污泥量对污泥泥龄的影响小很多，甚至可以忽略，因而污泥泥龄可简化为：上式用于计算剩余污泥量：式中：

ΔX－剩余污泥量，gVSS/d。如果剩余污泥是从曝气池直接排放的，那么上式中污泥浓度是相同的，故：在稳态条件下，对进入和离开曝气池的微生物体建立物料平衡方程，可推导出污泥回流比R与θc

之间的关系式：将微生物增长基本方程代入上式，有：将式中：或将上式代入代入上式，有：有：将代入上式表明污泥泥龄是和回流比R的函数，而又是活性污泥沉降性能及二沉池沉淀效率的函数。当二沉池正常运行时，可用下式估计回流污泥的最高浓度：式中：SVI－污泥体积指数用上式计算出的XR值作为悬浮固体浓度（MLSS），并对其进行换算得挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）。可见，劳伦斯和麦卡蒂以自己得模式为基础，通过活性污泥法系统的物料衡算，推导出了具有一定应用价值的各项关系式，在污水处理学术界得到了比较广泛的认可。第四节气体传递原理和曝气设备

一是引起吸附和氧化分解作用的微生物，也就是活性污泥；二是废水中的有机物，它是处理对象，也是微生物的食料；三是溶解氧，没有充足的溶解氧，好氧微生物既不能生存，也不能发挥氧化分解作用。构成活性污泥法的三个要素一、气体传递原理物质从一相传递到另一相的过程，称之为物质的传递过程在曝气过程中，空气中的氧从气相传递到液相中，也是个传质过程。由于物质传递是借助于扩散作用从一相到另一相，故传质过程实质上也是个扩散过程。扩散过程的基本定律。式中：

（Fick定律)物质的扩散速率，以单位时间内通过单位截面积的物质数量表示－D－扩散系数，表明物质在介质中的扩散能力，主要与扩散物质和介质的特性及温度有关。－浓度梯度，单位路程长度上的浓度变化值式中：

A－界面面积在曝气充氧过程中，气体分子从气相转移到液相，必须经过气、液相界面，目前普遍使用Lewis和Whitman在1923年提出的双膜理论来解释气体传递的机理。－单位时间内通过界面扩散的物质量双膜理论的基点气、液两相接触的自由界面附近，分别存在着做层流流动的气膜和液膜。在其外侧则分别为气相和液相主体，两个主体均处于紊流状态，紊流程度越高，对应的层流膜的厚度就越薄。在两膜以外的气液相主体中，由于流体的充分湍动（紊流），组分物质的浓度基本上是均匀分布的，不存在浓度差。也就是说，没有任何阻力。气体从气相主体传递到液相主体，所有传质阻力仅存在于气、液两层层流膜中。在气膜中存在着氧的分压梯度，在液膜中存在着氧的浓度梯度，它们是氧转移的推动力。在气、液两相界面上，两相的组分物质浓度总是相互平衡，亦即界面上不存在阻力氧是一种难溶气体，溶解度很小，故传质的阻力主要在于液膜上，因此通过液膜的传质速率是氧转移过程的控制速率。相对于液膜来说，氧在气膜中的传递阻力很小，气相主体与界面之间的氧分压差pG

-pi值很低，一般可认为pG＝pi。这样界面处的溶解氧浓度值cS是在氧分压为pG条件下的溶解氧饱和浓度值。一般情况下，由于液膜厚度(

δL)很小，故液膜内的浓度可以按直线变化考虑，则液膜两侧的溶解氧浓度梯度可表示为：－氧传递速率，kgO2/h；式中：

D－液膜中氧分子扩散系数，m2/h；

A－气液接触界面面积，m2；

cS－与界面氧分压所对应的溶液饱和溶解氧值，kgO2/m3；

c－溶液中溶解氧浓度，kgO2/m3；－溶解氧浓度梯度，kgO2/(m3.h)。设液相主体体积为V(m3)，上式同除以V得：式中：式中：c1,c2－t1，t2时得气体在溶液中的浓度。对于活性污泥法，c1和c2即为混合液中溶解氧的浓度，可由上式求KLa。－液相中溶解氧浓度变化率，kgO2/(m3.h)；－液膜中氧分子得传质系数，m/h。通常以表示氧分子的总传质系数(单位：h-1)，所以上式积分得：影响氧传递速率的主要参数是溶液的溶解氧不饱和值、气液相的接触面积和液膜的厚度。为了提高氧转移速率，可从以下两方面考虑：提高KLa值：加强液相主体的紊流程度，降低液膜厚度，加速气、液界面的更新，采用微孔曝气方式，增大气、液接触面积等。提高cS值：提高气相中的氧分压，如采用纯氧曝气、深井曝气等。从可以看出溶解在水中的憎水性有机物影响KLa值；水中溶解的无机物影响ρs0值；溶解的有机物影响KLa值；温度也影响KLa和ρs0值。影响KLa值的因素1.污水水质二、氧转移的影响因素污水中含有各种杂质，对氧的转移会产生一定的影响。其中主要是溶解性有机物，特别是某些表面活性物质，它们会在气液界面处集中，形成一层分子膜，增加氧传递的阻力，影响了氧分子的扩散，污水中总传质系数KLa值将相应地下降。此外，污水中含有的各种溶解盐类影响溶解氧的饱和值，对此，引入另一个小于1的数值

β加以修正。2.水温水温对氧的转移影响较大，水温上升，水的黏度降低，液膜厚度减小，扩散系数提高，KLa值增高；反之，则KLa值降低，KLa随温度的变化符合：式中：－水温为T℃时的氧总传质系数；－水温为20℃时的氧总传质系数；

T－设计计算温度；

1.024－温度系数。cS值除了受到污水中溶解盐类及温度的影响外，自然还受到氧分压或气压的影响，气压降低，cS值也随之下降，反之则提高。因此，在气压不是1.013×105Pa的地区，cS值应乘以压力修正系数ρ。3.氧分压对于鼓风曝气池，安装在池底的空气扩散装置出口处的氧分压最大，cS值也最大；但随着气泡上升至水面，气体压力逐渐降低，降低到一个大气压，而且气泡中的一部分氧已转移到液相中，氧分压更低。鼓鼓风曝气池中的cS值应是扩散装置出口处和混合液表面处的溶解氧饱和浓度的平均值。－鼓风曝气池内混合液溶解氧饱和浓度平均值，mg/L，对于表面曝气而言，＝

cS1,cS2－池底、池面混合液溶解氧饱和浓度，mg/L；

cS－大气压力为1.013×105Pa时溶解氧饱和浓度，mg/L；

Pd－空气扩散装置出口处的绝对压力(Pa)，其值等于：

Pd

＝p+9.8×103H(p=1.013×105Pa)H－空气扩散装置的安装深度，m，一般有效水深-0.3m(距池底0.3m)

φ0=气泡离开池面时，氧的体积分数，％；可按下式计算：

EA－空气扩散装置的氧转移效率。稳定条件下，氧转移速率应等于活性污泥微生物需氧速率(Rr)三、氧转移速率与供气量的计算式中：F－曝气扩散设备堵塞系数，通常取0.65-0.9。在标准条件下，转移到一定体积脱氧清水中总氧量(OS，kg/h)而在实际条件下，同样的曝气系统设备，能够转移到同样体积曝气池混合液的总氧量(OS，kg/h)一般O2仅为OS的60％－75％，联解上面两式得：氧利用效率：式中：S－供氧量，kg/h，供氧量与供气量的关系可用下式式中：GS

－供气量，m3/h；

0.21－氧在空气中所占体积分数；

1.331－20℃时氧气的密度，kg/m3。对鼓风曝气，各种空气扩散装置在标准条件下的EA值，是生产厂商提供的，因此，可根据上两式计算曝气系统需要的供气量(m3/h)鼓风机的工作压力式中：p－鼓风机出口分压，kPa；

H－扩散设备的淹没深度，换算成压力单位kPa；

hd－扩散设备风压损失，kPa，与充氧设备形式有关；

hf－输气管道的总分压损失，kPa，包括沿程风压损失和局部分压损失。对于机械曝气，各种设备在标准条件下的充氧量与设备的相关参数关系也是厂商通过实际测定提供的。如泵型叶轮的充氧量与叶轮直径及叶轮线速度的关系，有以下公式供参考：式中：QS

－在标准条件下脱氧清水中的充氧量，kg/h；

υ

－叶轮线速度，m/s；

D－叶轮直径，m；

K－池型修正系数。从常用污水处理流程看曝气系统

四、曝气设备曝气的作用与曝气方式

曝气作用好氧微生物的需氧代谢兼性微生物酶的好氧合成混合液的搅拌作用（厌氧、缺氧池另加搅拌器）曝气方式鼓风曝气系统机械曝气装置：纵轴表面曝气机、横轴表面曝气器鼓风+机械曝气系统其他：富氧曝气、纯氧曝气曝气设备主要分为鼓风曝气和机械曝气两大类

曝气设备鼓风曝气机械曝气空气净化器鼓风机空气输配管系统扩散器竖式曝气机表面曝气机卧式曝气机鼓风曝气系统的组成过滤器与进口消音器

过滤器压力损失监测空气净化器空气净化器的目的是改善整个曝气系统的运行状态和防止扩散器阻塞。鼓风机旁通与旁通消音器鼓风机供应压缩空气风量要满足生化反应所需的氧量和能保持混合液悬浮固体呈悬浮状态。风压要满足克服管道系统和扩散器的摩阻损耗以及扩散器上部的静水压。罗茨鼓风机：适用于中小型污水厂，噪声大，必须采取消音、隔音措施离心式鼓风机：噪声小，效率高，适用于大中型污水厂常用鼓风机1.容积式风机:罗茨鼓风机、回转风机2.单级高速离心鼓风机丹麦HV-Turbo风机英国Howden风机常用鼓风机形式

美国PowerMizer多级风机常用鼓风机形式

单级高速鼓风机进出口导叶片三叶式罗茨鼓风机外型离心鼓风机外型多极离心风机离心鼓风机房空气输配管系统负责将空气输送到空气扩散器。要求沿程阻力损失小,曝气设备各点压力均衡,空气干管和支管流速符合设计要求，配备必要的手动阀和电动调节阀门。扩散器的类型小气泡扩散器大气泡扩散器微气泡扩散器微气泡扩散器中气泡扩散器微孔曝气设备微孔曝气盘微孔曝气管微孔曝气管微孔曝气设备测试微孔曝气设备安装微孔曝气设备的清水检验微孔曝气设备的运行状况表面曝气机沉水曝气机射流曝气器转刷曝气机穿孔曝气管膜片式微孔曝气器微孔曝气器实际安装情况微孔曝气器安装示意图双螺旋曝气器伞形曝气器ZDB型振动曝气器KBB型可变微孔曝气器可变微孔曝气器安装机械曝气：表面曝气机

表面曝气机充氧原理曝气设备的提水和输水作用，使曝气池内液体不断循环流动,从而不断更新气液接触面,不断吸氧；曝气设备旋转时在周围形成水跃，并把液体抛向空中，剧烈搅动而卷进空气；曝气设备高速旋转时，在后侧形成负压区而吸入空气。机械曝气：表面曝气机

曝气的效率取决于曝气机的性能曝气池的池形倒伞形平板形泵形这类曝气机的转动轴与水面平行,主要用于氧化沟。竖式曝气机卧式曝气刷泵形倒伞形平板形倒伞形机械曝气器曝气转刷测试中的曝气转碟比较各种曝气设备性能的主要指标氧转移率：单位为mg（O2）/（L·h）。充氧能力（或动力效率）：即每消耗1kW·h动力能传递到水中的氧量（或氧传递速率）,单位为kg（O2）/（kW·h）。氧利用率：通过鼓风曝气系统转移到混合液中的氧量占总供氧的比例，单位为％。曝气设备性能指标

曝气设备性能鼓风曝气：处理每1m3污水的曝气量不应小于3m3，如果曝气池水位较深，则可以按最低曝气强度（每单位池底面积、单位时间内的曝气量）1.2m3/（m2·h）（中气泡曝气－2.2m3/（m2·h）（小气泡曝气）控制；机械曝气：氧化沟≥13W/m3，完全混合池≥13W/m3。曝气池的三种池型推流式曝气池完全混合式曝气池两种池型结合式推流式曝气池推流式曝气池的长宽比一般为5～10；进水方式不限；出水用溢流堰。1.平面布置推流式曝气池的池宽和有效水深之比一般为1～2。2.横断面布置根据横断面上的水流情况，可分为推流式曝气池推流式曝气池完全混合曝气池池形根据和沉淀池的关系圆形方形矩形分建式合建式曝气池的三种池型机械曝气完全混合曝气池鼓风曝气完全混合曝气池局部完全混合推流式曝气池曝气设备性能测试测试途径清水中的测试在运行条件下的测试麦金尼（Ross．E．Mckinney）方法机械曝气性能检测清水中的测试最通用的方法是用还原剂亚硫酸钠消氧。为了加快消氧过程，可用氯化钴作为催化剂。然后测出复氧过程，计算总传质系数KLa和氧的传递速率。原理步骤一边曝气，一边加入Na2SO3（同时利用CoCl2作催化剂）进行还原反应，使测试在全池均匀进行当溶解氧浓度逐渐趋近于零时，开始测定，由于曝气，水中溶解氧开始上升，按一定的时间间隔测定氧浓度，测得的数据取平均值重复测定多次同时测定水温、气压，水中溶解氧的饱和值、曝气机功率清水中的测试结果分析测定KLa求氧传递速率和动力效率以t，ln(ρs0-ρ0)为变量，利用测得的数据在方格纸上得到一直线，斜率即为KLa。清水中的测试从公式积分可得结果分析——系数修正测定不在标准状态20℃时，可按此式修正。

（2）气压的修正：大气压力的影响，可按此式修正。

清水中的测试（1）水温的修正：表面曝气机叶轮的输出功率的计算：曝气设备的动力效率＝OC（kgO2/h）/叶轮输出功率（kW）

动力效率：单位为kg（O2）

/（kW·h）标准氧传递速率：KLa·ρso，单位:mg（O2）

/（L·h）充氧能力：通过鼓风曝气系统转移到混合液中的氧量占总供氧的比例，单位为％。氧利用率：在运行条件下的测试所谓非稳定状态，是指混合液中的溶解氧是随时间变化的。1.非稳定状态的测定式中：ρsw0

—污水中的溶

解氧饱和浓度，mg/L；

r

—

微生物的需氧速率，mg(O2)

/(L·h)；

稳定状态，是指混合液中的溶解氧不随时间而变化。

在运行条件下的测试2.稳定状态的测定r的测定：第五节去除有机污染物的活性污泥法过程设计

活性污泥法的设计计算，主要是根据进水水质和出水的要求，确定活性污泥法工艺流程，选择曝气池的类型，计算曝气池的容积，确定污泥回流比，计算所需的供养量，曝气设备选择和剩余活性污泥量计算等。下面主要介绍去除BOD5及硝化过程的活性污泥法设计计算。曝气池的选型，从理论上分析，推流优于完全混合，但由于充氧设备能力的限制，以及纵向混合的存在，实际上推流和完全混合的处理效果相近。若能克服纵向掺混，则推流比完全混合好，而完全混合抗冲击负荷的能力强。究竟选择哪一类型，要根据进水的负荷变化情况，曝气设备的选择，场地布置以及设计者的经验等因素综合确定。在可能的条件下，曝气池的设计既能按推流方式运行，也能按其他多种模式操作，以增加运行的灵活性，在运行过程中探索恰当的运行方式。一、曝气池容积设计计算有机负荷法活性污泥负荷

在原理上是基于对活性污泥法中微生物生长曲线的理解，认为微生物所处的生长阶段决定于基质的量(F)与微生物总量(M)的比例(即活性污泥负荷)。活性污泥负荷主要决定了活性污泥法系统中活性污泥的凝聚、沉降性能和系统的处理效率。对于一定进水浓度的污水(S0)，只有合理地选择混合液污泥浓度(X)和恰当的F/M，才能达到一定的处理效率。因此，生物反应池的容积为：但在现行的《室外排水设计规范》中，其公式为：按此式，计算得到的生物反应池的容积可以略为减小。式中：LS－活性污泥负荷，kgBOD5/[kgML(V)SS.d]；F/M－食物与微生物比，gBOD5/[gML(V)SS.d]；Q－与曝气时间相当的平均进水流量，m3/d；S0－曝气池进水的平均BOD5值，mg/L或kg/m3；Se－曝气池出水的平均BOD5值，mg/L或kg/m3；X－曝气池混合液污泥浓度，ML(V)SS，mg/L或kg/m3；V－曝气池容积，m3。曝气池容积负荷

指单位容积曝气池在单位时间内所能接纳的BOD5量，即：式中：LV－容积负荷，kgBOD5/(m3.d)。根据容积负荷可计算曝气池的体积(m3)，即：污泥泥龄法

对于活性污泥法处理系统，污泥泥龄是一个非常重要的参数，选择、控制好一个合理、可靠的污泥泥龄对活性污泥法系统的工程设计和运行管理非常重要。

式中：V－曝气池容积，m3；

Y－活性污泥的产率系数，gVSS/gBOD5；

Q－与曝气时间相当的平均进水流量，m3/d；

S0－曝气池进水的平均BOD5值，mg/L；

Se－曝气池出水的平均BOD5值，mg/L；

θc－污泥泥龄（SRT），d；

X－曝气池混合液污泥浓度MLVSS，mg/L；

Kd－内源代谢系数，d-1。二、剩余污泥量计算按污泥泥龄计算

根据活性污泥系统污泥泥龄的定义，污泥泥龄提供了一个计算每天剩余污泥量的简易公式：

式中：

ΔX－每天排出的总固体量，gVSS/d；

X－曝气池中MLVSS浓度，gVSS/m3；

V－曝气池反应器容积，m3；

θc＝污泥泥龄（生物固体平均停留时间），d。根据污泥产率系数或表观产率系数计算

产率系数是指降解一个单位质量的底物所增长的微生物的质量，根据第十一章的分析，污泥产率系数Y可表示为：则活性污泥微生物每日在曝气池内的净增殖量为：

式中：

ΔXv－每天增长的挥发性活性污泥泥量，kg/d；

Y－产率系数，即微生物每代谢1kgBOD5所合成的

MLVSS，kg；

Q(S0-Se)－每日的有机污染物去除量，kg/d；

VXv－曝气池内挥发性悬浮固体总量，kg。用上面的产率系数Y计算的是微生物的总增长量，没有扣除生化反应过程中用于内源呼吸而消亡的微生物量，故Y

有时也称合成产率系数或总产率系数。产率系数的另一种表达为表观产率系数Yobs，用其计算的微生物量为净增长量，即已经扣除内源呼吸而消亡的微生物量，表观产率系数可在实际运转中观测到。故又称观测产率系数或净产率系数

式中：dX’－微生物的净增长量。用Yobs计算剩余活性污泥量就显得简便快捷。用上述计算方法得到的是挥发性剩余活性污泥量三、需氧量设计计算根据有机物降解需氧率和内源代谢需氧率计算

在曝气池内，活性污泥对有机污染物的氧化分解和其本身的内源代谢都是好氧过程。其氧化需氧量

式中：O2－混合液需氧量，kgO2/d；

a’－活性污泥微生物氧化分解有机物需氧率，即活性污泥微生物每代谢1kgBOD5所需的氧量，kgO2/d；

b’－活性污泥微生物内源代谢的自身氧化过程需氧率，

即每1kg活性污泥每天自身氧化所需的氧量，kgO2/d；

Sr－经活性污泥代谢活动被降解BOD5量，kg/m3,=S0-Se;Xv－曝气池内MLVSS浓度，kg/m3。上式可改写为下列两种形式：式中：LS－BOD5污泥负荷，kgBOD5/(kgMLVSS.d)；－每降解1kgBOD5的需氧量，kgO2/kgBOD5；－单位质量活性污泥的需氧量，kgO2/kgMLVSS.d

。

微生物对有机物的氧化分解需氧量

对于活性污泥处理系统，所需的氧量：好氧量＝去除的bCOD－合成微生物CODO2＝Q(bCOD0－bCODe)－1.42Δ

Xv

式中：Q－处理污水流量，m3/d；

bCOD0－系统进水可生物降解COD浓度，g/m3；

bCODe－系统出水可生物降解COD浓度，g/m3；

Δ

Xv－剩余污泥量（以MLVSS计算），g/d；

1.42－污泥的氧当量系数，完全氧化1个单位的细胞（以C5H7NO2表示细胞分子式），需要1.42单位的氧。通常使用BOD5作为污水中可生物降解的有机物浓度，如果近似以BODL代替bCOD，则在20℃，K1=0.1时，BOD5=0.68BODL，则：某污水处理厂处理规模为21600m3/d，经预处理沉淀后BOD5为200mg/L,希望经过生物处理后的出水BOD5小于20mg/L。该地区大气压为1.013×105Pa，要求设计曝气池的体积、剩余污泥量和需氧量。相关参数可按下列条件选取：（1）曝气池污水温度为20℃；（2）曝气池中混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）与混合液悬浮固体（MLSS）之比为0.8；（3）回流污泥SS浓度取10000mg/L；（4）曝气池中MLSS取3000mg/L；（5）污泥泥龄取10

d；（6）二沉池出水中含有12mg/L总悬浮固体(TSS)，其中VSS占65％；（7）污水中含有足够的生化反应所需的氮、磷和其他微量元素。

例解悬浮固体所占BOD5计算：悬浮固体中可生化的部分为0.65×12mg/L

=7.8mg/L可生物降解悬浮固体最终BODL＝

7.8×1.42mg/L

＝11mg/L可生物降解悬浮固体的BODL换算为BOD5＝0.68×11＝7.5mg/L确定经曝气池处理后的出水溶解性BOD5，即Se：

7.5mg/L+Se≤20mg/LSe＝12.5mg/L

(1)估算出水中溶解性BOD5浓度出水中BOD5＝出水中没有被生物降解的溶解性的BOD5

＋没有沉淀下来随出水漂走的悬浮固体BOD5解(2)计算曝气池的容积按污泥负荷计算：参考表12-1，取污泥负荷0.25kgBOD5/(kgMLSS.d)，本题按平均流量计算：按污泥泥龄计算：取Y=0.6kgMLVSS/kgBOD5,Kd=0.08d-1

（据表12-2）经过计算，可以取曝气池容积5700m3。解(3)计算曝气池的水力停留时间

解(4)计算每天排除的剩余活性污泥量按表观污泥产率计算：

计算系统排除的以挥发性悬浮固体计的干污泥量：

ΔXv=YobsQ(S0-Se)=0.333×21600×(200-12.5)×10-3

kg/d

=1350kg/d

计算总排泥量：

解按污泥泥龄计算：排放湿污泥泥量计算：剩余污泥含水率按99％计算，每天排放湿污泥量：

解(5)计算污泥回流比R

曝气池中MLSS浓度:3000mg/L回流污泥浓度＝10000mg/L曝气池中MLSS浓度:3000mg/L,回流污泥浓度:10000mg/L

10000×QR=3000×(Q+QR)

解(6)计算曝气池的需氧量(7)曝气池所需空气量计算如果采用鼓凤曝气，设曝气池有效水深6.0m，曝气扩散器安装距池底0.2m，则扩散器上静水压5.8m，其他参数选择：

α取0.7，β取0.95，ρ＝1，曝气池堵塞系数F取0.8，采用管式微孔扩散设备，EA＝18%，扩散器压力损失：4kPa，

20

℃水中溶解氧饱和度为9.17mg/L。

扩散器出口处绝对压力：

pd=p+9.8×103H=(1.013×105+9.8×103×5.8)=1.58×105Pa空气离开曝气池面时，气泡含氧体积分数

20

℃时曝气池混合液中平均氧饱和度将计算需氧量换算为标准条件下(20

℃，脱氧清水)充氧量曝气池供气量解解(8)鼓风机出口风压计算选择一条最不利空气管路计算空气管路的沿程和局部压头损失，如果管路压头损失5.5kPa（计算省略），扩散器压头损失4kPa，出口风压p：

p=H+Hd

+hf

=[5.8×9.8+4+5.5+3(安全余量)]kPa=69.3kPa第六节脱氮、除磷活性污泥法工艺及其设计

一、生物脱氮工艺（一）、生物脱氮工艺三段生物脱氮工艺

将有机物氧化、硝化及反硝化段独立开来，每一部分都有其自己的沉淀池和各自独立的污泥回流系统。使除碳、硝化、反硝化在各自的反应器中进行，并分别控制在适宜条件下进行，处理效率高。前置缺氧－好氧生物脱氮工艺该工艺将反硝化段设置在系统的前面，又称前置式反硝化生物脱氮系统。反硝化反应以水中的有机物为碳源，曝气池中含有大量的硝酸盐的回流混合液，在缺氧池中进行反硝化脱氮。缺氧-好氧生物脱氮工艺后置缺氧－好氧生物脱氮工艺该工艺可以补充外来碳源，也可以在没有外来碳源情况下利用活性污泥的内源呼吸提供电子供体还原硝酸盐，反硝化速率一般认为仅是前置缺氧反硝化速率的1/3-1/8，这时需要较长的停留时间才能达到一定的反硝化效率。必要时应在后缺氧区补充碳源。好氧/硝化缺氧回流活性污泥进水出水二沉池污泥Bardenpho生物脱氮工艺该工艺取消了三段脱氮工艺的中间沉淀池。工艺中设置两个缺氧段，第一段利用原水中的有机物作为碳源和第一好氧池中回流的含有硝态氮的混合液进行反硝化反应。经第一段处理，脱氮已大部分完成。为进一步提高脱氮效率，废水进入第二段反硝化反应器，利用内源呼吸碳源进行反硝化。QQQ)Q)同步硝化反硝化(SNdN)过程指在没有明显独立设置缺氧区的活性污泥法处理系统内总氮被大量去除的过程。同步硝化反硝化过程的机理解释主要表现在以下三个方面：反应器DO分布不均理论：该理论认为在反应器内部，由于充氧不均衡，混合不均匀，形成反应器内部不同部分的缺氧区和好氧区，分别为反硝化菌和硝化菌的作用提供了优势环境，造成事实上硝化和反硝化作用的同时进行。控制溶解氧浓度的同步硝化反硝化（Orbal氧化沟）混合液回流(可选)回流活性污泥缺氧好氧去二沉池缺氧微环境理论：该理论是目前已被普遍接受的一种机理，被认为是同步硝化反硝化发生的主要原因之一。微生物学解释：传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成，反硝化只能在缺氧条件下进行，有研究已经证实存在好氧反硝化菌和异氧硝化菌。缺氧区好氧区大量液体N2NO3－NO2－O2溶解基质NH4＋CO2活性污泥颗粒内部存在的好氧区和缺氧区（二）、生物脱氮工艺过程设计缺氧区容积设计好氧区容积设计需氧量计算混合液回流量碱度平衡

二、生物除磷工艺（一）、生物除磷工艺

Ap/O工艺由厌氧池和好氧池组成的同时去除污水中有机污染物及磷的处理系统。Ap/O除磷工艺流程

Phostrip工艺（二）、生物除磷工艺过程设计厌氧区容积设计好氧区容积设计三、生物脱氮除磷工艺（一）、生物脱氮除磷工艺

A2/O工艺

A2/O工艺或称AAO工艺，在一个处理系统中同时具有厌氧区、缺氧区、好氧区，能同时做到脱氮、除磷和有机物的降解。A2/O脱氮除磷工艺流程内循环污泥回流(含磷污泥）进水沉淀池厌氧池缺氧池好氧池剩余污泥出水进气管(释放磷，氨化)(脱氮)(硝化、吸收磷)改良的Bardenpho工艺改良的Bardenpho工艺流程由厌氧－缺氧－好氧－缺氧－好氧五段组成，第二个缺氧段利用好氧段产生的硝酸盐作为电子受体，利用剩余碳源或内碳源作为电子供体进一步提高反硝化效果，最后好氧段主要用于剩余氮气的吹脱。改良的Bardenpho工艺缺氧缺氧缺氧缺氧缺氧UCT(UniversityofCapeTown)工艺及改良UCT工艺UCT工艺是南非开普敦大学研究开发，其基本思想是减少回流污泥中硝酸盐对厌氧区影响，所以与A2/O不同的是，UCT工艺回流污泥是回到缺氧区而不是厌氧区，从缺氧区出来混合液硝酸盐含量很低，回流到厌氧区后为污泥的释磷反应提供了最佳的条件。由于混合液MLSS较低，厌氧区停留时间较长。UCT生物脱氮除磷工艺厌氧二沉池缺氧好氧进水缺氧回流好氧(硝酸盐)回流回流活性污泥污泥出水改良UCT工艺改良UCT工艺中污泥回流到相分隔的第一缺氧区，不与混合液回流到第二缺氧区的硝酸盐混合，第一缺氧区主要对回流污泥中的硝酸盐反硝化，第二缺氧区是系统的主要反硝化区。UCT工艺和改良UCT工艺比A2/O工艺和Bardenpho工艺多了一套混合液回流系统，流程较为复杂。改良UCT生物脱氮除磷工艺缺氧缺氧厌氧好氧SBR工艺通过时间顺序上的控制，SBR工艺也具有同时脱氮除磷功能四、常用生物脱氮除磷工艺设计参数和特点工艺名称优点缺点AN/O在好氧前去除BOD，节能；硝化前产生碱度；前缺氧具有选择池的作用脱氮效果受内循环比影响；可能存在诺卡氏菌的问题；需要控制循环混合液的DOAP/O工艺过程简单；水力停留时间短；污泥沉降性能好；聚磷菌碳源丰富，除磷效果好如有硝化发生除磷效果会降低；工艺灵活性差A2/O同时脱氮除磷；反硝化过程为硝化提供碱度；反硝化过程同时去除有机物；污泥沉降性能好回流污泥含有硝酸盐进入厌氧区，对除磷效果有影响；脱氮受内内回流比影响；聚磷菌和反硝化菌都需要易降解有机物改良Bardenpho脱氮效果优秀；污泥沉降性能好池体分隔较多；池体容积较大常用生物脱氮除磷工艺性能特点工艺名称优点缺点倒置A2/O同时脱氮除磷；厌氧区释磷无硝酸盐的干扰；无混合液回流时，流程简洁，节能；反硝化过程同时去除有机物；好氧吸磷充分；污泥沉降性能好厌氧释磷得不到优质易降解碳源；无混合液回流时总氮去除效果不高UCT减少进入厌氧区硝酸盐量，提高除磷效率对有机物浓度偏低污水，除磷效率改善脱氮效果好操作较为复杂；需增加附加回流系统PhoStrip易于与现有设施结合及改造；过程灵活性好；除磷性能不受进水有机物浓度限制；加药量比直接用化学沉淀法小很多；出水磷酸盐浓度可稳定小于1mg/L需要投加化学药剂；混合液需保持较高DO，防止磷在二沉池释放；需附加池体用于磷吸收如用石灰可能会结垢SBR及变形工艺可同时脱氮除磷；静置沉淀可获得低SS出水；耐受水力冲击负荷；操作灵活性好同时脱氮除磷时操作复杂滗水设施可靠性影响出水大设计过程复杂维护要求高，运行对自动控制依耐性强池体容积加大工艺名称SRT/dMLSS/(mg.L-1)停留时间/h污泥回流比/%混合液回流比/%厌氧区缺氧区好氧区AN/O7-203000-4000－1-34-1250-100100-200AP/O3-72000-40000.5-1.5－1-325-100－A2/O10-203000-40001-20.5-35-1025-100100-400倒置A2/O10-203000-40001-21-25-1025-1000-200UCT10-253000-40001-22-44-1280-100200-400(缺氧)100-300(好氧)改良Bardenpho10-203000-40000.5-1.51-3(一段)2-4(二段)4-12(一段)0.5-1(二段)50-100200-400PhoStrip5-201000-30008-12－4-1050-10010-20SBR20-403000-40001.5-31-32-4－－常用生物脱氮除磷工艺设计参数环境因素，如温度、pH、溶解氧。工艺因素，如泥龄、各反应区的水力停留时间。污水成分，如BOD5与N、P的比值。五、生物脱氮除磷系统的影响因素第七节活性污泥法系统设计方法的深化

一、水质特征的表征二、活性污泥法模型简介活性污泥法模型概况模型矩阵格式、组分和过程第八节二次沉淀池

悬浮颗粒在水中的沉淀可分为：自由沉淀、絮凝沉淀、成层沉淀（阻碍沉淀）和压缩沉淀。通过在沉淀筒中的沉淀试验可以模拟沉淀池中的工作情况，从而获得设计计算方法和一些基本参数。一、基本原理各种设计计算二沉池的方法假定混合液在沉淀筒中的静止沉淀实验，可以反应混合液在二沉池中的真实情况。静止沉淀所得数据可作设计依据二沉池需要同时考虑澄清和污泥浓缩的要求静止沉淀时，成层沉降速度决定于悬浮固体的初始浓度。此速度决定二沉池的澄清能力。因此，即可算出二沉池所需的满足澄清要求的面积。二沉池的浓缩能力决定于所要求的底流浓度（从二沉池排出的回流活性污泥的浓度）。根据沉速是固体浓度的函数以及物料平衡原理，可按所要求的底流浓度推算出二沉池所需要的表面面积。根据上述两点算得得两个表面积，选择大的数值作为二沉池设计面积二沉池实际工作情况与沉淀筒明显不同二沉池中普遍存在着四个区：清水区、絮凝区、成层沉降区、压缩区。两个界面：泥水界面和压缩界面。混合液进入二沉池以后，立即被稀释，固体浓度大大降低，形成一个絮凝区。絮凝区上部是清水区，两者之间有一泥水界面。絮凝区后是一个成层沉降区，在此区内，固体浓度基本不变，沉速也基本不变。絮凝区中絮凝情况的优劣，直接影响成层沉降区中泥花的形态、大小和沉速。靠近池底处形成污泥压缩区。二沉池的澄清能力与混合液进入池后的絮凝情况密切相关，也与二沉池的表面面积有关。对于沉降性能良好的活性污泥，二沉池泥斗容积可以较小。二沉池的浓缩能力主要与污泥性质及泥斗的容积有关。二沉池在构造上要注意以下特点：二沉池的进水部分，应使布水均匀并造成有利于絮凝的条件，使泥花结大。二沉池中污泥絮体较轻,容易被出流水挟走,要限制出流堰处的流速,使单位堰长的出水量不超过10m3/（m·

h）。污泥斗的容积，要考虑污泥浓缩的要求。在二沉池内，活性污泥中的溶解氧只有消耗，没有补充，容易耗尽。缺氧时间过长可能影响活性污泥中微生物的活力，并可能因反硝化而使污泥上浮，故浓缩时间一般不超过2h。二、二沉淀池的构造二沉池应设置浮渣的收集、撇除、输送和处置装置沉淀池表面面积式中：A—澄清区表面积，m2；

Q—污水设计流量，用最大时流量，m3/h；

q—表面水力负荷，m3/(m2.h)或m/h。三、二沉淀池的设计计算表面负荷法二沉池的有效水深式中：t—水力停留时间，h。

二沉池污泥区容积式中：VS—污泥斗容积，m3；

R—最大污泥回流比；

tS—污泥在二沉池中的浓缩时间，h。

固体通量法二沉池类型表面水力负荷m3/(m2.h)沉淀时间h污泥含水率%固体通量负荷kg/(m2.d)生物膜法1.0-2.01.5-4.096-98≤150活性污泥法0.6-1.51.5-4.099.2-99.6≤150第九节活性污泥法处理系统的设计、运行与管理流向污水厂的流量变化一、水力负荷一天内的流量变化随季节的流量变化雨水造成的流量变化泵的选择不当造成的流量变化水力负荷的变化影响活性污泥法系统的曝气池和二次沉淀池。当流量增大时，污水在曝气池内的停留时间缩短，影响出水质量，同时影响曝气池的水位。若为机械表面曝气机，由于水面的变化，它的运行就变得不稳定。对二次沉淀池为水力影响。二、有机负荷率N

污泥负荷率N和MLSS的设计值采用得大一些，曝气池所

需的体积可以小一些。

但出水水质要降低，而且使剩余污泥量增多，增加了污

泥处置的费用和困难，同时，整个处理系统较不耐冲击，

造成运行中的困难。

为避免剩余污泥处置上的困难和保持污水处理系统的稳

定可靠，可以采用低的污泥负荷率（<0.1），把曝气池

建得很大，这就是延时曝气法。曝气区容积的计算，设计中要考虑的主要问题是如何确定污泥负荷率N和MLSS的设计值。

三、微生物浓度

在设计中采用高的MLSS并不能提高效益，原因如下：其一，污泥量并不就是微生物的活细胞量。曝气池污泥量的增加意味着泥龄的增加，泥龄的增加就使污泥中活细胞的比例减小。其二，过高的微生物浓度使污泥在后续的沉淀池中难以沉淀，影响出水水质。其三，曝气池污泥的增加，就要求曝气池中有更高的氧传递速率，否则，微生物