第三篇 污染物的生物化学转化技术

第三篇污染物的生物化学转化技术

第七章活性污泥法

第一节废水生物处理

一．概述

废水生物处理是通过微生物的新陈代谢作用,将废水中有机物的一部分转化为为微生物的细胞物质,另一部分转化为比较稳定的化学物质(无机物或简单有机物)的方法。不论何种生物处理系统，都包括三各基本要素，即作用者．作用对象和条件。

生物处理的主要作用者是微生物，特别是其中的细菌。根据生化反应中氧气的需求与否，可把细菌分为好氧菌．兼性厌氧菌和厌氧菌。主要依赖好氧菌和兼性厌氧菌的生化作用来完成处理过程的工艺，称为好氧生物处理法；主要依赖厌氧菌和兼性厌氧菌的生化作用来完成处理过程的工艺，称为厌氧生物处理法。

再绝大多数情况下，生物处理的主要对象（即充作微生物营养基质的化学物质）为可生化的有机物；进在个别情况下，生物处理的主要对象可以是无机物（如好氧条件下进行的硝化处理对象是氦，厌氧条件下进行的反硝化处理的对象是硝酸盐）。

生物处理需要提供众多的环境条件，但从处理方法的分类角度看，最基本的环境条件当属氧的存在或供应与否。好氧生物处理必须充分供应微生物生化反应所必需的溶解氧；而厌氧生物处理过程则必须隔绝与氧的接触。由于受氧的传递速度的限制，微生物进行好氧生物处理时有机物浓度不能太高。所以有机固体废弃物．有机污泥．有机废液及高浓度有机废水的生物处理，自然是在厌氧条件下完成的。

（一）好氧生物处理

在废水好氧生物处理过程中，氧是有机物氧化时的最后氢受体，正是由于这种氢的转移，才使能量释放出来，成为微生物生命活动和合成新细胞物质的能源，所以，必须不断地供给足够的溶解氧。

好氧生物处理时，一部分被微生物吸收的有机物氧化分解成简单无机物（如有机物中的碳被氧化成二氧化碳，氢与氧化合成水，氮被氧化成氨．亚硝酸盐和硝酸盐，磷被氧化成磷酸盐，硫被氧化成硫酸盐等），同时释放出能量，作为微生物自身生命活动的能源。另一部分有机物则作为其生长繁殖所需要的构造物质，合成新的原生质。这种氧化分解和同化合成过程可以用下列生化反应表示。

有机物的氧化分解（有氧呼吸）：

(7-1)

原生质的同化合成（以氨为氮源）：

(7-2)

原生质的氧化分解（内源呼吸）：

(7-3)

由此可以看出，当废水中营养物质充足，即微生物既能获得足够的能量，又能大量合成新的原生质时，微生物就不断增长；当废水中营养缺乏时，微生物只能依靠分解细胞内贮藏的物质，甚至把原生质也当成营养物质利用，以获得生命活动所需的最低限度的能量。这种情况下，微生物无论重量还是数量都是不断减少的。

在好氧处理过程中，有机物用于氧化与合成的比例,随废水中有机物性质而异。对于生活污水或与之相类似的工业废水，BOD

有50-60%转化为新的细胞物

5

质。好氧生物处理时，有机物转化过程如图7-1所示。

（二）厌氧生物处理有机物的厌氧分解过程分为两个阶段。在第一阶段中，发酵细菌（产酸细菌）把存在于废水中的复杂有机物转化成简单有机物（如

有机酸，醇类等）和CO

2，NH

3

，H

2

S等无机物。在第二阶段中，首先由与甲烷菌

共生的产氢产乙酸细菌将简单有机物转化成氢和乙酸：在由细菌将乙酸（以及甲

酸，甲酸和甲胺），CO

2和H

2

转化成CH

4

和CO

2

等。厌氧分解过程可用图7-2的

简单图示来说明。

厌氧分解过程中，由于缺乏氧受体，因而对有机物分解不彻底，代谢产物中包括众多的简单有机物。（三）好氧生物处理与厌氧生物处理的区别

（1）起作用的微生物群不同好氧生物处理是由一大类群好氧微生物一次完成的，而厌氧生物处理是由两大类群的厌氧微生物接替完成的。

（2）产物不同好氧生物处理中，有机物被转化成CO

2,H

2

O,NH

3

,PO

4

3-,SO

4

2-

等无机物，且基本无害。厌氧生物处理中，有机物依次被转化为为数众多的中间

有机物，以及CO

2,H

2

,H

2

S,NH

3

等，产物复杂，有异臭，一些气态产物可作燃料。

（3）反应速率不同好氧生物处理要求速率快，处理单位废水所需处理设备较小；厌氧生物处理反应速率慢，处理单位废水所需设备大。

（4）对环境条件要求不同好氧生物处理要求充分供氧，对其它环境条件要求不太严格；厌氧生物处理要求绝对厌氧环境，对其它环境条件（如pH值，温度等）要求甚严。好氧生物处理和厌氧生物处理都能完成对有机污染物的稳定化，但在实际中究竟采用哪种方法，视具体情况而定。一般废水中有机物浓度若底于1000mg/l,比较适于好氧生物处理；浓度更高时，可考虑采用厌氧生物处理。

第二节活性污泥法基本原理

一、活性污泥与活性污泥法

有机废水经过一段时间的暴气后，水中会产生一中以好氧菌为主体的茶褐色絮凝体，其中含有大量的活性微生物，这种污泥絮体就是活性污泥。活性污泥是以细菌，原生动物和后生动物所组成的活性微生物为主体，此外还有一些无机物，未被微生物分解的有机物和微生物自身代谢的残留物。活性污泥结构疏松，表面嫉恨大，对有机物有着强烈的吸附凝聚和氧化分解能力。在条件适当的时候，活性污泥还具有良好的自身凝聚和沉降性能，大部分絮凝体在0.02-0.2mm范围内。冲废水处理角度来看，这些特点都是十分可贵的。

活性污泥法就是以含于废水中的有机污染物为培养基，在有溶解氧的条件下，连续地培养活性污泥，在利用其吸附凝聚和氧化分解作用净化废水中有机污染物。普通活性污泥法处

理系统（图7-3）由以下几部分组成：

（1）暴气池在池中使废水中的有机污染物质与活性污泥充分接触，并吸附和氧化分解有机污染物质。

（2）暴气系统暴气系统供给暴气池生物反应所必须的氧气，并混合搅拌作用。

（3）二次沉淀池二次沉淀池用以分离暴气池出水中的活性污泥，它是相对初沉淀言的，初沉淀设于暴气池之前，用以去除废水中的粗大的原生悬浮物。悬浮物少时可以不设。

（4）污泥回流系统这个系统把二次沉淀池中的一部分沉淀污泥再回流到暴气池，以供应暴气池赖以进行生化反应的微生物。

（5）剩余污泥排放系统暴气池内污泥不断增殖，增殖的污泥作为剩余污泥从剩余污泥排放系统中排出。

活性污泥法净化废水的能力强，效率高，占地面积小，臭味轻微，当产生剩余污泥量大，对水质水量的变化比较敏感，缓冲能力强。

二、活性污泥增长特点与净化作用

活性污泥中复杂的微生物与废水中的有机营养物形成了复杂的食物链。尽管如此，活性污泥的增长曲线仍与纯种细菌增长曲线颇为相似（见图7-4）

。

废水中的有机物（即食物）和活性污泥（即微生物）的比值控制得当时，活性污泥量的变化经历对数增殖，增值衰减和内源呼吸三个阶段。在未充分适应基质条件时，开始还会经历一个迟缓期。对数增长阶段是有机物按最大速率降解阶段，其特点是：微生物的营养丰富，活性强，污泥增长不受营养条件的限制；但此时凝聚性能差，分离效果不好，因而处理效果差。这种情况出现在高负荷活性污泥系统。增殖衰减阶段是由于营养条件限制了活性污泥的增长，因而增长速率下降。这种情况下，污泥的凝聚沉降性能较好。内源呼吸阶段由于营养缺乏，微生物开始新陈代谢自身原生质。废水生物处理中，主要运行范围在增殖衰减阶段，如果要得到高度稳定的出水，也可利用内源呼吸阶段

。活性污泥净化废水的作用是由吸附和氧化两个阶段完成的，在废水处理中，要使活性污泥保持良好状态，吸附凝聚和氧化两个分解应保持适当的平衡。只要条件适当，活性污泥在与废水初期接触的20～30MIN内，就可以去除75%以上的BOD，这种现象称为活性污泥的初期吸附或生物吸附。初期吸附的基本原因，在于活性污泥具有巨大的表面积（2000~10000m2/m3）,且其表面具有多糖类粘液层。如果废水中悬浮的活胶体的有机物多，则这种初期吸附去除比率就大。此外，还与污泥的状态有关：如果吸附与氧化分解失去适当的平衡，原吸附的有机物未氧化分解完全，则初期吸附量小；如果原吸附于污泥上的有机物新陈代谢彻底，则二次吸附时的吸附量就大。但若回流污泥经历了长时间的暴气，使微生物进入了内源呼吸期，活性降低，则再吸附能力也降低，亦即初期吸附量也就低。

活性污泥的作用主要是氧化分解在吸附阶段吸附的有机物，同时也继续吸附残余物质。氧化分解作用相当慢，所需时间比吸附时间长的多，可见暴气池的大部分容积实在进行有机物的氧化和微生物的合成。

当有机营养物质和氧气充足时，活性污泥以合成为主。在新细胞合成的同时，还进行着部分老细胞物质的氧化分解。在有机营养缺乏时，这种自身分解则成为主要的获能方式，生物处理的内源呼吸也就是指的这种情况。

活性污泥吸附基质，代谢，自身繁殖以及消耗水中溶解氧的关系见图

7-5（图中适应期未画出）。对数增长期由于营养充分，污泥以最

大的速度分解有机物，使耗氧速度不断增加。随着基质的被摄取与分解，进入了增殖衰减期，此时的总耗氧速度也下降。在内源呼吸期内，氧的消耗仅用于分解细胞自身，所以总消耗速度非常低，但维持时间长。

图7-5还注明了几种主要活性污泥法的适应范围。经过活性污泥微生物的分解作用，虽使一部分有机物无机化了，但是转化为细胞物质的有机物仅仅是改变了存在状态，就净化废水的意义来讲，问题并未完结，只有将其与水分离，才算达到净化的目的。

菌类一般略大于胶体颗粒，仍然以稳定的悬浮状态分散在水中，难以沉淀分离，只有在其变成絮凝体以后，进行有效的分离才有可能。

活性污泥中的菌胶团以及常见的产碱杆菌，无色杆菌，黄杆菌，假单胞菌等，都是易形成絮凝体的。但是在营养水平高的条件下，由于细菌活力强，难以结合成絮凝体。只有在营养相对不足和能量水平较低的情况下，细菌活力低，运动能力弱，彼此才易结合成絮凝体。在活性污泥混合液中，如果营养与污泥之间的比值（常用F/M表示）高，微生物处于对数增长期，能量水平高，污泥凝聚性能差；反之，营养与污泥微生物比值低，致使微生物增长处于增长率下降段或其后期，此时由于能量水平低，故易于凝聚。普通活性污泥法的暴气池的末段即呈现后一状态。

三、活性污泥的性能指标

活性污泥的性能决定着净化结果的好坏。在吸附阶段要求污泥颗粒松散，表面积大，易于吸附有机物，在泥水分离阶段，则希望污泥有好的凝聚与沉降性能。反映活性污泥性能的指标有混合液悬浮固体浓度，污泥沉降比，污泥体积指数和密度指数。

（一）混合液悬浮固体（MLSS）

混合液悬浮固体是指暴气池中废水和活性污泥的混合液体的悬浮固体浓度。工程上往往以MLSS作为间接计量活性污泥微生物的指标。

混合液悬浮固体中的有机物量称为混合液体挥发性悬浮固体（MLSS），用它表示活性污泥微生物量比用MLSS更为切合实际。对一定的废水而言，MLSS与MLSS有一定的比值，例如生活污水的比值为0.7左右。

（二）污泥沉降比（SV）

污泥沉降比是指暴气池混和液在100ML量筒中，静置沉降30MIN后，沉降污泥与混合液的体积比（%）。正常污泥在静置30MIN后，一般可达到它的最大密度，所以沉降比可以反映暴气池正常运行的污泥数量，可以用于控制剩余污泥的排放，还反映出污泥膨胀等异常情况。由于SV测定简单，便于说明问题，所以是评定活性污泥特性的重要指标之一。一般城市污水的SV值在15~30%左右，污泥沉降比超过正常范围，则要分析原因。若是污泥浓度过大，则要排除部分污泥；若是污泥凝聚沉降性差，则要结合污泥指数情况，查明情况采取措施。(三)污泥指数

（1）污泥体积指数（SVI）曝气池出口处的混合液在静置30MIN后，每克是悬浮固体所占的体积（ML）称为污泥体积指数（SVI），其值按下式计算：

(7-4)

例如：某暴气池污泥沉降比SV=30%，混合液悬浮固体浓度为X=3000MG/L，

则。

（2）污泥密度指数（SDI）曝气池混合液在静置30MIN后，含于100ML 沉降污泥中的活性污泥悬浮固体的克数，称为污泥密度指数（SDI），它和SVI 的关系为：

(7-5)

前例中的SDI=3000/100*30＝1

污泥指数也是表示活性污泥的凝聚沉降和浓缩性能的指标。SVI低时，沉降性能好，但吸附性能差。SVI高时，沉降性能不好，及时有良好的吸附性能，也不能很好的控制泥水分离，一般认为：

SVI〈100 污泥的沉降性能好

100〈SVI〈200 污泥的沉降性能一般

SVI〉200 污泥的沉降性能不好

正常情况下，城市污水SVI值在50～150之间。SVI大小与水质有关。当工业废水中溶解性有机物含量高时，正常的SVI值偏高，而当无机物含量高时，正常的SVI值可能偏低。影响SVI值的因素还有温度，污泥负荷等。

从微生物组成方面看，活性污泥中固着型纤毛类原生动物（如钟虫，盖纤虫等）和均胶团占优势时，吸附氧能力较强，出水有机物浓度较低，污泥比较容易凝聚。

四、影响活性污泥性能的环境因素

（一）溶解氧

供养是活性污泥法高效运行的重要条件，供氧多少一般用混合液溶解氧的浓度控制。一般说，溶解氧浓度以不低于2mg/L为宜。

（二）水温

好氧生物处理时，温度多维持在15～25摄氏度的废水原有温度范围内，温度再高时，气味明显，而低温会降低BOD的去除速率。

（三）营养料

各种微生物体内含的元素和需要的营养元素大体一致。细菌的化学组成实

验式为C

5H

7

O

2

N，霉菌为C

10

H

17

O

6

原生动物为C

7

H

14

O

3

N，所以在培养微生物时，可按

菌体的主要成分比例供给营养。微生物赖以生活的主要外界营养为碳和氮，通常称为碳源和氮源。此外，还需要微量的钾，镁，铁，维生素等。

碳源--异氧型微生物利用有机碳源，自氧菌利用无机碳源。

氮源--无机氮（NH 3及NH 4+）和有机氮（尿素，氨基酸，蛋白质等）。

许多学者研究了废水处理中微生物对基质（BOD ）与磷，氮的要求，得出了有参考价值的比例关系（表7-1），可作为生物处理中的重要的控制条件之一。

一般地说，废水中的BOD 5最少应不低于100mg/L 。但BOD 5浓度也不应太高，

否则，氧化分解时会消耗过多的溶解氧，一旦耗氧速度超过溶氧速度，就会出现厌氧状态，使好氧过程破坏。好氧生物处理中BOD 5最大为500～1000MG/L ，具体

视充氧能力而定。

生活污水与之性质相近的有机工业废水中，含有上述各种营养物质，但许多工业废水中往往缺乏氮源和磷，钾等无机盐，故在进行生物处理时，必须补充氮，磷，钾。投加方法有二：其一是与营养丰富的生活污水混合处理；其二是投加化学药剂，如硫酸铵，硝酸铵，尿素，磷酸氢二钠等。投加比例多采用BOD 5：N ：

P=100：5：1，根据不同情况，氮变化于4～7之间，磷变化于0.5～2之间。

（四）有毒物质

主要毒物有重金属离子（如锌，铜，镍，铅，铬等）和一些非金属化合物（如酚，醛，氰化物，硫化物等）。油类物质亦应加以限制。

五、BOD 负荷与污泥平均停留时间

（一）BOD 负荷

BOD 负荷有污泥负荷和容积负荷两种不同的表示方法：

（1） 污泥负荷L S 指单位重量活性污泥在单位时间内所承受的有机物染物

量，单位是kg （BOD 5）/kg （MLSS ）·d；

（2）容积负荷L V 指单位暴气池有效容积在单位时间内所承受的有机污染

物量，单位是kg （BOD 5）/M 3·D；L S 和L V 及其相互关系式如下：

(7-6)

(7-7)

(7-8)

式中S

0--暴气池入流废水的BOD

5

浓度（kg/M3）；

V--暴气区容积（M3）

X--暴气池MLSS浓度（kg/M3）

Q--废水流量（M3/d）。

污泥负荷也叫F/M比，F为营养料，M为微生物量。实践证明，它是影响活性污泥增长速率，有机物去除速率，氧的利用速率以及污泥吸附凝聚性能的重要因素。在F/M大于等于2.2时，活性污泥微生物处于对数增长期，有机物能以最大的速率去除，但污泥呈分散状而不宜凝聚沉降。通常希望暴气池活性污泥处于减速增长期，以营养控制污泥增长，这时，细菌会因活力小而结合成絮状物。当暴气池中营养物质几乎耗尽，F/M值很小，并维持一常数值时，即进入内源呼吸期。此时微生物明显代谢自身细胞物质，会在维持生命过程中逐渐死亡；同样由于活力甚低，形成絮凝体的速率剧增，加之溶解氧水平高，原生动物大量吞食细菌，故可得到澄清的处理水。

可见，欲得良好的处理结果，就应很好地控制BOD负荷。在完全混合暴气

池中，L

S 与去除率及处理水浓度S

e

的关系为：

(7-9)

式中 t--暴气时间。

在t和η一定时，可根据要求的S

e

和适宜的X求得BOD负荷。

根据统计资料，在处理生活污水的推流式暴气池内，L

S

和Se之间存在以下关系：

(7-10)

式中K=0.01295，n=1.1918，但当采用活性污泥法处理特殊有机污水时，应首先进行实验，以确定Ls与Se之间的关系。

BOD-SS负荷在1.2～0.5kg/kg·d范围内时，SVI控制在100左右比较合适。在曝气系统运行中，有时会出现污泥指数增高和污泥膨胀的现象，其原因虽然很多，但主要污泥负荷有关，处理工业废水时，还与水质特性有关。奥福特(Orford)认为，当BOD-SS负荷在0.17～3.07kg/kg·d范围时，Ls与SVI的关系为：

(7-11)

（二）污泥平均停留时间（ts）

污泥平均停留时间可用下式表示：

(7-12)

式中Q

W

——剩余污泥排除量（m3/d）

X

e

——净化水的污泥浓度（mg/L）

X r ——回流污泥浓度（mg/L）。由于X

e

很小，所以：

(7-13)

由上式知，1/t

s

＝μ（μ为活性污泥微生物比增殖速度），说明污泥平均停留时间

和增殖的关系密切，用t

s

控制剩余污泥量，已是一种重要方法，它有助于说明污泥微生物的组成：世代期长的微生物在系统中将被逐渐淘汰，所以要达到预期

效果，必须使t

s 值适当，使活性污泥中净化微生物得到充分的增殖。t

s

长，吸附

的有机物被氧化掉的多，需氧量就大，增加的污泥量就少；反之，吸附的有机物被氧化的量就少，一部分来不及氧化的有机物就作为剩余污泥排除系统，需要的氧量相应就少些。延时曝气法的t

s

长，增加污泥量少，需氧量比普通法大一倍左右。

第三节活性污泥降解有机物的规律

污泥对有机物的转化过程，也就是生物代谢过程，它包括微生物细胞物质的合成(活性污泥的增长)、有机物的氧化分解(包括部分细胞物质的分解)、以及溶解氧的消耗等。所以基质BOD浓度与其去除速度、污泥的增殖与BOD去除速度、耗氧速度与BOD去除速度之间的关系，是研究净化理论的核心。

一、基质浓度与其去除速度的关系

单位污泥降解有机物的速度(v)，根据Michae1is—Menten酶反应关系；可用下式表示：

(7-14)

式中 X—身身表示的活性污泥浓度，mg/L；

S—以BOD表示的基质浓度，mg/L；

K—最大反应速度常数；

K

s

—常数，其值等于基质去除速度为最大值的一半时的基质浓度。

由此可知，基质浓度很高时(S>>K

s

)，基质去除速度和其浓度无关，即v＝K，

达到最大值。当基质浓度很低(S<

s

)时，基质去除速度为一级反应，图

7—6反映了基质降解速度与其浓度的关系。从图中看出，污泥浓度

越小，对应的K

s 越小，则1/K

s

越大，直线斜率也越大，即去除速度大，因而将

1/K

s

视为污泥与基质结合的亲合力。

式(7-14)可变换为

与全的直线求，按各时刻基质平衡浓度S和单位活

性污泥反应速度v的一系列实验数据，用图解法求得K和K

S

。

Ecltenfelder等人则将基质降解按高浓度相与低浓度相分别予以表示。在高浓度下，BOD/VSS达2以上，活性污泥增长速度与残存基质浓度无关，仅与活性污泥浓度呈一级反应：

(7—15)

式中 X—t时刻的污泥浓度，X＝X

0+aS

r

,X

为t＝0时的活性污泥微生物浓度，

a为去除每千克BOD

5所产生的污泥量(kg)；K

1

为去除的BOS

5

(kg)，K

1

为高基质浓

度时的污泥增长常数。积分式(7—15)，并代入X与X

的关系，得：

(7—16)

由式(7—16)看出，在基质浓度高的时候，B0D

5去除浓度S

r

和残余浓度S并

无关系。在活性污泥法中，由于高基质浓度时污泥絮体分散，所以这种情况仅用于预处理，使其浓度降低。

在低基质浓度(S

＜300mg/L)下，BOD去除速度与残余浓度呈一级反应关系，考虑到污泥浓度X的影响，则有：

(7—17)

式中 K

2

—低基质BOD浓度时速度常数，约为(2.62～5.49)×10-4h-1·mg-1·L,

代入关系式S

0=S+S

r

，得：

(7—18)

由此看出，基质浓度低时，在X、t一定的情况下，BOD去除浓度与残余BOD浓度S成比例。

对式(7-14)讨论看出，一相理论引入适当条件，则和Eckenfelder等的理论是一致的。

二、活性污泥的增长与B0D去除的关系

活性污泥法处理过程中，微生物量的增加是同化合成和内源分解两种作用的共同结果。活性污泥的增长和BOD去除之间的动力学关系为：

(7—l9)

(7—20)

式中 dX/dt—活性污泥增殖速度，即单位时间内单位体积中所增殖的以VSS 计的微生物量，kg/m3·d；

a—产率系数，即平均去除单位重量的B0D所增殖的微生物量，kg/kg；

dS

r

/dt—活性污泥去除BOD速度，kg/m3·d；

b—活性污泥自身分解系数，d-1；

X—活性污泥浓度，kg/m3；

—活性污泥比增殖速度，kg/kg·d，常以

表示。

由以上两式可知，污泥增殖是微生物去除基质BOD的必然结果。增殖速度与营养的丰富程度有关。确定污泥增殖量对控制曝气池的污泥量以及确定污泥处理设施是极为重要的。

由式(7—19)可以得出曝气池每日污泥增量

为：

(7—21)

式中 Q—处理废水量，m3/d；

V—曝气池容积，m3。

a与b由下式通过试验求得：

(7-22)

式中

—污泥微生物平均停留时间t

s

的倒数，即1/t

s

：

—以去除的基质为基准的污泥负荷。

以

为横坐标，为纵坐标，可用图解法求得a和b。

一些废水的a和b值见表7—2。

此外，有机负荷、基质浓度、曝气时间、处理水温度等，对污泥增长也有影响。在冬季水温低时，虽然污泥转换率低，但由于b非常小，所以污泥量可能还会有增加。

实际曝气池的污泥增加量，比上述计算值要大。这是因为除B0D转换而增加的污泥量外。其它悬浮固体被吸附后，也构成了增殖污泥的一部分。如果废水中诸如无机物、纤维等无活性的SS具有相当比例，则比较接近实际的计算应考虑上述两方面的因素。有的学者认为采用两者之和偏大，采用前者加后者的平均值，比较切合实际。

三、轻氯速度与基质量BOD去除的关系

被去除的BOD中，一部分被氧化分解以取得能量，另一部分被转化为新的原生质和贮藏物质。前者消耗溶解氧，后者在内源呼吸时也消耗溶解氧，由此可得曝气池需氧量R

(kg/d):

(7—23)

式中—平均转化lkg的BOD的需氧量，kg/kg；

—微生物(以VSS计)自身氧化的需氧量，kg/kg·d。

式(7—23)可变为：

(7—24)

(7—25)

式中—氧的比耗速度，即每公斤活性污泥(以VSS计)平均每天的耗

表示；

氧量，kg/kg·d，常用K

r

—比需氧量，即去除lkg的B0D的需氧量，kg/kg。

根据式(7—24)和(7—25)，可用图解法求得

、

。图7—7

是城市污水的

、

值。表7—3列出了一些废水的

和

值。

当废水进行包括硝化在内的完全氧化处理时，氨变成硝酸尚需氧。故曝气池需氧量

(7—26)

式中 N

r

—被转化的氨氮量(kg/d)。4.6为1公斤氨氮转化成硝酸盐所需氧量(kg) 。

四、净化理论在活性污泥按中的应用

根据废水流人曝气池的方式和曝气池内回流污泥与废水的流动混合方式，曝气池可分为推流式曝气池和完全混合式曝气池。

在连续的完全混合式活性污泥法系统中，曝气池内处于稳定状态，出水中的

基质浓度以S

e

表示，则由式(7-17)得：

、

(7-27)

(7-28) 由于S

r =S 0-S e ,故BOD 去除率 为

(7-29) 由于曝气池内的吸附时间甚短，此时间内污泥的增殖和BOD 的流出可略而不计，以活性污泥氧化能力（BOD 去除）为基准的污泥负荷率L s 和容积负荷率L v 为

(7-30)

(7-31) K 2值可通过实验取得几组(S 0-S e )/Xt 与S e 值后，用图解法求得。

在推流式曝气池内，BOD 去除率按下式计算，S e /S 0值可由式(7-17)积分而得:

(7-32) 第五节 曝气原理与曝气池构造

一、曝气的作用与方法

在活性污泥法系统中，曝气的作用是向液相供给溶解氧，并起搅拌和混合作用。根据活性污泥法的基本理论，向废水供给溶解氧更有效地接触。

通常采用的曝气方法有鼓风曝气，机械曝气以及二者联合使用的混合曝气，某些情况下也采用射流曝气。鼓风曝气是将压缩空气通过管道系统送入池内的散热设备，以气泡形式分散进入混合液。机械曝气则利用装设在曝气池内的叶轮的转动，剧烈地搅动水面，使液体循环流动，不断更新液面并产生剧烈水跃，从而使空气中的氧与水滴或水气的界面充分接触，转入液相中去。射流曝气则是利用水射流泵将空气吸入，使空气与水充分混合并溶解的曝气方式。鼓风曝气设备的关键部件是浸于混合液中的扩散器。根据分散气泡的大小，扩散器又可分成：

（1）小气泡扩散器它包括有微孔材料（陶瓷，砂粒，塑料）制成的扩散板和扩散管等，其特点是气泡小（直径在1.5mm以下），氧利用率高（在11%左右），但阻力大，易阻塞；

（2）中气泡扩散器常用穿孔管，它的孔直径为2～3mm，孔眼气体流速不小于10m/s,以防堵塞，其特点是氧利用率低，但空气压力损失较小；

（3）大气泡扩散器常用的是曝气竖管，直径为15mm左右，底口敞开，其特点是气泡大（直径3mm以上），分布不匀，氧利用率低，不易堵塞；

（4）微气泡扩散器它常称为射流曝气器，气泡直径在100μm左右，射流曝气器通过混合液的高速射流，将鼓风机引入的空气切割粉碎为微细气泡，与混合液充分接触混合，促