德国是世界上环境保护工作开展较好的国家，在污水处理的脱氮除磷方面积累了很多值得借鉴的经验。现将德国排水技术协会(ATV)最新制定的城市污水设计规范A131中关于生物脱氮(硝化和反硝化)的曝气池设计方法介绍给大家，以供参考。
A131的应用条件：
① 进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25；
② 出水达到废水规范VwV的规定。
对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于： ① 希望达到的脱氮效果；
② 曝气池进水中硝酸盐氮NO－3－N和BOD5的比值；
③ 曝气池进水中易降解BOD5占的比例；
④ 泥龄ts；
⑤ 曝气池中的悬浮固体浓度X；
⑥ 污水温度。
图1为前置反硝化系统流程。
1 计算NDN/BOD5和VDN/VT
NDN表示需经反硝化去除的氮，它与进水的BOD5之比决定了反硝化区体积VDN占总体积VT的大小。
由氮平衡计算NDN/BOD5：
NDN=TKNi-Noe-Nme-Ns
式中 TKNi——进水总凯氏氮，mg/L
Noe——出水中有机氮，一般取1～2mg/L
Nme——出水中无机氮之和，包括氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，是排放控制值。按德国标准控制在18mg/L以下，则设计时取0.67×18＝12mg/L
Ns——剩余污泥排出的氮，等于进水BOD5的0.05倍，mg/L
由此可计算NDN/BOD5之值，然后从表1查得VDN/VT。
表1 晴天和一般情况下反硝化设计参考值
反硝化 前置 周步
VDN/VT 反硝化能力，以kgNDN/kgBOD5计，（t=10℃）
0.20 0.70 0.05
0.30 0.10 0.08
0.40 0.12 0.11
0.50 0.14 0.14
2 泥龄
泥龄ts是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，即
ts=曝气池中的活性污泥量/每天从曝气池系统排出的剩余污泥量
tS＝（X×VT）/（QS×XR＋Q×XE）
式中 tS——泥龄，
d
X——曝气池中的活性污泥浓度，即MLSS，kg/m3
VT——曝气池总体积，m3
QS——每天排出的剩余污泥体积，m3/d
XR——剩余污泥浓度，kg/m3
Q——设计污水流量，m3/d
XE——二沉池出水的悬浮固体浓度，kg/m3
根据要求达到的处理程度和污水处理厂的规模，从表2选取应保证的最小泥龄。
表2 处理程度及处理厂规模和最小泥龄的关系
处理程度 污水处理厂规模
≤2万人口当量 ≤10万人口当量
无硝化的污水处理 5 4
有硝化的污水处理（设计温度10℃） 10 8
硝化/反硝化的污水处理（设计温度10℃）
VDN/VT=0.2 12 10
=0.3 13 11
=0.4 15 13
=0.5 18 16
硝化/反硝化和污泥稳定稳定的污水处理 25 不推荐
注 12℃时达到稳定硝化需按10℃设计
3 剩余污泥量
污泥比产率
Y＝YBOD5＋YP
式中 Y——污泥产率，kg干固体/kgBOD5
YBOD5——剩余污泥产率，kg干固体/kgBOD5
YP——同步沉淀的化学污泥产率(当未投加化学混凝剂除磷时无此项)，kg干固体/kgBOD5
剩余污泥产率YBOD5与泥龄、进水SS和BOD5的比例、温度等有关，约为0.52～1.22 kg干固体/kgBOD5，可从表3中选取。
表3 YBOD5与泥龄、进水SS和BOD5的比例之关系
SSi/（BOD5）i 泥龄（d）
4 6 8 10 15 25
0.4 0.74 0.70 0.67 0.64 0.59 0.52
0.6 0.86 0.82 0.79 0.76 0.71 0.64
0.8 0.98 0.94 0.91 0.88 0.83 0.76
1.0 1.10 1.06 1.03 1.00 0.95 0.88
1.2 1.22 1.18 1.15 1.12 1.07 1.00
4 计算曝气池体积
首先计算曝气池的污泥负荷N，即
N＝l/(tS×Y)
式中 N——曝气池的污泥负荷，kgBOD5/(kg干固体•d)
再根据表4选定曝气池中的活性污泥浓度X。
表4 曝气池中活性污泥浓度的推荐值
处理程度 活性污泥浓度X（kg/m3）
有初沉池 无初沉池
无硝化 2.5-3.5 3.5-4.5
硝化和反硝化 2.5-3.5 3.5-4.5
带污泥稳定 - 4.0-5.0
除磷（加混凝剂同步沉淀） 3.5-4.5 4.0-5.0
应特别注意，必须校验二沉池能否使曝气池中的活性污泥浓度达到所选取的X值。
所以，曝气池的体积为：
VT＝(BOD5)i×Q/(N×X)
VT＝VDN＋VN
5 回流比
内循环回流比R1＝QR1/Q，外循环回流比R2＝QR2/Q ，总回流比R＝R1＋R2。
在前置反硝化工艺中，硝酸盐氮通过内循环和外循环回流进入反硝化区。只要回流的硝酸盐氮不超过表1中的反硝化能力，则可能达到的最大反硝化程度取决于回流比R。因此，可根据反硝化率EDN计算所需的最小回流比。
EDN＝NDN/(NDN＋Nne)
所需的最小回流比
R＝1/(1－EDN)－1
式中 EDN——反硝化率
Nne——出水硝酸盐氮，mg/L
一般在前置反硝化工艺中，回流比取2.0。若希望进一步提高反硝化率，可继续提高回流比。但必须注意，最大回流比为4.0，且回流比较高时存在着将过多的溶解氧带入反硝化区的危险。为了减少循环回流中的溶解氧，可在曝气池末端设置隔离区域，减少该区中的曝气量。
前置反硝化工艺中的反硝化区应采用隔墙与好氧硝化区分开，并在反硝化区中设置搅拌装置。
回流量还可根据连续监测反硝化区Nne值进行调节。
6 供氧量
生物脱氮工艺中，分解碳化合物(BOD5)的需氧率OVC和氧化氮化合物的需氧率OVN必须分开计算。然后根据饱和溶解氧等的影响，由这两部分之和计算供氧率(氧负荷)OB 。 ① 分解碳化合物的需氧率OVC可从表5查得。
表5 分解碳化合物的需氧率OVc kgO2/kgBOD5
温度（℃） 泥龄（d）
4 6 8 10 15 25
10 0.83 0.95 1.05 1.15 1.32 1.55
12 0.87 1.00 1.10 1.20 1.38 1.60
15 0.94 1.08 1.20 1.30 1.46 1.60
18 1.00 1.17 1.30 1.40 1.54 1.60
20 1.05 1.22 1.35 1.45 1.60 1.60
② 氧化氮化合物的需氧率OVN可按下式计算：
OVN＝(4.6×Nne＋1.7×NDN)/BOD5
③ 选择曝气区的溶解氧浓度CX，根据峰值系数fC和fN计算最大小时供氧率(氧负荷)OB： OB＝〔Cs/(Cs－Cx)〕/(OVc×fC＋OVN×fN)
式中 Cs——污水中饱和溶解氧浓度，mg/L
Cx——曝气池中溶解氧浓度，mg/ L
fC——碳负荷峰值系数，即最大小时需氧率与平均小时需氧率之比
fN——氮负荷峰值系数
推荐的CX值为：在无硝化的装置中取2 mg/L；进行硝化的装置中取2 mg/L；进行硝化同步/反硝化的装置中取0.5mg/L。
如果无法测得峰值系数，可从表6中查取。由于在污水处理厂最大氮负荷与最大碳负荷并
不同时出现，因此选用最大碳负荷和平均氮负荷或最大氮负荷和平均碳负荷进行计算。 表6 峰值系数
各类负荷值系数 泥龄（d）
4 6 8 10 15 25
fc
fN（≤2万人口当量）
fN（＞10万人口当量） 1.3 1.25 1.2 1.2 1.15 1.1
- - - 2.5 2.0 1.5
- - 2.0 1.8 1.5 -
注 假定24h中出现2h峰值
④ 根据供氧率(氧负荷)OB和曝气设备的氧利用率计算设计供氧量。如果曝气设备的氧利用率是在清水中测定的，则计算结果必须除以供氧系数α(0.5～1.0)。
应特别注意的问题还有，夏季在不具备反硝化功能的污水处理厂进行污水硝化时，OVC值必须增加1/3。另外，最大小时需氧率是根据峰值系数fC和fN、以及日需氧率的1/24计算的，因此若采用间歇反硝化，供氧量应依据曝气间歇时间相应提高。
在前置反硝化工艺中，可将供氧和搅拌分开。反硝化区的搅拌强度取决于池容，通常为3～8W/m3。同时，在反硝化区安装曝气装置有利于加强运行灵活性。
对前置反硝化系统的测试表明，曝气区起始段的耗氧量为平均耗氧量的2倍，故应合理布置曝气装置，保证整个曝气区内的溶解氧都不低于2mg/L。对于推流式曝气池，应分别在沿池长25％和75％处测量池中的溶解氧。供氧量也可根据连续监测曝气池出水中的NH4+-N值进行调整。
1 剩余污泥量计算方法
在活性污泥工艺中,为维持生物系统的稳定,每天需不断有剩余污泥排出。它们主要由两部分构成,一是由降解有机物ＢＯＤ所产生的污泥增殖,二是进水中不可降解及惰性悬浮固体的沉积。因此,剩余干污泥量可以用式(1)计算:
ΔＸ=(Ｙ1+Ｋｄθｃ)Ｑ(ＢＯＤｉ-ＢＯＤｏ)+ｆＰＱ(ＳＳｉ-ＳＳｏ)(1) 式中ΔＸ———系统每日产生的剩余污泥量, ｋｇＭＬＳＳ/ｄ;
Ｙ———污泥增殖率,即微生物每代谢1ｋｇＢＯＤ所合成的ＭＬＶＳＳｋｇ数; Ｋｄ———污泥自身氧化率,ｄ-1;
θｃ———污泥龄(生物固体平均停留时间),ｄ;
Ｙ1+Ｋｄθｃ———污泥净产率系数,又称表观产率(Ｙｏｂｓ);
Ｑ———污水流量,ｍ3/ｄ;
ＢＯＤｉ,ＢＯＤｏ———进、出水中有机物ＢＯＤ浓度,ｋｇＢＯＤ/ｍ3; ｆＰ———不可生物降解和惰性部分占ＳＳｉ 的百分数;
ＳＳｉ,ＳＳｏ———进、出水中悬浮固体ＳＳ浓度,ｋｇＳＳ/ｍ3。
德国排水技术协会(ＡＴＶ)制订的城市污水设计规范中给出了剩余污泥量的计算表达式[1]。此式与式(1)本质相同,只是更加细致,考虑了活性污泥代谢过程中的惰性残余物(约占污泥代谢量的10%左右)及温度修正。综合污泥产率系数ＹＢＯＤ(以ＢＯＤ计,包含不可降解及惰性ＳＳ沉积项)写作:
YBOD=0 6×(1+SSiBODi)-(1-ｆｂ)×0 6×0 08×θｃ×FT1+0 08×θｃ×ＦＴ(2) ＦＴ=1702(Ｔ-15)(3)
式中fb———微生物内源呼吸形成的不可降解部分,取值0 1;
FT———温度修正系数。
比较(1),(2)两式,可知在ＡＴＶ标准中动力学参数Ｙ,Ｋｄ分别取值0．6和0．08ｄ-1,进水中不可降解及惰性悬浮固体(ｆＰ部分)占总进水ＳＳ的60%。由于剩余污泥中挥发性部分所占比例与曝气池中ＭＬＶＳＳ与ＭＬＳＳ的比值大体相当,因此剩余干污泥量也可以表示成下式:
ΔＸ=ＹｏｂｓＱ(ＢＯＤｉ-ＢＯＤｏ)ｆ(4)
式中ｆ=ＭＬＶＳＳＭＬＳＳ;其他符号意义同前。
式(4)与式(1)是一致的,均需确定Ｙｏｂｓ。
2 Ｙｏｂｓ的确定表观产率
Ｙｏｂｓ=Ｙ1+Ｋｄθｃ具有明确的物理含义,我国《室外排水设计规范》(ＧＢＪ14-87)第6 ．6．2条明确规定“在20℃,有机物以ＢＯＤ计时,污泥产率系数Ｙ其常数为0 ．4～0．8。如处理系统无初次沉淀池,Ｙ值必须通过试验确定。”同款还规定了Ｋｄ20℃的常数值0．04～0 ．075ｄ-1。从中可以看出,Ｙ值变化幅度达100%,Ｋｄ的变化幅度达87 5%。对于不设初沉池的活性污泥系统,常常将已有类似污水处理厂的运行经验,作为设计上的参考。表1是几种典型活性污泥工艺Ｙｏｂｓ(或Ｙ,Ｋｄ)取值情况。
对于运行中的污水处理厂,可通过长期运行工况参数,如θｃ,Ｆ(污泥负荷,ｋｇＢＯＤ/(ｋｇＭＬＶＳＳ·ｄ))求得Ｙｏｂｓ实际值,或回归出适用于该厂的Ｙ,Ｋｄ值。Ｙｏｂｓ用θｃ,Ｆ表示为:Ｙｏｂｓ=1θｃＦ(5) 据实际运行参数并利用式(5)计算得出的北京市方庄污水处理厂(传统活性污泥工艺)和酒仙桥污水处理厂(氧化沟工艺)的污泥净产率系数,见表2。从表2可见,对于传统活性污泥工艺,文献推荐值与实际测定值非常接近;但对于氧化沟,二者有明显差距,其它不设初沉池的活性污泥工艺亦存在着类似的问题。事实上,由于各个污水处理厂的运行条件千差万别,必然会造成Ｙｏｂｓ(或Ｙ,Ｋｄ)不完全相同,有
时差别还很大。
3 ｆＰ和ｆ的取值
由式(1)可知,为正确估计和计算活性污泥工艺中的剩余污泥量,合理确定不可降解及惰性部分占总进水ＳＳ的比例是关键。大量的实践表明,进入曝气池的悬浮颗粒物质除部分有机物质发生水解而液化外,仍有40%～60%将以剩余污泥的形式排出系统[8]。对一般城市污水而言,由这部分物质所引起的剩余污泥量在排出的总剩余污泥量中占相当的比例,是不能忽略的。
进水ＳＳ中不可降解及惰性(无机)部分所占的比例,在德国ＡＴＶ标准中取0．6。根据我国污水处理厂的经验,此值略高,因此我国大部分设计中取值0 5。根据酒仙桥厂运行参数计算得的ｆＰ值为0 42(见表3)。若系统存在初沉池,经过初次沉淀后的出水,ｆＰ值会有所降低,通常为0 3左右(见表4)。
曝气池的混合液中,挥发性悬浮固体(ＭＬＶＳＳ)与总悬浮固体(ＭＬＳＳ)的比值ｆ,受系统运行条件的影响明显。对有初沉池的系统,此值通常保持在0 7～0 8之间;若不设初沉池,ｆ值降低,变化的范围也更大,一般为0．5～0 ．8,有时甚至低至0．4。一般说来,氧化沟可保持较高的ｆ值,如酒仙桥厂的ｆ值为0．63。ＳＢＲ则通常稳定在0．5左右[10]。 4 Ｙｏｂｓ存在较大差异的原因
从本质上讲,在一个保持动态稳定的活性污泥系统中,污泥龄θｃ(通过排泥控制)决定了可能存在的优势菌群;而有机物的多寡,营养的平衡(在ＭＬＶＳＳ一定时,受进水水质影响)则决定了微生物总体的生长水平。ｆ值作为表征活性污泥系统实际运行状态的参数,既与θｃ,ＭＬＶＳＳ密切关联,又受到进水水质的影响,可以用来解释Ｙｏｂｓ的变化。
由于前述式(1)与式(4)是等同的,忽略ＳＳｏ,ＢＯＤｏ(符号意义同前),则有:Ｙｏｂｓ+ｆＰＳＳｉＢＯＤｉ=Ｙｏｂｓｆ,从而可建立起Ｙｏｂｓ与ｆＰ,ＳＳｉＢＯＤｉ以及ｆ之间的关联:
Ｙｏｂｓ=ｆＰ×ＳＳｉＢＯＤｉ×ｆ1-ｆ(6)
式(6)中,ｆＰ与ＳＳｉＢＯＤｉ体现了进水水质差异对污泥产率的影响,有无初沉池是关键因素,ｆ则与运行工况紧密联系。根据表4所列城市污水的代表性ｆＰ和ＳＳｉＢＯＤｉ值,通过式(6)绘制Ｙｏｂｓ～ｆ的关系曲线,见图1。
从图1可以看出,对无初沉池的活性污泥系统,ｆ的微小变化,会带来Ｙｏｂｓ的较大改变,特别是当ｆ>0 6时。排泥是污水处理厂的关键操作,因对污泥排放量的控制不同,加之进水水质的变化,使得ｆ值可能在0 4～0 7甚至更大的范围内变动,相应的污泥产率系数Ｙｏｂｓ可能低至0 ．3,也可能超过1 ．0,可见排泥过程对污泥产率的影响极大。
对同一污水处理厂,其运行条件是复杂多变的,而设计只是满足了某种特定状况,必然造成实际污泥产率与设计存在较大差距;对不同污水处理厂,即使它们的工艺设计完全相同,由于实际运行控制参数及来水水质不同,因此Ｙｏｂｓ也会有不同。就一般城市污水而言,进水ＳＳ与ＢＯＤ浓度大致相同,若不设初沉池,通常要求ｆ值控制在0 6以下(ｆ>0 6以后Ｙｏｂｓ变化显著,不利系统运行),此时Ｙｏｂｓ介于0 3～0 6之间,这也是大多数污水处理厂污泥产率系数的设计取值范围。
5 结语
(1)在活性污泥工艺设计中,正确估算剩余污泥量非常重要,为此需解决两方面的问题:一是确定污泥产率系数Ｙｏｂｓ;另一是确定进水ＳＳ中不可降解及惰性悬浮固体的比例。
(2)对传统活性污泥法,可根据已有规范及资料给定的Ｙ,Ｋｄ值,计算Ｙｏｂｓ;对不设
初沉池的活性污泥变型工艺,Ｙｏｂｓ会随ＭＬＶＳＳ/ＭＬＳＳ比值显著变化,变化范围为0 3～1 0。可见,根据来水水质情况,通过调整排泥,可明显影响污泥产率。
(3)若城市污水处理厂不设初沉池,在设计时,Ｙｏｂｓ取值介于0 3～0 6之间,且需控制ＭＬＶＳＳ/ＭＬＳＳ比值在0 6以下。 (4)对于城市污水,原水ＳＳ中不可降解及惰性悬浮固体的比例,在设计中可取50%,经初沉池后,通常降至30%左右。
剩余污泥是活性污泥微生物在分解氧化废水中有机物的同时，自身得到繁殖和增殖的结果。为维持生物处理系统的稳定运行，需要保持微生物数量的稳定，即需要及时将新增长的污泥量当作剩余污泥从系统中排放出去。每日排放的剩余污泥量应大致等于污泥每日的增长量，排放量过大或过小都会导致曝气池内MLSS值的波动。具体排放量控制方法有：
(1)泥龄控制：如果曝气池进水量和有机物浓度波动较小，可以只用曝气池混合液污泥量来计算剩余污泥排放量，即：
剩余污泥排放量：曝气池混合液污泥量／(泥龄×回流污泥浓 度)一二沉池出水污泥量 当进水量有波动时，因为污泥在曝气池和二沉池中动态分布，计算剩余污泥排放量时应以系统的总污泥量计，即将二沉池的泥量也计算在内。
(2)污泥浓度控制：曝气池混合液污泥浓度一般都有个最佳值，如果高于此值，必须及时排泥。计算公式如下：
剩余污泥排放量=曝气池内混合液污泥浓度与理想浓度之差×曝气池容积／回流污泥浓度
(3)污泥负荷控制：按照曝气池内污泥量不变的原则，根据污泥负荷计算污泥的产量，并将新产生的污泥全部从系统中排放出去。计算公式如下：
剩余污泥排放量=(曝气池内混合液污泥量一进水BOD5，量／污泥负荷)／回流污泥浓度
(4)污泥沉降比控制：当测得污泥沉降比SV增大后，可能是污泥浓度增加所致，也可能是污泥的沉降性能变差所致，不管哪种情况都应该及时排出剩余污泥，保证SV的相对稳定。
德国是世界上环境保护工作开展较好的国家，在污水处理的脱氮除磷方面积累了很多值得借鉴的经验。现将德国排水技术协会(ATV)最新制定的城市污水设计规范A131中关于生物脱氮(硝化和反硝化)的曝气池设计方法介绍给大家，以供参考。
A131的应用条件：
① 进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25；
② 出水达到废水规范VwV的规定。
对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于： ① 希望达到的脱氮效果；
② 曝气池进水中硝酸盐氮NO－3－N和BOD5的比值；
③ 曝气池进水中易降解BOD5占的比例；
④ 泥龄ts；
⑤ 曝气池中的悬浮固体浓度X；
⑥ 污水温度。
图1为前置反硝化系统流程。
1 计算NDN/BOD5和VDN/VT
NDN表示需经反硝化去除的氮，它与进水的BOD5之比决定了反硝化区体积VDN占总体积VT的大小。
由氮平衡计算NDN/BOD5：
NDN=TKNi-Noe-Nme-Ns
式中 TKNi——进水总凯氏氮，mg/L
Noe——出水中有机氮，一般取1～2mg/L
Nme——出水中无机氮之和，包括氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，是排放控制值。按德国标准控制在18mg/L以下，则设计时取0.67×18＝12mg/L
Ns——剩余污泥排出的氮，等于进水BOD5的0.05倍，mg/L
由此可计算NDN/BOD5之值，然后从表1查得VDN/VT。
表1 晴天和一般情况下反硝化设计参考值
反硝化 前置 周步
VDN/VT 反硝化能力，以kgNDN/kgBOD5计，（t=10℃）
0.20 0.70 0.05
0.30 0.10 0.08
0.40 0.12 0.11
0.50 0.14 0.14
2 泥龄
泥龄ts是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，即
ts=曝气池中的活性污泥量/每天从曝气池系统排出的剩余污泥量
tS＝（X×VT）/（QS×XR＋Q×XE）
式中 tS——泥龄，
d
X——曝气池中的活性污泥浓度，即MLSS，kg/m3
VT——曝气池总体积，m3
QS——每天排出的剩余污泥体积，m3/d
XR——剩余污泥浓度，kg/m3
Q——设计污水流量，m3/d
XE——二沉池出水的悬浮固体浓度，kg/m3
根据要求达到的处理程度和污水处理厂的规模，从表2选取应保证的最小泥龄。
表2 处理程度及处理厂规模和最小泥龄的关系
处理程度 污水处理厂规模
≤2万人口当量 ≤10万人口当量
无硝化的污水处理 5 4
有硝化的污水处理（设计温度10℃） 10 8
硝化/反硝化的污水处理（设计温度10℃）
VDN/VT=0.2 12 10
=0.3 13 11
=0.4 15 13
=0.5 18 16
硝化/反硝化和污泥稳定稳定的污水处理 25 不推荐
注 12℃时达到稳定硝化需按10℃设计
3 剩余污泥量
污泥比产率
Y＝YBOD5＋YP
式中 Y——污泥产率，kg干固体/kgBOD5
YBOD5——剩余污泥产率，kg干固体/kgBOD5
YP——同步沉淀的化学污泥产率(当未投加化学混凝剂除磷时无此项)，kg干固体/kgBOD5
剩余污泥产率YBOD5与泥龄、进水SS和BOD5的比例、温度等有关，约为0.52～1.22 kg干固体/kgBOD5，可从表3中选取。
表3 YBOD5与泥龄、进水SS和BOD5的比例之关系
SSi/（BOD5）i 泥龄（d）
4 6 8 10 15 25
0.4 0.74 0.70 0.67 0.64 0.59 0.52
0.6 0.86 0.82 0.79 0.76 0.71 0.64
0.8 0.98 0.94 0.91 0.88 0.83 0.76
1.0 1.10 1.06 1.03 1.00 0.95 0.88
1.2 1.22 1.18 1.15 1.12 1.07 1.00
4 计算曝气池体积
首先计算曝气池的污泥负荷N，即
N＝l/(tS×Y)
式中 N——曝气池的污泥负荷，kgBOD5/(kg干固体•d)
再根据表4选定曝气池中的活性污泥浓度X。
表4 曝气池中活性污泥浓度的推荐值
处理程度 活性污泥浓度X（kg/m3）
有初沉池 无初沉池
无硝化 2.5-3.5 3.5-4.5
硝化和反硝化 2.5-3.5 3.5-4.5
带污泥稳定 - 4.0-5.0
除磷（加混凝剂同步沉淀） 3.5-4.5 4.0-5.0
应特别注意，必须校验二沉池能否使曝气池中的活性污泥浓度达到所选取的X值。
所以，曝气池的体积为：
VT＝(BOD5)i×Q/(N×X)
VT＝VDN＋VN
5 回流比
内循环回流比R1＝QR1/Q，外循环回流比R2＝QR2/Q ，总回流比R＝R1＋R2。
在前置反硝化工艺中，硝酸盐氮通过内循环和外循环回流进入反硝化区。只要回流的硝酸盐氮不超过表1中的反硝化能力，则可能达到的最大反硝化程度取决于回流比R。因此，可根据反硝化率EDN计算所需的最小回流比。
EDN＝NDN/(NDN＋Nne)
所需的最小回流比
R＝1/(1－EDN)－1
式中 EDN——反硝化率
Nne——出水硝酸盐氮，mg/L
一般在前置反硝化工艺中，回流比取2.0。若希望进一步提高反硝化率，可继续提高回流比。但必须注意，最大回流比为4.0，且回流比较高时存在着将过多的溶解氧带入反硝化区的危险。为了减少循环回流中的溶解氧，可在曝气池末端设置隔离区域，减少该区中的曝气量。
前置反硝化工艺中的反硝化区应采用隔墙与好氧硝化区分开，并在反硝化区中设置搅拌装置。
回流量还可根据连续监测反硝化区Nne值进行调节。
6 供氧量
生物脱氮工艺中，分解碳化合物(BOD5)的需氧率OVC和氧化氮化合物的需氧率OVN必须分开计算。然后根据饱和溶解氧等的影响，由这两部分之和计算供氧率(氧负荷)OB 。 ① 分解碳化合物的需氧率OVC可从表5查得。
表5 分解碳化合物的需氧率OVc kgO2/kgBOD5
温度（℃） 泥龄（d）
4 6 8 10 15 25
10 0.83 0.95 1.05 1.15 1.32 1.55
12 0.87 1.00 1.10 1.20 1.38 1.60
15 0.94 1.08 1.20 1.30 1.46 1.60
18 1.00 1.17 1.30 1.40 1.54 1.60
20 1.05 1.22 1.35 1.45 1.60 1.60
② 氧化氮化合物的需氧率OVN可按下式计算：
OVN＝(4.6×Nne＋1.7×NDN)/BOD5
③ 选择曝气区的溶解氧浓度CX，根据峰值系数fC和fN计算最大小时供氧率(氧负荷)OB： OB＝〔Cs/(Cs－Cx)〕/(OVc×fC＋OVN×fN)
式中 Cs——污水中饱和溶解氧浓度，mg/L
Cx——曝气池中溶解氧浓度，mg/ L
fC——碳负荷峰值系数，即最大小时需氧率与平均小时需氧率之比
fN——氮负荷峰值系数
推荐的CX值为：在无硝化的装置中取2 mg/L；进行硝化的装置中取2 mg/L；进行硝化同步/反硝化的装置中取0.5mg/L。
如果无法测得峰值系数，可从表6中查取。由于在污水处理厂最大氮负荷与最大碳负荷并
不同时出现，因此选用最大碳负荷和平均氮负荷或最大氮负荷和平均碳负荷进行计算。 表6 峰值系数
各类负荷值系数 泥龄（d）
4 6 8 10 15 25
fc
fN（≤2万人口当量）
fN（＞10万人口当量） 1.3 1.25 1.2 1.2 1.15 1.1
- - - 2.5 2.0 1.5
- - 2.0 1.8 1.5 -
注 假定24h中出现2h峰值
④ 根据供氧率(氧负荷)OB和曝气设备的氧利用率计算设计供氧量。如果曝气设备的氧利用率是在清水中测定的，则计算结果必须除以供氧系数α(0.5～1.0)。
应特别注意的问题还有，夏季在不具备反硝化功能的污水处理厂进行污水硝化时，OVC值必须增加1/3。另外，最大小时需氧率是根据峰值系数fC和fN、以及日需氧率的1/24计算的，因此若采用间歇反硝化，供氧量应依据曝气间歇时间相应提高。
在前置反硝化工艺中，可将供氧和搅拌分开。反硝化区的搅拌强度取决于池容，通常为3～8W/m3。同时，在反硝化区安装曝气装置有利于加强运行灵活性。
对前置反硝化系统的测试表明，曝气区起始段的耗氧量为平均耗氧量的2倍，故应合理布置曝气装置，保证整个曝气区内的溶解氧都不低于2mg/L。对于推流式曝气池，应分别在沿池长25％和75％处测量池中的溶解氧。供氧量也可根据连续监测曝气池出水中的NH4+-N值进行调整。
1 剩余污泥量计算方法
在活性污泥工艺中,为维持生物系统的稳定,每天需不断有剩余污泥排出。它们主要由两部分构成,一是由降解有机物ＢＯＤ所产生的污泥增殖,二是进水中不可降解及惰性悬浮固体的沉积。因此,剩余干污泥量可以用式(1)计算:
ΔＸ=(Ｙ1+Ｋｄθｃ)Ｑ(ＢＯＤｉ-ＢＯＤｏ)+ｆＰＱ(ＳＳｉ-ＳＳｏ)(1) 式中ΔＸ———系统每日产生的剩余污泥量, ｋｇＭＬＳＳ/ｄ;
Ｙ———污泥增殖率,即微生物每代谢1ｋｇＢＯＤ所合成的ＭＬＶＳＳｋｇ数; Ｋｄ———污泥自身氧化率,ｄ-1;
θｃ———污泥龄(生物固体平均停留时间),ｄ;
Ｙ1+Ｋｄθｃ———污泥净产率系数,又称表观产率(Ｙｏｂｓ);
Ｑ———污水流量,ｍ3/ｄ;
ＢＯＤｉ,ＢＯＤｏ———进、出水中有机物ＢＯＤ浓度,ｋｇＢＯＤ/ｍ3; ｆＰ———不可生物降解和惰性部分占ＳＳｉ 的百分数;
ＳＳｉ,ＳＳｏ———进、出水中悬浮固体ＳＳ浓度,ｋｇＳＳ/ｍ3。
德国排水技术协会(ＡＴＶ)制订的城市污水设计规范中给出了剩余污泥量的计算表达式[1]。此式与式(1)本质相同,只是更加细致,考虑了活性污泥代谢过程中的惰性残余物(约占污泥代谢量的10%左右)及温度修正。综合污泥产率系数ＹＢＯＤ(以ＢＯＤ计,包含不可降解及惰性ＳＳ沉积项)写作:
YBOD=0 6×(1+SSiBODi)-(1-ｆｂ)×0 6×0 08×θｃ×FT1+0 08×θｃ×ＦＴ(2) ＦＴ=1702(Ｔ-15)(3)
式中fb———微生物内源呼吸形成的不可降解部分,取值0 1;
FT———温度修正系数。
比较(1),(2)两式,可知在ＡＴＶ标准中动力学参数Ｙ,Ｋｄ分别取值0．6和0．08ｄ-1,进水中不可降解及惰性悬浮固体(ｆＰ部分)占总进水ＳＳ的60%。由于剩余污泥中挥发性部分所占比例与曝气池中ＭＬＶＳＳ与ＭＬＳＳ的比值大体相当,因此剩余干污泥量也可以表示成下式:
ΔＸ=ＹｏｂｓＱ(ＢＯＤｉ-ＢＯＤｏ)ｆ(4)
式中ｆ=ＭＬＶＳＳＭＬＳＳ;其他符号意义同前。
式(4)与式(1)是一致的,均需确定Ｙｏｂｓ。
2 Ｙｏｂｓ的确定表观产率
Ｙｏｂｓ=Ｙ1+Ｋｄθｃ具有明确的物理含义,我国《室外排水设计规范》(ＧＢＪ14-87)第6 ．6．2条明确规定“在20℃,有机物以ＢＯＤ计时,污泥产率系数Ｙ其常数为0 ．4～0．8。如处理系统无初次沉淀池,Ｙ值必须通过试验确定。”同款还规定了Ｋｄ20℃的常数值0．04～0 ．075ｄ-1。从中可以看出,Ｙ值变化幅度达100%,Ｋｄ的变化幅度达87 5%。对于不设初沉池的活性污泥系统,常常将已有类似污水处理厂的运行经验,作为设计上的参考。表1是几种典型活性污泥工艺Ｙｏｂｓ(或Ｙ,Ｋｄ)取值情况。
对于运行中的污水处理厂,可通过长期运行工况参数,如θｃ,Ｆ(污泥负荷,ｋｇＢＯＤ/(ｋｇＭＬＶＳＳ·ｄ))求得Ｙｏｂｓ实际值,或回归出适用于该厂的Ｙ,Ｋｄ值。Ｙｏｂｓ用θｃ,Ｆ表示为:Ｙｏｂｓ=1θｃＦ(5) 据实际运行参数并利用式(5)计算得出的北京市方庄污水处理厂(传统活性污泥工艺)和酒仙桥污水处理厂(氧化沟工艺)的污泥净产率系数,见表2。从表2可见,对于传统活性污泥工艺,文献推荐值与实际测定值非常接近;但对于氧化沟,二者有明显差距,其它不设初沉池的活性污泥工艺亦存在着类似的问题。事实上,由于各个污水处理厂的运行条件千差万别,必然会造成Ｙｏｂｓ(或Ｙ,Ｋｄ)不完全相同,有
时差别还很大。
3 ｆＰ和ｆ的取值
由式(1)可知,为正确估计和计算活性污泥工艺中的剩余污泥量,合理确定不可降解及惰性部分占总进水ＳＳ的比例是关键。大量的实践表明,进入曝气池的悬浮颗粒物质除部分有机物质发生水解而液化外,仍有40%～60%将以剩余污泥的形式排出系统[8]。对一般城市污水而言,由这部分物质所引起的剩余污泥量在排出的总剩余污泥量中占相当的比例,是不能忽略的。
进水ＳＳ中不可降解及惰性(无机)部分所占的比例,在德国ＡＴＶ标准中取0．6。根据我国污水处理厂的经验,此值略高,因此我国大部分设计中取值0 5。根据酒仙桥厂运行参数计算得的ｆＰ值为0 42(见表3)。若系统存在初沉池,经过初次沉淀后的出水,ｆＰ值会有所降低,通常为0 3左右(见表4)。
曝气池的混合液中,挥发性悬浮固体(ＭＬＶＳＳ)与总悬浮固体(ＭＬＳＳ)的比值ｆ,受系统运行条件的影响明显。对有初沉池的系统,此值通常保持在0 7～0 8之间;若不设初沉池,ｆ值降低,变化的范围也更大,一般为0．5～0 ．8,有时甚至低至0．4。一般说来,氧化沟可保持较高的ｆ值,如酒仙桥厂的ｆ值为0．63。ＳＢＲ则通常稳定在0．5左右[10]。 4 Ｙｏｂｓ存在较大差异的原因
从本质上讲,在一个保持动态稳定的活性污泥系统中,污泥龄θｃ(通过排泥控制)决定了可能存在的优势菌群;而有机物的多寡,营养的平衡(在ＭＬＶＳＳ一定时,受进水水质影响)则决定了微生物总体的生长水平。ｆ值作为表征活性污泥系统实际运行状态的参数,既与θｃ,ＭＬＶＳＳ密切关联,又受到进水水质的影响,可以用来解释Ｙｏｂｓ的变化。
由于前述式(1)与式(4)是等同的,忽略ＳＳｏ,ＢＯＤｏ(符号意义同前),则有:Ｙｏｂｓ+ｆＰＳＳｉＢＯＤｉ=Ｙｏｂｓｆ,从而可建立起Ｙｏｂｓ与ｆＰ,ＳＳｉＢＯＤｉ以及ｆ之间的关联:
Ｙｏｂｓ=ｆＰ×ＳＳｉＢＯＤｉ×ｆ1-ｆ(6)
式(6)中,ｆＰ与ＳＳｉＢＯＤｉ体现了进水水质差异对污泥产率的影响,有无初沉池是关键因素,ｆ则与运行工况紧密联系。根据表4所列城市污水的代表性ｆＰ和ＳＳｉＢＯＤｉ值,通过式(6)绘制Ｙｏｂｓ～ｆ的关系曲线,见图1。
从图1可以看出,对无初沉池的活性污泥系统,ｆ的微小变化,会带来Ｙｏｂｓ的较大改变,特别是当ｆ>0 6时。排泥是污水处理厂的关键操作,因对污泥排放量的控制不同,加之进水水质的变化,使得ｆ值可能在0 4～0 7甚至更大的范围内变动,相应的污泥产率系数Ｙｏｂｓ可能低至0 ．3,也可能超过1 ．0,可见排泥过程对污泥产率的影响极大。
对同一污水处理厂,其运行条件是复杂多变的,而设计只是满足了某种特定状况,必然造成实际污泥产率与设计存在较大差距;对不同污水处理厂,即使它们的工艺设计完全相同,由于实际运行控制参数及来水水质不同,因此Ｙｏｂｓ也会有不同。就一般城市污水而言,进水ＳＳ与ＢＯＤ浓度大致相同,若不设初沉池,通常要求ｆ值控制在0 6以下(ｆ>0 6以后Ｙｏｂｓ变化显著,不利系统运行),此时Ｙｏｂｓ介于0 3～0 6之间,这也是大多数污水处理厂污泥产率系数的设计取值范围。
5 结语
(1)在活性污泥工艺设计中,正确估算剩余污泥量非常重要,为此需解决两方面的问题:一是确定污泥产率系数Ｙｏｂｓ;另一是确定进水ＳＳ中不可降解及惰性悬浮固体的比例。
(2)对传统活性污泥法,可根据已有规范及资料给定的Ｙ,Ｋｄ值,计算Ｙｏｂｓ;对不设
初沉池的活性污泥变型工艺,Ｙｏｂｓ会随ＭＬＶＳＳ/ＭＬＳＳ比值显著变化,变化范围为0 3～1 0。可见,根据来水水质情况,通过调整排泥,可明显影响污泥产率。
(3)若城市污水处理厂不设初沉池,在设计时,Ｙｏｂｓ取值介于0 3～0 6之间,且需控制ＭＬＶＳＳ/ＭＬＳＳ比值在0 6以下。 (4)对于城市污水,原水ＳＳ中不可降解及惰性悬浮固体的比例,在设计中可取50%,经初沉池后,通常降至30%左右。
剩余污泥是活性污泥微生物在分解氧化废水中有机物的同时，自身得到繁殖和增殖的结果。为维持生物处理系统的稳定运行，需要保持微生物数量的稳定，即需要及时将新增长的污泥量当作剩余污泥从系统中排放出去。每日排放的剩余污泥量应大致等于污泥每日的增长量，排放量过大或过小都会导致曝气池内MLSS值的波动。具体排放量控制方法有：
(1)泥龄控制：如果曝气池进水量和有机物浓度波动较小，可以只用曝气池混合液污泥量来计算剩余污泥排放量，即：
剩余污泥排放量：曝气池混合液污泥量／(泥龄×回流污泥浓 度)一二沉池出水污泥量 当进水量有波动时，因为污泥在曝气池和二沉池中动态分布，计算剩余污泥排放量时应以系统的总污泥量计，即将二沉池的泥量也计算在内。
(2)污泥浓度控制：曝气池混合液污泥浓度一般都有个最佳值，如果高于此值，必须及时排泥。计算公式如下：
剩余污泥排放量=曝气池内混合液污泥浓度与理想浓度之差×曝气池容积／回流污泥浓度
(3)污泥负荷控制：按照曝气池内污泥量不变的原则，根据污泥负荷计算污泥的产量，并将新产生的污泥全部从系统中排放出去。计算公式如下：
剩余污泥排放量=(曝气池内混合液污泥量一进水BOD5，量／污泥负荷)／回流污泥浓度
(4)污泥沉降比控制：当测得污泥沉降比SV增大后，可能是污泥浓度增加所致，也可能是污泥的沉降性能变差所致，不管哪种情况都应该及时排出剩余污泥，保证SV的相对稳定。