沉淀池总高度 犎＝０．３＋３＋０．５＋０．６＋１．７３＝６．１３ｍ （４）沉淀池周边处的高度为 犺１ ＋犺２ ＋犺３ ＝０．３＋３．０＋０．５＝３．８ｍ （５）径深比校核 犇／犺２ ＝２８／３＝９．３ 合格 ３５３　向心辐流式沉淀池 上述辐流式沉淀池的进水管设在池中心，流出槽设在池子四周，故称为中心进水周边 出水辐流式沉淀池。因中心导流筒内的流速较大，可达１００ｍｍ／ｓ，当作为二次沉淀池用 时，活性污泥在中心导流筒内难以絮凝，并且这股水流向下流动的动能较大，易冲击池底 沉泥，池的容积利用系数也较小 （约４８％）。 向心辐流式沉淀池流入区设在池周边，流出槽设在沉淀池中心部位的１４犚、１３犚、１２ 犚 或设在沉淀池的周边，称周边出水向心辐流式沉淀池。在一定程度上克服了普通辐流式 沉淀池的缺点。 １． 向心辐流式沉淀池的功能分区 向心辐流式沉淀池可分为５个功能区，即１为流入槽，２为导流絮凝区，３为沉淀区， ４为流出槽，５为污泥区，见图３３８。 图３３８　向心辐流式沉淀池 流入槽沿周边设置，槽底均匀地开设布水孔及短管，供布水用。 导流絮凝区主要作用：使进水导向沉淀区并使布水均匀；因进水自布水孔及短管进入 导流絮凝区后，在区内形成回流，可促使活性污泥絮凝，加速沉淀区的沉淀；因该区的过 水面积较大，故向下流的流速小，对池底污泥无冲击作用。 沉淀区的功能是沉淀作用，此外，由于沉淀区下部的水流方向是向心流，故可将沉淀 污泥推向池中心的污泥斗，便于排泥。 流出槽的位置可设在：① 等于池的半径犚 处 （图 ３３８ｂ）； ②犚２ 处； ③ 犚处 （图 ３ ３ ３８ａ）；④犚４处。根据实测资料，向心辐流式沉淀池的容积利用系数高于中心进水的辐流式 沉淀池。不同流出槽位置，容积利用系数略有差别，见表３１２所列。 ８７

流出槽不同位置的容积利用系数表 表３１２ 出水槽位置 容积利用系数 （％） 出水槽位置 容积利用系数 （％） 犚处 ８７．５ 犚处 ９３．６ 犚处 ２ ７９．７ ３ ８５．７ ３犚处 ４ 从表３１２可知，流出槽的较佳位置是设在 犚 处，根据安装方面的原因，也可设在 犚／３处或犚／４处。 ２． 向心式辐流式沉淀池的设计 流出槽：采 用 环 形 平 底 槽，等 距 设 布 水 孔，孔 径 一 般 用 ５０～１００ｍｍ，并 加 ５０～ １００ｍｍ 长度的短管，管内流速０．３～０．８ｍ／ｓ。 狏ｎ ＝槡２狋ν犌犿 （３４４） 狏２１ －狏２２ ２ ２狋狏 （ ）犌２ｍ ＝ （３４５） 式中　狏ｎ———配水孔平均流速，０．３～０．８ｍ／ｓ； 狏———污水的运动黏度，与水温有关，可查手册； 狋———导流絮凝区平均停留时间，ｓ，池周有效水深为２～４ｍ，狋取３６０～７２０ｓ； 犌ｍ———导流絮凝区平均速度梯度一般可取１０～１０ｓ－１； 狏１———配水孔水流收缩断面的流速 ｍ／ｓ，狏１ ＝狏εｎ，ε为收缩系数，因设有短管，∴ 取ε＝１； 狏２———导流絮凝区向下流速，ｍ／ｓ； 狏２ ＝ 犙１ 犳 式中　犙１———每池的最大设计流量，ｍ３／ｓ； 犳———导流絮凝区环形面积，ｍ２。 为了施工安装方便，导流絮凝区的宽度 犅≥０．４ｍ，与配水槽等宽，采用式 （３４５） 验算犌ｍ 值。若犌ｍ 值在１０～３０ｓ－１之间为合格。否则需调整犅 值再算。 沉淀区，向心辐流式沉淀的表面负荷可高于普通辐流式的２倍，即可用３～４ｍ３／（ｍ２·ｈ）。 流出槽，可用锯齿堰出水，使每齿的出水流速均较大，齿角处不易积泥或滋生藻类。 其他设计同普通辐流沉淀池。 【例３６】　某城市的设计污水量为５００００ｍ３／ｄ，曝气池回流污泥比为０．５，污水温度 ２０℃，?用向心式辐流式沉淀。 【解】　用两座池，表面负荷取３ｍ３／（ｍ２·ｈ），沉淀区面积为 犃１ ＝ 犙 ＝２×５０２００×０２４ ＝５２０ｍ２ ２狇０ ×２４ 槡犚 ＝ ５００ ＝１２．９，取 犇 ＝２５．７ｍ π 流入槽：设计流量应加上回流污泥量，即５００００＋０．５×５００００＝７５０００ｍ３／ｄ。设流入 槽宽犅＝０．６ｍ，水深０．５ｍ，流入槽流速狏＝２×２４×０．７６５０×０００．５×３６００＝１．４５ｍ／ｓ。取导流 ８８

絮凝区停留时间为６００ｓ，犌ｍ＝２０ｓ－１，∵水温为２０℃，∴ν＝１．０６×１０－６ｍ２／ｓ， 狏ｎ ＝槡２狋ν犌ｍ ＝槡２×６００×１．０６×１０－６×２０＝０．７１ｍ／ｓ 孔径用５０ｍｍ，每座池流入槽内的孔数： 狀 ＝２×０．７１×４π７５×０００．００５２×８６４００＝３１２个 狋＝ π（犇狀＋犅）＝ π（２５．３７１２＋０．６）＝０．２６５ｍ 　　导流絮凝区：导流絮凝区的平均流速 狏２ ＝狀π（犇 犙 ＝ ７５０００ ＝０．００９ｍ／ｓ ＋犅）×犅×８６４００ ２π（２５．７＋０．６）×０．６×８６４００ 式中　狀———池数。 用式 （３４４）核算犌ｍ， 狏１２ －狏２２ ２ ０．７１２－０．００９２ １ ２狋狏 ２×６００×１．０６×１０－６ （ ） （ ）犌２ｍ ＝ ＝ ２ ＝１９．９ｓ－１ 犌ｍ 在１０～３０之间，合格。 ３５４　竖流式沉淀池 １． 竖流式沉淀池的构造 竖流式沉淀池可用圆形或正方形。为了池内水流分布均匀，池径不宜太大，一般采用 ４～７ｍ，不大于 １０ｍ。沉淀区呈柱形，污泥斗呈截头倒锥体。图 ３３９ 为圆形竖流式沉 淀池。 图３３９　圆形竖流式沉淀池 图中１为进水管，污水从中心管２自上而下，经反射板３折向上流，沉淀水用设在池 周的锯齿溢流堰，溢入流出槽６，７为出水管。如果池径大于７ｍ，为了使池内水流分布均 匀，可增设辐射方向的溢出槽。流出槽前设有挡板５，隔除浮渣。污泥斗的倾角用５５°～ ６０°。沉依靠静水压力犺，将污泥从排泥管４排出，排泥管径用２００ｍｍ。作为初次沉淀池 用时，犺 不应小于１．５ｍ；作为二次沉淀池用时，生物滤池后的不应小于１．２ｍ；曝气池后 的不应小于０．９ｍ。 ８９

竖流式沉淀池的水流流速狏 是向上的，而颗粒沉速狌 是向下的，颗粒的实际沉速是狏 与狌 的矢量和，如前所述只有狌≥狏 的颗粒才能被沉淀去除，因此比较平流与辐流式池， １００ 犘０ 狌０ ∫去除率少 狌ｔｄ犘 ，但若颗粒具有絮 凝性 能， 则 由 于 水 流向 上， 带 着 微 颗粒 在 上 升 的 ０ 过程中，互相碰撞，促进絮凝，颗粒变大，沉速随之增大，又有被去除的可能。故竖流式 沉淀池作为 二 次 沉 淀 池 是 可 行 的。 竖 流 式 沉 淀 池 的 池 深 较 深， 故 适 用 于 中 小 型 污 水 处 理厂。 图３４０是竖流式沉淀池的中心管１，喇叭口２及反射 板３的尺寸关系图。中心管内的流速狏０ 不宜大于３０ｍｍ／ ｓ，喇叭口及反射板起消能和使水流方向折向上流的作用。 具体尺寸关系如图所示。污水从喇叭口与反射板之间的间 隙流出的流速狏１ 不应大于４０ｍｍ／ｓ。 为了保证水流自下而上作垂直流动，径 （或正方形的 一边）深比 犇∶犺２ 不大于３。犺２ 为有效水深，见图３３９。 ２． 竖流式沉淀池的设计 设计的内容包括沉淀池各部尺寸。 （１）中心管面积与直径 图３４０　中心管及 犳１ ＝狇ｍａｘ （３４６） 反射板的结构尺寸 狏０ 槡犱０ ＝ ４犳１ π 式中　犳１———中心管截面积，ｍ２； 犱０———中心管直径，ｍ； 狇ｍａｘ———每一个池的最大设计流量，ｍ３／ｓ； 狏０———中心管内的流速，ｍ／ｓ。 （２）沉淀池的有效沉淀高度，即中心管的高度 犺２ ＝３６００狏狋 （３４７） 式中　犺２———有效沉淀高度，ｍ； 狏———污水在沉淀区的上升流速，ｍｍ／ｓ，如有沉淀试验资料，狏 等于拟去除的最 小颗粒沉速狌，如无则狏 用０．５～１ｍｍ／ｓ，即０．０００５～０．００１ｍ／ｓ； 狋———沉淀时间，一般采用１．０～２．０ｈ （初次沉淀池）；１．５～２．５ｈ （二次沉淀池）。 （３）中心管喇叭口到反射板之间的间隙高度 犺３ ＝ 狇ｍａｘ （３４８） 狏１π犱１ 式中　犺３———间隙高度，ｍ； 狏１———间隙流出速度，一般不大于４０ｍｍ／ｓ； 犱１———喇叭口直径，ｍ，见图３３９。 （４）沉淀池总面积和池径 犳２ ＝狇ｍａｘ 狏 ９０

犃＝犳１＋犳２ 槡犇 ＝４犃 （３４９） π 式中　犳２———沉淀区面积，ｍ２； 犃———沉淀池面积 （含中心管面积），ｍ２； 犱———沉淀池直径，ｍ。 （５）缓冲层高犺４，采用０．３ｍ （６）污泥斗及污泥斗高度 污泥斗的高度与污泥量有关。污泥量可根据式 （３３７），式 （３３８）计算。污泥斗的 高度用截头圆锥公式计算，参见平流式沉淀池。 （７）沉淀池总高度 犎 ＝犺１ ＋犺２ ＋犺３ ＋犺４ ＋犺５ （３５０） 式中　　　　犎———池总高度，ｍ； 犺１———超高，采用０．３ｍ； 犺２、犺３、犺４、犺５———见图３３９。 【例３７】　 某城市污水最大秒流量为狇ｍａｘ＝０．４ｍ３／ｓ，拟采用竖流式沉淀池作为初次 沉淀池。 【解】　由于没有提供试验资料，故根据竖流式沉淀池的一般规定进行设计。 （１）中心管面积与直径 犳１ ＝狇ｍａｘ ＝００．．０４３＝１３．３ｍ２ 狏０ 若用８座沉淀池，则每座池中心管面积为１３．３／８＝１．７ｍ２ ４犳１ ４×１．７ ＝１．４７ｍ，取１．５ｍ π ３．１４ 槡 槡犱０ ＝ ＝ （２）沉淀池的有效沉淀高度，即中心管高度 犺２＝狏·狋·３６００＝０．０００７×１．５×３６００＝３．７８ｍ，取３．８ｍ （３）中心管喇叭口到反射板之间的间隙高度 犺３ ＝狏狇１πｍ犱ａｘ１ ＝０．３×０３．．４１／４８×１．９＝０．２ｍ 式中　犱１＝１．３５犱０＝１．３５×１．５＝１．９２５ｍ，取１．９ｍ，狏１ 取０．０４ｍ／ｓ。 反射板直径 犱２＝１．３犱１＝１．３×１．９＝２．４７ｍ （４）沉淀池总面积及沉淀池直径 每座沉淀池的沉淀区面积 犳２ ＝狇ｍａｘ ＝００．．０４０／０８７＝７１．４ｍ２ 狏 ∴每座池的总面积为 犃＝犳１＋犳２＝８５．３ｍ２ 槡 槡每座直径犇 ＝４犃＝ ４×８５．３ ＝１０．４，取１０ｍ π π （５）污泥斗及污泥斗高度 ９１

取α＝６０°，截头直径０．４ｍ，则 犺５＝１０－２０．４ｔａｎ６０°＝７．６ｍ （６）沉淀池的总高度 犎 ＝犺１ ＋犺２ ＋犺３ ＋犺４ ＋犺５ ＝０．３＋３．８＋０．２＋０．３＋７．６＝１２．２ｍ ３５５　斜板 （管）沉淀池 １． 斜板 （管）沉淀池的理论基础 如前所述，池长为犔，池深为 犎，池中水平流速为狏，颗粒沉速为狌０ 的沉淀池中， 在理想状态下，犔 ＝狌狏０。 犎 可见，犔 与狏 值不变时，池深 犎 越浅，可被沉淀去除的悬浮物颗粒也越小。如用水 平隔板，将 犎 分为３等层，每层深 犎／３，如图３４１（ａ），在狌０ 与狏 不变的条件下，则只 需犔／３，就可将沉速为狌０ 向颗粒去除，也即总容积可减小到１／３。如果池长犔 不变，见 图３４１（ｂ），由于池深 犎／３，则水平流速可增加到３狏，仍能将沉速为狌０ 的颗粒沉淀去 掉，也即处理能力可提高３倍。把沉淀池分成狀 层就可把处理能力提高狀 倍。这就是２０ 世纪初，海曾 （Ｈａｚｅｎ）提出的浅池沉淀理论。 图３４１　浅池沉淀原理 为了解决沉淀池的排泥问题，浅池理论在实际应用时，把水平隔板改为倾角α 为的斜 板 （管），α采用５０°～６０°。所以把斜板 （管）的有效面积的总和，乘以ｃｏｓα，即得水平 沉淀面积： 狀 犃 ＝ ∑犃１ｃｏｓα （３５１） 狀＝１ 为了创造理想的层流条件，提高去除率，需控制雷诺数犚犲 ＝ν狏犘ω ，式中狏为流速，ω 为过 水面积，ν为动力黏度，犘 为过水断面的湿周。斜板 （管）由于湿周 犘 长，故犚犲可控制 在２００以下，远小于层流界限５００。又从弗劳德数犉狉 ＝狏ω２犵犘 可知，由于 犘 长，ω 小，犉狉 数可达１０－３～１０－４，确保了水流的稳定性。 ２． 斜板 （管）沉淀池的分类与设计 按水流方向与颗粒的沉淀方向之间的相对关系，可分为：① 侧向斜板 （管）沉淀池， 水流方向与颗粒的沉淀方向互相垂直，见图３４２ （ａ）；② 同向流斜板 （管）沉淀池，水 流方向与颗粒的沉淀方向相同，见图３４２ （ｂ）；③ 逆向流斜板 （管）沉淀池，水流方向 与颗粒的沉淀方向相反，见图３４２ （ｃ）。 ９２

图３４２　斜板 （管）沉淀池 今以逆向 （也称异向）流为例，说明设计步骤。 （１）沉淀池水表面积 犃 ＝狀狇０犙×ｍ０ａｘ．９１ （３５２） 式中　犃———水表面积，ｍ２； 狀———池数，个； 狇０———表面负荷，可用表３１１所列数字的一倍，但对于二次沉池，尚应以固体负 荷核算； 犙ｍａｘ———最大设计流量，ｍ３／ｈ； ０．９１———斜板 （管）面积利用系数。 （２）沉淀池平面尺寸 槡犇 ＝４犃 （３５３） π 或 犪＝槡犃 式中　犇———圆形池直径，ｍ； 犪———矩形池边长，ｍ。 （３）池内停留时间 狋＝ （犺２ ＋犺３）６０ （３５４） 狇０ 式中　狋———池内停留时间，ｍｉｎ； 犺２———斜板 （管）区上部的清水层高度，ｍ，一般用０．７～１．０ｍ； 犺３———斜板 （管）的自身垂直高度，ｍ，一般为０．８６６～１．０ｍ。 （４）斜板 （管）下缓冲层高 为了布水均匀并不会扰动下沉的污泥，犺４ 一般采用１．０ｍ。 （５）沉淀池的总高度 犎 ＝犺１ ＋犺２ ＋犺３ ＋犺４ ＋犺５ （３５５） ９３

式中　犎———总高度，ｍ； 犺５———污泥斗高度，ｍ。 斜板 （管）沉淀池具有去除率高，停留时间短，占地面积小等优点，故常用于① 已 有的污水处理厂挖潜或扩大处理能力时采用；② 当受到污水处理厂占地面积的限制时， 作为初次沉淀池用。 斜板 （管）沉淀池不宜于作为二次沉淀池用，原因是：活性污泥的黏度较大，容易黏 附在斜板 （管）上，影响沉淀效果甚至可能堵塞斜板 （管）。同时，在厌氧的情况下，经 厌氧消化产生的气体上升时会干扰污泥沉淀，并把斜板 （管）上脱落下来的污泥带至水面 结成污泥层。在用地紧张或二沉池挖掘潜力时，可采用斜板 （管）沉淀池。 ３．６　强 化 一 级 处 理 污水强化一级处理，是在污水一级处理的沉淀法基础上，对污水沉淀过程进行化学、 生物或化学生物絮凝的强化处理，其处理效果介于一级处理与二级处理之间。 ３６１　强化一级处理的适用性 前已述及强化一级处理技术主要适用于合流制系统；用于分期建设的污水处理厂以及 酸化水解难降解的有机物，提高二级处理效果。 强化一级处理的处理对象是呈悬浮或胶体状态的污染物，使其发生絮凝和凝聚，提高 沉淀分离效果，改善一级处理出水水质。在普通一级处理的基础上，增加少量投资，较大 程度地提高污染物的去除率，削减总污染负荷，降低去除单位重量污染物的费用。 强化一级处理技术可分为：化学强化一级处理、生物絮凝强化一级处理、化学生物絮 凝强化一级处理，以及酸化水解池等。 ３６２　化学强化一级处理 化学强化一级处理是向污水中投加混凝剂、助凝剂，使污水中的微细悬浮颗粒与胶体 颗粒凝聚与絮凝，提高去除率。 图３４３为昆明第七污水处理厂采用化学强化一级沉淀池。旱季作为普通初次沉淀池用。 图３４３　化学强化一级沉淀池 雨季作为化学强化一级沉淀池用时，投加混凝剂 （一般用铁盐或铝盐，投加量为１９０～ ３７５ｍｇ／Ｌ）、助凝剂 （一般用 ＰＡＭ，投加量为０．５～１．０ｍｇ／Ｌ或微砂）。 ９４

该化学强化一级沉淀池由混凝区、投加区、熟化区与沉淀区、刮泥机及水力旋流泥水 分离器组成。 循环泵的循环率：循环率指微砂污泥与沉淀池水量之比值，采用３％～６％。 该化学强化一级沉淀池的设计与运行参数列于表３１３中，供参考。 化学强化一级沉淀池设计与运行参数 表３１３ 项目 混凝区 投加区 絮凝区 沉淀区 格数 ２２２ ２ 单池尺寸犔×犅×犎 （ｍ） ４×４×７ ４×４×７ ５．５×５．５×７ １９．２×５．５×７ 单池有效容积 （ｍ３） １１２ １１２ ２１２ ７４１ 停留时间 旱季 １．６１ １．６１ ３．０５ （ｍｉｎ） 雨季 １．１５ １．１５ ２．１７ 混凝剂 Ａｌ２Ｏ３１０％投加量 旱季 ３１ １ ２２０～４７０ （ｍｇ／Ｌ） 雨季 微砂投加量 旱季 ３．２ （ｍｇ／Ｌ） 雨季 ３．４ ＮＰＭＡ 投加量 （ｍｇ／Ｌ） １ １ 斜管倾角 （度） ６０ 斜管长度 （ｍ） １．５ 排泥浓度 （ｇ／Ｌ） 旱季 ８．２ 雨季 ６．８ ３６３　生物絮凝吸附法强化一级处理 生物絮凝吸附法强化一级处理由短期曝气池 （约３０ｍｉｎ）与沉淀池组成，回流少量活 性污泥或腐殖污泥作为生物絮凝剂 （回流比约为２０％～２５％）至短期曝气池，利用微生 物的絮凝吸附作用，可降解部分溶解性有机物，提高沉降性能与系统对 ＣＯＤ、ＳＳ、ＢＯＤ５ 的去除效果。 ３６４　化学生物絮凝强化一级处理 化学生物絮凝强化一级处理是集上述两者的优点而成的一种强化一级处理技术。处理 效果好、运行稳定可靠，药剂消耗量低，产生的污泥量少，从而降低运行成本。 化学生物絮凝强化一级处理由混合池、化学生物絮凝池、沉淀池组成，混合和絮凝均 采用气动方式，回流污泥投加在化学生物絮凝池入口端。 混合池停留时间０．５～１．０ｍｉｎ，速度梯度犌 值为５００ｓ－１，用压缩空气搅拌，化学生 物絮凝池停留时间３５ｍｉｎ，速度梯度犌 值分为３段：前段为１．７～２．５ｍｉｎ；中段为０．８～ １．３ｍｉｎ；末段为０．５～０．８ｍｉｎ。采用微气曝气管供气搅拌、螺旋推流式。 絮凝剂采作聚合铝盐或铁盐。 沉淀池水力停留时间１．５ｈ。 化学生物絮凝强化一级处理，ＣＯＤ 去除率约为４５％ ～７０％，ＴＰ 去除率为 ４８％ ～ ９５

８４％，ＳＳ去除率为７１％～９０％。 ３６５　酸化水解 酸化水解池的作用是使难降解有机物转化为易于生物降解，同时降低污水的色度。 为维持酸化水解池内的污泥浓度，需回流二次沉淀池的沉淀污泥。 酸化水解池停留时间一般采用１２．５ｈ，循环回流式，用潜水搅拌器推动循环流动，污 泥回流比为５０％～１２５％，污泥浓度２ｇ／Ｌ。 污泥负荷为０．９～１．２ｋｇＣＯＤ／（ｋｇＭＬＳＳ·ｄ）。 ９６

第４章　污水活性污泥处理工艺的基本原理 污水活性污泥处理工艺是在２０世纪初的１９１４年在英国曼彻斯特建成试验厂创始的， 迄今恰值它的百年华诞。１００年来，活性污泥工艺在几代专家和工程技术人员的精心努力 下，通过对污水处理的生产实践，在技术上取得了全方位的发展与进步。 活性污泥工艺在对生活污水、城市污水以及有机性工业废水，处理功能方面的优势， 得到了充分地发挥，除对有机污染物的降解外，在生物脱氮、除磷理论上取得显著成果， 使活性污泥处理工艺赋有良好的脱氮、除磷功能。 在对活性污泥工艺系统组成、运行的改进方面也取得成果，使活性污泥工艺系统的组 成简化，运行灵活、多样，提高了工艺系统的科学性和实用性。开创出同步降解有机污染 物、脱氮除磷的工艺系统。 当前，活性污泥工艺系统在世界范围内，在污水生物处理领域中是技术发展、工艺创 新最显著，应用最广泛的一种处理技术，是城市污水、有机工业废水首选处理技术。可以 预见，活性污泥工艺必将取得进一步的发展，也必将在我国的水环境污染防治事业中发挥 更大的作用。活性污泥工艺系统在当前是水环境污染防治技术的主力军。 本章所阐述的是污水活性污泥处理工艺的基本概念、基本知识和基本理论，和污水活 性污泥工艺密切相关的氧的传递理论，活性污泥反应器———曝气池，活性污泥泥、水分离 器———二次沉淀池以及活性污泥培养及异常控制等问题。 ４．１　活性污泥处理工艺的基本原理 ４１１　污水活性污泥工艺系统的概念与基本工艺流程 活性污泥系统是以 “活性污泥”作为主体处理手段的污水生物处理工艺技术。 通过一个小型实验来对 “活性污泥”进行认识。将经过沉淀处理后的生活污水注入沉 淀管 （或适宜的器皿）中，然后注入空气对污水加以曝气，并使生活污水保持下列条件； 水温在２０℃左右、水中溶解氧值介于１～３ｍｇ，ｐＨ 在６～８之间，每日保留沉淀物，更换 部分污水，注入经过沉淀处理后的新鲜生活污水，这样的操作持续一段时间 （１０天到２ 周）后，在污水中即将形成一种呈黄褐色絮凝体状的群体，这种絮凝体易于沉降与水分 离，污水已得到净化处理，水质澄清，这种絮凝体主要是由大量繁殖的以细菌为主体的微 生物所构成，是一种生物性污泥，它就是 “活性污泥”。 图４１所示为污水活性污泥处理工艺系统的基本流程。本工艺系统的主体核心处理设 备是活性污泥反应器———曝气池。在本工艺系统中，还设有二次沉淀池、活性污泥回流系 统及曝气系统与空气扩散装置等辅助性设备。 在处理工艺系统正式投入运行之前，必须在曝气池内进行以被处理污水作为培养基的 活性污泥微生物的培养与驯化工作。 ９７

城市污水活性污泥工艺处理系统 （以 图４１所示为例）的正式运行程序： 经格栅、沉砂池、沉淀池等完整的预 处理各项处理工艺处理后的城市污水，从 曝气池的首端进入，与此同时，从二次沉 淀池底部排出，并通过污泥回流系统，回 流的部分污泥也在同一首端进入曝气池。 图４１　活性污泥工艺处理系统的基本流程 从空 机站送出的压缩空气，通过总 （活性污泥工艺的传统处理系统流程） 干管、干管和支管等管道系统和安装在曝 １—经预处理后的污水；２—活性污泥反应器—曝气池；３— 气池底部的空气扩散装置 （曝气装置），以 从曝气池排出的混合液；４—二次沉淀池；５—处理后的水； 细小气泡的形式进入混合液中，其作用有 ６—污泥井；７—污泥回流系统；８—剩余污泥；９—来自空 二，其一是向混合液充氧以供混合液中好 　　 压机站的空气；１０—曝气系统与空气扩散装置 氧微生物的生理需求，其二是使曝气池内 的污水、活性污泥处于剧烈混合、搅动的状态，使活性污泥微生物与污水互相混合，充分 接触，从而使活性污泥反应得以正常进行。 在活性污泥反应器———曝气池内由污水、回流活性污泥和空气 （溶解氧）互相混合形 成的液体，称之为混合液。 混合液经过正常、充分的活性污泥反应，其结果是：污水中的有机污染物 （主要是呈 溶解性、胶体性及微小颗粒状的有机性污染物）被活性污泥微生物所降解而去除，污水得 到净化，水质清澈，活性污泥微生物得以繁衍增殖，活性污泥本体则得到增长。 经过活性污泥反应的混合液，从曝气池的另一端流出，进入二次沉淀池，在这里进行 固液分离，活性污泥通过沉淀与污水分离，得到净化和澄清的污水，作为处理水排出系 统。沉淀的活性污泥经过浓缩从二次沉淀池池底排出，其中一部分作为接种污泥，通过污 泥回流系统回流曝气池首端，其余部分的活性污泥作为剩余污泥排出系统。 剩余污泥和在曝气池内增长的活性污泥，应在数量上基本保持平衡。使在反应器——— 曝气池内从事反应活动的活性污泥量基本上保持在一个较为恒定的数值。 ４１２　活性污泥的形态与组成 活性污泥是活性污泥反应系统中的主体作用物质。在活性污泥上栖息着巨额数量的具 有强大生命力的微生物群体———活性污泥微生物。活性污泥反应就是在活性污泥微生物群 体新陈代谢生理功能的作用下，使活性污泥具有将其所处的周围环境介质 （混合液）中的 有机污染物转化为无毒、无害的稳定的无机物质的活力，故此称之为 “活性污泥”。 正常的对城市污水进行生物处理的活性污泥反应系统的活性污泥，在外观上呈黄褐色 的絮凝状颗粒———称之为 “生物絮凝体”。颗粒尺寸取决于多项因素，如：微生物的组成、 数量，污染物质的特征以及活性污泥反应器内的某些环境因素，如：水动力条件及水温 等。一般介于０．０２～０．２ｍｍ 之间。从整体考虑，活性污泥具有较大的表面积，１ｍＬ活性 污泥的表面积大体上介于２０～１００ｃｍ２ 之间。活性污泥含水率很高，一般都在９９％以上。 其比重则因含水率不同而异，介于１．００２～１．００６之间。 活性污泥中固体物质所占比例为１％以下，而这１％的固体物质，还是由有机成分与 无机成分两部分所组成，其组成比例则因污水性质不同而异。如对城市污水进行处理的活 ９８

性污泥，其中有机成分占７５％～８５％，无机成分则占１５％～２５％。 活性污泥中固体物质的有机成分，主要是由栖息在活性污泥上的微生物群体所组成， 此外，在活性污泥上还夹杂着由入流污水挟入的有机固体物质，其中也包含着某些惰性的 难为细菌摄取、利用的所谓 “难降解有机物质”。微生物经过内源代谢，自身氧化后所形 成的如细胞膜、细胞壁等菌体残留物，也属于 “难降解有机物质”的范畴内。 活性污泥的无机组成部分，全部都是由原污水所挟入的，至于在微生物体内存在的无 机盐类，则因数量极少，一般都予以忽略不计。 这样，活性污泥 是 由 下 列 ４ 部 分 物 质 所 组 成： ① 具 有 代 谢 功 能 活 性 的 微 生 物 群 体 （犕ａ）；②微生物 （主要是细菌）内源代谢、自身氧化的菌体残留物 （犕ｅ）；③由原污水挟 入夹杂于活性污泥上的难为细菌降解的惰性有机物质 （犕犻）；④由原污水挟入夹杂于活性 污泥上的无机物质 （犕犻犻）。 通过数学式表示，则为：犕 ＝ 犕ａ＋犕ｅ＋犕犻＋犕犻犻 ４１３　活性污泥微生物 １． 参与活性污泥工艺反应活动的微生物及其在活性污泥反应过程中的作用 活性污泥反应就是由栖息在活性污泥上的微生物进行的生物反应。 活性污泥 微 生 物 是 由 细 菌 类、真 菌 类、原生动物、后生动物等异种群体所组 成的混合培养体。这几种不同的微生物群 体在活性污泥上形成如图４２所示的食物 链和相对稳定的小生态系。 细菌是活性污泥微生物中的主体，是 进行活性污泥反应的主力军。 活性污泥微生物中的细菌是以异养型 的原核细菌为主。在正常成熟的活性污泥 上栖息的细菌数，大致介于１０７～１０８ 个／ 图４２　活性污泥微生物的食物链与能量传递 ｍＬ活性污泥之间。细菌数的另一种表示 Δ犎—热焓变化；Δ犎 ＝ Δ犉犻＋犜Δ犛犻；Δ犛犻— 熵变化； 方法：１ｇ干污 泥 的 细 菌 含 量 介 于 １×１０９ ～ ４×１０１０之间。 Δ犉犻— 自由能；犜— 温度 经多数专家检测，能够在活性污泥上 栖息的细菌较多，但是能够在活性污泥上形成优势的种属则和污水的类型有关，例如，在 对城市污水进行反应的活性污泥上检出细菌在数量上列于前４位的细菌种属是：假单胞菌 属 （犘狊犲狌犱狅犿狅狀犪狊），分枝 杆 菌 属 （犕狔犮狅犫犪犮狋犲狉犻狌犿），杆 菌 属 （犅犪犮狋犲狉犻犿），芽 孢 杆 菌 属 （犅犪犮犻犾犾狌犿）。 在处理城市污水的活性污泥上还较多地栖息着假杆菌属 （犘狊犲狌犱狅犫犪犮狋犲狉犻狌犿）和微球 菌属 （犕犻犮狉狅犮狅犮犮狌）。 假单胞菌属也是处理生活污水活性污泥上占优势的组成细菌。此外，在处理石油工业 废水、橡胶工业废水以及页岩加工废水的活性污泥上也大量地栖息着假单胞菌属细菌，这 一事实说明，假单胞菌属对有机底物的降解功能有一定的广谱性。 此外，参与活性污泥反应的细菌种属还有：产碱杆菌属 （犃犾犮犪犾犻犵犪狀犲狊）、动胶杆菌属 ９９

（犣狅狅犵犾犲犪）、黄杆菌属 （犉犾犪狏狅犫犪犮狋犲狉犻狌犿）、丛毛单胞菌属 （犆狅犿犪犿狅狀犪狊）、大肠埃希氏杆 菌属 （犈狊犮犺犲狉犻犮犺犻犪）等。 在活性污泥反应系统，还可能出现的细菌种属有：无色杆菌属 （犃犮犺狉狅犿狅犫犪犮狋犲狉）、气 杆菌属 （犃犲狉狅犫犪犮狋犲狉）、棒状杆菌属 （犆狅狉狔犺犲犫犪犮狋犲狉犻犿）、诺卡氏菌属 （犖狅犮犪狉犱犻犪）、八叠球 菌属 （犛犪狉犮犻狀犪）和螺菌属 （犛狆犻狉犻犾犾狌犿）等。 哪种细菌能成为活性污泥反应系统的优势种属，则取决于原污水中的有机污染底物的 性质，含有大量糖类及烃类的污水，有利于假单胞菌属的生长繁殖，而含蛋白质多的污 水，则将使产碱杆菌的增殖增速。 以上列举的各类种属的细菌都具有较高的增殖速率，在适宜的环境条件下，它们的世 代时间一般仅为２０～３０ｍｉｎ。这些种属的细菌还都拥有较强的降解有机底物并将其转化为 稳定的无机物质的功能。 在活性污泥反应系统中还有不同种类与种属的原生动物存活。在活性污泥反应系统存 活的原生动物以细菌为主要的摄食对象，而且不同的原生动物种类对环境条件质量的要求 不同。因此，出现的原生动物，在种属上和数量上将随混合液中细菌的状态和水质的逐步 改善而改变的，并依次按肉足虫、鞭毛虫及纤毛虫的顺序出现。 在活性污泥反应系统启动的初期，活性污泥和菌胶团尚未得到良好的培育，混合液中 的细菌多呈游离状态，混合液水质欠佳，此时最初出现的原生动物为肉足虫类，如根足变 形虫 （犃犿狅犲犫犪）和辐射变形虫 （犃犿狅犲犫犪狉犪犱犻狅狊犪）等。继之，可能陆续有属于动物性鞭 毛虫的梨波豆虫 （犅狅犱狅）及跳侧滴虫 （犘犾犲狌狉狅犿狅狀犪狊犼犪犮狌犾犪狀狊）出现。在环境条件质量进 一步得到改善后，出现的原生动物将是游泳型纤毛虫，其中主要的可能有：豆形虫 （犆狅犾 狆犻犱犻狌犿）、漫游虫 （犔犻狅狀狅狋狌狊）、草 履 虫 （犘犪狉犪犿犲犲犻狌犿）、肾 形 虫 （犆狅犾狆狅犱犪） 及  纤 虫 （犃狊狆犻犱犻狊犮犪）等。 当活性污泥菌胶团培育成熟，结构良好，混合液中的细菌多已 “聚居”在活性污泥菌 胶团上，混合液水质已接近于处理水应达 到的质量，此时出现的将是以固着型纤毛 虫为主体的原生动物，其中既有单个个体 的小口钟虫 （犞狅狉狋犻犮犲犾犾犪犿犻犮狉狅狊狋狅犿犪），也 有群 体 钟 虫 类， 其 中 常 见 的 有： 累 枝 虫 （犈狆犻狊狋犻犾犻狊）、盖 纤 虫 （犗狆犲狉犮狌犾犪狉犻犪）、聚 缩虫 （犣狅狅狋犺犪犿狀犻狌犿） 和 独 缩 虫 （犆犪狉 犮犺犲狊犻狌犿）等。 通过显微镜的镜检，能够观察到在活 性污泥反应系统出现的原生动物，辨别认 图４３　在活性污泥反应进程中原生动物 定其种属，据此能够判断处理水水质的优 出现的种类递变及数量变化模式图 劣，因此，将原生动物称为活性污泥反应 系统中的指示性微生物。图４３所示即为 在活性污泥反应进程中，出现原生动物的种类递变及数量变化的模式关系。 通过显微镜对活性污泥反应系统中出现原生动物的生物相进行镜检，是判断评价处理 水质的优劣和活性污泥质量的重要手段。 １００

此外，原生动物还不断地摄食混合液中的游离细菌，起到了进一步净化水质的作用。 细菌是活性污泥反应系统中净化水质的第一承担者，也是主要承担者，而摄食处理水中的 游离细菌，使污水得到进一步净化的原生动物则是污水净化的第二承担者。 后生动物中的轮虫在活性污泥反应系统中不是经常出现的，一般多在处理水质优异的 完全氧化型的活性污泥系统中，如延时曝气活性污泥工艺系统中出现，因此，轮虫的出 现，说明处理水已得到良好的净化处理，是处理水水质稳定的标志。 在活性污泥反应系统中，原生动物摄食细菌，是活性污泥生态系统中的首次捕食者， 后生动物捕食原生动物是生态系统的第二次捕食者 （见图４２）。 在活性污泥反应系统中，不时地会有丝状细菌的出现。在活性污泥反应系统出现的丝 状细菌是球衣细菌。球衣细菌是好氧菌，而且对有机污染物有很强的分解功能，就此，在 污水活性污泥处理系统中存活着某些数量的球衣细菌，对有机污染物的降解是有利的，但 是，如在活性污泥反应系统中大量繁殖增生，则会使活性污泥极度松散，使污泥浮力增强 而难于沉淀浓缩，导致产生所谓的 “污泥膨胀”现象，使活性污泥反应系统受到伤害，这 是应当避免的。 ２． 微生物 （细菌）的增殖规律 ———微生物 （细菌）增殖曲线 在活性污泥反应器———曝气器内，活性污泥反应的实质是活性污泥微生物 （这里所指 的是在活性污泥上存活的主体微生物—细菌）通过本身新陈代谢的生理功能活动，对混合 液中的有机污染物进行降解，并将其转化为稳定的无机物质，使污水得到净化处理，这是 实施活性污泥反应的首要目的。而活性污泥反应必然产生的另一项结果———微生物 （细 菌）的繁衍增殖，对活性污泥反应系统有着非常实际的作用，必须切实予以重视，并维护 它的正常进行，因为活性污泥微生物的增殖就是活性污泥的增长、更新，是活性污泥反应 活力的延续与增强。 微生物 （细菌）在反应器———曝气池内的增殖规律，是污水活性污泥工艺系统工程设 计与运行维护的技术人员应予充分关注和掌握的。 纯种细菌的增殖规律，一般是通过其增殖曲线来进行研究探讨的。增殖曲线的绘制方 法，是在细菌的培养器内，某些关键性的环境因素，如温度、溶解氧含量、ｐＨ 等均处于 适宜于细菌增殖的正常值，充作细菌营养物质的有机物质一次性充分投加，在这种环境条 件下，对细菌进行培养，测求细菌种群随时间以量表示的增殖和衰减动态。 在微生物学领域，有关专家们通过增殖曲线的绘制，对纯菌种的增殖规律，进行过多 次的研究，并取得系列成熟的结果。 参与污水活性污泥处理工艺的是多种属的微生物群体，其增殖规律虽然较为复杂，但 其增殖规律的总趋势、总走向，仍与纯种微生物的增殖规律是一致的，对此，纯种细菌的 增殖曲线可作为活性污泥多种属微生物群体增殖规律的范例，对活性污泥微生物增殖规律 的研究探讨，是具有一定参考价值的。 图４４所示即为纯种微生物通过上述的培养方式，所取得的增殖模式曲线。 根据曲线的走向，可以将整个增殖曲线划分为４个时段 （期）。 （１）适应期，亦称为调整期或停滞期。这是微生物培养的最初阶段，是微生物细胞内 各酶系统对新环境条件的适应过程。在本阶段的初期，微生物不裂殖，在数量上不增加， 但在质的方面开始出现变化，如个体增大，酶系统对新的环境条件逐渐适应。在本阶段的 １０１

后期，酶系统对新环境条件已经适应，微生物个体发育也达到了一定的程度，细胞开始裂 殖，微生物 （细菌）开始增殖。 本阶段延续时间的长短，在各项环境要素完全适宜的条件下，主要取决于培养基 （污 水）的主要成分和微生物对它的适应性。这个问题对新投入处理的污水有着很重要的实际 意义 （２）对数增殖期，又称增殖旺盛期。对本期一项必备的条件是，存在于反应系统内的 营养物质 （有机污染物）非常丰富，不能成为微生物增殖的控制因素。微生物以最高速度 摄取营养物质，也以最高速度进行增殖，微生物细胞数按几何级数增加。其增殖关系可通 过下式表示，即： 犅 ＝犅０ ×２狀 式中　犅０ 及犅———分别为培养起始 （犅０）及达到狋时的细菌数 （犅）； 狀———细菌的世代数；狀＝狋／犌； 犌———世代时间； 狋———培养延续时间。 代入上式，并进行换算： 犅 ＝犅０ ×２狋／犌 ， ｌｇ犅 ＝ｌｇ犅０ ＋犌狋ｌｇ２ 设ｌｇ犌２＝犽， 则 ｌｇ犅 ＝ｌｇ犅０ ＋犽狋 由图４４可见，微生物 （细菌）在本 期的增殖速度与时间呈直线关系，细菌增 殖速度 为 常 数 值 ｋ，其 值 即 为 直 线 的 斜 率。据 此， 对 数 增 殖 期 又 称 之 为 等 速 增 殖期。 在本期内，衰亡的微生物量相对的来 说是比较少的，在实际中可以不予考虑。 世代时间短小的微生物，其增殖速度快。 种属不同的微生物在不同的环境条件下， 其世代时间也有所不同，一般介于２０ｍｉｎ 到几个小时。表４１所列举的是可能在活 性污泥反应系统栖息 （或在生物膜处理工 艺系统出现）的某些微生物 （细菌）在最 佳的培养环境条件下的世代时间。 （３）减速增殖期，又称稳定期或平衡 期。经对 数 增 殖 期，细 菌 大 量 繁 衍，增 图４４　微生物增殖的模式曲线 殖，培养液 （混合液）中的营养物质被大 １０２

量耗用，以致营养物质逐步地成为细菌增殖的控制因素。在这种情况下，在本期将出现微 生物增殖过程中的二项重要特征：其一是由于细菌的增殖速度减缓、减慢，并达到其增殖 速度和衰亡速度相等的时段，在本期出现微生物的活体数达到最高值，但同时也趋于稳定 的现象，其二是处于本期的微生物 （细菌）开始为自身细胞体吸取积备如：肝糖、脂肪 粒、异染颗粒等一类的物质，为下一阶段 （内源代谢期）的生理活动贮备物质。 某些微生物 （细菌）的增殖的世代时间 表４１ 微生物 （细菌）种属名称 培养基 温度 （℃） 世代时间 （ｍｉｎ） 大肠杆菌 肉汤 ３７ １７ 枯草杆菌 ２５ 极毛杆菌 葡萄糖肉汤 ３７ ２６～３２ 肉汤 ３０ ３４ 巨大芽孢杆菌 Ｂ． ｍｅｇａｔｅｒｉｕｍ 肉汤 ３７ ３１ 蕈状芽孢杆菌 Ｂ．ｍｙｃｏｉｄｅｓ 肉汤 ２８ 　　在本期的末端，由于增殖的微生物活体的细胞数抵不上衰亡的细胞数，活体细菌的增 殖曲线开始出现下降的趋势。 （４）内源代谢期，又称内源呼吸期或衰亡 （老）期。培养液 （混合液）中的营养物质 继续下降，并达到近乎耗尽的程度。由于得不到充足的营养物质，微生物便开始利用自身 体内贮备的物质或已衰死的菌体，进行内源代谢以营生理活动。 在此期，多数细菌进行自身内源代谢而逐步衰亡，只有少数细菌细胞继续裂殖，活菌 体数大为下降，增殖曲线呈显著下降趋势。在细菌形态方面，在此期也多呈退化状态，并 往往产生芽孢。 对微生物增殖曲线的绘制过程进行分析与探讨，能够得出下列概念，即：决定活性污 泥微生物 （细菌）增殖曲线上升、下降走向及其幅度的主要因素有二，其一，是其周围环 境 （培养液或混合液）中所含有机营养物 （有机底物）量 （此值以 犉 表示）的高低，其 二，则是当时存活的活菌体量 （此值以 犕 表示）。这样，通过对混合液中营养物质 （以 ＢＯＤ５ 表示的有机污染物质）量的控制，就能够起到对活性污泥微生物增殖 （活性污泥增 长）曲线的走向和增殖曲线各期延续时间的控制作用。由于对具体的活性污泥反应系统而 论，Ｍ 值为设计已定值，对此，将上述二项影响因素通过比值式犉／犕 加以综合考虑，是 适宜的。 通过增殖曲线所表示的活性污泥微生物增殖规律，亦即活性污泥增长规律，对活性污 泥反应系统有着重要的实际意义。比值犉／犕 是活性污泥工艺处理技术重要的设计、运行 参数，就此将在后面部分详论。 ３． 活性污泥絮凝体的形成 活性污泥是活性污泥反应系统的核心因素。活性污泥在其反应器———曝气池内是以絮 凝体的形态存在的。在曝气池内形成发育良好、活性强劲的活性污泥絮凝体，是使活性污 泥工艺系统保持正常的净化功能的关键。 活性污泥絮凝体，也称为生物絮凝体，其基干部分是由千万个细菌为主体结合形成称 之为 “菌胶团”的团粒。菌胶团对活性污泥的形成以及其各项功能的发挥，起着十分重要 的作用，只有在菌胶团发育正常的条件下，活性污泥絮凝体才能很好地形成，其对周围环 １０３

境 （混合液）中有机污染物的吸附、凝聚，代谢以及沉降等各项功能与特性，才能得到正 常的发挥。 关于活性污泥絮凝体的形成机理，有多家学说。不宜一一列举。就此，我们可以这样 来考虑和讨论。活性污泥絮凝体的主体成分是活性污泥微生物 （细菌），絮凝体的形成和 发育也必然和当时细菌在反应系统中所处的状态有关。我们可以考察活性污泥絮凝体是在 细菌增殖曲线的哪一个期内形成和得到良好发育，对此的结论是：当曝气池内混合液中残 存的有机污染物质 （以 ＢＯＤ５ 值表示）量较低，营养物量与细菌数量之比犉／犕 值，处于 低值。细菌增殖进入减衰增殖期的后段或内源代谢期，活性污泥才得到良好的形成和发 育，这一事实说明，活性污泥絮凝体的形成和曝气池内能的含量密切相关。 细菌的外壁细胞膜是由脂蛋白所形成，它易于离子化并带有负电荷，这样，在两个菌 体之间存在着电的斥力。但是，在两个菌体之间还存在着范德华引力。这两种力对菌体的 作用程度，因菌体间的距离不同，而有显著的不同，当两个菌体之间的距离达到使范德华 引力成为主导作用力时，两个菌体即行结合。 当反应器———曝气池内的有机营养物质 （犉 值）充沛，能的含量高，细菌增殖处于对 数增殖期，即处于 “壮龄”阶段，运动能量高，动能大于范德华引力，菌体不易结合，在 这种条件下，活性污泥絮凝体不能很好的形成。 当反应器———曝气池内的有机营养物质 （犉 值）降低，能的含量降低到某种程度，细 菌增殖速度低下或需要通过内源代谢作用获取进行增殖的能量状态。细菌增殖处于减衰增 殖期的后段或内源代谢期，即已处于 “老龄”阶段，运动能量低弱，动能很低，不能与范 德华引力相抗衡，并且在布朗运动的作用下，菌体互相碰撞，相互结合，形成菌胶团，继 之则形成初期的凝聚体，初期的凝聚体又与细菌相结含，凝聚体之间也相互黏结、结合， 凝聚速度加快，最终形成颗粒较大的活性污泥絮凝体。 在活性污泥絮凝体形成的过程中，某些活性污泥微生物 （细菌）本身也起到一定的作 用，如属于动胶杆菌属的枝状动胶杆菌 （犣狅狅犵犾犲犪狉犪犿犻犵犲狉犪），以及其他的某些细菌，能 够分泌出具有黏性的胶体物质，不仅使细菌互相黏结，形成菌胶团，并对微小颗粒及可溶 性有机物也有着一定的吸附与黏结作用。这也对活性污泥絮凝体的形成起到有力的促进 作用。 专家们对能够促进活性污泥絮凝体形成的细菌进行过大量的试验与研究工作，判定出 有多种细菌具有促进活性污泥絮凝体形成的功能，其中除前述的枝状动胶杆菌外，还有： 蜡状芽孢杆菌 （犅犪犮犻犾犾狌狊犮犲狉犲狌狊）、中间埃希氏菌 （犈狊犮犺犲狉犻犮犺犻犪犻狀狋犲狉犿犻犱犻狌犿）、放线形诺 卡氏 菌 （犖狅犮犪狉犱犻犪犪犮狋犻狀狅犿狅狉狆犺狔） 以 及 多 种 假 单 胞 菌 （犘狊犲狌犱狅犿狅狀犪狊） 及 黄 杆 菌 属 （犉犾犪狏狅犫犪犮狋犲狉犻狌犿ｓｐ．）等。 ４１４　活性污泥净化反应过程 在污水活性污泥工艺处理系统中，有机污染物从污水中去除过程的实质就是有机污染 物作为营养物质为活性污泥微生物摄取、代谢与利用的过程，也就是所谓 “活性污泥反 应”过程。活性污泥反应的最终结果是：污水得到净化处理，微生物获得能量合成新的细 胞，使菌体进行增殖，活性污泥得到增长。 “活性污泥反应”过程是比较复杂的，它是由物理、化学、物理化学以及生物化学等 反应的综合过程所组成。 １０４

着眼于有机污染底物的去除，污水的净化，活性污泥反应是由下列几个净化阶段所组成。 １． 活性污泥反应的初期吸附去除作用 在活性污泥反应系统内，在经过预处理的原污水进入，并与活性污泥接触后的较短时间 （５～１５ｍｉｎ）内，污水中的有机污染物即被大量去除，出现很高的 ＢＯＤ５ 去除现象，这种初 期的高速去除作用，是由活性污泥微生物菌体表面所具有的物理吸附和生物吸附交织在一起 的综合吸附作用所导致产生的。这一现象说明，活性污泥表面具有很强的吸附功能。 活性污泥拥有很大的表面积 （介于２０００～１００００ｍ２／ｍ３ 混合液），在表面富集着大量 的细菌，在其外侧覆盖着多糖类黏质层。当污水与其接触时，污水中呈微小悬浮、胶体以 及溶解状态的有机污染物即被活性污泥微生物所凝聚和吸附，而得到大量去除，这一现象 就是活性污泥反应的初期吸附去除作用。 活性污泥反应的初 期 吸 附 去 除 过 程， 在 系 统 运 行 正 常 的 情 况 下， 能 够 在 ３０ｍｉｎ 内 完 成，污水 ＢＯＤ５ 的降解率可达７０％以上。为了使初期吸附去除过程取得良好的效果，在 活性污泥工艺系统环境条件都正常的条件下，还应当特别关注下列两项因素：① 活性污 泥微生物的活性程度；② 反应器内水动力运作情况与水力扩散程度。前项因素决定活性 污泥微生物的吸附与凝聚功能的强弱，对此，活性污泥微生物所处在的增殖期起着决定性 因素，一般处在 “饥饿”状态内源代谢期的微生物，其 “活性”最强，吸附能力也最强。 后项因素则保证活性污泥絮凝体能够与有机污染物保持着良好的频率高的密切接触。 被吸附在活性污泥微生物菌体表面的有机污染物，在经过一段时间的曝气反应后，相 继地被摄入微生物菌体内，因此，被 “初期吸附去除”作用去除的有机污染物，在数量上 是有一定限度的。对此，应对回流污泥进行充分地曝气反应，将微生物细胞表面和菌体内 的有机污染物充分地加以代谢，使活性污泥微生物充分地进入内源代谢阶段，即使活性污 泥得到充分地再生，提高活性。但如对回流污泥曝气过量，活性污泥微生物自身氧化过 分，也可能会使初期吸附去除过程受到伤害，这是需要注意的。 ２． 活性污泥微生物的代谢反应 栖息在活性污泥反应器———曝气池内的活性污泥微生物，连续不断地从其周围环境的 混合液中，摄取有机污染物质作为营养。 混合液中含有的呈微小颗粒、胶体和溶解状态的有机污染物首先被凝聚、吸附在有大 量微生物栖息的活性污泥表面 （实际就是微生物菌体表面）上，在微生物透膜酶的催化作 用下，透过菌体的细胞壁进入微生物体内。就此，如果是小分子的有机污染物，能够直接 透过细胞壁进入菌体内部，而如果是淀粉、蛋白质等大分子，则必须在细胞外酶———水解 酶的作用下，将其分解为若干小分子后，再为微生物摄入体内。 被摄入微生物菌体内的有机污染物，在各种胞内酶，如脱氢酶、氧化酶的催化反应作 用下微生物对其进行分解及合成两种代谢反应。 活性污泥微生物对有机污染物的一部分进行分解代谢反应，最终形成 ＣＯ２ 和 Ｈ２Ｏ 等 稳定的无机物质，并从中获取合成新细胞物质所需要的能量，这一反应过程可用下列化学 方程式表示之。 （ ）Ｃ狓Ｈ狔Ｏ狕 ＋狔 狕 酶 狔２Ｈ２Ｏ－ΔＨ （４１） 狓＋ ４ － ２ Ｏ２ ＋ →狓ＣＯ２ 式中　Ｃ狓Ｈ狔Ｏ狕———有机污染物。 １０５

另一部分有机污染物为活性污泥微生物用于进行合成代谢反应，即合成菌体新细胞， 所需能量则取自分解代谢。这一代谢反应可以通过下列化学方程式表示。 （ ）狀Ｃ狓Ｈ狔Ｏ狕 狔 狕 酶 ＋狀ＮＨ３ ＋狀 狓＋ ４ － ２ －５ Ｏ２ → （Ｃ５Ｈ７ ＮＯ２）ｎ ＋狀（狓－５）ＣＯ２ ＋ 狀 （狔－４）Ｈ２Ｏ－ΔＨ （４２） ２ 式中　Ｃ５Ｈ７ＮＯ２———微生物细胞组织的化学式。 在反应器———曝气池的末端，由于营养物质的极端匮乏，活性污泥微生物可能已进入 内源代谢增殖期，其化学反应方程式为 酶 （４３） （Ｃ５Ｈ７ ＮＯ２）ｎ＋５狀Ｏ２ →５狀ＣＯ２ ＋２狀Ｈ２Ｏ＋狀ＮＨ３ ＋ΔＨ 图４５ 所示为活性污泥微生物菌体内进行分解代谢及合成代谢进程及其产物的模 式图。 图４５　活性污泥微生物菌体内进行分解代谢及合成代谢进程及其产物模式图 在活性污泥反应器内，微生物进行的分解代谢和合成代谢，都能够去除污水中的有机 污染物，使混合液的 ＢＯＤ５ 值下降，污水得到净化处理，但产物却有所不同，分解代谢的 产物是稳定的 ＣＯ２ 和 Ｈ２Ｏ，可以直接排出系统进入环境。而合成代谢的产物则是新增殖 的微生物细胞，也就是新增长的活性污泥，这一反应使系统内的活性污泥量有所增加，为 了使活性污泥反应系统内的活性污泥量保持恒定值，则需要作为剩余污泥，从系统中定 时、定量地排出与增长的活性污泥量同量的老化话性污泥，并应对其进行妥善处理，避免 造成二次污染。 美国污水生物处理专家麦金尼 （ＲｏｓｓＥ．Ｍｃｋｉｎｎｅｙ）教授，对活性污泥微生物在曝气 池内所进行的有机物氧化分解、细胞合成以及内源代谢３项代谢反应，提出了如图４６所 示的数量关系，可供参考。 １０６ 图４６　在曝气池内微生物３项代谢反应之间的数量关系 （麦金尼 （ＲｏｓｓＥ Ｍｅｋｉｎｎｅｙ）教授提出）

从图可见，在活性污泥微生物的作用下，可降解有机物的１／３为微生物所分解，并形 成无机物和释放出能量；２／３为微生物用于合成代谢，合成新细胞，自身增殖；微生物菌 体的内源代谢，８０％的细胞质被分解为无机物质并释放出能量，２０％为不能分解的菌体残 留物，其中主要是由多糖脂蛋白组成细胞壁的某些组分和壁外的黏液层。 麦金尼教授认为内源代谢反应对微生物增殖的影响不可忽视，它贯穿于微生物的整个 生命期。在计算微生物的增殖量时是应予以考虑的。 ４．２　活性污泥工艺系统的影响因素与主要设计、运行参数 ４２１　活性污泥工艺系统的影响因素 对活性污泥反应的影响因素，实际上就是对活性污泥微生物生理活动的影响因素。和 一切生物相同，活性污泥微生物也是只有在对其适宜的环境条件下生活与运作，它的生理 活动才能得到正常的进行。活性污泥反应系统就是人为地为活性污泥微生物创造适宜、良 好的生活环境条件，使微生物以对有机物降解为主体的生理功能得到充分地发挥。 能够影响微生物生理活动的环境因素中主要的是：营养物质、温度、溶解氧以及有毒 有害物质等。本节将分别加以阐述。 １． 营养物质平衡 参与活性污泥反应活动的微生物，在其生命 （理）活动的过程中，需要不断地从其所 处周围环境的混合液中吸取其所必需的营养物质，这里有：碳源、氮源、无机盐类及某些 生长素等。混合液中必须充分地含有这些物质，这些物质应当是主要由进入活性污泥工艺 系统的原污水挟入。 碳 （Ｃ）是构成微生物菌体细胞的重要物质，参与活性污泥反应活动的微生物对碳源 的需求量较大，一般如以进入污水的 ＢＯＤ５ 值计，不宜低于１００ｍｇ／Ｌ。一般来说，生活 污水和城市污水中含有的碳比较充足，是能够满足微生物的需求，至于工业废水，则应另 行考虑。对含碳量低的工业废水，在采用活性污泥工艺进行处理时，需补充投加碳源，如 生活污水、淘米水以及淀粉等。 氮 （Ｎ）是组成微 生 物 菌 体 细 胞 内 蛋 白 质 和 核 酸 的 重 要 元 素。氮 源 可 能 来 自 Ｎ２、 ＮＨ３、ＮＯ３－ 等无机含氮化合物，也可能来自蛋白质、胨、氨基酸等有机含氮化合物，其 需要量可按ＢＯＤ５∶Ｎ ＝１００∶５考虑。生活污水中氮源是足够的，勿需另行投加，但工业 废水则应进一步了解其所含氮源是否满足活性污泥微生物的需求，在需要时则应另行投 加，如尿素、硫酸铵等。 无机盐类。微生物对无机盐类的需求量很少，但却是必需的。对微生物，无机盐类的 需求可分为主要和微量两类，主要需求的无机盐类中首推者为磷，其次则有钠、钾、镁、 钙、铁、硫等，这些元素是菌体细胞结构的组成成分，参与能量的转移，以及控制原生质 的胶态等行为。需求的微量无机盐类则有铜、锌、钴、锰、钼等，这些元素是酶辅基的组 成部分，或是酶的活化剂，需求量虽然极少，但是必需的。 磷 （Ｐ）是微生物需求量最多的无机元素，在菌体细胞的组成中，磷占全部需要无机 盐元素量的５０％。磷 源 不 足 将 影 响 酶 的 活 性， 从 而 使 微 生 物 的 生 命 活 动 受 到 不 良 影 响。 磷是合成核蛋白、卵磷脂及其他含磷化合物的必要元素，磷在微生物代谢反应和物质转化 １０７

过程中起着重要的作用。辅酶Ⅰ、辅酶Ⅱ以及三磷酸腺甙 （ＡＤＰ及 ＡＴＰ）等都含有磷。 微生物对磷的需求量可按式 ＢＯＤ５∶Ｎ∶Ｐ＝１００∶５∶１ 计算求得。 微生物主要从无机磷化合物中获取磷，进入菌体细胞后，迅速地转化为含磷化合物。 生活污水中含磷量较高，但有较多类型的工业废水中缺乏磷，需要时应考虑另行投加磷酸 钾、磷酸钙、过磷酸钙以及磷酸等。 表４２所列举的是在补充投加氮、磷等元素时可以考虑采用的药剂及其对氮、磷的含 量，可按所列数据计算所需投加的药剂量。 钠 （Ｎａ）在微生物菌体细胞中调节细胞与混合液之间的渗透压所必需的，具有调节 微生物代谢功能的作用。 钾 （Ｋ）是多种酶的激化剂，具有促进蛋白质和糖的合成作用，此外，钾还能够控制 细胞质的胶态和细胞膜的渗透性。 镁 （Ｍｇ）在细胞质合成反应和糖的分解反应过程中，起着活化作用，参与菌绿素的 合成。 钙 （Ｃａ）具有降低细胞质的渗透性，调节酸度及中和其他阳离子所造成危害程度的 作用。 铁 （Ｆｅ）是菌体细胞色素氧化酶和过氧化氢酶结构的一部分，在氧的活化过程中， 铁起着重要的催化作用。 硫 （Ｓ）是菌体细胞合成蛋白质不可缺少的元素，辅酶 Ａ 也含有硫。 活性污泥微生物是从混合液中吸取上述各种无机元素的，而混合液中的这些元素是由 入注污水挟入的。这几种微量元素对微生物的生命活动有刺激作用，但对其的需求量极 低，在一般情况下，对生活污水、城市污水以及绝大部分的有机性工业废水进行活性污泥 工艺处理时都勿需投加。 含有微生物营养物质 （氮、磷）的化合物 表４２ 化合物 干燥物质中的含量 （％） 硫酸铵 氮 （Ｎ） 磷 （Ｐ２Ｏ５） ２０．８ 硝酸铵 ２６．０ 尿素 ４６．０ 氨水 ２０．５ 过磷酸钙 １９ 磷酸 ５４ 生活污水是活性污泥微生物最佳的营养源，其ＢＯＤ５∶Ｎ∶Ｐ的比值为１００∶５∶１，经 过初次沉淀池或水解酸化工艺等预处理后，其 ＢＯＤ５ 值有所降低，与其相对的是 Ｎ 与 Ｐ 的相对含量值却有所增高，进入活性污泥反应系统的生活污水，其 ＢＯＤ５∶Ｎ∶Ｐ的比值 将为１００∶２０∶２５。这就是说，经过预处理工艺处理后的生活污水，其营养物质含量将是 高于所需要的。 ２． 混合液的溶解氧 （ＤＯ）浓度 参与活性污泥反应系统活动的微生物是以好氧呼吸的好氧菌为主体的微生物种群。对 １０８

此，在活性污泥反应器———曝气池内必须保持有足够的溶解氧。 多数活性污泥反应系统的实际运行经验数据表明，若使曝气池内的活性污泥微生物保 持正常的生理活动，在曝气池内的溶解氧浓度应保持不低于２ｍｇ／Ｌ 的程度 （推流式曝气 池以出口处为准）。在推流式曝气池的进口区，有机污染物相对集中，浓度 ，耗氧速率 高，溶解氧不易保持２ｍｇ／Ｌ，可以有所降低，但不宜低于１ｍｇ／Ｌ。 一般来说，在活性污泥反应器———推流式曝气池内混合液的溶解氧浓度以保持在１～ ３ｍｇ／Ｌ为宜。 应当说明，在曝气池混合液内的溶解氧浓度也不宜过高，溶解氧浓度过高能够导致有 机污染物分解过快，从而能够导致产生微生物营养缺乏，活性污泥易于老化，结构松散等 现象。此外，溶解氧过高，耗能过量，在经济上也是不适宜的。 ３． 混合液的ｐＨ 微生物的生理活动与周围环境的酸碱度 （氢离子浓度）密切相关，只有在适宜的酸碱 度条件下，微生物才能进行正常的生理活动。 微生物进行的生理活动，对其周围环境要 求 有 着 最 佳 的 ｐＨ。参 与 活 性 污 泥 反 应 的 微 生物，其最佳的ｐＨ 范围是６．５～８．５。 微生物进行生理活动周围环境的ｐＨ 如过高地偏离上述最佳值，就会对微生物的生理 活动产生一系列不良影响，其中主要有： 以ｐＨ 表示的氢离子浓度偏离适宜值，能够使微生物细胞膜的电荷性质改变，从而也 能够使微生物 菌 体 细 胞 摄 取 营 养 物 质 的 功 能 发 生 变 化， 对 微 生 物 的 生 理 活 动 产 生 不 良 影响。 ｐＨ 过大地偏离适宜值，微生物酶系统的催化功能就会降低，甚至消失。 微生物的细胞质是一种胶体溶液，有一定的等电点。当周围环境的ｐＨ 发生偏离适宜 值的变化时，等电点也会发生变化，这时，微生物的呼吸作用和其对营养物质的代谢功能 就会出现障碍。 高额的氢离子浓度值可导致微生物菌体表面的蛋白质和核酸产生水解反应而变性。 不同种属的微生物，其适宜于生理活动的 ｐＨ 都有其各自的一定范围，在这个范围 内。还可分为：最低ｐＨ、最适ｐＨ 及最高ｐＨ，在最低或最高的ｐＨ 的环境中，微生物虽 然能够成活，但生理活动减弱，易于死亡，增殖速率将会大为降低。 对活性污泥反应器———曝气池内的混合液 保 持 适 宜 的 ｐＨ，是 十 分 必 要 的。 在 一 般 情 况下，生活污水或城市污水，都有可能保持着 适 宜 的 ｐＨ，但 也 应 当 常 备 不 懈 地 保 持 调 节 ｐＨ 的设备。对进行活性污泥工艺处理的工业废水则必须考虑设ｐＨ 调节设备。 ４． 混合液的水温 在影响微生物生理活动的诸多因素中，温度的作用非常重要。温度适宜能够促进、强 化微生物的生理活动，温度不适宜，则能够使微生物的生理活动降低、减弱，甚至遭到破 坏，严重不适宜的温度，还能导致微生物形态和生理特性改变，甚至可能使微生物死亡。 微生物的最宜温度，是指在这一温度的环境条件下，微生物的生理活动强劲、旺盛， 表现在增殖方面则是裂殖速度快，世代时间短。表４３所列举的是大肠杆菌 （活性污泥反 应参与微生物）在不同温度条件下的世代时间。 从该表所列数据可见，对大肠杆菌的最适温度段是３７～４０℃。在这个温度段内，大 １０９

肠杆菌的世代时间最短，介于１７～１９ｍｉｎ。 参与活性污泥反应的微生物，多属嗜温菌，其生理活动最适温度介于１０～４５℃之间。 从安全考虑，一般将活性污泥反应有效温度最低与最高温度值分别控制在１５℃和３５℃。 在常年或多半年处于低温的地区，在采用活性污泥处理工艺时，应考虑将处理设备建 在室内，建在室外露天的曝气池，则应考虑采取适当的保温措施。此外，在设计方面则以 采用低值为宜。 大肠禛菌在不同温度下的世代时间 表４３ 温度 （℃） 世代时间 （ｍｉｎ） 温度 （℃） 世代时间 （ｍｉｎ） ２０ １９ ２５ ６０ ４０ ３２ ３０ ３７ ４０ ４５ 不裂殖 ２９ ５０ １７ ５． 有毒有害物质 在本文中所提出的 “有毒有害物质”，是指对微生物生理活动能够产生抑制作用的某 些无机物质和有机物质，其中主要有下列各种物质。 （１）重金属离子，如：铅 （Ｐｂ）、镉 （Ｃｄ）、铬 （Ｃｒ）、铁 （Ｆｅ）、铜 （Ｃｕ）、锌 （Ｚｎ） 等对微生物都能够产生毒害作用。它们能够和菌体细胞的蛋白质相结合，并使其变性或沉 淀。汞 （Ｈｇ）、银 （Ａｇ）、砷 （Ａｓ）的离子对微生物有较强的亲和力，能够与微生物酶蛋 白的ＳＨ 基相结合，而抑制微生物正常的代谢活动。 （２）酚类化合物对菌体细胞膜有伤害作用，并能使菌体蛋白凝固。此外，酚类化合物 能够对微生物菌体的某些酶系统，如脱氢酶和氧化酶，产生抑制作用，破坏菌体细胞正常 的代谢活动。酚的某些衍生物如对位、偏位、邻位甲酚，丙基酚，丁基酚等都有较强的杀 灭菌体的功能。 （３）甲醛能够与蛋白的氨基相结合，并使蛋白变性，破坏菌体细胞的细胞质。 应当说明的是，有毒有害物质对微生物菌体的毒害作用，有一个量的概念，即，只有 当环境中的有毒有害物质达到某一浓度时，其对微生物菌体的毒害作用才能显露出来。这 一浓度值称之为 “有毒物质极限允许浓度”。但是还应当指出， “有毒物质极限允许浓度” 迄今还没有对污水活性污泥处理工艺系统建立具有绝对权威性的统一标准，这还需要通过 实验和实际运行，不断总结，不断完善。 表４４所列出的是某些被认为有毒有害物质在处理污水的活性污泥工艺系统中的允许 极限浓度。应当说，表中所列数据也不是绝对的，只供参考。如果我们缓慢地逐步地向处 理系统中投加某种有毒有害物质，使该物质在系统中的浓度逐渐提高，同时通过检测注视 系统中微生物的生理活动动态和系统中该物质浓度的变化情况，这样可能使系统中的微生 物逐渐适应，并得到驯化、变异，有可能承受较高浓度的有毒有害物质，甚至达到完全驯 化的程度，以该物质作为营养，使其降解。例如含酚类化合物的污水，能够通过活性污泥 工艺进行有效的处理。对此，已颁布发行推荐性标准 《焦化厂煤气厂含酚污水处理设计规 范》ＣＥＣＳ０５：８８。 有关有毒有害物质问题，本书拟作以下各项补充阐述： １１０

钠盐、锂盐、锰 盐 的 毒 害 作 用 较 小， 在 污 水 （或 混 合 液） 中 的 浓 度 只 要 不 超 过 １０ｍｇ／Ｌ，就不会产生毒害作用 关于有机物质对微生物生命活动的毒害作用问题，已有一批专家对几百种有机化合物 进行过 究探讨，但还没有作出有关结论性的论断。 某些有机物质其极限允许浓度虽然很低，但本身却是属于难生物降解的物质，如氟利 昂－２５３，其最低极限值高为１００ｍｇ／Ｌ，但其 ＢＯＤ２０／ＣＯＤ比值却为０，说明氟利昂－２５３ 只简单地通过反应器，对反应器内的生化反应不产生任何毒害作用。 另一方面，有一些物质，其对微生物生理活动的最低极限值较低，但是却有着较高的 ＢＯＤ２０／ＣＯＤ比值，例如，乙酰苯，其最低极限值为 ０．１ｍｇ／Ｌ，但其 ＢＯＤ２０／ＣＯＤ 比值， 却高达０．４２５。 污水活性污泥工艺处理系统有毒有害物质的极限允许浓度 表４４ 有毒有害物质名称 极限允许浓度 （ｍｇ／Ｌ） 有毒有害物质名称 极限允许浓度 （ｍｇ／Ｌ） 铍 （Ｂｅ） ０．０１ 硝酸银 ５０００ 钛 （Ｔｉ） ０．０１ 硫酸根 ５０００ 铋 （Ｂｉ） ０．１ 乙酸根 １００～１５０ 钒 （Ｖ） ０．１ 硫 （Ｓ） １０～３０ 四乙铅 ０．００１ １００～１０００ 硫酸铜 ０．２ 氨 １００ 铬酸盐 ５～２０ 苯 １００ 砷酸盐 酚 １００～１５０ 亚砷酸盐 ２０ 甲醛 ９０００ 氰化钾 ５ 丙酮 ２ 有毒有害物质的毒害作用还与周围环 境 ｐＨ、水 温、溶 解 氧，有 无 其 他 有 毒 有 害 物 质 微生物的数量以及是否经过驯化等因素有关。 除以上各项因素外，有机底物的化学结构对微生物的生理功能和生物降解的过程也有 着较实际的影响，有关专家在这方面进行了大量的科学研究工作，取得了不少可资参考的 资料，因篇幅关系，本书从略。 总之，有毒有害物质对微生物生命活动毒害作用的原因、效果都比较复杂，取决于的 因素也较多，应予以慎重对待。 ４２２　活性污泥工艺系统的控制指标与设计、运行参数 １． 活性污泥工艺系统应达到的控制要求 活性污泥工艺系统，即活性污泥反应系统，是通过采取一系列人工强化、控制的技术 措施，使活性污泥微生物所具有的，以有机物氧化、分解代谢为主体的生理功能得到充分 地发挥，达到使污水净化目的的生物工程技术。 为了使活性污泥工艺系统能够进行正常的运行，人工强化，控制技术的全面、认真的 实施是至关重要的条件。 首先，通过人工控制，对前节所阐述的各项影响因素，应当是得到切实考虑和认真实 １１１

施。再经人工强化，使活性污泥反应系统能够全面地达到下列各项目标。 （１）被处理的原污水的水质、水量得到控制，使其能够切实地适应活性污泥反应系统 的各项要求； （２）在活性污泥反应系统中具有活性的活性污泥微生物，在数量上应保持一定，并相 对稳定； （３）在活性污泥反应器———曝气池各区段的混合液中，应保持着达到活性污泥微生物 满足要求的溶解氧 （ＤＯ）浓度； （４）在活性污泥反应器———曝气池内，混合液中的活性污泥微生物、有机污染物、溶 解氧三者能够得到充分接触的效果，以强化传质过程。 对各项目标都制定有特定的控制指标，以求保证各项目标能够切实达到。这些指标也 是对活性污 泥 的 评 价 指 标， 在 工 程 上， 这 些 指 标 就 是 活 性 污 泥 反 应 系 统 的 设 计 与 运 行 参数。 本节将就此逐项加以阐述。 ２． 表示及控制混合液中活性污泥微生物量的指标 活性污泥微生物是活性污泥反应系统的核心，在混合液中保持着一定数量的具有活性 的活性污泥微生物，是保证活性污泥工艺系统运行正常的首要条件，活性污泥微生物高度 集中地栖息在活性污泥上，活性污泥是以活性污泥微生物为主体形成的，就此，以混合液 中的活性污泥的浓度作为活性污泥反应系统的活性污泥微生物量是适宜的。 在活性污泥反应器的混合液中稳定地保持着一定数量的活性污泥，是通过活性污泥适 量地从二次沉淀池回流和作为剩余污泥排放以及在曝气池内的增长等过程而实现和形 成的。 对此，使用下列两项指标用以表示和控制混合液中的活性污泥浓度 （量）。 （１）混合液悬浮固体浓度 （ＭｉｘｅｄＬｉｑｕｏｒＳｕｓｐｅｎｄｅｄＳｏｌｉｄｓ，ＭＬＳＳ） 混合液悬浮固体浓度又称混合液污泥浓度，它所表示的是在曝气池单位容积混合液中 所含有的活性污泥固体物质的总重量，即： ＭＬＳＳ＝ 犕ａ＋犕ｅ＋犕ｉ＋犕ｉｉ （４４） 式中　犕ａ———具有代谢功能活性的微生物群体量； 犕ｅ———微生物 （主要是细菌）内源代谢、自身氧化的菌体残留物量； 犕ｉ———由原污水挟入并夹杂于活性污泥上的难为细菌降解的惰性有机物质量； 犕ｉｉ———由原污水挟入并夹杂于活性污泥上的无机物质量。 上式的表示单位为：ｍｇ／Ｌ，或ｇ／Ｌ，或ｇ／ｍ３，或ｋｇ／ｍ３。分母 Ｌ及 ｍ３ 所表示的均 为混合液或污水的容积单位。 上述４项的意义在本章４．１节曾有过阐述。 由于测定方法比较简单易行，此项指标的应用较为广泛。但本项指标既含有 犕ｉ犕ｅ 两项非活性物质，也包括 犕ｉｉ无机物质，因此本项指标不能精确地表示具有活性的活性污 泥量，所表示的仅是活性污泥量的相对值。 混合液悬浮固体浓度 （ＭＬＳＳ）是活性污泥工艺系统重要的设计、运行参数。 （２） 混 合 液 挥 发 性 悬 浮 固 体 浓 度 （Ｍｉｘｅｄ Ｌｉｑｕｏｒ Ｖｏｌａｔｉｌｅ Ｓｕｓｐｅｎｄｅｄ Ｓｏｌｉｄｓ， ＭＬＶＳＳ） １１２

本项指标所表示的是混合液活性污泥中有机性固体物质部分的浓度，即： ＭＬＶＳＳ＝ 犕ａ＋犕ｅ＋犕ｉ （４５） 在表示活性污泥活性部分的数量上，在精确度方面本项指标是进了一步，但那也仅是 相对于指标 ＭＬＳＳ而言，在本项指标中仍然包括 犕ｅ、犕ｉ 两项惰性有机物质，因此，也不 能精确地表示具有活性的活性污泥微生物量，它表示的仍然是活性污泥量的相对值。 ＭＬＶＳＳ与 ＭＬＳＳ的比值，以犳 表示，即： 犳＝ ＭＬＶＳＳ／ＭＬＳＳ （４６） 在一般情况下，犳 值比较固定，对生活污水，犳 值为０．７５左右。以生活污水为主体 的城市污水也可取此值。 ＭＬＶＳＳ与 ＭＬＳＳ两项指标，虽然在表示具有活性的活性污泥微生物量方面不够精 确，但是由于测定方法简单易行，而且能够在一定程度上表示相对的活性污泥微生物量 值，因此，广泛地用于活性污泥工艺系统的设计和运行管理。 ３． 活性污泥的沉降性能及其评定指标 良好的沉降性能是发育正常的活性污泥所应具有的特性之一。 发育良好，并有一定浓度的活性污泥，在经过絮凝沉淀、成层沉淀和压缩等全部过程 后，能够形成浓度极高的浓缩污泥。 发育正常、质地良好的活性污泥在３０ｍｉｎ内 （含３０ｍｉｎ）即可完成絮凝沉淀和成层沉 淀两个阶段过程，并进入压缩阶段。 缩 （亦称浓缩）的进程比较缓慢，需时较长，达到 完全浓缩的程度需时更长。 根据活性污泥在沉降－浓缩方面所具有的上述特性，建立了以活性污泥３０ｍｉｎ静置 沉淀为基础的两项指标，以表示活性污泥的沉降—浓缩性能。 （１）污泥沉降比 （ＳｅｔｔｌｉｎｇＶｅｌｏｃｉｔｙ，ＳＶ） 本项指标又称为 “３０ｍｉｎ沉降率”。它所表示的是：搅拌混合良好的混合液在量筒内 静置３０ｍｉｎ后所形成沉淀污泥的容积占原混合液容积的百分率，以％表示。 污泥沉降比 （ＳＶ）能够反映在活性污泥反应系统的正常运行过程中，在活性污泥反 应器———曝气池内的活性污泥量，可用以控制、调节剩余污泥的排放量，还能通过它及时 地发现污泥膨胀等异常现象的发生。有相当高的实用价值与意义。是活性污泥反应系统重 要的运行参数，也是评定活性污泥数量和质量的重要指标。 污泥沉降比 （ＳＶ）的测定方法简单易行，可以在污水处理厂的曝气池现场进行。 （２）污泥容积指数 （ＳｌｕｄｇｅＶｏｌｕｍｅＩｎｄｅｘ，ＳＶＩ） 本项指标又称 “污泥指数”。本项指标的物理意义是在活性污泥反应器———曝气池的 出口处的混合液，在经过３０ｍｉｎ静沉后，１ｇ干污泥所形成的沉淀污泥所占有容积，以 ｍＬ 计。 污泥容积指数 （ＳＶＩ）的计算式为： ＳＶＩ＝ 混合液（１混Ｌ）合３０液ｍｉ（１ｎＬ静）沉中形悬成浮的固活体性干污重泥（ｇ容）积（ｍＬ）＝ ＳＶ（ｍＬ／Ｌ） ＭＬＳＳ（ｇ／Ｌ） ＳＶＩ的表示单位为 ｍＬ／ｇ，在习惯上，只称数字，而把单位略去。 ＳＶＩ值能够反映活性污泥的凝聚、沉降性能，对生活污水及城市污水，此值以介于 ７０～１００之间为宜。ＳＶＩ值过低，说明活性污泥颗粒细小，无机物质含量高，这样的活性 １１３

污泥，活性较低；ＳＶＩ值过高，说明活性污泥的沉降性能欠佳，或者已出现产生膨胀现象 的可能。 通过对已取得试验研究及运行大量数据的分析，有关专家认为，影响 ＳＶＩ值的最重 要因素是活性污泥微生物群体的增殖速度，也就是微生物群体所处在的增殖期。一般说 来，微生物群体处在内源代谢期的活性污泥，其 ＳＶＩ值最低。 在工程上，针对 ＳＶＩ值与活性 污 泥 工 艺 系 统 的 其 他 的 几 项 参 数， 在 设 计 与 运 行 方 面 具有重要的实际意义的两种关系。 其一是ＳＶＩ值与 ＢＯＤ—污泥负荷之间的关系。图４７所示即为处理城市污水的活性 污泥工艺系统 （反应器—曝气池）的 ＢＯＤ—污泥负荷与ＳＶＩ值之间的关系。 从图可见，当 ＢＯＤ—污泥负荷介于０．５～１．５ｋｇ／ （ｋｇＭＬＳＳ·ｄ）高值时，ＳＶＩ值突 出最高值，活性污泥沉降效果极端欠佳，应避免采用这一区段的 ＢＯＤ—污泥负荷值。 其二是ＳＶＩ值、ＭＬＳＳ浓度及污泥回流比３项参数之间的关系。活性污泥的 ＳＶＩ值 增高，则活性污泥在二次沉淀池内的浓缩极限浓度就要降低，对此，为了使在曝气池内混 合液的活性污泥浓度保持稳定的一定值，就需要加大活性污泥的回流量。图４８所示就是 ＳＶＩ值、ＭＬＳＳ浓度值及污泥回流比３项参数之间的关系， 图４７　ＳＶＩ值与 ＢＯＤ—污泥 　　 负荷之间的关系 图４８　ＳＶＩ值、ＭＬＳＳ浓度值及污泥回流比 ３项参数之间的关系 从图可见，在混合液悬浮固体浓度 （ＭＬＳＳ）为一定值的条件下，ＳＶＩ值越高，所应 采取的污泥回流比也越大。当 ＳＶＩ值达 ４００ｍＬ／ｇ以 上 时，从 污 泥 回 流 比 的 要 求 来 看， 活 性污泥工艺系统在实际上是难于成立的。 ４． 污泥龄 （ＳｌｕｄｇｅＡｇｅ）（生物固体平均停留时间） 为使活性污泥反应系统保持着正常、稳定运行的一项必要的条件，就是必须在反应器 — 曝气池内保持着相对稳定的悬浮固体 （ＭＬＳＳ）量。但是，活性污泥反应必然要产生的 一项结果是活性污泥微生物的增殖和活性污泥在量上的增长。这样，就必须每天从反应系 统中排除相当于增长量的活性污泥量。 此外，在曝气池内，与一批新生的活力强劲的微生物菌体细胞生成的同时，也要产生 一批活性衰退、菌体细胞老化的活性污泥微生物。为了使在反应器内经常保持着具有高度 １１４

活性的活性污泥微生物，每天都必须从反应系统中排除一定数量的作为剩余活性污泥的老 化污泥。每日排除的剩余污泥量，应等于每日增长的污泥量。这项行为是污水处理厂维护 管理人员按规定进行的。此外，每日随处理水的排放也要挟走部分活性污泥，这部分污泥 也应予以考虑。 这样，每日从反应系统排除的活性污泥量应按下式计算： Δ犡 ＝犙ｗ犡ｒ＋ （犙－犙ｗ）犡ｅ （４７） 式中　Δ犡———曝气池内每日增长的活性污泥量，即作为剩余污泥，每日应从反应系统排 除的污泥量； 犙ｗ———作为剩余污泥，排除系统的活性污泥量； 犡ｒ———剩余污泥浓度； 犙———污水流量； 犡ｅ———排放处理水中的悬浮固体浓度。 曝气池内活性污泥总量 （犞犡）与每日排除污泥量之比，称之为污泥龄 （θｃ），即活性 污泥在曝气池内的平均停留时间 （ＳＲＴ），因之又称为 “生物固体平均停留时间”，即： θｃ ＝Δ犞犡犡 （ｄ） （４８） 式中　θｃ———污泥龄 （生物固体平均停留时间），ｄ。 根据式 （４７）及式 （４８）下式成立： θｃ ＝犙ｗ犡ｒ 犞犡 （４９） ＋ （犙－犙ｗ）犡ｅ 在一般条件下 犡ｅ值极低，可忽略不计，因此，上式可简化为： θｃ ＝犙犞ｗ犡犡ｒ （４１０） 犡ｒ 值是在二次沉淀池底部经过浓缩后排放出的污泥浓度，回流曝气池的污泥浓度及 作为剩余污泥排放的污泥浓度均同此值。此值是活性污泥特性及二次沉淀池沉淀效果的函 数，在一般情况下，可由下式求定其近似值： （犡ｒ）ｍａｘ ＝ １０６ （４１１） ＳＶＩ 式中　ＳＶＩ———污泥容积指数。 污泥龄 （生物固体平均停留时间）是活性污泥工艺系统设计、运行的重要参数，在理 论上也有重要意义。 污泥龄与污泥去除负荷 （犖ｒｓ）呈反比关系 （式４２５）。污泥龄还与活性污泥微生物的 存活状况及对其增殖的要求有关，如世代时间长于污泥龄的微生物在反应器—曝气池内不 可能繁衍成为优势菌种属，例如硝化菌在２０℃条件下，其世代时间为３ｄ，当系统运行条 件为θｃ＜３ｄ时，硝化菌就不可能在曝气池内大量增殖，不能成为优势种属，就不能在该 反应器内产生硝化反应。 ５．ＢＯＤ－污泥负荷与 ＢＯＤ－容积负荷 活性污泥反应系统的核心是活性污泥微生物，参与反应的物质则有：作为活性污泥微 生物载体的活性污泥，作为活性污泥微生物营养物质的有机污染物和保证活性污泥微生物 １１５

正常生理活动的溶解氧。 在正常的活性污泥反应进程中，这三种物质都要在数量上产生变化。即：由于活性污 泥微生物的增殖，使活性污泥得到增长；有机污染物为微生物所摄取、利用，得到降解， 使其在混合液中的含量降低；溶解氧为微生物连续利用，必须连续不间断地予以补充提 供等。 在活性污泥反应系统中，决定活性污泥的增长速度、有机污染物的降解速度，以及溶 解氧的被利用速度这３项最主要因素的是有机污染物量 （有机底物量）与活性污泥量的比 犉（ ） （ ）值 犉 是活性污泥工艺系统在设计、运行方面最重要的一项参数。 犕 。比值 犕 （ ）在活性污泥工艺系统的设计、运行的具体工程上，比值 犉 是以 ＢＯＤ－污泥负荷， 犕 又称 ＢＯＤ－ＳＳ负荷率表示，在文字上则以 （犖ｓ）表示。其表示式为： 犉 ＝ 犖ｓ ＝ 犙犛ａ ［ｋｇＢＯＤ／ （ｋｇＭＬＳＳ·ｄ）］ （４１２） 犕 犡犞 式中　犙———污水流量，ｍ３／ｄ； 犛ａ———原污水中有机污染物 （ＢＯＤ５）的浓度，ｍｇ／Ｌ； 犞———反应器—曝气池的容积，ｍ３； 犡———混合液悬浮固体 （ＭＬＳＳ）浓度，ｍｇ／Ｌ。 ＢＯＤ－污泥负荷所表示的是活性污泥反应器———曝气池内单位重量 （ｋｇ）活性污泥， 在单位时间 （ｄ）内能够接受并将其降解到预定 程 度 的 有 机 污 染 物 量 （有 机 底 物 量 以 ＢＯＤ５ 表示）。 对活性污泥工艺系统的设计与运行，还使用另一项负荷参数—曝气池ＢＯＤ 容积负荷， 其文字表示为 （犖ｖ），数学表示式则为： 犖ｖ ＝ 犙犛ａ ［ｋｇＢＯＤ／ （ｍ３ 曝气池·ｄ）］ （４１３） 犞 ＢＯＤ－容积负荷所表示的是反应器—曝气池的单位容积 （ｍ３）在单位时间 （ｄ）内， 能够接受并将其降解到所预定达到程度的有机污染物量 （有机底物量以 ＢＯＤ５ 表示）。 ＢＯＤ－污泥负荷 （犖ｓ）与 ＢＯＤ－容积负荷 （犖ｖ）之间的关系是： 犖ｖ ＝ 犖ｓ犡 （４１４） ＢＯＤ－污泥负荷与 ＢＯＤ－容积负荷是活性污泥工艺系统设计、运行最基本的参数。 具有一定的工程应用价值，将别是 ＢＯＤ－污泥负荷，因源于犉／犕 比值，并具有相当的理 论意义。 ＢＯＤ－污泥负荷，是影响有机污染物降解、活性污泥增长的重要因素。采用高额的 ＢＯＤ－污泥负 荷 值， 将 加 速 有 机 污 染 物 的 降 解 速 度 与 活 性 污 泥 的 增 长 速 度， 降 低 反 应 器—曝气池的容积，建设投资低，但处理水的水质未必能够达到预定的要求 （标准）。采 用低额的 ＢＯＤ－污泥负荷值，有机污染物的降解速度和活性污泥的增长速度都将降低， 曝气池的容积将有所增高，建设投资也将增高，但处理水的水质可能提高，并达到标准。 选定适宜的 ＢＯＤ－污泥负荷值，至关重要，既要满足处理水的各项指标达到要求， 又要考虑节省建设投资的经济因素。 １１６

４．３　活性污泥工艺系统几项重要参数之间的相关关系 ４３１　有机污染物降解与活性污泥增长之间的关系 在活性污泥反应器—曝气池内，进行活性污泥反应，在活性污泥微生物的代谢反应作 用下，混合液中的有机污染物得到降解、去除。与此同步产生的另一作用，是活性污泥微 生物本体的增殖和随之而产生的活性污泥的增长。 但是，我们不应当忽视的是，与此同时，还进行着另一项反应，这就是活性污泥微生 物菌体本身进行着的内源代谢反应。 就此，活性污泥微生物的增殖是微生物进行合成代谢反应与内源代谢反应这两项生理 活动的综合结果，也就是说，活性污泥的净增殖量，是这两项生理活动的差值，通过数学 式表示则为： Δ犡 ＝犪犛ｒ－犫犡 （４１５） 式中　Δ犡 ———活性污泥微生物的净增殖量，ｋｇ／ｄ； 犛ｒ———在活性污泥微生物的分解代谢作用下，混合液中被降解、去除的有机污染 物量 （ＢＯＤ５ 值），ｋｇ／ｄ； 犛ｒ ＝犛ａ－犛ｅ （４１６） 犛ａ———混合液中含有的有机污染物量 （ＢＯＤ５ 值），ｋｇ／ｄ； 犛ｅ———处理水中残留的有机污染物量 （ＢＯＤ５ 值），ｋｇ／ｄ； 犪———微生物合成代谢产生的降解有机物的污泥转换率 （污泥产率）； 犫———微生物内源代谢反应的自身氧化率； 犡 ———曝气池内混合液含有的活性污泥量，ｋｇ／ｄ。 污泥转换率，因有机污染物的组成不同而异，表４５所列举的是不同物质的污泥转换 率。表４６所列举的则是生活污水及某些工业废水的犪、犫值。 生活污水的污泥转换率犪 值，城市不同，生活方式有所差异，因此也有所不同，一般 介于０．４９～０．７３之间，而自身氧化率犫值在０．０７～０．０７５之间，差别很小。 工业废水的污泥转换率及自身氧化率，宜于通过试验确定。 某些有机物的污泥转换率 表４５ 物质名称 污泥转换率 （％） 物质名称 污泥转换率 （％） 碳氢化合物 ６５—８５ 牛奶 ５０—５２ ５２—６６ ４４—６４ 乙醇 ３２—６８ 葡萄糖 ５８—６８ 氨基酸 １０—６０ 蔗糖 有机酸 生活污水及某些工业废水的污泥转率 （犪）及自身氧化率 （犫） 表４６ 自身氧化率犫 污、废水类型 污泥转换率犪 自身氧化率犫 污、废水类型 污泥转换率犪 生活污水 ０．４９～０．７３ ０．０７５ 制药废水 ０．７２～０．７７ ０．０５～０．１８ 炼油废水 ０．４９～０．６２ ０．３１～０．７２ 酿造废水 ０．１０～０．１６ 石油化工废水 ０．５６ ０．１０ １１７

为了对活性污泥微生物增殖这一问题进行深入地探讨，将增殖通过增殖速度表示。考 虑到微生物菌体细胞的内源代谢及合成代谢是同步进行的，单位曝气池容积内活性污泥的 净增殖速度为： ｄ犡 ｄ犡 ｄ狋 ｄ狋 ｅ （ ） （ ） （ ）ｄ犡 （４１７） ｄ狋 ＝ － ｇ ｓ ｄ犡 ———活性污泥微生物的净增殖速度； ｄ狋 ｇ （ ）式中　 （ ）ｄ犡 ———活性污泥微生物的合成代谢速度，其值为： ｄ狋 ｓ （ ） （ ）ｄ犡 ｄ狋 ＝犢 ｄ犛 （４１８） ｄ狋 ｕ ｓ （ ）ｄ犛 ———活性污泥微生物对有机物的利用 （降解）速度； ｄ狋 ｕ 犢 ———产率系数，即微生物每代谢１ｋｇＢＯＤ５ 所合成的 ＭＬＶＳＳｋｇ数； （ ）ｄ犛 ———活性污泥微生物内源代谢速度，其值为： ｄ狋 ｅ （ ）ｄ犛ｅ ＝ 犓ｄ犡ｖ （４１９） ｄ狋 犓ｄ ———活性污泥微生物的自身氧化率，亦称衰减系数ｄ－１； 犡ｖ ———ＭＬＶＳＳ。 根据上列各式，活性污泥微生物增殖速度的基本方程式将为下式： （ ） （ ）ｄ犡 ｄ犛 －犓ｄ犡ｖ （４２０） ｄ狋 ｄ狋 ＝犢 ｕ ｇ 活性污泥微生物每日在反应器—曝气池内的净增殖量为： Δ犡 ＝犢（犛ａ－犛ｅ）犙－犓ｄ犞犡ｖ （４２１） 式中　 Δ犡 ———每日增长 （排放）的挥发性污泥量 （ＶＳＳ），ｋｇ／ｄ； 犙（犛ａ－犛ｅ）———每日降解的有机污染物量，ｋｇ／ｄ； 犞犡ｖ ———曝气池内，混合液挥发性悬浮固体总量，ｋｇ； 犡ｖ———ＭＬＶＳＳ。 将上式各项以犞犡ｖ 除之，则上式改写为下列形式： Δ犡 ＝犢 犙犛ｒ －犓ｄ （４２２） 犡ｖ犞 犡ｖ犞 而 犙犛ｒ ＝ 犙（犛犡ａｖ－犞犛ｅ）＝ 犖ｒｓ （４２３） 犡ｖ犞 称之为 ＢＯＤ－污泥去除负荷，以 犖ｒｓ 表示之。其单位为ｋｇＢＯＤ／ （ｋｇＭＬＳＳ·ｄ）。 此外，Δ犡 为污泥龄 （生物固体平均停留时间）的倒数，即： 犡ｖ犞 Δ犡 ＝θ１ｃ （４２４） 犡ｖ犞 对此，式 （４２２）可改写为： １ ＝犢犖ｒｓ－犓ｄ （４２５） θｃ １１８

从上式可见，污泥龄 （θｃ）与 ＢＯＤ－污泥去除负荷 （犖ｒｓ）呈反比关系。 对本节所阐述的内容作如下的说明。公式 （４１５）中的犪值 （污泥转换率）、犫值 （菌 体自身氧化率）与公式 （４２２）中的犢 值 （污泥产率）、犓ｄ 值 （衰减系数）之间的相关关 系，从物理意义方面来考虑，犪值与犢 值，犫值与犓ｄ 值是相通的，一致的。犪 值即犢 值， 犫值即犓ｄ 值，但在应用基准方面考虑，就产生某些差异。犪 与犫 值主要应用于工程设计 方面，是以 ＭＬＳＳ作为考虑基准的，而犢 值与犓ｄ 值则主要在科学研究与学术探讨方面应 用，且多以 ＭＬＶＳＳ作为计算基准。 犢 值与犓ｄ 值是以试验或实际生产设备运行所取得的数据作为基础，按公式 （４２２） 通过图解法求定。方法是将公式 （４２２）按直线方程狔＝犪狓＋犫考虑，以 Δ犡 为纵轴，以 犡ｖ犞 犙（犛ａ－犛ｅ）为横轴坐标，将数据点入，即可得如图 （４９）所示的坐标图，直线的斜率为 犡ｖ犞 犢 值，而与纵轴的截距则为 犓ｄ 值。 对生活污水，犢 值一般介于０．５～０．６５之间，犓ｄ 值则可取值０．０５～０．１之间。城市污水的犢 值低于生 活污水，一般在０．４～０．５左右，犓ｄ 值也较低，可取 值０．０７左右。 工业废水，工种类型繁多，成分复杂各异，其犢 值及犓ｄ 值介于很大的范围内，其中某些废水如酿造 废水，犢 值 达０．９３。对工业废水，其犢、犓ｄ 值以 通过实际测定确定为宜。 ４３２　有机污染物降解与需氧之间的关系 图４９　犢、犓ｄ 值的图解求定法 在活性污泥反应器———曝气池内，活性污泥微生 物对有机污染物的分解代谢及其菌体本身在内源代谢 期内的自身氧化都是耗氧过程。这两次氧化过程所需 要的氧量，一般通过下列公式求定： 犗２ ＝犪′犙犛ｒ＋犫′犞犡ｖ （４２６） 式中　犗２ ———曝气池内混合液的需氧量ｋｇＯ２／ｄ； 犪′ ———活性污泥微生物对有机污染物分解代谢反应需氧率，即活性污泥微生物每 氧化分解１ｋｇＢＯＤ５ 所需要的氧量，ｋｇ； 犙 ———污水流量，ｍ３／ｄ； 犛ｒ ———经活性污泥微生物分解代谢活动所降解的有机污染物量，以 ＢＯＤ５ 值计； 犫′ ———活性污泥微生物在内源代谢期进行菌体自身氧化的需氧量，每公斤活性污 泥每日自身氧化所需要的氧量，以ｋｇ计； 犞 ———反应器———曝气池容积，ｍ３； 犡ｖ ———单位曝气池容积内的挥发性悬浮固体 （ＭＬＶＳＳ）量，ｋｇ／ｍ３。 上式可改写为下列两种形式 犗２ ＝犪′犙犡犛ｖ犞ｒ ＋犫′ ＝犪′犖ｒｓ＋犫′ （４２７） 犡ｖ犞 １１９

或 犗２ ＝犪′＋犙犡犛ｖ犞ｒ犫′ ＝犪′＋犫′犖１ｒｓ （４２８） 犙犛ｒ 式中　 犖ｒｓ ——— ＢＯＤ—污泥去除负荷，ｋｇＢＯＤ５／（ｋｇＭＬＶＳＳ·ｄ）； 犗２ ——— 单位重量活性污泥的需氧量，ｋｇＯ２／（ｋｇＭＬＶＳＳ·ｄ）； 犡ｖ犞 犗２ ——— 每降解１．０ｋｇＢＯＤ５ 的需氧量，ｋｇＯ２／（ｋｇＢＯＤ５·ｄ）。 犙犛ｒ 从公式 （４２８）可以看出，当活性污泥工艺系统在高 ＢＯＤ－污泥去除负荷值条件下 运行时，活性污泥的污泥龄 （生物固体平均停留时间）较短，每降解单位重量 （１．０ｋｇ） ＢＯＤ５ 的需氧量就较低。这是因为在高负荷条件下，一部分被吸附在菌体表面而未被摄入 菌体细胞内的有机污染物随剩余污泥排出。此外，在高负荷条件下，活性污泥微生物的自 身氧化作用较低，因此，需氧量也较低。与上述情况相反，当 ＢＯＤ－污泥去除负荷值较 低，污泥龄较长，微生物对有机污染物的分解代谢反应进行的程度较深，微生物自身氧化 作用进行的程度也较强，在这种情况下，单位 ＢＯＤ降解的需氧量就较高。 从公式 （４２７）可以看出，当 ＢＯＤ－污泥 去除负荷为高值，污泥龄为低值时，每公斤活 性污泥的需氧量较高，从而使每单位容积曝气 池的需氧量也行增高。 犪′、犫′值，按 公 式 （４２７） 通 过 图 解 法 求 定。以 犙犛ｒ 为横坐标，犗２ 为纵坐标，将试验 犡ｖ犞 犡ｖ犞 所得或实际生产设备运行所获数据点入，得直 线，斜率为犪′ 值，纵轴的截距为犫′ 值 （图 ４ １０）。系数犪′ 、犫′ 值是活性污泥工艺处理系统重 要的设计与运行参数。 图４１０　犪′犫′值图解求定法 生活污水的犪′ 值为０．４２～０．５３，犫′ 值则介 于０．１１～０．１８８之间。公式 （４２７）及公式 （４ ２８）对活性污泥工艺系统有着重要的实际应用与理论意义。 ４．４　活性污泥反应动力学基础 ４４１　活性污泥反应动力学研究的对象、内容与目的 活性污泥反应，所指的是，在活性污泥反应器———曝气池内，由活性污泥微生物进行 的一系列生物化学反应。这就是在曝气池内混合液中的各项环境因素，如水温、溶解氧含 量浓度、ｐＨ 等都处于充分满足活性污泥微生物要求的条件下，活性污泥 （实际上是活性 污泥微生物———细菌）对混合液中的有机污染物质 （有机底物）进行的生理代谢活动，反 应的结果是：混合液中的有机污染物得到降解去除；由于活性污泥微生物的增殖、繁衍， 活性污泥本体得到增长。反应过程还包括活性污泥微生物对混合液中溶解氧的利用。 参与活性污泥反应的因子，主要是活性污泥微生物 （细菌）和有机底物。反应结果是 微生物增殖、有机底物降解。无论是增殖和降解，都存在一个速度问题，而速度又主要取 １２０

决于反应器内有机底物与微生物的浓度。 活性污泥反应动力学研究探讨的课题就是活性污泥反应速度和有机底物浓度、活性污 泥 （微生物）浓度之间的关系，确定它们之间的动力规律，并以动力学方程数学式将其表 达，即：建立活性污泥反应动力学模式 （型）。根据这一动力学模式，人们能够进一步对 活性污泥反应器或反应系统进行优化设计和组织优化的运行管理。 活性污泥反应动力学的开发、建立与发展，推动了活性污泥反应理论的进步与发展， 也使活性污泥工艺系统的设计与运行管理更加合理化和科学化。 活性污泥反应动力学，主要包括下列几个方面： （１）有机底物降解反应动力学，主要研究有机底物降解速度与底物浓度、活性污泥微 生物量之间的关系与规律； （２）活性污泥微生物增殖 （活性污泥增长）动力学，主要研究的是活性污泥微生物增 殖 （活性污泥增长）速度与底物浓度、活性污泥微生物量等因素之间的关系与规律； （３）有机底物降解、活性污泥微生物增殖与耗氧及营养平衡之间的关系与规律； 活性污泥反应方面的有关专家、学者根据各自的研究成果，建立了能够描述上述各项 关系的数学表达式 （数学模式）。 在本节中，我们列举的名家学者建立的活性污泥反应动力学模式是：莫诺 （Ｍｏｎｏｄ） 模式和劳伦斯—麦卡蒂 （ＬａｗｒｅｎｃｅＭｃＣａｒｔｙ）模式。 在研究、推导活性污泥反应动力学时，一般均作如下各项的假设： （１）活性污泥反应器—曝气池内混合液的流态为完全混合型 （特别注明者除外）； （２）入流污水中的有机底物的浓度是稳定的，不随时间而变动，而且其中所有可生物 降解的有机底物都是可溶性的； （３）在入流污水中不含有在浓度上足以能够抑制活性污泥微生物活性的有毒物质； （４）在二次沉淀池中的活性污泥没有活性，不进行代谢的生理活动，二次沉淀池的主 要功能是固液分离，活性污泥在二次沉淀中不积累，固液分离良好； （５）活性污泥工艺系统运行稳定、正常。 ４４２　莫诺 （犕狅狀狅犱）模式 １． 莫诺模式基本方程式 在建立活性污泥反应动力学模式的名家学者中应首推莫诺 （Ｍｏｎｏｄ）。 莫诺 于 １９４２ 年 用 连 续 培 养 器 以 纯 种 的 微 生 物和单一的有机底物进行了微生物增殖速度与底 物浓度之间关系的试验。以底物浓度为横坐标， 以微生物比增殖速度为纵坐标，试验结果取得了 如 （图４１１）所示的形式。这个结果和米凯利斯 —门滕 （ＭｉｃｈａｅｌｉｓＭｅｎｔｅｎ）于１９１３年通过试验 所取得的以酶促反应动力学为基础的底物浓度与 酶促反应速度之间关系的结果是一致的。因此莫 诺认为，可以通过经典的米凯利斯－门滕方程式 表述微生物比增殖速度与底物浓度之间的关系。 图４１１　莫诺试验结果曲线、莫诺方程式 对此，莫诺提出的微生物比增殖速度与底物 及其μ ＝ 犳 （犛）关系曲线 １２１

浓度之间的关系式为： μ ＝μｍａｘ犓ｓ犛＋犛 （４２９） 式中　μ———微生物的比增殖速度，即单位生物量的增殖速度，ｄ－１； μｍａｘ———微生物最大比增殖速度，ｄ－１； 犓ｓ———饱和常数，当μ＝ １／２μｍａｘ时的底物浓度，称为半速度常数，质量／容积； 犛 ——— 有机底物浓度。 在以后某些专家的试验确证，用异种微生物群体的活性污泥对单一底物进行的微生物 增殖试验，也取得了符合莫诺提出的论断的结果。 可以设定，微生物的比增殖速度 （μ）与有机底物的比降解速度 （狏）呈比例关系， 即下式成立： μ ∝狏 或 μ ＝γ狏 因此，与微生物比增殖速度μ 相对应的底物比降解速度狏，也可以用米凯利斯—门滕 方程式表示，即： 狏 ＝狏ｍａｘ犓ｓ犛＋犛 （４３０） 式中　狏———底物比降解速度，ｄ－１； 狏ｍａｘ———底物的最大比降解速度，ｄ－１； 其余各符号的意义同前。 莫诺模式试验的基本目的是求定微生物比增殖速度，式 （４２９）为其基本模式。但 是，对污水处理工艺而论，其基本目的是对有机底物的降解、去除，而微生物的增殖 （活 性污泥的增长）只是有机底物降解去除所产生的必然结果。因此，对污水处理领域而言， 对有机底物的降解去除的讨论更为实际，针对性更强。对此，式 （４３０）应是我们研究讨 论的重点。 有机底物的比降解速度，按物理意义考虑，下式成立： 狏 ＝－ １ ｄ犛 ＝ ｄ（犛０ －犛） （４３１） 犡 ｄ狋 犡ｄ狋 式中　犛０——— 混合液中有机底物的原始浓度； 犛——— 经狋时反应后混合液中残存的有机底物浓度； 狋———混合液活性污泥反应历经时间； 犡———混合液中活性污泥总量。 根据式 （４３０）及式 （４３１），下式成立： －ｄｄ犛狋 ＝狏ｍａｘ犓犡Ｓ犛＋犛 （４３２） 式中　 ｄ犛 ———有机底物降解速度。 ｄ狋 ２． 莫诺模式的推论 莫诺模式所描述的是微生物比增殖速度与有机底物浓度之间的函数关系。对这种函数 关系在两种极限条件下，进行推论，能够得出如下结论。 １２２

（１）在 底物浓度的条件下，由于下式成立： 犛犓ｓ 则莫诺方程式 （４３０）及式 （４３２）中分母中的 犓ｓ 值，与犛 值相较，其值低，可忽 略不计，于是，式 （４３０）可简化为： 狏＝狏ｍａｘ （４３３） 而式 （４３２）则简化为： －ｄｄ犛狋 ＝狏ｍａｘ犡 ＝ 犓１犡 （４３４） 式中　狏ｍａｘ为常数值，以 犓１ 表示之。 按上述，式 （４３３）及图４１１说明，在高浓度有机底物的条件下，有机底物以最高 的速度进行降解去除，而与有机底物的浓度无关，呈零级反应关系。即在图４１１上所表 示的犛′—犛 区段。底物浓度即或再行提高，底物降解速度也不会提高，因为在这种条件 下，微生物处于对数增殖期，其酶系统的活性部位都为有机底物所饱和。 式 （４３４）说明，在高浓度有机底物的条件下，有机底物的降解速度与活性污泥浓度 （活性污泥微生物量）有关，并呈一级反应关系。 （２）在低底物浓度的条件下，由于下式成立： 犛犓ｓ 则在式 （４３０）及式 （４３２）分母中的 Ｓ值，与 犓ｓ 值相较，可忽略不计。这样，式 （４ ３０）及式 （４３２）能够分别地简化为下列二式： 狏＝狏ｍａｘ犓犛ｓ ＝ 犓２犛 （４３５） －ｄｄ狋犛 ＝ 犓２犡犛 （４３６） 式中　 犓２ ＝狏犓ｍａｓｘ 对公式 （４３６）加以分析可见，有机底物降解遵循一级反应，有机底物浓度成为有机 底物降解速度的控制因素，在这种条件下，在混合液中的有机底物浓度已经不高，活性污 泥微生物增殖处于减衰增殖期或内源呼吸期，微生物菌体的酶系统多未被饱和，在图 （４ １１）中即为横坐标犛＝０到犛＝犛″这一区段内。这个区段的曲线的表现形式为一通过原点 的直线，其斜率即为 犓２。 莫诺模式是通过单一底物对纯种细菌培养实验而确定得出的。而实际运行的活性污泥 工艺系统的活性污泥微生物，是多种属的微生物群体，混合液中的有机底物也是多种类型 混合的，莫诺模式是否能够应用于实际运行的活性污泥工艺系统？对此，在２０世纪六七 十年代，劳伦斯 （Ｌａｗｒｅｎｃｅ）等专家将莫诺模式引入实际运行的污水生物处理领域，证 实了莫诺方程式是完全实用于活性污泥工艺系统。莫诺模式得到越来越多的污水生物处理 领域的专家、技术人员的认定与接受。 ３． 莫诺模式对完全混合活性污泥工艺系统的应用 图４１２所示为完全混合活性污泥工艺系统。 在工艺系统运行稳定的条件下，对系统中的有机底物进行物料平衡，下式成立： １２３

图４１２　完全混合活性污泥工艺系统的物料平衡 犛０犙 ＋犚犙犛ｅ － （犙 ＋犚犙）犛ｅ ＋犞 ｄ犛 ＝０ （４３７） ｄ狋 经整理后，得： 犙（犛０犞－犛ｅ）＝－ｄｄ狋犛 （４３８） 式中　犚——— 活性污泥回流比； 犚犙——— 回流活性污泥量； 犞———曝气池容积，ｍ３。 其他符号表示意义同前。 在运行稳定的条件下，完全混合曝气池内各质点的有机底物降解速度是一个常数，其 值如式 （４３６）所示。 将式 （４３６）代入式 （４３８）中，得： 犙（犛犡０犞－犛ｅ）＝ 犛０ －犛ｅ ＝ 犓２犛ｅ （４３９） 犡狋 根据完全混合曝气池的特征，将式 （４３２）加以改写，即将式中的犛 以犛ｅ 代之，得： －ｄｄ狋犛 ＝狏ｍａｘ 犡犛ｅ （４４０） 犓ｓ＋犛ｅ 将式 （４４０）代入式 （４３８），得： 犙（犛犡０犞－犛ｅ）＝ 犛０ －犛ｅ ＝狏ｍａｘ 犛ｅ （４４１） 犡狋 犓ｓ＋犛ｅ 以 ＢＯＤ去除量为基础的 ＢＯＤ－污泥去除负荷率 （犖ｒｓ）为： 犖ｒｓ ＝ 犛０ －犛ｅ ＝ 犓２犛ｅ ＝狏ｍａｘ 犛ｅ （４４２） 犡狋 犓ｓ＋犛ｅ ＢＯＤ－容积去除负荷率 （犖ｒｖ）为： 犖ｒｖ ＝ 犛０ －犛ｅ ＝ 犓２犡犛ｅ ＝狏ｍａｘ 犡犛ｅ （４４３） 狋 犓ｓ＋犛ｅ 对式 （４３９）进行整理、归纳，可得： 犛ｅ ＝ １ （４４４） 犛０ １＋犓２犡狋 或 η ＝１－犛犛０ｅ ＝ 犓２犡狋 （４４５） １＋犓２犡狋 式中　　　犙———污水流量，ｍ３／ｄ； 犞———完全混合式曝气池容积，ｍ３； １２４

狋＝ 犞 ———反应时间，ｄ； 犙 η ＝ 犛０ －犛ｅ ———有机底物降解率，％。 犛０ 上列式中的 犓２、狏ｍａｘ及 犓ｓ 等各值，对一定的污水来说，均为常数值，在一般的情况 下，是通过对实际运行污水处理厂的运行数据或试验数据进行分析、加工推导出。 ４． 常数值 犓２、狏ｍａｘ及 犓ｓ的求定 （１）常数值 犓２ 的求定 对常数值 犓２ 可用式 （４４２） （ＢＯＤ－ 污泥去除负荷值），通过图解法求定。方法 如下： 将式犛０ －犛ｅ ＝犓２犛ｅ 按通过原点的直线方程式狔＝犪狓 的形式考虑。以犛０ －犛ｅ 为纵坐 犡狋 犡狋 标，以犛ｅ 为横坐标。将从实际运行的污水处理厂或通过试验取得的犛０、犛ｅ、犡、狋等各项 数据，加以整理分组，点入坐标图内，可得出如 （图４１３）所示的图像。 直线通过坐标原点，其斜率即为 犓２ 值。 （２）常数值狏ｍａｘ、犓ｓ 值的求定 对常数值狏ｍａｘ、犓ｓ 值，一般也通过图解法求定。方法如下： 取式 （４４１）的倒数，得： （ ）（ ）犡狋＝犓ｓ １ ＋狏１ｍａｘ （４４６） 狏ｍａｘ 犛ｅ 犛０ －犛ｅ 将上式按直线方程式狔＝犪犡＋犫 考虑，可见， 犡狋 项 是１ 项的线性函数。 犛０ －犛ｅ 犛ｅ 以 犡狋 项为纵坐标，以 １ 项为横坐标，与上题相同将从实际运行的污水处理厂 犛０ －犛ｅ 犛ｅ 或通过试验所取得的数据，按式 （４４６）的格式加以归纳、整理，并将所得各组数据点入 坐标，得出如 （图４１４）所示的坐标图。 　　 图４１３　图解法求定 犓２ 值 图４１４　图解法求定狏ｍａｘ、犓ｓ 值 直线的斜率为 犓ｓ ，在纵坐标的截距为 １ ，在横坐标的截距则为 －犓１ｓ ，通过所得 狏ｍａｘ 狏ｍａｘ １２５

数据可以求定出常数值狏ｍａｘ、犓ｓ。 ４４３　劳伦斯—麦卡蒂 （犔犪狑狉犲狀犮犲犕犮犆犪狉狋狔）模式 １． 导言———与劳伦斯—麦卡蒂模式有关的几个概念 劳伦斯—麦卡蒂以活性污泥微生物的增殖和对有机底物的利用作为基础，于１９７０年 建立了活性污泥反应动力学模式。 劳伦斯—麦卡蒂接受了莫诺的论点，并在自己的动力学模式中纳入了莫诺模式。 劳伦斯—麦卡蒂在建立自己的活性污泥反应动力学模式过程中，提出几项新的概念， 本节将对这几项概念作简要的讨论。 （１）劳伦斯—麦卡蒂推荐的排泥方式并建议对 “污泥龄”易名 图４１５所示为完全混合式活性污泥工艺系统流程，图中：犙———原污水流量；犛０——— 原污水中有机底物浓度；犞———反应器 （曝气池）容积；犡ａ———曝气池内活性污泥微生物 浓度；犛ｅ———处理水中有机底物浓度；犚———污泥回流比；犙Ｒ———回流污泥量；犙—排泥 量；犡ｒ———二次沉淀池底流中活性污泥微生物浓度；犡ｅ———二次沉淀池出流水中的活性 污泥浓度 （微生物浓度）。 劳伦斯—麦卡蒂建议的排泥方式，能够减轻二次沉淀池的负荷，还有利于污泥浓缩。 （２）劳伦斯—麦卡蒂对 “污泥龄”这一参数提出了新的概念 劳伦斯—麦卡蒂提出的有关污泥龄的概念是：单位重量的活性污泥微生物量在活性污 泥反应系统中的平均停留时间。并建议将污泥龄易名为 “生物固体平均停留时间”或 “细 胞平均停留时间”，以θｃ 表示之。 劳伦斯—麦卡蒂还建议通过 “活性污泥反应系统中的活性微生物总量 （生物量）与每 日排出系统的活性微生物量的比值”以确定此值，即： （犡）Ｔ （４４７） Δ犡 （ ）θｃ ＝ Δ狋 Ｔ 式中　 （犡）Ｔ ———活性污泥反应系统中活性微生物量； （ ）Δ犡 ———每日排出系统的活性微生物总量，可取值每日增殖的微生物量 （增长的 Δ狋 Ｔ 活性污泥量）。 根据劳伦斯—麦卡蒂对生物固体停留时间所这一概念所作的定义，下式成立 （参照图 ４１５）： θｃ ＝ 犙ｗ犡ａ 犞犡ａ （４４８） ＋ （犙－犙ｗ）犡ｅ 式中各项符号见图４１５。 劳伦斯—麦卡蒂于２０世纪７０年代初 图４１５　完全混合式活性污泥 提出了这一概念，由于它在理论、设计和 工艺处理系统流程 运行各方面都有着一定的优越性，因此， 很快就得到了各 有关学者和工程技术人 注：在两处 （Ⅰ）（Ⅱ）标记排泥： 排泥方式 （Ⅰ）是从污泥回流系统中排除，这是传统的 员的认同，并在污水处理厂的设计与运行 排泥方式；排泥方式 （Ⅱ）是劳伦斯—麦卡蒂建议的排 方面取得应用。 泥方式。 （３）劳伦斯—麦卡蒂提出 “单位底物 １２６

利用率”概念 劳伦斯—麦卡蒂提出 “单位底物利用率”概念，并认定：单位活性污泥微生物量的底 物利用率为一常数，并建议此参数以狇表示之。 劳伦斯—麦卡蒂认为，与任一时间增量 （Δ狋）相对应的底物浓度的变化量 （Δ犛）与 微生物浓度 （犡）成正比关系，即： Δ犛 ∝ 犡 Δ狋 （４４９） 引入比例常数狇，对上式加以整理、变换，则可得： （ ）ｄ犛 ｄ狋 ｕ ＝狇 （４５０） 犡ａ 式中　犡ａ——— 单位活性污泥微生物量； （ ）ｄ犛 ——— 活性污泥微生物对有机底物的降解 （利用）速度。 ｄ狋 ｕ （４）劳伦斯—麦卡蒂提出了微生物的比增殖速率概念 劳伦斯—麦卡蒂认为：与任一时间增量 （Δ狋）相对应的微生物浓度的增量值 （Δ犡） 与原有微生物浓度 （犡）之间成正比关系，即： Δ犡 ∝ 犡 Δ狋 （４５１） 引入比例常数μ，并加以整理、变换，则可得： （ ）ｄ犡 ｄ狋 ＝μ （４５２） 犡 上式说明，在任一时刻的单位微生物量的相对增殖率为一常数，并以μ 表示之。称之 为微生物量的比增殖速率或单位微生物量的比增殖速率。 ２． 劳伦斯—麦卡蒂模式的第一及第二基本方程式 劳伦斯—麦卡蒂模式是以生物固体平均停留时间 （θｃ）及单位底物利用率 （狇），作为 基本参数，并以第一、第二两个基本方程式表达的。 （１）劳伦斯—麦卡蒂模式的第一基本方程式 在讨论劳伦斯—麦卡蒂模式第一基本方程式之前，对劳伦斯—麦卡蒂提出的微生物比增 殖速率 （μ）式 （４５２）及生物固体停留时间 （θｃ）式 （４４７）的表达式进行分析，可得： μ ＝θ１ｃ　θｃ ＝ １ （４５３） μ 即：微生物比增殖速率 （μ）与生物固体停留时间 （θｃ）互为倒数关系。 劳伦斯—麦卡蒂模式的第一基本方程式表示的是活性污泥微生物净增殖速率与有机底 物被活性污泥微生物利用速率之间的关系式。 在微生物增殖各项因素完全正常的条件下，运行中活性污泥反应系统内的异养微生物 群体的浓度必然有所提高，这是由于微生物增殖而提高的，但同时又因菌体的内源代谢反 应而减少的综合结果，若增殖的微生物群体不从系统中排除，则其浓度的净变化速度可通 过下式表示 （本式推导过程见本书４．３．１节）： （ ） （ ）ｄ犡ｄ犛 （４２０） ｄ狋 ｄ狋 ＝犢 －犓ｄ犡ｖ ｇ ｕ 劳伦斯—麦卡蒂模式的第一基本方程式就是在上式的基础上，经过归纳、整理，并引 １２７

入他所提出的有关θｃ、狇、μ 几项概念形成的，其表达式呈下列形式： １ ＝犢狇－犓ｄ （４５４） θｃ 式中　θｃ———生物固体平均停留时间，ｄ； 犢———微生物产率，ｍｇ微生物量／ｍｇ被微生物降解的有机底物量； 狇———单位微生物量的底物利用率； 犓ｄ———微生物的自身氧化率。在劳伦斯—麦卡蒂模式中称之为衰减系数， 劳伦斯—麦卡蒂模式的第一基本方程式所表示的是：生物固体平均停留时间 （θｃ）与 产率 （犢）、单位底物利用率 （狇）以及微生物的衰减系数 （犓ｄ）等参数之间的关系。 已知：狇 ＝μ／犢，代入上式可得： １ ＝μ－犓ｄ （４５５） θｃ 这是劳伦斯—麦卡蒂模式第一基本方程式的另一种表达式。 （２）劳伦斯—麦卡蒂模式的第二基本方程式 劳伦斯—麦卡蒂模式的第二基本方程式，是在莫诺模式的基础上建立的，其基本概念 是：有机底物的降解速率等于其被微生物利用的速率，即下式成立： 狏＝狇 （４５６） 式中　狏———有机底物的降解速度。 劳伦斯—麦卡蒂接受莫诺模式，因此，下式成立 狇 ＝狏ｍａｘ犓ｓ犛＋犛 （４５７） （ ）ｄ犛 已知　 狇＝ ｄ狋 ｕ （４５８） 犡ａ 经过归纳，移项整理，并以 犓 代替狏ｍａｘ，则得： （ ）ｄ犛 ｕ ＝ 犓犡ａ犛 （４５９） ｄ狋 犓ｓ＋犛 式中　犛———活性污泥微生物周围的有机底物浓度，质量／容积； 犓———单位微生物量的最高有机底物利用速率 （在高底物浓度条件下所得），ｄ－１； 犓Ｓ———系数，其值等于狇＝１／２Ｋ 时的底物浓度，又称之为半速率系数。 上式即为劳伦斯—麦卡蒂模式的第二基本方程式，它所表示的是有机底物利用率 （降 解率）与反应器 （曝气池）内活性污泥微生物的浓度及与微生物周围的底物浓度之间的 关系。 劳伦斯—麦卡蒂模式在污水生物处理学术领域得到比较广泛的认定、接受与应用。 ３． 劳伦斯—麦卡蒂模式的推论 劳伦斯—麦卡蒂以自己提出的第一、第二反应动力学方程式为基础，通过对活性污泥 工艺系统的物料衡算，导出了以生物固体平均停留时间 （θｃ）为中心的与有关参数之间具 有一定应用意义的各项关系式： （１）处理水中有机底物浓度 （犛ｅ）与生物固体平均停留时间 （θｃ）的关系： １２８

（ （ ） ）犛ｅ ＝犢狏犓ｍａｘｓ－θ１ｃθ＋１ｃ犓＋ｄ犓ｄ （４６０） 上式中的 犓ｓ、犓ｄ、犢 及狏ｍａｘ等各值均为常数值，处理水有机底物的含量值犛ｅ 仅取决于生 物固体平均停留时间θｃ 一项，对此，说明正确地确定各常数值的重要意义了。 （２）反应器 （曝气池）内活性污泥微生物的浓度 （犡ａ）与生物固体平均停留时间 （θｃ）之间的关系： 犡ａ ＝θ狋ｃ犢（１（犛＋０犓－ｄθ犛ｃｅ）） （４６１） 式中　狋——— 污水在反应器 （曝气池）内历经的反应时间，ｄ。 （３）污泥回流比 （犚）与生物固体平均停留时间 （θｃ）的关系： １＋犚－犚犡犡ａｒ （ ）１ ＝ 犙 （４６２） 犞 θｃ 式中　犡ｒ———从二次沉淀池底部排出，回流曝气池的活性污泥浓度。 通过公式 （４１１）计算出的 犡ｒ 值为悬浮固体值 （ＭＬＳＳ），应将其换算为挥发性悬浮 固体值 （ＭＬＶＳＳ）。 （４）按莫诺模式的推论，在低浓度有机底物的条件下，有机底物的降解速度遵循一级 反应规律，即下式成立： 狏＝ 犓２犛 （４３５） 按劳伦斯麦卡 蒂 论 点， 有 机 底 物 的 降 解 速 度 等 于 其 被 微 生 物 的 利 用 速 度， 即 下 式 成立： 狇＝ 犓２犛 （４６３） （４５８） （ ）ｄ犛 已知 狇＝ ｄ狋 ｕ 故可写成 犡ａ （ ）ｄ犛 ｄ狋 ｕ ＝ 犓２犛 犡ａ 或 （ ）ｄ犛 ＝ 犓２犛犡ａ （４６４） 在稳定的条件下，下式成立 ｄ狋 ｕ （ ）ｄ犛ｕ ＝ 犛０ －犛ｅ ＝ 犙（犛０ －犛ｅ） （４６５） ｄ狋 狋 犞 于是，对完全混合曝气池可写成： 犙（犛０犞－犛ｅ）＝ 犓２犡ａ犛ｅ （４６６） 或 犙（犛犡０ａ－犞犛ｅ）＝ 犓２犛ｅ ＝狇 （４６７） （５）活性污泥的二种产率 （合成产率犢 及表观产率犢ｏｂｓ）与生物固体平均停留时间 １２９

（θｃ）的关系： 产率是活性污泥微生物摄取、利用、代谢一个重量单位有机底物而使自身增殖的重 量，一般通过犢 表示。 犢 值所表示的是微生物增殖总量，没有去除由于微生物内源呼吸作用而使其本身质量 消亡的那一部分，所以这个产率也称之为合成产率。 实测所得微生物增殖量，实际上都没有包括由于内源呼吸作用而减少的那部分微生物 质量，也就是微生物的净增殖量，这一产率称之为表观产率，以犢ｏｂｓ表示之。 经过推导、整理，犢、犢ｏｂｓ及θｃ 各值之间的关系用下列公式表示： 犢ｏｂｓ ＝ 犢 （４６８） １＋犓ｄθｃ 在工程实践中，犢ｏｂｓ是一项重要的参数，它对设计、运行管理都有较重要的意义，也 有一定的理论价值。 ４． 劳伦斯—麦卡蒂模式在计算上的应用 有关劳伦斯—麦卡蒂模式在计算上的应用，通过下列例题加以阐述。 【例４１】　某城镇日排污水１００００ｍ３，决定采用活性污泥工艺进行处理，并采用完全 混合式曝气池。试用通过劳伦斯—麦卡蒂模式进行计算。 ［原始数据］污水流量：犙 ＝１００００ｍ３／ｄ；原污水 ＢＯＤ５ 值：犛０＝ ２００ｍｇ／Ｌ；处理水 要求达到的 ＢＯＤ５ 值：犛ｅ＝１０ｍｇ／Ｌ。 ［其他各项参数值］犡ａ＝２０００ｍｇ／Ｌ；犢＝０．５；犓ｄ＝０．１；犓２＝０．１；犚＝３０％～４０％； ＭＬＶＳＳ ＝ ０．８ＭＬＳＳ ［计算求定］①反应器—曝气池容积犞；②运行的生物固体平均停留时间θｃ；③当ＳＶＩ 值在８０～１６０之间变化时，在不调整运行θｃ 值的条件下，确定其对处理效果的影响。 【解】 ①计算求定曝气池容积 （犞）计算公式为：式 （４６３）及式 （４６７） 狇＝ 犓２犛ｅ ＝０．１×１０＝１．０ 犞 ＝ 犙（犛犡０ａ·－狇犛ｅ）＝１００２００００（０２０×０１－．０１０）＝９５０ｍ３ ②计算求定生物固体平均停留时间 （θｃ），计算按公式 （４５４）。 １ ＝犢狇－犓ｄ ＝０．５×１．０－０．１＝０．４ θｃ θｃ ＝２．５ｄ ③计算求定 （犡ｒ）ｍａｘ ，按公式 （５１１） （犡ｒ）ｍａｘ ＝ １０６ 犛犞犐 当ＳＶＩ＝ ８０，（犡ｒ）ｍａｘ ＝１２５００ｍｇ／Ｌ； 当ＳＶＩ＝ １６０，（犡ｒ）ｍａｘ ＝６２５０ｍｇ／Ｌ。 ④确定在 ＳＶＩ值变动时，对污水处理效果的影响。 第１步按θｃ＝２．５ｄ的条件，通过式 （４６２）计算在不同ＳＶＩ值及犚 值条件下的犡ｒ 值 及 犡ａ 值。计算的结果记录在下列计算表４７内。 １３０

计　　算 表 ４７ （犡ｒ）ｍａｘ＝１０６／ＳＶＩ 犡ａ （ｍｇ／Ｌ） ＳＶＩ Ｒ ＭＬＳＳ ＭＬＶＳＳ ２３７６ ２９３８ ８０ ０．３ １２５００ １００００ １１８８ ８０ ０．４ １２５００ １００００ １４６８ １６０ ０．３ ６２５０ ５０００ １６０ ０．４ ６２５０ ５０００ ⑤计算求定在不同 犡ａ 值条件下的狇值 计算公式为式 （４６７），并籑根据求得的狇值计算求定犛ｅ值 计算程序：首先将式 （４６７）改变为下列形式，并以 狇 代替犛ｅ值，即： 犓２ ［ （ ）］狇＝ 狇 犛０ － 犓２ 犡ａ·犞 继之，计算 犡ａ为２３７６ｍｇ／Ｌ的狇值及犛ｅ 值。代入各值： ［ （ ）］狇＝ 狇 １００００ ２００－ ０．１ ＝０．８８ｄ－１ ２３７６×９５０ 于是： 犛ｅ ＝０．８８×１０＝８．８ｍｇ／Ｌ 用同样的计算程序，求定其他各犡ａ 值条件下的狇值及犛ｅ 值，计算结果记录在表４８内。 计　　算 表４８ 犛ｅ （ｍｇ／Ｌ） ＳＶＩ 犚 犡ａ （ｍｇ／Ｌ） ８０ ０．３ ２３７６ ８．８ ８０ ０．４ ２９３８ ７．２ １６０ ０．３ １１８８ １６．６ １６０ ０．４ １４６８ １３．７ ⑥ 对计算结果的分析 从上表所列数据可见： 当ＳＶＩ值为８０时，在 犚＝ ０．３～０．４的条件下，犡ａ 值介于２３７６～２９３８ｍｇ／Ｌ 之间， 保持着正常的 ＭＬＶＳＳ值，处理后水的 ＢＯＤ值均在１０ｍｇ／Ｌ以下，满足排放要求。 当ＳＶＩ值提高为１６０时，犡ａ 值大为降低，随之处理后水的犛ｅ 值均高于１０ｍｇ／Ｌ，均 未能满足排放要求。 在这种情况下，需要采取补救措施，加大回流比犚 值，或是调整生物固体平均停留 时间θｃ 值。 ４．５　活性污泥工艺系统的氧传质理论与空气扩散装置 活性污泥工艺是采取人工措施，创造适宜条件，强化活性污泥微生物的新陈代谢功 能，加速污水中有机物降解的污水生物处理技术。对此，重要的人工措施之一是向活性污 １３１

泥反应器曝气池中的混合液送入足够的溶解氧并使混合液中的活性污泥与污水充分接触， 这两项任务都是通过曝气这一手段实现的。在曝气过程中，氧分子通过气、液界面由气相 转移到液相，在界面两侧存在着气膜和液膜，本节首先从氧传质原理进行阐述。 ４５１　氧传质基本原理 １． 菲克 （Ｆｉｃｋ）定律 通过曝气，空气中的氧从气相传递到混合液的液相中，这既是一个传质过程，也是一 个物质扩散过程。扩散过程的推动力是物质在界面两侧的浓度差。物质的分子从浓度较高 的一侧向着较低的一侧扩散、转移。扩散过程的基本规律可以用菲克定律加以概括，即： νｄ ＝－犇Ｌ ｄ犆 （４６９） ｄ犡 式中　νｄ———物质的扩散速度，在单位时间内单位断面上通过的物质数量； 犇Ｌ———扩散系数，表示物质在某种物质中的扩散能力，主要取决于扩散物质和介质 的特性及温度； 犆 ———物质浓度； 犡 ———扩散过程的长度； ｄ犆 ———浓度梯度，即单位长度内的浓度变化值。 ｄ犡 式 （４６９）表明，物质的扩散速率与浓度梯度成正比关系。 ２． 双膜理论 以 犕 表示在时间狋内通过界面扩散的物质数量，以犃 表示界面面积，则下式成立： ｄ犕 νｄ ＝ ｄ狋 （４７０） 犃 代入式 （４６９），则得： ｄ犕 ｄ狋 ＝－犇Ｌ ｄ犆 （４７１） 犃 ｄ犡 ｄ犕 ＝－犇Ｌ犃ｄｄ犡犆 （４７２） ｄ狋 在曝气过程中，氧分子通过气、液界面由气相转移到液相，在界面两侧存在着气膜和 液膜，气体分子通过气膜和液膜的传质理论，为污 水生物处理科技界所接受的是刘易斯 （Ｌｅｗｉｓ）和怀 特曼 （Ｗｈｉｔｍａｎ）于１９２３年建立的 “双膜理论”。这 一理论的基本点可归纳如下 （参见图４１６）： （１）在 气、 液 两 相 接 触 的 界 面 两 侧 存 在 着 处 于 层流状态的气膜和液膜，在其外侧则分别为气相主 体和液相主体，两个主体均处于紊流状态。气体分 子以分子扩散方式从气相主体通过气膜与液膜进入 液相主体。 图４１６　双膜理论模型 （２）由于 气、液 两 相 的 主 体 均 处 于 紊 流 状 态， １３２

其中物质浓度基本上是均匀的，不存在浓度差，也不存在传质阻力，气体分子从气相主体 传递到液相主体，阻力仅存在于气、液两层层流膜中。 （３）在气膜中存在氧的分压梯度，在液膜中存在着氧的浓度梯度，它们是氧转移的推 动力。 （４）氧难溶于水，因此，氧转移决定性的阻力又集中在液膜上。因此，氧分子通过液 膜是氧转移的控制步骤，通过液膜的转移速度是氧转移过程的控制速度。 在气膜中，氧分子的传递动力很小，气相主体与界面之间的氧分压差值 （犘ｇ－犘ｉ） 很低，一般可以认为犘ｇ≈ 犘ｉ。这样，界面处的溶解氧浓度值犆ｓ，是在氧分压 犘ｇ 条件下 的溶解氧的饱和浓度值。如果气相主体中的气压为一个大气压，则犘ｇ 就是一个大气压中 的氧分压 （约为一个大气压的１／５）。 设液膜厚度为 犡ｆ （此值极低），则在液膜溶解氧浓度的梯度为： －ｄｄ犡犆 ＝ 犆ｓ－犆 （４７３） 犡ｆ 代入式 （４７２），得： 犆ｓ－犆 犡ｆ （ ）ｄ犕 （４７４） ｄ狋 ＝ 犇Ｌ犃 式中　ｄｄ狋犕———氧传递速率，ｋｇＯ２／ｈ； 犇Ｌ———氧分子在液膜中的扩散系数，ｍ２／ｈ； Ａ———气、液两相接触界面面积，ｍ２； 犆ｓ犡－ｆ犆———在液膜内溶解氧的浓度梯度，ｋｇＯ２／ （ｍ３·ｍ）。 设液相主体的容积为犞 （ｍ３），并用其除以上式则得： ｄ犕 ｄ狋 ＝ 犇犡Ｌｆ犞犃（犆ｓ－犆） （４７５） 犞 ｄ犆 ＝ 犓Ｌ 犃 （犆ｓ －犆） （４７６） ｄ狋 犞 式中　 ｄ犆 ———液相主体中溶解氧浓度变化速率 （或氧转移速率），ｋｇＯ２／（ｍ３·ｈ）； ｄ狋 犓Ｌ———液膜中氧分子传质系数，ｍ／ｈ；犓Ｌ＝犇犡Ｌｆ。 由于 犃 值难以测定，采用总传质系数 犓Ｌａ代替 犓Ｌ 犃 ，因此，上式改写为： 犞 ｄ犆 ＝ 犓Ｌａ（犆ｓ －犆） （４７７） ｄ狋 式中　犓Ｌａ———氧总转移系数。 犓Ｌａ值表示在曝气过程中氧的总传递性，当传递过程中阻力大时，则 犓Ｌａ值低，反之 则 犓Ｌａ值高。 犓Ｌａ的倒数犓１Ｌａ的单位为ｈ，它表示曝气池中溶解氧浓度从犆 提高到犆ｓ 所需要的时间。 １３３

当 犓Ｌａ值低时，犓１Ｌａ值高，使混合液内溶解氧浓度从犆 提高到犆ｓ 所需时间长，说明氧传递 速率慢；反之，则传递速率快，所需时间短。 这样，为了提高ｄ犆值，可从以下两方面考虑： ｄ狋 （１）提高 犓Ｌａ值。这样需要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，增大气、液接触面积等。 （２）提高犆ｓ 值。提高气相中的氧分压，如采用纯氧曝气、深井曝气等。 ３． 影响因素 从式 （４７４）可以看到，氧的转移速度与氧分子在液膜的扩散系数 犇Ｌ、气液界面面 积犃、气液界面与液相主体之间的氧饱和差 （犆ｓ－犆）等参数呈正比关系，与液膜厚度 犡ｆ 成反比关系，影响上述各项参数的因素也必然是影响氧转移速度的因素。现将其主要因素 阐述如下。 （１）污水水质 污水中含有各种杂质，它们对氧的转移产生一定的影响。特别是某些表面活性物质， 如短链脂肪酸和乙醇等，这类物质的分子属于两亲分子 （极性端亲水、非极性端疏水）。 它们将聚集在气液界面上，形成一层分子膜，阻碍氧分子的扩散转移，总转移系数 犓Ｌａ值 将下降，为此引入一个小于１的修正系数α进行修正。 α＝ 污水中的 犓′Ｌａ （４７８） 清水中的 犓Ｌａ 即 犓′Ｌａ＝α犓Ｌａ （４７９） 由于在污水中含有盐类，因此，氧在水中的饱和度也受水质的影响，引入另一数值小 于１的系数β予以修正。 β＝ 污水中的犆′ｓ （４８０） 即 清水中的犆ｓ 犆′ｓ＝β犆ｓ （４８１） 上述的修正系数α、β，均可通过对污水、清水的曝气充氧试验予以测定。 利斯特 （Ｌｉｓｔｅｒ）和布恩 （Ｂｏｏｎ）于１９７３年对处理城市污水的推流式曝气池进行了测 定，得出：池 首 端 的 修 正 系 数α 为 ０．３，末 端 为 ０．８０。表 ４９ 所 列 举 的 是 施 图 肯 贝 格 （Ｓｔｕｋｅｎｂｅｒｇ）等于１９７７年对处理城市污水的完全混合曝气池进行测定所取得的α及β值。 修正系数α及β 值 （施图肯贝格测定值） 表４９ 耗氧速度［ｍｇ／（Ｌ·ｈ）］ 温度（℃） α β犆 （ｍｇ／Ｌ） ４０ １９．８ ０．８９ ７．９ ４１ １９．８ ０．８６ ７．９ ３６ １９．８ ０．８５ ７．９ ４０ １８．７ ０．７８ ８．２ ４３ １９．０ ０．９０ ８．２ １３４

耗氧速度［ｍｇ／（Ｌ·ｈ）］ 温度（℃） α 续表 ４８ １９．４ ０．８９ β犆 （ｍｇ／Ｌ） ５６ １９．０ ０．９３ ５０ １９．５ ０．９３ ８．１ ６４ ２０．５ ０．９０ ８．０ ５９ ２０．６ ０．９４ ８．０ ５２ １９．３ ０．８４ ７．９ ５３ ２０．０ ０．９９ ７．９ ８．０ ７．９ （２）水温 水温对氧的转移影响较大。水温上升，水的黏滞性降低，扩散系数提高，液膜厚度随 之降低，犓Ｌａ值增高，反之，则 犓Ｌａ值降低，其间的关系式为： （４８２） 犓Ｌａ（Ｔ） ＝ 犓Ｌａ（２０）·１．０２４（Ｔ－２０） 式中　犓Ｌａ（Ｔ）———水温为 犜℃时的氧总转移系数； 犓Ｌａ（２０）——— 水温为２０℃时的氧总转移系数； 犜 ———设计温度； １．０２４———温度系数。 水温对溶解氧饱和度犆ｓ 值也产生影响，犆ｓ 值因温度上升而降低 （参见表４１０）。犓Ｌａ 值因温度上升而增大，但液相中氧的浓度梯度却有所降低。因此，水温对氧转移有两种相 反的影响，但并不能两相抵消。总的来说，水温降低有利于氧的转移。 氧在蒸馏水中的溶解度 （饱和度） 表４１０ 水温犜 （℃） 溶解度 （ｍｇ／Ｌ） 水温犜 （℃） 溶解度 （ｍｇ／Ｌ） ０ １４．６２ １６ ９．９５ １ １４．２３ １７ ９．７４ ２ １３．８４ １８ ９．５４ ３ １３．４８ １９ ９．３５ ４ １３．１３ ２０ ９．１７ ５ １２．８０ ２１ ８．９９ ６ １２．４８ ２２ ８．８３ ７ １２．１７ ２３ ８．６３ ８ １１．８７ ２４ ８．５３ ９ １１．５９ ２５ ８．３８ １０ １１．３３ ２６ ８．２２ １１ １１．０８ ２７ ８．０７ １２ １０．８３ ２８ ７．９２ １３ １０．６０ ２９ ７．７７ １４ １０．３７ ３０ ７．６３ １５ １０．１５ 在运行正常的曝气池内，当 混 合 液 温 度 在 １５～３０℃ 范 围 内 时， 混 合 液 溶 解 氧 浓 度 犆 能够保持在１．５～２．０ｍｇ／Ｌ左右。最不利的情况将出现在气温为３０～３５℃的盛夏。 １３５

（３）氧分压 犆ｓ 值受氧分压或气压的影响。气压降低，犆ｓ 值也随之下降；反之则提高。因此，在 气压不是１．０１３×１０５Ｐａ的地区，犆 值应乘以如下的压力修正系数： ρ＝ 所在地区实际气压（Ｐａ） （４８３） １．０１３×１０５ 对鼓风曝气池，安装在池底的空气扩散装置出口处的氧分压最大，犆ｓ 值也最大；但 随气泡上升至水面，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 移到液体中。鼓风曝气池中的犆ｓ 值应是扩散装置出口处和混合液表面两处的溶解氧饱和 浓度的平均值，按下列公式计算： 犘ｂ ＋４犗２ｔ ２．０２６×１０５ （ ）犆ｓｂ （４８４） ＝犆ｓ （４８５） 式中　犆ｓｂ———鼓风曝气池内混合液溶解氧饱和度的平均值 ｍｇ／Ｌ； 犆ｓ———在大气压力条件下，氧的饱和度，ｍｇ／Ｌ； 犘ｂ———空气扩散装置出口处的绝对压力 （Ｐａ），其值等于下式： 犘ｂ ＝犘＋９．８×１０３犎 犎 ———空气扩散装置的安装深度，ｍ； 犘 ———大气压力，犘 ＝１．０１３×１０５Ｐａ。 气泡在离开池面时，氧的百分比按下式求定： 犗ｔ ＝７９２＋１２（１１（－１犈－Ａ犈）Ａ）×１００％ （４８６） 式中　犈Ａ———空气扩散装置的氧的转移效率，一般在６％～１２％之间。 上述各项因素，基本上是自然形成的，不宜用人力加以改变，只能通过在计算上的修 正去适应它，并降低其所造成的影响。 此外还有一系列能够通过人们的行为，而使氧转移速率得以强化的因素。 氧的转移还与气泡的大小、液体的紊流程度和气泡与液体的接触时间有关。气泡粒径 大小由空气扩散器的性能所决定。气泡尺寸小，则接触面犃 较大，将提高 犓Ｌａ值，有利于 氧的转移；但气泡小却不利于紊流，对氧的转移也有不利的影响。紊流程度强，接触充 分，犓Ｌａ值增高，氧转移速率也将有所提高。 综上所述，氧的转移速度取决于下列各项因素：气相中氧分压梯度，液相中氧的浓 度、梯度，气液之间的接触面积和接触时间，水温，污水的性质以及水流的紊流程度等。 当混合液中氧的浓度为零时，由于具有最大的推动力，因此氧的转移率最大。 氧从气泡中转移到液体中，逐渐使气泡周围的液膜的氧含量饱和，这样，氧的转移速 度又取决于液膜的更新速度。紊流和气泡的形成、上升、破裂，都有助于气泡液膜的更新 和氧的转移。 鼓风曝气的气泡尺寸减小，气液之间接触面积增大，气泡与液体接触的时间加大也都 有助于氧的转移。 ４５２　氧转移速率与供气量的计算 在稳定条件下，氧的转移速度应等于活性污泥微生物的需氧速度 （犚ｒ ）： ｄ犆 ＝α犓Ｌａ（２０）·１．０２４（Ｔ－２０）（β·ρ·犆ｓ（Ｔ）－犆）＝ 犚ｒ （４８７） ｄ狋 １３６