污泥负荷法计算污泥量
更新时间：2015-08-10 20:54
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1 污泥负荷法
这是目前国内外最流行的设计方法，我国的规范、手册，美国、英国、法国及日本等国目前也多采用这种方法。几十年来，运用污泥负荷法设计了成千上万座污水处理厂，充分说明它的正确性和适用性。但另一方面，这种方法也存在一些问题，甚至是比较严重的缺陷，影响了设计的精确性和可操作性。
污泥负荷法的计算式为：
(1)
式中：V-曝气池容积(m3)
Lj-曝气池进水BOD浓度(mg/L)
Q-曝气池设计流量(m3/h)
Fw-曝气池污泥负荷(kgBOD/kgMLSS·d)
Nw(即MLSS)-曝气池混合液悬浮固体平均浓度(kg/ m3)
Fr-曝气池容积负荷(kgBOD/ m3池容·d)
污泥负荷法是一种经验计算法，它的最基本参数Fw和Fr是根据曝气的类别按照以往的经验设定，由于水质千差万别和处理要求不同，这两个基本参数的设定只能给出一个较大的范围，我国规范对普通曝气推荐的数值为：
Fw=0.2-0.4 kgBOD/kgMLSS·d
Fr=0.4-0.9 kgBOD/ m3池容·d
可以看出，最大值比最小值大一倍以上，幅度很宽，如果其他条件不变，选用最小值算出的曝气池容积比选用最大值时的容积大一倍或一倍以上，基建投资也就相差很多，在这个范围内取值完全凭经验，对于经验较少的设计人来说很难操作，这是污泥负荷法的一个主要缺陷。
污泥负荷法的另一个问题是容易混淆。我国规范中污泥负荷Fw的单位是kgBOD/kgMLSS·d，但有的地方则是kgBOD/kgMLVSS·d，我国设计手册中就是这样，美国的标准也是用这个单位。这两种单位相差很大，MLSS是包括无机悬浮物在内的污泥浓度，MLVSS则只是有机悬浮固体浓度，对于生活污水，一般MLVSS=0.7MLSS，如果单位用错，算出的曝气池容积将差30%。这种混淆并非不可能，我国手册中推荐的普通曝气Fw为0.2-0.4kgBOD/ kgMLVSS·d，其数值和规范完全一样，但单位确不同了。设计中也经常遇到这样的问题，不知究竟用哪个单位好，特别是设计经验不足时更是无所适从。
污泥负荷法还有一个问题是针对性不强。近年来污水脱氮提上日程，当污水要求硝化、反硝化时，Fw、Fr取多少合适?这给设计人增加了难度，也影响了设计的精确性和可靠性。
污泥负荷法最根本的问题是没有考虑到污水水质的差异。对于生活污水来说，SS和BOD浓度大致有数，MLSS与MLVSS的比值也大致差不多，但结合各地的实际情况就大不相同。我国城市一般都有大量工业，城市污水一般包含50%甚至更多的工业废水，因而污水水质差别很大，有的SS、BOD高达300-400mg/L，有的则低到不足100mg/L，有的污水SS/BOD高达2以上，有的SS比BOD还低。污泥负荷是以MLSS为基础，其中有多大比例的有机物反映不出来，对于相同规模相同工艺相同进水BOD浓度的两个厂，按污泥负荷法计算曝气池容积是相同的，但当SS/BOD差异很大时，MLVSS也相差很大，实际的生物环境就大不相同，处理效果也就明显不同了。
综上所述，污泥负荷法有待改进。因此，国际水质污染与控制协会(IAWQ)组织各国专家，于1986年首次推出活性污泥一号模型(简称ASM1)，1995年又推出活性污泥二号模型(简称ASM2)，数学模型设计法正式面世。
3 泥龄法
3.1泥龄法的计算式
我国规范中提出了按泥龄计算曝气池容积的计算公式：
(2)
式中：Y-挥发性污泥产率系数(kgVSS/kgBOD)
Lch-曝气池出水BOD浓度(mg/L)
Nwv-曝气池混合液挥发性悬浮固体平均浓度(gVSS/L)
Kd-衰减系数(d-1)
θc-污泥泥龄(d)
其余同前
规范对式中几个关键参数提出了推荐值：Y=0.4-0.8(20℃，有初沉池)
Kd=0.04-0.075(20℃)
当水温变化时，按下式修正：
Kdt=Kd20×(θt)t-20 (3)
式中：θt-温度系数，θt=1.02～1.06
θc值为：高负荷0.2～2.5，中负荷5～15，低负荷20～30
可以看出，它们的取值范围都很宽，Y值的变化幅度达100%，Kd值的变化幅度达87.5%，θc值的变化幅度从50%到几倍，实际计算时很难取值，很难操作，这也是泥龄法在我国难以推广的原因之一。
为了使泥龄计算法实用化，笔者根据自己的设计体会，建议采用德国目前使用的ATV标准中的计算公式，并对式中的关键参数取值结合我国具体情况适当修改。实践证明，按该公式计算概念清晰，特别便于操作，计算结果都能满足我国规范的要求，不失为一种简单、可信而又十分有效的设计计算方法。其基本计算公式为：
V=24QθcY(Lj-Lch)/1000Nw (4)
式中：Y-污泥产率系数(kgSS/kgBOD)
其余同前
Q、Lj、Lch是设计初始条件，反映原水水量，水质和处理要求，在设计计算前已经确定。
泥龄θc是指污泥在曝气池中的平均停留时间，其数值为：
θc=VNw/W (5)
式中： W-剩余污泥量(kgSS/d)
W=24QY(Lj-Lch)/1000 (6)
根据以上计算式，采用泥龄法设计计算活性污泥工艺时，只需确定泥龄θc，剩余污泥量W(或污泥产率系数Y)和曝气池混合液悬浮固体平均浓度Nw(MLSS)即可求出曝气池容积V。与污泥负荷法相比，它用泥龄θc取代污泥负荷Fw或Fr作为设计计算的最基本参数，与数学模型法相比，它只需测定一个污泥产率系数Y而不需测定13个或19个参数数据。
3.2 泥龄的确定
泥龄是根据理论同时又参照经验的累积确定的，按照处理要求和处理厂规模的不同，采用不同的泥龄，德国ATV标准中单级活性污泥工艺污水处理厂的最小泥龄数值见表1。
表中对规模小的污水厂取大值，是考虑到小厂的进水水质变化幅度大，运行工况变化幅度大，因而选用较大的安全系数。
泥龄反映了微生物在曝气池中的平均停留时间，泥龄的长短与污水处理效果有两方面的关系：一方面是泥龄越长，微生物在曝气池中停留时间越长，微生物降解有机污染物的时间越长，对有机污染
注：VD/V为反硝化池容与总池容之比
染物降解越彻底，处理效果越好。另一方面是泥龄长短对微生物种群有选择性，因为不同种群的微生物有不同的世代周期，如果泥龄小于某种微生物的世代周期，这种微生物还来不及繁殖就排出池外，就不可能在池中生存，为了培养繁殖所需要的某种微生物，选定的泥龄必须大于该种微生物的世代周期，最明显的例子是硝化菌，它是产生硝化作用的微生物，它的世代周期较长，并要求好氧环境，所以在污水进行硝化时须有较长的好氧泥龄。当污水反硝化时，是反硝化菌在工作，反硝化菌需要缺氧环境，为了进行反硝化，就必须有缺氧段(区段或时段)，随着反硝化氮量的增大，需要的反硝化菌越多，也就是缺氧段和缺氧泥龄要加长。上述关系的量化已体现在表1中。
无硝化污水处理厂的最小泥龄4-5天，是针对生活污水的水质使处理出水达到BOD30mg/L和SS30mg/L确定的，这是多年实践经验的积累，就像污泥负荷一样。
有硝化的污水处理厂，泥龄必须大于硝化菌的世代周期，设计通常采用一个安全系数，以确保硝化作用的进行，其计算式为：
θc=F/μ0 (7)
式中：θc--满足硝化要求的设计泥龄(d)
F-- 安全系数，取值范围2.0-3.0，通常取2.3
1/μ0-硝化菌世代周期(d)
μ0--硝化菌比生长速率(1/d)
μ0=0.47×1.103(T-15) (8)
式中：T-设计污水温度，北方地区通常取10℃，南方地区可取11-12℃
代入式(8)：
μ0=0.47×1.103(10-15)=0.288/d
θc=2.3/0.288=7.99d
再代入式(7)：
计算所得数值与表1中的数值相符。
表1是德国标准，但它的理论依据和经验积累具有普遍意义，并不随水质变化而改变，因此笔者认为可以在我国设计中应用。
在污泥负荷法中，污泥负荷是最基本的设计参数，泥龄是导出参数，而在泥龄法中，泥龄是最基本的设计参数，污泥负荷是导出参数，两者呈近似反比关系：
θcFw=Lj/(Y(Lj-Lch)) (9)
式中污泥产率系数Y是泥龄θc的函数。
3.3 污泥产率系数的确定
采用泥龄法进行活性污泥工艺设计计算时，准确确定污泥产率系数Y是十分重要的，从式(4)中看出，曝气池容积与Y成正比，Y直接影响曝气池容积的大小。
式(6)给出了Y值和剩余污泥量W的关系，剩余污泥量是每天从生物处理系统中排出的污泥量，它包括两部分：一部分随出水排除，一部分排至污泥处理系统，其计算式为：
W=24QNch/1000+QsNs (10)
式中：Nch-出水悬浮固体浓度(mg/L)
Qs-排至污泥处理系统的剩余污泥量(m3/d)
Ns-排至污泥处理系统的剩余污泥浓度(kg/m3)
其余同前
剩余污泥量最好是实测求得。从式(10)可以看出，对于正常运行的污水处理厂，Q、Nch、Qs及Ns都不难测定，这样就能求出W和Y。
问题在于，设计时还没有污水处理厂，只有参照其他类似污水处理厂的数值，但由于污水水质不同，处理程度及环境条件不同，各地得出的Y值不可能一样，特别是在我国，很多城市污水处理厂由于资金短缺等原因，运行往往不正常，剩余污泥量W的数值也测不准确，这势必影响设计的精确性和可靠性。
从理论上分析，污泥产率系数与原污水水质、处理程度和污水温度等因素有关。首先，污泥产率系数本来的含义是每公斤BOD降解后产生的SS公斤数，由于是有机物降解产物，这里的SS应该是VSS，即挥发性悬浮固体，但污水中还有相当数量的无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体，它们并未被微生物降解，而是原封不动地沉积到污泥中，结果产生的SS将大于真正由BOD降解产生的污泥VSS，因此在确定污泥产率系数时，必须考虑原污水中无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体的含量。其次，随着处理程度的提高，污泥泥龄的增长，有机物降解越彻底，微生物的衰减也越多，这导致剩余污泥量的减少。至于水温，是影响生化过程的重要因素，水温增高，生化过程加快，将使剩余污泥量减少。对于各种因素的影响，可根据理论分析通过实验建立数学方程式，按照这个方程计算的结果如经受住实践的检验，就可用于实际工程，德国已经提出了这样的方程式，按这个方程式计算出的Y值已正式写进ATV标准中。
(11)
F=1.072(T - 15) (12)
式中：Nj-进水悬浮固体浓度(mg/L)
FT-温度修正系数
T -设计水温，与前面的计算取相同数值
其余同前
可以看出，Y值与Nj/Lj、θc、FT有关。Nj/Lj反映污水中无机悬浮固体和难降解悬浮固体所占比重的大小，如果它们占的比重增大，剩余污泥量自然要增加，Y值也就增大了。θc影响污泥的衰减，θc增长，污泥衰减的多，Y值相应减少。温度的影响体现在FT上，水温增高，FT增大，Y值减小，也就是剩余污泥量减少。这种关系是显而易见的。
这个方程式对我国有参考价值。但由于我国的生活习惯与西方国家差异很大，我国污水中有机物比重低，有机物中脂肪比例低，碳水化合物比例高，因而产泥量也不会完全相同。根据国内已公布的数据和笔者的经验，我国活性污泥工艺污水处理厂的剩余污泥产量比西方国家要少，因此，式(11)中须乘上一个修正系数K：
(13)
式中：K=0.8-0.9
在目前缺乏我国自己的Y值计算式的情况下，笔者认为采用式(13)计算Y值是可行的。
3.4 MLSS的确定
不管采用哪种设计计算方法，都需要合理确定MLSS。在其他条件不变的情况下，MLSS增大一倍，曝气池容就减小一倍，MLSS减小一倍，曝气池容就增大一倍，直接影响基建投资，因此需要慎重确定。
在规范和手册中，对MLSS值推荐了一个选用范围，如普通曝气是1.5-2.5kg/m3，延时曝气是2.5-5.0kg/m3，变化幅度都比较大，设计时不好操作。为了选定合适的MLSS值，有必要弄清影响它的因素。
MLSS不能选得过低，主要有三个原因：
(1)MLSS过低，曝气池容积V就要相应增大，在经济上不利。
(2)MLSS过低，曝气池中容易产生泡沫，为了防止泡沫，一般需保持2kg/m3以上的污泥浓度。
(3)当污泥浓度很低时，所需氧量较少，如MLSS过低，池容增大，单位池容的供气量就很小，有可能满足不了池内混合的要求，势必额外增加搅拌功率。
MLSS也不能选得过高，主要是因为：
(1)要提高MLSS，必须相应增加污泥回流比，降低二沉池表面负荷，加长二沉池停留时间，这就要求增大二沉池体积和回流污泥能耗。把曝气池、二沉池和回流污泥泵房作为一个整体来考虑，为使造价和运行费用总价最低，污泥回流比通常限制在150%以内。对于一般城市污水，二沉池的回流污泥浓度通常为4-8kg/m3，若按最高值8kg/m3计，回流比150%时曝气池内MLSS为4.8 kg/m3，实际设计中MLSS最高一般不超过4.5kg/m3。
(2)污水的性质和曝气池运行工况对MLSS有巨大影响，如果污水中的成分或曝气池的工况有利于污泥膨胀，污泥指数SV1值居高不下(比如SV1>180mL/g)，回流污泥浓度就会大大降低，MLSS就必须选择低值。
根据以上分析，在选定MLSS时要照顾到各个方面：
(1)泥龄长、污泥负荷低选较高值，泥龄短、污泥负荷高选较低值，同步污泥好氧稳定时选高值。
(2)有初沉池选较低值，无初沉池选较高值。
(3)SV1低时选较高值，高时选较低值。
(4)污水浓度高时选较高值，低时选较低值。
(5)合建反应池(如SBR)不存在污泥回流问题，选较高值或高值。
(6)核算搅拌功率是否满足要求，如不满足要进行适应调整。
德国ATV标准对MLSS规定了选用范围，有硝化和无硝化时其MLSS值是一样的，这不完全符合我国具体情况。我国城市污水污染物浓度通常较低，在无硝化(泥龄短)时如果MLSS过高，有可能停留时间过短，不利于生化处理，故将无硝化时的MLSS值降低0.5 kg/m3，推荐的MLSS值列于表2。
3.5 泥龄法的优缺点
优点：
(1)泥龄法是经验和理论相结合的设计计算方法，泥龄θc和污泥产率系数Y值的确定都有充分的理论依据，又有经验的积累，因而更加准确可靠。
(2)泥龄法很直观，根据泥龄大小，对所选工艺能否实现硝化、反硝化和污泥稳定一目了然。
(3)泥龄法的计算中只使用MLSS，不使用MLVSS，污泥中无机物所占比重的不同在参数Y中体现，计算式中没有MLVSS，因而不会引起两者的混淆。
(4)泥龄法中最基本的参数泥龄θc和污泥产率系数Y都有变化幅度很小的推荐值和计算值，操作起来比选定污泥负荷值更方便容易。
(5)泥龄法不像数学模型法那样需要确定很多参数，使操作大大简化。
缺点：
计算污泥产率系数Y值的方程式是根据德国的污水实验得出的，结合我国情况在应用时需乘一个修正系数。
4 几点结论
(1)活性污泥工艺的设计计算方法有必要从污泥负荷法逐步向泥龄法过渡，最终过渡到数学模型法。在数学模型法实用化之前，泥龄法将发挥重要作用。
(2)按泥龄法计算用式(4)，与规范中的计算式相比，Nw与Nwv的转换和污泥衰减的影响在Y值的计算中考虑，这样理论意义更加清晰，使用起来更加方便。
(3)德国ATV标准中推荐的泥龄选用数据(见表1)是根据有机物降解和微生物生长规律结合实际经验产生的，不涉及污水的具体水质变化，在我国有实用价值。
(4)污泥产率系数Y值的计算式(11)有充分的理论依据，但它是用德国污水实验得出，为了用于我国，须乘以修正系数，修正后的计算式(13)可用于实际设计计算。
(5)MLSS的取值我国规范中有规定，但范围较大，不太好操作，可参照表2中的数据选用，相互对比检验。
(6)建议对我国污水进行实验研究，推出我国自己的Y值计算方程式，使泥龄法的基础更加扎实可靠。
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这是目前国内外最流行的设计方法，我国的规范、手册，美国、英国、法国及日本等国目前也多采用这种方法。几十年来，运用污泥负荷法设计了成千上万座污水处理厂，充分说明它的正确性和适用性。但另一方面，这种方法也存在一些问题，甚至是比较严重的缺陷，影响了设计的精确性和可操作性。
污泥负荷法的计算式为：
(1)
式中：V-曝气池容积(m3)
Lj-曝气池进水BOD浓度(mg/L)
Q-曝气池设计流量(m3/h)
Fw-曝气池污泥负荷(kgBOD/kgMLSS·d)
Nw(即MLSS)-曝气池混合液悬浮固体平均浓度(kg/ m3)
Fr-曝气池容积负荷(kgBOD/ m3池容·d)
污泥负荷法是一种经验计算法，它的最基本参数Fw和Fr是根据曝气的类别按照以往的经验设定，由于水质千差万别和处理要求不同，这两个基本参数的设定只能给出一个较大的范围，我国规范对普通曝气推荐的数值为：
Fw=0.2-0.4 kgBOD/kgMLSS·d
Fr=0.4-0.9 kgBOD/ m3池容·d
可以看出，最大值比最小值大一倍以上，幅度很宽，如果其他条件不变，选用最小值算出的曝气池容积比选用最大值时的容积大一倍或一倍以上，基建投资也就相差很多，在这个范围内取值完全凭经验，对于经验较少的设计人来说很难操作，这是污泥负荷法的一个主要缺陷。
污泥负荷法的另一个问题是容易混淆。我国规范中污泥负荷Fw的单位是kgBOD/kgMLSS·d，但有的地方则是kgBOD/kgMLVSS·d，我国设计手册中就是这样，美国的标准也是用这个单位。这两种单位相差很大，MLSS是包括无机悬浮物在内的污泥浓度，MLVSS则只是有机悬浮固体浓度，对于生活污水，一般MLVSS=0.7MLSS，如果单位用错，算出的曝气池容积将差30%。这种混淆并非不可能，我国手册中推荐的普通曝气Fw为0.2-0.4kgBOD/ kgMLVSS·d，其数值和规范完全一样，但单位确不同了。设计中也经常遇到这样的问题，不知究竟用哪个单位好，特别是设计经验不足时更是无所适从。
污泥负荷法还有一个问题是针对性不强。近年来污水脱氮提上日程，当污水要求硝化、反硝化时，Fw、Fr取多少合适?这给设计人增加了难度，也影响了设计的精确性和可靠性。
污泥负荷法最根本的问题是没有考虑到污水水质的差异。对于生活污水来说，SS和BOD浓度大致有数，MLSS与MLVSS的比值也大致差不多，但结合各地的实际情况就大不相同。我国城市一般都有大量工业，城市污水一般包含50%甚至更多的工业废水，因而污水水质差别很大，有的SS、BOD高达300-400mg/L，有的则低到不足100mg/L，有的污水SS/BOD高达2以上，有的SS比BOD还低。污泥负荷是以MLSS为基础，其中有多大比例的有机物反映不出来，对于相同规模相同工艺相同进水BOD浓度的两个厂，按污泥负荷法计算曝气池容积是相同的，但当SS/BOD差异很大时，MLVSS也相差很大，实际的生物环境就大不相同，处理效果也就明显不同了。
综上所述，污泥负荷法有待改进。因此，国际水质污染与控制协会(IAWQ)组织各国专家，于1986年首次推出活性污泥一号模型(简称ASM1)，1995年又推出活性污泥二号模型(简称ASM2)，数学模型设计法正式面世。
3 泥龄法
3.1泥龄法的计算式
我国规范中提出了按泥龄计算曝气池容积的计算公式：
(2)
式中：Y-挥发性污泥产率系数(kgVSS/kgBOD)
Lch-曝气池出水BOD浓度(mg/L)
Nwv-曝气池混合液挥发性悬浮固体平均浓度(gVSS/L)
Kd-衰减系数(d-1)
θc-污泥泥龄(d)
其余同前
规范对式中几个关键参数提出了推荐值：Y=0.4-0.8(20℃，有初沉池)
Kd=0.04-0.075(20℃)
当水温变化时，按下式修正：
Kdt=Kd20×(θt)t-20 (3)
式中：θt-温度系数，θt=1.02～1.06
θc值为：高负荷0.2～2.5，中负荷5～15，低负荷20～30
可以看出，它们的取值范围都很宽，Y值的变化幅度达100%，Kd值的变化幅度达87.5%，θc值的变化幅度从50%到几倍，实际计算时很难取值，很难操作，这也是泥龄法在我国难以推广的原因之一。
为了使泥龄计算法实用化，笔者根据自己的设计体会，建议采用德国目前使用的ATV标准中的计算公式，并对式中的关键参数取值结合我国具体情况适当修改。实践证明，按该公式计算概念清晰，特别便于操作，计算结果都能满足我国规范的要求，不失为一种简单、可信而又十分有效的设计计算方法。其基本计算公式为：
V=24QθcY(Lj-Lch)/1000Nw (4)
式中：Y-污泥产率系数(kgSS/kgBOD)
其余同前
Q、Lj、Lch是设计初始条件，反映原水水量，水质和处理要求，在设计计算前已经确定。
泥龄θc是指污泥在曝气池中的平均停留时间，其数值为：
θc=VNw/W (5)
式中： W-剩余污泥量(kgSS/d)
W=24QY(Lj-Lch)/1000 (6)
根据以上计算式，采用泥龄法设计计算活性污泥工艺时，只需确定泥龄θc，剩余污泥量W(或污泥产率系数Y)和曝气池混合液悬浮固体平均浓度Nw(MLSS)即可求出曝气池容积V。与污泥负荷法相比，它用泥龄θc取代污泥负荷Fw或Fr作为设计计算的最基本参数，与数学模型法相比，它只需测定一个污泥产率系数Y而不需测定13个或19个参数数据。
3.2 泥龄的确定
泥龄是根据理论同时又参照经验的累积确定的，按照处理要求和处理厂规模的不同，采用不同的泥龄，德国ATV标准中单级活性污泥工艺污水处理厂的最小泥龄数值见表1。
表中对规模小的污水厂取大值，是考虑到小厂的进水水质变化幅度大，运行工况变化幅度大，因而选用较大的安全系数。
泥龄反映了微生物在曝气池中的平均停留时间，泥龄的长短与污水处理效果有两方面的关系：一方面是泥龄越长，微生物在曝气池中停留时间越长，微生物降解有机污染物的时间越长，对有机污染
| 表1 德国标准中活性污泥工艺的最小泥 | ||||
|
处理目标 |
处理厂规模 | |||
| ≤5000m3/d |
≥25000m3 /d |
|||
| 无硝化污水厂 | 5 | 4 | ||
| 有硝化（设计温度10℃） | 10 | 8 | ||
| 有硝化、反硝化（10℃） |
VD/V=0.2 |
12 | 10 | |
| VD/V==0.3 | 13 | 11 | ||
| VD/V==0.4 | 15 | 13 | ||
|
VD/V==0.5 |
18 |
16 | ||
| 有硝化、反硝化、污泥稳定 | 25 |
不推荐 |
||
染物降解越彻底，处理效果越好。另一方面是泥龄长短对微生物种群有选择性，因为不同种群的微生物有不同的世代周期，如果泥龄小于某种微生物的世代周期，这种微生物还来不及繁殖就排出池外，就不可能在池中生存，为了培养繁殖所需要的某种微生物，选定的泥龄必须大于该种微生物的世代周期，最明显的例子是硝化菌，它是产生硝化作用的微生物，它的世代周期较长，并要求好氧环境，所以在污水进行硝化时须有较长的好氧泥龄。当污水反硝化时，是反硝化菌在工作，反硝化菌需要缺氧环境，为了进行反硝化，就必须有缺氧段(区段或时段)，随着反硝化氮量的增大，需要的反硝化菌越多，也就是缺氧段和缺氧泥龄要加长。上述关系的量化已体现在表1中。
无硝化污水处理厂的最小泥龄4-5天，是针对生活污水的水质使处理出水达到BOD30mg/L和SS30mg/L确定的，这是多年实践经验的积累，就像污泥负荷一样。
有硝化的污水处理厂，泥龄必须大于硝化菌的世代周期，设计通常采用一个安全系数，以确保硝化作用的进行，其计算式为：
θc=F/μ0 (7)
式中：θc--满足硝化要求的设计泥龄(d)
F-- 安全系数，取值范围2.0-3.0，通常取2.3
1/μ0-硝化菌世代周期(d)
μ0--硝化菌比生长速率(1/d)
μ0=0.47×1.103(T-15) (8)
式中：T-设计污水温度，北方地区通常取10℃，南方地区可取11-12℃
代入式(8)：
μ0=0.47×1.103(10-15)=0.288/d
θc=2.3/0.288=7.99d
再代入式(7)：
计算所得数值与表1中的数值相符。
表1是德国标准，但它的理论依据和经验积累具有普遍意义，并不随水质变化而改变，因此笔者认为可以在我国设计中应用。
在污泥负荷法中，污泥负荷是最基本的设计参数，泥龄是导出参数，而在泥龄法中，泥龄是最基本的设计参数，污泥负荷是导出参数，两者呈近似反比关系：
θcFw=Lj/(Y(Lj-Lch)) (9)
式中污泥产率系数Y是泥龄θc的函数。
3.3 污泥产率系数的确定
采用泥龄法进行活性污泥工艺设计计算时，准确确定污泥产率系数Y是十分重要的，从式(4)中看出，曝气池容积与Y成正比，Y直接影响曝气池容积的大小。
式(6)给出了Y值和剩余污泥量W的关系，剩余污泥量是每天从生物处理系统中排出的污泥量，它包括两部分：一部分随出水排除，一部分排至污泥处理系统，其计算式为：
W=24QNch/1000+QsNs (10)
式中：Nch-出水悬浮固体浓度(mg/L)
Qs-排至污泥处理系统的剩余污泥量(m3/d)
Ns-排至污泥处理系统的剩余污泥浓度(kg/m3)
其余同前
剩余污泥量最好是实测求得。从式(10)可以看出，对于正常运行的污水处理厂，Q、Nch、Qs及Ns都不难测定，这样就能求出W和Y。
问题在于，设计时还没有污水处理厂，只有参照其他类似污水处理厂的数值，但由于污水水质不同，处理程度及环境条件不同，各地得出的Y值不可能一样，特别是在我国，很多城市污水处理厂由于资金短缺等原因，运行往往不正常，剩余污泥量W的数值也测不准确，这势必影响设计的精确性和可靠性。
从理论上分析，污泥产率系数与原污水水质、处理程度和污水温度等因素有关。首先，污泥产率系数本来的含义是每公斤BOD降解后产生的SS公斤数，由于是有机物降解产物，这里的SS应该是VSS，即挥发性悬浮固体，但污水中还有相当数量的无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体，它们并未被微生物降解，而是原封不动地沉积到污泥中，结果产生的SS将大于真正由BOD降解产生的污泥VSS，因此在确定污泥产率系数时，必须考虑原污水中无机悬浮固体和难降解有机悬浮固体的含量。其次，随着处理程度的提高，污泥泥龄的增长，有机物降解越彻底，微生物的衰减也越多，这导致剩余污泥量的减少。至于水温，是影响生化过程的重要因素，水温增高，生化过程加快，将使剩余污泥量减少。对于各种因素的影响，可根据理论分析通过实验建立数学方程式，按照这个方程计算的结果如经受住实践的检验，就可用于实际工程，德国已经提出了这样的方程式，按这个方程式计算出的Y值已正式写进ATV标准中。
(11)
F=1.072(T - 15) (12)
式中：Nj-进水悬浮固体浓度(mg/L)
FT-温度修正系数
T -设计水温，与前面的计算取相同数值
其余同前
可以看出，Y值与Nj/Lj、θc、FT有关。Nj/Lj反映污水中无机悬浮固体和难降解悬浮固体所占比重的大小，如果它们占的比重增大，剩余污泥量自然要增加，Y值也就增大了。θc影响污泥的衰减，θc增长，污泥衰减的多，Y值相应减少。温度的影响体现在FT上，水温增高，FT增大，Y值减小，也就是剩余污泥量减少。这种关系是显而易见的。
这个方程式对我国有参考价值。但由于我国的生活习惯与西方国家差异很大，我国污水中有机物比重低，有机物中脂肪比例低，碳水化合物比例高，因而产泥量也不会完全相同。根据国内已公布的数据和笔者的经验，我国活性污泥工艺污水处理厂的剩余污泥产量比西方国家要少，因此，式(11)中须乘上一个修正系数K：
(13)
式中：K=0.8-0.9
在目前缺乏我国自己的Y值计算式的情况下，笔者认为采用式(13)计算Y值是可行的。
3.4 MLSS的确定
不管采用哪种设计计算方法，都需要合理确定MLSS。在其他条件不变的情况下，MLSS增大一倍，曝气池容就减小一倍，MLSS减小一倍，曝气池容就增大一倍，直接影响基建投资，因此需要慎重确定。
在规范和手册中，对MLSS值推荐了一个选用范围，如普通曝气是1.5-2.5kg/m3，延时曝气是2.5-5.0kg/m3，变化幅度都比较大，设计时不好操作。为了选定合适的MLSS值，有必要弄清影响它的因素。
MLSS不能选得过低，主要有三个原因：
(1)MLSS过低，曝气池容积V就要相应增大，在经济上不利。
(2)MLSS过低，曝气池中容易产生泡沫，为了防止泡沫，一般需保持2kg/m3以上的污泥浓度。
(3)当污泥浓度很低时，所需氧量较少，如MLSS过低，池容增大，单位池容的供气量就很小，有可能满足不了池内混合的要求，势必额外增加搅拌功率。
MLSS也不能选得过高，主要是因为：
(1)要提高MLSS，必须相应增加污泥回流比，降低二沉池表面负荷，加长二沉池停留时间，这就要求增大二沉池体积和回流污泥能耗。把曝气池、二沉池和回流污泥泵房作为一个整体来考虑，为使造价和运行费用总价最低，污泥回流比通常限制在150%以内。对于一般城市污水，二沉池的回流污泥浓度通常为4-8kg/m3，若按最高值8kg/m3计，回流比150%时曝气池内MLSS为4.8 kg/m3，实际设计中MLSS最高一般不超过4.5kg/m3。
(2)污水的性质和曝气池运行工况对MLSS有巨大影响，如果污水中的成分或曝气池的工况有利于污泥膨胀，污泥指数SV1值居高不下(比如SV1>180mL/g)，回流污泥浓度就会大大降低，MLSS就必须选择低值。
根据以上分析，在选定MLSS时要照顾到各个方面：
(1)泥龄长、污泥负荷低选较高值，泥龄短、污泥负荷高选较低值，同步污泥好氧稳定时选高值。
(2)有初沉池选较低值，无初沉池选较高值。
(3)SV1低时选较高值，高时选较低值。
(4)污水浓度高时选较高值，低时选较低值。
(5)合建反应池(如SBR)不存在污泥回流问题，选较高值或高值。
(6)核算搅拌功率是否满足要求，如不满足要进行适应调整。
德国ATV标准对MLSS规定了选用范围，有硝化和无硝化时其MLSS值是一样的，这不完全符合我国具体情况。我国城市污水污染物浓度通常较低，在无硝化(泥龄短)时如果MLSS过高，有可能停留时间过短，不利于生化处理，故将无硝化时的MLSS值降低0.5 kg/m3，推荐的MLSS值列于表2。
| 表2 曝气池MLSS取值范围 | |||
| 处理目标 | MLSS（kg/m3） | ||
| 有初沉池 | 无初沉池 | ||
| 无硝化 | 2.0-3.0 | 3.0-4.0 | |
| 有硝化（和反硝化） |
2.5-3.5 |
3.5-4.5 | |
| 污泥稳定 | 4.5 | ||
优点：
(1)泥龄法是经验和理论相结合的设计计算方法，泥龄θc和污泥产率系数Y值的确定都有充分的理论依据，又有经验的积累，因而更加准确可靠。
(2)泥龄法很直观，根据泥龄大小，对所选工艺能否实现硝化、反硝化和污泥稳定一目了然。
(3)泥龄法的计算中只使用MLSS，不使用MLVSS，污泥中无机物所占比重的不同在参数Y中体现，计算式中没有MLVSS，因而不会引起两者的混淆。
(4)泥龄法中最基本的参数泥龄θc和污泥产率系数Y都有变化幅度很小的推荐值和计算值，操作起来比选定污泥负荷值更方便容易。
(5)泥龄法不像数学模型法那样需要确定很多参数，使操作大大简化。
缺点：
计算污泥产率系数Y值的方程式是根据德国的污水实验得出的，结合我国情况在应用时需乘一个修正系数。
4 几点结论
(1)活性污泥工艺的设计计算方法有必要从污泥负荷法逐步向泥龄法过渡，最终过渡到数学模型法。在数学模型法实用化之前，泥龄法将发挥重要作用。
(2)按泥龄法计算用式(4)，与规范中的计算式相比，Nw与Nwv的转换和污泥衰减的影响在Y值的计算中考虑，这样理论意义更加清晰，使用起来更加方便。
(3)德国ATV标准中推荐的泥龄选用数据(见表1)是根据有机物降解和微生物生长规律结合实际经验产生的，不涉及污水的具体水质变化，在我国有实用价值。
(4)污泥产率系数Y值的计算式(11)有充分的理论依据，但它是用德国污水实验得出，为了用于我国，须乘以修正系数，修正后的计算式(13)可用于实际设计计算。
(5)MLSS的取值我国规范中有规定，但范围较大，不太好操作，可参照表2中的数据选用，相互对比检验。
(6)建议对我国污水进行实验研究，推出我国自己的Y值计算方程式，使泥龄法的基础更加扎实可靠。
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