废水好氧生物处理工艺(1)——活性污泥法.doc

第三章 废水好氧生物处理工艺（1）活性污泥法第一节 活性污泥法的基本原理一、活性污泥法的基本工艺流程剩余活性污泥回流污泥二次沉淀池废水曝气池初次沉淀池出水空气1、活性污泥法的基本组成 曝气池：反应主体 二沉池： 1）进行泥水分离，保证出水水质；2）保证回流污泥，维持曝气池内的污泥浓度。 回流系统： 1）维持曝气池的污泥浓度；2）改变回流比，改变曝气池的运行工况。 剩余污泥排放系统： 1）是去除有机物的途径之一；2）维持系统的稳定运行。 供氧系统： 提供足够的溶解氧2、活性污泥系统有效运行的基本条件是： 废水中含有足够的可容性易降解有机物； 混合液含有足够的溶解氧； 活性污泥在池内呈悬浮状态； 活性污泥连续回流、及时排除剩余污泥，使混合液保持一定浓度的活性污泥； 无有毒有害的物质流入。二、活性污泥的性质与性能指标 1、活性污泥的基本性质 物理性能：“菌胶团”、“生物絮凝体”：颜色：褐色、（土）黄色、铁红色；气味：泥土味（城市污水）；比重：略大于1，（1.0021.006）；粒径：0.020.2 mm；比表面积：20100cm2/ml。 生化性能：1) 活性污泥的含水率：99.299.8%；固体物质的组成：有机物7585%活细胞（Ma）、微生物内源代谢的残留物（Me）、吸附的原废水中难于生物降解的有机物（Mi）、无机物质（Mii）。2、活性污泥中的微生物： 细菌： 是活性污泥净化功能最活跃的成分，主要菌种有：动胶杆菌属、假单胞菌属、微球菌属、黄杆菌属、芽胞杆菌属、产碱杆菌属、无色杆菌属等；基本特征：1) 绝大多数都是好氧或兼性化能异养型原核细菌；2) 在好氧条件下，具有很强的分解有机物的功能；3) 具有较高的增殖速率，世代时间仅为2030分钟；4) 其中的动胶杆菌具有将大量细菌结合成为“菌胶团”的功能。 其它微生物-原生动物、后生动物-在活性污泥中大约为103个/ml3、活性污泥的性能指标： 混合液悬浮固体浓度（MLSS）（Mixed Liquor Suspended Solids）：MLSS = Ma + Me + Mi + Mii 单位： mg/l g/m3 混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）（Mixed Volatile Liquor Suspended Solids）：MLVSS = Ma + Me + Mi；在条件一定时，MLVSS/MLSS是较稳定的，对城市污水，一般是0.750.85 污泥沉降比（SV）（Sludge Volume）：是指将曝气池中的混合液在量筒中静置30分钟，其沉淀污泥与原混合液的体积比，一般以%表示；能相对地反映污泥数量以及污泥的凝聚、沉降性能，可用以控制排泥量和及时发现早期的污泥膨胀；正常数值为2030%。 污泥体积指数（SVI）（Sludge Volume Index）：曝气池出口处混合液经30分钟静沉后，1g干污泥所形成的污泥体积， 单位是 ml/g。能更准确地评价污泥的凝聚性能和沉降性能，其值过低，说明泥粒小，密实，无机成分多；其值过高，说明其沉降性能不好，将要或已经发生膨胀现象；城市污水的SVI一般为50150 ml/g；三、活性污泥的增殖规律及其应用活性污泥中微生物的增殖是活性污泥在曝气池内发生反应、有机物被降解的必然结果，而微生物增殖的结果则是活性污泥的增长。对数增殖减速增殖内源呼吸氧利用速率曲线微生物增殖曲线BOD降解曲线时间Xa01、活性污泥的增殖曲线注意：1)间歇静态培养；2)底物是一次投加；3)图中同时还表示了有机底物降解和氧的消耗曲线。 适应期：是活性污泥微生物对于新的环境条件、污水中有机物污染物的种类等的一个短暂的适应过程；经过适应期后，微生物从数量上可能没有增殖，但发生了一些质的变化：a.菌体体积有所增大；b.酶系统也已做了相应调整；c.产生了一些适应新环境的变异；等等。BOD5、COD等各项污染指标可能并无较大变化。 对数增长期：F/M值高(2.2)，所以有机底物非常丰富，营养物质不是微生物增殖的控制因素；微生物的增长速率与基质浓度无关，呈零级反应，它仅由微生物本身所特有的最小世代时间所控制，即只受微生物自身的生理机能的限制；微生物以最高速率对有机物进行摄取，也以最高速率增殖，而合成新细胞；此时的活性污泥具有很高的能量水平，其中的微生物活动能力很强，导致污泥质地松散，不能形成较好的絮凝体，污泥的沉淀性能不佳；活性污泥的代谢速率极高，需氧量大；一般不采用此阶段作为运行工况，但也有采用的，如高负荷活性污泥法。 减速增长期：F/M值下降到一定水平后，有机底物的浓度成为微生物增殖的控制因素；微生物的增殖速率与残存的有机底物呈正比，为一级反应；有机底物的降解速率也开始下降；微生物的增殖速率在逐渐下降，直至在本期的最后阶段下降为零，但微生物的量还在增长；活性污泥的能量水平已下降，絮凝体开始形成，活性污泥的凝聚、吸附以及沉淀性能均较好；由于残存的有机物浓度较低，出水水质有较大改善，并且整个系统运行稳定；一般来说，大多数活性污泥处理厂是将曝气池的运行工况控制在这一范围内的。 内源呼吸期：内源呼吸的速率在本期之初首次超过了合成速率，因此从整体上来说，活性污泥的量在减少，最终所有的活细胞将消亡，而仅残留下内源呼吸的残留物，而这些物质多是难于降解的细胞壁等；污泥的无机化程度较高，沉降性能良好，但凝聚性较差；有机物基本消耗殆尽，处理水质良好；一般不用这一阶段作为运行工况，但也有采用，如延时曝气法。2、活性污泥增殖规律的应用： 活性污泥的增殖状况，主要是由F/M值所控制； 处于不同增值期的活性污泥，其性能不同，出水水质也不同； 通过调整F/M值，可以调控曝气池的运行工况，达到不同的出水水质和不同性质的活性污泥； 活性污泥法的运行方式不同，其在增值曲线上所处位置也不同。3、有机物降解与微生物增殖：活性污泥微生物增殖是微生物增殖和自身氧化(内源呼吸)两项作用的综合结果，活性污泥微生物在曝气池内每日的净增长量为: ;式中: 每日污泥增长量(),； ；每日处理废水量()； 进水浓度(或)；出水浓度(或)。a, b 经验值：对于生活污水活与之性质相近的工业废水，； 或试验值：通过试验获得。4、有机物降解与需氧量：活性污泥中的微生物在进行代谢活动时需要氧的供应，氧的主要作用有： 将一部分有机物氧化分解； 对自身细胞的一部分物质进行自身氧化。因此，活性污泥法中的需氧量: 式中： 曝气池混合液的需氧量，；代谢每所需的氧量，；每每天进行自身氧化所需的氧量，。 二者的取值同样可以根据经验或试验来获得。5、活性污泥净化废水的实际过程：BOD吸附降解曝气过程在活性污泥处理系统中，有机污染物物从废水中被去除的实质就是有机底物作为营养物质被活性污泥微生物摄取、代谢与利用的过程，这一过程的结果是污水得到了净化，微生物获得了能量而合成新的细胞，活性污泥得到了增长。一般将这整个净化反应过程分为三个阶段： 初期吸附； 微生物代谢； 活性污泥的凝聚、沉淀与浓缩。所谓“初期吸附”是指:在活性污泥系统内，在污水开始与活性污泥接触后的较短时间(1030min)内，由于活性污泥具有很大的表面积因而具有很强的吸附能力，因此在这很短的时间内，就能够去除废水中大量的呈悬浮和胶体状态的有机污染物，使废水的BOD5值(或COD值)大幅度下降。但这并不是真正的降解，随着时间的推移，混合液的BOD5值会回升，再之后，BOD5值才会逐渐下降。活性污泥吸附能力的大小与很多因素有关： 废水的性质、特性：对于含有较高浓度呈悬浮或胶体状有机污染物的废水，具有较好的效果； 活性污泥的状态：在吸附饱和后应给以充分的再生曝气，使其吸附功能得到恢复和增强，一般应使活性污泥微生物进入内源代谢期。四、活性污泥法的基本工艺参数1、容积负荷（Volumetric Organic Loading Rate）： ; 2、污泥负荷（Sludge Organic Loading Rate）： ; 3、水力停留时间（Hydraulic Retention Time）： （h）4、污泥龄或污泥停留时间（Sludge Retention Time）：（h 或 d）5、回流比：第二节 活性污泥法的主要运行方式一、各种活性污泥法工艺迄今为止，在活性污泥法工程领域，应用着多种各具特色的运行方式。主要有以下几种： 传统推流式活性污泥法； 完全混合活性污泥法； 阶段曝气活性污泥法； 吸附再生活性污泥法； 延时曝气活性污泥法； 高负荷活性污泥法； 纯氧曝气活性污泥法； 浅层低压曝气活性污泥法； 深水曝气活性污泥法； 深井曝气活性污泥法。1、传统推流式活性污泥法： 工艺流程： 供需氧曲线： 主要优点：1) 处理效果好：BOD5的去除率可达90-95%；2) 对废水的处理程度比较灵活，可根据要求进行调节。 主要问题：1) 为了避免池首端形成厌氧状态，不宜采用过高的有机负荷，因而池容较大，占地面积较大；2) 在池末端可能出现供氧速率高于需氧速率的现象，会浪费了动力费用；3) 对冲击负荷的适应性较弱。 一般所采用的设计参数(处理城市污水)：2、完全混合活性污泥法 主要特点：a.可以方便地通过对F/M的调节，使反应器内的有机物降解反应控制在最佳状态；b.进水一进入曝气池，就立即被大量混合液所稀释，所以对冲击负荷有一定的抵抗能力；c.适合于处理较高浓度的有机工业废水。 主要结构形式：a.合建式（曝气沉淀池）：b.分建式3、阶段曝气活性污泥法又称分段进水活性污泥法或多点进水活性污泥法 工艺流程： 主要特点：a.废水沿池长分段注入曝气池，有机物负荷分布较均衡，改善了供养速率与需氧速率间的矛盾，有利于降低能耗；b.废水分段注入，提高了曝气池对冲击负荷的适应能力； 主要设计参数：4、吸附再生活性污泥法又称生物吸附法或接触稳定法。主要特点是将活性污泥法对有机污染物降解的两个过程吸附、代谢稳定，分别在各自的反应器内进行。 工艺流程： 主要优点：a.废水与活性污泥在吸附池的接触时间较短，吸附池容积较小，再生池接纳的仅是浓度较高的回流污泥，因此，再生池的容积也较小。吸附池与再生池容积之和低于传统法曝气池的容积，基建费用较低；b.具有一定的承受冲击负荷的能力，当吸附池的活性污泥遭到破坏时，可由再生池的污泥予以补充。 主要缺点：处理效果低于传统法，特别是对于溶解性有机物含量较高的废水，处理效果更差。 主要设计参数：5、延时曝气活性污泥法完全氧化活性污泥法 主要特点：a.有机负荷率非常低，污泥持续处于内源代谢状态，剩余污泥少且稳定，勿需再进行处理；b.处理出水出水水质稳定性较好，对废水冲击负荷有较强的适应性；c.在某些情况下，可以不设初次沉淀池。 主要缺点：池容大、曝气时间长，建设费用和运行费用都较高，而且占地大；一般适用于处理水质要求高的小型城镇污水和工业污水，水量一般在1000m3/d以下。 主要设计参数：6、高负荷活性污泥法又称短时曝气法或不完全曝气活性污泥法 主要特点：有机负荷率高，曝气时间短，处理效果较差；而在工艺流程和曝气池的构造等方面与传统法基本相同。 主要设计参数：7、纯氧曝气活性污泥法 主要特点：a.纯氧中氧的分压比空气约高5倍，纯氧曝气可大大提高氧的转移效率；b.氧的转移率可提高到8090%，而一般的鼓风曝气仅为10%左右；c.可使曝气池内活性污泥浓度高达40007000mg/l，能够大大提高曝气池的容积负荷；d.剩余污泥产量少，SVI值也低，一般无污泥膨胀之虑。 曝气池结构： 主要设计参数：8、浅层低压曝气法 理论基础：只有在气泡形成和破碎的瞬间，氧的转移率最高，因此，没有必要延长气泡在水中的上升距离； 其曝气装置一般安装在水下0.80.9米处，因此可以采用风压在1米以下的低压风机，动力效率较高，可达1.802.60kgO2/kw.h； 其氧转移率较低，一般只有2.5%； 池中设有导流板，可使混合液呈循环流动状态。9、深水曝气活性污泥法 主要特点：a.曝气池水深在78m以上，b.由于水压较大，洋的转移率可以提高，相应也能加快有机物的降解速率；c.占地面积较小。 一般有两种形式：a.深水中层曝气法：b.深水深层曝气法：10、深井曝气活性污泥法又称超深水曝气法 工艺流程：一般平面呈圆形，直径约介于16m，深度一般为50150m。 主要特点：a.氧转移率高，约为常规法的10倍以上；b.动力效率高，占地少，易于维护运行；c.耐冲击负荷，产泥量少；d.一般可以不建初次沉淀池；e.但受地质条件的限制。 主要设计参数各种活性污泥法的设计参数(处理城市污水，仅为参考值)设计参数传统活性污泥法完全混合活性污泥法阶段曝气活性污泥法BOD5SS负荷(kgBOD5/kgMLSS.d)0.20.40.20.60.20.4容积负荷(kgBOD5/m3.d)0.30.6082.00.61.0污泥龄(d)515515515MLSS(mg/l)150030003000600020003500MLVSS(mg/l)120024002400480016002800回流比(%)2550251002575曝气时间HRT(h)483538BOD5去除率(%)859585908590设计参数吸附再生活性污泥法延时曝气活性污泥法高负荷活性污泥法BOD5SS负荷(kgBOD5/kgMLSS.d)0.20.60.050.151.55.0容积负荷(kgBOD5/m3.d)1.01.20.10.41.22.4污泥龄(d)51520300.252.5MLSS(mg/l)吸附池10003000再生池40001000030006000200500MLVSS(mg/l)吸附池8002400再生池3200800024004800160400回流比(%)2510075100515曝气时间HRT(h)吸附池0.51.0再生池3618481.53.0BOD5去除率(%)8090956075设计参数纯氧曝气活性污泥法深井曝气活性污泥法BOD5SS负荷(kgBOD5/kgMLSS.d)0.41.01.01.2容积负荷(kgBOD5/m3.d)2.03.23.03.6污泥龄(d)5155MLSS(mg/l)60001000030005000MLVSS(mg/l)4000650024004000回流比(%)25504080曝气时间HRT(h)1.53.01.02.0溶解氧浓度DO(mg/l)610SVI(ml/g)3050BOD5去除率(%)75958590二、曝气池的型式与构造1、曝气池的类型 根据混合液在曝气池内的流态，可分为推流式、完全混合式和循环混合式三种； 根据曝气方式，可分为鼓风曝气池、机械曝气池以及二者联合使用的机械鼓风曝气池； 根据曝气池的形状，可分为长方廊道形、圆形、方形以及环状跑道形等四种； 根据曝气池与二沉池之间的关系，可分为合建式（即曝气沉淀池）和分建式两种。2、曝气池的流态 推流式曝气池 完全混合式曝气池 循环混合式曝气池：氧化沟3、曝气池的构造曝气池在构造上应满足曝气充氧、混合的要求，因此，曝气池的构造首先取决于曝气方式和所采用的曝气装置。第三节 活性污泥法的反应动力学原理及其应用活性污泥法反应动力学可以定量或半定量地揭示系统内有机物降解、污泥增长、耗氧等作用与各项设计参数、运行参数以及环境因素之间的关系。它主要包括： 基质降解的动力学，涉及基质降解与基质浓度、生物量等因素的关系； 微生物增长动力学，涉及微生物增长与基质浓度、生物量、增长常数等因素的关系； 还研究底物降解与生物量增长、底物降解与需氧、营养要求等的关系。在建立活性污泥法反应动力学模型时,有以下假设： 除特别说明外，都认为反应器内物料是完全混合的，对于推流式曝气池系统，则是在此基础上加以修正； 活性污泥系统的运行条件绝对稳定； 二次沉淀池内无微生物活动，也无污泥累积并且水与固体分离良好； 进水基质均为溶解性的，并且浓度不变，也不含微生物； 系统中不含有毒物质和抑制物质。一、活性污泥反应动力学的基础米门公式与莫诺德模式1、米门公式 MichaelisMenton提出酶的“中间产物”学说，通过理论推导和实验验证，提出了含单一基质单一反应的酶促反应动力学公式，即米门公式：式中：酶促反应中产物生成的反应速率； 产物生成的最高速率； 米氏常数（又称饱和常数，半速常数）； 基质浓度。中间产物学说：米门公式的图示：vmaxv=vmaxOKmS2、莫诺德模式 莫诺德模式的基本形式：Monod于1942年和1950年曾两次进行了单一基质的纯菌种培养实验，也发现了与上述酶促反应类似的规律，进而提出了与米门公式想类似的表达微生物比增殖速率与基质浓度之间的动力学公式，即莫诺德模式：式中： 微生物的比增殖速率，； 基质达到饱和浓度时，微生物的最大比增殖速率， 反应器内的基质浓度，mg/l； 饱和常数，也是半速常数。随后发现，用由混合微生物群体组成的活性污泥对多种基质进行微生物增殖实验，也取得了符合这种关系的结果。可以假定：在微生物比增殖速率与底物的比降解速率之间存在下列比例关系：则与比增殖速率相对应的比底物降解速率也可以用类似公式表示，即： 式中： 比底物降解速率（）； 底物的最大比降解速率； 限制增殖的底物浓度； 饱和常数。对于废水处理来说，有机物的降解是其基本目的，因此上式的实际意义更大。 莫诺德模式的图示： 莫诺德方程式的推论：1) 在高底物浓度的条件下，即，呈零级反应，则有： ， 2) 在低底物浓度的条件下，即，则： 二、LawrenceMcCarty模式：1、 有关基本概念： 微生物比增殖速率： 单位基质利用率： 生物固体平均停留时间（又称细胞平均停留时间，在工程上习称污泥龄）： 在反应系统内，微生物从其生成开始到排出系统的平均停留时间；也可以说是反应系统内的微生物全部更新一次所需要的平均时间；从工程上来说，就是反应系统内微生物总量与每日排放的剩余污泥量的比值，以表示，单位为d，即： 式中:每日增殖的微生物量，稳态运行时，就是每日排放的剩余污泥量。因此： 简化后，则： 与的关系： ，而 ，所以有： 或2、LM模式的基本方程式： 第一基本方程式：前面已有： 式中 微生物的产率系数，； 自身氧化系数，又称衰减常数，（）；经整理后： 表示的是污泥龄（）与产率系数Y、基质比利用速率（q）及自身氧化系数之间的关系。 第二基本方程式：认同莫诺德模式： 认为有机基质的降解速率等于其被微生物的利用速率，即 式中： 反应器内的基质浓度； 单位生物量的最大基质利用速率； 半速常数。表示的是基质利用速率与反应器内微生物浓度和基质浓度之间的关系。3、L-M模式的导出方程式 第一导出方程出水水质与污泥龄之间的关系：（对于完全混合式）将 代入：则有： LawrenceMcCarty建议的排泥方式： 两种排泥方式：I.剩余污泥从污泥回流系统排出； II.剩余污泥从曝气池直接排出。第二种排泥方式的优点：1）减轻了二沉池的负担；2）可将剩余污泥单独浓缩处理；3）便于控制曝气池的运行。 因此按这种排泥方式的污泥龄的计算就可以变得更简单，如下： 简化后， 由此可看出这种排泥方式更有利于控制和运行管理。 第二导出方程曝气池内微生物浓度与污泥龄的关系 对曝气池作有机底物的物料衡算： 底物的净变化率 = 底物进入曝气池的速率 - 底物从曝气池中消失的速率 代入第一基本方程有： 由于，则有： 上式说明：曝气池中微生物量浓度是与有机物的浓度、和曝气时间等有关的。式中，可以称为污泥循环因子，其物理意义为：活性污泥从生长到被排出系统期间与废水的平均接触次数。 第三导出方程回流比与之间的关系 对曝气池的生物量进行物料衡算： （曝气池内生物量的净变化率）=（生物量进入曝气池的速率）-（生物量离开曝气池的速率） 其中 ， 所以：所以： 式中：回流污泥的浓度，可由下式估算： 注意：1）是近似值；2）由算出的是值，应再换算成。 产率系数（）与表观产率系数（）之间的关系：产率系数（）是指单位时间内，微生物的合成量与基质降解量的比值，即： 表观产率系数（）是指单位时间内，实际测定的污泥产量与基质降解量的比值， 即： 将，以及 代入，则有： 该式还提供了通过试验求及的方法，将其取倒数后得： 以对作图，即可求得及值。 其中 与Se及E的关系：(见附图3) 升高 Se 下降 E 升高； 下降 Se 升高 E 下降因此，对于一个活性污泥系统有一个()min可以通过假定Se = SI并代入 则有：一般，所以， 对方程式的推论已有： 因 ，所以，活性污泥处理系统一般为低基质浓度，即,所以， ， 其中又： ，所以： 在稳态下， 所以： 三、动力学参数的测定动力学参数、是模式的重要组成部分，一般是通过实验来确定的。 、的确定： 将下式： 取倒数，得： 式中 所以 取不同的值，即可计算出值，绘制关系图， 图中直线的斜率为值，截距为值。 、值的确定 已知 以及 取不同的值，并由此可以得出不同的值，代入上式，可得出一系列值。 绘制的关系图，图中直线的斜率为值，截距为值。第四节 曝气的原理、方法与设备一、曝气的原理与理论基础在活性污泥法中，曝气的作用主要有： 充氧：向活性污泥中的微生物提供溶解氧，满足其在生长和代谢过程中所需的氧量。 搅动混合：使活性污泥在曝气池内处于悬浮状态，与废水充分接触。1、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，这实际上是一个物质扩散过程，即气相中的氧通过气液界面扩散到液相主体中。所以，它应该服从扩散过程的基本定律Fick定律。 Fick定律认为：扩散过程的推动力是物质在界面两侧的浓度差，物质的分子会从浓度高的一侧向浓度低的一侧扩散、转移。即 (1)式中： 物质的扩散速率，即在单位时间内单位断面上通过的物质数； 扩散系数，表示物质在某种介质中的扩散能力，主要取决于扩散物质和介质的特性及温度； 物质浓度； 扩散过程的长度 浓度梯度，即单位长度内的浓度变化值。式（1）表明，物质的扩散速率与浓度梯度呈正比关系。 如果以M表示在单位时间t内通过界面扩散的物质数量，以A表示界面面积，则有： (2)代入（1）式，得： (3)2、双膜理论： 对于气体分子通过气液界面的传递理论，在废水生物处理界被普遍接受的是Lewis & Whitman于1923年建立的“双膜理论”。 双膜理论认为： 1) 当气、液面相接触并作相对运动时，接触界面的两侧，存在着气体与液体的边界层，即气膜和液膜； 2) 气膜和液膜内相对运动的速度属于层流，而在其外的两相体系中则均为紊流； 3) 氧的转移是通过气、液膜进行的分子扩散和在膜外的对流扩散完成； 4) 对于难溶于水的氧来说，分子扩散的阻力大于对流扩散，传质的阻力主要集中在液膜上； 5) 在气膜中存在着氧分压梯度，而液膜中同样也存在着氧的浓度梯度，由此形成了氧转移的推动力； 6) 实际上，在气膜中，氧分子的传递动力很小，即气相主体与界面之间的氧分压差值很低，一般可认为。这样，就可以认为界面处的溶解氧浓度等于在氧分压条件下的饱和溶解氧浓度值，因此氧转移过程中的传质推动力就可以认为主要是界面上的饱和溶解氧浓度值与液相主体中的溶解氧浓度值。 双膜理论模型的示意图：(或称氧转移模式图（双膜理论）)边界层紊流紊流层流层流ygyiCLCiPiPg液膜气膜气相主体液相主体 设液膜厚度为（此值是极小的），因此在液膜内溶解氧浓度的梯度为： （4）代入式（3），得： （5）式中 氧传递速率，kgO2/h； 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； 在液膜内溶解氧的浓度梯度，kgO2/m3.m；设液相主体的容积为V(m3)，并用其除以上式，则得： （6） （6）式中 液相主体溶解氧浓度变化速率（或氧转移速率），kgO2/m3.h； KL液膜中氧分子传质系数，m/h，。由于气液界面面积难于计量，一般以氧总转移系数（）代替，则上式改写为 ： （7） 式中：氧总转移系数，h-1， （8） 此值表示在曝气过程中氧的总传递性，当传递过程中阻力大，则值低，反之则值高。的倒数1/KLa的单位为（h），它所表示的是曝气池中溶解氧浓度从提高到Cs所需要的时间。 为了提高dC/dt值，可以从两方面考虑：（式（8）1) 提高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，增大气、液接触面积等。2) 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。3、氧总转移系数（）的求定氧总转移系数（）是计算氧转移速率的基本参数，一般是通过试验求得。将式（7）整理，得： （9）积分后得： （10）换成的以10为底，则 (10)式中：C0当t=0时，液体主体中的溶解氧浓度(mg/l)； Ct当t=t时，液体主体中的溶解浓度(mg/l)； Cs是在实际水温、当地气压下溶解氧在液相主体中饱和浓度(mg/l)。由式（10）可见与t之间存在着直线关系，直线的斜率即为KLa/2.3。测定值的方法与步骤如下：1) 向受试清水中投加Na2SO3和CoCl2，以脱除水中的氧；每脱除1mg/L的氧，在理论上需7.9mg/L Na2SO3，但实际投药量要高出理论值1020%；CoCl2的投量则以保持Co2+离子浓度不低于1.5mg/L为准，Co2+是催化剂。2) 当水中溶解氧完全脱除后，开始曝气充氧，一般每隔10分钟取样一次，（开始时可以更密集一些），取610次，测定水样的溶解氧；3) 计算值，绘制与t之间的关系曲线，直线的斜率即为KLa/2.3。二、氧转移速率的影响因素 标准氧转移速率指脱氧清水在20C和标准大气压条件下测得的氧转移速率，一般以R0表示（kgO2/h）； 实际氧转移速率以城市废水或工业废水为对象，按当地实际情况（指水温、气压等）进行测定，所得到的为实际氧转移速率，以R表示，单位为kgO2/h。影响氧转移速率的主要因素：废水水质、水温、气压等1、水质对氧总转移系数（KLa）值的影响：废水中的污染物质将增加氧分子转移的阻力，使KLa值降低；为此引入系数a，对KLa值进行修正： 式中 KLaw废水中的氧总转移系数；a值可以通过试验确定，一般a = 0.80.852、水质对饱和溶解氧浓度（Cs）的影响：废水中含有的盐分将使其饱溶解氧浓度降低，对此，以系数b加以修正：，式中 Csw废水的饱和溶解氧浓度，mg/l；b值一般介于0.90.97之间。3、水温对氧总转移系（KLa）的影响：水温升高，液体的粘滞度会降低，有利于氧分子的转移，因此KLa值将提高；水温降低，则相反。温度对KLa值的影响以下式表示： 式中 KLa（T）和KLa（20）分别为水温TC和20C时的氧总转移系数；T设计水温 C；4、水温对饱和溶解氧浓度（Cs）的影响：水温升高，Cs值就会下降，在不同温度下，蒸馏水中的饱和溶解氧浓度可以从表中查出。水温（C）012345678910饱和溶解氧（mg/l）14.6214.2313.8413.4813.1312.8012.4812.1711.8711.5911.33水温（C）1112131415161718192021饱和溶解氧（mg/l）11.0810.8310.6010.3710.159.959.749.549.359.178.99水温（C）222324252627282930饱和溶解氧（mg/l）8.838.638.538.388.228.077.927.777.635、压力对饱和溶解氧浓度（Cs）值的影响： 压力增高，Cs值提高，Cs值与压力(P)之间存在着如下关系： （15）式中 P所在地区的大气压力，Pa； Cs(P)和Cs(760)分别是压力P和标准大气压力条件下的Cs值，mg/l； P水的饱和蒸气压力，Pa； 由于P很小（在几kPa范围内），一般可忽略不计，则得： 其中 对于鼓风曝气系统，曝气装置是被安装在水面以下，其Cs值以扩散装置出口和混合液表面两处饱和溶解氧浓度的平均值Csm计算，如下所示： (18)式中Ot从曝气池逸出气体中含氧量的百分率，%； (19)EA氧利用率，%，一般在6%12%之间；Pb安装曝气装置处的绝对压力，可以按下式计算： (20)P曝气池水面的大气压力，P1.013105 Pa；H曝气装置距水面的距离，m。三、氧转移速率与供气量的计算1、氧转移速率的计算：标准氧转移速度（R0）为： ，式中 CL水中的溶解氧浓度，对于脱氧清水CL=0;V曝气池的体积，（m3）；为求得水温为T，压力为P条件下的废水中的实际氧转移速率（R），则需对上式加以修正，需引入各项修正系数，即：，因此，R0/R为： （23）一般来说：R0/R = 1.331.61。将（23）式重写： （24）式中CL曝气池混合液中的溶解氧浓度，一般按2mg/l来考虑。2、氧转移效率与供气量的计算： 氧转移效率：，式中：EA氧转移效率，一般的百分比表示；OC供氧量，kgO2/h；，21%氧在容气中的占的百分比；1.33120C时氧的容重，kg/m3；Gs 供氧量，m3/h。 供气量Gs： （27） 对于鼓风曝气系统，各种曝气装置的EA值是制造厂家通过清水试验测出的，随产品向用户提供； 对于机械曝气系统，按式（24）求出的R0值，又称为充氧能力，厂家也会向用户提供其设备的R0值。 需氧量：活性污泥系统中的供氧速率与耗氧速率应保持平衡，因此，曝气池混合液的需氧量应等于供氧量。需氧量是可以根据下式求得： （28）四