精品污泥负荷过高如何调整.docx

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精品污泥负荷过高如何调整

污泥负荷过高如何调整

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1污泥膨胀现象的研究在活性污泥膨胀早期的研究中，人们对于废水水质、运行条件和丝状菌过度生长之间的关系非常关注。

对于水质的影响，不同的研究者的观点是一致的。

在大量的实践中总结出如下的几种废水水质情况容易引起污泥膨胀：

（1）碳水化合物含量高的废水；

（2）陈腐或腐化的废水和含有大量H2S的废水；（3）含有大量可溶性有机物的废水；（4）含有有毒物质的废水；（5）N、P含量不平衡的废水；（6）高或低pH值废水；（7）一些微量元素（如Fe等）缺乏的废水；（8）完全混合曝气池内废水；（9）与城市污水相比较，工业废水更易发生膨胀[1]。

对于运行条件对膨胀的影响，人们的认识很不一致。

在实际生产的报道中负荷低会引起膨胀，负荷高也会引起膨胀；低溶解氧会引起膨胀，高溶解氧也会引起膨胀；完全混合曝气池会发生膨胀，推流式曝气池也会发生膨胀；低C∶N比（或C∶P比）引起膨胀，高C∶N比（或C∶P比）也会引起膨胀等等[1-3]。

由于很多因素会造成污泥膨胀，对膨胀的报道众说纷纭，使得人们对于污泥膨胀问题望而生畏。

污泥膨胀问题是污水处理工艺中相对比较复杂的一个问题。

造成这种现象的原因是多方面的，首先，引起污泥膨胀的丝状菌达30多种，所以实际活性污泥膨胀问题异常复杂。

由于不同微生物生态要求不同，影响丝状菌的因素较多。

另外由于在活性污泥工艺的设计上国外大都采用低负荷系统，所以研究和报道的大部分是低负荷基质限制型膨胀。

国内设计规范建议的负荷范围是属于中等负荷（0.3kgBOD5/（kgMLSS·d）），在实际应用中人们总是希望系统经济，而采用高负荷，这就造成国内大部分污泥膨胀类型不同于国外。

最后有时某些研究者研究的单一目的性防碍了对污泥膨胀现象的全面地观察。

2高负荷污泥膨胀的试验现象作者在水解-好氧工艺开发的小试和中试中，曾观察到严重的污泥膨胀问题，对于控制污泥膨胀的各种措施进行了研究，如：

将完全混合流态改变为推流流态，厌氧出水预曝气，添加厌氧污泥等等。

这些方法被证明在某些情况下可以减缓污泥膨胀问题，但是除加填料的方法外，都不能很好地长期控制污泥膨胀的发生[4]。

经过分析，这类的膨胀问题与低负荷（基质限制）膨胀是不同的。

在小试和中试中负荷分别为0.65kgBOD5/（kgMLSS·d）～0.85kgBOD5/（kgMLSS·d）。

荷兰DeMan等人在处理UASB出水时，采用相对高的负荷（0.3kgBOD5/（kgMLSS·d）～0.6kgBOD5/（kgMLSS·d）），也发生污泥膨胀。

为了解决这个问题，他们在低负荷（0.12kgBOD5/（kgMLSS·d））下运行，污泥的沉降性能明显改善。

虽然可以采用同样的措施控制污泥膨胀，但系统在停留时间和能耗方面没有明显的优势。

3高负荷污泥膨胀的控制3.1负荷和溶解氧的影响采用城市污水负荷为0.4kgBOD5/（kgMLSS·d）～0.8kgBOD5/（kgMLSS·d），溶解氧浓度1.0mg/L～2.0mg/L，污泥龄为20天的完全混合曝气池（截面积1.0m2，高3.0m）。

第一阶段由于丝状菌的过度增殖，SVI从280mL/g上升到800mL/g，污泥浓度下降至0.68g/L，二沉池中污泥不断流失（图1）。

一般认为在溶解氧为1.0mg/L～2.0mg/L条件下运行的曝气池不会发生污泥膨胀，而试验中溶解氧浓度一直维持在这一水平，仍然发生了污泥膨胀。

在第二阶段，从第16天提高溶解氧浓度至3.0mg/L～5.0mg/L（平均4mg/L）可以观察到SVI很缓慢地逐渐下降，污泥浓度不断上升，在大约25天后，污泥浓度逐渐回升到1.5g/L，这时SVI下降到300mL/g。

一般污泥膨胀发生速度很快，只要2～3天，而膨胀污泥的恢复很缓慢，往往需要3倍泥龄以上的时间。

在一个污泥龄的时间内，观察到污泥沉降性能的明显改善后，由于时间问题没有继续进行观察。

3.2加填料控制污泥膨胀在生产性曝气池头部加占总池容15%软填料，与传统工艺不加填料时的SVI对比。

加设软性填料系统总停留时间为4h，负荷在0.4kgBOD5/（kgMLSS·d）～0.8kgBOD5/（kgMLSS·d）之间。

从图2可见，在曝气池供氧充足的条件下（气水比（3.7～5）∶1），加填料可很好地控制膨胀现象。

传统曝气池在相同条件下的运行，在后期停留时间延长1倍。

负荷降低1倍，SVI仍在200mL/g～500mL/g之间，远高于加填料系统（SVI平均在100mL/g左右）。

从填料池的分析来看，填料上附着生长的微生物以硫丝菌、021N型菌丝状菌为主。

填料池对有机酸的去除率高达80%，对COD去除率为50%，H2S从3.67mg/L降至0.77mg/L。

从而去除了丝状菌的生长促进因素，有利于絮状菌的生长。

事实上，填料池也相当一个选择器，其将丝状菌固着于填料上在第一个池子中选择性地充分生长，但不进入活性污泥絮体之中。

而絮状菌在第二个池内生长，从而避免了污泥膨胀的发生。

其主要的作用是降低污水的有机负荷，菌膜的脱落是次要因素。

对于有机负荷的降低，是从两方面进行，首先是对有机物的直接去除，这个作用在分设的填料池中最为明显。

其次是填料上生长的微生物量，增加了系统中总的生物量，从而降低了有机负荷。

加填料控制污泥膨胀的方法很简单，但缺点是增加了一定的投资，还有填料的更换问题。

一般适宜小型污水处理厂使用，而大型污水处理厂一般不宜采用。

3.3池型和曝气强度对污泥膨胀的影响对城市污水在高负荷下进行如下对比试验，负荷同为0.4kgBOD5/（kgMLSS·d）～0.8kgBOD5/（kgMLSS·d），停留时间为4h，气、水比为（3.4～5）∶1。

在试验中发现呈推流式曝气（图3）的SVI要比同样运转条件下的完全混合曝气池的高100左右。

在试验中气、水比为3.5∶1的情况下，推流式曝气池的SVI上升到450mL/g左右，二沉池污泥面不断上升，污泥溢流，发生污泥膨胀。

强制排泥后，污泥浓度不断下降。

这时增加曝气量之后，虽SVI略有下降，但由于污泥浓度恢复较慢。

负荷比初始值要大的多，接近1.0kgBOD5/（kgMLSS·d），SVI最终仍在350mL/g左右。

这个试验不但说明了溶解氧（宏观）在控制污泥膨胀中的重要作用，同时说明曝气池中实际（微观）的溶解氧浓度的不同对于膨胀的影响。

在两个池子停留时间、曝气量、水质、负荷等完全一致的情况下，产生差别的原因是由于推流式曝气池首端的溶解氧浓度，在整个试验期间里一直等于零。

而在完全混合曝气池中溶解氧浓度为2.0mg/L。

这表明在高负荷的曝气池的运转中，推流式曝气池不利于改善污泥沉降性能。

因为当污水中存在大量容易降解的物质，使得曝气池氧的利用速率加快。

造成氧的供应速率低于氧的利用速率，特别是在曝气池头部更加严重。

在这种情况下使氧成为限制因素，即使在曝气池其它部位溶解氧浓度为1.0mg/L～2.0mg/L仍然发生膨胀。

其原因在于首端负荷过高，严重缺氧造成丝状菌从絮体中伸展出来争夺氧气，同时在后段的丝状菌由于可以从主体溶液中直接吸取营养，比絮体本身中的菌胶团菌有更高的生长速率，从而得到充分的增殖（充分伸展的丝状菌阻碍了污泥的沉降）而造成了膨胀。

从试验结果来看，在曝气池头部的溶解氧保持在2.0mg/L（强化曝气或再生池），可以有效地控制污泥膨胀。

3.4回流污泥射流强化曝气

在以上研究和分析的基础上，在推流曝气池的首端采用回流污泥经过射流曝气器进行强化曝气，并辅以原有的中微孔曝气器，这时首端小池的溶解氧从零提高到1.6mg/L（图4），解决了首端供氧不足的矛盾。

因而，SVI值不断下降至160mL/g，这时射流携带空气量很小。

通过对回流污泥单独射流和增加曝气量的试验结果的比较，可以得出如下结论：

回流污泥射流对于污泥膨胀的控制作用，不是由于射流过程中对于絮体的切割，造成丝状菌长度及生态环境变化而造成的结果，而是由射流过程中高的传质效率，提供了充足的溶解氧。

在曝气池首端造成了有利于菌胶团菌生长的条件，抑制了丝状菌的生长，从而控制了污泥膨胀。

在首端强化曝气可采用回流污泥射流，也可采用加大首端曝气强度（供气量）。

从试验结果来看，其对污泥膨胀的控制作用是十分有效的。

这就为高负荷类型的污泥膨胀的控制提供了多种选择方案。

4讨论和结论4.1广义的选择器理论在以上的分析和研究的基础上，可对选择器的概念进行扩展。

事实上，所谓选择即在一个容器中造成利于某种微生物生长的条件，从而达到使其不断增殖的目的。

选择器可分为3种不同类型：

（1）选择器类型（低基质浓度型膨胀）：

选择器是在完全混合池或推流曝气池前加生物选择器，在选择器内利用两类细菌不同的生长速率选择性地培养和发展菌胶团细菌，使其成为曝气池中的优势菌。

（2）间歇进水型：

如SBR反应器等类型是在时间和空间上造成选择。

（3）广义的选择器（低溶解氧型膨胀）：

在较高负荷下，由于菌胶团细菌具有高的摄取、贮存有机物的能力，结果没有充分氧化有机物，造成饱和现象。

使得菌胶团细菌实际生长速率低于丝状菌。

同时也发生了溶解氧限制，易引起污泥膨胀。

因此可采用如部分填料池、再生池和强化曝气池等方法，恢复菌胶团细菌的降解能力、提高供氧能力和降低负荷来控制污泥膨胀。

4.2防止污泥膨胀的设计在污泥膨胀的控制中，采取必要的控制手段解除污泥膨胀固然十分重要，但更为重要的是在设计阶段就防止污泥膨胀的发生。

为此对不同的污水水质，采取适当的防止污泥澎胀的工艺，在负荷的选择上避免容易引起污泥膨胀的负荷范围，在运行过程中调整正确的运行参数，这都是十分重要的。

即使这样由于生产、生活的发展，也会引起污水水质、水量变化而对污水厂的稳定运行发生影响。

因此，在设计阶段要尽可能准备几种有效的控制污泥膨胀的备用手段，是一个设计良好的污水处理厂的必备条件。

下面介绍某污水处理厂的设计考虑。

其曝气池的进水为完全溶解性、有机酸含量高、易引起污泥膨胀的污水。

曝气池设计污泥负荷为0.4kgBOD5/（kgMLSS·d），为中、高负荷易引起污泥膨胀。

虽然在这个设计参数下已经过小试、中试证明可以避免污泥膨胀的发生，但在设计中还是要从多方面考虑控制污泥膨胀发生的措施。

曝气池为两组平行的三廊道曝气池（图5）。

其中在第一廊道首部分隔出一占总池容1/6小池，在池壁上预埋固定填料的埋件。

进水和回流污泥有两个可能的进入点A、B，同时设有进气管调节阀门。

以上这一系列措施，提供了控制污泥膨胀的多种运行方式，下面分别一一说明。

（1）推流式运行方式进水与回流污泥都从A点进入池子，沿廊道折返前进。

（2）为减轻首端的负荷两点进水运行方式回流污泥仍沿A点进入，进水分别沿A、B两点进入池内，以免造成首端长期缺氧的情况。

（3）强化曝气调整进气阀门造成首端曝气强度明显高于其它部位，可减缓首端缺氧的情况。

（4）再生式运行方式进水沿B点进入池内，回流污泥在小池内再生，可以克服高负荷膨胀。

（5）选择器按推流式的运行方式，首端池本身就是一个好氧选择器。

事实上，对于某些情况按高负荷设计的曝气池在运行初期，往往是低负荷运行。

因此，本例也是有实际意义的。

（6）其它运行方式上述各种运行方式进行组合，可以更加增加单项技术的效果。

例如强化曝气和二点进水方式相组合。

以上的各种运行方式大部分在实践中证实对污泥膨胀有一定的控制作用，并且在设计中考虑，一不用增加投资、二不要增加运行费用，只要调整阀门和运行方式即可，这充分说明合理设计的重要作用。

在以上方式不能很好地解决膨胀问题时，还可考虑采用以下方式，但需要增加一定的投资。

（7）加填料控制膨胀由于在首端预埋了安装填料的部件，其体积只占总体积的10%左右，增加投资有限，而对膨胀的控制是目前所有控制方法中最为有效的方法之一。

（8）根据需要首端还可加设潜水射流泵在其它的实际污水处理厂的设计中，只要选择1～2项最为有效的备用方案即可。

参考文献1王凯军.活性污泥膨胀机理与控制.北京：

中国环境出版社，19932AntoniaOLau,PeterF.StromandDavidJenkins.TheCompetitiveGrowthofFlocformingandFilamentousBacteria:

aModelforActivatedSludgeBulking.JournalWPCF,1984,56

（1）:

243JChudobaetal.ControlofActivitySludgeFilamentousBulking:

ExperimentalVerificationofaKineticSelectionTheroy.WaterRes,1985,19

（2）:

567

4王凯军.丝状菌型污泥膨胀的统一理论.环境科学，1992，13（3）：

76★作者通讯处：

100037北京市环境保护科学研究院北京水环境技术与设备研究中心

yutiandeluoye 2009-01-2819:

25:

10

SBR反应池池容计算系指传统的序批式活性污泥反应池，而不包括其他SBR改进型的诸多反应池（如ICEAS、CASS、MSBR等）池容的计算。

现针对存在的问题提出一套以总污泥量为主要参数的综合设计方法，供设计者参考。

1现行设计方法1.1负荷法

该法与连续式曝气池容的设计相仿。

已知SBR反应池的容积负荷或污泥负荷、进水量及进水中BOD5浓度，即可由下式迅速求得SBR池容：

容积负荷法V=nQ0C0／Nv

（1）

Vmin=〔SVI·MLSS／106]·V

污泥负荷法Vmin=nQ0C0·SVI／Ns

（2）

V=Vmin+Q0

1.2曝气时间内负荷法

鉴于SBR法属间歇曝气，一个周期内有效曝气时间为ta，则一日内总曝气时间为nta，以此建立如下计算式：

容积负荷法V=nQ0C0tc／Nv·ta（3）

污泥负荷法V=24QC0／nta·MLSS·NS（4）

1.3动力学设计法

由于SBR的运行操作方式不同，其有效容积的计算也不尽相同。

根据动力学原理演算（过程略），SBR反应池容计算公式可分为下列三种情况：

限制曝气V=NQ（C0-Ce）tf／[MLSS·Ns·ta]（5）

非限制曝气V=nQ（C0-Ce）tf／[MLSS·Ns（ta+tf）]（6）

半限制曝气V=nQ（C0-Ce）tf／[LSS·Ns（ta+tf-t0）]（7）

但在实际应用中发现上述方法存有以下问题：

①对负荷参数的选用依据不足，提供选用参数的范围过大〔例如文献推荐Nv=0.1～1.3kgBOD5/（m3·d）等〕，而未考虑水温、进水水质、污泥龄、活性污泥量以及SBR池几何尺寸等要素对负荷及池容的影响；

②负荷法将连续式曝气池容计算方法移用于具有二沉池功能的SBR池容计算，存有理论上的差异，使所得结果偏小；

③在计算公式中均出现了SVI、MLSS、Nv、Ns等敏感的变化参数，难于全部同时根据经验假定，忽略了底物的明显影响，并将导致各参数间不一致甚至矛盾的现象；

④曝气时间内负荷法与动力学设计法中试图引入有效曝气时间ta对SBR池容所产生的影响，但因其由动力学原理演算而得，假定的边界条件不完全适应于实际各个阶段的反应过程，将有机碳的去除仅限制在好氧阶段的曝气作用，而忽略了其他非曝气阶段对有机碳去除的影响，使得在同一负荷条件下所得SBR池容惊人地偏大。

上述问题的存在不仅不利于SBR法对污水的有效处理，而且进行多方案比较时也不可能全面反映SBR法的工程量，会得出投资偏高或偏低的结果。

针对以上问题，提出了一套以总污泥量为主要参数的SBR池容综合设计方法。

2总污泥量综合设计法该法是以提供SBR反应池一定的活性污泥量为前提，并满足适合的SVI条件，保证在沉降阶段历时和排水阶段历时内的沉降距离和沉淀面积，据此推算出最低水深下的最小污泥沉降所需的体积，然后根据最大周期进水量求算贮水容积，两者之和即为所求SBR池容。

并由此验算曝气时间内的活性污泥浓度及最低水深下的污泥浓度，以判别计算结果的合理性。

其计算公式为：

TS=naQ0（C0-Cr）tT·S（8）

Vmin=AHmin≥TS·SVI·10-3（9）

Hmin=Hmax-ΔH（10）

V=Vmin+ΔV（11）

式中TS——单个SBR池内干污泥总量，kg

tT·S——总污泥龄，d

A——SBR池几何平面积，m2

Hmax、Hmin——分别为曝气时最高水位和沉淀终了时最低水位，m

ΔH——最高水位与最低水位差，m

Cr——出水BOD5浓度与出水悬浮物浓度中溶解性BOD5浓度之差。

其值为：

Cr=Ce-Z·Cse·1.42（1-ek1t）（12）

式中Cse——出水中悬浮物浓度，kg/m3

k1——耗氧速率，d-1

t——BOD实验时间，d

Z——活性污泥中异养菌所占比例，其值为：

Z=B-（B2-8.33Ns·1.072（15-T））0.5（13）

B=0.555+4.167（1+TS0/BOD5）Ns·1.072（15-T）（14）

Ns=1/a·tT·S（15）

式中a——产泥系数，即单位BOD5所产生的剩余污泥量，kgMLSS/kgBOD5，其值为：

a=0.6（TS0/BOD5+1）-0.6×0.072×1.072（T-15）1/〔tT·S+0.08×1.072（T-15）（16）

式中TS、BOD5——分别为进水中悬浮固体浓度及BOD5浓度，kg/m3

T——污水水温，℃

由式（9）计算之Vmin系为同时满足活性污泥沉降几何面积以及既定沉淀历时条件下的沉降距离，此值将大于现行方法中所推算的Vmin。

必须指出的是，实际的污泥沉降距离应考虑排水历时内的沉降作用，该作用距离称之为保护高度Hb。

同时，SBR池内混合液从完全动态混合变为静止沉淀的初始5～10min内污泥仍处于紊动状态，之后才逐渐变为压缩沉降直至排水历时结束。

它们之间的关系可由下式表示：

vs（ts+td-10/60）=ΔH+Hb（17）

vs=650/MLSSmax·SVI（18）

由式（18）代入式（17）并作相应变换改写为：

〔650·A·Hmax／TS·SVI〕（ts+td-10/60）=ΔV/A+Hb（19）

式中vs——污泥沉降速度，m/h

MLSSmax——当水深为Hmax时的MLSS，kg/m3

ts、td——分别为污泥沉淀历时和排水历时，h

式（19）中SVI、Hb、ts、td均可据经验假定，Ts、ΔV均为已知，Hmax可依据鼓风机风压或曝气机有效水深设置，A为可求，同时求得ΔH，使其在许可的排水变幅范围内保证允许的保护高度。

因而，由式（10）、（11）可分别求得Hmin、Vmin和反应池容。

3工程算例3.1设计基本条件

某城镇平均污水处理量为10000m3/d，进、出水质见表1。

表1设计进、出水质项目CODCr（mg/L）BOD5（mg/L）SS（mg/L）NH3-N（mg/L）NO3-N（mg/L）TP（mg/L）水温（℃）pH进水3815出水602020550.56～9

3.2SBR池容计算

按前述设计方法及推荐采用的参数，以及提出的总污泥量综合计算法和相应的参数推求公式，依表1的要求进行SBR池容计算。

为便于结果比较，该工程设SBR池2座，交替分批进水，周期长6h，Hmax=4.2m，变化系数k2=1.2，计算结果见表2。

表2单个SBR池参数及结果比较设计参数一法二法三法四法新法Nv〔kgBOD5/（m3·d）〕0.500.24Nv〔kgBOD5/（kgMLSS·d〕0.255（0.074）（0.074）0.074SVI（mL/g）90150（120）（120）120MLSSmax（mg/L）3000（3235）（3235）3235a〔kgMLSS/（kgBOD5·d）〕0.906tT·S（d）15TS（kg）（12571）（12571）12571Z（%）0.302ta（h）（3.0）（3.0）ts+td（h）1.0+1.0A（m2）47643819841798925ΔH（m）3.072.852.572.571.62Vmin（m3）5412386V（m3）20003886ΔV（m3）146191500HRT（h）9.68.840.036.218.7注：

①一法至四法依次指：

容积负荷法、总污泥负荷法、曝气时间内负荷法、动力学设计法，新法系指总污泥量综合设计法；

②前四种方法中参数A、ΔH值系由V及Hmax反推而得，列出目的是为便于比较；

③一法和二法中Ns、Nv、SVI值系直接引用相应参考文献中采用的数据，其他方法中凡带（）者为文中假定或移用新法推算值。

4设计方法评价根据表2结果进行合理性分析，对SBR池容设计的各种方法作综合评价如下：

①曝气时间内负荷法和动力学设计法所得池容明显偏大，停留时间过长，ΔH已超出允许范围，实际的MLSSmax仅为1508mg/L和1655mg/L，要达到假定的活性污泥浓度必须使总污泥龄达30d左右，这样则污泥负荷过小，不利于除磷脱氮。

故该两法若用于目前的设计，尚有待改进和完善，但其设想及动力学的理论原理和对SBR池容设计的进步将具有一定的研究价值。

②容积负荷法和总污泥负荷法实质上系属同一种方法，当采用相应参考文献中的设计参数时所得池容偏小、停留时间过短、ΔH也已超出允许范围；当负荷参数采用总污泥量综合设计法的公式推算值时，则所得SBR池容趋于合理、偏差缩小，但仍然存有ΔH、Hmax等参数与沉降速度、沉淀面积及保护高度之间的关系相脱节的缺陷，最终将影响处理效果。

因此该两法宜谨慎采用，特别是对公式中的负荷参数应以通过计算代替假设，但对式（15）应进行修正，以与该两法的计算公式相适应。

③总污泥量综合设计法中所考虑的因素及出发点均与SBR反应池的功能特性密切结合，避免了前几种方法中所存在的问题及缺陷。

通过包括硝化、反硝化和厌氧三个反应阶段所需反应历时及阶段污泥龄的校核计算（方法略）得三个阶段的反应历时分别为2.1、1.4、0.5h；所需污泥龄分别为5、8及10d。

而本算例假定总污泥龄为15d，其SBR池容完全能满足进行除磷脱氮的需要，且维持了合理的负荷及活性污泥浓度。

④从有关参数得知：

总污泥量综合设计法SBR池容合理；ΔH在允许范围内；MLSSmax=3235mg/L，在3000～4000mg/L之间；Ns=0.074kgBOD5/（kgMLSS·d），在0.06～0.10kgBOD5/（kgMLSS·d）范围内；Nn=0.013kgNH3-N/（kgMLSS·d），符合除磷脱氮负荷要求；MLSSmin=5269mg/L近似于6000mg/L；ΔV/V=38.6%≤40%，符合最佳充水比。

该法在所有设计参数中除SVI、ts、td按经验假定外，均依据进水水质由公式推算而得，不会产生与其他现行方法的矛盾。

同时在推求池容过程中确定了SBR池的几何尺寸，这是其他方法所不及的。

电话：

（0571）8882143488072824×6910

收稿日期：

2002-03-22

参考资料：

1230

angel7733 2009-01-2819:

25:

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SBR反应池池容计算系指传统的序批式活性污泥反应池，而不包括其他SBR改进型的诸多反应池（如ICEAS、CASS、MSBR等）池容的计算。

现针对存在的问题提出一套以总污泥量为主要参数的综合设计方法，供设计者参考。

1现行设计方法1.1负荷法

该法与连续式曝气池容的设计相仿。

已知SBR反应池的容积负荷或污泥负荷、进水量及进水中BOD5浓度，即可由下式迅速求得SBR池容：

容积负荷法V=nQ0C0／Nv

（1）

Vmin=〔SVI·MLSS／106]·V

污泥负荷法Vmin=nQ0C0·SVI／Ns

（2）

V=Vmin+Q0

1.2曝气时间内负荷法

鉴于SBR法属间歇曝气，一个周期内有效曝气时间为ta，则一日内总曝气时间为nta，以此建立如下计算式：

容积负荷法V=nQ0C0tc／Nv