水解酸化好氧生物处理.docx
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水解酸化好氧生物处理
实用水处理技术丛书
城市污水生物处理新技术
开发与应用
——水解-好氧生物处理工艺
王凯军贾立敏编著
化学工业出版社
环境科学与工程出版中心
北京
2001年10月第一版
2001年1月北京第1次印刷
第I章水解-好氧生物处理工艺
根
据传统活性污泥工艺基建投资高、运行费用高以及电耗高等问题，北京市环境保护科学研究院（原北京市环境保护研究所）在20世纪80年代初开发了水解（酸化）-好氧生物处理工艺。
经过十多年的开发，围绕水解好氧技术已经形成一套完整的工艺技术。
相继开发了水解-好氧生物处理工艺、水解-氧化塘处理工艺和水解-土地处理工艺等处理城市污水经济可行的工艺技术，这些工艺被先后应用建成城市污水处理厂10余座，取得了较好的环境效益和经济效益。
特别是北京市密云县城污水处理厂（4.5万m3/d规模）、河南安阳市豆腐营污水处理厂（规模1.0万m3/d）、新疆昌吉市污水处理厂（1.5万m3/d）和深圳宝胺安县石岩污水处理厂（2.0万m3/d）都相继采用了该处理工艺。
另外，国内同行开发了处理印染废水的水解-好氧-生物碳工艺，处理焦化废水的水解和AO工艺相结合的工艺，在啤酒废水和屠宰废水方面水解-好氧工艺相结合的工艺已是具有竞争力的一种标准工艺。
水解（酸化）工艺还应用于工业废水处理中，如印染、纺织、轻工、酿酒、化工、焦化、造纸等行业的工业废水。
水解-好氧工艺在推广过程中，全国各地有关部门及行业累计建设了上百座水解-好氧工艺的污水处理厂。
因此，可以讲水解-好氧生物处理工艺是我国独立自主开发的污水处理工艺，为我国的水污染控制作出了积极的贡献。
在以上的这一系列实践过程中，通过对各种不同工艺流程的推广应用，笔者认为有必要对生产性工程进行总结，以满足研究、设计和应用三方面要求。
I.01第一节水解（酸化）工艺与厌氧工艺
1、一、基本原理
污水生物处理工艺分好氧工艺和厌氧工艺，这两类工艺各有其优缺点。
随着生物处理技术的发展，作为生物处理的主角仍是微生物。
如何能使好氧生物处理工艺提高污泥浓度，减少氧的消耗‘如何使厌氧生物处理工艺缩短处理时间和提高处理负荷，是值得进一步研究的课题。
各种类型有机污染物的厌氧（缺氧）、好氧降解反应过程汇总如下。
好氧（微需氧）过程厌氧（缺氧）过程
（1）COD→H2O+CO2
（2）COD→CH4+CO2
传统好氧工艺传统厌氧工艺
（3）NH4+→NO3-（4）NO3-→N2
硝化工艺反硝化或缺氧工艺
（5）H2S→S0（6）SO42-→H2S
微需氧或好氧工艺厌氧反应
（7）R-Cl→CO2+Cl-（8）R3CCl→CH4+CO2+Cl-
好氧反应厌氧反应
从化学反应式
（1）-（8）来看，除反应式
（1）、
（2）为传统的好氧和厌氧工艺外，其他均为兼性菌的反应。
人们过去对于好氧微生物和专性厌氧微生物研究十分充分，而对兼氧性微生物的研究不够。
事实上，利用兼性细菌的工艺人们已开始有所涉及。
如，对去除N、P的A2O或AO工艺（反应式（3）、（4）），是利用了兼性菌在好氧条件下进行好氧代谢，而在厌氧条件下进行不同代谢反应的工艺。
在含有硫酸盐的有机废水中，厌氧反应将有机物和硫酸盐分别转化为有机酸和硫化氢（反应式（6）），产生的硫化氢被微需氧细菌直接氧化为硫元素。
这可以用来去除硫化物并回收硫元素（反应式（5））。
最新研究表明，一些在好氧状态下难降解芳香族和卤代烃在厌氧条件下容易分解（反应式（7）、（8））。
以上反应是一些新工艺的化学反应基础，其基本原理是新工艺开发的基础和生长点。
例如，目前国际和国内上流行的AB工艺和序批式活性污泥（SBR）工艺。
前者是在A段的高吸附段发生了水解和部分酸化反应，大分子物质降解为小分子物质，所以使得整个工艺的效率大为提高。
对于后者而言，在SBR的反应过程同样经历了好氧-缺氧和厌氧的过程。
成功地利用兼性微生物的典型工艺是由北京市环境保护研究院在20世纪80年代开发的水解-好氧生物处理工艺。
水解池利用水解和产酸微生物，将污水中的固体、大分子和不易生物降解的有机物降解为易于生物降解的小分子有机物，使得污水在后续的好氧单元以较少的能耗和较短的停留时间下得到处理。
采用水解-活性污泥法与传统的活性污泥相比，其基建投资、能耗和运行费用可分别节省30%左右。
由于水解池具有改善污水可生化性的特点，使得本工艺不仅适用于易于生物降解的城市污水等，同时更加适用于处理不易生物降解的某些工业废水，如纺织废水，印染废水，焦化废水，酿酒废水，化工废水，造纸废水等。
2、二、水解-好氧工艺的开发
水解-好氧工艺开发的目的是针对传统的活性污泥工艺具有投资大、能耗高和运转费用高等缺点，试图采用厌氧处理工艺替代传统的好氧活性污泥工艺。
1983-1984年在北京进行了第一阶段实验，采用37L的UASB反应器，并配有三相分离器，停留时间为8.0h。
在这一阶段COD、BOD5和SS的去除率分别在50-70%、60-80%和70-90%。
尽管停留时间很长（8.0h），但沼气产量很低，仅为0.02m3/（m3·d）。
从实验结果来看厌氧阶段的处理不足以使出水达到排放标准，不得不采用好氧后处理。
另外，UASB反应器的反应时间太长，尽管其在运行费用和能耗等方面有一定的优势，但在基建投资方面不足以与传统活性污泥工艺相竞争。
在北京进行的实验属于冬季水温（最低为9℃）较低的实验。
在温暖气候条件下常温（10-20℃）厌氧处理生活污水的实验，存在两个问题。
首先总的去除效果不理想，这是针对达标和总的停留时间而言。
事实上，厌氧的停留时间在8-12h的去除效果还是相当高的，但是，要考虑到其与传统好氧工艺应有竞争力。
第二，停留时间在8-24h的厌氧系统的竞争能力将大为降低，COD的去除率仅30-60%。
这样还需要相当客观的好氧后处理设备。
为了解决上述问题，将UASB反应器的运行方式改变为部分厌氧，即主要在厌氧反应的水解和酸化阶段（这也是称为水解-好氧工艺的原因），从而在反应器中取消了三相分离器，使得反应器结构十分简单，便于放大。
虽然水解反应器的停留时间仅有2.5h，但分别可取得高达45.7%、42.3%和93.0%的COD、BOD5和SS去除率。
后处理的活性污泥法仅需采用2.5h停留时间。
新工艺有两个最为显著的特点：
其一，水解池取代了传统的初沉池，水解池对有机物的去除率远远高于传统的初沉池，更为重要的是经过水解处理，污水中的有机物不但在数量上发生了很大变化，而且在理化性质上发生了更大变化，使污水更适宜后继的好氧处理，可以用较少的气量在较短的停留时间内完成净化；其二，这种工艺在处理污水的同时，完成了对污泥的处理，使污水、污泥处理一元化，可以从传统的工艺过程种取消消化池。
作为一种替代的处理工艺，在总的停留时间和能耗等方面比传统的活性污泥要有很大的优势。
3、三、水解（酸化）工艺与厌氧发酵的区别
从原理上讲，水解（酸化）是厌氧消化过程的第一、二两个阶段。
但水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段和厌氧消化的目标不同，因此是两种不同的处理方法。
水解（酸化）-好氧处理系统中的水解（酸化）段的目的，对于城市污水是将原水中的非溶解态有机物截留并逐步转变为溶解态有机物；对于工业废水处理，主要是将其中难生物降解物质转变为易生物降解物质，提高废水的可生化性，以利于后续的好氧生物处理。
水解工艺的开发过程是从低浓度城市污水开始的，与高浓度废水的厌氧消化中的水解、酸化过程是不同的。
在连续厌氧过程中水解、酸化的目的是为混合厌氧消化过程中的甲烷化阶段提供基质。
而两相厌氧消化中的产酸段（产酸相）是将混合厌氧消化中的产酸段和产甲烷段分开，以便形成各自的最佳环境。
因此，尽管水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段、两相法厌氧发酵工艺中的产酸相和混合厌氧消化工艺中的产酸过程均产生有机酸，但是由于三者的处理目的的不同，各自的运行环境和条件有着明显的差异，主要表现在以下几个方面。
（1）氧化还原电位（Eh）不同
在混合厌氧消化系统中，由于完成水解、酸化的微生物和产甲烷微生物共处于同一个反应器中，整个反应器的氧化还原电位（Eh）的控制必须首先满足对Eh要求严格的甲烷菌，一般为300mV以下，因此，系统中的水解（酸化）微生物也是在这一电位值下工作的。
而两相厌氧消化系统中，产酸相的氧化还原电位一般控制在-300—-100mV之间。
水解（酸化）-好氧处理工艺中的水解（酸化）段为一典型的兼性过程，只要Eh控制在0mV左右，该过程即可孙里进行。
（2）pH值不同
在厌氧消化系统中，消化液的pH值控制在甲烷菌生长的最佳pH值范围，一般为6.8-7.2。
在两相厌氧消化系统中，产酸相的pH值一般控制在6.0-6.5之间，在酸化反应器pH值降低时，丙酸的相对含量增大，而丙酸对后续的甲烷相中的产甲烷菌将产生强烈的抑制作用。
对于水解（酸化）-好氧处理系统来说，由于浓度低不存在酸的抑制问题，因此，可以不控制pH值的范围，一般pH在6.5-7.5之间。
（3）温度不同
三种工艺对温度的控制也不同，通常厌氧消化系统以及两相厌氧消化系统的温度均严格控制，要么中温消化（30-35℃），要么高温消化（50-55℃）。
而水解处理工艺对温度无特殊要求，通常在常温下运行，也可获得较为满意的水解（酸化效果）。
由于反应条件不同，三种工艺系统种优势菌群也不相同。
在厌氧消化系统种，由于严格地控制在厌氧条件下，系统中的优势菌群为专性厌氧菌，因此完成水解（酸化）的微生物主要为厌氧微生物。
水解（酸化）工艺控制在兼性条件下，系统中的优势菌群也是厌氧微生物，但以兼性微生物为主，完成水解（酸化）过程的微生物相应也主要为厌氧（兼性）菌。
对于两相厌氧消化系统中的产酸相，微生物的优势菌群随控制的氧化还原电位不同而变化。
当控制的电位较低时，完成水解、产酸的微生物主要为厌氧菌；当控制的电位较高时，则完成水解、产酸的微生物主要为兼性菌。
需要说明的是，水解-好氧工艺中的水解（酸化）过程与好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中发生的水解过程也是有较大区别的。
这表现在以下两个方面：
首先是菌中不同，如上所述在水解工艺中的优势菌群是厌氧微生物，以兼性微生物为主，而在好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺A段中的优势菌是以好氧菌为主，仅仅部分兼性菌参加反应；其次，在反应器内的污泥浓度不同，水解工艺采用的是升流式反应器，其中污泥浓度可以达到15-25g/L，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中从二沉池回流的污泥浓度一般最高为5g/L，并且以好氧菌为主。
以上的差别造成了水解工艺是完全水解，而好氧AO（HO）、A2O和AB等工艺中A段仅仅发生部分水解。
微生物种群的差异使得三种工艺系统的最终产物也完全不同。
在厌氧消化系统中，水解（酸化）产生的有机酸被立即转化为甲烷和二氧化碳（沼气）。
水解（酸化）工艺中的最终产物为低浓度有机酸，个别情况下还有极少量的甲烷。
而两相厌氧消化中的产酸相的产物主要为高浓度有机酸（主要为乙酸）、少量甲烷和二氧化碳（见表2-1）
表2-1水解（酸化）-好氧处理工艺中是水解（酸化）与厌氧消化的比较
工艺
项目
水解（酸化）-好氧中的水解（酸化）段
两相厌氧消化中的产酸相
厌氧消化
Eh/Mv
0
-100～-300
<-300
pH值
6.5～7.5
6.0～6.5
6.8～7.2
温度
不控制
控制
控制
优势微生物
兼性菌
兼性菌+厌氧菌
厌氧菌
产气中甲烷含量
极少
少量
大量
最终产物
低浓度的有机酸
高浓度的有机酸如乙酸、少量CH4/CO2
CH4/CO2
水解工艺的研究工作是从污水的厌氧-好氧生物处理小试验开始，经过反复实验和理论分析，逐步发展为水解（酸化）-好氧生物处理工艺。
在水解反应器中实际上完成水解和酸化两个过程（酸化也可能不十分彻底），但为了简化称呼，简称为水解。
如上一章所述厌氧发酵产生沼气过程可分为水解阶段、酸化阶段、乙酸化阶段和甲烷阶段等四个阶段。
水解池是把反应控制在第二阶段完成之前，不进入第三阶段。
采用水解池较之全过程的厌氧池（消化池）具有以下的优点。
（1）水解、产酸阶段的产物主要为小分子有机物，可生物降解性一般较好。
故水解池可以改变原污水的可生化性，从而减少反应的时间和处理的能耗。
（2）对固体有机物的降解可减少污泥量，其功能与消化池一样。
工艺仅产生很少的难厌氧降解的生物活性污泥，故实现污水、污泥一次性处理，不需要经常加热的中温消化池。
（3）不需要密闭的池，不需要搅拌器，不需要水、气、固三相分离器，降低了造价和便于维护。
由于这些特点，可以设计出适应大、中、小型污水处理厂所需的构筑物。
（4）反应控制在第二阶段完成之前，出水无厌氧发酵的不良气味，改善处理厂的环境。
（5）第一、第二阶段反应迅速，故水解池体积小，与初次沉淀池相当，节省基建投资。
因此，水解-好氧生物处理工艺是有自己特点的一种新型的水处理工艺。
I.02第三节水解-好氧生物处理工艺特点
1、1、水解池与厌氧UASB工艺启动方式不同
水解池的启动采用了动力学控制措施，通过调整水力停留时间，利用水解细菌、产酸菌与甲烷菌生长速度不同，利用水的流动造成甲烷菌在反应器中难于繁殖的条件。
图2-6是水解池在启动期间污泥甲烷活性的变化，随着水解池的运行甲烷菌的活性逐步降低。
这也初步证实了采用动力学控制措施的有效性。
采用城市污水直接培养成熟的水解污泥外观呈黑色，结构密实。
污泥中杂质较多，VSS/MLSS底部为57.5%，上部为55.1%。
污泥层的平均污泥浓度为15g/L，污泥层在2.5-3.5m之间。
在高倍显微镜下发现细菌的形态以长短杆菌为主。
由于进水的溶解氧为零，所以好氧细菌得不到发展。
系统中微生物主要是兼性微生物。
一般认为水解、产酸菌属于兼性微生物，而产甲烷细菌是专性厌氧菌，不具备过氧化氢酶。
工艺希望在水力学控制条件下，系统中以水解和产酸菌为主。
为此，对接触酶的活性与甲烷菌活性进行检验。
定性结果如表2-5中的数据所示。
表2-5生物污泥活性检验
污泥种类
好氧活性污泥
水解污泥
肉联厂厌氧污泥
接触酶活性
+++
++
甲烷活性
0
1①
25.7
结果表明，消化污泥的厌氧程度最高，而系统中水解污泥接触酶反应呈阳性，说明存在大量兼性微生物，而甲烷菌的活性不高，说明只有极少量的甲烷菌参加了反应。
从水质监测结果看，进水的挥发性有机酸从54mg/L上升到90.9mg/L，这充分正证实了采用动力学控制系统处于水解酸化阶段是行之有效的。
2、2、水解池可取代初沉池
从表2-6给出的水解池与初沉池运行结果可知，在停留时间相当的情况下，水解池对悬浮物的去除率显著高于初沉池，平均出水SS只有50mg/L，其COD、BOD5、蛔虫卵的去除率也显著地高于初沉池。
因初沉池的去除率受水质影响较大，出水水质波动范围较大，而水解池出水水质比较稳定。
在拿不出大量投资修建二级污水处理厂的地方，先采用水解池进行一级处理，出水水质将比初沉池有很大程度的改善。
表2-6水解池与初沉池处理效果
项目
水解反应器
平流多斗沉淀池
停留时间/h
2.5
3.0
3.5
1.67
2.22
3.33
COD去除率/%
43.0
41.3
40.6
BOD去除率/%
29.8
33.1
28.1
18
12
17
SS去除率/%
82.6
74.8
79
42
40
47
3、3、较好的抗有机负荷冲击能力
图2-7是进水浓度与去除率的关系，从图2-7可见，进水浓度越高，COD去除率越高。
进水平均浓度为500mg/L时，COD去除率在45%左右。
水解池对于进水浓度变化而引起的冲击负荷有很大得抵抗能力，在实验中曾观察到COD负荷从1.95kg/（m3·d）变化到8.8kg/（m3·d），出水COD从207mg/L变化到316mg/L。
4、4、水解过程可改变污水中有机物形态及性质，有利于后续好氧处理
一般城市污水可沉COD占总COD的50%左右，经水解处理后基本上去除了可沉性COD，所以水解工艺适用于污水中含悬浮状COD比例较高的废水。
如屠宰废水、啤酒废水虽然可生物降解的可溶性COD成分高，但是废水中悬浮性颗粒状COD含量也很高，所以适合采用水解处理。
对于城市污水，实验表明经水解反应后溶解性COD、BOD比例分别从进水的50%、65%提高到出水的78%、77%，不溶性COD、BOD的去除率分别为74.5%、55.3%。
在运转中经常出现水解池出水溶解性COD、BOD值高于进水的情况，这说明反应中有相当数量的不溶性有机物溶解于水中，在10-20℃条件下去除悬浮物有48%发生水解。
但由于进、出水溶解性COD、BOD的数值相差不大，因此，人们会误认为水解池仅仅起到物理解留作用。
通过对水解池进、出水有机酸分析结果表明，出水的溶解性COD已不是原来的溶解性COD，其中挥发性有机酸浓度大幅度上升，可以从占进水溶解性组分9%上升到出水的25%。
5、5、在低温条件下仍有较好的去除效果
水解池即使在最低水温（10℃）时仍可稳定运行，图2-8为停留时间3.5h条件下，水温与去除率的关系。
水解反应器之所以在低温条件下仍有如此高的去除率，因为水解池属于升流式污泥床反应器，这种反应器保持大量的水解活性污泥，污泥平均浓度达到15g/L，由于生物量大，大量水解活性污泥形成的污泥层，在有机物通过时将其吸附截留，这延长了污染物在池内的停留时间，从而保证了去除率。
6、6、有利于好氧后处理
表2-7为水解工艺结合采用活性污泥后处理工艺与采用传统活性污泥工艺的对比。
在池容、水质相同，停留时间4h左右的情况下，不论采用穿孔管或中微孔曝气方式，水解-好氧工艺的BOD5和COD去除率均显著高于传统工艺，且出水COD低于100mg/L，传统工艺停留时间8h左右仍然达不到与本工艺相接近的出水水质，因此，从曝气池容积上新工艺要少50%左右。
若同样采用穿孔管曝气设备，曝气可节省气量50%，同样采用中微孔曝气器节省气量为40%左右。
表2-7不同工艺处理北京高碑店城市污水实验结果对比
项目
传统工艺曝气池运行
水解-好氧工艺曝气池运行
穿孔管曝气
中微孔曝气
穿孔管曝气
中微孔曝气
停留时间/h
8
6
4.5
8
4
4
气水比
15:
1
14:
1
4.9:
1
6.2:
1
7.3:
1
3.8:
1
回流比
50
50
60
60
50
50
污泥指数SVI
265
239
231
259
273
70.8
出水SS浓度/（mg/L）
15.1
86.7
11.6
20.2
17.4
出水COD浓度/（mg/L）
150
162.0
148
91.6
87.6
85.1
出水BOD浓度/（mg/L）
9.8
29.5
12.0
8.8
12.6
6.6
7、7、可以同时达到对剩余污泥的稳定
如前所述，水解-好氧工艺的一个最显著的特点就是污水、污泥一次得到处理，可以在传统的工艺流程中取消消化池。
通过示范工程1年的物料平衡，水解池中污泥的水解率可高达50%左右，排出系统污泥量比初沉池-消化池联合系统低30%，结果证实存在取消消化池的可能性。
对于污水处理厂而言，污泥量的平衡只是其中一个方面，还有其他一些重要的指标，因此，需要对新工艺流程污泥处理指标进行详细的对比和分析。
（1）水解池可以同时稳定污泥
通过1年的示范工程，水解池平均去除的悬浮物量为311.7kg/d，水解池排出的污泥总量则为162kg/d，污泥水解率为48%。
即去除的SS在微生物作用下发生水解，根据温度不同污水水解率在30%-70%之间变化。
（2）水解污泥的沉降与浓缩性能
了解水解污泥的沉降性能，可为浓缩池提供设计依据。
根据静沉实验数据并经过生产性实验动态结果修正，从沉降实验现象观察水解污泥沉降性能十分良好，SV为50%，SVI为34，沉降性能优于初沉池和曝气池污泥。
在浓缩8-12h下，水解污泥的含水率可从98.5%降至90%左右，浓缩后污泥可直接进行脱水。
I.03第四节水解-好氧生物处理工艺的机理
1、一、有机物形态对水解去除率的影响
污水中的污染物按分散划分为悬浮状、超胶体、胶体和溶解性4种不同形态。
根据工程上采用的简单分离方法来划分，定义为溶解性、胶体、超胶体和可沉的COD。
例如：
溶解性COD为通过0.45um滤膜的组分；胶体COD为通过4.4um滤纸的过滤液与溶解性COD之差；超胶体COD为通过4.4um-100um之间的组分；可沉的COD为粒径>100um、通过4h沉淀可以去除的组分。
根据以上分类，水解反应器的运行效果反应前后的污水特性见图2-9。
从图种实验数据可知，城市污水进水中可沉COD和超胶体COD占总COD的50%左右，经水解处理后基本上去除了可沉性COD和超胶体COD的60%。
由此可见，水解池对悬浮性物质的去除能力很强，所以水解工艺适合污水中含悬浮状COD比例较高的废水。
经水解反应后，出水溶解性COD比例从30%提高到占出水的47%。
在运转中经常有水解池出水溶解性COD、BOD值高于进水的情况，这说明反应中确有相当数量的不溶性有机物溶解于水中，这通过污泥产量的计量可以得到进一步证实，在10-20℃条件下去除悬浮物有48%发生水解。
2、二、有机物降解途径
以COD为例，图2-10给出了对可沉性、超胶体、胶体性和溶解性等不同物理状态的有机污染物迁移转化途径的图示。
首先水解反应器中的大量微生物将进水中颗粒物质和胶体物质迅速截留和吸附，这是一个物理过程的快速反应，一般只要几秒到几十秒即可完成，因此，反应是迅速的。
截留下来的物质吸附在水解污泥的表面，漫漫地被分解代谢，其在系统内的污泥停留时间要大于水力停留时间。
在大量水解细菌的作用下将大分子、难于生物降解物质转化为易于生物降解的小分子物质后，重新释放到液体中，在较高的水力负荷下随水流移出系统。
由于水解和产酸菌世代期较短，往往以分和小时计，因此，这一降解过程也是迅速的。
在这一过程中溶解性BOD、COD的去除率虽然表面上讲只有10%左右，但是由于颗粒有机物发生水解增加了系统中溶解性有机物的浓度，因此，溶解性BOD、COD去除率远远大于10%。
但是由于酸化过程的控制不能严格划分，在污泥中可能仍有少量甲烷菌的存在，可能产生少量的甲烷，但甲烷在水中的溶解度也相当可观，故以气体形成释放的甲烷量很少。
可以看出，水解反应器集沉淀、吸附、网捕和生物絮凝等物理化学过程以及水解、酸化和甲烷化过程等生物降解功能于一体。
这些过程在水解反应器中得到了强化，这与功能单一的初沉池有本质的区别。
3、三、水解池动态特性分析
1、上升流速与系统内污泥浓度的关系
研究上升流速和污泥层高度（实际上是污泥浓度）之间的变化规律，可以忽略由于污泥积累造成的污泥区高度的变化。
不断调整进水量，改变上升流速vi，在一个特定的上升流速下，测定稳定后相对应的污泥层高度（一般为改变负荷1h以后），并通过整个系统内污泥总量，换算出相对应的污泥层高度内平均浓度X，则可以得出图2-11所示结果。
图2-11中v0为无量纲化上升流速，v0=vi/vmax，vmax为密云县城市污水处理厂设计最大上升流速，m/h；X为平均污泥浓度，g/L。
从图2-11可见，在稳定状态下一个上升流速对应于一个平均污泥浓度X。
这种对应关系是由于在水解池内污泥在垂直方向的运动是污泥颗粒的平均浓度vr和水流的上升流速vi在稳定状态达到平衡时形成，即vr=vi。
而污泥的沉淀速度与污泥浓度可用Dick理论公式描述：
vr=αX-n=9.53X-0.75
因此，通过图2-11中数据可
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