德国生物脱氮计算

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药剂计算_MAP脱氮

pHo
Cu2+i Cu2+o Zn2+i Zn2+o θ1′=Qa×[10(-
pHi)+10(pHo-14)]×40 θ1″=Qa×(Cu2+i-Cu2+o)
×80/(63.55×1000) θ1"'=Qa×(Zn2+i-Zn2+o)
×80/(65.39×1000) G1=θ1′+θ1″+θ1"'
V=G1/θ/r/1000
反应原理：
Mg2++HPO42-+NH4++6H2O→MgNH4PO4•6H2O↓+H+ Mg2++PO43-+NH4++6H2O→MgNH4PO4•6H2O↓ Mg2++H2PO4-+NH4++6H2O→MgNH4PO4•6H2O↓+2H+
（1）（2）（3）
kg/L m3/d
kg m3
kg
kg/L m3/d
G/r
50.00% 1.40 30.00 11.00 8.00 1.47 0.00
98.00% 1.50 30.00% 1.45
30 7 10 120 0.5 3 1.5
0.12
4.51

四个与生物脱氮相关的公式,挺有意思!

四个与生物脱氮相关的公式，挺有意思

无意间，翻资料过程中发现了四个公式，觉得挺有意思的，把它们罗列出来，有助于理解一些常识性知识。

1.硝化细菌比例计算

一说到比例，首先想到的是FISH，荧光原位杂交技术，用探针去杂交污泥，然后采用图像处理软件来计算硝化细菌占比。而EPA中给出了这样的描述：好氧池内硝化细菌的比例可用下式表示（忽略出水NH3-N 和BOD5浓度）。其实很容易理解，随着系统的运行，后期系统内的所有细菌均源于增殖，好氧池内的硝化细菌和异养型细菌的比例也即两者的增殖比例。

— 1 —

一般认为BOD

5进/TKN≤3的为硝化为主的好氧池，BOD5进/TKN≥5

为BOD5去除为主的好氧池。对于大多数硝化系统来说，BOD5进水/TKN的

比值为1-3，如Y N可取0.15gVSS/gNH3-N，Y A可取0.55gVSS/gBOD5，那么算下来，硝化细菌的比例约为8-20%。当然了，8-20%这个数据只是参

考，主要想表达的是硝化细菌比例与好氧池BOD5

进/TKN有关。如果BOD5进

/TKN较高，三种影响：

1）TKN可能更多被异养细菌合成细胞组分，转化为胞内有机氮，而非转化为硝态氮最终以氮气形式释放到大气。虽然存在氮平衡，但还是想着让水中氮形态更多偏向直接转化氮气，不想拐那么多弯（污水→污泥→氨氮→…….）。

2）如上所述，但凡进水比值较高，硝化细菌的比例可能远小于20%。

3）比值较高，容易导致硝化细菌进入到污泥颗粒内部去，被逼的，被层层包裹，像毛线球似的，对氨氮和氧气的传质很不利，怎么办呢？提高曝气量。

生物脱氮除磷AO工艺设计计算

微生物同化作用去除的总氮
被氧化的氨氮＝进水总氮量-出水氨氮量-用于合成的总氮量＝所需脱硝量＝进水总氮量-出水总氮量-用于合成的总氮量＝需还原的硝酸盐氮量NT＝（2）反硝化速率 qdn,T＝qdn,20θT-20 ＝（3）缺氧区容积V2 ＝
缺氧区水力停留时间t2=V2/Q=
3、曝气池总容积V ＝V1+V2＝系统总污泥龄＝好氧污泥龄+缺氧池泥龄＝ 4、碱度校核每氧化1mgNH4+-N需消耗去除1mgBOD5产生
3
矩形堰流量公式： Q3 0.42 2gbH 2 1.866b H3/2
出水流量Q3=
堰宽b=
堰上水头H=
出水孔孔口流速v3=
孔口过水断面积A3=
(5)出水管。
管道流速v4=
(
m b
q
2
g
)
2
/
3
管道过水断面积A4=
0.347 m3/s 6m
0.099 m 0.6 m/s
0.579 m2
0.8 ms/ 0.434 m2
S
16.24 d
每还原1mgNO3--N产生剩余碱度SALK1=进水碱度-硝化消耗碱度+反硝化产生碱度+去除BOD5产生碱度
＝
5、污泥回流比及混合液回流比（1）污泥回流比R 计算

A2O+MBBR工艺计算书(自动生成)

一、生物脱氮工艺设计计算（一）设计条件：
设计处理水量Q＝ 15000 m3/d=
625.00 m3/h=
0.17 m3/s
总变化系数Kz=
1.53
进水水质：
出水水质：
进水CODCr=
300 mg/L
CODCr=
30 mg/L
BOD5=S0=
145 mg/L
BOD5=Sz=
6 mg/L
TN=
58 mg/L
10 ℃
活性污泥自身氧化系数Kd= 活性污泥产率系数 Y＝混合液浓度X＝
20℃时反硝化速率常数qdn,20＝
曝气池池数n= 若生物污泥中
约含
0.05
0.6
4000 mgMLSS/L SVI＝
150
0.06 kgNO3-N/kgMLVSS
2
12.40%
的氮用于细胞合成
（二）设计计算 1、好氧区容积V1 计算
S
52.47 d
剩余碱度SALK1=进水碱度-硝化消耗碱度+反硝化产生碱度+去除BOD5产生碱度
＝
5、污泥回流比及混合液回流比（1）污泥回流比R 计算
83.85 mg/L>
100mg/L( 以 CaCO3 计）
X
R
10 6 SVI
r
＝
混合液悬浮固体浓度X（MLSS）＝

生物脱氮原理碳源计算公式

引言。

生物脱氮是一种环保的氮污染治理技术，通过微生物的作用将废水中的氨氮转

化为氮气排放到大气中，达到净化水质的目的。在生物脱氮过程中，碳源的供应对于微生物的生长和氨氮的转化起着至关重要的作用。因此，准确计算生物脱氮过程中所需的碳源量对于工程设计和运行管理具有重要意义。

生物脱氮原理。

生物脱氮是利用硝化细菌和反硝化细菌的作用将废水中的氨氮转化为氮气的过程。在生物脱氮系统中，硝化细菌将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐，而反硝化细菌则将硝酸盐还原为氮气。这一过程需要大量的碳源来提供能量和碳源供应。

碳源计算公式。

在生物脱氮系统中，碳源的计算可以通过以下公式进行：

碳源需求量 = 氨氮去除量× 5.07 + 硝态氮去除量× 3.43。

其中，氨氮去除量和硝态氮去除量分别为废水中氨氮和硝态氮的去除量，单位

为kg/d；5.07和3.43分别为氨氮和硝态氮的理论碳需求系数。

碳源需求量的计算。

以某废水处理厂为例，废水中的氨氮去除量为100kg/d，硝态氮去除量为

80kg/d，那么根据上述公式，碳源的需求量可以计算如下：

碳源需求量 = 100 × 5.07 + 80 × 3.43 = 507 + 274.4 = 781.4kg/d。

因此，该废水处理厂在生物脱氮过程中需要提供约781.4kg/d的碳源来满足微

生物的生长和氨氮、硝态氮的转化需求。

碳源的选择。

在生物脱氮系统中，常用的碳源包括甲醇、乙醇、乙二醇、乙酸、乳酸等有机

物质，其中甲醇是应用最为广泛的一种碳源。在选择碳源时，需要考虑碳源的价格、供应稳定性、对微生物的毒性以及对环境的影响等因素。同时，还需要根据废水的水质特点和处理工艺的要求来确定最适合的碳源类型和用量。

污水处理中泥龄的计算

泥龄

指曝气池中工作着的活性污泥总量与每日排放的剩余污泥数量的比值，单位：日。由

于在稳定运行时，剩余污泥量也就是新增长的污泥量，因此污泥龄就是污泥在曝气池中的

平均停留时间，或污泥增长一倍平均所需要的时间。

污泥龄-概述

污泥龄

污泥龄是指活性污泥在整个系统内的平均停留时间一般用SRT表示也是指微生物在活性污泥系统内的停留时间。控制污泥龄是选择活性污泥系统中微生物种类的一种方法。

如果某种微生物的世代期比活性污泥系统长，则该类微生物在繁殖出下一代微生物之前，就被以剩余活性污泥的方式排走，该类微生物就永远不会在系统内繁殖起来。反之如

果某种微生物的世代期比活性污泥系统的泥龄短，则该种微生物在被以剩余活性污泥的形

式排走之前，可繁殖出下一代，因此该种微生物就能在活性污泥系统内存活下来，并得以

繁殖，用于处理污水。

SRT直接决定着活性污泥系统中微生物的年龄大小，一般年轻的活性污泥，分解代谢

有机污染物的能力强，但凝聚沉降性差，年长的活性污泥分解代谢能力差，但凝聚性较

好。用SRT控制排泥，被认为是一种最可靠，最准确的排泥方法，选择合适的泥龄（SRT）作为控制

排泥的目标。一般处理效率要求高，出水水质要求高SRT应控制大一些，温度较高时，SRT可小一些。

分解有机污染物的决大多数微生物的世代期都小于3天。

将NH3-N硝化成NO3—-N的硝化杆菌的世代期为5天。

污泥龄-A131的应用

①进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25；

②出水达到废水规范VwV的规定。

对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于：

AO(脱氮)设计计算书

10 m/s
取整 DN400
2
计算结果：
（一）好氧区容积计算
1 出水溶解性BOD
S
=
2 设计污泥龄
硝化速率 μN
=
污泥龄 θC
=
3 好氧区容积
容积 V1
=
停留时间 t
=
6.42 mg/L
0.247 d-1 12.1 d
安全系数K=3
3726 m3 6.0 h
3 4
（三）空气压力 1
2 3
（二）缺氧区容积
1 需还原硝酸盐氮量NT
即0.2m，据实际情况
即3.8m
h4
=
富余水头 h5
=
空气压力 P
=
（四）供气管道
干管
设计流速 v
=
设计管径 D
=
支管
设计流速 v
=
按具体支
管数量均
分流量再
计算
0.004 Mpa
0.005 Mpa 49 kPa
<0.004～ 0.005Mpa 0.003～ 0.005Mpa
10 m/s 411 mm
合成总氮 Nw
=
被氧化氨氮
=
所需脱硝量
=
NT
=
反硝化速
2 率qdn,T
=
3
缺氧区容积
容积 V2

污水处理中泥龄的计算

泥龄

指曝气池中工作着的活性污泥总量与每日排放的剩余污泥数量的比值，单位：日。由

于在稳定运行时，剩余污泥量也就是新增长的污泥量，因此污泥龄就是污泥在曝气池中的

平均停留时间，或污泥增长一倍平均所需要的时间。

污泥龄-概述

污泥龄

果某种微生物的世代期比活性污泥系统的泥龄短，则该种微生物在被以剩余活性污泥的形

式排走之前，可繁殖出下一代，因此该种微生物就能在活性污泥系统内存活下来，并得以

繁殖，用于处理污水。

SRT直接决定着活性污泥系统中微生物的年龄大小，一般年轻的活性污泥，分解代谢

有机污染物的能力强，但凝聚沉降性差，年长的活性污泥分解代谢能力差，但凝聚性较

好。用SRT控制排泥，被认为是一种最可靠，最准确的排泥方法，选择合适的泥龄（SRT）作为控制

排泥的目标。一般处理效率要求高，出水水质要求高SRT应控制大一些，温度较高时，SRT可小一些。

分解有机污染物的决大多数微生物的世代期都小于3天。

将NH3-N硝化成NO3—-N的硝化杆菌的世代期为5天。

污泥龄-A131的应用

①进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25；

②出水达到废水规范VwV的规定。

对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于：

污泥龄计算

德国是世界上环境保护工作开展较好的国家，在污水处理的脱氮除磷方面积累了很多值得借鉴的经验。现将德国排水技术协会(ATV)最新制定的城市污水设计规范A131中关于生物脱氮(硝化和反硝化)的曝气池设计方法介绍给大家，以供参考。

A131的应用条件：

①进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25；

②出水达到废水规范VwV的规定。

对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于：

①希望达到的脱氮效果；

②曝气池进水中硝酸盐氮NO－3－N和BOD5的比值；

③曝气池进水中易降解BOD5占的比例；

④泥龄ts；

⑤曝气池中的悬浮固体浓度X；

⑥污水温度。

图1为前置反硝化系统流程。

1 计算NDN/BOD5和VDN/VT

NDN表示需经反硝化去除的氮，它与进水的BOD5之比决定了反硝化区体积VDN占总体积VT的大小。

由氮平衡计算NDN/BOD5：

NDN=TKNi-Noe-Nme-Ns

式中 TKNi——进水总凯氏氮，mg/L

Noe——出水中有机氮，一般取1～2mg/L

Nme——出水中无机氮之和，包括氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，是排放控制值。按德国标准控制在18mg/L以下，则设计时取0.67×18＝12mg/L

Ns——剩余污泥排出的氮，等于进水BOD5的0.05倍，mg/L

由此可计算NDN/BOD5之值，然后从表1查得VDN/VT。

表1 晴天和一般情况下反硝化设计参考值

反硝化前置周步

VDN/VT 反硝化能力，以kgNDN/kgBOD5计，（t=10℃）

0.20 0.70 0.05

0.30 0.10 0.08

AO工艺生物脱氮工艺原理、设计与计算

A/O工艺生物脱氮工艺原理、设计与计算

（一）工艺流程

A/O工艺以除氮为主时，基本工艺流程如下图1。

图1 缺氧/好氧工艺流程

A/O工艺有分建式和合建式工艺两种，分别见图2、图3。分建式即硝化、反硝化与BOD 的去除分别在两座不同的反应器内进行；合建式则在同一座反应器内进行。

合建式反应器节省了基建和运行费用以及容易满足处理工程对碳源和碱度等条件的要求，但受以下因数影响：溶解氧 (0.5~1.5mg/L)、污泥负荷[0.1~ 0.15kgBOD

/(kgMLVSS•d)]、C/N比(6~7)、pH值(7.5~8.0) ,而不易控制。

对于pH值，分建式A/O工艺中，硝化液一部分回流至反硝化池，池内的反

硝化脱氮菌以原污水中的有机物作碳源，以硝化液中NO

-N中的氧作为电子受

体，将NO

3-N还原成N

,不需外加碳源。反硝化池还原1gNOx-N产生3.57g碱

度，可补偿硝化池中氧化1gNH

-N所需碱度(7.14g)的一半，所以对含N浓度不高的废水，不必另行投碱调pH值，反硝化池残留的有机物可在好氧硝化池中进一步去除。

一般来说分建式反应器(A/O工艺）硝化、反硝化的影响因素控制范围可以相应增大，更为有效地发挥和提高活性污泥中某些微生物（如硝化菌、反硝化菌等）所特有的处理能力，从而达到脱、处理难降解有机物的目的，减少了生化池的容积，提高了生化处理效率，同时也节省了环保投资及运行费用；而合建式A/O工艺便于对现有推流式曝气池进行改造。

图2 分建式缺氧一好氧活性污泥脱氮系统

图3 合建式缺氧好氧活性污泥脱氮系统

【干货】AO生物脱氮工艺设计计算

AO生物脱氮工艺缺氧池容积计算

《室外排水设计规范》6.6.18条规定：当仅需脱氮时，宜采用缺氧/好氧法（ANO工艺）。

1.生物反应池的容积，按本规范第6.6.11条所列公式计算时，反应池中缺氧区（池）的水力停留时间宜为0.5~3h。

2.生物反应池的容积，采用硝化、反硝化动力学计算时，按下列规定计算。

（1）缺氧区（池）容积，可按下列公式计算：

公式6.6.18-1

•Q——设计流量，m3/d；

•0.12——微生物中氮的质量分数，由表示微生物细胞中个组分质量比的分子式C5H7NO2计算得出；

•X——缺氧池（区）内混合液悬浮固体平均浓度，gMLSS/L；

•Nk——缺氧池（区）进水总凯氏氮浓度，mg/L；

•Nte——生物反应池出水总氮浓度，mg/L；

•Kde——缺氧池（区）反硝化脱氮速率，kgNO3-N/(kgMLSS▪d).其值宜根据试验资料确定。无试验资料时，20℃的

Kde值可取0.03~0.06kgNO3-N/(kgMLSS▪d)。Kde与混合液回流比、进水水质、温度和污泥中反硝化菌的比例等因素有关。混合液回流量大，带入缺氧池的溶解氧多，Kde取低值；进水有机物浓度高且较易生物降解时，Kde取高值。Kde按公式6.6.18-2修正。

公式6.6.18-2

•Kde（t）——T℃时的脱氮速率，T为设计温度，℃；

•Kde（20）——20℃时的脱氮速率；

•△Xv——微生物的净增量，即排出系统的微生物量，kgMLVSS/d，可按公式6.6.18-3计算：

公式6.6.18-3

生物脱氮原理方程

引言：

氮是生物体内不可缺少的元素之一，但过多的氮排放会导致水体富营养化和环境污染。因此，开发高效的生物脱氮技术具有重要意义。本文将介绍生物脱氮的原理方程及其应用。

一、生物脱氮原理

生物脱氮是利用特定微生物的代谢活动将氨氮转化为氮气，从而实现氮的去除过程。生物脱氮主要包括硝化和反硝化两个过程。

1. 硝化过程

硝化是将氨氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐的过程，主要由两种微生物完成：硝化细菌和亚硝酸细菌。硝化细菌将氨氮氧化为亚硝酸盐，而亚硝酸细菌则进一步将亚硝酸盐氧化为硝酸盐。

硝化细菌通常分为两类：一类是氨氧化细菌（Ammonia-Oxidizing Bacteria，AOB），另一类是氨氧化古菌（Ammonia-Oxidizing Archaea，AOA）。氨氧化细菌和氨氧化古菌具有不同的氨氧化活性和环境适应性。

2. 反硝化过程

反硝化是将硝酸盐还原为氮气的过程，由反硝化细菌完成。反硝化细菌可以利用硝酸盐作为电子受体进行呼吸代谢，将硝酸盐还原为

亚硝酸盐、一氧化氮、二氧化氮和氮气。

常见的反硝化细菌有假单胞菌属（Pseudomonas）、乳杆菌属（Lactobacillus）和厌氧细菌属（Anaerobacter）等。

二、生物脱氮原理方程

生物脱氮的原理方程可以用以下两个方程表示：

1. 硝化方程式：

NH3 + 1.5O2 → NO2- + H2O + 2H+（硝化细菌）

NO2- + 0.5O2 → NO3-（亚硝酸细菌）

2. 反硝化方程式：

NO3- → 0.5N2 + 1.5O2（反硝化细菌）

AO脱氮工艺计算公式｜

AO脱氮工艺计算公式是指利用氨氧化工艺（AO工艺）进行水体中氨氮的脱除过程中相关参数的计算公式。AO工艺是一种采用生物脱氮法将水体中的氨氮转化为氮气的处理工艺，一般分为两个阶段，即氨化阶段（Anoxic）和硝化阶段（Oxic）。

在AO脱氮工艺的计算中，主要需要计算的参数有氨氮的质量浓度、氨氮转化率和污泥的回流比率。

首先，计算氨氮的质量浓度。在氨化阶段，氨氮的转化过程为：

NH4+->NO2-+H2O->NO3-

其中，NH4+为水体中的氨氮，NO2-为亚硝酸盐氮，NO3-为硝酸盐氮。

氨氮质量浓度（NH4-N）的计算公式为：

NH4-N = NH4+浓度（mg/L）* 14 / 17

其中，14为NH4+中氮原子的相对分子质量，17为氨态氮（NH4-N）的相对分子质量。

其次，计算氨氮的转化率。氨氮转化率（η）是指在氨化阶段中，氨氮转化为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的比例。氨氮转化率的计算公式为：η=(NO2-N+NO3-N)/NH4-N*100%

其中，NO2-N为亚硝酸盐氮的质量浓度（mg/L），NO3-N为硝酸盐氮的质量浓度（mg/L）。

最后，计算污泥的回流比率。污泥的回流比率（RAS）是指将污泥从污泥浓化系统回流至脱氮系统的比例。污泥回流比率的计算公式为：

RAS=Qr/Qa*100%

其中，Qr为回流污泥流量（m3/h），Qa为总进水流量（m3/h）。

以上是AO脱氮工艺的主要计算公式，通过计算这些参数可以评估和优化脱氮工艺的效果，从而实现高效的氮污染控制和处理。这些公式提供了对AO脱氮工艺运行情况的定量分析和控制，并可作为工程设计和运营管理的依据。

A2O脱氮除磷工艺设计计算详解

1.已知条件⑴设计流量，Q 100000m 3/d

考虑变化系数1.1

⑵设计进水水质

COD 360mg/L BOD 5浓度S O 180mg/L TSS浓度X O 360mg/L VSS 105mg/L MLVSS/MLSS=0.7

TN O 60mg/L NH 3-N 36mg/L TP 6mg/L 碱度SALK 280mg/L PH 7.0～7.5

Tmax 25℃Tmin -11℃

⑶设计出水水质

COD 50mg/L BOD 5浓度S e 10mg/L TSS浓度X e 10mg/L TN 15mg/L NH 3-N 2mg/L TP

0.5mg/L

2.设计计算（用污泥负荷法）COD/TN 6.00>8厌氧池，参考值TP/BOD 5

0.03<0.06

厌氧池，参考值

符合要求工艺要求⑵有关设计参数①BOD 5污泥负荷N 0.1②回流污泥浓度X R 6000mg/L ③污泥回流比R

50% ⑴判断是否可采用A 2/O工艺

k gBOD 5/(kgMLSS·d)A 2

/O生物脱氮除磷工艺设计

④混合液悬浮物固体浓度

X=R/(1+R)*X R 2000mg/L

⑤混合液回流比R 内75.00% 300.00%

计算选择R 内200%

⑶反应池容积，V

m 3

V=QS O /NX 90000.00m 3

反应池总水力停留时间，t

t=V/Q

0.90d 21.60h

厌氧池

水力停留时间 4.32h 厌氧池容积

18000.00m 3

缺氧池

水力停留时间 4.32h 缺氧池容积

18000.00m 3

脱氮碳氮比

（最新版）

1.脱氮碳氮比的定义与意义

2.脱氮碳氮比的计算方法

3.脱氮碳氮比在污水处理中的应用

4.脱氮碳氮比的影响因素

5.脱氮碳氮比的控制策略

正文

一、脱氮碳氮比的定义与意义

脱氮碳氮比（De-nitrification Carbon-to-Nitrogen Ratio，简称DCNR）是指在污水处理过程中，有机碳与氨氮的比值。这个比值对于生物脱氮过程具有重要的意义，因为它直接影响到脱氮效果和污水处理的成本。

二、脱氮碳氮比的计算方法

脱氮碳氮比的计算公式为：

DCNR = 有机碳浓度（mg/L） / 氨氮浓度（mg/L）

在实际污水处理过程中，有机碳和氨氮的浓度需要通过水质监测获得。根据监测数据，可以计算出 DCNR 值，从而为污水处理提供参考。

三、脱氮碳氮比在污水处理中的应用

在生物脱氮过程中，DCNR 值的大小对脱氮效果有重要影响。当 DCNR 值较低时，微生物将优先利用有机碳作为能源，此时氨氮的去除效果较差。而当 DCNR 值较高时，微生物将有足够的有机碳作为能源，从而有利于氨氮的去除。

四、脱氮碳氮比的影响因素

脱氮碳氮比的大小受多种因素影响，主要包括：

1.有机物浓度：当有机物浓度较高时，DCNR 值会增大，有利于氨氮的去除。

2.氨氮浓度：氨氮浓度的变化会影响 DCNR 值，从而影响脱氮效果。

3.微生物种群：不同种类的微生物对有机碳和氨氮的利用效率不同，从而影响 DCNR 值。

4.环境条件：如温度、pH 等环境因素也会影响微生物的生长和代谢，进而影响 DCNR 值。

五、脱氮碳氮比的控制策略

污水脱氮工艺中外部碳源投加量简易计算方法

污水脱氮工艺中外部碳源投加量简易计算

方法

在分析多段活性污泥法甲醇投加量计算公式及其局限性的根底上，参考德国ATV-A131标准，结合实际工作经验，推荐了一种适用于单段式活性污泥法外部碳源投加的简易计算公式，详细介绍了计算方法及参数选用方法，并给出算例。

随着环境要求的提高，我国城镇污水处理对氮磷的要求越来越严。生物脱氮是目前最省最好的脱氮工艺，但它受到各种因素的制约，特别是我国相当一部分城镇污水存在碳源缺陷的问题，严重制约了脱氮效率，出水总氮往往不能达标,已成为不少污水处理厂迫切需要解决的问题。在应对的措施中，投加外部碳源是常用的有效手段。

关于外部碳源用量的计算，《排水工程》下册（第4版）和《给水排水设计手册》第5册中介绍了多段活性污泥法脱氮流程外加甲醇的计算公式。由于这种脱氮工艺国内目前已很少采用，普遍应用的是更为经济简便的单段活性污泥法,如A/O、A2/0、氧化沟、SBR等生物脱氮工艺，因而多段活性污泥法计算公式难以应用。

为此，本文参照和借鉴德国ATV-DVWK规范及标准中的ATV-A131E"单段活性污泥污水处理厂的设计”推荐一种外部碳源用量的简易计算方法。

1多段活性污泥法甲醇投量计算公式及其局限性

多段活性污泥法脱氮工艺将氧化去除BOD5、硝化、反硝化分别在几段反应池中单独开展，先氧化去除B0D5,再开展硝化反应，

最后开展反硝化反应，每一段有自己单独的反应池和沉淀池，有单独的回流污泥和菌种，功能单一，便于调节到最正确工况，获得最高的反应速率，但其构筑物多，投资大，污水中的碳源不能利用于脱氮，药耗、能耗大，运行费用高，所以逐渐被单段活性污泥法脱氮工艺所取代。