活性污泥法动力学模型的研究与发展_彭永臻
道采用耐腐蚀的玻璃钢管道。
长距离、高水头、高压力、完全重力式输水管路排气十分重要,设计根据地形隆起点全线120km内设置了排气阀88个,排泥阀57个,检修闸门220个,各种不同转角弯头414个,各种连接三通175个。
由于网前压力随用水量大小浮动,为保证压力稳定在高位调节水池出口,进入网前的管道上设置了两组消能调流阀,其主要作用为流量、压力控制、事故控制、均恒供水正常运行控制。
为降低温变应力避免爆管,设计要求错开高温季节施工,否则需增加22个管道伸缩节,并要求钢管探伤射线检查合格后允许回填。
埋地钢管安装前应做好防腐绝缘,焊缝部位未经试压不得防腐,在运输和安装时应防止损坏防腐层,钢管内防腐采用高分子聚合无毒涂料(普通级)二底二面,外防腐采用高分子聚合涂料。地下水较浅、基础干燥处采用三布一油,地下水位高,基础潮湿及管件过河处全部采用重加强四油两布防腐。过虾池、盐碱地处增加阴极保护措施,阳极采用锌铝阳极,钢管内外喷砂除锈。
★作者通讯处:110006沈阳南湖南五马路185巷3号
辽宁省城乡建设规划设计院
电话:(024)23214754
收稿日期:2000-4-24
活性污泥法动力学模型的研究与发展
彭永臻 高景峰 隋铭皓
提要 通过介绍前国际水质协会(IAWQ)最新推出的第三套活性污泥法动力学模型(ASM3),来探讨活性污泥法动力学模型的发展。ASM3进一步弥补了其前身ASM1的不足与缺陷,更适合于编制计算机代码。ASM3可以预测活性污泥系统的耗氧量、污泥产量、硝化和反硝化。在ASM3中,衰减(溶菌)过程是以内源呼吸理论为基础的。ASM3强调了转换系数和胞内贮存物的重要性。
关键词 活性污泥法动力学模型3(ASM3) 硝化 反硝化 耗氧量 动力学参数
0 活性污泥法数学模型概述
1942年Monod提出了以米-门公式为基础的M onod方程,在此基础上Eckenfelder、McKinney、Law rence和M cCarty等人建立了活性污泥法数学模型。这些数学模型都是静态的,仅考虑了污水中含碳有机物的去除,其中1970年推出的Law rence-M cCarty模型,强调了生物固体停留时间SRT的重要性,在污水处理学术界得到了比较广泛的承认。
活性污泥法动态模型主要有3种:机理模型、时间序列模型和语言模型。语言模型主要指专家系统,其研究尚处在初始阶段。时间序列模型又称为辨识模型,对监测控制系统的要求较高。机理模型目前主要有3种:①Andrews模型:特点是引入底物在生物絮体(活性污泥)中的贮存机理,区别溶解和非溶解性底物,解释有机物的快速去除现象,预测实际中观察到的底物浓度增加时微生物增长速度变化的滞后现象和耗氧速率的瞬变响应特性。②W Rc 模型:强调了非存活细胞的生物代谢活性,认为有机物的降解可以在不伴随微生物量增长的情况下完成,以此解释在应用M onod动力学根据有机物的去除预测微生物量增长时出现的问题。③IAWQ(原IAWPRC现IWA)模型:1985年IAWQ推出了活性污泥法1号模型(Activated Sludge Model No.1; ASM1),ASM1包含13种组分,8种反应过程,此模型先进之处在于它不仅描述了碳氧化过程,还包括含氮物质的硝化与反硝化,但它的缺陷是未包含磷的去除;1995年,IAWQ专家组又推出了ASM2,它不仅包含污水中含碳有机物和氮的去除,还包含了生物除磷和化学除磷过程,ASM2包含19种物质, 19种反应,22个化学计量系数及42个动力学参数; IAWQ专家组于1998年推出了ASM3。活性污泥动力学模型为新工艺的开发、辅助设计、污水厂的运行
给水排水 Vol.26 No.8 200015
管理、教学提供了强有力的工具。本文就ASM 3的发展作一些简要介绍。1 ASM 模型的理论基础
ASM 1、ASM 2排除了传统的维持(M ainte -nanc e )理论和内源呼吸(Endogenous Respiration )理论,而采取了Dold 等人1980年所提出的死亡-再生(Death Regeneration )理论对微生物衰减过程进行了模型化处理;而ASM 3采取了内源呼吸理论。上述3种不同的微生物衰减理论如图1所示
。
图1 微生物3种衰减理论
2 ASM3
2.1 ASM3的水质特性
ASM 3[1～2]假定污水中含溶解性组分S 和固形
物组分X 。其中S 有7种,X 有6种,共13种组分。IAWQ 活性污泥法模型中用COD 代表传统的BOD 5来表征污水中有机物含量及生物固体含量。
溶解性组分S :
①S O [M (O 2)L -3]:溶解氧;
②S I [M (COD )L -3
]:可溶惰性有机物,假定不可降解,来源于进水或由X S 水解而来;
③S S [M (COD )L -3]:易降解有机底物(COD ),这部分可以直接被异养菌利用,在ASM3中假定它首先被异养菌吸收,然后以X STO 的形式贮存。S I +S S 基本上等于总的可溶COD (能通过0.45μm 膜过滤器);
④S NH [M (N )L -3]:氨和铵,一般假定都是铵;
⑤S N 2[M (N )L -3]:N 2,假定是反硝化的唯一产物,它可以预测是否由于二沉池中N 2过饱和而引起气泡以及污泥上浮问题,进水和气体交换而带入的N 2不予考虑;
⑥S NO [M (N )L -3]:硝态及亚硝态氮,亚硝态氮不是模型的一个组分,在所有的生化反应中,认为
S NO 只是NO -3;
⑦S ALK [mol (HCO -3)L -3]:污水碱度,可估计
生化反应中贮存电荷的能力,也可预先判断污水的
pH 值是否太低,因为低pH 值会抑制许多生化反应。
固形物组分X :
⑧X I [M (COD )L -3
]:固形惰性有机物,假定不可降解,来自进水或生物的衰减;
⑨X S [M (COD )L -3]:可缓慢生物降解的有机底物,是高分子量的胶体、颗粒状有机物,必须经过胞外水解后才能降解,假定X S 水解成S I 和S S ,这是与ASM 1不同的,所有的X S 来自进水,并假定它被截留在0.45μm 膜过滤器上; 10X H [M (COD )L -3]:异养菌,在好氧条件下都可以生长,大多数X H 在缺氧时可进行反硝化,X H 负责水解X S ;在适宜的环境条件下,都能利用所有可生物降解的有机底物。它们可形成胞内贮存物PHA 或糖元,在ASM 3中,它们除进行胞外水解外,
不进行任何厌氧行为;
1X STO [M (COD )L -3
]:异养菌的胞内贮藏物,包括PHA 和糖元等物质,它的出现只与X H 有关,但不包括在X H 之内,此项无法分析检测到,只是个功能参数,在COD 的分析中可能检测到,但必须满足COD 守恒,在化学计量中,假设此项的组成是(C 4H 6O 2)n ;
12X A [M (COD )L -3]:硝化菌;
13X TSS [M (TSS )L -3]:总悬浮物,引入此项是为了通过化学计量计算TSS 的浓度,TSS 是污水厂日常检测的项目之一,如果进水中包含无机的TSS ,那么从ASM 3预测所得的TSS 中对此也应该有所体现,如果采用化学法除磷,那么形成的沉淀物也必须算在进水的TSS 中,也可以用X TSS 预测VSS ,这需要选择相应的TSS 组分系数(表5中的i T S ?)。
固形物组分与活性污泥相关联(絮集其上或含于其内),可在沉淀池中沉淀。而溶解性组分只能随水输送,并且只有溶解性组分可带电荷。ASM 3与ASM1、ASM 2的重要区别是溶解性和固形物组分可以用0.45μm 膜过滤器很好地区分辨别,而在ASM1和ASM2中,X S 可能会被留在滤出液中。2.2 矩阵
表1为化学计量系数矩阵,是以矩阵的形式来
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表1 化学计量系数矩阵v j
,i
组分i
单位
j 过程 12345
678910111213S O S I S S S NH S N 2
S NO S ALK X I X S X H X STO X A X T S O 2
COD COD N N
N
mol COD
COD COD
COD
COD
TS S 备注
1水解f SI
x 1y 1z 1-1
-i XS
水解2好氧贮存S S x 2-1y 2z 2
Y STO ,O
2
t 2异养生物反硝化
3缺氧贮存S S -1
y 3-x 3x 3z 3Y STO ,NO t 3
4好氧生长
x 4y 4z 41-1/Y H ,O 2
t 45缺氧生长(反硝化)y 5
-x 5x 5z 51-1/Y H ,NO
t 56好氧内源呼吸x 6
y 6z 6f I -1t 67缺氧内源呼吸y 7
-x 7
x 7
z 7f I
-1
t 7
8利用X STO 的好氧呼吸x 8
-1t 89利用X STO 的缺氧呼吸-x 9
x 9z 9-1
t 910硝化
x 10y 101/Y
A
z 101t 10自养生物硝化
11好氧内源呼吸x 11
y 11z 11f I -1t 1112缺氧内源呼吸
y 12
-x 12
x 12
z 12
f I -1
t 12
描述活性污泥系统中各种组分的变化规律和相互关系,行号用j 表示,列号用i 表示;矩阵最上面一行i 从左到右列出了模型所包含的各种参与反应的组分,左边第一列j 从上到下列出了各种生物反应过程。表2为转换系数矩阵。在表3中列出了各种生物化学反应的速率表达式。化学计量系数表明组分i 与过程j 的相互关系。若某一组分不参与过程变化,相应的计量系数为0,矩阵中用空项表示。计量系数的符号表示该组分在转换过程中的增减,通过矩阵可以非常方便地看出所有可能的反应过程对所
表2 转换系数矩阵l k ,i
守恒物k 物质i 1COD 2氮3电荷4TSS /gCOD /gN
/mol +
/g TS S
1S O /O 2-12S I /COD 1i NSI 3S S /COD 1
i NSS 4S NH /N 1
1/14
5S N 2
/N
-1.7116S NO /N -4.57
1-1/147S ALK /mol -1
8X I /COD 1i NXI i TSXI 9X S /COD 1i NXS i TSXS 10X H /COD 1i NBM i TSBM 11X STO /COD 10.6012X A /COD
1
i NBM
i TSBM
有组分的影响及各种组分的表观反应速率。序号为
i 的组分的表观反应速率γi 可由式(
1)计算:γi =
∑j
v ij ρ
j (1)
式中v ij ———表1中i 列j 行的化学计量系数;
ρj ———表3中j 行的反应过程速率。例如S S 的表观反应速率为:γ3=
∑v 3j ρ
j =v 31ρ1+v 32ρ2+v 33ρ3=x 1·k H ·X S /X H
K X +X S /X H ·X H +
(-1)k ST O ·
S O K O +S O ·S S
K S +S S
·X H +
(-1)k ST O ·ηNO ·K O K O +S O ·
S NO
K NO +S NO
·
S S
K S +S S
·X H
表3中的反应速率ρ使用了“开关函数”这一概
念来反映环境因素改变所产生的遏制或促进作用,即反映进行与否及速率如何。对于需要电子受体的反应过程来说,开关函数的作用尤为重要。例如:在反硝化过程(过程5)的速率表达式中的开关函数K O /(K O +S O ),当溶解氧趋于0时,开关函数趋于1,反硝化能顺利进行;反之,当溶解氧达到一定浓度后,开关函数趋于0,反硝化过程停止。
ASM 3突出了转换系数矩阵l k ,i 的重要性。
给水排水 Vol .26 No .8 2000
17
表3 反应速率表达式
j过程速率ρj,ρj≥0备注
1水解k H·
X S/X H
K X+X S/X H
·X H水解
2好氧贮存
S S
k STO·
S O
K O+S O
·
S S
K S+S S
·X H
异养
生物
反硝
化
3缺氧贮存
S S
k STO·ηNO·
K O
K O+S O
·
S NO
K NO+S NO
·
S S
K S+S S
·X H
4好氧生长μH·
S O
K O+S O
·
S NH
K NH+S NH
·
S ALK
K H C O+S ALK
·X STO/X H
K STO+X STO/X H
·X H
5缺氧生长
(反硝化)
μH·ηNO·
K O
K O+S O
·
S NO
K NO+S NO
·
S NH
K NH+S NH
·
S ALK
K H CO+S ALK
·
X STO/X H
K STO+X STO/X H
·X H
6好氧内源
呼吸
b H,O
2
·
S O
K O+S O
·X H
7缺氧内源
呼吸
b H,NO·
K O
K O+S O
·
S NO
K NO+S NO
·X H
8利用
X STO的
好氧呼吸
b STO,O
2
·
S O
K O+S O
·X STO b STO,O
2
≥b H,O
2
9利用
X STO的
缺氧呼吸
b STO,NO·
S O
K O+S O
·
S NO
K NO+S NO
·X STO b STO,NO≥
b H,NO
10硝化μA·
S O
K A,O+S O
·
S NH
K A,NH+S NH
·
S ALK
K A,HCO+S ALK
·X A
自养
生物
硝化
11好氧内源
呼吸
b A,O
2
·
S O
K O+S O
·X A
12缺氧内源
呼吸
b A,NO·
K O
K O+S O
·
S NO
K NO+S NO
·X A
l k,i转移系数,指将单位量的组分i转换成当量的物质k(对k应用守恒方程),例如:l1,6对应于i COD,S
NO =-64gO2/14gNO-3-N=-4.57,得:NO-3+H2O +2H-※NH+4+2O2,下标k=1指对COD应用守恒方程,下标i=6指第6种物质S NO,S NO以gN计量,守恒物质COD以gCOD计算,因此通过l1,6可以将以mg/L的NO-3-N转换成当量的COD。
转换系数矩阵所有空白的地方都表示值为0。化学计量系数矩阵中的x j、y j、z j都可以从守恒方程(2)(指COD、N、电子的守恒)得到:
∑
j
v j,i l k,i=0(i=1～12)(2)守恒方程(2)对所有的过程j都有效。
值得一提的是,S N
2
的化学计量系数与S NO的化学计量系数相反(对应于反硝化过程)。相对于NH+4、CO2、H2O而言,电子供体S N
2
、S NO、S O的转
换系数i COD,N
2
,i COD,NO,i O<0。
X TS一列的t?可由质量守恒方程(3)得到。
∑
j
v j,i l4,i=0(i=8～12)(3) 在原污水的水质特性分析及化学计量系数、动力学参数、转换系数的确定中,许多参数都是不能直接测定或准确测定的,并且一些分析方法尚未标准化,有待作进一步的开发。
2.3 反应过程
处理系统中共有12种反应,见表3。ASM3只包括微生物转变过程,不包括化学沉淀过程,但若想加入,可在ASM2的基础上,很容易就加上。
(1)水解 活性污泥系统的进水中的所有X S 都进行水解。ASM3假定这个过程是独立于电子供体而独立进行。与ASM1相比,ASM3减弱了水解对耗氧速率和反硝化速率的控制作用。
(2)易降解基质的好氧贮存 这个过程描述将S S以X STO的形式贮存于胞内,它需要有氧呼吸提供的ATP供能,假定所有基质先变成贮存物再同化成生物体组分。虽然在实际中并没有观测到上述假定的现象,但是由于现在没有可靠的模型可以分别预测基质被贮存、同化、异化,所以专家组建议暂时使用这个最简单的假定。
(3)缺氧贮存易生物降解基质 这个过程与(2)相同,但能量由反硝化而不是有氧呼吸提供。至今仍不清楚是X H的一部分有反硝化能力,还是全部异养菌都能以一个与好氧呼吸相比较小的速率进行反硝化。ASM3没有区分这两种异养菌,只是认为与好氧贮存速率相比缺氧贮存速率是较小的。
(4)X H的好氧生长 假定供X H生长的基质全是贮存的X STO,这使ASM3大为简化。
(5)X H的缺氧生长 这个过程与(4)相同,但能量由反硝化而不是有氧呼吸提供的。由试验观察知,与有氧呼吸速率相比,反硝化速率是很低的。
18 给水排水 Vol.26 No.8 2000
(6)好氧内源呼吸 此过程描述了各种形式的不与生长相联系的微生物的减损和能量需求(不包括好氧生长所需能量),它是指:衰减(维持)、内源呼吸、溶菌、捕食、游动现象、死亡等等。此过程与ASM 1中的衰减(溶菌)过程明显不同。
(7)缺氧内源呼吸 这个过程与(6)相似,但速率明显缓慢,尤其是原生动物的捕食作用在反硝化的条件下比好氧条件下明显降低。
(8)利用贮存物质的需氧呼吸 这个过程与内源呼吸相似,此过程确保贮存物质与生物体一同衰减。
(9)利用贮存物质的缺氧呼吸 这个过程与(8)相似,不过是在反硝化的条件下进行的。(10)、(11)、(12)是与自养生物相关的反应,分别是硝化、好氧内源呼吸、缺氧内源呼吸。
表4、表5中给出了动力学参数和化学计量学
表4 ASM3动力学参数的典型值
符号意义
温度
10℃20℃
单位
备注
k H 水解速率常数23g X S g -1X H d -1水解
K X 水解饱和常数11g X S g -1X H k STO 贮存速率常数2.5
5
g S S g -1X H d -1
异养菌反硝化
ηNO 缺氧贮存减速因数0.60.6
K O S O 饱和常数0.20.2g O 2m -3
K NO S NO 饱和常数0.50.5g NO -3-Nm -3
K S S S 饱和常数22g CODm -3K STO X STO 饱和常数11g X ST O g -1X H μH X H 的最大比生长速率1
2
d -1
K NH S NH 饱和常数0.010.01g Nm -3
K H C O X H 碱度饱和常数0.10.1m ol HCO -3m
-3
b H ,O
2
X H 好氧内源呼吸速率0.10.2d -1b H ,NO X H 缺氧内源呼吸速率
0.050.1d -1b STO ,O
2
基于X STO 的好氧呼吸速率
0.10.2d
-1
b STO ,NO 基于X STO 的缺氧呼吸速率0.050.1d -1μA X A 的最大比生长速率0.351.0d -1自养菌硝化
K A ,NH X A 氨氮饱和系数1
1
g Nm -3
K A ,O
X A 氧饱和系数
0.50.5g O 2m -3
K A ,HCO X A 碱度饱和系数0.50.5m ol HCO -3m
-3b A ,O
2
X A 好氧内源呼吸速率0.050.15d
-1
b A ,NO
X A 缺氧内源呼吸速率
0.020.05d -1
表5 ASM 3化学计量系数及转换系数的典型值
符号意义
取值单位
f SI X S 水解产物中S I 的比例
0 g S I g -1X S Y STO ,O
2
好氧条件下S S 转变成X STO 的比率
0.85g X STO g -1S S Y STO ,NO 缺氧条件下S S 转变成X STO 的比率0.80g X STO g -1S S Y H ,O
2
异养菌的好氧产率0.63g X H g -1X STO Y H ,NO 异养菌的缺氧产率0.54g X H g -1X STO Y A 自养菌产率0.24g X A g -1S NO i NSI S I 中N 含量0.01g Ng -1S I i NSS S S 中N 含量0.03g Ng -1S S i NXI X I 中N 含量0.02g Ng -1X I i NXS X S 中N 含量0.04g Ng -1X S i NBM X H ,X A 中N 含量0.07g Ng -1X HorA i TSXI TSS 与X I 比值0.75g TSg -1X I i TSXS TSS 与X S 比值0.75g TSg -1X S i TSBM TSS 与X H ,X A 比值
0.90g TSg -1X Ho r A i TSSTO
TSS 与X STO (以PHB 计)比值
0.60g TSg -1X STO
参数的推荐值,这些值只是为了说明这些参数的数
值概念,并不是针对某一类污水。如果在设计和运行管理中使用这些参数,则需要通过试验或直接从
生产性处理厂的测定结果确定这些参数。3 结语
以上简要介绍了ASM 3的水质特性、反应过程以及化学计量系数、转换系数、动力学参数的意义及典型值。ASM 3的准确性和应用价值还需要通过大量的试验进行验证。与ASM 1相比,ASM 3包括了
胞内过程的更详细的描述,并且允许衰减过程更适应环境条件,降低了水解的重要性。溶解性和固形
物有机氮的降解合到水解、衰减和生长过程中。
参考文献
1 Willi Gujer ,M ogens Henze .Takahashi M ino and M ark Van Loos -drecht .Activated Sludge M odel No .3.Wat Sci Tech ,1999,39(1):183～193
2 M ark C M Van Loosdrecht and M ogens Henze .M aintenance ,Endo -geous Respiration ,Lysis ,Decay and Predation .W at Sci Tech ,1999,39(1):107～117
⊙作者通讯处:150090哈尔滨建筑大学新区607# 电话:(0451)6282443(H )6282102(O ) 收稿日期:2000-3-13
给水排水 Vol .26 No .8 2000
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WATER&WAS TEWATER ENG INEERING Vol.26No.8August2000
CON T EN TS
……) Halo-Acetic Acids as an Indicator of the Total Carcinogentic Risk of Disinfection By-Pro ducts Z hang X iaojian et al(1 Abstract:This ar ticle set up a method to calcula te the carcinogenic risk of disinfection by-products(DBPs),and analysed some representative data of DBPs in drinking w ater.The analy sing results sho wed that:(1)poor co rrelation (R2≤0.4887)w as found between trihalomethanes(THM s)and halo-acetic acids(HA As),and predictions o f one kind of DBPs based on another kind is no t feasible;(2)the carcinogenic risk of HAAs was always found to be the major por tion of the total carcinogenic risks of DBPs(more than91.9percent);(3)a high correlation(R2≥0.919)was found between HAAs concentratio n and the total carcinogenic risks of DBPs.T herefore,it can be proposed that HAAs concentration in drinking w ater be used as a preferential indica tor of the total carcinogenic risks of DBPs.
………………………) Experiment and Research on Performance and Calculation of Sludge D rying Field Cheng Xi et al(6 Abstract:Based on the results of bench scale drying column and field experiment of pilot sand drying bed,the per-fo rmance of sand drying beds for w aterw orks sludge dewa tering w as researched,and some problems existed in the pre-sent desig n metho ds for sand drying beds were studied.O n the basis of experiment data statistics,a rational method to evaluate drainable w ater under different operation conditions w as presented.M eanwhile a co ncept of specific resistance of
sludge was introduced into the calculation process in design,which makes the effect of the sludge characteristics on dry-ing efficiency be reflected in the desig n process.Besides these,also some opinions on the verification perio d of desig n and evaporation rate of sludge w ere discussed.
…………………………………) Experiences on Design of Full Gravitational Water Supply System Wang Jingzheng et al(12 Abstract:Bay uquan Water Supply Engineering in Ying kou city,Liaoning P rovince,has a desig n capacity of180 thousand cubic meters per day.T he raw water is taken from a reservoir and carried for long distance by g ravitational water co nduit to the urban area.T he ex periences on desig n o f this project related to w ater intake,w ater co nveyance,
water purification and water distribution are reviewed.
…………………………………………) Advances on the Kinetic Model of Activated Sludge Process Peng Y ongzhen et al(15 Abstract:I n this paper,we introduced the development of activated sludge model N o.3(ASM3):it related to the activ ated sludge model No.l(ASM1)and corrected for some defects of ASM1,and it is provided as a reference in a form
which can be implemented in a computer code without further adjustments.ASM3can predict ox ygen consumption,
sludge production,nitrification and denitrification of activated sludg e systems.ASM3is based on Endogenous-Respira-tion and it emphasized o n the storage of organic substrates and co mpositio n matrix.Established on reasonably theo retical basis,ASM3combines tightly with practice and has been simplified to so me extent.T his is also the development direc-tion of the activated sludge model.
…………………………………………………………………………) Wastewater Treatment in Mexico City Ren Hey un(20 Abstract:The process,structures and performances o f some wastewater treatment plants in M exico city were pre-sented.
C alculation of Water Distribution Network Flowrate Distribution by High Power Pipe Segment Length
………………………………………………………………………………………………………) Wang Guoming et al(23 Abstract:In this paper,several available methods to se ttle initial discharg e distribution of pipe-segment in w ater supply netwo rk are compared each other.A metho d o f least square summation with high power of pipe-segment is intro-duced.
…………………………………………) Optimization on Free Chlorine Determination of D rinking Water Y ang Zhengfu(26 Abstract:Almost factors on determinatio n of free residual chlorine were studied.In addition,the best conditio ns were decided.T he free residual chlorine of three water samples w as determined.T he results were very consistent w ith
活性污泥法基本原理
活性污泥法的基本原理 一．基本概念和工艺流程 （一）基本概念 1．活性污泥法：以活性污泥为主体的污水生物处理。 2．活性污泥：颜色呈黄褐色，有大量微生物组成，易于与水分离，能使污水得到净化，澄清的絮凝体 （二）工艺原理 1．曝气池：作用：降解有机物（BOD5） 2．二沉池：作用：泥水分离。 3．曝气装置：作用于①充氧化②搅拌混合 4．回流装置：作用：接种污泥 5．剩余污泥排放装置：作用：排除增长的污泥量，使曝气池内的微生物量平衡。 混合液：污水回流污泥和空气相互混合而形成的液体。 二．活性污泥形态和活性污泥微生物 （一）形态： 1、外观形态：颜色黄褐色，絮绒状 2．特点：①颗粒大小：0.02－0.2mm ②具有很大的表面积。③含水率>99%，C<1%固体物质。④比重1.002－1.006，比水略大，可以泥水分离。 3.组成：
有机物：{具有代谢功能，活性的微生物群体Ma {微生物内源代谢，自身氧化残留物Me {源污水挟入的难生物降解惰性有机物Mi 无机物：全部有原污水挟入Mii （二）活性污泥微生物及其在活性污泥反应中作用 1．细菌：占大多数，生殖速率高，世代时间性20-30分钟； 2．真菌：丝状菌→污泥膨胀。 3．原生动物 鞭毛虫，肉足虫和纤毛虫。 作用：捕食游离细菌，使水进一步净化。 活性污泥培养初期：水质较差，游离细菌较多，鞭毛虫和肉足虫出现，其中肉足虫占优势，接着游泳型纤毛虫到活到活性污泥成熟，出现带柄固着纤毛虫。 ☆原生动物作为活性污泥处理系统的指示性生物。 4．后生动物：（主要指轮虫） 在活性污泥处理系统中很少出现。 作用：吞食原生动物，使水进一步净化。 存在完全氧化型的延时曝气补充中，后生动物是不质非常稳定的标志。 （三）活性污泥微生物的增殖和活性污泥增长 四个阶段： 1．适应期（延迟期，调整期）
活性污泥法污泥产量计算
活性污泥工艺的设计计算方法活性污泥工艺是城市污水处理的主要工艺，它的设计计算有三种方法：污泥负荷法、泥龄法和数学模型法。三种方法在操作上难易程度不同，计算结果的精确度不同，直接关系到设计水平、基建投资和处理可靠性。正因为如此，国内外专家都在进行大量细致的研究，力求找出一种精确度更高而又便于操作的计算方法。 1污泥负荷法 这是目前国内外最流行的设计方法，几十年来，运用该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］ V=24LjQ／1000FwNw=24LjQ／1000Fr(1) 污泥负荷法是一种经验计算法，它的最基本参数Fw(曝气池污泥负荷)和Fr(曝气池容积负荷)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，例如我国的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单位容易混淆，譬如我国设计规范中Fw的单位是kgBOD/ (kgMLSS·d)，但设计手册中则是kgBOD/(kgMLVSS·d)，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的浓度，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，例如我国设计手册中推荐的普通曝气的Fw为0.2～0.4kgBOD/(kgMLVSS·d)［2］，其数值和设计规范完全一样，但单位却不同了。设计中经常遇到不知究竟用哪个单位好的问题，特别是设计经验不足时更是无所适从，加上近年来污水脱氮提上了日程，当污水要求硝化、反硝化时，Fw、Fr取多少合适呢? 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B OD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来看，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值高达300～400 mg/L，有的则低到不足100 mg/L，有的污水SS/BOD值高达2以上，有的SS值比BOD值还低。污泥负荷是以MLSS为基础的，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值差异很大时，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)［3］，1995年又推出了活性污泥二号模型(简称ASM2)［4、5］。 2数学模型法 数学模型法在理论上是比较完美的，但在具体应用上则存在不少问题，这主要是由于污水和污水处理的复杂性和多样性，即使是简化了的数学模式，应用起来也相当困难，从而阻碍了它的推广和应用。到目前为止，数学模型法在国外尚未成为普遍采用的设计方法，而在我国还没有实际应用于工程，仍停留在研究阶段。
活性污泥法的反应动力学原理及其应用
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：① 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；② 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；③ 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：① 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；② 活性污泥系统的运行条件绝对稳定；③ 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；④ 进水基质均为溶解性的，并且浓度不变，也不含微生物；⑤ 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 Michaelis—Menton 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： S K S v m += m ax ν 式中：v ——酶促反应中产物生成的反应速率； m ax v ——产物生成的最高速率； m K ——米氏常数（又称饱和常数，半速常数）； S ——基质浓度。
中间产物学说：P E ES S E +??+ 米门公式的图示： 2、莫诺德模式 ① 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： S K S s +?= m ax μ μ 式中： ( )x dt dx /=μ——微生物的比增殖速率，d kgVSS kgVSS ?/； m ax μ——基质达到饱和浓度时，微生物的最大比增殖速率， S ——反应器内的基质浓度，mg/l ； s K ——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： v max v=v max O K m
活性污泥反应动力学
13.3 活性污泥反应动力学及应用 13.3.1 概述 活性污泥反应动力学能够通过数学式定量地或半定量地揭示活性污泥系统内有机物降解、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。 在活性污泥法系统中主要考虑有机物降解速度、微生物增长速度和溶解氧利用速度。 目前，动力学研究主要内容包括： （1）有机底物降解速度与有机物浓度、活性污泥微生物量之间的关系。 （2）活性污泥微生物的增殖速度与有机底物浓度、微生物量之间的关系。 （3）微生物的耗氧速率与有机物降解、微生物量之间的关系。 13.3.2 反应动力学的理论基础 （1）有机物降解与活性污泥微生物增殖 曝气池是一个完整的反应体系，池内微生物增殖是微生物合成反应和内援代谢两项胜利活动的综合结果，即： 微生物增殖速率= 降解有机物合成的生物量速率—内源代谢速率 式中，Y——产率系数，即微生物降解1kgBOD所合成的MLSS量，kgMLSS/kgBOD； K d——自身氧化率，即微生物内源代谢的自身减少率； 对于完全混合式活性污泥系统，曝气池中的微生物量物料平衡关系式如下： 每日池内微生物污泥增殖量=每日生成的微生物量—每日自身氧化掉的量 ∴ 式中，S0——原水BOD浓度； S e——处理出水BOD浓度； Q——日处理水量，m3/d； V——曝气池容积，m3； X——曝气池中污泥平均浓度，mg/L。 两边除以VX ，式子变为 而 q称为BOD比降解速率，其量纲与污泥负荷相同，单位一般用kgBOD/（kgMLSS?d）表示。 即， θc为泥龄。可见高去除负荷下，污泥增长很快，导致排泥加快，污泥龄就短，生物向不够丰富，因此原 水的可生化性要好。
活性污泥法污泥产量计算
活性污泥工艺的设计计算方法探讨 摘要对活性污泥工艺的三种设计计算方法：污泥负荷法、泥龄法、数学模型法的优缺点进行了评述，建议现阶段推广采用泥龄法进行设计计算，并对泥龄法基本参数的选用提出了意见。 关键词活性污泥工艺泥龄法污泥负荷法数学模型法设计计算 活性污泥工艺是城市污水处理的主要工艺，它的设计计算有三种方法：污泥负荷法、泥龄法和数学模型法。三种方法在操作上难易程度不同，计算结果的精确度不同，直接关系到设计水平、基建投资和处理可靠性。正因为如此，国内外专家都在进行大量细致的研究，力求找出一种精确度更高而又便于操作的计算方法。 1污泥负荷法 这是目前国内外最流行的设计方法，几十年来，运用该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］ V=24LjQ／1000FwNw=24LjQ／1000Fr(1) 污泥负荷法是一种经验计算法，它的最基本参数Fw(曝气池污泥负荷)和Fr(曝气池容积负荷)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，例如我国的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单位容易混淆，譬如我国设计规范中Fw的单位是kgBOD/ (kgMLSS·d)，但设计手册中则是kgBOD/(kgMLVSS·d)，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的浓度，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，例如我国设计手册中推荐的普通曝气的Fw为0.2～0.4kgBOD/(kgMLVSS·d)［2］，其数值和设计规范完全一样，但单位却不同了。设计中经常遇到不知究竟用哪个单位好的问题，特别是设计经验不足时更是无所适从，加上近年来污水脱氮提上了日程，当污水要求硝化、反硝化时，Fw、Fr取多少合适呢? 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B OD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来看，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值高达300～400 mg/L，有的则低到不足100 mg/L，有的污水SS/BOD值高达2以上，有的SS值比BOD值还低。污泥负荷是以MLSS为基础的，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值差异很大时，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)［3］，1995年又推出了活性污泥二号模型(简称ASM2)［4、5］。 2数学模型法
数学模型在污水处理厂中的应用
数学模型在污水处理厂中的应用 发帖人: bluesnail 点击率: 487 郝二成，常江，周军，甘一萍 （北京城市排水集团有限责任公司，北京 100063） 摘要：综述了数学模型的发展历史，以及它在国内外污水处理厂中的应用情况，并对模型应用的问题和前景进行了分析。 关键词：数学模型；模拟；污水处理厂 模拟是污水处理设计和运行控制的本质部分，数学模型的核心是从反应机理出发，在一定条件下，在时间和空间范围内模拟、预测污水处理的实际过程。数学模型的应用可以大大减少我们的实验工作量，不仅提高了工作效率，而且节省了大量人 力、物力和财力。 在发达国家，应用数学模型从事污水处理工艺开发、设计及实现污水处理厂运行管理的精确控制，已相当普遍，而我国 在这一方面尚处于起步阶段，扩展的空间很大。 1 数学模型的发展 活性污泥法是废水生物处理中应用最广泛的方法之一。起初对活性污泥过程的设计和运行管理主要依靠经验数据，自20世纪50年代后期，Eckenfelder等人基于反应器理论和生物化学理论提出活性污泥法静态模型以来，动态模型研究不断发展，已 成为国际废水生物处理领域的研究热点。 传统静态模型以20世纪50 ~ 70年代推出的Eckenfelder、Mckinney、Lawrence-McCarty模型为代表，这些模型所采用的是生长－衰减机理。传统静态模型因为具有形式简单、变量可直接测定、动力学参数测定和方程求解较方便，得出的稳态结果基本满足工艺设计要求等优点，曾得到广泛应用。然而，长期实际应用也表明，这种基于平衡态的模型丢失了大量不同平衡生长状态间的瞬变过程信息，忽视了一些重要的动态现象，应用到具有典型时变特性的活性污泥工艺系统时，存在许多问题：无法解释有机物的“快速去除”现象；不能很好的预测基质浓度增大时微生物增长速度变化的滞后，要突破这些局限，必须建 立动态模型。 污水生物处理的动态模型主要包括Andrews模型、WRC模型、BioWin模型、UCT（University of Cape Town）模型、活性污泥数学模型、生物膜模型和厌氧消化模型等，其中以活性污泥数学模型研究进展最快，应用也最广。1983年，IAWQ（国际水质协会）成立了一个任务小组，以加快污水生物处理系统的设计和管理实用模型的发展和应用。首要任务是测评现有的模型，
活性污泥法动力学模型的研究进展
活性污泥法动力学模型的研究进展 [摘要]从模型的机理、功能等方面对活性污泥法动力学的微生物模型、传统静态模型和动态模型进行简要的介绍，并分析比较了各自的优缺点。 [关键词]活性污泥法模型ASM 活性污泥法是废水生物处理中应用最广泛的方法之一。起初对于活性污泥过程的设计和运行管理主要依靠经验数据，自20世纪50年代后期，Eckenfelder 等人基于反应器理论和生物化学理论提出活性污泥法静态模型以来，动态模型研究不断发展，已成为国际废水生物处理领域的研究热点。但我国在该领域的研究尚处于起步阶段，与国际先进水平还存在很大差距。 1微生物模型 1942年，Monod发现均衡生长的细菌的生长曲线与活性酶催化的生化反应曲线类似，1949年发表了在静态反应器中经过系统研究得出的Monod模型[1]：Monod模型实质上是一个经验式，是在单一微生物对单一基质、微生物处 于平衡生长状态且无毒性存在的条件下得出的结论。Monod模型的提出使废水生物处理的设计和运行更加理论化和系统化，提高了人们对废水生物处理机理的认识，进一步促进了生物处理设计理论的发展。由于微生物模型描述的是微生物生长和限制微生物生长的基质浓度之间的关系，它是活性污泥法数学模型的理论基础。微生物模型的不断发展和计算机技术的普及同时也推动了活性污泥数学模型研究的日趋深入。 2传统静态模型 传统静态模型主要有20世纪50-70年代推出的Eckenfelder、Mckinney和Lawrence-McCarty模型，这些模型所采用的是生长-衰减机理[2]。 2.1Eckenfelder模型 该模型提出当微生物处于生长率上升阶段时，基质浓度高，微生物生长速度与基质浓度无关，呈零级反应；当微生物处于生长率下降阶段时，微生物生长主要受食料不足的限制，微生物的增长与基质的降解遵循一级反应关系；当微生物处于内源代谢阶段时，微生物进行自身氧化。 2.2McKinney模型 该模型忽略了微生物浓度对基质去除速度的影响，认为在活性污泥反应器内，微生物浓度与底物浓度相比，属低基质浓度，微生物处于生长率下降阶段，代谢过程为基质浓度所控制，遵循一级反应动力学。并首次提出活性物质的概念，
活性污泥法实验
活性污泥实验 一、 实验目的 1、观察完全混合活性污泥处理系统的运行，掌握活性污泥处理法中控制参数（如污泥负荷、泥龄、溶解氧浓度）对系统的影响； 2、加深对活性污泥生化反应动力学基本概念的理解； 3、掌握生化反应动力学系数K 、Ks 、Vmax 、Y 、Kd 、a 、b 等的测定。 二、 实验原理 活性污泥好氧生物处理是指在有氧参与的条件下，微生物降解污水中的有机物。整个过程包括微生物的生长、有机底物降解和氧的消耗，整个过程变化规律如何正是活性污泥生化反应动力学研究的内容，活性污泥生化反应动力学内容包括： （1）底物的降解速度与有机底物浓度、活性污泥微生物量之间的关系； （2）活性污泥微生物的增殖速度与有机底物浓度、活性污泥微生物量之间的关系； （3）有机底物降解与氧需。 1、底物降解动力学方程 Monod 方程： S Ks S V dt dS +=- max （1） Vmax-------有机底物最大比降解速度， Ks-----------饱和常数， 在稳定条件下，对完全混合活性污泥系统中的有机底物进行物料平衡： 0)(=++-+dt dS V Se Q R Q Se Q R Q So （2） 整理后，得
dt dS V Se So Q - =-)( （3） 于是有 S Ks S V Xt Se So XV Se So Q +=-=-max )( （4） 而M F Xt Se So XV Se So Q /)(=-=-，F/M 为污泥负荷。 完全混合曝气池中S=Se ，所以（4）式整理后可得 max 11max V Se V Ks Se So t X +=- （5） （5）式为一条直线方程，以Se 1 为横坐标，Xt Se So -（污泥负荷）为纵坐标，直 线的斜率为 max V Ks ，截距为max 1 V ，可分别求得max V 、Ks 。 又因为在低底物浓度条件下，Se< 安徽建筑大学 废水处理生物模型论文 专业：xx级市政工程 学生姓名：xxxx 学号：xxxxx 课题：废水处理生物模型概述 指导教师:xxx xx年xx月xx日 废水处理生物模型概述 xx （安徽建筑大学环境与能源工程学院，合肥，230022） 摘要：废水处理生物模型在污水处理厂的设计、运行控制和工艺优化等方面发挥着日益重要的作用,目前已成为了污水处理领域的研究焦点。本文综述了废水处理生物模型的研究和发展过程，并重点介绍IWA模型和神经网络法的特点及其在国内外的研究现状，阐述了国际水协会(IWA)推出的活性污泥1号、2号、2D 号、3号模型(ASM1、ASM2、ASM2D、ASM3)各自的特点和使用限制条件;介绍了几种基于ASM系列的新模型。最后对模型的研究和应用进行了展望,有待从完善模型机理,模型模块化,混合模型等方面进一步的研究生物模型。 关键字：生物模型；ASM；神经网络；活性污泥 1 引言 如何提高污水处理效率和过程优化控制策略是国内外污水处理研究领域普遍关注的问题。污水处理过程具有时变性、非线性和复杂性等鲜明特征,这使得污水处理系统的运行和控制极为复杂。此类困扰可以通过数学模型方法进行解决，特别是在当今计算技术发展迅猛的前提下，通过模拟计算以实现不同工况条件下、不同设计方案的对照比较，或模拟预测未来短时内的运行状况以便及时调整运行策略。在我国当前水环境形势下，开展污水处理过程数学模型方法研究,即具有重要的理论价值，也有紧迫的现实需要。 2 数学模型概述 2.1废水处理生物模型的发展 20世纪50年代以来,国外一些学者把反映生化过程机理的微生物生长动力学引入污水处理领域[1]。20世纪80年代末,国际水协会(IWA)提出的活性污泥1号模型(ASM1)，取得了很大的成功,是早期较为,完善的污水处理数学模型研究之一。通过模拟计算,使污水处理的设计和运行更加理论化和系统化,提高了人们对污水生物处理过程的认识,不仅节省了大量的经济成本,而且提高了污水处理相关工作的质量和效率。随着时间推移,各式各样的污水处理数学模型不断出现,并且被应用于满足不同的研究和工程目的。与国外发达国家相比,我国的污水处理数学模型研究和应用稍显落后,但近年来发展十分迅速。我国较早的污水处理模型研究可以追溯到20世纪50年代采用美国大学Clemson开发的简化ASM1模拟软件SSSP对北京北小河污水处理厂运行进行了稳态模拟[2]。进入世纪以来,随着我国经济的迅速发展,水环境问题日显突出,环境法规对污水排放标准也逐渐严格,如何最低成本地提高污水处理效率、实现达标排放成为亟待解决的问题。 2.2 ASM系列的三套模型 国际水质协会(IWA)总结了以前的研究成果,对组分的划分和测定、过程的定义以及模型的表达方式等方面作了进一步的改进,于1987、1995、1999年先后推出了ASM系列的三套模型[3]。 1)ASM 1活性污泥1号模型 (ASM 1)采用了死亡-再生机理,体现了对代谢残余物的再利用。模型综合了活性污泥系统中碳氧化、硝化、反硝化的三个过程,全面体现了活性污泥系统的主要功能,成为活性污泥过程模型研究和相关模拟软件开发的基础。模型对反应组分和过程进行了细致的划分,包括13种组分, 8个反应过程, 14个动力学参数和5个化学计量系数,在表述上采用矩阵的形式[4],可以表达更多的信息,使模型更加直观,易于理解,便于计算机模拟计算。 第六章 生物反应动力学基础（张婷婷） 请对发现的文字错误及格式等进行修订，同时对我蓝色标出的要求进行补充完善。。注意此章节中公式编辑器所编辑的公式均可正常显示并编辑，所以不用更改为word 格式。辛苦了，谢谢！孔秀琴 一、底物降解速率 底物降解速率即每天每公斤活性污泥能降解多少公斤的BOD 5,其单位为： d kgVSS kgBOD ?/5，是反映生物反应器处理能力的重要参数。生物反应系统中，反应器 容积等重要参数是根据系统的底物降解速率（污泥负荷）来确定的。底物降解速率的函数关系式如下： S k S v Xdt dS s +=max （6-1） 式中： Xdt dS —比降解速率，单位 d -1 m a x v —最大比底物降解速率，即单位微生物量利用底物的最大速率 K S —饱和常数 X —微生物浓度 S —底物浓度 环境工程中，一般S 较小，当S K S ≤≤时，分母略去S ，并令 2max k k s =υ，,即可得下式： S k Xdt dS 2= （6-2） 上式积分可得：错误！未找到引用源。 t X t S S ??-=2k 0e （6-3） 那么已降解的底物含量为： ）（t X k t S S S S ??-?=-=2e -100 （6-4） 式中：?S —降解的有机底物浓度 0S —初始的有机底物浓度 t S —t 时刻剩余的有机底物浓度 上式中，因一般生物系统活性污泥浓度x 为定值，所以可令12k X k =，同时把已降解的底物浓度用BOD t 浓度代替，初始底物浓度用BOD U 代替,，即得下式： )1(1t k u t e BOD BOD ?-= （6-5） 即得5日生化需氧量和总需氧量之间的换算关系式： （6-6） 因C o 20时，23.01 =k ，则可得到： u BOD BOD 68.05= 环境工程中，用污泥负荷来表示有机物（底物）的降解速率，是特定工艺处理能力的度量参数。在工程设计中，在确定生物反应器的容积及排泥量等关键数据时，污泥负荷是重要的设计参数，其值的选取直接关系到整个工程的造价。根据工程参数所确定的污泥负荷定义式如下： Xt S S XV S S Q N e e ) ()(00-=-= （6-7） 式中：N —污泥负荷，单位kg/kgVSS ﹒d V —反应器的有效容积，单位m 3 污泥负荷即底物比降解速率，其函数关系式也可写作 S k S k S N s 2max =+=υ （6-8） 二、微生物增殖 有机底物经过微生物降解作用后，其中一部分经氧化产能代谢为H 20和CO 2、小分子的有机物等，一部分则通过微生物合成作用转变为新的细胞物质，表现为微生物的增殖，同时微生物还通过内源呼吸作用而不断衰亡，表现为污泥的衰减。所以底物降解和微生物增殖之间存在着必然联系。生物反应系统需要根据微生物的增殖速率来确定泥龄、进而确定剩余污泥排放量等重要数据，所以其相互之间的关系可用下式表示： d K Xdt dS Y Xdt dX -= （6-9） 第九章污水处理好氧系统模拟软件 第一节污水处理系统模拟软件研究的必要性当前，活性污泥法在污水处理领域得到了广泛应用，形成了多种多样的的污水处理工艺，针对这样一个多变量、强耦合、高度非线性、时变时滞系统，国内外提出了多种数学模型，并以此加快工艺改进、优化决策、提高污水处理设计水平。其中，模拟有机物、氮和磷去除的活性污泥系统模型(activated sludge models，简称ASMs)系列模型是当今活性污泥系统模拟的主流模型。 随着有机物降解和微生物增值的数学模型的发展，采用计算机仿真技术模拟污水处理过程得到了广泛的应用，出现了越来越多的污水处理系统专业模拟仿真软件。国外污水处理专业仿真软件的发展相对成熟，包含的模型库比较丰富，可模拟的工艺过程覆盖面广，常用的包括ASIM、SSSP、EFOR、GPS-x、SIMBA、STOAT、WEST、BioWin等。这些仿真模拟软件可以通过连接单元模块模拟污水处理工艺过程，在实际污水处理的系统评估、运行管理及工艺优化中均发挥了作用。国内相关仿真软件的应用和开发都相对较少，一般采用通用型仿真软件如Matlab/Simulink、Mathematica等研究相关模型，相比专业仿真软件效率较低。 针对新业薄片公司和烟草薄片行业工业生产废水处理过程，国外污水处理专业模拟软件和通用型仿真软件都存在一些问题。对于国外污水处理专业软件：1.没有中文界面与语言支持：2.价格昂贵，一般包括单独使用费用和培训费用，如果进行二次开发和研究，需要另外购买版权或研究人员版本；3.新业薄片公司工业废水处理设施施工完成后，在较长时间内基本处理工艺流程不会改变，这意味着商业软件中全品类的处理模块、工艺单元、模型结构等只能选择其中某几项使用，其它功能或模块都得不到应用，软件无法获得理想性价比。对于通用型仿真软件来讲：1.仿真模型移植性差，与仿真软件本身绑定,难以封装到污水处理的监测、控制系统中；2.缺少可视化界面或人机交互功能，相较商业软件良好的人机接口而言，通用型仿真软件多采用命令行实现，参数修改比较繁琐。此外，由于废水种类、地域差异、暴雨径流和处理地地质条件等均会影响废水的水质组分，不同的废水及其特定的处理工艺，有其特有的化学计量系数和动力学参数，因此模型进水水质组分及部分模型参数的确定直接关系到模拟预测的准确程度，国外 活性污泥法工艺的原理 一、活性污泥的形态、组成与性能指标 1.活性污泥法工艺 活性污泥法工艺是一种应用最广泛的废水好氧生化处理技术，其主要由曝气池、二次沉淀池、曝气系统以及污泥回流系统等组成（图2-5-1)。废水经初次沉淀池后与二次沉淀池底部回流的活性污泥同时进入曝气池，通过曝气，活性污泥呈悬浮状态，并与废水充分接触。废水中的悬浮固体和胶状物质被活性污泥吸附，而废水中的可溶性有机物被活性污泥中的微生物用作自身繁殖的营养，代谢转化为生物细胞，并氧化成为最终产物(主要是CO2)。非溶解性有机物需先转化成溶解性有机物，而后才被代谢和利用。废水由此得到净化。净化后废水与活性污泥在二次沉淀池内进行分离，上层出水排放；分离浓缩后的污泥一部分返回曝气池，以保证曝气池内保持一定浓度的活性污泥，其余为剩余污泥，由系统排出。 2.活性污泥的形态和组成 活性污泥通常为黄褐色（有时呈铁红色）絮绒状颗粒，也称为“菌胶团”或“生物絮凝体”，其直径一般为0.02~2mm；含水率一般为99.2%~99.8%，密度因含水率不同而异，一般为1.002~1.006g/m3；活性污泥具有较大的比表面积，一般为20~100cm2/mL。 活性污泥由有机物及无机物两部分组成，组成比例因污泥性质的不同而异。例如，城市污水处理系统中的活性污泥，其有机成分占75%~85%，无机成分仅占15%~25%。活性污泥中有机成分主要由生长在活性污泥中的微生物组成，这些微生物群体构成了一个相对稳定的生态系统和食物链（如图2-5-2所示），其中以各种细菌及原生动物为主，也存在着真菌、放线菌、酵母菌以及轮虫等后生动物。在活性污泥上还吸附着被处理的废水中所含有的有机和无机固体物质，在有机固体物质中包括某些惰性的难以被细菌降解的物质。 三．活性污泥的增长规律 1、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。 2、一般可用活性污泥的增长曲线来描述:（见附图1） 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。 ● F/M 值: 在温度适宜、DO 充足、且不存在抑制物质的条件下，活性污泥微生物的增殖速率主要取决于微生物与有机基质的相对数量，即有机基质(Food )与微生物(Microorganism )的比值，即F/M 值。 F/M 值也是影响有机物去除速率、氧利用速率的重要因素。 实际上，F/M 值就是以BOD 5表示的进水污泥负荷(5sBOD L )，即： )(55d kgVSS kgBOD X V B Q L M F v i sBOD ???== 3、一般来说，可将增长曲线分为以下四个时期： (1) 适应期；(2)对数增长期；(3)减速增长期；(4)内源呼吸期。 ● 适应期: (1)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； (2)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。 (3) BOD 5、COD 等各项污染指标可能并无较大变化。 ● 对数增长期： (1) F/M 值高(>2.2d kgVSS kgBOD ?/5)，所以有机底物异常丰富，营养物质不是微生物增殖的控制因素； (2) 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； (3) 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； (4) 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 污水处理中微生物的数学模型 10234033——金颖 活性污泥法的曝气池中发生的底物浓度和活性污泥微生物增长过程都可以用动力学理论来描述。将动力学引入活性污泥法系统，并结合系统的物料平衡，就可以建立活性污泥法系统的数学模型，以便对活性污泥法系统进行科学的设计和运行管理。 活性污泥法模型主要包括两个方面：1.底物浓度速率与底物浓度、生物量之间的关系；2.微生物增值速率与底物浓度、生物量之间的关系其中在活性污泥法动力模型中最著名的是劳伦斯和麦卡蒂、艾肯菲尔德、麦金妮三大动力学模型。其中最重要的当属劳伦斯和麦卡蒂模型，因为它在实际工程设计中运用最广泛。 建立模型的假设：1.曝气池出去完全混合状态；2.进水中的微生物浓度与曝气池中的活性污泥微生物浓度相比很小，可假设为零；3.全部生物降解的底物处于溶解状态；4.系统处于稳定状态（稳定假定）；5.二沉池中没有生物活动；6.二沉池中没有污泥积累，泥水分离良好。7.颗粒态有机物质的生物网捕瞬间完成。8.有机物质与有机氮的水解以相同的速率同时发生。9.微生物的衰减与电子受体的形式无关。 建立关于废水中的有害物质在一定时间内的质量平衡关系建立函数关系，另一方面，关于废水中微生物的浓度的该变量建立函数关系，得到两个非线性方程：V [c（t+△t）-c （t）]=Qc0△t-Qc(t)△t-r1b（t）c（t）V△t V [b（t+△t）-b（t）]=r2c(t)b(t)V△t-db(t)V△t-Qb(t)△t (以上两方程推导在接下来会介绍)，化简后得到两个微分方程 dc/dt=Q/V(C0-C)-r1b(t)c (t)V△t （1） db/dt=(r2C-d-Q/V)b （2） 由方程（1），（2）可计算出两个平衡点P1，P2。 由于无法得到解析解，于是我们讨论其稳态和动态过程，在稳态情况下，有两个平衡点P1和P2，通过单调性和函数关系式，加上不得超过国家的排放标准，得到反应池的最佳体积；在动态过程中，我们考虑最坏的情况，也即t=0时刻，c0突然增至c02.于是在前两个方程中令c0=c02.，以稳定平衡点P1为初值，用数值方法对于体积计算C（t）将所得的结果以图形展示。最后，我们将结合具体的实际例子，带入数据，分析所得的结果，研究其与现实的差距和可行性。 有害物质的进入量为Qc0△t，有害物质的分解转化量为r1b（t）c（t）V△t，而有害物质的排出量为Qc(t)△t；另一方面，对于池内微生物的浓度，因为满足质量平衡关系，在（t，t+△t）时间内，我们得到微生物在这段时间内增值的数量为r2c(t)b(t)V△t，在时间内衰亡的数量为db(t)V△t，在时间内排出的微生物的量为Qb(t)△t。根据池内有害物质的质量平衡关系，在（t，t+△t）时间内，我们抓住有害物质的改变量=进入量-排出量-分解转化量这一重要关系式，我们得到： V [c（t+△t）-c（t）]=Qc0△t-Qc(t)△t-r1b（t）c（t）V△t 由此我们得到微分方程： dc/dt=Q/V(c0-c)-r1b(t)c(t)V△t （1） 类似的，根据池内微生物的平衡关系和以上模型假设，关于卫生的浓度该变量有： V [b（t+△t）-b（t）]=r2c(t)b(t)V△t-db(t)V△t-Qb(t)△t 化简后就得到： db/dt=(r2c-d-Q/V)b （2） 由方程（1），（2）可计算出两个平衡点P1，P2。 考虑到化工厂种类繁多，其产生的废水也大不相同，因此，对不同类型的废水需要用不同的微生物，通过查阅生物化学方面的资料和书籍，我们得到了如下资料，以提高废水的处理效率。 最后将实际情况带入我们的公式中，其方法比较通用，但缺点还是存在的，在建立模型过程中，假设了池内有害物质和微生物的浓度在任何时候都是均匀分布的，显然这个是违背事实的，实际情况中各类生物的浓度会随时间而不断变化，不可能是均匀分布的。另外，微生物依靠有害物质而增值的速率（指单位时间的百分比）与有害物质的浓度成正比，比例系数为r2，但这个假设适合于有害物质浓度不大的情况，如果有害物质浓度过大的话，那么情况将更复杂，需要建立更为复杂的数学模型。 活性污泥法的动力学基础 活性污泥法动力学研究的目的是：定量地研究微生物在一定条件下对有机污染物的降解速率，使污水处理在比较理想的条件下，达到处理效率，并且使得工艺设计和运行管理更加合理。此外，通过动力学研究，明确有机物代谢和降解的内在规律，以便人们能够主动地对污水生物处理的生化反应速度进行控制，以达到处理的要求。 主要介绍了莫诺德方程和以此为基础建立的劳伦斯－麦卡蒂方程。 1、莫诺德方程 该方程是莫诺德在1942年用纯种微生物在 单 一无毒性的有机底物的培养基上进行的微生物增殖速率和底物浓度之间的关系研究试验中得到的，并提出了与描述酶促反应速度与有机底物关系式类似的微生物增殖速率和底物浓度关系式，此后，他人进行的混合微生物群体组成的活性污泥对多种有机底物的微生物增殖试验，也取得了与莫诺德提出关系相似的结果，这说明莫诺德方程是适合活性污泥过程的。 要熟悉莫诺德方程的推导及推论，熟悉莫诺德方程中各常数的求解。 2、劳伦斯－麦卡蒂方程 劳伦斯－麦卡蒂基本方程是根据莫诺德方程建立的动力学关系式，仍是基于微生物的增殖和有机物的降解过程。该方程强调污泥龄（即细胞停留时间）的重要性，由于污泥龄可以通过控制污泥的排放量进行调节，因此，劳伦斯－麦卡蒂基本方程在实际应用中的可操作性强。另外，由劳伦斯－麦卡蒂基本方程衍生的其他关系式可以确定曝气池出水有机物浓度、曝气池微生物与污泥龄的关系浓度，确定污泥龄与污泥回流比的关系，确定有机物在高浓度与低浓度时的降解关系，确定活性污泥表观产率与污泥产率的 关系等等。 活性污泥法的净化机理、过程及影响因素 1、净化机理及过程 ⑴活性污泥中的微生物在酶的催化作用下，利用污水中的有机物和氧，将有机物氧化为水和二氧化碳，达到去除水中有机污染 物的目的。 ⑵净化过程 活性污泥去除污水中有机物的过程一般分 为三个阶段： ①初期的吸附去除阶段 在该阶段，污水和污泥在刚开始接触的5～10min内就出现了很高的BOD去除率，通常30min内完成污水中的有机物被大量去除，这主要是由于活性污泥的物理吸附和生物吸附作用共同作用的结果。 活性污泥法初期的吸附去除的主要特点包 括以下几点： 道采用耐腐蚀的玻璃钢管道。 长距离、高水头、高压力、完全重力式输水管路排气十分重要,设计根据地形隆起点全线120km内设置了排气阀88个,排泥阀57个,检修闸门220个,各种不同转角弯头414个,各种连接三通175个。 由于网前压力随用水量大小浮动,为保证压力稳定在高位调节水池出口,进入网前的管道上设置了两组消能调流阀,其主要作用为流量、压力控制、事故控制、均恒供水正常运行控制。 为降低温变应力避免爆管,设计要求错开高温季节施工,否则需增加22个管道伸缩节,并要求钢管探伤射线检查合格后允许回填。 埋地钢管安装前应做好防腐绝缘,焊缝部位未经试压不得防腐,在运输和安装时应防止损坏防腐层,钢管内防腐采用高分子聚合无毒涂料(普通级)二底二面,外防腐采用高分子聚合涂料。地下水较浅、基础干燥处采用三布一油,地下水位高,基础潮湿及管件过河处全部采用重加强四油两布防腐。过虾池、盐碱地处增加阴极保护措施,阳极采用锌铝阳极,钢管内外喷砂除锈。 ★作者通讯处:110006沈阳南湖南五马路185巷3号 辽宁省城乡建设规划设计院 电话:(024)23214754 收稿日期:2000-4-24 活性污泥法动力学模型的研究与发展 彭永臻 高景峰 隋铭皓 提要 通过介绍前国际水质协会(IAWQ)最新推出的第三套活性污泥法动力学模型(ASM3),来探讨活性污泥法动力学模型的发展。ASM3进一步弥补了其前身ASM1的不足与缺陷,更适合于编制计算机代码。ASM3可以预测活性污泥系统的耗氧量、污泥产量、硝化和反硝化。在ASM3中,衰减(溶菌)过程是以内源呼吸理论为基础的。ASM3强调了转换系数和胞内贮存物的重要性。 关键词 活性污泥法动力学模型3(ASM3) 硝化 反硝化 耗氧量 动力学参数 0 活性污泥法数学模型概述 1942年Monod提出了以米-门公式为基础的M onod方程,在此基础上Eckenfelder、McKinney、Law rence和M cCarty等人建立了活性污泥法数学模型。这些数学模型都是静态的,仅考虑了污水中含碳有机物的去除,其中1970年推出的Law rence-M cCarty模型,强调了生物固体停留时间SRT的重要性,在污水处理学术界得到了比较广泛的承认。 活性污泥法动态模型主要有3种:机理模型、时间序列模型和语言模型。语言模型主要指专家系统,其研究尚处在初始阶段。时间序列模型又称为辨识模型,对监测控制系统的要求较高。机理模型目前主要有3种:①Andrews模型:特点是引入底物在生物絮体(活性污泥)中的贮存机理,区别溶解和非溶解性底物,解释有机物的快速去除现象,预测实际中观察到的底物浓度增加时微生物增长速度变化的滞后现象和耗氧速率的瞬变响应特性。②W Rc 模型:强调了非存活细胞的生物代谢活性,认为有机物的降解可以在不伴随微生物量增长的情况下完成,以此解释在应用M onod动力学根据有机物的去除预测微生物量增长时出现的问题。③IAWQ(原IAWPRC现IWA)模型:1985年IAWQ推出了活性污泥法1号模型(Activated Sludge Model No.1; ASM1),ASM1包含13种组分,8种反应过程,此模型先进之处在于它不仅描述了碳氧化过程,还包括含氮物质的硝化与反硝化,但它的缺陷是未包含磷的去除;1995年,IAWQ专家组又推出了ASM2,它不仅包含污水中含碳有机物和氮的去除,还包含了生物除磷和化学除磷过程,ASM2包含19种物质, 19种反应,22个化学计量系数及42个动力学参数; IAWQ专家组于1998年推出了ASM3。活性污泥动力学模型为新工艺的开发、辅助设计、污水厂的运行 给水排水 Vol.26 No.8 200015废水处理生物模型概述
第六章生化反应动力学剖析
活性污泥系统模拟软件
活性污泥法工艺的原理
活性污泥的增长规律研究讲解
污水处理中微生物的数学模型
环保专业一讲义：活性污泥法的动力学基础-环保工程师考试.doc
活性污泥法动力学模型的研究与发展_彭永臻