（市政工程专业论文）吸附——再生工艺及其建模研究.pdf

吸附再生工艺及其建模研究 摘要 污水处理工艺运行的最基本目标就是减少水中污染物质含量，第二个 目标是消除干扰的影响。建模和仿真是完成这两个目标的关键。本研究一 方面针对吸附一再生工艺中吸附阶段的污泥吸附性能，做了一定研究与讨 论，对活性污泥的吸附、平衡、解吸等现象加以说明：另一方面使用数学模 型：将a s m l 活性污泥模型与具体工艺相结合，当对概念的理解足够l 羊细 时，以a s m l 模型为基础，列出机理方程，试图解释发生在系统内部的各 主要活动。此机理模型的功能将更强大，因为它可外推出在物理模型实验 条件之外环境下的情况。 关键词：吸附一一再生工艺 吸附解吸 活性污泥模型 验证 r e s e a r c ho na d s o r p t i o n b i o d e g r a d a t i o nr e g e n e r a t i o n p r o c e s sa n dm o d e l l i n g a b s t r a c t t h eb a s ed i r e c t o r yo fw a s t e w a t e rt r e a t m e n tp r o c r s s e si st o r e d u c et h ec o n t e n to f p o l l u t i o n si nt h ew a t e r ，t h es e c o n do n ei s t oe l i m i n a t et h ei n f l u e n c eo f m o l e s t s m o d e l l i n ga n ds i m u l a t i o n a r et h ek e y st oa c h i e v et h e s et w og o a l s i nt h i sr e s e a r c h ，t h e r e a r es o m e i n v e s t i g a t i o n s a n dd i s c u s s i o no nt h ea d s p o r t i o n p h a s ea c t i v e ds l u d g eo ft h ea d s o r p t i o n b i o d e g r a d a t i o n r e g e n e r a t i o np r o c e s s ， s o m ei n t r o d u c t i o n sa b o u t a d s o r p t i o n ，e q u i l i b r i u ma n dd e s o r bo fa c t i v a t e ds l u d g e ；o nt h e o t h e rh a n d ，m a k i n gu s eo fm a t h e m a t i c a lm o d e l ：c o m b i n e dt h e a s mm o d e lw i t hf r o n d o s e p r o c e s s ，w h e ng e t t i n ge n o u g h d e t a i l e dc o n c e p t i o n s ，m a k i n gm e c h a n i s mf o r m u l a t i o n sb a s i s f r o ma s mm o d e l ，t oe x p l a i nt h em a i na c t i o n so fi n n e rs y s t e m t h i sm e c h a n i s mm o d e l sw i l lb em o r ep o w e r f u l ，a st h e yc a n c o n c l u d es i t u a t i o n st h o s eo u to fl a b o r a t o r y c o n d i t i o n so f p h y s i c a lm o d e l s k e yw o r d s a d s o r p t i o n b i o d e g r a d a t i o nr e g e n e r a r i o np r o c e s s ， a d s o r p t i o n ，d e s o r b ，a c t i v a t e ds l u d g em o d e l ，v a l i d a t e 插图清单 图2 1 污水与活性污泥混合曝气后b o d 。值的变化动念8 图3 一l 连续式实验工艺流程1 7 图3 2 小试试验装置图1 8 图3 3 中试实验装置图1 8 图3 4 c o d 长期监测结果2 l 图3 5 氨氮长期监测结果1 7 图3 6 磷酸盐长期监测结果1 7 图3 7 污泥中分离出的白色絮体1 8 图3 8 絮体在显微镜下观察到的钟虫团1 8 图3 9 絮凝池与再生池泥比吸附量随时白j 变化情况对比1 9 图3 一1 0 污泥c o d 吸附率2 4 图3 1 l 对f r e u n d l i c h 经验公式的曲线拟合2 5 图3 一1 2 s c o d 吸附效果比较2 5 图3 1 3 化粪池废水与葡萄糖配水吸附效果对比2 6 图3 一1 4 氨氮去除效果2 6 图3 一1 5 磷酸盐去除效果2 6 图3 一1 6 钟虫实验结果2 4 图4 一l 工艺流程图2 5 图4 2 惰性悬浮物x 。的流程2 7 圈4 3 沉淀池分格模型图3 6 图4 4 流入与流出再生池物料平衡图3 j 图4 5 关于口的叫歇实验结论4 3 图4 6 第二次实验所得数据图象4 3 图4 7 计算模型图4 8 图4 8 间歇o u r 呼吸计量法所测o u r 曲线5 3 表格清单 表1 - 1 我国废水排放量与c o d 排放量2 表3 1 连续式试验的进水水质1 5 表3 2 主要实验设备、仪器、材料及其数量1 5 表3 3 测试项目与分析方法1 6 表4 l 模型中各构成部分的命名与含义2 9 表4 2 模型的过程计量2 9 表4 3 模型的过程动力学2 9 表4 4 模型中的参数。2 9 表4 5 参数默认值4 2 表4 6 实验结果汇总表5 6 附表1a s m l 矩阵模型( 碳氧化、硝化及反硝化的过程动力学与化学计量) 一。，6 1 独创性声明 本人声明所譬交的学位论文是本人在导师指导卜进行的研究上作及取得的研究成果。据 我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的 研究成果，也不包含为获得 盒蟹些盔堂 或其他教育机构的学位或证书而使用过的 材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均己在论文中作了明确的说明斤表示谢 意。 学位论文作者签名：杏醐5签字日期：v 阳喝 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全r 解金壁i ：些盔：羔有天保留、使用学何沦文的规定，有权保留片 向圜家有关部门业机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被夼阅和借阅。本人授权_ j 竺篷 ：业太堂可以将学位论文的全部或部分内容编入有天数据库进行榆索，可以采i h 影印、缩 印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。 ( 保密的学何论文在解密后适用本授权书) 学位论文作者签名： 参删易 签字日期：v 锣年辛月“，日 ， 学位论文作者毕业后左向 工作单位： 通讯地址： 导师签名 动习吣 签字日期：m 年乒月埽日 电话： 邮编： 致谢 感谢尊师王国明副教授。在已度过的两年多的研究生学习生活中，导 师敬业的工作精神、严谨的治学态度、正直的品格时刻感染着我激励着我， 使我毫不懈怠地度过了我生命中非常重要的学习生涯。尤其在论文的选 题、试验研究、论文撰写及修改过程中，导师的耐心帮助和精心指导更使 我受益非浅。在论文完成之际，谨向导师致以衷心的感谢和崇高的敬意! 感谢安徽建筑工业学院刘绍根副教授为本论文研究工作提供的试验 条件及对本人试验研究工作的具体指导。 感谢中国科学技术大学俞汉青教授、安徽建筑工业学院黄显怀教授、 和合肥工业大学苏馈足老师在我的学习、试验研究及撰写论文过程中给予 的无私帮助和教诲。 感谢蒋礼源、倪丙杰、李冰瑗、黄勇等同学和朋友给予的大力支持和 帮助。 感谢以下资金项目支持： 建设部2 0 0 3 年度科学技术项目资助( 0 3 3 0 2 2 ) 在此，还要深深地感谢我的父母和兄弟姐妹，正是他们长期以来的无 私关心、爱护、帮助和鼓励，使我克服了重重困难，不断前进。 感谢在我成长过程中给予指导、帮助和关心的老师、同学和朋友。 最后对本论文的评阅人和答辩委员们的帮助和指导表示衷心的感谢! 第一章绪论 水是人类生存与发展的最宝贵的自然资源。进入2 l 世纪，人类面临着洪涝 灾害、干旱缺水及水环境恶化的挑战。在我国，人1 2 1 的增长、经济的发展、城 市化进程的加速，都给水资源的开发与利用带来巨大压力，许多城市水资源短 缺严峻。同时水污染仍来得到基本控制，水环境与水生生态状况依然十分严峻， 严重威胁着人类的生存与发展。因此，保护水资源，治理水污染，维护水环境 及水生生念的均衡，对受到污染的水体进行综合整治，已成为刻不容缓的任务。 1 1 l 1 1 我国主要水体的水质与污染状况 1 1 1 主要河流的水质状况 根据国家环保总局2 0 0 0 年中国环境状况公报的资料，我国7 个重点水 系( 长江、黄河、珠江、松花江、海河、淮河、辽河y 流域的总体水质状况为： 符合i 类水质者占1 6 4 ；符合i i 类水质者占2 5 9 ；符合i i i 类水质者占1 5 5 ： 符合类水质者占2 1 6 ；符合v 类水质者占6 9 ；劣于v 类水质者占1 3 8 。 7 个重点水系的水质达到i 、i i 、i 、类者5 7 8 ；达到i v 、v 类者2 8 5 1 劣 v 类者1 3 8 。流经城市河段普遍遭到污染，主要污染物为有机物、氨氮、石 油类等。7 大水系水环境不容乐观。 1 1 2 淡水湖泊、水库的水质状况 1 9 8 6 1 9 8 9 年我国有关部门曾对2 3 座蓬要湖泊、水库进行了分析调研。结 果表明，几乎全部被调查的湖泊、水库水体中的总氩部超过了0 2 m g l ，有的 湖泊、水库甚至达到了1 0 5 0m g l 。有2 0 的湖泊、水库水体中的总氮大f 5 0 m g l ；9 2 以上的湖泊、水库水体中总磷超过了0 0 2 m g l ；近5 0 的湖泊、 水库中总磷达o 2 1 0 m g l 。湖泊、水库水中的浮游植物总数高。叶绿素q 浓 度亦高。以上事实说明，我国大部分湖泊、水库的水质已达到不同程度的富营 养化或超富营养化程度。 根据国家环保总局2 0 0 0 年中国环境状况公报报道，太湖1 0 1 个监测点 位中，2 2 个总氮、总磷超过国家标准，情况严重，仍属富营养化状态。环湖主 要河流及环湖交界水体污染严重。安徽巢湖的1 2 个监测点位，有5 4 属于v 类水质，4 6 属于劣v 类水质。其水中总氮与总磷严重超标，属中富营养化状 态。云南滇池，湖体1 3 个监测点位均属劣v 类水质，草海污染尤其突出，外海 有机耗氧物指标基本可达i 类水质要求。该湖总氮与总磷污染严重，属重富营 养化状态。 1 1 3 地下水水质状况 地下水污染有两个特点：一是隐蔽性，极难察觉，但一旦发现，已极为严 重：二是难治理，危害巨大，造成巨大损失。近几十年来我国地下水污染只益 加剧。2 0 世纪8 0 9 0 年代对1 1 8 座城市连续2 7 年的监测资料表明：约6 4 的城市地下水遭受较严重污染，3 3 的城市地下水污染较轻，仅3 的城市地下 水基本清洁，污染很轻。主要污染物有：总硬度、氨氮、硝酸盐、亚硝酸盐、 酚极其化合物、铬、砷、汞、氰化物及细菌等。 1 1 4 近海海域的水质状况 目前我国沿海城镇包括直辖市、特区城市、省级县级城市及县己逾2 0 0 座， 人口约1 4 亿。由于城市化程度高，人类生产生活活动集中。近海海域的水质 污染亦趋严重。总体情况是：近海海域环境质量逐年退化，近海污染范围f 益 扩大，外海水质尚属良好，重金属污染得到较好控制，油污染重点转向南部海 域，但营养盐污染发展迅速，赤潮频发，范围日广，海洋生态环境遭到破坏， 对海洋生物资源、渔业及人体健康产生不良影响。 1 i 5 我国的水污染现状 我国各类水体遭受的污染，其污染源基本上来自点源与非点源两类。属点 源的有工业废水、城市生活污水与畜禽养殖场废物与污水；属面源的有农刖径 流( 含农药、化肥) 以及垃圾填埋场的渗滤液等。表1 1 列出了近年来我网工 业废水和生活污水排放量及c o d 排放量变化的数据。 年份 废水排放里1 0 8 m mc o d 排放置1 0 4 t a - 业废水生活污水总昼工业废水，上活污水总最 1 9 9 52 8 1 61 3 3 ，7 4 1 5 3 1 6 2 2 96 1 0 32 2 3 3 2 1 9 9 72 2 7 ，01 8 9 04 1 6 01 0 7 3 0 6 8 4 01 7 5 7 0 1 9 9 82 0 0 51 9 4 8 3 9 5 3 8 0 1 06 9 5 01 4 9 6 0 1 9 9 9 1 9 7 32 0 3 8 4 0 1 1 6 9 1 ，76 9 7 21 3 8 8 9 2 0 0 01 9 4 22 2 0 94 1 5 17 0 5 07 4 0 5 1 4 4 5 0 表1 - 1 我国废水排放量与c o l 3 排放量 近年来，我国加大了城市基础设施建设的力度。迄1 9 9 9 年，全国城市排水 管道长度已达1 3 4 x1 0 4 k m ，建设部门统计的全国城市废水处理厂已达4 0 2 座 ( 含一级处理和二级处理) ，处理能力达2 6 5 4 1 0 4 m 3 d ( 即9 6 8 7 1 0 8 m 3 a ) ， 其中二级处理能力为1 1 6 4 x1 0 4 m 3 d ( 即4 2 4 9 1 0 8 m 3 a ) 。城市废水处理率约 2 6 3 ，二级处理率达1 1 5 。当前，我国城市废水处理事业随着城市化进程的 加速而蓬勃发展，对水体污染的蔓延起着遏制作用。由于过去在这方面欠帐太 多，因此还需加大建设力度1 2 - 5 1 。 1 1 6 我国污水处理厂现状t o l 城市污水是城市水环境污染的主要来源之一。目前解决城市污水污染的主 要措施是建设集中式污水处理厂。一般发展中国家都采取先建设一级处理然后 再逐步完善二级处理的策略。但以自然沉淀为主体的一级处理污染物去除较低， 难以有效控制水环境污染，为提高其去除率，必须加以强化处理：而已建成的 二级生物处理厂，由于其高昂的运行费和高能耗，也希望能够通过强化一级处 理，减轻二级处珲的负荷，降低能耗。近年来，一级强化处理技术的研究已引 起了国内外水处理工程界的关注和重视。 我国城市污水处理厂以二级生物处理为主，特别是近年建成的污水处理厂多为 二级处理。但由于能耗大，运行费用高，相当数量的污水处理厂没有正常运行， 实际处理能力远低于设计能力。 我国中小城镇多，分布面广，污水排放量大( 约占城市污水总量的7 0 ) ， 资金缺乏，废水处理任务十分艰巨。因而这些城市的污水处理厂应分批建设， 在近期内大力发展并逐步普及一级处理厂，经过强化一级处理，以较少的投资 削减较大量的污染负荷，到条件成熟时再建没二级处理工艺。这对我国这样经 济不发达而环境污染又严重的国家具有十分重要的现实意义。 1 3 选题的目的、意义及目前国内外的研究概况 1 3 1 选题的目的、意义 在城市污水处理中，以沉淀为主的一级处理对有机物的去除率较低，悬浮 固体s s 去除率一般为4 0 6 0 ，b o d 5 去除率仅为2 0 3 0 ，c o d 去除率 为5 0 左右。以自然沉淀为主体的一级处理虽然具有：【艺投资少、能耗低的优 点，终因其污染物去除率较低而难以有效控制城市水环境持续污染的发展状况。 国内目f i 对城市污水处理技术的研究大多偏重于二级处理。二级生物处理，特 别是传统活性污泥法，基建费用大，能耗高，对于我国这样一个建设资会和能 源郜严重不足的发展中国家来说，短时间内很难普及。掘统计f ”，我国已建成 的城巾污水处理厂中就有7 0 左右囚运转费用商而不能f 常运转，j f 常运转率 尚不足3 0 。且即使足荚国等发达国家，也有不少人对废水处理的高能耗提出 异议。多数研究者都极力在传统二级处理工艺的基础上，寻找一定途径降低处 理费用，以缓解我国城市污水处理领域长期被资会困扰制约的状况，这些研究 尽管也收到了一定的效果，但由于二级处理本身的特点( 有机物氧化分解) 所限， 大幅度降低费用已被证明可能性不大。因而研究和开发“高效低耗”的污水处 理技术具有重要的现实意义。城市污水强化一级处理能够有效削减污染物排放 总量，减缓水环境的污染，因而近几年来得到国内外环保工作者的广泛关注。 但这些研究均为实验室或者中试阶段，尚未工业化，另外这些处理技术的作用 机理还有待进一步深入研究 s l 。 污水处理工艺运行的最基本目标就是减少水中污染物质含量，第二个目标 是消除干扰的影响。活性污泥工艺的建模和仿真是完成这两个目杯的关键。最 基础的模型设计仅仅是一个概念模型，通过这一概念工程师将一个复杂系统 转化为一种景象来表示系统如何工作；然而概念模型不能为设计提供足够信息， 于是他们构建物理模型，比如小试反应器或中试处理厂，这样可测试不同工艺 方法，如果时间充足可得到完全满意的结果。然而由于时间和资会的限制，不 能对各种可行方案进行试验。这样，人们转而使用数学模型：先通过统计方法 模拟物理模型实验的结果来创建经验模型，当对概念的理解足够详细时，以经 验模型为基础，列出机理方程，试图解释发生在系统内部的各主要活动。此机 理模型的功能将更强大，因为它可外推出在物理模型实验条件之外环境下的情 况。 1 3 2 目前国内外的研究概况 ( 1 ) 生物絮凝工艺的机理研究 对于活性污泥吸附机理的研究结论目前尚无定论。到目前为止，关于污泥 絮凝的机制最有可能成立的是细菌胞外聚合物( e x t r ac e l l u a rp o l y m e r ，e c p ) 的 学说。m c k i n n e y ( 1 9 5 6 ) 首次提出胞外多糖是诱导污泥絮凝的原因。t e n n e y f l 9 6 5 ) 、 b u s c h ( 1 9 6 8 ) 提出胞外高分子聚合物“架桥”的絮凝模型。根据这种理论，细菌在 内源呼吸期所产生的胞外长链高分子聚合物在细胞之间起联结作用，使细胞聚 集到一起而沉降。这种模型与l a m e r 和h e a l y ( 1 9 6 3 ) 提出的无机颗粒絮凝沉降 相类似【9j 。近来，对生物吸附的研究多集中于利用生物污泥吸附性能分离去除 水中的重金属离子和有毒有害难尘物降解物质等0 叫3 1 。一般认为。对重会属离 子的去除以物化吸附作用为主，对悬浮物的去除以生物絮凝作用为主，絮凝作 用的主要物质足胞外聚合物( e c p ) ，不同微生物表面j 细微成分和结构的差别 也可以导致絮；疑，大量微生物形成的絮体又可以通过接触絮凝等作用去除水中 的污染物质。二价阳离子在絮凝吸附过程中起藿要的架桥作用。 ( 2 ) 生物絮凝工艺去除废水中污染物 废水中颗粒状和胶体状物质首先必须由细胞外酶水解，使其转化成小分子 化合物，然后才能被细菌吸收和降解。 m a l z l l “”j 提出生物絮凝是一个物化反应过程：细菌分裂细胞外的脂类、碳 水化合物和蛋白质：部分碳水化合物的裂解产物直接作为絮凝剂，并通过表面 作用力，使水中悬浮物和胶体颗粒失稳；大分子脂肪酸与金属氧化物的水化物 反应生成疏水性物质，它对溶解性有机物也有很强的吸附力；物化作用的基础 是生物絮凝中的微生物，主要是兼性细菌。 根据m a l z 的物化反应过程，由细菌胞外酶作用可产生“自然絮凝剂”。“自 然絮凝剂”在一定的条件下可以利用原污水中的悬浮固体s s 作为“絮核”，使 悬浮物质和胶体物质以及游离性细菌脱稳，然后相互凝聚。粒径小于ll i m 的颗 粒，其脱稳依靠布朗运动已足够。对于胶体大颗粒的脱稳，需要一定的速度梯 度。生活污水中的悬浮固体状有机物、无机物与细菌混杂在一起，在城市管网 中形成具有自发絮凝性、结构较为稳定的共存体，这种共存体进入生物絮凝区 4 后，在“自然絮凝剂”、空气搅拌及生物絮凝区内原有胶菌团的诱导等作用下很 快脱稳且相互絮凝，并与原有的胶菌团结合在一起，成为活性污泥组成部分。 与此同时，积聚在絮体表面和内部的细菌通过吸收、氧化污染物质也出现程度 有限的增殖。由于细菌在吸收、氧化污染物质的过程中可形成夹膜的表面粘液 物，使细菌细胞和积聚在污泥絮体上的颗粒( 已脱稳的胶体、游离细菌和悬浮 物) 紧紧地与污泥絮体结合在一起，且新生成的夹膜和粘液物又可进一步凝聚 和联结其它物质。因此，生物絮凝区所形成的活性污泥具有较强的吸附能力和 较好的沉降性能。另外，空气搅拌为污水中悬浮物提供的良好反应条件以及由 于胶体脱稳、污泥回流而使絮凝区的悬浮物浓度提高，大大地提高了絮凝反应 的速度和效果。而絮凝吸附的速度的加快又有助于细菌吸收和氧化速率的提高， 加速了有机物的去除。后续沉淀池中流速适中、水流平稳的条件，使生物絮凝 区的物质可以在此形成一个活性“悬浮泥渣层”，网捕、过滤和吸收水中悬浮物、 胶体颗粒及游离性细菌，进一步完善反应过程，保证泥水充分分离。这样，相 当多的污染物质就被裹夹在悬浮泥渣层中，最终以剩余污泥的形式得以排除。 ( 3 ) 生物絮凝工艺的应用一一好氧生物絮凝与厌氧生物絮凝 活性污泥对废水的净化过程经历两个阶段：吸附阶段和氧化阶段。吸附阶 段能在1 0 3 0 m i n 内去除7 0 9 0 的有机质，其去除机理是絮凝和吸附。掘此， 早在5 0 年代和7 0 年代就有研究者提出了两种改进的活性污泥处理法：吸附再 生( 接触稳定) 法f 1 6j 和a b 法【l7 1 。两种方法都不设仞沉池，分别在吸附池和a 段完成悬浮物质和胶体物质的生物絮凝吸附过程水力停留时| 日j 一般为3 0 m i n 左右，负荷高，泥龄短，产泥量大。英荚等国的絮凝澄清池工艺【1 0 1 就足在辐 流式= 沉池中殴胃中心絮凝井，并加以机械搅拌，使尘物絮状体在吲液分离之 时先进行絮凝，约2 0 m i n 完成9 2 的絮凝反应，提高了沉淀效率，使二沉池的 出水的s s 小于1 0 m g l ，达到了三级处理水质标准。f 1 本学者i l 副以生物絮凝与斜 板沉淀池结合处理生活污水，m l s s1 0 0 0 2 0 0 0 m g l ，h r t 约为l h ，s s 去除率 达到7 0 ，s c o d 去除率达3 0 以上。韩国学者 1 8 】提出的f c s 系统即絮凝一 一澄清一一稳定系统，作为增强型一级处理工艺。絮凝池采用机械混合，h r t 为3 7 m i n ；稳定池连续曝气，d o 控制在2 m g l 左右，m l s s 为1 0 0 0 1 4 0 0 m g l ，s r t 为3 天，h r t 为3 小时，澄清池h r t 约为1 7 小时，处理c o d 为7 3 1 4 3 m g l 、s s 为7 9 1 18 m g l 的人工合成污水，c o d 和s s 的去除率达 7 l 左右，污泥s v i 在6 1 1 0 2 m l g 之间，沉淀性能良好。韩国k a n gy o n g t a e 等 1 9 1 丌展了絮凝吸附强化处理低浓度有机废水的研究，结果表明，人工合 成的原水( c o d = 7 3 1 4 3 m g l ，s s = 7 9 1 1 8 m g l ) 经处理后，c o d 和s s 的去除率分别为7 l 7 4 和7 0 7 l 。污泥活化池h r t 约3 h ，即可达到 稳定的去除有机物。其内溶解氧的浓度变化( 2 4 5 m g l ) 基本不影响有机 物去除效果。该系统具有相当大的f m 范围，比传统工艺更能有效地处理低 有机物浓度污水和超负荷污水，虽然进水中有机负荷波动大，但c o d 及s s 的 去除率均稳定在7 0 左右。该系统还可有效控制丝状菌污泥膨胀，增强污泥的 沉降性能。法国p u i o l 等1 2 0 l 研究发现，活性污泥吸附能力随着s v i 增加而显著 提高，并受污泥曝气条件、温度和废水的组成的影响：丝状菌具有较强的吸附 能力。受a b 法运行机理的启发，我国学者研究了城市污水的一级半处理方法 i2 1 i 。即用高负荷生物接触氧化工艺，在容积负荷l o 3 0 k g c o d m 3 d ，h r t 为 3 0 4 5 m i n 的运行条件下，处理模拟城市污水，c o d 去除率为6 0 8 0 ，污 泥产率为0 5 5 0 7 3 k g s s k g b o d 5 ，有机物去除可达1 7 k g c o d m 3 d 。此外，我 国学者【1 8 】还研究开发了絮凝一沉淀系统，也是在辐流式二沉池中心进水e l 设 置絮凝池，改善活性污泥絮凝条件，使沉淀池澄清能力提高3 0 左右。j - ch u a n g 等 2 2 1 让回流比为1 5 的沉淀池的污泥进入再生池进行3 0 r a i n 的曝气，伙复活性 的污泥回到絮凝池，以提高絮凝吸附性能，其c o d 的去除率达到4 9 。蒋展 鹏等1 2 3 i 提出了“絮凝吸附一沉淀一活化”城市污水强化一级处理工艺( 即活化 污泥法) ，当h r t 为1 0 5 r a i n ，絮凝池污泥浓度为1 2 9 l ，污泥充氧时i 日j 为1 h ， c o d 和s s 的去除率分别可达到6 0 7 0 和7 0 左右，强化处理效率明显。尤 作亮等 2 4 i 用生物絮凝吸附法处理生活污水，当絮凝池水力停留时间为0 5 h ，沉 淀时蚓为l h ，污泥回流比为3 0 时，c o d 、s c o d 、b o d 5 、s s 、有机氮和总 磷的平均去除率分别达到6 8 9 、4 l 、6 6 5 、8 6 8 、5 1 和2 4 2 。 早在1 9 5 3 年，e n m a r t e n s o n 1 8 】就获得了一项厌氖吸附工艺处理污水的专 利。后来s c h r o e p f e r 和z i e m k e ( 1 9 5 9 ) 【1 8 】发现厌氧污泥对有机物有快速吸附现 象，并在半个小时达到了吸附平衡。由此提出了厌氧吸附一污泥再生处理工艺， 可处理低温、低s s 的废水。r r i f i a t 等| 2 纠( 1 9 9 5 ) 以2 l 的反应器利用厌氧污 泥的吸附能力问歇处理合成污水，污泥浓度1 0 9 l ，水力停留时问1 5 分钟，即 口丁去除4 0 的有机物质。s h i m i z u 等1 2 6 1 以厌氧颗粒流化床生物反应器( a f p b ) 代替初沉池，投加p a c l 0 0 m g l l 和一种弱阴离子高聚合物2 m g l ，以形成污泥 颗粒，h r t 为2 h ，对s s 和c o d 的去除率高达9 6 和9 5 。北京环境科学研究 院【5 】以水解( 酸化) 池代替传统的城市污水初沉池，2 5 4 小时的水力停留时 间，在常温下c o d 去除率为4 0 左右。b o d 5 去除率为2 5 ，s s 的去除率达 8 0 ：且系统抗冲击能力较强，溶解性有机物比例显著增加，b o d 5 c o d 从进 水的o 3 4 5 提高到o 4 0 4 ，改善了后续的好氧生物处理条件。刘杏等1 2 7 】针对我国 南方城市污水浓度普遍偏低，大多数二缴污水处理厂不能按设计水质运行，从 而造成运行管理不便和资源浪费的现状，提出了升流式厌氧污泥床一厌氧生物 滤池复合厌氧强化一级处理工艺( u a s b + a f ) ，并针对低浓度生活污水丌展了 强化一级处理试验研究。实验表明，在常温下，当水力停留时间为4 h 时，系统 对低浓度生活污水处理效果良好，对c o d 、b o d 和s s 的去除率分别为 5 9 8 3 7 2 7 7 、6 6 0 6 一7 7 4 3 和8 2 5 3 8 7 0 3 ，其处理效果和出水水 6 质明显优于普通初沉池一级处理。 ( 4 ) 活性污泥工艺的数学模型 运用现代数学、生化知识和计算机技术，并结合实验数据，可以建立各种 活性污泥工艺数学模型，为将柬污水处理的工业化生产和自控运行提供科学的 指导。 1 9 8 7 年，国际水协推出了a s m i 号模型，不仅推出了模型本身，更提出了 污水特性的描述方法，发展了计算机代码，并提供了一套参数缺省值，因此得 到了广泛的认同与应用并作为模型进一步发展的基础；1 9 9 5 年，出版了活性 污泥2 号模型书，包含了脱氮和生物除磷过程；同年n o v a k 推出了 m a t h e m a t i c a lm o d e lf o rs o l u b l ec a r b o n a c e o u s s u b s t r a t eb i o s o r p t i o n 一文，仍采用a s m 模型中的矩阵符号及表迷方 式，是对生物吸附絮凝工艺数学建模的有意义的尝试：1 9 9 8 年基于对活性污泥 工艺的深入理解又推出了a s m 3 ，值得注意的是，胞内贮存物在生物的新陈代 谢中起着极其重要的作用。 近年来，随着模型的推广与研究的进一步深入，人们发现，a s m 3 也不是 活性污泥的最终模型或“总模型”。同a s m l 样，它是一个可用于深化发展 的平台。许多模型的研究与应用人员期待着得到活性污泥系统的“最终的总模 型”。过去的经验表明，取得新进展的周期越柬越短，相信获得“总模型”也为 时不远了。 ( 5 ) 本研究的工作内容 本研究包括两个稻对独立的部分：一方面针对吸附一一再生1 ：= 艺中吸附与 再生两段中的污泥的吸附效能进行试验、对比与分析( 污泥在微氧( 0 2 0 7 m g 1 ) 短停留时间( 3 0 r a i n ) ，无曝气的情况下，仍具有一定吸附能力| 2 圳) ， 通过实验对污泥在p h 中性，等温条件下的吸附性能，吸附时间。吸附与解吸 情况等进行了研究，并与f r e u n d l i c h 经验公式进行了拟合；另一方面以深入分 析过程机理为目的，通过把n o v a k 的生物吸附数学模型及a s m l 号活性污泥模 型分别与吸附一一再生工艺中的吸附段与再生段相结合并引入吸附一一再生工 艺系统中束建立该工艺的数学模型，并加以验证。以期获待数学上易操作、 模拟准确、能代表系统内基本过程的数学模型。 7 第二章生物絮凝原理与a s m 活性污泥模型 2 1 生物絮凝 2 1 1 生物絮凝工艺提出 人们很早就观察到了吸附现象，但是第一次定量的观测是s c h e e l e 2 9 1 和 f o n t a n a 3 0 】分别在1 7 7 3 年和1 7 7 7 年所作的木炭和黏土吸附气体的试验【】。而 对活性污泥吸附性能进行定量研究的则是史密斯。 史密斯曾将含有溶解性和非溶解性混合有机物的污水和活性污泥一道进行 曝气，发现污水的b o d 5 值沿曝气时间的降解工况里图2 1 所示的状态1 3 ”。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( 5 1 0 m i n ) 内， 污水中的有机污染物即被大量去除，出现很高的b o d 去除率。 图2 一l 污水与活性污泥混合曝气后b 0 n s 值的变化动态 这种初期高速去除现象是由物理吸附和生物吸附交织在一起的吸附作用所 导致产生的。研究表明，活性污泥有很大的表面积( 介于2 0 0 0 1 0 0 0 0 m 2 m 3 混合液) ，在表面上富集着大量的微生物，在其外部覆盖着多糖类的粘质层，当 其与污水接触时，污水中悬浮和胶体状态的有机污染物即被活性污泥所吸附而 得到去除，这一现象就是“初期吸附去除作用”。 随着对活性污泥法研究的深入，对它的作用原理有了更清楚的了解。一般 把活性污泥的作用过程分为三步：第一步，在活性污泥与污水接触的初期，通 过附聚、吸附、吸收作用使得水中的有机物含量迅速降低。第二步，是活性污 泥对有机物进行氧化分解，用来使细菌生长，维持新陈代谢。第三步，沉淀分 离。溶解性有机物通过吸附、吸收而去除，不溶解性有机物则是通过机械捕获、 混凝、吸附等物理作用附聚于细菌絮体及表面。其中，第一步是物理、化学、 生物作用共同产生的结果。这一过程的综合作用一一附聚、吸附、吸收，被称 为生物吸附 3 3 】。 基于此理论出现了吸附一再生活性污泥法( 接触稳定法) ，2 0 世纪7 0 年代 中期德国亚琛工业大学宾客( b o h n k e ) 教授又提出了吸附一生物降解 ( a d s o r p t i o n b i o d e g r a t i o n ) 工艺。有学者将两种方法结合改进成为生物絮凝吸 8 附法。 2 1 2 生物絮凝吸附工艺运行机理 根据水质分析，城市污水中除含有非生命物质外，还含有许多具有生命力 的微生物，这些微生物来自人和动物的( 如饲养场、屠宰场等) 的排泄物和一 些发酵工业排出的废液。人类连续排泄的细菌约有5 1 0 能在好氧或兼氧 的条件下存活和增殖，从而在原污水中会不断诱导出活性很强的微生物群落。 测定表明，城市污水中存在着大量的微生物。一般污水排放点到污水处理厂的 连接管道( 或沟渠) 长达几公里至几十公里，这实际上是一个中间反应器，在 此中间反应器中即进行着有机物的分解及微生物的适应、选择和生长繁殖过程。 在污水输送过程中形成的适应性强的微生物大多附着在污水中的固体物质上， 而目前大多数的传统法污水处理工艺都忽略了这一点。在原生污水中存在的微 生物群落基本上与高负荷活性污泥法阶段的相同。泰安污水处理厂试验中观察 到的现象表明，原污水中存在大量已适应原污水的微生物，这些微生物具有自 发絮凝性i ) ”，形成了大量的生物絮体。 生物絮体主要是由微生物群落、丝状菌、有机颗粒、无机颗粒和胞外聚合 物组成【3 5 , 3 6 】。颗粒形成絮体一般经历2 个过程：碰撞和粘附。颗粒的碰撞是由 颗粒的布朗运动、流体的剪切力和偏离沉降产生的。布朗运动仅影响小颗粒 ( d 沉淀池水解与解吸； c o d u , 吐2 c o d 刚一+ c o d “t 一+ 紫一专名c c 意+ c 考，c 意魄t 而杀产篇甏 又。? 沉淀池固液分离良好，上清液中无固体组分。 c o d t o 吐= s s 2 + s 您 c o d 神= c o d 犷气+ c o o 扩气+ 等器争 一毒扇c 彘，r 彘+ c 热x 彘魄- 赤叫 + c o d t o t t 一+ 翌妄写争一专磊c 靠，c 乏i 号+ c 彘， c 孝w “引丽b ，a 粉+ b n x b u 一南( 1 疗) + 幻x 肼- 百南， 再牛船斥商信河下寸讲行讨俭。 4 3 2 再生段 4 321 数学模型的组分 惰性悬浮物：x 1 3 ( + x p ) ，未包含在任何转化过程中，但它包含在模型中， 对过程的运行起重要作用，成为挥发性悬浮固体的一部分。 易生物降解物质s s 3 ：在好氧或缺氧条件下由异养菌的生长去除由水解生 物絮体诱捕的颗粒状有机物生成。 慢速可生物降解物质x s 3 由水解去除，通过异氧菌和自氧菌的衰减形成， 即衰减结果是细胞物质转化为慢速可生物降解物质。 系统中的生物。x b h 代表异养菌，x b a 代表自养菌。异养微生物在好氧或 缺氧条件下生长形成，衰减引起破坏；自养菌只能在好氧条件下生长，也是由 衰减破坏。 由生物衰减生成的颗粒产物x p ，这部分颗粒产物由异养菌和自养菌的衰减 形成，但不被破坏。由于降解速率太低，实际上在活性污泥系统s r t 内看作是惰 性的。 反应器d o 的浓度s 0 3 。模型中只反映了氧的消耗，而未包括氧的输入。在 列氧的物料平衡式时，合适的氧转输过程速率方程应包括输送项。氧的利用只 和异养菌及自养菌的好氧生长有关，和微生物衰减无关。假定衰减导致慢速生 物降解物质的释放，这部分有机物经过循环转化成可溶性底物，从而被更多细胞 的生长所利用。因此，和衰减直接相关的篙氧量，被替代为由依赖释放的底物生 长的新微生物的需氧量。异养菌的生长系数小于l ，导致与衰减相关的生物量 净损失，因此。依靠释放底物生成的微生物量比微生物损失量少。自养菌生长 的化学计量系数4 7 5 是氨态氮转化为硝态氮相关的理论需氧量。 模型中的另一类电子受体是硝酸盐氮s n o ，它由自养菌的好氧生长产生，在 异养菌的缺氧生长中去除。虽然亚硝酸盐是硝化反应的一个中间产物，为了简化。 在模型中假定硝酸盐是氮的唯一氧化形式。在异养菌的缺氧生长化学计量系数 中，因子2 8 6 是硝态氮转化为n 2 的氧当量，包含它是为了维持单位的统一。 溶解性氨氮s n h ，假定其是离子( 铵) 和非离子( 氨) 形态的总和。然而在p h 呈中性条件下，非离子形态的氨氮很少，所以可以简化模型中的氨氧化，以总 铵氮质量浓度表示。氨氮由溶解的可生物降解的有机氮氨化生成。通过微生物 生长去除。氨氮的主要转化是作为自养菌好氧生长“i y a ”的能源，然而，在 细胞合成过程中也结合了氮，在异养菌和自养菌的生长中包含了氮的利用项 “i x b ”。 溶解的有机氮s n d ，是由颗粒状有机氮水解生成，通过氨化作用转化为氨 态氮。 颗粒态可生物降解有机氮x n d ，它是由异养菌和自养菌的衰减量i x b 减去 惰性颗粒产物量f p i x p ，它的损耗是由氨化作用引起的。 4 3 2 2 模型中的反应过程 基本上考虑4 个过程：微生物生长、微生物衰减、有机氮氨化、被生物絮 体捕获的颗粒有机物的水解。为便于模拟，易生物降解物质被看作是异养菌生 长的唯一底物。慢速生物降解物质被认为是生物絮体瞬间将它从悬浮状态下捕 获而去除，然后发生的反应会将它转化为易生物降解物质。包含它们的目的是 为耗氧过程引进了延时，因为耗氧只和以易降解物质为底物的微生物生长有 关。假设衰减使活性生物转变为惰性颗粒产物和慢速生物降解物质，而慢速生物 降解物质再进入水解、生长等循环，这就使得对单一污泥系统中不同条件下的衰 减有更简单明白的表达。 异养菌的好氧生长。生长以溶解性物质为底物并导致异养菌的产生，同时 有氧的利用。需氧量等于净c o d 去除量( 去除的溶解底物减去微生物生成量1 ， 氨氮从溶液中去除并结合到细胞中。假定异养菌好氧生长动力学受双重营养物 限制影响，易生物降解底物和d o ，各组分影响以饱和涵数来控制。氧项的主要目 的是作为一个开关函数，在低d o 质量浓度时停止好氧生长，这样饱和系数k o h 的值很小：易生物降解物质的去除与微生物生长成正比。 异养菌以硝态氮为最终电子受体的缺氧生长。它也是依赖于易生物降解底 物，生成异养微生物。硝态氮用做最终电子受体，它的去除量和易生物降解物质 去除量与细胞生成量之差成比例。缺氧条件下异养菌最大比增长速率系数h 值较小，所以在速率表达式中加一个经验系数ng ( 1 ) 。缺氧生长依赖于硝态氮 的质量浓度，并且有氧存在时缺氧生长会受到抑制，所以加入开关函数 k o h i ( g o h + s o ) 这一项来反映其影响。 自养微生物的好氧生长。氨氮作为硝化菌比生长速率的能源，合成自养生 物细胞，并转化为硝态氮。另外，小部分氨结合到微生物中。氧的利用量与所 氧化的氨氮量成正比。模型中分别用氨氮和氧浓度的饱和函数表示自养菌比生 长速率对于它们的依赖关系，后者同时还是一个开关函数。随着污泥停留时间 增长，异养生物表观产率下降。此现象归结于多种机理，包括细胞的捕获、分 艇和维持能。在好氧条件下最常用的方法就是将所有机理结合成单一的速率表 达式，此表达式和活性污泥的浓度呈一级反应关系。 异养菌的衰减过程，基本采用了d o l d 等人的死亡再生理论。其速率与异养 微生物的浓度呈级反应关系。而速率系数无论在概念上还是数值上都不同于 以往的衰减系数。这种情况下衰减的作用是将微生物转化为颗粒物和慢速生物 降解底物的结合物。在这个过程中，没有c o d 损失，也不利用电子受体。而 且无论环境条件如何，衰减总是以恒定的速率进行( 即b h 不是电子受体或其质 量浓度的函数) 。生成的慢速生物降解物质随后水解一一如第七行所描述，释 放等量的易生物降解c o d 。如果是好氧条件，这些底物将伴随着氧的吸收被用 做合成新细胞；如果是缺氧状态，将消耗硝态氮进行细胞的生长；如果既没有 氧又没有硝态氮可利用，将不会发生任何转化，慢速生物降解底物将发生积累。 只有恢复好氧或缺氧状态时，它才被转化利用。 这