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西安建筑科技大学硕士学位论文 城市排水管道水质数学模型及模拟 专业：环境工程 硕士生：朱学兵 指撇：彭党聪教授 摘要 本文在解析活| 生污泥1 号模型( a s m l ) 和h v i t v e d - j a c o b s e n 排水管道模型的基础上，结 合反应器原理，建立了重力流排水管道内水质变化数学模型。采用v b 6 0 语言编制了排水管 道水质模拟程序，最后应用模拟程序对某排水管道进行了水质稳态模拟。 应用模拟程序对某排水管道中主要水质组分变化进行了稳态模拟。模拟结果表明：管道 中随着溶解氧的扩散和浓度的升高，快速笙物降解基质( s s ) 和慢速生物降解基质( ) ( s ) 浓 度迅速地减少，异养菌( x s h ) 浓度迅速增加；而在低溶解氧浓度和厌氧条件下，s s 可以保 存甚至增加，砥浓度降低，h 浓度变化较小。 对西安市某污水管道进行水质测定和模拟，各组分实测值与模拟值的相对误差均小于 5 o ，说明两者较为吻合，应用模拟程序可以对具有上述管道特征的排水管道内水质变化进 行有效和较为准确的模拟。通过分析管道中的水质组分变化可知s s 和砥浓度显著减少，x b h 浓度显著增加，氨氮( 跏 ) 、溶解态有机氮( s n d ) 、颗粒态有机氮( x n d ) 的浓度变化较 小，这种变化对后续污水处理厂采用脱氮除磷工艺时不利，但对后续污水处理厂采用除碳工 艺时有利。模拟结果对城市排水系统的设计具有参考价值。 关键词：排水管j 酋水质模型模拟程序水质组分模拟 西安建筑科技大学硕士学位论文 。! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! s ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! m a t h e m a t i c a lm o d e la n ds i m u l a t i o no f s e w a g eq u a l i t y i ns e w e r s p e c i a l t y ：e n v i r o n m e n te n g i n e e r i n g n a m e ：z h u x u e b i n g s u p e r v i s o r ：p r o f e s s o rd a n g c o n gp e n g a b s i r a c t b a s e do nt h ea c t i v a t e ds l u d g em o d e l n o 1 ，a n da s e w e r m o d e l ，w h i c h w a s p u t f o r w a r db y t h v i t v e d - j a c o b s e ni n 1 9 9 8 ，a n d c o m b i n e dw i t hr e a c t o r p r i n c i p l e s , as e w a g eq u a l i t y m a t h e m a t i c a lm o d e lw a s p r o p o s e d i ng r a v i t ys e w e r t h es i m u l a t i o n p r o g r a m w a sd e v e l o p e di n t h ee o m p n t e rl a n g u a g ev b 6 0 i nt h ee n d ，t h es i m u l a t i o np r o g r a mc o u l db eu s e dt os i m u l a t et h e v a r i a t i o n o f s e w a g eq u a l i t yi nas t e a d y s e w e r a p p l y i n gt h e s i m u l a t i o np r o g r a mt os i m u l a t ep o s s i b l ev a r i a t i o no ft h ec o m p o n e n to f s e w a g eq u l i t yi nas e w e r ，t h er e s u l t ss h o w e dt h a ts sa n dx sd e c r e a s e dm o r er a p i d l y ，x b m i n c r e a s e dm o r er a p i d l yw i t ht h ee n h a n c eo f r oc o n c e n t r a t i o na n db e t t e rt r a n s f e r i n ge f f e c t i o n ； a n di nt h eo p p o s i t es i t u a t i o n ，s sc a nb er e s e r v e do ri n c r e a s e 由x sd e c r e a s e d ，x b nc h a n g e d s l i g h t l y t h ep r o g r a mw a su s e dt os i m u l a t et h es e w a g eq u l i t yi nas e w e ri nx i a n f o ra l l c o m p o n e n t s r e l a t i v e d i f f e r e n c eo f s i m u l a t i o nd a t aa n dr e a ld a t ai sl e s st h e n5 o t h er e a ld a t a a c c o r dw i t hs i m u l a t i o nd a t at ol a r g ee x t e n t t h i sr e s u l t ss h o w e dt h ep r o g r a mc a nb eu s e dt o s i m u l a t et h ev a r i a t i o no fs e w a g eq u l i t yv a l i d l ya n de x a c t l yi nas e w e rw h i c hh a st h es a l d _ e c h a r a c t e r i s t i cw i t ht h a ts e w e r a n a l y s i n gt h er e a ld a t aa n ds i m u l a t i o nd a t a , s sa n dx sd e c r e a s e d a p p a r e n t l y ；x s ni n c r e a s e da p p a r e n t l y ；s n i ，s n d ，a n dx r c d h a v e l i t t l ev a r i a t i o n t h ev a r i a t i o no f s e w a g eq u a l i t yi na s e w e ri sn o tb e n i t i c i a lt od e n i t r i f i c a t i o na n db i o l o g i c a lp h o s p h o r u s r e m o v a l a tas u b s e q u e n tt r e a t m e n tp l a n t ，a n db e n i f i c i a lt oc a r b a nr e m o v a la t as u b s e q u e n tt r e a t m e n t s e w a g ep l a n t t h e s i m u l a t i o nr e s u l t sm a d er e f e r r e n c et ot h ed e s i g no f u r b a rd r a i n a g es y s t e m k e y w o r d s ：s e w a g eq u a l i t ym o d e ls e w a g ec o m p o n e n t v a r i a t i o ns i m u l a t i o n s i m u l a t i o np r o g r a m 声明 y6 1 6 7 3 3 本人郑重声明我所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工 作及取得的研究成果。尽我所知，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，也不包含本人或其他 人在其它单位己申请学位或为其它用途使用过的成果。与我一同工作的同 志对本研究所做的所有贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了致谢。 j ，申请学位论文与资料若有不实之处，本人承担一切相关责任。 论文作者签名： 关于论文使用授权的说明 蹁扣v 泽主越 本人完全了解西安建筑科技大学有关保留、使用学位论文的规定，即： 学校有权保留送交论文的复印件，允许论文被查阅和借阅；学校可以公布 论文的全部或部分内容，可以采用影印、缩印或者其它复制手段保存论文。 ( 保密的论文在论文解密后应遵守此规定) 论文作者签名：差芗萎给师签名：j 缈 注：请将此页附在论文首页。 西安建筑科技大学硕士学位论文 1 绪论 1 1 城市排水系统 水是人类生存最基本的要求之一，所以人类大多发展起源于江河附近也就不足为奇。河流 不仅可作为饮用水源，而且可作为受纳水体。过去人们使用最简单的方法来处理污水，即将污 水 j 入小沟或小溪内，然后汇入河流之中。例如，巴尔干的安特l ! 普市( a l _ 帆砷) 在十八世纪 以前一直把市内河道作为排放污水的下水道。然而，污水排放到露天沟渠里和街上也带来了大 量问题，如疾病流行、气味等，较严重的是1 9 世纪工业革命后，多次发生由于饮甩水的污染直 接导致的霍乱流行。因此随着城市的发展，怎样处置污水成为个越来越重要的问题。 在英格兰，最早的大型排水系统建造于1 9 世纪中叶。这些排水系统具有两种功能：输送污 水和防洪。由于每个城市的街道都铺上了柏油路，雨水不能渗透，因此，每次暴雨后街道都会 集流成河。所以，排水管道不仅排污水，也排雨水。 排水管道系统输送污水和雨水到受纳水体，虽然解决了城市污水和雨水的排放问题，却造 成了受纳水体的污染。这对公共健j 隶构成了很大的威胁o 妇血1 9 2 7 ) 。 1 9 世纪末，人们在许多科学发现的基础匕发展了第一种污水处理工艺。其原理是向污水中 通入空气，水中微生物( 悬浮微生物或者附着生物膜) 在分子氧存在的条件下，利用污水中的 有机物质作为营养源进行好氧代谢。这种工艺称为好氧处理工艺，其主要作用是去除水中的有 机污染物。随着污水处理工艺的旋展，厌氧生物处理工艺成为好氧友e 理之外的1 呻新工艺。在 厌氧处理中，有机污染物被转化为沼气，得到再生能源嫱移2 0 0 1 ) 。然而，这种工艺主要用于 处理高浓度有机废水，很少用于处理大型生活污水。 随着城市排水系统的发展，水体富营养化的问题引起人们广泛的关注。过量的氮、磷等营 养物质排入水体引发了藻类的大量生长，过量的藻类在夜间耗尽了水中的氧，抑制了鱼类等高 级动物的生长和生存。所以，将水中的营养物劂氐至一定浓度就可以阻止水体富营养化。自二 十世纪八十年代以来，人们在对活性污泥法的基础匕，发展了些去除水中营养物质的j 新| 工艺， 如缺氧一好氧( a o ) 法、厌氧一缺氧一好氧( a 幻) 法、氧化沟等。 城市排水系统( u 嘶s e 岫疹s 徊m ) 由卫生设备及室内污水管道系统、室外污水管道系统、 污水处理厂和受纳水体四部分组成( 图1 - - 1 ) 罔，各部分的功撇下： 卫生设各及室内污水管道系统：收集生活污水，并将其安全、卫生、快速地排送至室外污 水管道系统。在住宅及公共建筑内，各种卫生设备既是人们用水的容器，也是收集污水的容器， 从这个意义上讲，各种卫生设备又是城蒯 水系统的起点设备。 西安建筑科技大学硕士学位论文 室外污水管道系统：通过分布在地面下的重力流排水管道输送污水至泵站、污水厂或水体。 污水处理厂：处理和利用污水和污泥。 受纳水体：接纳处理后的污水。污水的最终处置或者是返回到自然水体、土壤、大气；或 者是经过人工处理，使其再生成为种资源回到生产过程。 图1 1 城市排水系统各组成部分 受纳水体 目前，国内外研究人员、学者、工程师对于城市排水系统的研究都集中在卫生设备及室内 污水管道系统、污水处理厂和受纳水体这三个部分，对于室外排水管道系统和排水系统各部分 之间的相互作用、相互影响的研究则相对较为薄弱。 1 2 排水管道系统的设计 从公元前6 世纪古罗马的“大沟渠”到现代排水系统，城市排水管道系统经历几千年的实 践和发展，积累了丰富的设计经验。目前，国内外排水管道系统的设计基本e 都是采用水力计 算法。 随着近年来排水科学技术的发展，人们对城市排水系统各部分的功能和角色有了更深的认 识。排水管道在将卫生设备排出的污水传输到污水处理厂的同时，在管道内部还进行着复杂的 物理、化学和生物学迎陧，这些过程的发生不仅僦响排水管道的辅6 j 巷效率、自身寿命莉污 水处理厂的入流水质，而且影响整个排水系统。在此认识的基础上，如果建立排水系统各部分 一的数学模型，如管道水质模型、污水处理厂模型、受纳水体滇型( 河流污染物扩散漠型) 嘲， 不仅可以用系统摸拟的方法来设计、维护、和管理排水系统的各部分，而且还可以实现整个排 水系统的优化。因此，理论上，用系统模拟的方法设计排水管道比水力计算法更合理。 西安建筑科技大学硕士学位论文 1z 1 现有设计方法纠 前已述及，城市排水系统( u 嘶s e 、w 蟹s 拇) 由室内及公共卫生设备、排水管道、污水 处理厂和受纳水体四部分组成，其中，室内及公共卫生设备的主要功能为收集污水( c o n e c 妇) ， 排水管道负责污水的输送( t r m s p o i 妇1 ) ，污水处理厂负责污水处理( t h 锄i h t ) ，而受纳水体 则为接纳处理后的污水( 融。丽罂) 。在这种观念的指导下，多年来城市排水系统的各部分被看 作相互独立，互不联系，对各组成部分的设计、运行、管理和维护也是独立进行。因此，现有 的设计方法是以实现排水管道的传输功能为基础，管道设计的关键是确定设计流量和管道特性 参数。通常，污水管道系统的主要设计内容包括： 设计基础数据( 包括设计地区的面积、设计人口数、污水定额、防洪标准) 的确定； 污水管道系统的平面布置； 污水管道设计流量计算和水力计算； 污水管道系统目些附属构筑物，如污水中途泵站、倒虹管、管桥的设计计算； 污水管道在街道横断面e 位置的确定； 绘制污水管道系统平面图和纵剖面图。 1 ，2 2 数学模型法” 所谓数学漠型法就彤酮生物反应数学陵型，结合排水管道的流体力学原理，采用删t 数 值计算方法定量的描述污水中的组分在排水管道系统中的变化。所以数学模型法的糖心是“水 质设计”。 管道在传输污水的同时，其内部还进行着复杂的物理、化学、和生物学过程，而这些过程 的发生宜接影响后续污水处理厂的入流水质，进而影响污水处理效果。通过系统模拟的方法进 行管道设计，使管道中水质变化朝着有利于后续污水处理的方向进行，从而获得更好的处理效 果。例如，对有脱氮除磷工艺的污水处理厂而言，如果其入流水质中含有更多的快速生物降解 基质，不仅捌盎船易利用，而且可以为反硝化和生物除磷提供充足的碳源，从而获得较好的 脱氮除磷效果；如果城市污水处理厂仅以除碳为主要目的，则在传输过程中，应尽量减少快速 生物降解基质，从而节约后续污水处理厂的供氧量。因此，现f 嘣 水系统的设计，应在满足传 输功能的前提下最大限度地满足污水处理工艺的水质要求，而要满足这一条件，必须借助数学 模型。 传统的观点认为，当污水被传输到污水处理厂时，对污水的处理才开始。排水管道的作用 就是传输污水到污水处理厂( 在雨雪天气时，合流制排水管道将未处理的溢流污水输送到临近 的受纳水体) 。随着城市排水科学的发展和公勰吓境意识的提高，这种“终端女鲤”的传统漠 西安建筑科技大学硕士学位论文 式正被延f 申至包括管道在内的“管道和污水厂共同处理”的新模式。管道作为生化反应器的作 用在过去的几十年中受到越来越多的关注和研究，尤其是原国际水质协会于1 9 9 4 年在丹麦奥尔 堡( a a k 曜) 召开的第一届“排水管道作为反应器( t h e & 阉锚al 氍艟) ”会议以来，排水管 道的研究目前已成为城市排水系统研究的热点。目前，对排水管道的研究主要集中于以下三方 面： 排水管道内发生的物理过程及其影响：主要研究污水中的悬浮黜管道中的沉淀、 泛起以及管道内流体力学条件的变化对颗粒形态的影响。例如a 盎d 盯r m 等人在关于沉淀物的 来源、沉降、积累以及特征方面所做的研究；m z 喀等人在关于沉淀物迁侈傍理以及其应用 方面所傲的研辩j 刊。 排水管道内发生的化学过程及其影响：主要研究污水中的组分之间、组分与管道中 的沉积物以及组分与管壁( 钧苴丰才料) 之间的相互作用关系，这种相互作用关系将对管道的 腐蚀及水质产生重要影响。例如厌氧过程中产生的邺在水中或汽水交界面被氧化成s 或s o ；， 这将可能导道的腐蚀印即。 排水管道内发生的生物过程及其影响：主要研究在各种条件下管道内的各种微生物 过程，包括有机物质的转化，微生物的增长与衰藐等。例如t 埘融k 妇l 等 应用a s m i ( 活 性污泥l 号模型涞描述重力流排水管道中的各种微生物过 尹田。 利用现代模拟工具模拟排水管道内发生的以上各种过程及其影响( 尤其是生物过程) ，预 测水质组分在排水管道内的变化，对排水管道的设计、维护以及污水处理厂的设计有着重要的 指导意义和应用价值。 在排水管道数学模型和皆酋水质组分变化方面，欧洲国家( 如丹麦、比利时、挪威、德国 等国) 做了很多的研究，如g 躅眦等于1 9 9 5 年提出的m 。【舳a p 模型圈，m r u a n 等提出 的关于合流制污水溢流的s 删9 8 1 m 模型圆圈( 1 9 9 7 ) ，t h b 吐妇曲9 a n 等于1 9 9 8 年提出的重力涮 水管道蜓掣l ；对于舒猷质组分变化，也从最简单的好氧重力流排水管道的研究拓展到好氧一 厌氧共同作用和压力流管道囹叨。 国内在e 述研究领域内几乎是空白，目前为止，尚未见到相关的研燃。因此，希望通 过对本课题的研究，为我国的排水管道模型和模拟方面的研究做一些开拓性的工作。 1 4 本课题的主要研究内容 本研究课题主要进行以下各个方面的理论和应用研究： 0 通过查阅支献资料，探明排水管道中的榭监卿相关鲴分之间的关系； 研究重力流排水管道内各种可能的生物过程，在此基础上，利用a s m l 和 t h v v e dk 。b 唧管道模型进行定量描述，建立管道水质数学模型； 西安建筑科技大学硕士学位论文 编写排水管道水质睫匿i 程序； 依据建立的模型和模拟程序，模拟与预测管道中各组分的变化情况； 结果检验。选择西安市某典型管段，通过现场实测，检验模型的精度，提出改进 精度的途径。 1 5 本课题的研究思路1 】 考虑到排水管道中所发生的各种反应过程，微生物过程占主导地位。因此，可以认为排水 管道和污水处理厂的本质相同( n 凼日l d 出1 9 9 蹲j j e d 出1 9 9 5 ) ，直接将污水处理系统的研究方 法应用于排水管道。 西安建筑科技大学硕士学位论文 2 排水管道数学模型 排水管道根据水的充满情况可以分为满流管和非满流管，本文中，我们研究的管道是短 力流非满流管道。 管道中微生物系统主要包括：异养微生物、电子供体( 溶解态基质和颗粒态基质) 和电子 受体( 如溶解氧) 。异养微生物、溶解态基威旺噘粒态基质都是有拥物质，它们不f 又存在于污 水中，而且存在于生物膜和沉淀物质中。微生物系统中所有的过程都包含这些有机物质以及相 关的电子受体。微生物系统中的主要微生物过程包括：异养菌的增长( 悬浮异养菌的增长和生 物膜异养菌的增长) 、异养菌的衰减、有机物质的去除以及溶解氧的消耗，重力涮e 水管道中 的主要榭【生物过程【见图2 1 。 图2 1 重力流排水管道中的主要微生物过程 21 1 排水管道中的物质传澍u 排水管道中的污水在流动的同时与管底的沉淀物质、管壁的生物膜以及污水上部的空气都 进行着物哽传递。污水上部的空气是污水中的溶解氧全部来源( 管道起始点的污水中可能携带 微量的溶解氧) ，氧气在向污水传递的同时，污水中生化反应所产生自q 气体( 如0 0 2 、h 器) 也 释放到污水上部的空气中。而污水与沉淀物以及与管内壁生物膜的物质传递机理目前尚处于研 究之中，其机理还不是 艮清楚。微生物系统的物质传输和交换过程见图2 - - 2 。 西安建筑科技大学硕士学位论文 排水管道系统 _ 叶 图2 2 管道中的物质传递 z1 2 潘瞄亏泥系统与排水管道中的陡l 生物系统的比产j 瑚 活性污泥系统和排水管道中的微生物系统都涉及微生物增长、衰减、有机基质的去除、溶 解性有机氮的水解等生物化学过程，从反应过程机理来说，其本质是相同的，但由于排水管道 的独特性，两者仍有以下不同点： 1 异养菌 活蝴系统与排水管道的微生物系统中异养菌t 蝴表2 - - i 。 表2 - i 活瞄刷萌删冰管道的艇物系统中异养菌比较 异养菌活性污泥系统排水管道 存在形式菌胶团、游离细菌、絮状污泥菌胶团、游离细菌、部分r 体、生物膜 增长速率基质浓度限制速率增长，速率小无基质浓度限审蟠率增长，速率大 活性 高 低 浓度 高，每升几千毫克( 以c o d 计) 低，每升几- 十毫克( 以c o d 讨- ) 2 基质 在 j 水管道中，基j 拣麟为丰富，微生物浓度j 丑对j 交低，而在活憎亏泥系统中，情7 舡 好相反，所以，活性污泥系统中的比基质去除速率要低于排水管道中的比基质去除速率。 3 电子受体 在活性污泥系统中，除了溶解氧可作为电子受体之外，硝酸盐也可作为电子受体，而在j j 西安建筑科技大学硕士学位论文 水管道中，几乎不存在硝化菌，因此，不存在硝酸盐作电子受体的问题，但对于管坡较小，管 径较大的排水管道，管内大部分污水处于无氧状态，因此，硫酸盐也可能作为电子受体。 4 m l 的去除 各种类型的活性污泥系统都是利用静置沉淀去除工艺流程中的s s ，产生含悬浮固体物 低的出水。排水管道中，既有沉淀过程，又有管底沉淀物的泛起过程，当排水管道系统处于稳 态时，沉淀过程与泛起过程达到动态平衡，因此，排水管道系统通常不能去除污水中的j 玛。 5 反应器比较 活隆鳓e 系统采用完全混合反应器，排水管道可看成是一个推流式反应器。 21 3 管道中氧的传递旧 传质过程是所有化学和生物化学反应发生的前提，两种反应物质必须i 蟊由至啪接触才能发 生反应。管道中氧的传递是指氧分子从管道上部的气相运动到管道中的液相，然后再从液相运 动到管内生物絮体内部或内壁的生物膜中。即氧的传递分为两们丑耀，气液表面传质和水中的 紊动扩散。所以，氯的传递速率可能控制了所有有氧参与的反应过程速率。 按照气一液传质双膜理论，由气体向液体的传递，只有在界面处受到传质阻力， 在水中紊动扩散不受到传质阻力。如果管道污水中没有好氧物质的存在，那么在管道 污水中的各个部分，溶解氧的浓度应该是相同的。而实际的排水管道水体中存在大量 的有机物质，进行着复杂的生化反应，消耗着污水中的溶锵氧。因此，管道污水中的 溶解氧浓度随着水深的增加呈降低的趋势，越靠近汽水交界面的部分，溶解氧浓度越 高；反之，溶解氧浓度越低。排水管道中溶解氧浓度分布如图2 3 所示。 图2 3 管道中溶解氧分布曲线 西安建筑科技大学硕士学位论文 从图2 3 中可以看出，在管道中离水面近的流层溶解氧浓度较高，随着水深的增 加，溶解氧浓度迅速下降，到一定的流层时溶解氧就被完全消耗殆尽。如果溶解氧能 够传递到管道最底部的流层，这样的管道称之为好氧管道；反之，如果溶解氧只能传 递到离水面较近的流层，这样的管道称之为厌氧管道。根据管道内的溶解氧浓度分布 曲线，可以把管道内的流层划分为好氧流层和厌氧流层，有溶解氧的流层为好氧流层， 所有的好氧生化反应都在该流层内进行；没有溶解氧的流层为厌氧流层，所有的厌氧 生化反应都在该层内进行。 2 2 活性污泥数学模型嗍1 固刚 22 1 活性污泥数学模型概述【1 啊 1 9 4 2 年m 0 d 提出了以米门公式为基础的m 砌方程，在此基础上埃肯费尔德 ( e d 姐删d 口) 、麦金尼( m d d n 唧) 和劳伦其斤麦卡蒂( i 鲫虹m 妫l y ) 等人建立了活性污泥 数学模型。其中1 9 7 0 年推出的i 羽一惜脚 妃吨，模型，强调了生物固体停留时间s r t 的重要性， 在水处理界得到了比较广泛的认可。 活性污泥动态模型主要有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獭高。 机理模型目前主要有3 种： a r d l e v c s 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 速度变化的滞后珊绿和耗氧速率的瞬变响应特性。 w r c 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 物量曾氏的情况下完成，以此解释在应用n h 出动力学时，根据有机物的去除濑0 微生物量 增长时出现的问题。 活瞄勋e 模型：1 9 8 5 年i a w q ( 原i a w p r c 、现1 w a ) 推出了活憎捣泥l 号模型( a s v i i ) ， a s m l 包含1 3 种组分，8 种反应过程，该模型在于不仅描述了碳氧化过程，还包括含氮物质的 硝化与反硝化。随着对活性污泥法机理研究的深入及计算机能力的提高，该模型也在不断地发 展。国际水质协会于1 9 年推出了活性污泥2 号模型，陀年推出了活性污泥3 号模型，这些 都极大地推动了活性污泥数学模型的研究。 2 2 2 模型概念 目前，有三种广泛接受的计量方法：生化需氧量( b o d ) 、总有机碳( t o c ) 和，比学需氧 量( o o d ) 。其中，0 0 d 毫无疑问是表征污水中有机物最好的计量方法。是因为，污水是各种 9 西安建筑科技大学硕士学位论文 性质并不明确的有机化合物的混合物，c o d 数值容易测定：再者，0 0 d 从基本原理上是与有效 电子相关联的，1 个当量的电子等于8 克氧。所以只有它提供了有栅底物，微生物和利用的氧 这三者电子等价物之间的关联，并且，用c o d 也能建立物料平衡。因此，在模型中，包括微生 物在内的所有有机物质量浓度，均以0 d d 为单位。 废水中有机物质可队刚分为很多种( m 蜘锄d 油1 9 6 9 ；d d d d 吐，1 9 “0 0 ) ，最重要的划 分是以其生物降解性为基础。 不可生物降解物质是生物惰性的，在经过活性污泥系统后没有形态上的变化。依据它们的 物质形态可以分为两个部分：溶解态和颗粒态。 可生物降解基质可以分为两部分：快速生物降解基质和慢速生物降解基质。为了便于模拟， 快速生物降解基质( s s ) 被当作可溶物来处理，而l 曼速生物降解基质( 埯) 被当作喃彻处理。 然而，要认识到一些f 曼速生物降解基质实际上是溶解的。快速生物降解基质包含较简单的分子， 它们可以直接被异养微生物吸收并合成新的细胞物质。这些分子的部分能量( 0 0 d ) 被结合 到微生物中，同时，部分能量被消耗来提供细胞合成所需的能量。相反，包含了较复杂分子 的慢速生物降解基质在祛利用之前，必须在胞外反应并转化为快速生物降解基质。假设漫速生 物降解基质转化为快速生物降解基质的过程( 水解) 中没有能量的利用，也就没有与它们相关 的电子受体的利用。 异养菌对慢速生物降解基质的水解速率常常比对快速生物陴解底物的利用速率小得多，因 此，当底物里只存在埯时，水解成了生物生长速率控制因素。并且，缺氧条件( 只有硝酸盐作 为最终电子受体) 和厌氧条件( 既没有硝酸盐也没有氧) 下的水解速率 氐于好氧条件。 异养微生物的增长是在好氧或缺氧条件下，利用快速生物降解基质( s s ) 生长，而假定在 厌氧条件下停止生长。微生物因为衰减而损失，包括内源代谢、死亡、捕捉和分解等多种机理。 微生物衰减产生熳速生物降解基质和颗粒态产物琊，琊对进一步的生物作用呈惰性( d o hd a l l 9 8 0 ) 。假定衰减引起生物量的损失速率与存在的电子受体的本性及浓度无关，但如前面所 提到的，由衰减生成的慢速生物降解基质转化为快速生物降解基质过程受电子受体的本性及浓 度影响。 污水中含氪物质和含碳物质样，碱0 分为两类：不可生物降解物质和可生物降解物质。 不可生物降解的部分与不可生物降解颗粒态c o d 相关，可溶部分含量很少可忽略不计。可生物 降解含氮物质的组分分为氨( s ) 、可溶性有- 棚氮( s d ) 和颗粒态有机氮( ) 备_ d ) 。在慢速生 物降解有机物水解时，颗粒态有机氮水解为溶解态有机氮。溶解态有机锶在异养菌的作用下转 化为氨氮。氨氮膊同作为异养菌合成的氮源又可为自养硝化菌生长提供能源。在硝化过程中， 氨氮转化为硝酸盐氮，形成的硝酸盐作为缺氧条件下异养菌的最终电子受体，被还原为氮气。 自养菌或异养菌的细胞衰减均能导致颗粒态有栅氮的释放，这部分被释放的有机氮重新回到系 统的循环中。 西安建筑科技大学硕士学位论文 2 3 排水管道水质模型r 23 1 模型的假设与限制 在建立数学模型的过程中，通常提出一些假设，使研究对象处于种隔离状态，或使其理 想化，以便使建立的模型简单化，易于数学处理，但这种假设又不至于偏离实际过程太远，造 成不可忍受的误差。排水管道水质模型的假设与限制与a s m i 完全相同，如下： p h 值f 亘定并维持在中性状态。尽管知道p h 值影响许多系数，但很少有表达式来表达这 种影响。因此，假设p h 值恒定。 所有生物反应均在j 匿定温度下j 赴行。由于大多数反应动力学参数都与温度有关，其相应 的函数关系符合a m m u f i s 方程。 管道起始点污水组分l 亘定，速率毫型武中的系数是恒定值。 模型中没有考虑n 、p 及其他无机营养物对有机物质的去除及细胞生长的限制。因此， 必须注意有足够的无机营养物质以保证生长平衡。 异养菌不随时间发生菌种的改变。这一假设与动力学系数恒定的假设在本质是鼍女的。 颗粒态有机物质的生物网捕瞬间完成。 有机物质与有机氮的水解以相同的速率同时发生。 微生物的衰减与电子受体的形式无关。 23 2 模型中的组分 排水管道水质模型选取了a s m i 中的1 0 项组分来描述和反映管道中的微生物过程，其中7 项描述基质，2 项描述微生物，i 项描述电子受体。 基质 a s m ! 将基哽按物质性鼢为碳源基质( 以c o d 为单位计) 和非碳源基质( 含氮物质，以 n 为单位计) 。对以上两类又按其各自的物理形态和生物降解性进一步划分，按物理形态可分 为两部分：溶解态基质和颗粒态基质；按生物降解性可分为：可生物降解基质和惰性基质。可 生物降解部分又分为快速生物降解基质和慢速生物降解基质。在排水管道水质模型中，采用 a 刚1 中的基质划分方法。 碳源基质由以下四部分组成，均以m 鲜) 叽来表示： s s s + x + ) 幺 s 厂溶解；奎惰性有机物质； s s 一快速生物嘲劳自胡物； x 一颗粒椭性i 有_ 机物； 豫一颗粒态慢速生物陷掰基质。 西安建筑科技大学硕士学位论文 在排水管道中，硝态氮的浓度非常低，可以忽略不计，所以在排水管谴争漠型中，含氢物质 由以下三部分组成，均以1 t l l 羚m 来表示： 踊+ s m + x o s f 州一氨态氮( n h y n ) ； 昌。一溶解态可生物隅獬有机氮； ) 晒一颗粒态可生物降解有机氮。 以上7 项全面地反映了排水管道中的水质，除s 外，- 它4 t e 反应过程中都会发生变化，其 变化规律由系统的生物学过程和控制参数所决定。 微生物描述参数 碳氧化过程中的微生物变化由以下两部分反映： x m + x p ) b 一异养微生物量； 强一由微生物衰减而产生的i 璐弦产物。 外加电子供体 在生物处理过程中基质和微生物的变化必然要以外加电子供体的消耗为代价，两者在数值 上相等。由于排水管道水质模型采用的是矩阵模型，为了债矩阵平衡起见，在模型中引入了外 加电子供体( 氧) 项s 0 ，该项在系统漠拟中并不计入，而且该项的加入，使蒯更加完善。 模型符号表示意义见表2 2 ： 表2 2 模型中的符号 符号意义 单位 f c o d滤液c o d g c o d m 3 o u r氧利用速率m go d l h p c o d颗粒态c o dg c o d m s溶解态惰性有机物g c o d m 3 s m溶解态有机氮 g n m 3 s 氨态氮( n h 3 - n ) g n m s n溶解氧 g m 。 &快速可生物降解有机物g c o d i m 5 t o d d总c o dg c o d i m t n总氮g n m x m 异养菌g c o d m x颗粒态惰性有机物g c o d r e ) d颗粒态有机氮 g n m 3 微生物衰减产生的颗粒态产物g c o d m 掩颗粒态慢速生物降解有机物 g c o d m 2 西安建筑科技大学硕士学位论文 23 3 模型中的反应过程 7 】 在污水生化反应过程中，由于污水组分复杂，参与的微生物种类繁多，代谢途径各异，因 此，同一组分在不同的过程中速率表达式不同。这锄已为大量的实验及理论所证实。管道 中各组分的转化见图2 4 。 图2 4 管道水质模型中各组分的转化 排水管道水质模型选取a s m l 中的过程速率表达式来描述和反映管道微生物系统中悬浮异 养菌的增长、衰减以及可溶性有机氮的氨化三个反应过程：采用t h h 出k o b 卿管道模型中的 过程速率表达式来描述管道微生物系统中慢速生物降解基质的水解和颗粒态有韧急舶水解以及 生物膜异养菌增长过程，排水管道水质模型6 个反应过程速率表达式矩阵表见附表。 附表的最左列列出了排水管道模型中所包含的基本过程，他们的速率表达式在最右列中列 出。这6 个过程是：悬浮异养菌的增长、生物膜异养菌的增长、异养菌的衰减、有机氮的氨化、 有机氮的水解、被生物絮体捕获的颗粒有机物的水解。为了便于模拟，快速生物降解物质被看 作是异养菌生长的唯底物。慢速生物降解物质被认为是生物絮体瞬间将它从悬浮态下捕获而 被去处，然后发生的反应会将它转化为快速可生物降解基质。在模型中，这些反应被简称为水 解，虽然实际上它们比水解复杂得多。 悬浮异养菌的增长 细菌以二分裂方式繁殖。因此，细菌的生长速率可以表示为活性细胞浓度的级反应： r8=趟bh(2-1) 式中，一为比生长速率( h - 1 ) 。之所以称为比生长速率系数，是因为它是用已有的活性生 物量来定义其生长速率的，亦即单位时间内单位活性细胞0 0 d 所生成的细胞0 0 d 的质量。方 程( 2 - 1 ) 适用于任何类型细菌生长，不管电子供体或受体性质如何。 西安建筑科技大学硕士学位论文 m c t x x t 方程最初认为，只有当包括基质在内的所有营养物处于高浓度时，细菌才能进行指 数增长。然而，在二十世纪4 0 年代早期发现，即使某种营养物浓度有限时，细菌也自籁生彳亍指数 增长。同时也发现，比生长速率系数的值取决于限制性营养物的浓度、碳源、电子供体、电 子受体、氮、以及生物生长所需生长因子。m , x a t 首先提出与单一限制性基质浓度之间的函 数关系，并被广泛接受。m m 耐最初的工作是在间歇式反应器进行的，但是随后被研究人员用 于在限定基质的单种细菌的连续流系统，并得到完善。m 0 d 提出的方程是： ：五j l ( 2 - 2 ) 胪i 赢 所以，异养菌增长的速率方程为 群( 去卜 c ， 由于不同种类的微生物增长对氧的需求不同，为了使速率表达式对氧具有连续眭，引入相 应的修正项氧开关函数，对其进行修正，使得所提出的速率表达式具有通用性。 异养菌的好氧增长氧开关函数表达式如下： ( 酗s o s 。 ， 将其引入m 鲫d d 方程( 2 - 1 ) ，得： p = 。f k 。+ l s sv ) l k o + l s o ) x 。 ( 2 _ 5 ) 式中氧饱和常数k 0 取值皎小( 相对于s o ) ，因此，当d o 浓麟高时，开关函数值趋于h 当d o 浓度较小时( 与氧饱和常数相近时) ，速率表达式为双重m 倒方程；当d o 浓度等于 0 时，开关函数值为0 ，速率表达式的值也为0 ，好氧增长关闭。 微生物衰减 模型在模拟异养菌的衰减过程时，采用了d 。i d 等人的死亡再生理论c 1 9 8 0 ) 。模型只考 虑一种生物量，即活性生物量。但是，这些活性微生物在不断地死亡和溶解，产生颗粒态基质 和细胞残留物，颗粒态基质水解转化成为溶解态基质，被活性细胞吸收用于生长，生成新的细 胞物质。然后，由于细胞的生长比率总小于1 ，所以新生成的细胞数量总是小于死亡和溶解的 西安建筑科技大学硕士学位论文 细胞数量，导致系统总细胞数量减少( 即衰减) 。细胞残留物和颗粒态基质积累使得系统中生 物量活性5 犟f 氐。d d d 等人的死亡再生模型包含的过程如图2 5 所示。 溶解态基质s s c o d 去除，细胞生长 生物量x b 0 2 + n h 3c 0 2 + h 2 0 水解 ( 不去除c o d ) 死亡和溶胞 ( 不去除c 0 0 ) 颗粒态基质x si i 细胞残留物x d 图2 5 细胞衰减和活性降低的溶解再生长模式示意图 d d d 等 、溶解再生长模式的0 0 d 计量方程为： 细胞c o d ( 1 一d ) 颗粒态基质c o d + f d 细胞残留物c o d ( 2 _ 6 ) 式中，f d 是能够产生细胞残留物的活性细胞所占的比例。在死亡和溶解过程中没有c o d 损 失，活性细胞c e l t ) 只是简单地转化为等量的细胞残留物和颗粒态基质c o d 。因此，电子受体 并没有直接与细胞生物量减数即衰确相关联。电子受体的利用发生在活性细日簖9 用由颗粒态 基质水解产生的溶解态基质i 折生长过程。 微生物的衰减采用与微生物浓度为一级反应的形式，异养菌的衰减速率表达式： p = b , y x b h ( 2 _ 7 ) 溶解再生长模式中隐含着个重要假设，在特定的培养体中，不论细菌的生长速率怎样变 化，细胞溶解作用始终是以相同的速率系数b h 值在进行。这假设已经通过测定细胞释放的核 酸而得到验证。 氨化 氨化指当细菌消耗溶解态含氮有机物时，溶解态有机氮转化氨氮。实际上，氨化的真正速 率是难于测定的，因为细菌生长中会消耗氨氮，唯一可测定的是氨在介质中的积累或损失。如 果有机基质中有效氮的量刚好满足新细胞合成的需要，那么介质中氮氮总浓度就不会变化。另 方面，如果有效舞超过了生物合成需要，氨在介质中的浓度就会增加；如果其小于需要量， 氨浓度就会降低。然而，应该认识到，有机氮是否直接转化成新细胞物质，取决于氮的形式。 西安建筑科技大学硕士学位论文 简单化合物如氢基酸中的氮，在用氨基酸合成蛋白质时可以直接被转化，而复杂合成有机物中 的氮会以氨的形式释放到介质中。 为了使这种复杂的情形易于数学方式表达，大多数研究人员假设，所有的氮在利用之前都 经过介质。因此，氨化将所有有机氮以氨的形式释放到介质中，氨利用反应就从介质中获取氨。 至于氨是积累还是被去除取决于氨产生和利用的相对速率。 因为氨化是在异养型微生物分解含氮的溶解态有机物时进行的，所以氨化速率可能与溶解 态基质的去除速率成比例。研究复杂基质的氨化速率的工作相对比较少，复杂基质中只有部 分溶解态有机物含有氮，因而还不能确定是否可以假设复杂性基质的去除和氨的利用之间成b e 例。所以，将氨化表示为异养细胞浓度和溶解态可生物降解有机氮的一级反应。 氨化速率表达式： p = k ，sn d x8h(2-8) 水解 水解就是将颗粒态和高分子量有机物转化为可被细菌吸收和降解的小分子的过程。因为颗 粒态和高分子量有机物这类物质在废水中普遍存在，也能通过溶胞过程产生，所以水解是废水 生物处理中非常重要的过程。尽管如此，针对这些反应的研究相对比较少。各种颗粒态物质作 用机理可能相同，所以笼统地将这些过程称作水解反应。 水解反应的化学计量学被认为是非常简单的，有机物只是简单地改变了形式。l 司此，大多 数研究人员认c o d 没有变化，亦即没有能量消耗。因为没有能量消耗，没有电子移出，也没有 使用最终电子受体，所以，化学计量方程简单地表示为： 颗粒态基质c o d 一溶解态基质c o d ( 2 - 9 ) 这意味着，溶解态基质的生成速率与颗粒态基质的减少速率裙等。 颗粒态有机物的水解反应采用以下方程： 硝一渤 ( 去 嗨( 剖卜弘1 0 ) 由于水解既可在好氧条件下j 荭行，也可_ 芷厌氧利牛下进行，所i 三旌( 2 - - 1 0 ) 中引入相应的 控制项( 氧开关函数) 及厌氧水解校正系数。式中，翰是水解反应系数( 一) ，k x 是半饱和系 数( 培基质o ( 城活陛生物量0 0 d ) 。该方程的一个重要特点是，反应速率受至颗粒态基 质浓度与异荠艇蜊獭渡的控制，而不是只受到颗瞄醚胡i 浓度的控制，尽管其与异养微生物 6 西安建筑科技大学硕士学位论文 浓度的一级函数相关。这是因为，水解反应被认为是受细胞界面调节的，依赖于胞外酶，而胞 外酶的数量与细胞浓度成比例。 有机氮的水解 细胞中的氮分