（市政工程专业论文）氧化沟数学模型的初步研究.pdf

摘要 佰从第一个氧化沟在荷兰运用以来，这项技术在全世界得到了迅速推广 和运用。它将曝气和污泥稳定等处理过程结台在一起，运行效率较高，效果 十分稳定。l 。 本文研究了氧化沟的全面动力学模型，它包括生物处理过程、水力学、 氧转移和温度动力学。污水各组分的传质过程用一维迁移方程表述，此方程 中的源漏项根据a s m l 进行计算。氧转移过程主要与溶解氧的物料平衡相关。 温度动力学基于反应器的热量平衡。 这个模型包括a s m i 的1 3 个水质变量的物料平衡方程，同时定义了在 进出水口、曝气处控制单元的边界条件。并用该模型来预测深圳市滨河污水 处理厂三槽式氧化沟的1 3 个水质变量浓度的变化。通过该模型的运用表明： 除溶解氧外，所有的水质变量在氧化沟中的分布都是均匀的；这表明了氧化 沟完全混合反应器的特征。而控制大多数生物反应的溶解氧值( d o ) 的分布 具有推流式反应器的特点；在模型的校正中，确定了影响曝气过程的校正系 数n 和b ，模型的预测溶解氧浓度能与实测值较好的吻合。 关键词：氧化沟，三槽式氧化沟j 硝化x反硝化k s m l 迁攻数学模型 a b s t r a e t s i n c ei t so r i g i n a la p p l i c a t i o ni n b e c o m eas i g n i f i c a n ts e w a g et r e a t m e n t t i r ea e r a t i o nm o d e ，i tc a l lb eo b t a i na h i g l ld e g r e eo fs l u d g es t a b i l i z a t i o n h o l l a n d ，t h eo x i d a t i o nd i t c hp r o c e s sh a s t e c h n i q u ea l lo v e r t h ew o r l d o p e r a t i n gi n h i g ht r e a t m e n te f f i c i e n c yt o g e t h e rw i t ha a g e n e r a ld y n a m i cm o d e l ，i n c l u d i n gb i o l o g i c a lp r o c e s s ，h y d r a u l i c s ，o x y g e n t r a n s f e ra n d t e m p e r a t u r e ，w a s s t u d i e df o rt h eo x i d a t i o nd i t c h t r a n s p o r to f w a s t e w a t e rc o n s t i t u e n t sw a sd e s c r i b e db y1 - da d v e c t i o n - d i s p e r s i o n e q u a t i o n w i t ht h es o u r c et e r mw r i t t e np r i n c i p a l l ya c c o r d i n gt ot h ea c t i v a t e ds l u d g em o d e l n o i ( a s m i ) o x y g e nt r a n s f e rw a ss t r o n g l yr e l a t e dt o t h ef e a t u r ei n c l u d e di n t h eo x y g e nm a s sb a l a n c e t h et e m p e r a t u r em o d e lw a sb a s e do nah e a tb a l a n c eo f r e 自c t o r t h em o d e lc o n s i s t so fm a s sb a l a n c ee q u a t i o n sf o r13w a t e rq u a l i t yv a r i a b l e s r e p o r t e di n t h ea s m 1 ，b o u n d a r yc o n d i t i o n sa r ed e f i n e da tt h ec o n t r o lv o l u m e s ， w h e r et h ei n l e t ，t h eo u t l e t ，a n dt h er o t o ra r el o c a t e d t h em o d e li s a p p l i e dt o p r e d i c t t h ec o n c e n t r a t i o n so fa l lt h e13w a t e rq u a l i t yv a r i a b l e si nt h e t r i p e o x i d a t i o nd i t c ho fb i n h e w w t p , s h e n z h e n p e r f o r m i n g c a r b o n o x i d a t i o n ， n i t r i f i c a t i o n ，d e n i t r i f i c a t i o na n ds e t t l i n g t h ea p p l i c a t i o no f t h em o d e ls h o w st h a t a l l v a r i a b l e s ，w i t h t h e e x c e p t i o n o fd i s s o l v e d o x y g e n ( d o ) ，a r eu n i f o r m l y d i s t r i b u t e di nt h ed i t c h ，t h u sp e r m i t t i n gt h ec h a r a c t e r i z a t i o no ft h eo x i d a t i o nd i t c h a sa c o m p l e t e l y - m i x e d r e a c t o r t h ed oc o n c e n t r a t i o n ，w h i c hc o n t r o l st h e r e a c t i o n sr a t e so fa l m o s ta l lt h ep r o c e s s ，s h o w sap l u g f l o wb e b a v i o u r , i nt h e c a l i b r a t i o n ，t h ev a l u e so ft h ec o r r e c t i o nf a c t o r s aa n d bo ft h ee q u a t i o no ft h e a e r a t i o ne q u i p m e n t ( r o t o r s ) h a v eb e e nd e t e r m i n e d t h ea p p l i c a t i o no ft h em o d e l s h o w st h a tp r e d i c t e dd oc o n c e n t r a t i o nv a l u e sa r ei na v e r yg o o da g r e e m e n tw i t h e x p e r i m e n t s k e y w o r d s ：t h e o x i d a t i o nd i t c h t r i p eo x i d a t i o nd i t c h n i t r i f i c a t i o n d e n i t r i f i c a t i o na s mi d i s p e r s i o n m a t h e m a t i c a lm o d e 第一章绪言 1 1 活性污泥法数学模型概述 污水处理数学模型是描述水体中物质混合输移和转化规律的数学模型的总 称。模型除要考虑物理的作用外，还要涉及水体中污染物质的生物化学反应。目 前由于生化反应模型实验的相似率问题尚未解决，因此模型主要不是满足一定 相似关系的物理模型，而主要是数学模型。建立的模型是在分析各种污水处理构 筑物中所发生的物理化学和生物现象的基础上，根据物质、质量、能量守恒的 基本原理，应用数学的方法建立计算模型，采用一些单项的物理或生物化学试验 和天然观测资料来帮助确定模型的参数，通过模型计算来模拟或预报水质在时间 和空间上的变化。 1 1 1 活性污泥法数学模型发展概况”1 自1 9 2 5 年斯特里特一费尔普斯( s t r e e t e r - - p h e l p s ) 第一次建立水质模型以 来，水质模型的开发与研究可分为四个阶段。 第一阶段( 1 9 2 5 - - 1 9 6 5 年) ：丌发了比较简单的生物需氧量( b o d ) 和溶解 氧( d o ) 的双线性系统模型，建立了描述受污染水体溶解氧变化过程的一维水 质模型。 第二阶段( 1 9 6 5 - - 1 9 7 0 年) ：随着对生物化学耗氧过程认识的深入以及计算 机的应用，除继续研究b o d - - d o 模型的多维参数估值问题外将水质模型扩展 为六个线性系统模型。水质模拟方法从一维发展到二维。 第三阶段( 1 9 7 0 - - 1 9 7 5 年) ：研究发展了相互作用的非线性系统水质模型， 涉及到营养物质氮、磷的生物处理系统，以及生物生长率与营养物质、温度的关 系。其相互作用关系都是非线性的，一般只能用数值法求解，空间上用一维及二 维方法进行模拟计算。 第四阶段( 1 9 7 5 年以后) ：发展了各种相互作用系统涉及到与有毒物质的 相互作用。空间尺度发展到了三维。随着模型的复杂化，要准确描述模型的性质 是很困难的。某些模型中状态变量的数目已大大增加，有2 0 个或更多状态变量 的水质模型已不少见。同时，由于污水水质模型的复杂性和不确定性在水质预 测中，已经丌始水质的非确定性模拟和预测，为水质控制提供了更为丰富的信息。 1 1 2 活性污泥法数学模型的分类“儿2 模型的分类可从不同的观察角度进行分类，一般可按如下几方面来划分。 ( 1 )按描述水质变化的空问分布特性，模型可分为：零维、一维、二 维、三维模型。零维水质模型是指水质要素在空问上完全混合的情 况。当描述水质要素只在一个坐标方向上有梯度存在，称为一维模 型。二维模型或三维模型则分别为描述水质要素只在两个坐标或三 个坐标方向上存在有梯度变化的情况。 ( 2 ) 按系统工作要素随时间变化的特性划分，水质模型可分为稳态模型 和动态模型。这两个模型的不同之处在于污水进水水质和工作条件 是否随时问变化不随时间变化的为稳态模型；反之为动态模型。 ( 3 ) 按模型采用变量的多少划分，即模型模拟水质的数目，可划分为单一 组分和多重组分模型单一组分模型描述单一水质变量的变化过程， 例如模型变量为b o d 或c o d 时，称为有机污染水质模型。模型变量 为b o d 和d o 时，称为b o d d o 耦舍模型。 ( 4 )按模型的数学特性可分为确定性模型和随机模型。对于确定性模型， 由一组给定的输入条件只给出一组确定的数值解，这种模型是很广泛 的数学模型。对于随机性模型其模型的输入是随机的，也可以不是随 机的，但模型的解不具有唯一性。 1 2 活性污泥数学模型的建立过程 活性污泥反应器是一个复杂的物理化学生物系统，这些因素相互作用，它们 的变化都会不同程度影响系统的处理效果( 这些因素的相互关系见图1 1 ) 。随着 人们对于某些污水处理生物过程( 如有机物氧化、硝化、反硝化) 认识的逐 步深入系统变的越来越复杂。但是对于污水系统其他方面的建模工作仍然显得 相当粗糙，如：反应器动力学，氧转移动力学，温度动力学等。 圈1 - 1 活性污泥系统备因素之间的主鼹相直作用1 2 l g r a d y 和l i m ( 1 9 9 0 ) 0 i 强调对生物处理进程姻理解掌握成俘括蹦个方厦：擞生 耪学茅耩反应嚣渤力学。但己霄髓活髋污泥数学模壅谯往只注煎微垒耪学，而忽略 了系缆蛉水力学特镬。国际承矮垮会( 1 a w q ) 提出蛉瀵性污滗l 号模型( a s m l ) 提供了一个系统插述菜些生物过程的先整框架，这些艨应过糕包括有机物氧化， 硝识，反磷讫。尽管这枣摄蠹审指出：“一个特定系统斡建横嚣要对檬关懿系统 边界条件进行定义”。这个模型并没柯涉及到艨应动力学般的做法是用系 煲魏究全混合簸窿器蛰谯鞋爱映系统瓣拳滚特征，嚣在活性嚣涯系统孛更毙庋映 系统水流特征的是迁秽反应方程。s t a m u o l 9 9 4 年首次将a s m i 与一维迁移反应 方程缀台莛象，霜来研究p a s s e v e r 羲纯海，箕串a s m i 瑟子播述方穗率魏源漏 项。巡有些研究黄将维迁移眨应方粳和m o n o d 方樱结合起寒。用予挫述系统 中静菜些生耪茨应迸程。1 3 4 t s h s | 魂力学和位学诗 燕学半堪和系数 流入污水的稳定 流量帮缀分浓窿 爱瘦爨翡热 力学特征 水流的舔初 瀑痊势毒 稳态反应器中的 污本攫分浓度 瘩溅豹霸 力学变化 描述渥瘦受他 的动力学反应 模拟 污水纺分的 渤态交毽 撼述水力学 黎l 生物过程 的动态模型 温度在水流方向 的动态变化 水流方向污承缎 分静动态变他 墅l 。2 活性污泥系统戆一般数学模型建立过程1 2 l 在a s m l 中溶瓣氧( d o ) 的交纯约难一霖因楚生甥爱疯，宅炎爱获了囊于 生物反应过稳而引起的d o 浓度变化，因而不能准确的预测系统中的d o 浓度分 蛮。瑟准确_ l 燹测系绞貔d o 浓度势鸯，痉考瘩一些津玺纺菠应熬戮寨，翅；蒋 d o 的转移作用和氧的总转移系数结起来；考虑氧在水流中的迁移作用等。 滋疫筑交诧将彩翡徽尘绥髂豹活性窝活校污混静秘纯属镶。若懿毽厂务 教豹 水体不允计：过摄的热熊荷，则须在污水处理过程中使热嚣损失壤大化，而在冬天， 热量镄失会爨懿污承憝灌效率。又盛绥簿 羲热量损耗。一觳谎来，袁溺一对刻， 处理繇统的进出水温度差为0 5 。c i 。c 锻至更大。而在一般的生物反应模型 孛( 辩a s m i ) ，并浚有惫括潺凄动力学。潍8 1 1 9 j 4 力物稳 隶生赡型述和狴摸描学过态 综上所述，一个较完整的活性污泥模型应包括生物反应动力学，反应器动力 学，氧转移动力学和温度动力学。模型的各因素的相互关系及模型的形成过程见 图1 。2 。 1 3 课题的提出 1 3 1 氧化沟工艺概述侧1 “习 氧化沟是活性污泥法一种改型，它把连续环式反应池( c o n t i n u o i l sl o o p r e a c t o r ) 作为反应器，混合液体在其中循环流动。氧化沟使用一种带方向控制的 曝气和搅动装置，向反应器中的混合液传递能量使其产生水平流速，从而使被搅 动的混合液在氧化沟闭台渠道内循环流动。因此氧化沟又称为“循环曝气池”或 “无终端曝气系统”。它有如下主要特点： 1 氧化沟是一种低负荷活性污泥系统。由于氧化沟采用的泥龄通常较长， 剩余污泥量少于一般的活性污泥法，并且得到一定程度的好氧稳定可 不进行污泥消化处理。 2 从水流混合特性来看，氧化沟既有完全混合反应器的特点，也有推流式 反应器的特点。如果着眼整个氧化沟从整个水力停留时间为观察基础， 可以认为氧化沟是一个完全混合反应器，污水一进入氧化沟就被几十 倍甚至上百倍的循环混合液所稀释。从另一方面看污水进入氧化沟后， 必须至少经过一次循环才能排出，污水在闭合渠道内循环的时间根短 ( 5 2 0 r a i n ) ，如果以污水在氧化沟中循环一次为观察基础氧化沟又表 现出推流式反应器的特征。 3 沟内d o 呈分区变化。在氧化沟内，d o 浓度在远离曝气装置的地方舍 减少使氧化沟内某一段出现缺氧，d o 浓度梯度的存在十分有利于活性 污泥的絮凝和生物脱氮。 1 3 2 课题的提出 根据我国国情，客观上需要高效、低耗、简单、易行的污水处理技术，氧化 沟处理污水具有其独特的特点，氧化沟在我国应用具有日益广泛的趋势，是当前 污水处理的热点。但我国氧化沟技术水平与国际先进水平相比差距较大，号称工 艺简单、投资省、处理成本低的氧化沟工艺，除个别情况外，我国大部分使用氧 化沟的污水处理厂其投资指标、人员指标、处理成本均较高，在氧化沟的工程 设计和运行管理及控制方面还缺乏系统的科学方法。 美国国家环保局( e p a ) 的报告指出，氧化沟技术作为活性污泥法的发展， 其处理能力高于其他生物处理方法，其主要原因在于它具有独特的混合性能。对 其水力现象、混合特征、降解模式等有关数学模型的研究具有重要意义和发展前 景，氧化沟的数学模型可用于指导氧化沟的工艺设计、运行管理及优化控制。 本课题为湖南省建设厅“氧化沟处理污水技术的计算机仿真研究”课题( 编 号为2 0 0 0 0 2 - 0 3 ) 的子课题。 1 3 3 研究内容“羽 污水处理厂数学模型的建立采用以下工作程序： 建立模型的目标； 确立模型使用的条件： 确立模型中需要和将被设定的元素； 确立对那些重要元素带来影响的基本工艺流程； 模拟模型带来的水质的变化； 模拟模型的动力学和化学计量学过程； 开发数学模型用于结果计算( 比如计算机软件等) ： 用现实数据校准和测试模型； 本课题p a - - - 槽式氧化淘为建模目标，结合污水处理厂的实际运行条件和工艺 流程，模拟氧化沟内d 0 浓度的变化及有机物氧化，脱氮等污水处理过程。该模 型基于a s m l 和一维迁移反应方程。用于校准和测试模型的数据来源于深圳市滨 河污水处理厂，它的第三期工艺采用 b 法，其中b 段为三槽式氧化沟。 6 第二章氧化沟数学模型的建立 污染物在污水处理构筑物中的迁移转化是一种包括物理的、化学的、生物学 的复杂综合过程各个过程有其本身的特性和规律，是数学模型建立的基础。 2 1 对生物反应过程的描述a s m l 【1 2 ”1 “国际水质协会( i n t e r n a t i o n a la s s o c i a t i o i f o rw a t e rq u a l i t y ) ”( i a w q 以前称i a w p r c ) 于1 9 8 3 年成立了活性污泥通用模型国际研究小组并于1 9 8 6 年 在已有的各种污水生物处理数学模型的基础上，提出了活性污泥法1 号模型 ( a c t i v a t e ds l u d g em o d e ln o 1 a s m i ) 。此模型主要适用于污水生物处理的设计 和运行模拟，着重于生物处理的基本过程、原理及动态模拟包括了碳源氧化、 硝化和反硝化作用等过程，包含了异养型和自养型微生物、各种基质组分、硝态 氦和氨氮等1 3 种物质的平衡。1 9 9 5 年i w q 发表了新版的活性污泥模型a s m 2 ， 新增了生物除磷过程，1 9 9 8 年i a w q 提出a s m i 的改进版a s m 3 。其中a s m i 已被广 泛应用于污水处理的设计、运行、控制等领域，该模型已被编制成使用方便的计 算机程序，如e f o r - - p r o g r a m 和s s s p ，使模型的实用价值大大提高。 2 1 1 a s m l 的有关概念( 见表2 一1 ) 元素对所要定义的系统是极为重要的，通常以物质或 元素 微生物的浓度来表示，在状态矢量( ) 中予以归纳。 反应过程的变化带来元素的变化，反应的速度以矢量 反应过程 的形式表示。 化学计量学要素化学计量要素包含在矩阵中。 反应动力学要素反应的动力学要素以速度矢量来进行计算。 2 1 2 污水水质的组分划分 i a w q 的a s m i 包含1 3 个元素，表2 2 列出了这些元素的含义和其缩写及单 位。 7 其中，s 可溶解的 x 不可溶解的或颗粒状的 m 质量 i r 一长度 这1 3 个模型元素归纳在状态矢量中。并以矢量及矩阵的方式在数学方程 式中予以表述： = s ls 。x x 。x m x 8 x p s 。s n 0s 圳s w nx s u 【 表2 - 2i 胂q 的a s mn o 1 的1 3 个反应元素 n o 缩写含义单位 l s t溶解性不可生物降解有机物m 。l - 3 2 s s溶解性快速可生物降解有机物m r 3x t颗粒性不可生物降解有机物。r 4x s 慢速可生物降解有机物0 d l l 5 h活性异养菌生物固体j i 。r 6 x 活性自养菌生物固体吣l 4 7 生物固体衰减产生的惰性有机物质m 。p 8s 0 溶解氧r 9 s n 0 。一n 和n 0 ：一nr 1 0 s n h + _ n 和n h ，- nm 山。 1 1 s 舯溶解性可生物降解有机氮r 1 2 x m颗粒性可生物降解有机氮 l 3 1 3 s “碱度m o l m _ l ， 这1 3 个元素的具体解释如下： 污水中的有机物划分为可生物降解和不可生物降解两部分。不可生物降解的 有机物又分为溶解性不可生物降解有机物( s ) 和颗粒性不可生物降解有机物 ( x ) ，在活性污泥系统中s 。不发生任何变化，随出水排出，进水与出水浓度相 等。x 则被拌入( 絮集) 到活性污泥中成为活性污泥的组成成分之一。 可生物降解有机物被进一步划分为溶解性可快速生物降解有机物( s 。) 和颗 粒性可慢速生物降解( x s ) 两个部分。一般随来可生物降解有机物与b o d 是相关的。 如果缺少s ；+ x s 资料，可以认为s 。+ x 。= b o d u o 8 7 。s 。是好氧和缺氧状态下异养菌 增殖的唯一基质。s 。的重要特征是能够直接被微生物吸收，在好氧和缺氧状态下 用于合成新的异养菌细胞。x 。是固态、胶态和溶解态且具有复杂结构的有机物颗 粒组成的复杂的混合体其重要特征是不能直接进入细胞，必须经过胞外水解作 用水解为s 。后，才能被异养菌吸收和利用。 污水中的含氮物质包括无机氮和有机氮两部分。无机氮包括氨氮和硝态氮。 与碳源物质一样，有机氮可划分为可生物降解部分和不可生物降解部分，并可进 一步划分。不可生物降解有机氮分为溶解性的和颗粒性两部分，前者在污水中含 量甚微，模型表述中不予考虑。颗粒性不可生物降解有机氮同样拌入活性污泥 通过排除剩余污泥从系统中排出。可生物降解有机氮包括溶解性可生物降解有机 氮( s 。) 和颗粒性可生物降解有机氮( x 。) 。k 与颗粒性可生物降解有机物相关， 在颗粒性可生物降解有机物水解的过程中，x 。也水解为溶解性可生物降解有机 氮。而溶解性有机氮在异养菌的作用下转化为氨氮。 活性污泥中的有机固体分为下面四个部分：活性异养菌( x 叫) 活性白养菌( x ) 微生物内源衰减( 死亡分解) 产生的惰性物质( x p ) 和累计的进水不可降解有机 物( x 。) 。异养菌中包括能进行反硝化的异养菌，也包括不能避行反硝化的异养 菌。异养菌可以利用快速生物降解有机物在好氧和缺氧的状态下进行增殖，但模 型设定，在溶解氧和硝态氮都不存在的厌氧状态情况下不能增殖。自养菌( 亚硝 酸菌和硝酸菌) 只有在溶解氧存在的情况下才能增殖。 碱度( s 。) 为模拟生物反应酸碱平衡的辅助参数，在化学计量中，s 。以h c 仉。 的浓度表示。 2 1 3a s m l 模型的表达 在a s l | 】1 1 的表达中，反应的动态和化学计量是以一个矩阵( m ) ( 见表2 - 3 ) ， 和一个反应速度矢量( ，) 来表示的。矩阵最上面一行( j ) 从左到右列出了模型 的各种参与反应的元素。左边第一列j 从上到下列出了各种生物反应过程，最右 边的一列从上到下列出了生物反应的速率表达式。若某一元素不参加反应过程， 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元素在转换过 程中的增减。各有关参数见表2 - 4 和表2 - 5 。 序号为i 的元素表观转化速度可以由下式计算： 9 ，f = q 。p ( 2 1 ) ，_ 一元素i 的反应速度； h ，表2 3 中的化学计量要素； p 厂反应过程j 的反应速度。 通过矩阵m 和表格2 - 3 ，可以计算每个元素的反应速度。 芦= m 7 乃( 2 2 ) f = n ，如乃硝7 反应速度矢量： m 化学计量矩阵： 西= p ，p 。p ，p j 过程速度矢量。 化学计量要求矩阵m 是稳定的，和状态矢量( e ) 无关。反应速度矢量是状 态矢量c 的要素之一。 在生物反应速度中使用了开关函数这一概念，以反映环境因素改变所产生的 抑制作用即反应的进行与否。采用具有数学连续性的开关函数，可以避免那些 具有开关型不连续的反应过程表达式在模拟过程中出现数值的不稳定。 对于需要电子受体的反应过程来说，开关函数的概念尤为需要。如：只有在 溶解氧存在的条件下硝化细菌才能增殖也就是说硝化作用必须有溶解氧的参 与，否则的话不论氨氦的浓度高低硝化作用都不会出现。因此该模型在硝化过程 速率表达式中设置了溶解氧开关函数，s o ( k 。+ s 。) 作为硝化反应的开关。k 。选用 一个很小的数值。当溶解氧浓度( d 0 ) 趋于0 时，开关函数也趋于0 ，则硝化速 率也趋于0 ；当s 。达到一定浓度之后，s 。( k 。+ s 。) 趋于1 ，硝化作用顺利进行。 2 1 4 化学计量学参数与动力学参数的确定 表2 4 和表2 5 汇总了a s m i 的动力学和化学计量学参数。它共有1 9 个参数， 其中8 个参数不会因污水的变化而明显改变，可以看作恒定的参数，包括y 。b 。i 。，k 。k 。其他参数必须祝具体情况而定，一般应该通过批式动态 连续试验或直接从生产性处理厂测定来确定这些参数。 o i2 零 j 墨 等恳 硪 毒 h h k i 02 自 0基 a i - - - - - - j q j 。 毒 姗 制 。恳 翻 嘣 p - 叫 i 背 盔 玉 爿= 一i f 壤 譬囊刊= 芏巨 爿= 。 j 毒 翟舞 峙 j l j = 虏 o 费 i 寸 ii 巾焉 爿| j o l 请 小 | 。 l 卜曲t o 一 爿 心峙 呻罐 i i 一 i n 癌 一l 尊 i 尊 n 浦 i i 一卤 皑g 半g 半s 筚窖 掘缸晕墨譬嚣鐾 十蓍 粕划粗划粗州担博粗憾牲城忙*忙* 赫肆球辩垛辑拣样撩辫餮腻瓣g群g 求+ 咪妇咪痞皿虫咪 皿 赡嚣氍肆龋 鼎1 斓擗窖到鞘h苫ch僻 符 序号动力学参数 单位典型取值 号 异养菌的生长和衰减 l最大比生长速率 d a y 。 3 l 3 2 一 2生物与基质利用半饱和常数k g c o d 一 1 0 1 8 0 3 比衰减( 死亡) 速率 b d a y 一。 0 0 9 4 3 8 4氧呼吸半饱和常数 i ( 仉hg o z m 3 o o l 0 1 5 5硝态氮呼吸半饱和常数k 舯 gn 0 3 - n m 3 0 1 o 5 6缺氧状态生长修正系数nc0 6 1 0 污泥所絮集的颗粒性c o d 的水 解 gc o d ( g 细胞 7 絮集c o d 的水解速率 k h 2 2 c o d d a y ) gc o d g 细胞 8絮集c o d 的水解半饱和常数k io 1 5 c 0 1 ) 9 缺氧条件下水解修正系数 t lh0 4 自养菌的生长和衰减 1 0自养菌比增长速率 p d a y 一 0 3 4 0 6 5 1 1 自养菌生长半饱和常数 k 删 gn 地一n 一 0 6 3 6 1 2 自养菌比衰减( 死亡) 速率b d a y 一 0 0 5 o t 5 1 3 氧呼吸半饱和常数k g o d m 0 5 2 0 m 3 ( g 细胞 1 4 溶解性有机氮的氨化速率k 0 0 8 c o d d a y ) 表2 - 5a s m l 化学计量学参数 序号化学计量学参数符号单位典型取值 g 细胞c o d 产生g c o d 消 l异养菌产率系数y ho 0 7 0 2 8 耗 g 细胞c o d 产生g n 消 2自养菌产率系数y 0 4 6 0 6 9 耗 生物固体的惰性组分比 3f po 0 8 值 g n g 活性生物体细胞 4 生物固体的含氮量1 柚 0 0 8 6 c o d 生物固体的惰性组分含 5l 肿 g n g 内源残留物c o d o 0 6 氮量 2 2 水流一维迁移方程m 8 仃1 0 8 1 9 1 水流的迁移过程，严格地说，是三维结构。但实际上，往往可根据混合结构， 将某些水体的水质计算简化为二维、一维乃至零维来处理。对于氧化沟来说，其 深度与宽度相对于长度较小，且由于其循环混合特征，水流在经过一段距污水入 水口很短的距离，便可在断面混合均匀。因此，氧化沟的水流迁移过程可简化为 一维水质问题，即假定污染物浓度在断面上均匀一致，只随流动方向变化。 2 2 1 污染物在水中的迁移过程 一般情况下，城市污水中的污染物，主要里溶解状态和胶体状态，它们形成 微小的水团，随水流一起迁移和混合扩散。污染物在氧化沟中随水流向下游迁移 的同时不断地与周围的水体相互混合，很快得到稀释使污染物浓度降低，水 质得到改善。迁移扩散运动主要包括移流、分子扩散、素动扩散和离散( 也常 称为弥散) 等形式。 2 2 1 1 移流( 对流) 作用转输 移流运动是指以时均流速为代表的水体质点的迁移运动习惯上也常称对 流运动。对于某点污染物沿流向x 的输移通量为： e = “c( 2 - 3 ) 式中卜过水断面上某点沿x 方向的污染物输移通量m g ( m = s ) ； u 某点沿x 方向的时均流速m s ： c 某点污染物的时均浓度m g r n * 。 对于整个过水断面，污染物的输移率则为： f ：矿f 彳：口f ( 2 4 ) 式中凡断面a 上的污染物输移率，l f l g s ： - 石分别为断面平均流速( m s ) 和平均浓度( i i l g f ) ： 口端面a 的过水流量i l l 3 s 。 2 2 1 2 分子扩散作用输移 水中的污染物由于分子的无规则运动从高浓度区向低浓度区的运动过程，称 分子扩散。分子扩散过程服从f i c k 第一定律，即单位时间内通过单位面积的溶 解物质的质量与溶解物浓度在该面积的法向方向的梯度成正比，数学表达式为： m 。= 一t 詈 ( 2 5 ) “ 式中村。在水流方向由于分子扩散作用污染物单位时间通过单位面积的质 量称为分子扩散通量m g l ( m 2 s ) ； c 某点的污染物浓度m g m ； e 。分子扩散系数，m 2 s ； 污染物沿水流方向的浓度梯度，它前面的负号表示污染物扩散方向 积 与浓度梯度方向相反，m p m 2 。 2 2 i 3 紊动扩散作用 氧化沟内污水的流动一般都是紊流。紊流的基本特征是流动中所包含的各种 物理量，如任一点的流速、压力、温度等都是随时间的变化而随机脉动。紊动扩 散就是由紊流中涡漩的不规则运动( 脉动) 而引起的物质从高浓度区向低浓度区 的迁移过程。紊动扩散通量，可采用类似分子扩散通量的费克定律表达。即 。= 一e 。兰 ( 2 6 ) 式中肥f 一污染物沿x 方向的紊流扩散输移通量r a g ( m s ) ： c 断面平均浓度m g m 3 ； 丘，一紊流扩散系数，一s 。 2 2 1 4 离散( 弥散) 作用输移 前面讲污染物的移流作用输移时，是以断面平均流速和污染物平均浓度进行 计算的。但在实际流场中污染物的浓度分布不均匀，流速在横断面上具有一定的 梯度即所谓的剪切流。这种由于断面非均匀流速作用而引起的污染物离散现象 为剪切流中的纵向离散或弥散。离散作用引起的污染物输移通量，也可采用费克 定律的形式描述，即 m 女一占女尝 ( 2 - 7 ) 式中肌，一污染物沿x 方向的离散输移通量m g ( m 2 s ) ； c 断面平均浓度l l g 一； 昂。纵向离散系数，一s 。 2 2 2 水流的扩散系数和离散系数 2 2 2 1 分子扩散系数 水中所含物质分子扩散系数的大小，主要与影响分子扩散运动的温度、溶质、 压力有关，与水的流动特性无关。分子扩散一般仅用于水气界面，水体与底泥截 面和流速很小的情况，其数量级为1 0 1 1 1 1 2 i s 。 4 2 2 2 2 紊动扩散系数 水质的紊动扩散是紊动脉动流速引起的，紊动扩散系数的大小与水流的紊动 特性有关，从而使垂向、横向和纵向的紊动扩散系数各异。 ( 一)垂向紊动扩散系数e 。 对于一般的明渠流，可根据雷诺比拟( r e y n o l da n a l o g y ) 方法，即认为水 流的质量交换和动量交换等同，紊动扩散系数等于涡粘系数，依此导出明渠垂向 平均紊动扩散系数k 为： 丘，- - 0 0 6 8 h u ( 2 8 ) 式中丘，垂向紊动扩散系数； 肛一水深，m ； “摩阻流速m s ，“= 姆，其中g 为加速度，j 为水力坡降。 ( 二) 横向紊动扩散系数e 。 一般的明渠流受池壁影响，同时还可能有支流汇入、弯道等情况，使横向流 速更不均匀，引起不同尺度的涡旋而推动横向紊动扩散。目前还只是用描述垂向 扩散系数的形式来表述横向紊动扩散系数，即： 点0 = a h u ( 2 8 ) 式中a 经验性系数，费希尔( f i s h e r ) 对7 0 多个实验资科统计分析，发 现顺直的矩形明渠口：o 2 4 0 2 5 。 ( 三)纵向紊动扩散系数e 。 由于纵向离散系数e d 远比单独豹纵向紊动扩散系数大一般可大出几十倍至上 百倍，故常将纵向紊动扩散系数并入纵向离散系数一起考虑。从有限的资料看，e 。 与e 。，处于相同的数量级可能为e 。的3 倍左右。 2 2 2 3 纵向离散系数已 纵向离散系数视资料条件不同，可采用下述三种途径计算：用断面流速分布 资料推算、用现场示踪剂实验资料推算和用经验公式估算。第一种方法适用于天 然河流，在天然河流中，河宽远大于水深，横向流速分布不均匀对e d 的影响远大 于垂向流速不均匀的影响，费希尔考虑这一情况将天然河流简化为平面二维水 流，然后按照埃尔德( j w e l d e r ) 由垂向流速分布，推导纵向离散系数的方法导 得纵向离散系数e d 。污水处理构筑物中e d 的求解一般采用后两种方法。 ( 一) 用现场示踪剂实验资料推算： 1 5 为了比较准确计算：水流纵向离散系数，可在处理构筑物入口处瞬时以点源方 式投加示踪剂( o i l 诺丹明) ，在下镦观测示踪剂浓度的时间过程线来推求纵向离敞 系数b 。示踪剂为非降解性物质，在上游某断面瞬时投加后由于水流迁移扩散作 用，向下游流动过程中不断混合和稀释，因此在下游较远的断面上测得的是一条 比较平缓的示踪剂浓度过程线。显然该过程线的分布情况反过来也反映了水流的 迁移扩散情况。尤其是在下游的量测断面取在纵向混合区时，过程线则比较好地 反映了污染物随水流的迁移和纵向离散特征。尤其下游的量测断面取在纵向混合 区时，过程线则比较好的反映了污染物随水流的迁移和纵向混合特征。当选取的 下游断面在纵向混合区时，浓度的计算为一维水质问题，可由第三章讲述的一维 水质迁移转化基本方程解得下游片处的示踪剂浓度变化过程为：m 俐= 丽m 唧卜警 肛 式中广一以投放示踪剂断面为起点至下游量测断面的距离，m ： 卜以投放示踪剂的时问为零点起算的时例，d ： c 阮一x 处t 时刻的示踪剂浓度，m g l ； 卜瞬时丽源等于投放的示踪剂质量除以过水断面g m 2 ： 扩一水流平均流速，m s ： 厅一纵向离散系数，m 2 s 。 由此可求得该过程线的方差为： 酽= ：2 e d x( 2 1 1 a ) ” 舯 - _ 髂 浯m ， 当用纵向距离分别为“而的两个断面计算时，可得各断面浓度过程线的方 差分别为： 霸= z 了e a x l醍= 2 等 取一t l ：x l，i2 ；量，由上式可解得e 。为： 吨 日= 导酱 1 6 式中i 为浓度过程线的一阶原点距，对于下游x 处实测的示踪剂浓度过程， 其计算式为： 一c f 忙 c i 实测的示踪剂浓度过程c t 的方差酽，按下式计算： c ，? 酽= 一 c c ，f i - i c i ( 2 - 1 3 a ) ( 2 1 3 b ) 式中t 一第i 时段末的时间，i = i 2 。n n 为浓度过程线的最末一个时段； c 。一t 时的浓度。 由于两个断面的示踪剂浓度过程线可测得，依次计算它们的，、t2 和酲、靠 从而按式( 2 1 2 ) 可求得纵向离散系数。 ( 二) 用经验公式估算： 在缺乏断面流速分布资料和示踪剂实验时，可用经验公式估算。费希尔于 1 9 7 5 年提出的公式是： 易= o 0 1 1 瓦u 2 8 2 ( 2 - 1 4 a ) 刘享立( h 1 i u ) 1 9 8 0 年提出的公式是： 易= y 等 ( 2 1 4 b ) 麦克奎维一凯弗( m c q u i v e y k e e f e r ) 提出的公式为 e a = 0 1 1 5 罴- ( - 一茜 恤m ， 式中卜平均水深，m ： u r 摩阻流速，“= i 刖，m s ： j 水力坡降； u 断面平均流速，m s ； 过水断面面积，1 1 1 2 ； b 水体平均水面宽m ： 卜水流的过水流量m 3 s ； g 重力加速度，m s 2 。 1 7 2 2 3 一维迁移方程 现将氧化沟水流取一微分段进行研究( 图2 1 ) ，图中d x 为微分段长度q ， q 。分别为上下游断面a 及a 。，的流量，q 为d x 问的单位长度入流流量，c 。c ”“， 分别为上下游断面水流的污染物浓度，m l ，m l 。分别为上下游断面的污染物的分 子扩散通量，m 2 ，1 1 1 2 f | + 。，分别为上下游断面的污染物的紊动扩散通量，m 3 m 3 m d ，) 分别为上下游断面的污染物的纵向扩散通量，e s 。为微分段内部各种作用引起的 污染物变化量。现以该图所示微分段为对象分析一维水量平衡及水质迁移方程。 2 2 3 1 水流运动基本方程 ( 一) 连续性方程 考察如图2 - t 所示长度为d x 的微分段在d t 时间内的水量平衡关系，可得： 口d t 一以w 以4 - q d x d t =a n w 出一彳( t ) d x ( 2 1 6 ) 入流量出流量区问流量时段末蔷量时段初蓄量 其中靠w = 口1 l 掣d x 图2 - 1氧化沟微分段水量水质平衡示意图 代入式( 2 - 1 6 ) 整理后，即得连续方程( 水量平衡基本方程) ? 丝+ 磐：g ( 2 1 7 ) a t苏 ( 二) 动力方程 一妾=兰罢+吉鲁+杀+面uq(2-189 r ， 教 缸g a f q鲥 式中一水位罢代表水面坡降： 旷一流速：代表迁移加速度引起的惯性项坡降， ! 孚代表当地加速度引起 g 删 的惯性项坡降： g 斤一分别为谢才系数和水力半径，毒代表摩阻坡降： r 一区间入流，u q ：代表区问入流对水面坡降的影响： 由氧化沟的构造尺寸、进入流等边界条件，联解式( 2 一1 7 ) ( 2 一1 8 ) 。可求得水 位z 、流量口、流速，、水深等水力因素沿流程x 和时间t 的变化这步工作应 在解迁移转化方程之前完成作为求解方程的条件给出但当水质因素( 如水温) 对水流有明显影响时，则要联解水流水质方程。 2 2 3 2 水质基本方程 分析如图2 一l 所示的污染物平衡关系，由质量守恒原理，便可建立一维水质 迁移基本方程，为此首先分析出时段内各种因素作用引起的某种污染物的质量 增加 ( 一) 移流运动引起的质量增加 d t 内移流运动引起的上游断面污染物的输入量为o c d t 在下游断面的输出 量为： c f 。肛 q c + 掣斗 此项作用引起的元素增量为： q c d t b 挈出卜一掣抛浯 ( 二) 分子扩散运动引起的质量增量 d t 内分子扩散运动引起的上游断面污染物的输入量为h , a d t , 在下游断面的 输出量为： m 1 ( x d a ) 钿抄h + 掣出p 此项作用引起的元素增量为： m 。一曲一m 一+ 丛掣趟凼 m ：一丛芒也出协 l o x l晡 又肘。= 一e 。_ 3 c ( 见上节式2 - 5 ) ，将其代入上式，得： 9 一掣撇= 昙( 叫鼍卜m 协z 。， ( 三) 紊动作用引起的质量增量 类似分子扩散运动的质量增量的求解。可得紊动扩散作用引起的污染物增量 为： 一旦i 趔出曲：旦f e 一箜k ( 2 2 1 ) 良苏、。融j ( 四) 水流的离散作用引起的质量增量 类似分子扩散运动的质量增量的求解，可得水流的离散作用引起的污染物增 量为： 一掣姗= 昙鼍卜 倍z z ， ( 五) 其它作用引起的质量增量 上述质量输送都是通过上下游断面进行的，除此以外，还有许多其他因素引 起水体污染物浓度的变化。例如污染物的降解与增生，降雨与渗漏等，通过这些 作用，使污染物的质量增加或减少称之为源漏项，其值为：z s 。a d x d t 。 其中s ，第i 种作用引起的污染物在单位时间内的增( 减) 量。