污水处理的氧化沟技术

1、1前人们对利用氧化沟处理污水并不陌生。近年来，氧化沟的应用却引起了人们新的、极大的兴趣，许多厂商提供了自己独特的氧化沟系统，在氧化沟的应用方面做了大量工作。 但有时由于受专利权的限制，人们难以方便地获得氧化沟设计和操作的有关资料，因此需要 有一部汇集这方面资料的书，本书正是为满足这一需要而问世的。本书试图既从理论上、 又从实践上向读者提供氧化沟的有关资料。 为了使设计人员能动力学常数以及劳动力需要量够一举获得一切所需的资料， 我们把设计中的动力学理论基础与实验数据和方程式融为一体， 通过大量的例子来指导读者利用这些资料。本书所列的数据、 之类的资料，为读者提供了一个有关氧化沟的综合资料来源。米

2、克尔G 曼特布鲁斯A 贝尔目录精品文档第一章历史、说明和发展1 1基本情况1 2.典型特丿性第二章过程动力学21过程微生物学2 1. 1微生物的分类2 2新陈代谢和能量2 2. 1能量反应2 3细菌动力学2 3. 1环境条件2. 4动力学在氧化沟中的应用2 5动力学数据第三章过程变型 31生物法去除营养的过程变型第四章硝化和脱硝41氮和氨的存在 11344455905901111224444444444444444氨对消毒的作用 生物的毒性 氮需氧量 富营养化作用 对公共卫生的影响2345硝化中的生物化学反应 23 31 3，24 415 51 52 536 脱硝动力学在氧化沟设计中的应用硝化

3、动力学 环境因素对动力学的影响 环境因素对硝化动力学的综合影响 硝化动力学在氧化沟设计中的应用安全系数 脱硝作用脱硝的生物化学 环境条件 脱硝动力学 第五章5 554 第六章6 16 2 第七章7 1556章1 23 章77. 77777. 7. .八 . 888. 88九77 7 77第 8 88 第999 第十章10 110101010 10101010 3，1奥尔伯曝气池池型 3. 2曝气圆盘 3. 3系统模式 3. 4硝化和脱硝 3. 5奥尔伯系统的设计参数1. 11. 2射流曝气氧化沟 奥尔伯系统 帕斯维尔氧化沟处理厂 4. 1 转子 障碍式氧化的 综合式系统 操作和维 操作要求 氧

4、化沟的控制 氧 仪表的使用 222222动力学设计 氧的供给 沉淀池的设计污泥 设计举仞H 例9. 1设计小结因工艺而异的费用 因地区或气候而异的费用 因厂址而异的费用建造费用 操作和维修费用 总费用 363636363739404343444747 4950525656565656 5758586061636363646464 656567686868697070717276777777 77787878798080需氧量和传氧 传质理论 1 . 1传质 1 . 2平衡关系式 传氧模式 用于模拟和分析不稳定状态试验数据的标准方法 需氧量的确定 混合与水力学 混合的考虑 水力学的考虑 专利工艺

5、 卡罗塞系统 卡罗塞系统的处理性能 设计的考虑和程序 1. 11. 21. 3操作和维修要求 氧化沟处理广的性能与对比工艺 3. 1氧化沟的性能 3. 2氧化沟的对比工艺 氧化沟的设计 预处理和一级处理 反应池的设计 123456 经济考虑 费用的种类1. 11. 21. 3 费用数据 . 2 . 1. 2 . 2. 2 . 3小结精品文档3第一章历史、说明和发展连续环式反应池（Continuous Loop Reactor ，简称CLR）,通常称为氧化沟。它是由荷 兰卫生工程研究所（TNO）在五十年代研制成功的。第一家氧化沟处理厂于1954年在荷兰的沃绍本（Voorshopen）投入使用，它

6、是由该所的帕斯维尔（A. Pasveer）博士设计的，服务人口 为三百六十人。这是一种间歇流的处理厂，其中氧化沟同时用作二次沉淀池。由于帕斯维尔 博士的贡献，这项技术又被称为帕斯维尔沟。氧化沟最初应用于荷兰，而今，它已成为欧洲、大洋洲、南非和北美洲的一种重要污水 处理技术。截止到1976年，仅北美洲就有五百多座处理厂。近年来，采用氧化沟处理厂的速 度有了惊人的进展。氧化沟是活性污泥法的一种改型，它把连续环式反应池用作生物反应池。混合液在该反 应池中以一条闭合式曝气渠道进行连续循环。氧化沟通常在延时曝气条件下使用，因为这时 水和固体的停留时间长，有机物质的负荷低，它使用一种带方向控制的曝气和搅动

7、装置，向 反应池中的物质传递水平速度，从而使被搅动的液体在闭合式曝气渠道中循环。最初由荷兰卫生工程研究所研制的 帕斯维尔沟，目的是为小型居民区提供一 种廉价、可靠的污水处理系统。原始的形 式只是一种污水排放区域，两边呈坡形， 坡上植有草皮，以保证其稳固性，在其中 流动的液体深度通常为1m（图1.1）。充 氧、推进和搅动是由一个卧式表面转子（凯斯纳刷 Kesner Brush ）来保证的。凯斯纳刷过去是在矩形池中使用，产生表 面曝气，其方式与旋流曝气相似，帕斯维 尔沟通常在间歇曝气的情况下使用。白天 把原污水引到沟中，在沟中曝气和搅动， 晚上关闭表面转子，使固体沉淀，然后把上清液从氧化沟中抽走。

8、最初建立的处理厂获得了 惊人的成功，生化需氧量（BOD的去除率达97%。后来，帕斯维尔博士在观察了曝气不充 分的系统之后，又对氨和硝酸盐的去除进行了试验。为了适应流量和有机负荷的增加，出现了连续流帕斯维尔沟。至U六十年代，氧化沟己遍 及欧洲各地。1964年，安大略省的加拿大水资源委员会对氧化沟进行了调查，并作出了下述 结论：“根据现已获得的资料，可以得出这样的结论：氧化沟污水处理系统的造价低廉，操作 简便，其出水的质量符合要求，且水质稳定”。1967年，勒孔特（Le Com pt）和曼特（Man dt）首次把淹没式曝气推流系统用于氧化。精品文档3:f陵Sky；雲二I嚎鶴他们用一套以回流混合液为

9、动力的射流器 和压缩空气配合使用，沿水流途径喷射，从 而提供必要的充氧和推进作用，见图 1. 2。 这种技术后来被称为射流曝气沟(Jet Aeration Channel ，JAC)。1968 年，杜瓦尔斯-希德里克维尔海有 限公司(Dwars, Heederik ， and Verhay， Ltd )的池上使用了低速表面涡轮，这种涡 轮安装在中心挡 板的末端，利用从低速表 面曝气机中所排荷兰工程师们，在一个折流 式连续环反应出的辐射流为氧化沟提供推进力，(图 1 . 3)。从帕斯维尔、勒孔特，曼特、以及杜瓦尔斯 -希德里克-维尔海有限公司的早期研制工作以 来，氧化沟在工艺和机械方面已经进行了

10、无数次 改进。氧化沟的适应性和应用范围己由最初的排 污沟显著地扩大了。现在，氧化沟这项技术已牢 固确立，作为一种污水处理技术而被人们所接受， 1978年，美国环境保护署发表了一份题为氧化 沟处理厂与其它城市污水二级处理先进技术的比 较的报告。报告中的图1. 4表明，城市氧化沟 处理厂的数量在美国有了明显增长。这份报告得出结论，* I I 51 - 7 ?-I 7aU 八；丁：； 十:跨二存宀： 如“ 15MLSS混合液悬浮固体）（mg/L）20006000F/M （营养与微生物之比）0.05 0.02回流污泥比（进水的百分比）100BOD去除率（%）94 98+TSS去除率（%）90 95+表

11、1. 1典型的城市氧化沟的设计参数氧化沟的几何形状以椭圆形为最常见，但也有许多其它形状。在南非，常见的相互联系 的多路渠道，在欧洲，常见折流的回旋渠道，在澳大利亚和美国，虽然流行圆形渠道，但仍 以椭圆形为最常见。曾采用过的水深达 7m但大多数沟深仍局限在12m许多沟道的横截 面呈梯形，两侧的坡度为45。深沟道的两侧呈直角，通常由钢筋混凝土制成。沟道的底部 及两坡的建筑材料为喷浆水泥、沥青和薄膜。第二章过程动力学包括氧化沟在内的任何生物处理系统，其基本目的都是去除有机固体、减少需氧量。这 些有机固体可以是可沉固体、胶态固体、或溶解固体。我们靠沉淀这种物理方法来去除可沉 固体。胶态和溶解有机固体是

12、通过生物化学方法来去除的。氧化沟的第二个处理目的通常是 把氨转换成硝酸盐，以减少总需氧量，以及（或）除氮，以控制水中的营养。这些内容将在 第四章进行详尽的讨论。环境工程师与医药工程师不同，他们是在未消毒的环境下进行工作的。因此，对生化过 程的控制是通过生物反应池中的环境控制来完成的，从而达到促进所需有机物生长的目的。 尽管在预报环境条件和生物系统对环境条件变化的反应方面，常常遇到困难，但生物反应池 的环境控制还是得到了应用。2 1过程微生物学为了理解氧化沟的生物动力学，有必要看一下生物系统中具有重要作用的有机物。在生 物污水处理系统中，我们所感兴趣的微生物属于原生生物的领域。原生生物是单细胞微

13、生物 或没有细胞组织分化的多细胞微生物。根据环境工程师的需要，原生生物可按照它们的碳源 和能量来源、或按照它们利用分子氧的能力进行简便的分类。211微生物的分类以有机化合物为碳源和能源的微生物叫异养微生物。异养微生物在生物污水处理系统中 使有机物质向二氧化碳转化，并产生脱硝作用。自养微生物的碳源是无机碳，通常是重碳酸 根离子或二氧化碳。自养微生物可以进一步分为以光为能源的光合微生物，和能量来自无机 化合物的氧化 - 还原反应的化学合成微生物。 化学合成自养微生物以氨为能源， 在氧化沟中进 行硝化作用。微生物也可以根据其利用分子氧的能力来分类。专性需氧微生物需要分子氧，而专性厌 氧微生物则利用化

14、合氧，如硫酸盐。分子氧对于专性厌氧微生物具有毒性作用，而兼性需氧 微生物则既能利用游离氧，又能利用化合氧。氧化沟中的大部分污水处理工作是由细菌来完成的。细菌是单细胞的原生生物，它们需要溶解性食物和水分，并通过二次分裂再生。它们的大小在 0.515卩m的范围内。在细菌的 细胞中，有8090%的水，而固体成分的大约90%是有机物。有机成分近似 GHQN,无机成 分则是由P2Q（50 %）、SQ、NaQ和CaQ组成，另外还有微量的铁和铜等营养素。通常被环境工程师解释为多细胞异养原生生物的真菌，也在生物污水处理中起着重要作 用。真菌是专性需氧微生物，它们喜欢较低的 pH 值（最佳值大约为 5.6 ），

15、而且对氧的需要 量也较小。在氧化沟这样的悬浮微生物反应池中，真菌常给固体分离造成困难，因为它们形 精品文档成沉淀性能很差的丝状菌。在处理低 pH值或缺氮的污水时，真菌是个特例，因为在这些情况 下它们比细菌更有利。在生物处理系统中具有重要作用的还有单细胞原生动物和轮虫之类的多细胞微生 物。这些微生物通过消耗胶体有机微粒和细菌细胞，起着一种对出水进行“精制”的作用， 从而在生物处理系统中达到降低出水浊度的目的。2 2新陈代谢和能量微生物需要大量的能量。资料表明，1g的大肠埃希氏菌大约需要0.6W的能量来维持细 胞生命和进行再生。由此可见，77kg的大肠埃希氏菌每天大约需要4002.58MJ的热量，

16、而一 个体重为77kg的人每天需要10.512.6MJ的热量。微生物所需的能量是从氧化-还原反应中 获得的。221能量反应异养微生物新陈代谢的整个反应过程可以表示如下：有机物+ Q+细胞-CO H +更多的细胞+能量（2. 1）有机物质既用于产生能量， 又用于细胞合成。 氧化-还原反应就是将被还原物 （电子给体） 的电子转给起氧化作用的物质（电子受体） ，我们通常把电子给体看作食物。异养微生物的新 陈代谢利用有机电子给体； 自养微生物的新陈代谢利用无机电子给体。 在需氧微生物系统中， 氧是最终的电子受体。在缺氧微生物系统中，最终电子受体是亚硝酸盐或硝酸盐；而CO2和SO4则是厌氧微生物系统中的

17、最终电子受体。最终电子受体决定着从“食物”中所得能量的 多少。麦卡蒂（McCarty）就生物过程中的能量产生和细胞合成提出了一种化学计算方法。表2. 1列出了他所提出的氧化一还原反应。【例 2. 1】利用表 2. 1 中的方程式可以求出在需氧、缺氧和厌氧情况下，从生活污水 的新陈代谢中所获得的能量。3），我们可以写出下述半程反应：设生活污水的成分为 C10H19O3N利用表示电子给体（食物）的方程式 7和表示需要氧 情况的方程式（给体：1oHi9ON+ (9/25)H 2O= (9/50)CO 2+ (1/50)NH 4+ + (1/50)HCO-3 + J + e- G =+ 31.8kJ

18、/e-(2. 2)受体：（1/4）O（1/50）C2 + H+ + e = (1/2)H 2O23）=-78.189kJ/e -把上述半程反应相加，即可得出：(1/50)GHON+(9/25)HOH1/4)O2 +|4+e-=(9/50)C(2+(1/50)Nl4+(1/50)HCO+ H+e+ (1/2)H2O (2. 4)精品文档7细菌系统的半程反应表2.1反应编号程A G （W）KJ/电子当量细菌细胞合成反应以氨作为氮源：1/5CO2 + 1/20 HC03 + 1/20NH4+ + 1 + e- = 1/20C5HQ N+ 9/20H2O以硝酸盐作为氮源：1/28NQ- + 5/28C

19、O2 + 29/28H + + e- = 1/28C5H7QN+ 11/28H2O电子受体的反应氧：1/4O2 + H+ e = 1/2H2O硝酸盐：- + -1/5NO3 + 6/5H + e=1/10N2 + 3/5H2O硫酸盐：1/8SO4 + 19/16H + + e = 1/16H2S + 1/16HS + 1/2H2O二氮化碳（甲烷发酵）：+ -1/8CO2 + H + e = 1/8CH4 + 1/4H2O-78.189-71.71221.29024.1291011121314151617181920212223242526电子给体的反应有机给体（异养反应）生活污水：9/50CQ

20、 + 1/50NH4+ + 1/50HCQ- + H + e-= 1/50C10H9C3N+ 9/25H2O蛋白质（氨基酸、蛋白质、含氮有机物）：8/33CQ + 2/33NH4+ + 31/33H + e- = 1/66C18H4GM + 37/66H2O碳水化合物（纤维素、淀粉、糖）：+ -1/4CO2 + H + e =/。甩決 1/4H O油脂（脂肪和油）：4/23CQ + H + e- = 1/46C8H16O+ 15/46H2O醋酸盐：1/8CO2 + 1/8HCQ- + e- = 1/8CH3COC+ 3/8H 2O丙酸盐：1/7CO2 + 1/14HCQ- + H + e-=1

21、/14CH3CHCOt+ 5/14H 2O苯甲酸盐：1/5CO2 + 1/30HCQ- + H + e- = 1/30C6htCOO 13/20H2O乙醇：1/5CO2 + H + e- = 1/12CH3ChlOh+ 1/4H2O乳酸盐：1/6CO2 + 1/12HCQ- + H + e- = 1/12CH3CHOHCOO1/3H2O丙酮酸盐：1/5CO2 + 1/10HCQ- + H + e- = 1/10CH3COCC+ 2/5H2O甲醇：+ -1/6CO2 +H + e = 1/6CH3Oh+1/6H2O无机给体（自养反应）：Fe3 + + e- = Fe2+-+- -1/2NO3 +

22、 H + e = 1/2NO2 + 1/2H2O1/8NO3- + 5/4H + + e- = 1/8NH4 + + 3/8H 2。1/6NO2 + 4/3H + + e = 1/6NH4 + + 1/3H 2。1/8SO4- + 4/3H + + e = 1/6S + 2/3H 2O2- + - -1/8SO4 + 19/16H + e =1/6H2S + 1/16HS + 1/2H2O1/4SO42 + 5/4H + + e = 1/5S2Q2 + 5/3H2OH + e- = 1/2H21/2SO42- + H + e- = 1/2SO 32- + 1/2H2O31.82032.2384

23、1.86827.63327.67127.90128.85531.78632.96335.77637.535-74.441-39.482-34.520-32.87519.49821.29021.31540.48644.350精品文档13注: 12现在，C从方程式（ 24）和（25）中可以看出，被利用的污水每摩尔可传送 50 个电子。这些 方程式所获得的能量为：A 6=生成物的 G -反应物的 G这样，从污水的需氧新陈代谢中所获得的能量即为：50AGmol26）R 式中 R RcRefsfe.除（H+） = 10-7以外的一个电子当量参与反应时所对应的反应物和生成物。 .编号26反应式右侧原文第一

24、项为1/2SO32-,应为1/2SO32-译者。 把方程式（ 2 4）乘以 50，可得出：25）ioHi90N+ 18HO+ 12.502 = 9CO + NJ + HCO + 25HO27）个电子kJkJX（ -18.675 -7.6 污水e-eA G = -5500.41kJ /mol 污水以与例2. 1相似的方程式，可求出在缺氧情况下（NQ为电子受体）从污水中所获得的能 量为-5176.56kJ /mol污水；在厌氧情况下（CQ为电子受体）所获得的能量为-384.6kJ /mol 污水。从需氧新陈代谢中所获得的能量，与从缺氧新陈代谢中所获得的能量相差不大，而从 厌氧新陈代谢中所获得的能量

25、却是一个较小的数量级。合成： 污水或“食物”既用于能量，又用于合成。要想确定所需电子受体（氧）和最终生成物 的量，工程师们需要知道食物中的哪一部分是用于能量的；要想确定营养的需要量（N， P）和污泥的产量，就需要知道食物中的哪一部分会转化成细胞体（合成） 麦卡蒂解决这个问题的方法是写出下述半程方程平衡式：28)= fsRc + feRe-Rd整个反应；细菌细胞合成的半程反应（假设为 C5H7O2）N； 电子受体的半程反应；Rd电子给体的半程反应； 用于合成的电子给体的分数； 用于能量的电子给体的分数。fs表 2. 2 所表示的是各种基质的 fs 最大值。 表中所列的 fs 最大值代表迅速生长的

26、新生培 养物的值。老化培养物的 fs 值可以低到相当于表中所列值的 20的程度。上述方程式可以 用来确定一个生物系统的质量平衡。【例 2. 2】以生活污水的需氧生物处理为例，利用这种方法求出氧的需要量和污泥产量。 假设合成所需的氮源是氨，并且使用延时曝气法，这是氧化沟的典型设计用途。由于延时曝 气会产生“老化”培养物，因此，fs即为表2. 2中所列的（fs ） max的20%。由于表中没 有列出污水的（fs ） max因此必须根据生活污水的典型成分求出一个值。假设生活污水的成 分大约为：50%的蛋白质、 40%的碳水化合物、 10%的脂肪。参见表 2. 2，我们就可以得出29）+ fe = 1

27、一个(fs ) max(fs)max蛋白质1白质的(fs)ma炸碳水化合物X碳水化合物的(fs)ma)O脂肪刈脂肪的fs)max(fs ) max=( 0.50 X 0.46 ) + ( 0.40 X 0.72 ) + ( 0.10 X 0.59 )= 0.67 在本例中的fs是取(fs)max的20%,即0.13。根据方程式(2. 9),可以看出fe 现在可以从表2. 1中选择适当的半程反应：Re : (1/5)CO2 + (1/2O)HCO3- + (1/20)NH4+ + J + e = (1/20)C 5HQN + (9/20)H 2O Re: (1/4 ) O +1+ e- = (1

28、/2)H 2ORd (9/5O) CO+ (1/5O) nH+ (1/5O) HC+H* +e= (1/50) GoHON+ (9/25) HO(2. 10为 0.87。(2. 11)(2. 12)(2. 13)电子给体电子受体(fs)max异养反应碳水化合物o0.72碳水化合物NO-0.60碳水化合物SQ2-0.30碳水化合物go0.28蛋白质00.46蛋白质GQ0.08脂肪酸00.59脂肪酸SQ2-0.06脂肪酸GQ0.05甲醇NQ-0.36甲醇GQ0.15自养反应S00.21SO2-Q0.21ao2-NQ-0.20nhTQ0.10HQ0.24GQ0.04L 2+FeQ0.07细菌反应中(

29、fs ) max的标准值表2. 2精品文档15这样，1mol的生活污水会产生 0.325mol如果把这些结果用比较常见的单位表示，那么，大得多。用下述方法来表示或许方便一些：mg需氧/ mgCO；mgVSS/ mgCOD(2. 15)根据方程式(2. 8),把方程式(2. 11)、(2.12 )和(2. 13)合并再简化，即得出： C1OH19O+NO.875OO.325C5H7O+O1675NH4+0.675HCC+-7.7OCC+6.675H2O (2. 14) 的微生物(GHQN),并且需要10.875mol的氧。 它们在氧化沟的设计和评价方面的用途就会首先来考虑氧，设每mol的C10H

30、19O3I需要10.875mol的氧，则污水的CO可计算如下: molO2COD=(10 +19/4-3/2)=13.25 molC1oH9QN(213.25molO232g 424gCOD(2. 16)COD= X=molC10H9QN molO 2molC0Hi9QN因此：故,molQmolCoHwQN32gXX10H19QN 424gCOD molO 2需氧量=10.875 molC进而：需氧量=0.82gO2COD(g)用类似的方法，可算出所产生的挥发性悬浮固体(VSS的量:molC5I4QN113gC sHQN molC 10H9QNVSS =XXmolC10Hi9N molC 5H

31、QN424gCOD.17)(2. 18)所产 VS& 0.10gVSSZ g COD用同样的方法还可以确定营养的需要量、碱度的增减程度、以及氢离子浓度（ 化情况。pH的变2. 3 细菌动力学为了正确地设计和使用包括氧化沟在内的生物处理系统，必须懂得细菌动力学。 有机物的分解、硝化和脱硝，都取决于细菌的生长速度。可能考虑的最简单系统，是含有纯微生物培养基的批量系统。微生物的生长情况在这种 批量系统中可以通过微生物数量的对数与时间之比的曲线来表示（图2. 1)。污水中注 滞后期：表示微生物对基质的适应阶段，这个團2-1批ft棊a中的输生tttffl阶段不一定总是出现。对数生长期，生长率只受微生物的

32、产率和微生物处理食物能力的约束。恒速生长期，再生率与死亡率保持平衡。生长情况可能受基质的可用程度、毒物的聚集程度、营养、或氧和氢离子浓度等环境因素的约束。衰亡期：底质耗尽。毒物聚集，以及（或）环境条件不利。还可以使用一种更有效的方法来表示以 上情况，即不按微生物的数量，而接微生物的 质量来表示，如图2. 2。滞后期和对数生长期的情况与图2.1相同。在生物处理系统中，减速生长期被认为是4Cr屯民團批a系St中的微生轲生提情呪按債i莊議J精品文档17受底质的约束， 内源呼吸期也是受底质的约束， 微生物进行原生质没有补给来源的新陈代谢。 批量系统要经历图 21和图 22所示的各个阶段。氧化沟通常不是

33、批量的，而是连续 流的系统。对生物处理系统的控制，是通过对微生物所利用的基质的控制来实现的。为了实 现对基质的有效控制，必刘保证微生物生长所必需的各种环境条件。2 3 1环境条件环境条件包括温度、氢离子浓度、溶解氧和营养。环境工程师们能够控制除温度以外的 上述各种条件。在下文中将会看到，在氧化沟的设计和操作中，可以计算出温度的影响，但 是，企图控制污水温度的做法一般来说是不实际的。氧化沟中的溶解氧和氢离子浓度可以控 制在所需的任何水平上。微生物的生长所需的主要营养是氮和磷，在有足够营养的条件下， 根据微生物细胞的构成成分，氮的需要量大约每 20mg/L的BOD为1mg/L。磷的需要量大约每 1

34、00mg/L的BOD为1mg/LPGP,同时还需要微量的无机物。应该说明的是，上述氮和磷的需 要量只是近似值。实际所需要的营养量值取决于细胞的合成量，而细胞的合成量反过来又取 决于过程的设计。大多数城市污水和生活污水中都含有过量的营养。 至于工业废水，可能需要添加氮和（或） 磷，以满足对营养的需要量。假如一切环境条件都得到充分的保证， 那么就有可能在批量系统生长曲线 （图 21 和 22） 所要求的任何一点上，保证生物系统的正常工作。动力学方程：从图 22中可以看出，在曲线生长阶段，微生物的生长速度可以表示为：dX219）dt式中 X 微生物浓度（ mg/L）；卩一单位生长率（d-1 ）;t

35、时间（ d）。象氧化沟这样的连续流系统很少保持在对数生长阶段上，而是根据过程的不同方式，保 持在生长曲线（图 22）的不同点上。例如，氧化沟的设计通常适用延时曝气，延时曝气属 于内源呼吸范畴。为了保证对这种生物反应池的正确控制，有必要在生长率和基质利用之间 建立关系式。把微生物生长率和基质利用联系起来的最常见模式是莫诺（Monod模式。莫诺发现，在纯培养物和连续流系统内，在含有单一的限制生长基质系统中，细菌的生长和底质的有效程 度之间的关系，可以根据实验用下述公式表示：(220)S口 = 口 mKs S式中卩一单位生长率（d）；卩m-最大单位生长率（d-1）;S 基质浓度(mg/L);Ks 半

36、速常数(mg/L)(指单位生长率等于最大单位生长率一半时的限制基质的浓度如图2. 3所示，微生物的生长率 随着基质有效程度的增长而增长，直 至达到最大单位生长率为止。这时， 限制生长的因素就不再是基质了，而 是增代速率或营养之类的其它因素。囲2.3限制基对生物生悅前K响莫诺模式已经被用来研制生物系 统的动力模式。这里，本文将用莫诺 模式建立适合于氧化沟设计和操作的 动力模式。需要指出的是，有人已经 考虑出其它一些模式。在稳定的条件 下，这些模式的大多数会产生类似的 效果。对于变化多端的进水，可以利用其它模式，这些模式以进水基质浓度为函数，推算出 水的基质浓度。劳伦斯(Lawrenee)和麦卡蒂

37、所使用的莫诺模式已经在污水处理系统中产生 了满意的效果，我门将在下面的讨论中利用这种模式。已经指出(方程式2. 19):dXdt这样，将方程式(2. 19)和(2. 20 )合并，即得出：dX S()gr =卩 mdt Ks+ S所得到的全部基质不能都用于合成；有人指出，在对数生长期里:dX dS()gr = -Y(dt dt式中丫 一最大产量系数；dX(dtdS()bio 生物作用下的基质利用率。(2. 21)bio(2. 22)gr单位被利用的基质质量所形成的细胞质量;精品文档1 3(2. 23)(2. 24)dt把上述方程式合并，即得出：k =卩 0)/ y可将生物作用影响下的基质浓度变

38、化表示如下：dS kXS() bio =dt Ks+ S在氧化沟和其它大多数生物处理系统中，不是所有的细胞都处于对数生长阶段。我们必须减小上面所述的生长率，以便考虑到为提供维持细胞生命所需能量而利用的基质，以及细胞死亡和原生动物捕食所消耗的基质。有人假定，微生物数量减少的原因都是由于内源呼吸 作用，而内源衰减率属于一级衰减率，它仅仅取决于所存在的微生物的质量。这种假定虽然 严格说来并不完全正确，但却是有用的。根据这种假定，我们可以把内源哀减率表示为：dXdec =-kdX(225)dt式中k d内源衰减系数(d-1 )。如果把内源呼吸作用的影响和生长方程式合并：新的生长率=对数生长率-内源衰减

39、率我们就可以得出：dX卩 mSX()net -k dXdt Ks S或者用基质的利用率来表示：dX dS()net -Y()bio-kdXdt dt226)227)228)VX上述公式中所用的常数是由温度决定的。这些常数值随着温度的增加而增加。温度对氧 化沟总过程的影响要更复杂，它影响着生化反应率、化学反应率、气体的溶解度、气体的传 质率、以及固体的沉淀性能。温度对于总过程的影响可以估算如下：229)RT (T-20)R20式中 R T温度为T (E)时的速率；R20 20 E时的速率；常数，对氧化沟来说，通常为 1.021.04。对氧化沟的应用：氧化沟既不是完全混合式反应池，也不是推流式反应

40、池。污水流入反应池后，与反应池 所含的大量物质混合。但是，通常是使污水正好从排出口的下游流入氧化沟，因此，它必须 在经过一次循环之后才能排出去。在这一方面，氧化沟与推流式反应池有些相似，由于全部 污水在氧化沟内的停留时间比较长，通常为2024h，而以标准渠中流速完成一次循环的时间又比较短，即1530mi n，因此，氧化沟动力学一般按完全混合式反应池的动力学来对侍。 这种假定所产生的任何小误差都纳入安全系数。对完全混合式反应池(图 24)，可写出下列方程式：230)dXdXnet()V QX-QX+ V (dtdt式中XQ 流量( m3/d )；0进水的微生物浓度(所含浑发性悬浮固体的mg/L数

41、)，反应池容积( m3)； 反应池中微生物的浓度( mgL)。替代上述方程式中导出的各项，并且假定：(1)是在稳定状态下；(2) X0小到可以忽略精品文档14(2. 31)的程度，则可以写出:卩mS Q/V= -k dKs+ S考虑在稳定状态下，基质以类似的方式产泥，可写出下式:KsXS0-S = Ks+ S式中So 进水的基质浓度（mg/L）； S出水的基质浓度（mg/L）。包括氧化沟在内的活性污泥法都 采用污泥回流，在考虑回流之前，另外引进 一些项目，并重新安排上述方程式，是比较 方便的，得出：VX c=QX(2 32)Q.SqX反应池中的细胞质量閹a.#完全幌舍式反应池(2.33)式中

42、C(d)。排除的细胞质量/单位时间 如果写成下式：-（dXUX式中U 单位基质利用率（mg/Lh）或基质浓度的变化 （由于每单位质量微生物的生物作用）。就可得出：1/ dt) bio(2.34)=YU - k d c(2.35)以及S0-XU(2. 36)可以确定：Y Yiet =1(2. 37)+ 0 ckd我们经常以食物与微生物比（F/M来表示有机负荷。这种F/M比通常表示为 kgBOD/kgMLVSS d。S0F/ Mh(2. 38) X如果把整个过程的效率确定为：S0 - SE=X 100S0式中 E 过程去除率（）。(2. 39)精品文档23(2 40)F /M U和去除率有如下关系

43、：F/ MX EU=100在考虑污泥回流之前，再进行两次排列是有用的。可以写成:Y(So-S)(2 41)以及这样, X和S。+ kd CS ( 1 + + kd) C （YK-kd） - 1对于完全混合系统来说，如果知道了动力系数（Y、k、kd和(2. 40)Ks）,我们就可以得知污泥的回流：下面，以动力学的观点，继续把氧化 沟作为完全混合反应池看待，同时考虑污 泥回流。图2. 5为该系统的示意图。在分析中作了以下几点假设：1 .该反应池是完全混合式的。2 .进水中的微生物浓度（X o）很小， 可以假定为零。3 .全部污水的稳定处理都是在生物反应池中进行的。4 用于计算 C的容积，只是生物反

44、应池的容积。还应该指出的是，把进水基质的浓度看作总 BOD（因为固体物质能够被微生物溶解和利 用），方程式所计算的出水浓度为溶解性 BOD因此，在考虑出水质量的时候，必须加上出水 中污泥本身的BOD如果如图2. 5所示，污泥是直接从生物反应池中排除的，那么VX c =w+（ Q-Q） XeXXe(2. 43)Q但是，因为V aW(2. 44)Q如果污泥是从回流污泥管中排除的，VXQ这样，VX c =WXr + QXe(2.45)精品文档 C望WXr(2. 46)Q式中 XR 回流污泥中微生物的浓度（mg/L）。(2. 47)借助于前面所用过的质量平衡方法，我们可以这样表示:=YU-kd C进而

45、, C Y (So-S)(2. 48)+ kd C或以更有效的方式表示如下：YQXV = 1+ kd C由此可见，对于一个给定的系统来说，数量XV是一个常数， 的含量X和反应池的容积V都可以变化，以便使设计最优化。污泥的产量：氧化沟中的生物污泥的产量，可以根据污泥的产量和内源衰减估算。根据下述分式可以 估算出所产生的生物污泥：dX（ dt(S-S) C(2. 49)而挥发性悬浮固体（MLVSS)gr = Y (So-S) Q(2. 50)根据下式可算出所消耗的生物污泥：dX （ dt)dec = -k dXV(2. 51)污泥净产量的估算公式为：dX （ dt)net = Y (S-S) Q-

46、kdXV(2. 52)dX对于稳定状态的氧化沟来说，剩余活性污泥（Px）等于（dt)net。2.4动力学在氧化沟中的应用为了把本章所述的动力学应用于氧 化沟中，有必要确定氧化构的反应池类 型。在污水处理中，通常遇到两种类型 的反应池：完全混合型反应池和推流型 反应池。在完全混合型反应池中，我们假设 进水是立即与反应池中的各种成分混合 到一起的，因此，任何参数的出水浓度, 都与反应池中该参数的浓度相等。在推 流型反应池中，我们假设不出现纵向扩二勰槽”.K=1 恤iflnrnu鞭幣LMQ-20.空全混合型与推流型反应池的比 17散。进水的每个细微颗粒都沿着推流型反应池移动，它与反应池中其它颗粒的相对位置没有 任何改变。这样，任何给定参数的浓度都随反应池的长度而变化。值得注意的是，