很有用的。 系统产生固体成份j的净产率可由下式确定: I=.VX,X R (2.2.5) 式中R1=固体成份j的净产率CMt4 有证据说明*,当平均固体停留时间增加时,微生物系统所 产活性群体的活力可能下降。然而,由于平均固体停留时间对存 留在系统内的听有固体成分都相同,因此用它作为设计和控制的 参数时,就无需考虑活力了。 上面这些关系式对悬浮生长系统中产生的悬浮固体的组成表 达得远于简单。例如,内部的贮存产物—有机的和无机的,以 及吸附在絮状物表面的无机离子等都必将影响固体系统各种成份 的浓度。而且,由于无机离子被生物群体固定,衰亡现象还可能 扩大到悬浮固体的无机部份。但是,尽管有这些缺点,上面所讨 论的那些关系式仍是有用的。对大多数设计和操作任务,这些关 系式和它们各项参数都可以求得,并可方便地用于固体量的估 算 生物群体衰减动力学 生物群体(挥发性悬浮固体的活性部份)衰减的速度是由比 衰减率kd来控制的。kd的值可以从曲线估算。此步骤一殷不太 精确,因此在相似的实验条件下能得到的范围很宽的k值。而 且,与实验室间歇实验所得结果相反,发现在连续流条件下测量 C. P. L Grady, Jr. and R, E. Roper. Jr,."A Model for the Biooxidation Process which Incorporates the viability Concept wate:Res,,8(1974),471-483 34 PDF文件使用" pdffactory"试用版本创建w, fineprint,com,cn
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到的ka值将随固体龄而变。在温度20°C以下时*。 kd=0.48ts0·416(1,05)T20 (22。6) 式中ts=平均固定龄,天数 T=混度,C 在活性污泥法中,可令平均固体龄等于平均固体停留时间。不同 温度下式(2·26)的一组曲线见图2.2。2。 o.30 0.25 DI0 2o°C 30 平均污泥鼐,日 图222比减率与均固体停留时和温度之间的关系曲线 B, L. Codman and A.J. Englan A Unified Nodel cf the Activated SLudge Process, " J, Water Poll, Control Fed (1974),312-332, G. w. Randall et al., "Temperature Effects on Aerobic Digesion Kineties, "J. Eivir. Engr.Div ASGE.101,EE(1975),795~811 35 PDF文件使用" pdffactory"试用版本创建w, fineprint,com,cn
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计算悬浮固体浓度的近似方法 式(2.21)到(2.2,4)可以用近似关系式代替,后者不仅可 用于大多数场合,而且也更方便。 废水在间歇模型中经过长时间的曝气后残留的固体浓度可近 似地用下式表示: X1=(1-f)xX。+xX。+023Ys 式中最后一项反映内源残余物的积累。 原废水中惰性物质的浓度能以下式计算 iXo=(l-f)x Xo-kxiXo=Xi-0. 23YSo 经代人并合并后,式(221)到(22,4)以及(2.28)变成 x:=vq(x1+Ys0(F1F2-0.23) (2。2,9) 式中ⅹ一间歇模型中,长时期曝气后废水中惰性固体的浓度, 亳克/升 F1,F2=分别表示固体衰变系数(1+kd9s)以及1+23ks 不同6s和温度下的F1,F2值列于表22.1。 挥发性悬浮固休〈生物群体)活性部份的浓度能以下式估 算: F,YS (2。210) 式中S。=废水BOD5(或可生物降解COD),毫克/ Y=生长产率 PDF文件使用" pdffactory"试用版本创建w, fineprint,com,cn
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表22.1[固体衰变系数作为处理水温和不均固体停留时间数的值〕 10 15 20 25 30 (E F F.!K F211 Fif FaIF1 F2 F1 F 56291.140.5681,170.5101.220.4481.280,3891.360,3331.46 109.5291200.4691.260.4081,330.3511.430.2981,540,2491.69 150.4721,260.4101.330.3531.420.2991.540,2501.690.208I.88 200.4271,3103701·390.3141.500.2661.63.2201,810,1812.04 250.3971.350.3411.4402881.570,2411.720.1991.920.1632.18 30.3731390,3161.5002661.630.2221.8110.8202.0301492.32 初始的基质去除 用生物絮凝法从悬浮液中去除基质的动力学是受基质物理性 质控制的。注意观察图22,3,曲线表示了在间歇系统预先形成 生物絮状体的悬浮液中两种类型基质所呈现的基质去除动力学*。 曲线(a)表示从溶液介质中去除完全可溶性基质情况;曲线(b)说 明当基质完全是颗粒状时的去除率。初始的去除是极快的,一般 可在几分钟内完成。曲线(b)在中途上升并形成峰值可看成是由 于吸附在絮状体的颗粒增加溶解造成的结果,而增溶现象则是由 于絮状体内微生物所释放的胞外酶引起的。增溶作用释放到系统 中的基质又为微生物利用,利用的速率取决于正常的生长动力 学。可溶性和颗粒状基质混合液系统的基质去除曲线将是一条与 曲线(b)稍有不岗的曲线。 P.R. Jones and rE, Brown."The Effect of the Ratio of Soluble to Total COD on Biological Waste Treatlnent processes Proceeding=, Second Canadian Symposium on Water Polltion Research. McMaster university. 1967 PDF文件使用" pdffactory"试用版本创建w, fineprint,com,cn
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g b 时间 图223间歇系统屮由已形成的活性污泥絮状体悬浮液去 除基质的情况:(a)擦解性基质、(b)颗粒状基质 生物槃蜒 虽然有关生物群固体絮凝作用的杋理相当模糊。然而,看来 在生物自身的代谢产物中肯定含有某种起混凝作用的东西。有人 认为这种混凝物质是孢外聚合物,它在生物群体颗粒间起着搭桥 作用。从工程的角度,我们主要感兴趣的还是絮凝的生物群体与 沉降特性有关的性质,即絮状体的大小和密度。 在确定靠重力从悬浮液中分离絮凝生物群体的难易程度和完 全程度方面,平均固体停留时间起着重要作用。图2.24定性地 描述了当固体浓度下降到区域沉降占优势的范围时(X1>500毫 克SS/升),平均固体停留时间对这些因素中两项指数的影响。由 图可见:在平均体停留时间数值低时污泥体积指数”(sⅥ1)较 污泥体积指数定义为一克生物量沉淀30分钟后所占体积的毫升数。 38 PDF文件使用" pdffactory"试用版本创建w, fineprint,com,cn
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