13.25mol0232g 424gCOD coD=- (2.16) molClohIgOn mo102 mo1C1oHIO3N 因此: mo102 molC1oHoO3N g 需氧量=10.875 (2.17 molCloHIgO3N 424gCOD 进而 需氧量=0.82 gO COD(g) 用类似的方法,可算出所产生的挥发性悬浮固体(VSS)的量: molCsH 0N 113 0N molC1oHIoO3N VSS= (2.18) molC1ohg03N 1o1CH-O2N 424gCOD 故 所产s=0.10gvss/gCOD 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(pH)的变 化情况 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。污水中 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)。 注滞后期:表示微生物对基质的适应阶段,这个 刑生长 阶段不一定总是出现。 对数生长期,生长率只受微生物的产率和微生 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。 时 衰亡期:底质耗尽。毒物聚集,以及(或)环 图21批量系犹中的微生物生长情况 境条件不利。 还可以使用一种更有效的方法来表示以 对数生长减生长内狐呼吸 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 图2,2批量系统中的微生物生长情 况(按质量表示)
１１ 13.25molO2 32g 424gCOD COD=──────×───＝────── （2．16） molC10H19O3N molO2 molC10H19O3N 因此： molO2 molC10H19O3N 32g 需氧量＝10.875─────×──────×─── (2．17) molC10H19O3N 424gCOD molO2 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： molC5H7O2N 113gC5H7O2N molC10H19O3N VSS＝──────×──────×────── （2．18） molC10H19O3N molC5H7O2N 424gCOD 故， 所产 VSS＝0.10gVSS／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（pH）的变 化情况。 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。污水中 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）。 注 滞后期：表示微生物对基质的适应阶段，这个 阶段不一定总是出现。 对数生长期，生长率只受微生物的产率和微生 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
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2.1和图2.2所示的各个阶段。氧化沟通常不是批量的,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 100mg/L的BOD3为 1mg/LP0-P,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2.1和2.2) 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2.2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: dx (2.19) 式中X一微生物浓度(mg/L); u一单位生长率(d-1); t一时间(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2.2)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 (2.20) Ks+S 式中 单位生长率(d); um最大单位生长率(d)
１２ 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 2．1 和图 2．2 所示的各个阶段。氧化沟通常不是批量的，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 BOD5为 1mg/L。磷的需要量大约每 100mg/L 的 BOD5为 1mg/LPO4-P，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 2．1 和 2．2） 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 2．2 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： dX ───＝μX （2．19） dt 式中 X－微生物浓度（mg/L）； μ—单位生长率（d-1）； t—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 2．2）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： S μ＝μm───── (2．20) Ks＋S 式中 μ—单位生长率（d -1）； μm—最大单位生长率（d -1）；
S一基质浓度(mg/L); Ks一半速常数(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 莫诺模式已经被用来研制生物系目 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 限解都质的浓度()mg{D 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 图2,3限制基质对微生物生长的影嘀 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( Lawrence)和麦卡蒂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) uX 这样,将方程式(2.19)和(2.20)合并,即得出: dx ()a=μm (2.21) 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 at)…=Ks b (2.22) 式中Y一最大产量系数 dX 单位被利用的基质质量所形成的细胞质量; dt )bio一生物作用下的基质利用率 把上述方程式合并,即得出 k= um/ 可将生物作用影响下的基质浓度变化表示如下: ds KXS (2.24 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
１３ S—基质浓度（mg/L）； Ks—半速常数(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。 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（Lawrence）和麦卡蒂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）： dX ──＝μX dt 这样，将方程式（2. 19 ）和（2．20 ）合并，即得出： dX S （──）gr＝μm──── （2．21） dt 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(───)bio （2．22） dt dt 式中 Y—最大产量系数； dX (──)gr—单位被利用的基质质量所形成的细胞质量； dt dS （──）bio—生物作用下的基质利用率。 dt 把上述方程式合并，即得出: k＝μm／y （2．23） 可将生物作用影响下的基质浓度变化表示如下： dS kXS （──）bio＝──── （2．24） 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: dx k (2.25) 式中k一内源衰减系数(d-)。 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率 (2.26) 我们就可以得出: dx u mSX kax (2.27 Ks+S 或者用基质的利用率来表示: dX ds )e=-ybio-kax (2.28) dt 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: e(T20) 式中R一温度为T(℃)时的速率 Ro20℃时的速率 e一常数,对氧化沟来说,通常为1.02~1.04。 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20~24h,而以标准渠中流速完成一次循环的时 间又比较短,即15~30min,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2.4),可写出下列方程式 dX dx ()V=QX-Q+V(——) (2.30) dt dt 式中Q一流量(m/d); X。一进水的微生物浓度(所含浑发性悬浮固体的ng/L数), 反应池容积(m3); X一反应池中微生物的浓度(mg/L)。 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)Ⅺ0小到可以忽略
１４ 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： dX （──）dec＝-kdX (2．25) dt 式中 kd—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-内源衰减率 （2．26） 我们就可以得出： dX μmSX (──)net＝───── -kd X （2．27） dt Ks＋S 或者用基质的利用率来表示： dX dS (──)net＝-Y(──)bio-kdX （2．28） dt dt 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： RT ──＝Θ（T-20） （2．29） R2 0 式中 RT—温度为 T（℃）时的速率； R20—20℃时的速率； Θ—常数，对氧化沟来说，通常为 1.02～1.04。 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 20～24h，而以标准渠中流速完成一次循环的时 间又比较短，即 15～30min，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 2．4），可写出下列方程式： dX dX （──）V＝QX0-QX＋V（──）net （2．30） dt dt 式中 Q—流量（m 3 /d）； X0—进水的微生物浓度（所含浑发性悬浮固体的 mg/L 数）， V—反应池容积（m 3）； X—反应池中微生物的浓度（mg／L）。 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
的程度,则可以写出: Q/V Ks+S 考虑在稳定状态下,基质以类似的方式产泥,可写出下式 KsX S0-S= (2·32) Ks+S 式中So-进水的基质浓度(mg/L); S一出水的基质浓度(mg/L)。 0. Sa. X. S 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 些项目,并重新安排上述方程式,是比较 方便的,得出: 图2.4完全混合式反应池 反应池中的细胞质量 式中 (d) 排除的细胞质量/单位时间 如果写成下式: -(dx/dt)bio U 2.34) 式中U—单位基质利用率(mg/L·h)或基质浓度的变化 就可得由于每单位质量微生物的生物作用 =YU-k e c 以及 SO e 可以确定 Y (2.37) 1+⊙ka 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 F/M 2.38) 如果把整个过程的效率确定为: So-S E ×100 2.39) 式中E一过程去除率(%)
１５ 的程度，则可以写出： μmS Q／V＝──── -kd （2．31） Ks＋S 考虑在稳定状态下，基质以类似的方式产泥，可写出下式： KsX S0-S＝Θ──── （2·32） 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 ΘC＝─── （2．33） QX 反应池中的细胞质量 式中 ΘC— ─────────────(d)。 排除的细胞质量／单位时间 如果写成下式： -(dX／dt)bio U＝─────── （2．34） X 式中 U—单位基质利用率（mg/L·h）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 ──＝YU - kd （2．35） ΘC 以及 S0-X U＝──── （2．36） ΘC 可以确定： Y ΔYnet＝───── （2．37） 1＋ΘCkd 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 kgBOD5 ／kgMLVSS·d。 S0 F／M＝─── （2．38） ΘX 如果把整个过程的效率确定为： S0 - S E＝─────×100 （2．39） S0 式中 E—过程去除率（％）