F/M、U和去除率有如下关系 F/M×E U (2·40) 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) X=. (2·41) 1+k 以及 Ks(1++k) ec(YK-k)-1 这样,对于完全混合系统来说,如果知道了动力系数(Y、k、k4和Ks),我们就可以得知 X和S。 污泥的回流: Q-,X 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9,x/xy 1Q-Q、 瓦 泥回流。图2.5为该系统的示意图 反配袖 在分析中作了以下几点假设: Xr,geS 该反应池是完全混合式的 图25氧化沟示盒图 2.进水中的微生物浓度(X0)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 (2.43) Q+(0rQ)Xe 但是,因为X>>Xe 6c≌ 如果污泥是从回流污泥管中排除的, (2.45) Q,Xr+OXe 这样, (2.46 式中RR一回流污泥中微生物的浓度(mg/L)
１６ F／M、U 和去除率有如下关系： F／M×E U＝───── （2·40） 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（S0-S） X＝───── （2·41） 1＋kdΘC 以及 KS（1＋Θ＋kd） S＝──────── （2．40） ΘC（YK-kd）- 1 这样，对于完全混合系统来说，如果知道了动力系数（Y、k、kd和 Ks），我们就可以得知 Ｘ和Ｓ。 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（Ｘ0）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ΘC的容积，只是生物反应池的容积。 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 ΘC＝──────── （2．43） QW＋（QW-Q）Xe 但是，因为 X>>Xe V ΘC≌── （2．44） QW 如果污泥是从回流污泥管中排除的, VX ΘC＝────── (2．45) QWXr＋QXe 这样， VX ΘC≌──── （2．46） QW Xr 式中 XR—回流污泥中微生物的浓度（mg/L）
借助于前面所用过的质量平衡方法,我们可以这样表示: YU-k (2.47) 进而, Oc Y(SoS) (2.48) e 1+kec 或以更有效的方式表示如下 YQ(So-S)⊙c (2.49) 1+kaec 由此可见,对于一个给定的系统来说,数量XV是一个常数,而挥发性悬浮固体(MVSS) 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 )==Y(S-S)Q (2.50) dt 根据下式可算出所消耗的生物污泥 dX dec=-kaXv (2.51) 污泥净产量的估算公式为 dx C-net=Y(So-s)Q-kXV (2.52) 对于稳定状态的氧化沟来说,剩余活性污泥(Px)等于( dt 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 知 拌憎 反应池。 200 K:10mgimg*d Kr=100mg/L 在完全混合型反应池中,我们假设 e=951 进水是立即与反应池中的各种成分混合 5a≈400mL <1.0 到一起的,因此,任何参数的出水浓度, 0,40 都与反应池中该参数的浓度相等。在推 乎均匙停时筒td 流型反应池中,我们假设不出现纵向打图2,6完全混合型与推流型反应池的比较
１７ 借助于前面所用过的质量平衡方法，我们可以这样表示： 1 ───＝YU-kd （2．47） ΘC 进而， ΘC Y（S0-S） Ｘ＝───＝───── （2．48） Θ 1＋kdΘC 或以更有效的方式表示如下： YQ（S0-S）ΘC ＸＶ＝─────── （2．49） 1＋kdΘC 由此可见，对于一个给定的系统来说，数量ＸＶ是一个常数，而挥发性悬浮固体（MLVSS） 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 ( ───)gr＝Y（S0-S）Q （2．50） dt 根据下式可算出所消耗的生物污泥： dX (───)dec＝-kdXV （2．51） dt 污泥净产量的估算公式为： dX (───)net＝Y（S0-S）Q-kdXV （2．52） dt dX 对于稳定状态的氧化沟来说，剩余活性污泥（Px）等于(───)net。 dt 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
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,推流型反 应池相当于无限系列的完全混合型反应池。参考文献对反应池的类型进行了详尽的讨论。 选择何种类型的反应池,关系到出水的质量和生物处理系统的效率,推流型系统去除基 质的效率高于完全混合型系统。从图2.6中可以看出这种效率的提高。但是,完全混合型系 统在其它方同具有优越性。它的主要优点是,含有毒性或抑制性物质的污泥能够迅速与整个 反应池中的各种成分完全混合而得到稀释,这样就最大限度地降低了它的破坏作用,由于在 实践中,瞬间的完全混合和完全的推流都是做不到的,因此,各种类型的反应池之间的区别 就减少到了最低限度 氧化沟兼有推流型反应池和完全混合型反应池两者的特点。在氧化沟中,污水先是象在 推流型反应池中那样,正好在排出口的下游流入反应池,然后又象在完全混合型反应池中那 样,与整个反应池中的各种成分混合起来。氧化沟自身的特点在于,完成一次循环所需的时 间短,而总的水力停留时间则很长。这种特点与完全混合型反应池相似,通常用完全混合型 反应池来模拟氧化沟。 用完全混合型反应池来描述氧化沟,我们就可以列出用以描述其设计和操作的方程,参 见图2.7所示的氧化沟。 图中Q一进水的流量(m3/d Qs,sX So一全部进水基质浓度(mg/LBOD) Xo—进水的微生物浓度(mg/LWSS) V一反应池的容积(m3); 瓦涟池 S一反应池中溶解基质的浓度(mg/LBOD3) XtrA,, S Qw剩余活性污泥(WAS)的流量(m3/d) ρc—回流活性污泥(RAS)的流量(m3/d) Xr一回流活性污泥浓度(mg/LVSS) 图2?氧化沟示意图 Xe—出水微生物浓度(mg/LwSS); Ⅹ一反应池中的微生物浓度(ng/LMSS) 在图2.7中,已经假定剩余污泥是来自氧化沟。剩余污泥也可以来自回流活性污泥管路。 在对图2.7所示的氧化沟系统的分析中,我们作了下述假设 1.该反应池是完全混合型的。 2.进水的微生物浓度与反应池中的微生物浓度相比是很小的,因此可以假设为零。 3.对基质的全部利用都是在氧化沟中进行的 4.计算中所用容积是氧化沟的容量 前两点假设与实际情况差距甚小;后两点假设不完全正确。活的微生物是在沉淀池中与 基质接触的,因此,在沉淀池中一定会利用一部分基质。但是,沉淀池中生化需氧量的去除 率很低,这是由于缺乏混合和供氧不足。很明显,在沉淀池中,任何时候都会有一些生物污 泥。在大多数系统中,沉淀池中的生物污泥容积比氧化沟中的生物污泥容积要小。这样,利 用这种假设所产生的误差也就小了。后两点假设是谨慎的,由此而计算出的生化需氧量
１８ 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，推流型反 应池相当于无限系列的完全混合型反应池。参考文献对反应池的类型进行了详尽的讨论。 选择何种类型的反应池，关系到出水的质量和生物处理系统的效率，推流型系统去除基 质的效率高于完全混合型系统。从图 2．6 中可以看出这种效率的提高。但是，完全混合型系 统在其它方同具有优越性。它的主要优点是，含有毒性或抑制性物质的污泥能够迅速与整个 反应池中的各种成分完全混合而得到稀释，这样就最大限度地降低了它的破坏作用，由于在 实践中，瞬间的完全混合和完全的推流都是做不到的，因此，各种类型的反应池之间的区别 就减少到了最低限度。 氧化沟兼有推流型反应池和完全混合型反应池两者的特点。在氧化沟中，污水先是象在 推流型反应池中那样，正好在排出口的下游流入反应池，然后又象在完全混合型反应池中那 样，与整个反应池中的各种成分混合起来。氧化沟自身的特点在于，完成一次循环所需的时 间短，而总的水力停留时间则很长。这种特点与完全混合型反应池相似，通常用完全混合型 反应池来模拟氧化沟。 用完全混合型反应池来描述氧化沟，我们就可以列出用以描述其设计和操作的方程，参 见图 2．7 所示的氧化沟。 图中 Q—进水的流量（m 3 /d）； So—全部进水基质浓度（mg/L BOD）； Xo—进水的微生物浓度（mg/L VSS）； V—反应池的容积（m3）； S—反应池中溶解基质的浓度（mg/L BOD5）； Qw—剩余活性污泥（WAS）的流量（m3/d）; Qc—回流活性污泥（RAS）的流量（m3/d）； Xr—回流活性污泥浓度（mg/L VSS）； Xe—出水微生物浓度（mg/L VSS）； X—反应池中的微生物浓度（mg/L MLVSS）。 在图 2．7 中，已经假定剩余污泥是来自氧化沟。剩余污泥也可以来自回流活性污泥管路。 在对图 2．7 所示的氧化沟系统的分析中，我们作了下述假设： 1．该反应池是完全混合型的。 2．进水的微生物浓度与反应池中的微生物浓度相比是很小的，因此可以假设为零。 3．对基质的全部利用都是在氧化沟中进行的。 4．计算中所用容积是氧化沟的容量。 前两点假设与实际情况差距甚小；后两点假设不完全正确。活的微生物是在沉淀池中与 基质接触的，因此，在沉淀池中一定会利用一部分基质。但是，沉淀池中生化需氧量的去除 率很低，这是由于缺乏混合和供氧不足。很明显，在沉淀池中，任何时候都会有一些生物污 泥。在大多数系统中，沉淀池中的生物污泥容积比氧化沟中的生物污泥容积要小。这样，利 用这种假设所产生的误差也就小了。后两点假设是谨慎的，由此而计算出的生化需氧量
的去除率稍低于实际去除率。 还需要说明的是,在写动力学方程式时,反应池中进水的BOD被看作是总BOD。微生物 不能把固体有机物质用作食物,而多细胞的酶却能把这种物质转化成溶解形式。所写出的方 程式能够算出进水中的溶解性BOD3。因此,在考虑出水质量时,必须考虑出水中所含生物污 泥的BOD5,以便为设计提供出水的BOD浓度。 【例2.3】对新建氧化沟处理系统的出水要求是:30mg/L的BOD3和30mg/L的TSS。假设 出水中70%的悬浮固体是挥发性的,求设计所需的S值(出水的溶解性BOD3)。 出水中含有溶解性BOD和以微生物形式存在的BOD。设一种微生物为CHNO2,则这种微 生物的BOD就可以表示为“1.42gBOD3/gVSS。同时还假设出水的VSS是微生物。这是一种有 效的假设 VSS的BOD=0.70×30×1.42=29.8mg/L 假设BOD速率常数为0.20d, VSS的BOD3=29.8mg/L×(1-e20×)=18.8mg/L 这样,溶解性BOD的设计值(S)就为: S=30mg/L-18.8mg/L=11.2ng/L 在得出氧化沟的设计和操作方程式之前,有必要再解释几个术语。在表示生物处理系统 的设计时,现在越来越经常地使用“细胞平均停留时间”(⊙c)这个术悟(译注:即泥龄)。 细胞平均停留时间可解释为:反应池中的细胞质量除以每单位时间从反应池中排掉的细胞质 量。这样,当污泥的排除如图2.5所示时,⊙c就可以表示为 Q-X+(Q-Q-) Xe 式中⊙c细胞平均停留时间(d)。 在实际系统中,反应池中的细胞浓度(X)要比出水的细胞浓度(Xe)大得多。另外,进 水的流量(Q)也要比剩余活性污泥的流量(Qw)大得多。因此,⊙c的近似值可表示为: 如果污泥是从回流活性污泥管中,而不是从反应池中排掉,则⊙c可表示为: (2.55) Q-XrtQxe VX ec≌- (2.56) QXR 现在回到图2.7上来,我们可以给氧化沟及其沉淀池进行质量平衡,根据微生物的产量 来写质量平衡式 系统中微生物的增长速度=微生物进入系统的速度一微生物离开系统的速度+系统中微生物的净增长率(2.57) 有资料表明,净产量系数(Ym)可表示为
１９ 的去除率稍低于实际去除率。 还需要说明的是，在写动力学方程式时，反应池中进水的 BOD5被看作是总 BOD5。微生物 不能把固体有机物质用作食物，而多细胞的酶却能把这种物质转化成溶解形式。所写出的方 程式能够算出进水中的溶解性 BOD5。因此，在考虑出水质量时，必须考虑出水中所含生物污 泥的 BOD5,以便为设计提供出水的 BOD5浓度。 【例 2．3】对新建氧化沟处理系统的出水要求是：30mg/L 的 BOD5和 30mg/L 的 TSS。假设 出水中 70％的悬浮固体是挥发性的，求设计所需的 S 值（出水的溶解性 BOD5）。 出水中含有溶解性 BOD 和以微生物形式存在的 BOD。设一种微生物为 C5H7NO2，则这种微 生物的 BODL就可以表示为“1.42gBOD5/g VSS。同时还假设出水的 VSS 是微生物。这是一种有 效的假设： VSS 的 BODL=0.70×30×1.42＝29.8mg/L 假设 BOD 速率常数为 0.20d-1， VSS 的 BOD5＝29.8mg/L×(1-e -0.20×5 )＝18.8mg/L 这样，溶解性 BOD5的设计值（S）就为： S＝30mg/L-18.8mg/L＝11.2mg/L 在得出氧化沟的设计和操作方程式之前，有必要再解释几个术语。在表示生物处理系统 的设计时，现在越来越经常地使用“细胞平均停留时间”（ΘC）这个术悟（译注：即泥龄）。 细胞平均停留时间可解释为：反应池中的细胞质量除以每单位时间从反应池中排掉的细胞质 量。这样，当污泥的排除如图 2．5 所示时，ΘC就可以表示为： VX ΘC＝───────── （2．53） QWX＋（Q-QW）Xe 式中 ΘC—细胞平均停留时间（d）。 在实际系统中，反应池中的细胞浓度（X）要比出水的细胞浓度（Xe）大得多。另外，进 水的流量（Q）也要比剩余活性污泥的流量（Qw）大得多。因此，Θc 的近似值可表示为： V ΘC≌── （2．54） QW 如果污泥是从回流活性污泥管中，而不是从反应池中排掉，则ΘC可表示为： VX ΘC＝─────── （2．55） QWXR＋Qxe VX ΘC≌──── （2．56） QW XR 现在回到图 2．7 上来, 我们可以给氧化沟及其沉淀池进行质量平衡，根据微生物的产量 来写质量平衡式： 系统中微生物的增长速度＝微生物进入系统的速度—微生物离开系统的速度＋系统中微生物的净增长率 （2．57） 有资料表明，净产量系数（Ynet）可表示为：
Neo (2·58) 1+kd⊙c 代人方程式(2.33),即得出: ds dx dt V(——)b=QQx-(QQ)Xe+v Dt 十 式中(dX/dt)訕一在生物作用下,单位时间内的微生物增长量 (dS/dt)一生物作用下的基质利用率。 假设,1)X≈0;2)(Q-Q)Xe≈0;3)存在着稳定状态(即(dX/dt)s等于零),那么就 可以写成 Y (So-S) 1+kec 式中⊙一水力停留时间(d)。 由于水力停留时间等于反应池的容积除以进水的流量,可以把方程式(2.60)改写成更 有用的形式 YQ (So-s)ec (2.61) 1+k⊙ 方程式(2.61)适用于去除碳源BOD的氧化沟的设计和操作。 【例2.4】某氧化沟的处理能力为3785m/d,进水BOD为200mg/L,试确定该氧化沟的 大小。用例2.3中所述的方法,已经把出水的溶解性BOD3确定为10ng/L。动力学研究己得 出Y值为:Y=0.60 mg VSS/ mg bod;k=0.05d。为了达到所要求的处理水平,通常所使用 的⊙c值为5~7d,采用⊙c=6d。 YQ (So-s)0 1+k⊙c 代人 ×3785m/d×(200-10)mg/L×6d mgBOD5 526.2mg/L×3785m=1990kg 1+0.05d1×6d 现在我们可以随意选择X与V的组合,两者相乘即得出1990kg。兹选择MSS为3000ng/L, 假定其中的70%是挥发性的,则 MLVSS=X=0. 7X 3000mg/L=2100mg/L 那么 1990kg 948m3 2100mg/L 这样,该氧化沟所要求的容积即为948m3。需要说明的是,该例中所计算的水力停留时 间为6h。值得注意的是,如果利用氮的硝化作用和脱硝作用,同时考虑污泥的产量多少、操 20
２０ Y Yn et=───── （2·58） 1＋kdΘC 代人方程式（2．33），即得出： dS （──）bioY dX dt V(──)bio＝QX0-QWX-(Q-QW)Xe＋V────── (2．59) Dt 1+kdΘC 式中 （dX/dt）bio—在生物作用下，单位时间内的微生物增长量； （dS/dt）bio—生物作用下的基质利用率。 假设，1）X0≈0；2）（Q-QW）Xe≈0；3）存在着稳定状态（即(dX/dt)bio等于零），那么就 可以写成： ΘC Y（S0-S） X＝（──）───── （2．60） Θ 1＋kdΘC 式中 Θ—水力停留时间（d）。 由于水力停留时间等于反应池的容积除以进水的流量，可以把方程式（2．60）改写成更 有用的形式： YQ（S0-S）ΘC XV＝─────── (2．61) 1＋kdΘC 方程式（2．61）适用于去除碳源 BOD 的氧化沟的设计和操作。 【例 2．4】某氧化沟的处理能力为 3785m3 /d，进水 BOD5为 200mg/L，试确定该氧化沟的 大小。用例 2．3 中所述的方法，已经把出水的溶解性 BOD5确定为 10mg/L。动力学研究己得 出 Y 值为：Y＝0.60mg VSS／mg BOD5；kd＝0.05d-1。为了达到所要求的处理水平，通常所使用 的ΘC值为 5～7d，采用ΘC＝6d。 YQ（S0-S）ΘC XV＝─────── (2．62) 1＋kdΘC 代人： 0.6mgVSS ────×3785m3 /d×(200-10)mg/L×6d mgBOD5 XV＝───────────────────＝526.2mg/L×3785m3＝1990kg 1＋0.05d-1×6d 现在我们可以随意选择 X 与 V 的组合，两者相乘即得出 1990kg。兹选择 MLSS 为 3000mg/L， 假定其中的 70％是挥发性的，则 MLVSS＝X＝0.7×3000mg/L＝2100mg/L 那么： 1990kg V＝───── ＝948m3 2100mg/L 这样，该氧化沟所要求的容积即为 948m3。需要说明的是，该例中所计算的水力停留时 间为 6h。值得注意的是，如果利用氮的硝化作用和脱硝作用，同时考虑污泥的产量多少、操