细数活性污泥法数学模型(ASM).pdf

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1、标准实用 文案大全 第六讲 第 8 章 ASM 系列活性污泥数学模型 8.1 引言 20 世纪 80 年代南非开普敦大学的G.v.R.Marais 教授就提出了碳、氮、磷去除的动态活性污 泥模型， 其研究处于领先的地位。1982 年国际水污染研究与控制协会（International Association on Water Pollution Research and Control, IAWPRC,现更名为国际水质协会，International Association on Water Quality, IAWQ）组织了丹麦、美国、瑞士、南非和日本五国五位专家成立了活性污泥法设 计和运行

2、数学模型课题组，该课题组由丹麦技术大学Mogens Henze 教授任组长。 该课题组在1987 年以国际水污染研究与控制协会系列科技研究报告（STR）1 号的形式出版了研究成果，即活性 污泥 1 号模型（ Activated Sludge Model1,ASM1）。活性污泥1 号模型（ ASM1 ）包括碳氧化、硝 化和反硝化3 个主要作用，以矩阵的形式描述了污水在好氧、缺氧条件下所发生的水解、微生物 生长、衰减等8 种生化反应过程，模型中包括13 个组分、 5 个化学计量常数和14 个动力学参数。 活性污泥1 号模型（ ASM1 ）的内容不仅仅是模型本身，还提出了污水特性的描述方法。活性污

3、泥 1 号模型（ ASM1 ）得到了普遍的认同和应用，但它的缺点是模型中未包含磷的去除。 1995 年课题组（由丹麦、瑞士、日本和南非四国六位专家组成）以国际水质协会系列科技研 究报告（ STR）2 号的形式出版了活性污泥2 号模型（ ASM2 ）一书，它包括了脱氮和生物除磷处 理过程，还增加了厌氧水解、酵解及与聚磷菌有关的反应过程。活性污泥2 号模型（ ASM2 ）中 包括了19 种生化反应过程、19 个组分、 22 个化学计量常数和42 个动力学参数。在活性污泥2 号模型（ ASM2 ）研究刚完成的时候，反硝化与生物除磷的关系尚不清楚，因此，活性污泥2 号 模型（ ASM2 ）中未包含这一

4、因素。1999 年 ASM2 被扩展成 ASM2D, ASM2D 中包括了反硝化聚 磷菌。 ASM2 和 ASM2D 对脱氮除磷系统有较好的模拟作用。 ASM1和ASM2排除了传统的维持（Maintenance ）理论和内源呼吸理论（Endogenous Respiration ），而采取了Dold 等人 1980 年提出的死亡 -再生理论（ Death Regeneration）对微生物 衰减过程进行了模型化处理。 1999年国际水质协会课题组（由丹麦、瑞士、荷兰和日本四国四位专家组成）推出活性污泥3 号模型（ ASM3 ）。活性污泥3号模型（ ASM3 ）所涉及的主要反应过程和ASM1 相

5、同，但 ASM3 改 变了 ASM1 中COD流向非常复杂、异养菌死亡-再生循环理论和硝化菌衰减过程的相互干扰，而是 将2组菌体的全部转换过程分开，引进了有机物在微生物体内的贮藏及内源呼吸，强调细胞内部的 活动过程。微生物的衰减采用了微生物内源呼吸理论，允许衰减过程更适应环境条件，重点由水 解转到了有机物的胞内贮存。ASM3 中包括了 12种生化反应过程、13个组分、 6个化学计量常数和 21个动力学参数，可以模拟除碳、脱氮的动态过程，不包括除磷。 图8-1所示为 ASM1 、ASM2 和ASM3 模型中 3种微生物衰减理论。 维持合成生物体合成生物体 底物废物底物 合成生物体内源呼吸衰减 惰

6、性物质 维持理论内源呼吸理论死亡 再生理论 标准实用 文案大全 图 8-1 3 种微生物衰减理论 ASM1 、ASM2 和ASM3 的共同特点，是将活性污泥过程作为一个复杂系统进行研究，将整体 分割成局部，建立各个局部的模型，再建立各局部之间的关系，试图从局部和整体的关系上来研 究活性污泥过程复杂系统的动态性质。由于ASM 系列模型是用微分方程组来描述活性污泥系统复 杂的动态过程，因此模型更注重微生物的反应机理。 8.2 活性污泥 1 号模型（ ASM1） 活性污泥1 号模型（ ASM1 ）描述了活性污泥系统中好氧、缺氧条件下的水解、有机物降解、 微生物生长和衰减等8 个反应过程，包含了异氧型

7、和自养型微生物。模型包括了多种底物成分、 氨氮、硝态氮和生物固体等12 种物质的平衡。模型中有19 个参数，其中包括5 个化学计量系数 和 14 个动力学参数。 8.2.1 建模的基本假定 活性污泥1 号模型（ ASM1 ）建模时引入的重要基本假定，即被模拟的活性污泥过程运行正常。 基本假定的具体内容如下： (1) 曝气池内 pH值及温度处于正常状态下并保持恒定； (2) 池内微生物的种群和浓度处于正常状态； (3) 池内污染物浓度可变，但成分及组成不变； (4) 微生物营养充分； (5) 二沉池内不发生生化反应，仅有物理沉淀作用； （6）微生物对颗粒有机物的网捕是瞬间完成的； （7）有机物和

8、有机氮的水解同时进行且速率相等。 这些假定使模型本身避免了一些不确定性，相应增强了模型的真实性和可靠性。 8.2.2 模型的矩阵表达形式 ASM1 用表 8-1所示的矩阵形式来表述。该矩阵描述活性污泥系统中各种组分的变化规律和相互 关系。反应过程用行号j表示，组分用列号i表示。矩阵最上面一行(i)从左到右列出了模型所包含的 各种参与反应的组分,左边第一列 (j)从上到下列出了各种生物反应过程,最右边的那一列从上到下 列出了各种生物反应的动力学表达式或速率方程式。过程速率以 j表示。矩阵元素为计量系数， 表明组分 i与过程 j的相互关系。 若某一组分不参与过程变化，相应的计量系数为零，矩阵中用空

9、项 表示。矩阵内的化学计量系数 ij描述了单个过程中各组分之间的数量关系。符号 +表示该组分在 转换过程中增加，符号-表示该组分在转换过程中减少。这种矩阵格式可以非常方便的看出所有可 能转化过程对所有组分的影响及各种组分的表观转换速率。 序号为 i的组分表观转化速率可以由下式计算: j j iji r（ 8-1） 式中 ij 一表中 i列j行的化学计量系数； j一表中 j行的反应过程速率，ML -3T-1。 例如计算可快速生物降解有机物(j=2) 的表观转化速率为: 727222121jj22r(8-2) 标准实用 文案大全 表8-1活性污泥 1号模型（ ASM1 ）的矩阵表达 组分 i 工艺

10、过程j 1 SI 2 SS 3 XI 4 X S 5 XB,H 6 XB,A 7 XP 8 SO 9 SNO 10 SNH 11 SND 12 XND 13 SALK 反应速率TLM/ 3 1 异养菌的 好氧生长 H Y 1 1 H H Y Y1 -iXB 14 i XB HB, OHO, O SS S )X SK S )( SK S ( 2 异养菌的 缺氧生长 H Y 1 1 H H 2.86Y Y1 -iXB 14 i 2.86Y14 Y1 XB H H HB,g NONO NO OHO, HO, SS S X) SK S ( ) SK K )( SK S ( 3 自养菌的好 氧生长 1

11、A A Y Y4.57 H Y 1 A XB Y 1 -i - A XB 7Y 1 14 i AB, OAO, O NHNH NH )X SK S )( SK S ( 4 异养菌的衰减1-f P -1 fPiXB-fPiXPbH,XB,H 5 自养菌的衰减1-f P -1 fPiXB-fPiXPBA,XB,A 6 可溶性有机 氮的氨化 1 -1 14 1 kaSNDXB,H 7 网捕性有机 物的水解 1 -1 HB, NONO ND OHO, HO, h OHO, O HB,SX HB,S h X) SK S )( SK K ( ) SK S ( /XXK /XX k 8 网捕性有机 氮的水解

12、 1 -1 ) X X ( S ND 7 观察到的转换速 率（ M/L3T） 化学计量参数： YH-异养菌产率； YA-自养菌产率； fP-生物固体的惰 性组分值； iXB-生物固体的含 氮量； iXP生物固体惰性 组分含氮量 溶 解 性 不 可 生 降 解 有 机 物 M （ C O D ） / L 3 溶 解 性 快 速 可 生 物 降 解 有 机 物 M （ C O D ） / L 3 颗 粒 性 不 可 生 物 降 解 有 机 物 M （ C O D ） / L 3 慢 速 可 生 物 降 解 有 机 物 M （ C O D ） / L 3 活 性 异 氧 菌 生 物 固 体 M （

13、C O D ） / L 3 活 性 自 氧 菌 生 物 固 体 M （ C O D ） / L 3 生 物 固 体 衷 减 产 生 的 惰 性 物 质 M （ C O D ） / L 3 溶 解 氧 （ - C O D ） M （ C O D ） / L 3 硝 酸 盐 与 亚 硝 酸 盐 氮 M （ N ） /L 3 N H +4 + N H 3 氮 M （ N ） /L 3 溶 解 性 可 生 物 降 解 有 机 氮 M （ N ） /L 3 颗 粒 性 可 生 物 降 解 有 机 氮 M （ N ） /L 3 碱 度 - 摩 尔 单 位 动力参数： H ，KS，KO, H，KNO，bH异

14、养生长与衰减； A ，KNH，KO, A，b A自养生长与衰减； g 异养菌缺氧生长的校正因数； ka氨化； kh,kX水解； h 缺氧水解的校正因数 标准实用 文案大全 或将表中所示的化学计量系数和反应过程速率表达式代入式（8-2）,得: H,B NONO NO OH,O H,O h OH,O O H,B S X H,B S h H,Bg NONO NO OH,O H,O SS S H H H,B OH,O O SS S H H 2 X SK S SK K SK S X X K X X k X SK S SK K SK S Y 1 X SK S SK S Y 1 r (8-3) 在矩阵最右项

15、“ 反应速率” 中使用了 “ 开关函数” 这一概念，以反映环境因素改变所 产生的遏制作用，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 关型不连续特性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。例如，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 氨氮的浓度高低，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作为硝化反应的开关，开关函数s如式（ 8-4）所示 : OO O SK S s （8-4） 式中SO溶解氧的质量浓度。 KO选

16、用一个很小的数值。当溶解氧 (SO)趋于零时 ,开关函数 s趋于零 ,则硝化速率也趋于 零 ；当达 SO到一定的浓度之后，开关函数s趋于 1, 即硝化作用可顺利进行。 与溶解氧开关函数s相类似，反硝化过程的速率表达式中也设置了开关函数s。 OO O SK K s （ 8-5） 当溶解氧趋于零时，开关函数s趋于 1, 反硝化能顺利进行；反之， 溶解氧升高到一定浓 度后，开关函数趋于零，反硝化作用停止。 8.2.3 废水水质特性及曝气池中组分的划分 活性污泥 1号模型（ ASM1 ）将曝气池中的物质（废水和活性污泥生物固体）区分为7种 溶解性组分 S和6种颗粒性组分X，下标 B,S,O分别表示微生

17、物、底物和氧，共13个组分，各 种组分及其定义归纳于表8-2。 ASM1 中用 COD代表传统的 BOD5表述废水中有机物的含量及生物固体的含量 。COD指标 提供了有机底物、微生物和所利用氧的电子等价物之间的关联。COD等价于供电子能力， 而电子不会创生也不会毁灭，这就为处理系统的物料平衡(如进水、废弃污泥和碳源需氧量 之间 )提供了可靠的途径。 8.2.3.1 废水水质特性 根据有机物的生物降解性，ASM1 中将废水中的有机物划分为可生物降解和不可生物降 解（本章中不可生物降解与惰性同义）两个部分。不可生物降解的有机物又划分为溶解性 不可生物降解有机物(SI)和颗粒性不可生物降解有机物 (

18、XI)两部分。 表8-2 活性污泥 1号模型（ ASM1 ）组分 组分序号组分符号定义 1 SI溶解性不可生物降解有机物（M(COD)/L 3） 2 SS溶解性快速可生物降解有机物（M(COD)/L 3） 标准实用 文案大全 3 XI颗粒性不可生物降解有机物（M(COD)/L 3） 4 XS慢速可生物降解有机物（M(COD)/L 3） 5 XB,H活性异氧菌生物固体（M(COD)/L 3） 6 XB,A活性自氧菌生物固体（M(COD)/L 3） 7 XP生物固体衰减产生的惰性物质（M(COD)/L 3） 8 SO溶解氧（负COD）（M(-COD)/L 3） 9 SNONO3-N 和 NO2-N

19、 (M(N)/L 3) 10 SNHNH4-N 和 NH3-N (M(N)/L 3) 11 SND溶解性可生物降解有机氮(M(N)/L 3) 12 XND颗粒性可生物降解有机氮(M(N)/L 3) 13 SALK碱度 (mol) 注： M：质量单位L：长度单位 在活性污泥系统中溶解性不可生物降解有机物SI不发生任何变化， 随出水排出， 进水中 和出水中 SI浓度相等。颗粒性不可生物降解有机物XI则被活性污泥捕捉，成为活性污泥的组 成成份之一， 在二沉池中一部分XI作为废弃污泥的组成部分从系统中排出，一部分 XI又随回 流污泥进入活性污泥系统。由于废弃污泥的排放流量小于进水流量，它将会在反应器中

20、累积， 累计程度取决于SRT和HRT 比值，即与污泥循环因子有关（见第7.7.2.2节）。因此活性污泥 系统中 XI浓度大于进水 XI浓度。 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SS和颗粒性可慢速生 物降解有机物XS两个部分。一般来说，可生物降解有机物（SS+X S）与 BOD 相关。这两种组 分都被用于新细胞的合成，但这两种组分的利用速率有明显差别，大致相差一个数量级。该 模型中，溶解性可快速生物降解有机物SS是好氧和缺氧状态下异养菌增殖的唯一底物。SS 的重要特征是能够直接被微生物吸收（表8-1中 i2j1和i2j2项），在好氧和缺氧状态下用于合成 新的异养菌细胞（表8

21、-1中i5j1和i5j2项），反应速度非常快。生物合成需要能量，能量产生过 程出现的电子将转移给外部电子受体，氧（i8j1）或硝态氮（i9j2）。 ASM1 中废水中有机物的划分如图8-2所示。 溶解性可快速生物降解有机物 可生物降解有机物 颗粒性可慢速生物降解有机物（可水解 有机物为溶解性可快速生物降解有机物） 溶解性不可生物降解有机物 不可生物降解有机物 颗粒性不可生物降解有机物 图8-2 ASM1 中废水中有机物的划分 活性污泥模型设定，进水中的所有颗粒性有机物，不管是可生物降解的还是不可生物降 解的， 都被活性污泥絮体快速捕捉，经过二沉池之后就能从出水中全部去除。捕捉的可生物 降解有机

22、物被活性异养菌胶团吸收和贮存，随后是胞外水解和胞内吸收利用；颗粒性可慢速 生物降解有机物XS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（i4j7）水解为溶解性可快速生物降 解有机物后（i2j7），才能被异养菌所吸收和利用。模型设定水解过程不涉及能量的消耗， 也就不涉及电子受体的消耗，即（i8j7）或（ i9j7）没有计量系数。颗粒性可慢速生物降解有 标准实用 文案大全 机物 XS的水解速率常常比微生物对溶解性可快速生物降解有机物SS的利用速率小得多。 当底 物只存在 XS时，水解成为生长速率的控制因素。在缺氧条件下（只有硝

23、酸盐作为最终电子 受体），水解速率低于好氧条件。在厌氧条件下（既无硝酸盐也无氧），水解作用完全停止。 废水中含氮物质包括无机氮和有机物氮两部分。无机氮包括氨氮SNH和硝酸盐氮、亚硝 酸 盐氮 SNO。与碳源物质一样，含氮物质也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。有机氮与含碳有机物相关，不可生物降解有机氮划分为溶解性和颗粒性两 部分， 前者在废水中含量甚微，仅12mg/L, 模型表述中不予考虑。颗粒性不可生物降解有 机氮同样被活性污泥捕捉，通过排除废弃活性污泥从系统中排出。可生物降解含氮物质包括 氨氮、溶解性可生物降解有机氮(SND)和颗粒性可生物降解有机氮 (XND)，

24、XND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XND也水解（ i12j8）成溶解性 可生物降解有机氮(SND, i11j8)。溶解性可生物降解有机氮 (SND)在异氧菌的作用下转化成氨氮 （i10j6）。氨氮可作为异氧菌合成的氮源及提供自养硝化菌生长(i6j3)的能源 (i10j3)。为了简化， 自养菌将氨氮转化(i10j3)为硝酸盐氮 (i9j3)的过程被看作是需氧 (i8j3)的单步骤反应。 所产生的硝 酸盐可以作为缺氧状态下异氧菌的最终电子受体(i9j2)，并产生氮气。 自养菌和异氧菌的细胞 衰减会导致颗粒性有机氮的释放(i12j4,i12j5)，并可以重新进

25、入循环。 ASM1 中废水中有机物的划分如图8-2所示。 溶解性可快速生物降解有机物 可生物降解有机物 颗粒性可慢速生物降解有机物（可水解 有机物为溶解性可快速生物降解有机物） 溶解性不可生物降解有机物 不可生物降解有机物 颗粒性不可生物降解有机物 图8-2 ASM1 中废水中有机物的划分 模型中硝酸盐氮SNO是由自养菌的好氧生长产生，在异氧菌缺氧生长中去除。虽然亚硝 酸盐是硝化反应的中间产物，为了简化，在模型中假定只存在硝酸盐氮。 模型中 NH3-N的氧当量转换系数为 4.57,NO3-N的氧当量转换系数为2.86,通过转换系数将 以mg/L 为单位的 NH3-N和NO3-N转换成当量的 C

26、OD 。模型中的水质特性还包括曝气池中DO 浓度（SO）和碱度（ SALK）。 需要说明的是， 模型并不一定要包含碱度，但模型中包含碱度后能提供预测pH不规则变 化的信息。 曝气池中有质子增减的反应都会引起碱度的变化，例如， 氨氮氧化为硝酸盐氮时 净释放 2个质子，消耗碱度；反硝化过程中，当硝酸盐作为电子受体，将有质子的净吸收， 增加碱度。曝气池中总碱度低于50mg/L（以 CaCO3计）时， pH将变得极不稳定，会降低到6 以下，严重降低硝化速率（见第9.4.1，9.4.3.3和9.5.1节）。 确定曝气池进水的水质特性和各重要组分的质量浓度是应用活性污泥数学模型的关键。 前述 13个组分中

27、含氮组分可以用标准的化学分析方法来测定，而有机组分的测定尚无规范的 方法。 因此， 有机组分的测定成为活性污泥数学模型研究和应用中备受关注的课题。许多有 机组分的测定需要通过试验来确定。 曝气池进水中总的COD 由4个组分组成： IISSt SXXSCOD（8-6） 式中SS溶解性快速可生物降解有机物； XS慢速可生物降解有机物； XI颗粒性不可生物降解有机物； 标准实用 文案大全 SI溶解性不可生物降解有机物。 溶解性不可生物降解有机物SI的确定： 从运行泥龄大于10d的完全混合反应器中取出试 样，将试样在间歇反应器中曝气，定期取样分析溶解性COD（在 pH=10.5的条件下，试样中 投加硫

28、酸锌，形成Zn(OH) 2絮体，去除试样中的胶体物，然后用 0.45m 滤膜过滤水样，滤液 中的 COD为溶解性 COD，其最终稳定残留溶解性COD值就是 SI。 在确定溶解性快速可生物降解有机物SS之前必须知道异氧菌的产率YH。 测定 YH的方法 是直接测定微生物利用溶解性底物生长时的YH值。将废水样沉淀并滤去颗粒性物质，使滤 液中只含有溶解性底物，放入一个间歇反应器中。因为YH定义为微生物没有衰减时的生长 量，直接测定的唯一途径是用少量微生物在高底物浓度条件下快速生长。因此， 选取废水水 样时，溶解性COD要尽可能高，使微生物量相对于初始溶解性COD 的比例非常低（t2时,OUR几乎不变

29、,维持在一个较低的水平。由于废水中的XS耗尽，反应器内 微生物进入内源代谢阶段。于是曲线上依次出现两个拐点，3个OUR平台，以此区分SS和XS 所引起的 OUR积分面积，并由此计算出SS和XS的数值。 dtRR Y1V V S 1 t 0 21 HW T S（8-10） dtRR Y1V V X 2 t 0 32 HW T S （ 8-11） 式中VT反应器容积， L； VW废水体积， L； YH异氧菌的产率； t1， t2OUR 曲线出现拐点的时间,h； R1,R2,R3OUR曲线中相应的 OUR 数值， mg/L h。 当已知总 COD，确定 SS、SI和XS后，由式（ 8-6）则很容易计

30、算出XI的数值。 SI溶解性不可生物降解有机物。 Marais(1993) 提出一种比Ekama等人推荐的生物方法要快得多的测定溶解性快速可生物 降解 COD(SS)的物理方法。对于生活污水，物理方法测定的结果与生物方法能够很好地吻 合。测定方法如下：废水样中加入硫酸锌，剧烈混合 1min,加人氢氧化钠调节pH至 10.5, 然后 静置沉降， 抽取上清液， 然后用 0.45m 滤膜过滤水样。絮凝可以去除原本能够透过滤膜而被 测定为 “ 溶解性 ” 物质的胶体颗粒态有机物。过滤后清液的COD就是总溶解性COD。然后， 再减去溶解性不可生物降解的COD （SI），即得到溶解性快速可生物降解COD(

31、SS)。这种方 法的主要优点是可以同时分析多个样品，能够比生物方法更好地测定废水中溶解性快速可生 物降解 COD的长期平均值。 由表 8-2和图 8-3可知，废水中含氮物质组分有颗粒性不可生物降解有机氮XN 、溶解性不 可生物降解有机氮SN、易生物降解有机氮（溶解性）SND、慢速生物降解有机氮（颗粒性） XND和氨氮 SNH。如前所述，废水中的含氮组分可以用标准的化学分析方法来测定，如氨氮 SNH浓度可以通过对过滤水样的分析来测定。要测定进水中的溶解性不可生物降解有机氮 SN 的浓度可对测定溶解性不可生物降解COD的水样作凯式氮分析。凯式氮分析同样可以确定 标准实用 文案大全 进水中的总溶解性

32、有机氮浓度，总溶解性有机氮浓度与溶解性不可生物降解有机氮SN的浓度 之差为易生物降解有机氮（溶解性）SND的浓度。可以认为进水中易生物降解有机氮（溶解 性）SND浓度和慢速生物降解有机氮（颗粒性） XND的比值类似于溶解性快速可生物降解COD 浓度 SS与慢速可生物降解COD浓度 XS之比，即： SS S NDND ND SX S SX S （8-12） 由式（ 8-12）可计算得到慢速生物降解有机氮（颗粒性）XND的浓度。 8.2.3.2 活性污泥中的有机固体 模型将活性污泥中的有机(生物 )固体划分为如下四个组成部分：活性异养菌 （XB,H） 、 活 性自养菌 (XB,A)、微生物内源衰减

33、 (死亡分解 )产生的惰性物质（XP）和累积的进水中不可生 物降解有机物(X I)。异养菌中包括能够进行反硝化的异养菌，也包括不能进行反硝化的异养 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下异养菌不能增殖。自养菌( 亚硝酸菌和硝酸菌)只有 在有溶解氧存在的情况下才能增殖。 模型排除了传统的Pirt(1965)或 Herbert (1958)内源呼吸理论，取而代之的是基于生态 学理论的细菌死亡-再生理论（见图8-1）。活性污泥群体被当作一个生态系统，这个生态系 统是具有较高程度的群体组织，根据自动平衡调节原理，可以由一个具

34、有类似纯培养特性的 “ 替代生物群体” 取代微生物群体的协同作用。 在这个替代生物群体中，将出现生物固体的衰减，衰减过程包含各种各样的原因, 如 微生物的内源代谢、死亡、捕食以及其它溶菌作用。模拟好氧状态下微生物衰减的最常见方 法是，用一个单一的速率表达式包容所有的作用机制。衰减速率与活性生物量的浓度成正比 关系，单位生物量COD的损失导致等量的氧耗。但在电子受体不是氧的情况下这种方法存 在问题。因此模型采纳了Dold 等人的方法，仍保留一级速率表达式，但速率系数在概念和 数量两个方面都与传统的衰减速率系数有明显的差别。在该模型中，衰减过程把活性生物固 体(i5j4) ( 异养菌和自养菌 )转

35、化成慢速生物降解颗粒性底物(i4j4)和不可生物降解(惰性 )的颗 粒性产物 (i7j4) ，后者也称作内源残留物 (XP)。 细菌的死亡分解与外源电子受体的存在与否无关，在厌氧、缺氧和好氧条件下均出现死 亡。细菌的衰减一方面使生物固体量减少，另一方面，在溶解氧或硝态氮存在的条件下，除 了惰性部分外， 微生物死亡分解所产生的有机物质作为慢速生物降解底物将被其它还存活的 微生物用于生物合成，又产生了新的生物固体，即再生作用。由于在合成过程的能量消耗, 再生的生物量要低于死亡的生物量，所产生的内源残留物也将滞留在活性污泥絮体中。采用 这种死亡 -再生模型能够解释传统Herbert 内源呼吸过程中污

36、泥量的减少。 在好氧系统中，传统内源呼吸理论和死亡-再生理论得到的结果是一样的，因为两者之 间存在线性相关关系。但在缺氧和厌氧条件下，这两种理论所得到的结果是不一样的。由于 异养菌只有在氧或硝态氮存在的条件下才能出现微生物的细胞合成。在既无溶解氧也无态氮 的庆氧状态下， 死亡生物固体产物的水解和利用将完全停止，从而导致慢速可生物降解有机 物的积聚，使随后的缺氧区(或好氧区 )的反硝化能力（或好氧速率）提高。在厌氧和缺氧条 件下， 硝化菌都就将出现死亡分解，却不能增殖， 因此庆氧区和缺氧的存在将明显影响处理 系统的硝化能力。 8.2.4 模型的反应过程 该模型将曝气池内微生物的生长、微生物的衰减

37、、 有机氮的氨化、 被生物絮体捕获的颗 粒有机物的水解4 个反应过程分成8 个子过程。 每个子过程有若干个组分参加，每个组分参 标准实用 文案大全 与若干个子过程。8个子过程是： (1)异养菌的好氧生长（j1） 由表 8-1j1可以看出，异养菌的好氧生长是异养菌在有氧 条件下利用氧和溶解性底物的结果。由于模型中底物和微生物的质量浓度都是用COD 表示， 氧可以看作负COD。需氧量等于净COD去除量（去除的溶解性底物减去微生物的生成量）， 氨氮将从溶液中去除并结合到微生物细胞中。溶解性可快速生物降解底物和溶解氧是异养菌 好氧生长动力学的速率控制因素。溶解性可快速生物降解底物的去除与微生物的生长成

38、正 比。反应速率 1表达式中包含开关函数，氧呼吸饱和常数H,O K很小，在低溶解氧质量浓度 时，异养菌停止好氧生长。 （2）异养菌的缺氧生长（j2）表8-1j2描述了异氧菌以硝态氮为最终电子受体的缺氧生 长情况。 异养菌缺氧生长也是依赖于溶解性可快速生物降解底物生成异氧菌。硝态氮用作最 终电子受体， 它的去除量和溶解性可快速生物降解底物去除量与细胞生成量之差成比例。与 好氧生长相似，氨氮转化为微生物中的有机氮。缺氧生长的速率表达式和好氧生长的相似。 实际上， 溶解性可快速生物降解底物对速率的影响相同，包括生长与底物利用饱和常数 S K 。 缺氧条件下底物去除的最大速率比好氧条件下要小。因此在速

39、率表达式 2中加入一个小于1 的经验系数 g，g称为缺氧状态生长修正系数。缺氧生长依赖于硝态氮的质量浓度，这与 好氧生长溶解氧浓度的关系相似。并且，当有氧存在时，缺氧生长会受到抑制，所以反应速 率要 2表达式中包含开关函数 )SK/(K OH,OH,O 这一项来反映其影响。 （ 3）自养菌的好氧生长（j3） 表8-1j3描述了自氧菌的好氧生长。氨氮作为硝化菌生长 的能源 ,合成自养生物细胞，并转化为硝态氮。另外，小部分氨结合到微生物中。氧的利用 量与所氧化的氨氮量成正比。模型中分别用氨氮和氧浓度的饱和函数表示自养菌比生长速率 对于它们的依赖关系，后者同时还是一个开关函数。这两个饱和常数 NH

40、K 和A,OK数值都很 小。 (4) 异养菌的衰减 （j4） 如前所述， 模型在模拟异养菌的衰减过程时，基本采用了 Dold 等的死亡 -再生理论。其速率表达式 4非常简单，与异氧菌的浓度呈一级反应关系。而速率 系数无论在概念上还是在数值上都不同于以往的衰减系数。这种情况下，衰减的作用是将微 生物转化为颗粒物和慢速可生物降解底物的结合物。在这一过程中，没有COD 损失 ,也不利 用电子受体。而且，衰减总是以恒定的速率进行(即 H b不是电子受体或其质量浓度的函数)， 与环境条件无关。生成的慢速可生物降解物质随后水解（j7） ,释放等量的溶解性可快速生 物降解 COD 。 在好氧条件下,这些底物

41、将伴随着氧的吸收被用作合成新细胞；在缺氧条件下， 将消耗硝态氮进行细胞的生长；如果既没有氧又没有硝态氮可利用，将不会发生任何转化， 慢速可生物降解底物将产生积累。只有恢复好氧或缺氧条件时，它才能被转化利用。 (5) 自养菌的衰减（j5） 自养菌的衰减与异养菌的衰减完全相似。但自养菌的衰减速率 常数可能比异养菌的衰减速率常数要小。 (6) 可溶性有机氮的氨化（j6）可溶性有机氮的氨化速率 6的表达式是一经验式。 (7) 网捕性（颗粒性）有机物的水解（j7） 由表 8-1可以看出，7与存在的异养菌质量 浓度呈一级反应关系。当被网捕的含碳有机底物量相对于微生物量来说已很大时，水解速率 将接近于饱和。

42、 因为需要酶的合成，水解速率必然与存在的电子受体的质量浓度有关。所以， 模型假定在氧和硝酸盐都不存在的情况下水解速率趋向零。 (8) 网捕性（颗粒性）有机氮的水解（j8） 如果假定有机氮被均匀地分散在慢速可生物 降解有机底物中，那么，被捕捉的有机氮的水解速率 8与慢速可生物降解有机底物的水解 速率 7成正比。 标准实用 文案大全 8个子过程的反应速率示于表8-1最右一列。 8.2.5 模型的参数 8.2.5.1 化学计量系数 表8-3中汇总了 IAWQ 活性污泥法设计和运行数学模型课题组给出的ASM1 中5个化学计 量系数的典型数值。应该说明这些数值是在pH中性和城市污水条件下(20)的典型数

43、值， 不 同的废水特性和活性污泥组成对于这些数值还是有一定的影响的。 自养菌产率系数YA是亚硝化菌和硝化菌结合生长的复合值，文献报道YA的数值范围为 0.070.28 g细胞 COD产生 /gN消耗。 ASM1 中用 mgCOD/L 表示自养菌及异氧菌的浓度，1mg MLVSS 约等于 1.48mgCOD 。硝化作用中每去除1mgNH3-N形成 1mg 硝态氮约合成 0.02x113/14=0.1614mg 细胞物质（见第9.4.1节式 9-15），典型的细胞分子式为C5H7O2N，其 分子量为 113） ，换算成 COD浓度为 0.1614x1.48=0.24mg, 因此， 0.24是YA的

44、理论值。系数fp是 表征微生物特性的系数，即表示微生物衰减后以不可生物降解颗粒产物存在的那部分微生 物。其数值不会因为废水特性的不同而有较大的不变化。对于典型的细胞分子式（C5H7O2N） , 微生物细胞中的含氮量iXB的数值为 0.086gN/g活性生物体细胞COD。生物固体惰性组分含氮 量似乎更少，iXP值为 0.06gN/g内源残留物 COD。 模型对 fp 、iXB和iXP3个化学计量系数的敏感度较小，因此在应用中通常使用典型值。 YH和YA对系统的模拟和模型的应用结果影响较大，在设计和优化运行中使用这些系数，应 该通过批式、 动态连续试验或直接从生产性处理厂确定这些系数。国外学者就化

45、学计量系数 的测定提出了多种生物、物化和模型辨识方法。其中，序批反应器耗氧速率测定法（OUR） 由于简便易行应用较多。 表8-3 ASM1 中的 5个化学计量系数 序号化学计量系数符号单位典型数值 (20) 1 异氧菌产率系数YHg细胞 COD产生 /gCOD消耗0.67 2 自养菌产率系数YAg细胞 COD产生 /gN消耗0.24 3 生物固体的惰性组分值fp0.08 4 生物固体的含氮量iXBgN/g活性生物体细胞COD 0.086 5 生物固体惰性组分含氮量iXPgN/g内源残留物 COD 0.06 8.2.5.2 动力学参数 表 8-4 中汇总了IAWQ 活性污泥法设计和运行数学模型课

46、题组给出的ASM1 中 14 个动 力学参数的定义和典型数值。 表 8-4 ASM1 中的 14 个动力学参数及定义 序号动力学参数符号单位推荐值 2010 异氧菌的生长和衰减 1 异氧菌最大比生长速率 H d-16.0 3.0 2 异氧菌生长与底物利用饱和常数KSgCOD/m 3 20.0 20.0 3 异氧菌比衰减（死亡）速率bHd -1 0.62 0.20 4 异氧菌氧呼吸饱和常数KO,HgO2/m30.20 0.20 5 反硝化菌硝态氮呼吸饱和常数KNOgNO3-N/m 3 0.50 0.50 6 异氧菌缺氧状态生长修正系数g0.8 0.8 污泥所捕集的颗粒性COD 水解 7 捕集 C

47、OD 的水解速率khgCOD/(g 细胞 COD d)3.0 1.0 8 捕集 COD 水解饱和常数KXgCOD/g 细胞 COD 0.03 0.01 标准实用 文案大全 9 缺氧条件下水解修正系数h0.4 0.4 自养菌的生长和衰减 10 自养菌最大比生长速率 A d-10.8 0.3 11 自养菌生长与底物利用饱和常数KNHgNH3-N/m 3 1.0 1.0 12 自养菌的氧饱和常数KO,AgO2/m 3 0.4 0.4 13 自养菌比衰减（死亡）速率bAd-10.12 0.12 14 溶解性有机氮的氨化速率kam3/(gCOD d)0.08 0.04 下面对表8-4 中的参数作一简单的

48、分析和说明。 1）异氧菌氧呼吸饱和常数KO,H和反硝化菌硝态氮呼吸饱和常数 KNO是用来作为开关函 数。当溶解氧浓度下降时，异养菌的好氧生长关闭，缺氧生长开启。同样，自养菌的氧饱和 常数 KO,A也是用来作为开关函数，当溶解氧水平变低时停止硝化反应。因此，只要数量级相 同、运行浓度相对较小，这些参数的实际取值并不要求十分精确。对于不同的情况不必逐一 取值，采用表8-4所提到的典型值也能得到满意的结果。 2）A是表征自养菌生长最关键的参数， 对于硝化反应器的设计和控制极为重要。相对 于饱和常数 KNH来说， A 对于废水中的化学物质的浓度更敏感，而且 A 能决定防止出现硝 化菌流失的最小SRT

49、。因此，测定 A 要尽量准确。Hall(1974) 推荐利用连续流的方法测定 A 。即用一个完全混合反应器，使它在高DO浓度下运行 , 并且反应器中只发生硝化反应。 在实验开始阶段，降低反应器中废弃污泥排放量，使 SRT时间大于到高度硝化所需的SRT。 由于硝态氮随着硝化菌的额外生长而增加，需要随时测量反应器中硝态氮的质量浓度。由于 污泥中硝态氮的浓度与自养菌数量成比例，可用硝酸盐的质量浓度变化来估算 A 。如果画 出硝态氮浓度自然对数与时间的关系曲线, 其斜率为)b/() 1( AxA 。此处, x是新的 SRT, A b是硝化菌的传统衰减速率系数（取用设定值） ，于是可得 A 。除了 Hall 推荐的方法， Nowak 等 （ 1994） 利用呼吸计量法通过测定自养菌的最大呼吸速率OURmax来间接计算出 A 。 Lesouef(1992) 提出用测定硝化速率的方法得到A，即在测定硝化速率的两个试验中， 加入 已知量的底物以提高自养菌浓度，自养菌的生长速率可由两个硝化速率的差值与加入底物的 比率得知。 3）预测污泥产率和需氧量需要知道bH 的确切数值，因此，它必须根据所使用的污泥确 定bH 的确切数值。在传统的活性污泥模