當代給水與廢水處理原理(第一章)

1、當代給水與廢水處理原理當代給水與廢水處理原理xxx大學Xx教授授課主要內容授課主要內容n相關基本概念介紹相關基本概念介紹n生物化學工程基礎生物化學工程基礎n廢水生物化學處理基礎廢水生物化學處理基礎n活性污泥法活性污泥法n生物膜法生物膜法n厭氧生物處理法厭氧生物處理法n生物脫氮除磷生物脫氮除磷n常規(guī)分離與膜分離常規(guī)分離與膜分離n活性碳吸附活性碳吸附n傳質與曝氣傳質與曝氣第一部分：相關基本概念介紹第一部分：相關基本概念介紹一、理論需氧量一、理論需氧量 理論需氧量(ThOD)是根據(jù)化學方程式計算求得的有機物被全部氧化所需的氧量。例如，含有300mgL葡萄糖溶液的理論需氧量可計算如下：n氨基乙酸的理論

2、需氧量，可利用下列化學方程式：(a)(b)(c)由方程式a計算得氨基乙酸的碳化需氧量為：bc二、化學需氧量二、化學需氧量 化學需氧量或耗氧量是指在一定嚴格條件下水中有機物與強氧化劑(如重鉻酸鉀、高錳酸鉀)作用所消耗的氧量。當用重鉻酸鉀作為氧化劑，硫酸銀作為催化劑時，水中有機物幾乎可以全部(約90-95左右)被氧化。這時所測得的耗氧量稱為重鉻酸鉀耗氧量或稱化學需氧量，以CODCr或COD表示。在測定過程中無機性還原物質也會被氧化。所以一般測得的COD包括可生物降解和不可生物降解兩部分，即化學需氧量區(qū)別不出可生物降解和不可生物降解的物質。COD=CODB+CODNB且當用Ag2SO4作催化劑時，部

3、分Ag2SO4將消耗于與Cl-所起的化學反應三、生化需氧量三、生化需氧量 在有氧的情況下，由于微生物(主要是細菌)的活動，降解有機物穩(wěn)定化所需的氧量，稱為生化需氧量，常以BOD表示。下圖表示示有機物氧化和微生物細胞合成的關系： 在有氧的條件下，廢水中的有機物分解一般分為兩階段。第一階段(亦稱碳氧化階段)，主要是不合氮有機物的氧化，但也包括含氮有機物的氨化及氨化后生成的不含氮有機物的繼續(xù)氧化，這也就是有機物中碳氧化為二氧化碳的過程。碳氧化階段所消耗的氧稱為碳化需氧量或碳化BOD，一般即稱BOD。前面圖中Oa和Ob之和即表示這部分生化需氧量。總的碳化需氧量常稱為第一階段生化需氧量(因為碳氧化總是首

4、先發(fā)生)，也稱完全或總的生他需氧量，常以La或BODu表示。由于硝化作用所消耗的氧量稱為硝化需氧量或硝化BOD，可以NOD表示。Oc和Od之和表示這部分生化需氧量(忽略細菌內源呼吸產生的氨進一步氧化所消耗的氧)?？偟南趸柩趿糠Q為第二階段生化需氧量可以LN或NOD表示。上一頁符號的解釋：上一頁符號的解釋： 生化需氧量的反應速度在很大程度上取決于微生物的種類、數(shù)目及溫度，而在測定過程中溶解氧又是逐漸消耗的。所以測定生化需氧量就須保持一定的溫度，同時也需要規(guī)定一定的時間。通常是在20溫度下培養(yǎng)5d檢查溶解氧的損失，用BOD5表示，單位以O2mg/L計。測定溫度用20是因為這個溫度比較接近溫帶地區(qū)一

5、般河水的平均溫度。BOD5的含義：的含義：BOD反應動力學：反應動力學：第一階段反應動力學第一階段反應動力學: 生化需氧量反應動力學的研究表明，對第一階段BOD的變化，可認為具有一級反應性質。這是因為有機物為微生物分解的作用雖可被認為是雙分子反應（見下式1），但在這個反應中當反應進行到一定時間細菌非但不減少而且往往大量增加，一旦至細菌數(shù)目無多大變化時，就有機物來說，它的分解就具有一級反應的性質，即反應速度與任何時刻剩余的有機物量成正比(如果存在著足夠的氧的話)。(1)(2) 積分求解(2)式可得：K1：碳化耗氧常數(shù)如Yt或BODt取為t時日內所吸收的氧量或所滿足的BOD，則： 多年來當水溫為2

6、0時常采用K10.1d-1。這是英美等國對污染河水實測而得的平均值。自從BOD測定時采用了所謂標準稀釋水和對各種不同廢水進行了試驗研究，發(fā)現(xiàn)K1隨水質的變化是有相當大差異的，一般變化在0.05-0.3d-1之間，而生物處理出水的K1值則又小于進水的K1，常在0.05-0.1d-1之間。K1變化對變化對BOD的影響的影響:溫度對溫度對BOD的影響：的影響：La和和K1的確定：的確定： 耗氧常數(shù)K1值和第一階段需氧量La的確定有最小二乘方法、矩量法、日差法和托馬斯(Thomas)法等，但均需用到生化需氧量的測定。下面介紹使用比較簡單，但也足夠準確的托馬斯圖解法。在 中， )1 (1teLaYtK(

7、1)而：或： 式(1)是一直線方程，根據(jù)不同日的BOD測定結果，井作圖，即可求得K1及La的值。如下圖所示：K1和溫度的關系：和溫度的關系：K1與溫度的關系可根據(jù)阿累尼烏斯（Arrhenius)經驗公式推導求得：或：K1和溫度的關系式推導：和溫度的關系式推導：將阿累尼烏經驗式求導并積分運算后可得： 實際上并非常數(shù)，它是隨溫度而稍有變化的。其值可通過試驗，并按下式作圖求得；t一般說來，在10-30 時，可采用 =1.047。tLa與溫度的關系：與溫度的關系：對于一給定水樣，不但K1隨溫度而增加La也隨溫度而增加，可以認為La K1，所以根據(jù)下式(1)，可以寫出式(2)：(1)或(2)(3) 展開

8、式(3)，可得：取一點說明：一點說明： 實驗求得的La值與需氧量理論值(理論需氧量)之間的差別：多年來，有機物的第一階段生化需氧量La被認為等于按化學方程式得到的理論值。例如，理論上全部氧化濃度為300mg/L的葡萄糖溶液的需氧量應為320mg/L，此即所渭理論需氧量(計算見前)，但實際測定發(fā)現(xiàn)其La在250一285mg/L之間(20 )，顯然，葡萄糖并末全部轉化為CO2和水。要明了這個差別必須先了解微生物對于有機物的分解過程。 要使有機物能為細菌氧化，這種有機物必須要能夠作為細茵的食料，細菌由此獲得能量及組成細胞的原料。這就是說部分有機物轉變成了細胞物質，細胞物質通過內源呼吸也能放出能量。細

9、菌死亡后，它即成為其它細菌的食料，進一步轉變?yōu)镃O2和水，并合成細胞物質?；畹幕蛩赖募毦挚勺鳛檩^高級微生物，如原生動物的食料。在每次轉化過程中都有進一步的氧化作用，但是最后還會有一些有機殘渣遺留下來。它們對于微生物分解的抗力十分強。這部分殘渣即代表所測定的全部生化需氧量與理論需氧量之間存在差別的一部分有機物。第二階段動力學：第二階段動力學：碳化和硝化雖可同時進行，但是，如前所述，對于一般的污染水，硝化常要在碳化進行了一段時間才會顯著展開。 在上圖中，如坐標原點移至c，并假定第二階段BOD的變化也具有一級反應的性質，則可寫出NOD的曲線方程：式中：硝化耗氧常數(shù)，此常數(shù)常小于碳化耗氧常數(shù)；LN和

10、K1N也可用托馬斯圖解法求得，但須采用新的坐標系統(tǒng)。例題：例題：硝化需氧量曲線：硝化需氧量曲線：四、總有機碳（四、總有機碳（TOC）：）： 將水樣在高溫下燃燒，有機碳即被氧化成CO2，量測所產牛的CO2量，便可求得水樣的總有機碳(TOC)，單位以碳的mg/L表示。在作有機碳分析時，須采取措施去除無機碳的干擾。在測定條件下，基本上可以求得全部有機碳元素量，但因排除了其它元素。仍不能直接反映有機碳的真正濃度。 測定總有機碳也有儀器可供采蝴，測定迅速，也能在短時間內完成分析工作。五、化學需氧量與生化需氧量的比較五、化學需氧量與生化需氧量的比較 化學需氧量(重鉻酸鉀耗氧量)和生化需氧量是目前應用最廣泛

11、的間接表示有機物的指標。它們都是利用氧化有機物的原理，即與氧化合。前者是利用化學氧化劑，氧來自氧化劑，后者則是微生物的作用，所需的氧來自水樣中的溶解氧。 生化需氧量基本上能反映出有機物進入水體后，在一般情況下氧化分解所消耗的氧量(反映了能被微生物氧化分解的有機物的量，即間接表示出可生物降解物質的量)，故比較符合實際情況，可以較為直接和確切地說明問題；缺點是完成全部檢驗需5d，對于指導生產，不夠迅速及時，且毒性強的廢水可抑制微生物的作用而影響測定結果，有時甚至無法進行測定?；瘜W需氧量幾乎可以表示出有機物全部氧化所需的氧量，它的測定不受水質的限制，并且在23h內即能完成；缺點是不能反映出被微生物氧

12、化分解的有機物的量，不能區(qū)別可生物降解與不可生物降解的物質。因此在水污染控制工作中以采用生化需氧量作為有機污染的指標較為合適，但在沒有條件或受到水質的限制而不能作生化需氧量測定時，可用化學需氧量代替。六、生化需氧量和化學需氧量之間的關系六、生化需氧量和化學需氧量之間的關系下式列出通常生活污水個指標之間的大體比例關系：下式列出通常生活污水個指標之間的大體比例關系：七、廢水生物處理中常用的經驗模型七、廢水生物處理中常用的經驗模型 1)基質降解動力學，涉及基質降解與基質濃度、生物量等因素之間的關系。 2)微生物增長動力學，涉及微生物增長與基質濃度、生物量、增長常數(shù)等因素之間的關系。 3)同時，還研究

13、基質降解與生物量增長、基質降解與需氧、營養(yǎng)要求等關系。 許多學者根據(jù)各自研究的成果提出了不少描述上述關系的數(shù)學表達式或數(shù)學模式。在各個模式中含有一些常數(shù)。這些常數(shù)的數(shù)值表示了一類廢水生物降解的特點。 由于活性污泥法使用比較普遍，所以目前所提出的數(shù)學模式主要是根據(jù)活性污泥法推導出來的。這些模式對于其它好氧生物處理法和厭氧生物處理法泡基本適用。（1）生物處理動力學分類：）生物處理動力學分類：(2) Eckenfelder模式：模式： 此模式是w.w.Eckenfelder,Jr.對間歇試驗反應器內微生物的生長情況進行觀察后于1955年提出的。現(xiàn)根據(jù)微生物增長曲線討論Eckenfelder模式于下：

14、(a) 生長率上升階段：生長率上升階段： 在此階段，基質濃度高，微生物增長速度與基質濃度無關，呈零級反應，即微生物的生長不受食料數(shù)量的限制，只受自身生理機能的限制。這一階段微生物的增長過程可用下式表示：式1(b) 生長率下降階段：生長率下降階段： 在此階段，微生物的增長主要已不是受自身生理機能的限制而是受食料不足的影響，微生物的增長與基質的降解遵循一級反應關系。因為所以令考慮了微生物濃度的影響，如以比基質反應速度表示，則或式2積分式2得：或(c) 內源代謝階段內源代謝階段:在此階段食料奇缺，微生物逐漸減少 內源呼吸實際上是個連續(xù)反應，貫穿于微生物的整個生命期、而并不僅僅在內源代謝階段才存在。即

15、使在環(huán)境中有充足的食料，微生物內部的新陳代謝仍在進行，只是在食料較豐富時，內源代謝作用被掩蓋了，因為這時合成速度很快，內源呼吸速度則慢，但在內源代謝階段，食料缺乏，因而影響就明顯了。式3以上三階段劃分的一般依據(jù)：以上三階段劃分的一般依據(jù)： 一般說，當食料微生物之比(FM)2.1-2.5 KgBOD5/Kg微生物d時，微生物的生長處于生長率上升階段，而當(FM) 0.1 KgBOD5/Kg微生物d左右時，微生物生長即進入內源代謝階段。活性污泥系統(tǒng)常運行在(FM)=2.1-2.5 KgBOD5/Kg微生物d的條件下。這一范圍位于生長率下降階段，可用式2進行處理構筑物的設計，進水BOD5常應低于30

16、0-500mg/L。式2即常稱的Eckenfelder關系式。式1可用于高負荷生物處理系統(tǒng)，此時基質濃度高(BOD5500mg/L)。式3常用于污泥好氧處理和延遲曝氣系統(tǒng)。 微生物濃度常用揮發(fā)性懸浮固體(VSS)，有時也用懸浮固體(SS)計量。在活性污泥處理系統(tǒng)中即以MLVSS或MLSS表示。(d) Eckenfelder模式的應用：模式的應用： 1) 完全混合系統(tǒng)：完全混合系統(tǒng)：式中，Q： 進水流量； V： 反應器容積； r： 生物回流比，在活性污泥法 中即污泥回流比； S0：進水基質濃度； Se：出水基質濃度。按照Eckenfelder模式在生長率下降階段公式：由于：故，基質物料平衡式可變

17、形為：上式(1)中t：水力停留時間；X：微生物濃度，可以vss計量；K2：減速增長速度常數(shù)，這里 也常稱基質去除或降解常 數(shù)，可用幾組平行試驗數(shù)據(jù) 通過圖解法求得。(1)污泥負荷(以基質去除量為基礎)，也稱基質的比去除速率。eXSKU2由上式(1)可知：容積負荷(以基質去除量為基礎)UeSKUs2sU兩個重要概念及一點注意：兩個重要概念及一點注意：sU2）一點注意：1）兩個重要概念：與F/M不同， F/M是以進水基質濃度為基礎的，(雖然有時也稱污泥負荷)， 它與 F/M的關系是：XtSMF/0100)/(EMFUs E：處理效率2) 推流系統(tǒng)：推流系統(tǒng)：推流系統(tǒng)示意圖 在理想的推流式反應器中進

18、口處各層水流依次流到出口處，互不干擾，各層水流中微生物的工作情況，如用微生物增長曲線來表示，將是一段線段，廢水生物處理的數(shù)學模式可直接采用下式(1)或式(2)。如二次沉淀池出水基質濃度為Se。上兩式可改寫成： 對于推流式反應器，采用上列公式進行計算，有時誤差較大，因為反應器首末兩端的xZ值是有變化的。完全混合反應器內的K 2值基本不變。XtKSS20lnXtKeSS20(1)(2) 對于推流式反應器，采用上列公式進行計算，有時誤差較大，因為反應器首末兩端的K2值是有變化的。完全混合反應器內的K2值基本不變。 實際上對于活性污泥法來說并沒有真正的推流系統(tǒng)(由于存在著縱向擴散)或真正的完全混合系統(tǒng)

19、。真正的推流系統(tǒng)較完全混合系統(tǒng)處理效率高，但由于難于得到真正的推流，外加推流式受沖擊負荷的影響較大。所以這兩種系統(tǒng)的處理效果相差不大。將一個反應器分成幾個完全混合反應器(完全混合多級反應器)可以改進處理性能，并仍保持定的適應沖擊負荷的能力。這也就是多點進水曝氣法的設計概念。下圖表示完全混合反應器與推流式反應器在理論上處理效率的比較。兩種系統(tǒng)的比較：兩種系統(tǒng)的比較：（3）Lawrence-McCarty模式：模式： 一般認為A.W.Lawrence和P.L.McCarty于1970年最先將莫諾特方程引入廢水生物處理領域。利用這一類型的模式可以從微生物生理學角度更深入地了解微生物增長與基質降解之間

20、的關系。a)莫諾特方程： 此方程是40年代初J.Monod研究了利用單純基質培養(yǎng)純菌種后提出的。莫諾特方程類似于以酶促反應為基礎的米門關系式。下即表示莫諾持方程。SKSSmax微生物比增氏速度(d-1)，即單位微生物量的增長速度 ，x為微生物濃度；XdtdX /MAX在飽和濃度中微生物的最大比增長速度；飽和常數(shù)，其值為 的基質濃度（mg/L）；MAX2/1KSS基質濃度（mg/L） 。莫諾特方程經過變形為下式（基質降解方程式）：如果存在不可生物降解物質，其濃度為Sn，則：SKSSmax)()(maxnSnSSKSS莫諾持關系曲線(a)一般的奠諾特關系， (b) 受抑制后的異諾特關系。方程式的討

21、論：方程式的討論： SKSSmax1) 高基質濃度： SKs于是式中分母的Ks與S相比，可以略去， 顯然，基質濃度高時，基質以最快速度降解，而與濃度無關。MAXdtdSXMAX1因為：MAXXdtdS所以：dtdSydtdX0由XydtdXmax0max0yK KXdtdX令K為常數(shù)，得：2）低基質濃度： SKS 則：SKSmaxKKSMAX/令，則：KS上式表示基質的去除遵循一級反應關系。dtdSX1因為：所以：KXSdtdS 上式與從微生物生長率下降階段Eckenfeld模式所求得的方程相比，是一致的。3）中等強度的基質濃度：在這一范圍內采用SKSSMAX計算，常數(shù) 和KS的確定：常數(shù) 和KS可通過小型試驗確定：MAXMAX試驗流程圖求中等基質濃度情況下方程式參數(shù)： a) 和Se 保持X和S0不變，改變t(水力停留時間)以取得相應的Se，然后根據(jù)下式求得對應的基質比去除速度 。XtSSe0 和KS取方程maxSeKSeSmax的倒數(shù)，得max111SeKMAXS這是一直線方程。做圖即可