细数活性污泥法数学模型(ASM).doc

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 惰性物质维持理论 内源呼吸理论死亡再生理论图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，矩阵中用空项表示。矩阵内的化学计量系数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: （8-1）式中 一表中i列j行的化学计量系数；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: (8-2)- 36 -表8-1活性污泥1号模型（ASM1）的矩阵表达 组分i工艺过程j1SI2SS3XI4XS5XB,H6XB,A7XP8SO9SNO10SNH11SND12XND13SALK反应速率1异养菌的好氧生长1-iXB2异养菌的缺氧生长1-iXB3自养菌的好氧生长14异养菌的衰减1-fP-1fPiXB-fPiXPbH,XB,H5自养菌的衰减1-fP-1fPiXB-fPiXPBA,XB,A6可溶性有机氮的氨化1-1kaSNDXB,H7网捕性有机物的水解1-18网捕性有机氮的水解1-1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（COD）/L3溶解性快速可生物降解有机物M（COD）/L3颗粒性不可生物降解有机物M（COD）/L3慢速可生物降解有机物M（COD）/L3活性异氧菌生物固体M（COD）/L3活性自氧菌生物固体M（COD）/L3生物固体衷减产生的惰性物质M（COD）/L3溶解氧（-COD）M（COD）/L3硝酸盐与亚硝酸盐氮M（N）/L3NH+4+NH3氮M（N）/L3溶解性可生物降解有机氮M（N）/L3颗粒性可生物降解有机氮M（N）/L3碱度-摩尔单位动力参数：，KS，KO,H，KNO，bH异养生长与衰减；，KNH，KO,A，b A自养生长与衰减；异养菌缺氧生长的校正因数；ka氨化；kh,kX水解；缺氧水解的校正因数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: (8-3)在矩阵最右项“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: （8-4）式中 SO溶解氧的质量浓度。KO选用一个很小的数值。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。 （8-5）当溶解氧趋于零时，开关函数趋于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(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)/L3）2 SS 溶解性快速可生物降解有机物 （M(COD)/L3） 3 XI 颗粒性不可生物降解有机物 （M(COD)/L3） 4 XS 慢速可生物降解有机物 （M(COD)/L3） 5 XB,H 活性异氧菌生物固体 （M(COD)/L3） 6 XB,A 活性自氧菌生物固体 （M(COD)/L3） 7 XP 生物固体衰减产生的惰性物质 （M(COD)/L3） 8 SO 溶解氧（负COD） （M(-COD)/L3） 9 SNO NO3-N和NO2-N (M(N)/L3) 10 SNH NH4-N和NH3-N (M(N)/L3) 11 SND 溶解性可生物降解有机氮 (M(N)/L3) 12 XND 颗粒性可生物降解有机氮 (M(N)/L3) 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+XS）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8-1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)，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COD。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： （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；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（1%）。从完全混合反应器中取出少量已经驯化的微生物接种，定期取样测定溶解性COD和总COD。异氧菌的产率YH可由下式计算： （8-7） （8-8） 多次重复之后，就可确定大致YH的数值。 Ekama等人（1986）提出如下的SS测定方法：采用日循环脉冲进水方式（12h进水，12 h不进水），泥龄约2d的完全混合反应器，测定耗氧速率（OUR）的变化。停止进水后OUR急剧下降（图8-4），这一变化只与快速可生物降解有机物有关。因此，溶解性快速可生物降解有机物SS可以通过下式计算： （8-9）式中 停止进水后耗氧速率的变化，ML-3T-1；V反应器的容积，L3；Q停止进水前的进水流量，L3T-1。 图8-4 循环脉冲进水完全混合反应器停止进水后耗氧速率（OUR）的急剧下降 (Ekama等，1986)同济大学顾国维等（2004）采用多段间歇OUR呼吸计量法进行了快速可生物降解有机物SS和慢速可生物降解有机物XS的测定研究。在一个密封的间歇反应器内，抑制自氧菌的活动，连续监测OUR的变化，得到图8-5所示的曲线。 图8-5 间歇OUR呼吸计量法所测OUR曲线 (刘芳等，2004)图8-5中的曲线分为3个阶段：tt2时,OUR几乎不变,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。 （8-10） （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/Lh。当已知总COD，确定SS、SI和XS后，由式（8-6）则很容易计算出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(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进水中的总溶解性有机氮浓度，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： （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(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(XI)。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、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正比。反应速率表达式中包含开关函数，氧呼吸饱和常数很小，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。缺氧条件下底物去除的最大速率比好氧条件下要小。因此在速率表达式中加入一个小于1的经验系数，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，所以反应速率要表达式中包含开关函数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。这两个饱和常数和数值都很小。(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，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。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与慢速可生物降解有机底物的水解速率成正比。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fp 0.08 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 0.068.2.5.2 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20 10异氧菌的生长和衰减1 异氧菌最大比生长速率d-1 6.0 3.02 异氧菌生长与底物利用饱和常数KSgCOD/m320.0 20.03 异氧菌比衰减（死亡）速率bHd-1 0.62 0.204 异氧菌氧呼吸饱和常数KO,HgO2/m3 0.20 0.205 反硝化菌硝态氮呼吸饱和常数KNOgNO3-N/m3 0.50 0.506 异氧菌缺氧状态生长修正系数g 0.8 0.8污泥所捕集的颗粒性COD水解7捕集COD的水解速率khgCOD/(g细胞CODd) 3.0 1.08捕集COD水解饱和常数KXgCOD/g细胞COD 0.03 0.019缺氧条件下水解修正系数h 0.4 0.4自养菌的生长和衰减10自养菌最大比生长速率d-1 0.8 0.311自养菌生长与底物利用饱和常数KNHgNH3-N/m3 1.0 1.012自养菌的氧饱和常数KO,AgO2/m3 0.4 0.413自养菌比衰减（死亡）速率bAd-1 0.12 0.1214溶解性有机氮的氨化速率kam3/(gCODd) 0.08 0.04 下面对表8-4中的参数作一简单的分析和说明。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）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，对于废水中的化学物质的浓度更敏感，而且能决定防止出现硝化菌流失的最小SRT 。因此，测定要尽量准确。Hall(1974)推荐利用连续流的方法测定。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。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。此处 , 是新的SRT,是硝化菌的传统衰减速率系数（取用设定值），于是可得。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。Lesouef(1992) 提出用测定硝化速率的方法得到，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型中，内源衰减系数k d是根据污泥龄与比底物去除速速率的线性关系而获得，但该过程仅定义了衰减系数k d约为0.05d-1, 比真正的bH值要低。当泥龄升高时估测的k d值就不准确。由于活性污泥1号模型将活性微生物与颗粒性惰性有机物区分开来，因此，Ekama等（1986）推荐用批量反应器呼吸计量法测定bH值。即从完全混合反应器中取出污泥置于间歇反应器中，几天内多次测量OUR，氧吸收速率的自然对数与时间关系曲线的斜率就是传统衰减系数。试验过程中，投加20mg/L的硫脲来抑制硝化反应 ,pH 维持在中性的恒定值。如果YH和fp己知,则bH可由下式计算: （8-13） 文献中也有批量反应器呼吸计量法测定bH值其他方法的报道，对于bH值的测定目前尚无规范的方法。 4）自养菌比衰减（死亡）速率bA与传统的衰减速率常数在数值上相等。这是因为由衰减产生的有机物质的循环只和异氧菌的活动有关。5）自养菌生长与底物利用饱和常数KNH可以采用Williamson和McCarty（1975）的无限稀释法确定。它是将从完全混合反应器中取出的硝化活性污泥样品置于间歇进水的反应器中 ，进水中加氨氮，使得体积流速非常小，连续进入低于微生物硝化潜力的氨氮负,使得反应器能获得假稳态。 该试验提供了比硝化速率与假稳态氨氮浓度之间的关系。通过分析，可以获得自养菌生长与底物利用饱和常数KNH的数值值。因为诸如pH值、温度和DO浓度等环境因素会影响硝化速率，在试验中应该注意使他们保持恒定。特别要保持足够高的DO浓度，使得接近于1。 6）异氧菌缺氧状态生长修正系数g和缺氧条件下水解修正系数h是预测反硝化的两个重要参数。g是调整与缺氧条件有关的变化，或调整只有一部分微生物可反硝化的校正因子；h是对慢速生物降解物质在缺氧条件下，水解速率小于好氧条件下进行校正的因子。这两个校正因子在数值上不同，h值较小。进水中有反硝化能力的那部分微生物及处理构筑物等因素会影响这两个参数的值。在两个除最终电子受体不同(一个是好氧条件下的氧，一个是缺氧条件下的硝酸盐)之 外其他完全相同的间歇反应器中，估算氧和硝酸盐的消耗速率，可同时进行测量g和h的试验。该试验的基本原理如下：将污泥引入间歇反应器中，与废水接触后不久，反应器中的 主导反应开始是异养菌依赖易生物降解物质的生长，而后占优势的是利用由慢速降解物质水解产生的底物的反应。进行试验时，需要保证底物与微生物浓度的比例(F/M)保持在图8-5所示的合适范围。如果F/M太小,则易生物降解物质的去除时间会太短，无法准确测量OUR和硝酸盐利用率(NUR)；如果F/M太小，由于这两个阶段的速率相差太小，以致无法确切的区分 ；只有F/M合适，才能准确区分这两个区的活性,并有足够的时间去准确测定好氧反应器中的 OUR和缺氧反应器中的NUR。如果OURg代表第一阶段的OUR,NURg代表第一阶段的NUR,则g可由下式计算： （8-14）同时 ,如果OURh代表第二阶段的OUR,而NURg代表第二阶段的NUR,则h计算如下： （8-15）7）异氧菌最大比生长速率和异氧菌生长与底物利用饱和常数KS很难准确估算,但模 图8-6 F/M比值对间歇反应器OUR的影响 (Ekama等人，1986)型对于它们的值不敏感。的主要功能是预测OUR的最大值,因此，的测定应该以氧吸收的测量为基础。KS的主要功能是开关函数，控制着异养菌生长和底物去除的一级或零级反应动力学。下面介绍Cech等（1985）估算和KS值的呼吸测定法。从试验活性污泥反应器中取出污泥，曝气1h得到恒定的背景呼吸速率。将污泥和废水按不同的稀释比混合，使微生物的比呼吸速率达到最大。在试验过程中，需要保持高水平的DO 浓度, 使得不同试验中的项大致相等，并接近l 。结合已知的废水特性，用这些化学计量系数和动力学参数可以估算从小试反应器取出的活性污泥中异养菌浓度XB,H。然后,将测定的呼吸速率除以呼吸计中异氧菌浓度,可得到菌种的比呼吸速率。测量值与背景值之差为底物氧化的速率rresp.OX。于是，可以计算异氧菌比生长速率: （8-16）因为在试验过程中保持高的DO浓度，只是易降解底物浓度SS的函数。用多种方法分析以SS为函数的数据,可以得到和KS。 8）无论是城市污水还是工业废水，慢速可生物降解有机物XS都是废水中可生物降解COD的主体，因此，慢速可生物降解有机物XS的水解反应是模型中的重要反应，需要估算捕集COD（慢速可生物降解COD）的水解速率kh和捕集COD水解饱和常数KX。为了测定kh，必须使微生物中慢速生物降解物质达到饱和。这同样也可以通过运行日循环脉冲进水的完全混合反应器来完成。图8-4显示了24h内氧吸收的形式 , 在讨论快速可生物降解有机物SS的测定方法时，曾提及停止进水后OUR的急剧下降与快速可生物降解有机物有关。进水停止后OUR曲线的平缓是由于慢速可生物降解物质水解所释放底物的降解。曲线持续平缓表明微生物达饱和并且水解以最大速率进行。由此，可以估算kh。而且，OUR曲线随时间下降的模式是由KX决定的。因此，可以用曲线拟合技术估算kh和KX。9）基于停止进水时的可溶性有机氮中氨的释放，可以用一个相类似的抑制了硝化反应的日循环脉冲进水试验来确定溶解性有机氮的氨化速率ka。10) 自养菌比衰减（死亡）速率bA很难用现有方法进行测定，文献报道值在0.050.15d-1,但极少知到确切值。由上面的讨论可以看出，一些参数不需要测定(表8-5)，因为假设值能得到良好的效果。其次,和特定废水的性质一样,其他参数的估算必须按一 的顺序来进行,因为得到某些参数之前需要其他参数。表8-6列出了它们的前后关系。需要说明的是，这些参数的确定方法仍然处于研究发展中，随着模型使用经验的积累，可能会有更好的测定技术。 表8-5 ASM1中可以假设的参数 符号 名称YAbAfpiXBiXP KO,HKNOKO,A自氧菌产率系数自养菌比衰减（死亡）速率生物固体的惰性组分值生物固体的含氮量生物固体惰性组分含氮量异氧菌氧呼吸饱和常数反硝化菌硝态氮呼吸饱和常数自养菌的氧饱和常数8.2.6 模型的缺欠与使用限制 ASM1推出后，在欧美得到了广泛的使用，成为模拟活性污泥系统的强有力的工具。ASM1主要缺陷是未包含污水中磷的去除。ASM1的不足是：它不包括氮和碱度限制异氧菌的动力学表述，导致某些情况下计算物质的浓度会出现负值；氨化动力学无法真正量化，通常假设所有有机物组分组成恒定，即恒定的N:COD比值；异氧菌的水解过程对预测氧的消耗和反硝化起主要影响作用，但这个过程的动力学参数量化是非常困难的；仅用伴有水解的衰减和生长来描述影响内源呼吸的总体因素, 如：生物体的化合物贮藏、死亡、捕食、溶菌作用等，造成动力学参数评价上的困难；没有区分硝化菌在好氧和缺氧条件下的衰减速率，这在长SRT和缺氧反应器体积比例较高时，预测最大硝化速率会有问题。ASM1不能预测可直接观测到的混合液中的悬浮固体浓度。下面所列各项内容为ASM1模型使用时的限制条件：1）温度应在823 之间；2）pH值应在6.57.5的范围内；3）曝气池中的混合强度不能超过240/s；4）反应器的曝气死区所占比例不大于50%, 否则污泥沉降性能将会恶化；5）不适用于超高负荷或泥龄(SRT)小的活性污泥系统,SRT应为330d；6）污泥浓度(以COD计)一般应在7507500mg/L之间。表8-6 必须测定和估算的参数、特性及前期所需信息 符号 名称 前期所需信息 SNO SNHSISNISNDYHSSKNHbHXIXSXNDghKSkhKXka溶解性硝酸盐氮浓度溶解性氨氮浓度溶解性不可生物降解COD浓度溶解性不可生物降解有机氮浓度溶解性可生物降解有机氮浓度异氧菌产率系数溶解性快速可生物降解COD浓度自养菌最大比生长速率自养菌生长与底物利用饱和常数异氧菌比衰减（死亡）速率颗粒性不可生物降解COD浓度慢速可生物降解COD浓度颗粒性可生物降解有机氮浓度异氧菌缺氧状态生长修正系数缺氧条件下水解修正系数异氧菌最大比生长速率异氧菌生长与底物利用饱和常数捕集COD的水解速率捕集COD水解饱和常数溶解性有机氮的氨化速率