Carrousel氧化沟中动力学参数的测定

巩书涵，刘玉玲，马昭，杜浩强，李东旭，张璐

（西安理工大学水利水电学院西北旱区生态水利工程国家重点实验室，西安710048）

废水处理及回用

Carrousel氧化沟中动力学参数的测定

巩书涵，刘玉玲，马昭，杜浩强，李东旭，张璐

（西安理工大学水利水电学院西北旱区生态水利工程国家重点实验室，西安710048）

以西安市某污水处理厂Carrousel氧化沟工艺为研究对象，在活性污泥2d号模型（ASM2d）的基础上，运用间歇OUR法，测定了该污水处理厂氧化沟内自养菌最大比增长速率μmA、异养菌衰减系数bH和异养菌最大比增长速率μmH的值。测定结果分别为0.726、0.471和5.200 d-1。测定结果与国际水协的推荐值存在差异，分析了存在差异的原因，该测定值可用于污水处理厂后续模拟与优化。

ASM2d；间歇OUR法；比增长速率；衰减速率

近年来，活性污泥数学模型（ASM）［1］已逐渐成为污水处理领域中设计评估、运行优化和自动控制的重要工具，在污水处理厂中广泛应用［2-3］。活性污泥2d号模型（ASM2d）［4-5］是针对活性污泥系统脱氮除磷机理而发展较全面的模型。模型中，降解过程主要包括微生物对有机污染物的好氧分解、微生物的合成代谢以及自身分解，这些过程都是通过大量的动力学参数及化学计量参数描述的。化学计量参数表征了单个过程中各个组分之间相互转换的数量关系，动力学参数表征了相关组分浓度对反应速率的影响［6］。受污水水质和地域环境的影响，参数值差异较大，而参数的测定是模型实际应用的关键。

对众多的模型参数都进行测定，将会降低模型的实际应用性。国际水协给出了模型的典型值，对模型不敏感的参数，可直接采用国际水协的推荐值。据相关报道［7］，对模型有显著影响的动力学参数有自养菌最大比增长速率μmA、异养菌衰减系数bH和异养菌最大比增长速率μmH。本研究对西安某污水处理厂Carrousel氧化沟工艺活性污泥系统中这3个参数进行测定。以期为工艺模型参数的确定和模拟提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验装置与水样

试验研究对象为西安市某污水处理厂三期工程的污水处理系统，采用Carrousel氧化沟工艺，设计处理水量为5×104m3／d，进水包含城市生活污水和少量生产废水，污水可生化性好。试验污泥取自污水处理厂好氧段出口混合液。污水取自曝气沉砂池的出口处。试验前需要对取回的污泥混合液和污水进行预处理：污泥经2 mm的纱网过滤，静置沉淀后排出上清液，加蒸馏水到原体积，连续充分曝气一段时间后，再静置排出上清液，如此重复2～3次，以消除混合液中残留有机物的干扰。污水经2 mm的纱网过滤后，自然沉降取上清液保存待用。

所用的耗氧速率测定装置如图1所示，其主要原理是通过测定混合液中DO变化速率来确定微生物相关参数。装置由主反应器、曝气系统、DO测定仪和恒温装置等组成。通过曝气砂芯头向反应器内充氧，磁力搅拌器用于搅拌反应器内混合液。

图1 呼吸计量装置Fig.1Respiratory measurement device

1.2 动力学参数测定原理及方法

1.2.1 自养菌最大比增长速率

（1）测定原理。自养菌最大比增长速率（μmA）是表征自养微生物生长速率的一个重要参数。在进行模拟和对硝化系统设计时，它是确定生物反应池尺寸的重要参数，比半饱和常数KNH对于废水的浓度更敏感，而且它能决定防止出现硝化菌流失的最低SRT［8］。因此，测定μmA要尽量准确。本文以呼吸计量法［9-11］测定自养菌的最大呼吸速率OUR，间接计算得到μmA的值。

在DO充足的情况下，活性污泥系统中氧化态氮SNO浓度的变化与自养菌的增长之间的关系可用式（1）表示［10］：

式中：YA——自养菌产率系数，mg［CODCr］／mg［N］，可同时反映亚硝化菌和硝化菌的生长；

SNO——硝态氮的质量浓度，mg／L；

SNH3-N——NH3-N的质量浓度，mg／L；

KNH3-N——自养菌的氨半饱和常数，g［NH3－N］／m3；

XA——自养菌的质量浓度，mg／L。

如果NH3-N的浓度足够高，即SNH3-N远大于KNH3-N，那么上式可简化为：

此时，自养菌生长速率可用下式近似计算［10］：

式中：bA——自养菌衰减系数，d－1。

对上式进行积分，得到式（4），即间歇反应器中自养菌浓度的计算公式：

式中：XA0——自养菌的初始质量浓度，mg／L。

把式（4）代入式（2），整理得到式（5）：

对式（5）积分得到式（6）：

式中：SNO0——硝态氮的初始质量浓度，mg／L。

由于在试验过程中，同时测定XA0、YA、bA不容易实现，可以选择设计一个SNO0和XA0较低的试验，假定有下式成立：

则可简化式（6），并对两边取对数，得到下式：

由式（8）可知，线性表达式的斜率为（μmA-bA），如果已知bA，就能够确定μmA。

（2）测定方法。取初沉池的污水，曝气3～4 h，消除过高有机负荷对硝化反应的影响，之后测定污水的CODCr、NH3-N、N和浓度。将2 L污水与一定体积的处理过的污泥置于2.5 L的反应容器中，保证反应器中污泥的初始质量浓度为100 mg［VSS］／L。向容器中加入20 mg／L的NH3-N，使NH3-N的初始质量浓度在50 mg／L左右，保证自养菌以最大的速率生长。同时，向容器中投加500 mg／L的NaHCO3，调节反应器的碱度，使pH值保持在7.5～8.0之间。接着利用曝气砂芯向反应器内曝气充氧，DO的质量浓度始终保持在6～7 mg／L。反应器连续运行4～5 d，每天在反应器中取样2次，2次取样间隔至少5 h，取样体积为20 mL，采用文献［12］中的方法测定水样和浓度。

1.2.2 异养菌衰减系数

（1）测定原理。异养菌的衰减过程是活性污泥反应动力学的重要组成部分，对总好氧速率和污泥产量影响较大，它的大小必须根据所使用的污泥确定。传统衰减理论模型以内源呼吸理论为基础，没有考虑死亡后的微生物分解产生的细胞残留物质XP，可被其他微生物所利用。

传统衰减理论模式下，异养菌的衰减速率为［7］：

XH——异养菌的质量浓度，mg／L；

b′H——异养菌的传统衰减系数，d-1。

对式（9）积分得到：

式中：XH（0）、XH（t）——在0时刻及t时刻异养菌的质量浓度，mg／L。

内源呼吸阶段，好氧速率只由微生物自身氧化所致，好氧速率可表示为：

式中：OUR——好氧呼吸速率，mg／（L·min）；

f′p——传统衰减理论中活性生物量转化为XP的比例，值约为0.2［13］。

将式（10）代入式（11）后两边取对数得：

由式（12）可知，测定的好氧呼吸速率的对数与时间关系曲线的斜率，即是传统衰减系数

死亡再生理论认为，异养菌衰减产生的XP，一部分为不可生物降解有机物，不能被微生物利用；还有一部分分解产生颗粒性可生物降解有机物XS，XS缓慢水解后产生易生物降解有机物SS，可供微生物利用。死亡再生理论模式［7］如下：

式中：bH——异养菌的衰减系数，d-1；

YH——异氧菌产率系数，mg［CODCr］／mg［MLSS］；

fp——死亡再生理论中活性生物量转化为XP的比例，值约为0.08［1，14］。

式（13）和式（9）在理论上是等价的，因此可得：

先测定并求出b′H，后由式（14）计算得到bH。

（2）测定方法。取2 L处理过的混合液放入2.5 L的反应器中，加入20 mg／L ATU抑制硝化反应，控制pH值在7左右。对混合液连续曝气8 d，经常用蒸馏水补充因蒸发而损失的水分，使混合液体积维持在2 L。试验过程中，通过搅拌使反应器处于良好混合状态，避免微生物在器壁附着生长，影响测定结果。每天定时记录反应器内DO浓度变化。

1.2 .3异养菌最大比增长速率

（1）测定原理。异养菌最大比增长速率（μmH）是表征异养微生物生长的一个重要参数。传统两组分模型中，μmH反映了微生物比生长速率（或基质比去除速率）与基质浓度的关系，将莫诺德公式线性化通过测定总CODCr和VSS计算出但这种方法测得的μmH值较低。本研究采用间歇OUR法［13，16］，测定反应器中DO浓度的变化，得到μmH值。

在底物与DO充足的情况下，间歇反应器内任何时刻DO的消耗速率可以用式（15）来表示［16］：

式中：OUR（t）——t时刻的好氧呼吸速率，mg／（L·min）。

由式（15）可知，好氧呼吸速率的大小由间歇反应器在t时刻异养菌浓度XH决定，异养菌浓度变化由式（16）表示：

对式（16）积分有：

将式（17）代入式（15）后两边取对数有：

（2）测定方法。μmH的测定采用间歇OUR法，试验装置如图1所示。取处理过的污水和污泥，测定污泥和水样的浓度，用以确定F／M值。试验过程中，根据不同的F／M值，向容器中加入不同比例的乙酸钠营养液和污泥，并加入20 mg／L的ATU抑制硝化反应。利用曝气砂芯充分充氧，使DO质量浓度达到7～8 mg／L，暂停曝气，密封反应器，记录DO的变化，直到DO质量浓度下降至2 mg／L。如此重复，直至好氧呼吸速率曲线不再上升。

2 结果与讨论

2.1 自养菌最大比增长速率

在μmA的测定过程中，总共取了6组样品进行计算分析，其中1组μmA测定曲线及其结果分别如图2、表1所示。

图2 μmA测定曲线Fig.2Measured curve of μmA

表1 μmA测定结果Tab.1Measured results of μmA

图2反应了SNO的自然对数随时间的变化趋势，曲线的斜率为μmA－bA。bA目前还没有有效的方法进行测定，使用国际水协ASM2d模型推荐值0.15 d－1（20℃条件下），从而可计算得到μmA。由表1可知，μmA的范围为0.685～0.763 d－1，平均值为0.726 d－1，低于ASM2d模型推荐值1.0 d－1，表明污水处理厂的硝化程度不是很高，但该值在文献［13］报道的范围之内（0.168～1.440 d－1）。μmA的R2都在0.9以上，具有良好的线性相关性，相对标准偏差为4.13%（＜5%），表明上述数据比较准确。

2.2 异养菌衰减系数

在反应温度为24℃时，采用呼吸计量法测定b′H，共取6组样品进行计算分析，其中1组b′H测定曲线及bH测定结果分别如图3、表2所示。

图3 b′H测定曲线Fig.3Measured curve of b′H

表2 bH测定结果Tab.2Measured results of bH

不同温度下b′H由图中直线斜率得到，bH由式（14）计算得到。温度对异养菌产量系数的影响，用Arrhenius公式表示：

式中θ值取1.104［14］，由公式换算得到20℃条件下bH的值，其平均值为0.471。从表2中可以看出，在适宜温度范围内，温度升高，异养菌的代谢和活性增强，bH增大。bH的R2都在0.9以上，表明线性相关性好，测定结果比较精确。

2.3 异养菌最大比增长速率

图4 μmH测定曲线Fig.4Measured curve of μmH

表3 μmH测定结果Tab.3Measured results of μmH

μmH测定曲线及其测定结果分别如图4、表3所示。通常情况下，城市生活污水中易生物降解有机物浓度不高，本污水厂进水中易生物降解有机物的质量浓度为25.65 mg／L，若以实际进水中易生物降解有机物作为底物，μmH的测定值往往偏小，因此在试验中投加乙酸钠作为底物，保证有机物不受限制。从表3中看出，μmH的范围为4.151～5.627 d-1，平均值为5.200 d-1。国际水协ASM2d模型推荐值为6.00 d-1（20℃条件下），表明该污水厂活性污泥中微生物比增殖速率较慢，与水质变化、有机负荷对活性污泥影响大有关；温度会影响μmH的大小，温度适当升高，异养菌的新陈代谢与活性增强，μmH随之增大；F／M值的变化对μmH影响不显著，这是因为与该Carrousel氧化沟工艺的污泥龄20 d相比，试验时间较短（约5 h），在较短时间内，系统内微生物特性不会随F／M值的变化而变化。

3 结语

对活性污泥模型中动力学参数的准确测定是活性污泥模型应用于实际污水处理厂的前提。通过运用间歇OUR法对西安市某污水处理厂Carrousel氧化沟工艺系统中的混合液进行试验研究，确定了该系统的μmA为0.726 d-1、bH为0.471 d-1、μmH为5.200 d-1，与国际水协ASM2d模型推荐值1.000、0.400和6.000 d-1（20℃）存在差异，表明不同反应器构造与运行工艺下的活性污泥系统，有其特有的动力学参数。其中，μmH和μmA均低于国际水协的推荐值，反映了该活性污泥系统中微生物生长代谢速率一般，为提高脱氮除磷效果，可以调整工艺运行参数，改善微生物生存条件，提高微生物的反应活性。

［1］张亚雷.活性污泥数学模型［M］.上海：同济大学出版社，2002.

［2］李茹莹，季民，任智勇，等.活性污泥数学模型的研究应用进展与问题讨论［J］.工业用水与废水，2002，33（4）：4-6.

［3］王文英，黄勇，顾晓丹，等.活性污泥数学模型在污水处理中的研究进展［J］.工业水处理，2014，34（7）：1-4.

［4］HENZE M，GUJER W，MINO T，et al.Activated sludge model No.2d，ASM2d［J］.Water Science＆Technology，1999，39（1）：165-182.

［5］陈晓龙，杨海真，顾国维.活性污泥2号模型的应用与校正［J］.工业用水与废水，2003，34（1）：1-4.

［6］游桂林，樊杰.呼吸计量法测定安庆市城东污水厂污泥特性参数［J］.环境科学与技术，2009，32（7）：144-147.

［7］黄勇，杨铨大，王宝贞，等.生物处理动力学参数测定研究［J］.中国环境科学，1996，16（2）：123-127.

［8］（丹）HENZE M.污水生物处理：原理、设计与模拟［M］.施汉昌，译.北京：中国建筑工业出版社，2011.

［9］SU Y M，MAKINIA J，PAGILLA K R.Estimation of autotrophic maximum specific growth rate constant--experience from the longterm operation of a laboratory-scale sequencing batch reactor system［J］.Water Environment Research A Research Publication of the Water Environment Federation，2008，80（4）：355-366.

［10］NOWAK O，SCHWEIGHOFER P，SVARDAL K.Nitrification inhibition-A method for the estimation of actual maximum autotrophic growth rates in activated sludge systems［J］.Physics of Plasmas，2015，22（5）：1093-1095.

［11］刘芳，顾国维.ASM1模型中主要动力学参数的测定方法［J］.中国给水排水，2004，20（2）：37-40.

［12］国家环境保护总局，《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法［M］.北京：中国环境出版社，2013.

［13］刘芳.城市污水厂活性污泥数学模型的参数测定及模拟研究［D］.上海：同济大学，2004.

［14］李亚新.活性污泥法理论与技术［M］.北京：中国建筑工业出版社，2007.

［15］INSEL G，GÜL O K，Orhon D，et al.Important limitations in the modeling of activated sludge：biased calibration of the hydrolysis process［J］.Water Science＆Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research，2002，45（12）：23-36.

［16］EKAMA G A，DOLD P L，MARAIS G V R.Procedures for determining influent COD fractions and the maximum specific growth rate of heterotrophs in activated sludge systems［J］.Waterence＆Technology，1986，18（6）：91-114.

Determination of kinetic parameters of Carrousel oxidation ditch

GONG Shu-han，LIU Yu-ling，MA Zhao，DU Hao-qiang，LI Dong-xu，ZHANG Lu
（Institute of Water Resources and Hydro-electric engineering,Xi′an University of Technology;State Key Laboratory of Eco-Hydraulic Engineering,Xi′an 710048,China）

Taking carrousel oxidation ditch process of a sewage treatment plant in Xi′an city as the research object,on the basis of the activated sludge 2d model(ASM2d),the autotrophic bacteria maximum specific growth rate μmA,heterotrophic bacteria decay rate bH,and heterotrophic bacteria maximum specific growth rate μmHin the oxidation ditch of the sewage plant were determined using intermittent OUR method,and the results were 0.726,0.471 and 5.200 d-1respectively.There are many differences between the determination results and the recommended values of International Water Association,and the causes for those differences were analyzed,the measured values could be used for the following simulation and optimization of sewage treatment plant.

ASM2d;intermittent OUR method;specifica growth rate;decay rate

X505；X703.1

A

1009－2455（2016）06－0012－05

巩书涵（1992-），女，甘肃庆阳人，在读硕士研究生，研究方向为水处理技术，（电子信箱）289107635＠qq.com；刘玉玲（1969-），女，陕西合阳人，教授，博士生导师，博士，研究方向为环境污染控制技术，（电子信箱）liuyuling＠xaut.edu.cn。

2016-07-18（修回稿）

国家自然科学基金（51178391）；陕西省科学研究计划项目(2014K15-03-05)