氧化沟

1前 言

人们对利用氧化沟处理污水并不陌生。近年来，氧化沟的应用却引起了人们新的、极大的兴趣，许多厂商提供了自己独特的氧化沟系统，在氧化沟的应用方面做了大量工作。但有时由于受专利权的限制，人们难以方便地获得氧化沟设计和操作的有关资料，因此需要有一部汇集这方面资料的书，本书正是为满足这一需要而问世的。

本书试图既从理论上、又从实践上向读者提供氧化沟的有关资料。为了使设计人员能够一举获得一切所需的资料，我们把设计中的动力学理论基础与实验数据和方程式融为一体，通过大量的例子来指导读者利用这些资料。本书所列的数据、动力学常数以及劳动力需要量之类的资料，为读者提供了一个有关氧化沟的综合资料来源。

米克尔G·曼特

布鲁斯A·贝尔

目 录

第一章 历史、说明和发展??????????????????????????1 1．1 基本情况??????????????????????????????1 1．2 典型特性??????????????????????????????3 第二章 过程动力学?????????????????????????????4 2．1 过程微生物学????????????????????????????4 2．1．1 微生物的分类?????????????????????????4 2．2 新陈代谢和能量???????????????????????????5 2．2．1 能量反应???????????????????????????5 2．3 细菌动力学?????????????????????????????9 2．3．1 环境条件???????????????????????????10 2. 4 动力学在氧化沟中的应用 ??????????????????????15 2．5 动力学数据 ????????????????????????????19 第三章 过程变型 ?????????????????????????????20 3．1 生物法去除营养的过程变型 ?????????????????????21 第四章 硝化和脱硝 ????????????????????????????22 4．1 氮和氨的存在 ???????????????????????????22 4．1．1 氨对消毒的作用 ???????????????????????22 4．1．2 生物的毒性 ?????????????????????????22 4．1．3 氮需氧量 ??????????????????????????23 4．1．4 富营养化作用 ????????????????????????23 4．1．5 对公共卫生的影响 ??????????????????????23 4．2 硝化中的生物化学反应 ???????????????????????23 4．3 硝化动力学 ????????????????????????????24 4．3．1 环境因素对动力学的影响 ???????????????????25 4．3，2 环境因素对硝化动力学的综合影响 ???????????????27 4．4 硝化动力学在氧化沟设计中的应用 ??????????????????27 4．4．1 安全系数 ??????????????????????????28 4．5 脱硝作用? ????????????????????????????31 4．5．1 脱硝的生物化学 ???????????????????????31 4．5．2 环境条件 ??????????????????????????32 4．5．3 脱硝动力学 ?????????????????????????33 4．6 脱硝动力学在氧化沟设计中的应用 ??????????????????34

１

第五章 需氧量和传氧 ???????????????????????????36 5．1 传质理论 ?????????????????????????????36 5．1．1 传质 ????????????????????????????36 5．1．2 平衡关系式 ?????????????????????????36 5．2 传氧模式 ?????????????????????????????37 5．3 用于模拟和分析不稳定状态试验数据的标准方法 ????????????39 5．4 需氧量的确定 ???????????????????????????40 第六章 混合与水力学 ???????????????????????????43 6．1 混合的考虑 ????????????????????????????43 6．2 水力学的考虑 ???????????????????????????44 第七章 专利工艺 ?????????????????????????????47 7．1 卡罗塞系统 ????????????????????????????47 7．1．1 卡罗塞系统的处理性能 ????????????????????49 7．1．2 设计的考虑和程序 ??????????????????????50 7．2 射流曝气氧化沟 ??????????????????????????52 7．3 奥尔伯系统 ????????????????????????????56 7．3，1 奥尔伯曝气池池型 ??????????????????????56 7．3．2 曝气圆盘 ??????????????????????????56 7．3．3 系统模式 ??????????????????????????56 7．3．4 硝化和脱硝 ?????????????????????????56 7．3．5 奥尔伯系统的设计参数 ????????????????????57 7．4 帕斯维尔氧化沟处理厂 ???????????????????????58 7．4．1 转子 ???????????????????????????58 7．5 障碍式氧化的 ???????????????????????????60 7．6 综合式系统 ????????????????????????????61 第八章 操作和维 ?????????????????????????????63 8．1 操作要求 ?????????????????????????????63 8．1．1 氧化沟的控制 ????????????????????????63 8．1．2 氧 ?????????????????????????????64 8．1．3 仪表的使用 ?????????????????????????64 8．2 操作和维修要求 ??????????????????????????64 8．3 氧化沟处理广的性能与对比工艺 ???????????????????65 8．3．1 氧化沟的性能 ????????????????????????65 8．3．2 氧化沟的对比工艺 ??????????????????????67 第九章 氧化沟的设计 ???????????????????????????68 9．1 预处理和一级处理 ?????????????????????????68 9．2 反应池的设计 ???????????????????????????68 9．2．1 动力学设计 ?????????????????????????69 9．2．2 氧的供给 ??????????????????????????70 9．2．3 沉淀池的设计 ????????????????????????70 9．2．4 污泥 ????????????????????????????71 9．2．5 设计举例 ??????????????????????????72 9．2．6 例9．1 设计小结??????????????????????76 第十章 经济考虑 ?????????????????????????????77 10．1 费用的种类 ???????????????????????????77 10．1．1 因工艺而异的费用 ?????????????????????77 10．1．2 因地区或气候而异的费用 ??????????????????77 10．1．3 因厂址而异的费用 ?????????????????????78 10．2费用数据 ??????????????????????????????78 10．2．1 建造费用 ?????????????????????????78 10．2．2 操作和维修费用 ??????????????????????79 10．2．3 总费用 ??????????????????????????80 10．3 小结 ??????????????????????????????80

２

第一章 历史、说明和发展

1．1 基本情况

连续环式反应池（Continuous Loop Reactor，简称CLR), 通常称为氧化沟。它是由荷兰卫生工程研究所(TNO)在五十年代研制成功的。第一家氧化沟处理厂于1954年在荷兰的沃绍本（Voorshopen）投入使用，它是由该所的帕斯维尔（A. Pasveer)博士设计的，服务人口为三百六十人。这是一种间歇流的处理厂，其中氧化沟同时用作二次沉淀池。由于帕斯维尔博士的贡献，这项技术又被称为帕斯维尔沟。

氧化沟最初应用于荷兰，而今，它已成为欧洲、大洋洲、南非和北美洲的一种重要污水处理技术。截止到1976年，仅北美洲就有五百多座处理厂。近年来，采用氧化沟处理厂的速度有了惊人的进展。

氧化沟是活性污泥法的一种改型，它把连续环式反应池用作生物反应池。混合液在该反应池中以一条闭合式曝气渠道进行连续循环。氧化沟通常在延时曝气条件下使用，因为这时水和固体的停留时间长，有机物质的负荷低，它使用一种带方向控制的曝气和搅动装置，向反应池中的物质传递水平速度，从而使被搅动的液体在闭合式曝气渠道中循环。 最初由荷兰卫生工程研究所研制的帕斯维尔沟，目的是为小型居民区提供一种廉价、可靠的污水处理系统。原始的形式只是一种污水排放区域，两边呈坡形，坡上植有草皮,以保证其稳固性，在其中流动的液体深度通常为1m（图1．1）。充氧、推进和搅动是由一个卧式表面转子（凯斯纳刷Kesner Brush）来保证的。凯斯纳刷过去是在矩形池中使用，产生表面曝气，其方式与旋流曝气相似，帕斯维尔沟通常在间歇曝气的情况下使用。白天把原污水引到沟中，在沟中曝气和搅动，

晚上关闭表面转子，使固体沉淀，然后把上清液从氧化沟中抽走。最初建立的处理厂获得了惊人的成功，生化需氧量（BOD）的去除率达97％。后来，帕斯维尔博士在观察了曝气不充分的系统之后，又对氨和硝酸盐的去除进行了试验。

为了适应流量和有机负荷的增加，出现了连续流帕斯维尔沟。到六十年代，氧化沟己遍及欧洲各地。1964年，安大略省的加拿大水资源委员会对氧化沟进行了调查，并作出了下述结论：“根据现已获得的资料，可以得出这样的结论：氧化沟污水处理系统的造价低廉，操作简便，其出水的质量符合要求，且水质稳定”。

1967年，勒孔特（Le Compt）和曼特（Mandt）首次把淹没式曝气推流系统用于氧化。

３

他们用一套以回流混合液为动力的射流器和压缩空气配合使用，沿水流途径喷射，从而提供必要的充氧和推进作用，见图1．2。这种技术后来被称为射流曝气沟（Jet Aeration Channel，JAC）。

1968年，杜瓦尔斯-希德里克维尔海有限公司（Dwars, Heederik，and Verhay，Ltd）的池上使用了低速表面涡轮，这种涡轮安装在中心挡 板的末端，利用从低速表面曝气机中所排荷兰工程师们，在一个折流

式连续环反应出的辐射流为氧化沟提供推进力，这项技术后来被称为卡罗塞（Carrousel）法（图 1．3）。

从帕斯维尔、勒孔特，曼特、以及杜瓦尔斯-希德里克-维尔海有限公司的早期研制工作以来，氧化沟在工艺和机械方面已经进行了无数次改进。氧化沟的适应性和应用范围己由最初的排污沟显著地扩大了。现在，氧化沟这项技术已牢固确立，作为一种污水处理技术而被人们所接受，1978年，美国环境保护署发表了一份题为《氧化沟处理厂与其它城市污水二级处理先进技术的比较》的报告。报告中的图1．4表明，城市氧化沟

处理厂的数量在美国有了明显增长。这份报告得出结论，“氧化沟处理厂能够通过最低限度的操作，稳定地达到五日生化需氧量（BOD5）和总悬浮固体（TSS）去除率的要求。另外，成本数据??表明，379～37850m3/d 的流量范围中，氧化沟处理厂与其它技术相比，在经济上具有竞争力。”这份报告接着指出：“所有的资料表明，当前的趋势是氧化沟处理厂的数量在增加，尤其是5700m3/d以下规模的处理厂”。

氧化沟处理厂数量的增加与下面的全部或部分原因有关： 1．工程费用相当于或低于其它污水处理技术。 2．处理厂只需最低限度的机械设备。

3．即使以最低限度的关注进行操作，处理厂也能保持合理的良好工作状态，这主要是因为它的设计具有较大余地。

4．剩余污泥相对地不那么令人讨厌，而且易于在大多数处理厂中处埋。 5．即使在工作状况不良的情况下，处理厂一般也不产生臭味。

埃特里奇（W·F·Ettlich）指出：“通过与处理厂的操作人员、市政工程官员、顾问工程师和具有氧化沟处理厂直接经验的其他人员交谈，可以看出氧化沟在人们心目中的满意程度和可接受程度都是很高的。有些氧化沟不尽理想，也有一些氧化沟处理厂由于操作方面的

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原因而弃置不用，但这只是极少数。

令人感到惊异的是，在氧化沟处理厂的应用速度日益增长的情况下，帮助人们基本上理解这项技术的公开技术资料却没有相应地增加，同时也缺乏设计和选择氧化沟所需的缜密而合理的程序。本书的目的就在于帮助填补这项空白。

1．2 典 型 特 性

虽然对氧化沟进行了各种改进，但它们在城市污水处理方面的应用却大体相同。在常见的城市应用中，氧化沟前不需要初次沉淀，建议将进水经过格栅、栅渣经粉碎后去除。典型的曝气池尺寸按延时曝气运行决定，其水力停留时间（HRT）为10～30h。

污泥停留时间(SRT) 在15d以上。水力停留时间和污泥停留时间分别由方程式（1．1）和(1．2) 确定：

生物反应池的容积m3

水力停留时间(h)＝──────────×24 （1．1）

3

每天的平均流量m/d

曝气池的污泥重(kg)

污泥停留时间(d)＝─────────── （1．2）

每天排掉的污泥重(kg/d)

使用带方向控制的曝气和搅动装置，如曝气喷射器或机械转子曝气设备。专供氧化沟处理厂使用的转子曝气设备有水平转刷、笼式转刷、或圆盘式转刷。通常设有二次沉淀池，二次沉淀池的大小应留有余地，以防氧化沟有时产生轻而分散的生物絮体。表1．1归纳了典型的城市氧化沟处理厂的设什参数。

典型的城市氧化沟的设计参数 表1．1 水力停留时间(h) 15～40 污泥停留时间(d) ＞15 MLSS(混合液悬浮固体)(mg/L) 2000～6000 F/M(营养与微生物之比) 0.05～0.02 回流污泥比(进水的百分比) 100 BOD去除率(%) 94～98＋ TSS去除率(%) 90～95＋

氧化沟的几何形状以椭圆形为最常见，但也有许多其它形状。在南非，常见的相互联系的多路渠道，在欧洲，常见折流的回旋渠道，在澳大利亚和美国，虽然流行圆形渠道，但仍以椭圆形为最常见。曾采用过的水深达7m，但大多数沟深仍局限在1～2m。许多沟道的横截面呈梯形，两侧的坡度为45°。深沟道的两侧呈直角，通常由钢筋混凝土制成。沟道的底部及两坡的建筑材料为喷浆水泥、沥青和薄膜。

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13.25molO2 32g 424gCOD

COD=──────×───＝────── （2．16） molC10H19O3N molO2 molC10H19O3N

因此：

molO2 molC10H19O3N 32g

需氧量＝10.875─────×──────×─── (2．17) molC10H19O3N 424gCOD molO2

进而：

需氧量＝0.82gO2COD（g）

用类似的方法，可算出所产生的挥发性悬浮固体（VSS）的量： molC5H7O2N 113gC5H7O2N molC10H19O3N

VSS＝──────×──────×────── （2．18）

molC10H19O3N molC5H7O2N 424gCOD 故，

所产VSS＝0.10gVSS／g COD

用同样的方法还可以确定营养的需要量、碱度的增减程度、以及氢离子浓度（pH）的变化情况。

2．3 细菌动力学

为了正确地设计和使用包括氧化沟在内的生物处理系统，必须懂得细菌动力学。污水中有机物的分解、硝化和脱硝，都取决于细菌的生长速度。

可能考虑的最简单系统，是含有纯微生物培养基的批量系统。微生物的生长情况在这种批量系统中可以通过微生物数量的对数与时间之比的曲线来表示（图2．1）。

注 滞后期：表示微生物对基质的适应阶段，这个阶段不一定总是出现。

对数生长期，生长率只受微生物的产率和微生物处理食物能力的约束。

恒速生长期，再生率与死亡率保持平衡。生长情况可能受基质的可用程度、毒物的聚集程度、营养、或氧和氢离子浓度等环境因素的约束。

衰亡期：底质耗尽。毒物聚集，以及（或）环境条件不利。

还可以使用一种更有效的方法来表示以上情况，即不按微生物的数量，而接微生物的质量来表示，如图2．2。

滞后期和对数生长期的情况与图 2.1相同。在生物处理系统中，减速生长期被认为是

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受底质的约束，内源呼吸期也是受底质的约束，微生物进行原生质没有补给来源的新陈代谢。 批量系统要经历图2．1和图2．2所示的各个阶段。氧化沟通常不是批量的，而是连续流的系统。对生物处理系统的控制，是通过对微生物所利用的基质的控制来实现的。为了实现对基质的有效控制，必刘保证微生物生长所必需的各种环境条件。

2．3．1 环境条件

环境条件包括温度、氢离子浓度、溶解氧和营养。环境工程师们能够控制除温度以外的上述各种条件。在下文中将会看到，在氧化沟的设计和操作中，可以计算出温度的影响，但是，企图控制污水温度的做法一般来说是不实际的。氧化沟中的溶解氧和氢离子浓度可以控制在所需的任何水平上。微生物的生长所需的主要营养是氮和磷，在有足够营养的条件下，根据微生物细胞的构成成分，氮的需要量大约每20mg/L的BOD5为1mg/L。磷的需要量大约每100mg/L的BOD5为1mg/LPO4-P，同时还需要微量的无机物。应该说明的是，上述氮和磷的需要量只是近似值。实际所需要的营养量值取决于细胞的合成量，而细胞的合成量反过来又取决于过程的设计。

大多数城市污水和生活污水中都含有过量的营养。至于工业废水，可能需要添加氮和（或）磷，以满足对营养的需要量。

假如一切环境条件都得到充分的保证，那么就有可能在批量系统生长曲线（图2．1和2．2）所要求的任何一点上，保证生物系统的正常工作。 动力学方程：

从图2．2中可以看出，在曲线生长阶段，微生物的生长速度可以表示为： dX

───＝μX （2．19） dt

式中 X－微生物浓度（mg/L）； μ—单位生长率（d-1）； t—时间（d）。

象氧化沟这样的连续流系统很少保持在对数生长阶段上，而是根据过程的不同方式，保持在生长曲线（图2．2）的不同点上。例如，氧化沟的设计通常适用延时曝气，延时曝气属于内源呼吸范畴。为了保证对这种生物反应池的正确控制，有必要在生长率和基质利用之间建立关系式。

把微生物生长率和基质利用联系起来的最常见模式是莫诺（Monod）模式。莫诺发现，在纯培养物和连续流系统内，在含有单一的限制生长基质系统中，细菌的生长和底质的有效程度之间的关系，可以根据实验用下述公式表示： S

μ＝μm───── (2．20)

Ks＋S 式中 μ—单位生长率（d-1）； μm—最大单位生长率（d-1）；

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S—基质浓度（mg/L）；

Ks—半速常数(mg/L)(指单位生长率等于最大单位生长率一半时的限制基质的浓度)。 如图2．3所示，微生物的生长率随着基质有效程度的增长而增长，直至达到最大单位生长率为止。这时，限制生长的因素就不再是基质了，而是增代速率或营养之类的其它因素。 莫诺模式已经被用来研制生物系统的动力模式。这里，本文将用莫诺模式建立适合于氧化沟设计和操作的动力模式。需要指出的是，有人已经考虑出其它一些模式。在稳定的条件下，这些模式的大多数会产生类似的

效果。对于变化多端的进水，可以利用其它模式，这些模式以进水基质浓度为函数，推算出水的基质浓度。劳伦斯（Lawrence）和麦卡蒂所使用的莫诺模式已经在污水处理系统中产生了满意的效果，我门将在下面的讨论中利用这种模式。 已经指出（方程式2．19）： dX

──＝μX dt

这样，将方程式（2. 19 ）和（2．20 ）合并，即得出： dX S

（──）gr＝μm──── （2．21） dt Ks＋S

所得到的全部基质不能都用于合成；有人指出，在对数生长期里： dX dS

（───）gr＝-Y(───)bio （2．22）

dt dt

式中 Y—最大产量系数； dX

(──)gr—单位被利用的基质质量所形成的细胞质量； dt dS

（──）bio—生物作用下的基质利用率。 dt

把上述方程式合并，即得出:

k＝μm／y （2．23） 可将生物作用影响下的基质浓度变化表示如下： dS kXS

（──）bio＝──── （2．24） dt Ks＋S

在氧化沟和其它大多数生物处理系统中，不是所有的细胞都处于对数生长阶段。我们必须减小上面所述的生长率，以便考虑到为提供维持细胞生命所需能量而利用的基质，以及细

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胞死亡和原生动物捕食所消耗的基质。有人假定，微生物数量减少的原因都是由于内源呼吸作用，而内源衰减率属于一级衰减率，它仅仅取决于所存在的微生物的质量。这种假定虽然严格说来并不完全正确，但却是有用的。根据这种假定，我们可以把内源哀减率表示为： dX

（──）dec＝-kdX (2．25) dt

式中 kd—内源衰减系数（d-1）。

如果把内源呼吸作用的影响和生长方程式合并：

新的生长率＝对数生长率-内源衰减率 （2．26） 我们就可以得出：

dX μmSX

(──)net＝───── -kdX （2．27） dt Ks＋S

或者用基质的利用率来表示： dX dS

(──)net＝-Y(──)bio-kdX （2．28） dt dt

上述公式中所用的常数是由温度决定的。这些常数值随着温度的增加而增加。温度对氧化沟总过程的影响要更复杂，它影响着生化反应率、化学反应率、气体的溶解度、气体的传质率、以及固体的沉淀性能。温度对于总过程的影响可以估算如下： RT

──＝Θ（T-20） （2．29）

R20

式中 RT—温度为T（℃）时的速率； R20—20℃时的速率；

Θ—常数，对氧化沟来说，通常为1.02～1.04。 对氧化沟的应用：

氧化沟既不是完全混合式反应池，也不是推流式反应池。污水流入反应池后，与反应池所含的大量物质混合。但是，通常是使污水正好从排出口的下游流入氧化沟，因此，它必须在经过一次循环之后才能排出去。在这一方面，氧化沟与推流式反应池有些相似，由于全部污水在氧化沟内的停留时间比较长，通常为20～24h，而以标准渠中流速完成一次循环的时间又比较短，即15～30min，因此，氧化沟动力学一般按完全混合式反应池的动力学来对侍。这种假定所产生的任何小误差都纳入安全系数。

对完全混合式反应池（图2．4），可写出下列方程式： dX dX

（──）V＝QX0-QX＋V（──）net （2．30） dt dt 式中 Q—流量（m3/d）；

X0—进水的微生物浓度（所含浑发性悬浮固体的mg/L数）， V—反应池容积（m3）；

X—反应池中微生物的浓度（mg／L）。

替代上述方程式中导出的各项，并且假定：（1）是在稳定状态下；（2）X0小到可以忽略

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的程度，则可以写出：

μmS

Q／V＝──── -kd （2．31） Ks＋S

考虑在稳定状态下，基质以类似的方式产泥，可写出下式： KsX

S0-S＝Θ──── （2·32） Ks＋S 式中 So—进水的基质浓度（mg/L）； S—出水的基质浓度（mg/L）。 包括氧化沟在内的活性污泥法都采用污泥回流，在考虑回流之前，另外引进一些项目，并重新安排上述方程式，是比较

方便的，得出：

VX

ΘC＝─── （2．33）

QX

反应池中的细胞质量

式中 ΘC— ─────────────(d)。 排除的细胞质量／单位时间

如果写成下式：

-(dX／dt)bio

U＝─────── （2．34） X

式中 U—单位基质利用率（mg/L·h）或基质浓度的变化

（由于每单位质量微生物的生物作用）。 就可得出： 1

──＝YU - kd （2．35） ΘC

以及

S0-X

U＝──── （2．36） ΘC

可以确定：

Y

ΔYnet＝───── （2．37） 1＋ΘCkd

我们经常以食物与微生物比（F／M）来表示有机负荷。这种F／M比通常表示为kgBOD5／kgMLVSS·d。

S0

F／M＝─── （2．38） ΘX

如果把整个过程的效率确定为： S0 - S

E＝─────×100 （2．39） S0 式中 E—过程去除率（％）。

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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） QWXr

式中 XR—回流污泥中微生物的浓度（mg/L）。

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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

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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/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）。

3

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

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） QWXR

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：

１９

Y

Ynet=───── （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

3

XV＝───────────────────＝526.2mg/L×3785m＝1990kg

-1

1＋0.05d×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

２０

作的稳定性和安全系数的话，水力停留时间会延长，这是延时曝气系统的特征。

2．5 动力学数据

任何生物处理系统设计的成功，取决于利用适当的动力学数据。生活污水方面的典型动力学数据往往可以在文献中找到，即便如此，设计工程师们也必须结合自己的细心判断来利用这些数据。“典型的”生活污水是根本不存在的。

只要有可能，就应该通过小试、最好是中等规模的导试来确定动力学常数。麦卡蒂提出了一种根据热动力学的原理来确定动力学参数的方法。

如果因污水无法利用、或经济条件有限等原因而不能进行小规模或中等规模的试验时，设计者就只能依靠文献了。表2．3根据文献列出了一些典型数据。

生物处理的动力学数据 表2．3 底 液 产量系数 内源衰减系数 半速常数 (mgVSS/mg基质) (d-1) (mg/L) 0.5 0.67 0.5 0.67 0.35 0.48 0.56 0.47 0.50 0.055 0.048 0.06 0.07 0.031 0.045 0.18 0.20 1.60 60 120 22 0.31 100 85.5 最大单位生长 率(d-1) 9.6 13.2 3.84 0.35 2.38 基 质 生活污水 生活污水 生活污水 生活污水 生活污水 不含酒精的饮料废水 脱脂乳 合成废水 纸浆和造纸虾加工 BOD5 BOD5 COD BOD5 COD COD BOD5 BOD5 BOD5 BOD5 从表2．3中可以请楚地看出，由不同的文献和不同的污水中所获得的动力学常数的值千变万化，即使表2．4所推荐的城市污水动力学常数也是多种多样的。

20℃时城市污水的动力学常数 表 2.4

参 数 Y kd Ks 单 位 mgVSS/mgCOD d-1 mg/L 值 0.35～0.45 0.05～0.10 25～100 设计氧化沟的过程中，经常涉及到氨的氧化和氮的生物去除。在许多情况下，氧化沟的设计受到氮的硝化和脱硝作用的制约，关于生物硝化和脱硝方面的问题将在第四章中讨论。

２１

第三章 过 程 变 型

虽然大多数氧化沟已经应用了延时曝气的活性污泥法，但是并没有理由说明氧化沟不适合于几乎所有悬浮微生物的生物系统。表3．1归纳了各种活性污泥系统的参数。氧化沟已经用于常规系统和好气消化。高速系统已经用于工业废水的处理，在欧洲的应用更为广泛。在欧洲、非洲，最近又在北美洲，还出现了多级氧化沟系统。

单级活性污泥系统常见的设计参数和操作特性 表 3.1 方法 种类 负 荷 F/M(kg 污泥停 kgBOD5/m3BOD5 去除率 曝气 时间 (h) 出现 硝化否 每去除1公斤BOD5所需的氧① (kg) 回流比 MLSS② (％) (mg/L) 氧吸 收率 (mg/g MLSS.h) 3~8 7~15 15~25 20~40 20~30 10~30 3~8 每去除1kgBOD5产生剩余污泥(kg) 0.15~0.3 0.4~0.6 0.5~0.7 0.8~1.2 0.4~0.6 0.15~0.3 BOD5/kg 留时间 .d(3000 MLSS.d 延时曝气 ≤0.05 (日) ≥30 4～8 2～4 ＜1 mgMLSS （％）0.16~0.24 90+ 16~24 4~8 2~4 出现 1.4~1.6③ 100~300 2000~6000 可能 否 否 可能 否 0.8~1.1 30~100 1500~4000 0.7~0.9 30~100 3000~5000 0.4~0.6 0.8~1.1 10~30 500~1500 25~75 常规曝气 0.15~0.4 高速曝气 改良曝气 0.4~1.0 1.5~3.0 0.32~0.96 90~95 1.1~2.9 85~90 1.45~2.9④ 60~75 0.5~2 0.48~1.1 1.45~2.9 85~95 接触稳定 0.15~0.5 3～10 接触 稳定 0.5~2.0 85~95 1.0~3.0 95+ 0.4~0.6 50~100 2000~4000 0.3~0.5 6000~10000 3.0~6.0 可能 6~12 出现 单级硝化 0.05~0.15 10～15 0.16~0.48 1.1~1.5 30~100 3000~6000 ①0℃和760mm时的氧的密度＝1.429g/L。 ②MLSS×0.8≈MLVSS。 ③如果出现硝化，必须加上额外的氧。 ④MLSS＝1000mg/L。

第二章中所列出的动力学方程式适用于设计任何速度的活性污泥系统的氧化沟或其改进系统。硝化和脱硝作用将在第四章中讨论。

在流量大、而延时曝气池的面积要求又无法满足的地方，有可能使用常规的活性污泥法氧化沟。对于常规曝气氧化沟与延时曝气氧化沟，其搅拌特点还是相同的。由于单位有机负荷的渠道容积变小，能耗密度和渠中流速就明显地增加了。如果渠速过高，转子或涡轮的能力就会因转子和涡轮叶片与氧化沟中污水之间的相对速度降低而降低，在使用常规曝气的氧化沟的前面，通常要进行初次沉淀。

奥地利设计了一个能量全部自给的高速曝气的氧化沟。初沉污泥与来自污泥产量高的二级过程的剩余活性污泥一起，进行厌气消化。消化池所产生的污泥气为空气压缩机和发电机组提供气体动力，供循环泵使用。射流曝气装置被用于推进和搅拌。以二沉池出水为恒温介质的热泵，使来自气动发动机的废热为厌氧消化池加热。

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3．1 生物法去除营养的过程变型

氧化沟中生物除氮的问题在第二章和第六章中讨论。生物除磷也是可能的。 1972年，巴纳德（Barnard）在图3．1所示的一个四级生物系统中去除了氮和磷。在这一系统中，被硝化的混合液由第二个池子回流到第一个池子去，那里的厌氧或缺氧的环境有助于以原污水或初沉出水为碳源，从回流混合液中去除硝酸盐。为了减少硝酸盐的含量，利用第三个池子在缺氧条件下用内源呼吸污泥进

一步脱硝。在沉淀之前，还要在最后一个池子中再曝气。巴纳德发现，在这一过程中，不用化学添加剂就可以把磷去除。他把磷的去除归功于在完全厌氧条件下磷释放之后，发生磷的生物吸收。在好气区域中，磷被过量吸收，并与生物细胞群结合，从而降低了溶解磷的含量。如果含磷量高的污泥在系统中被排除并处置掉，磷的去除率就可能提高。图3．2所示是这一原理的应用实例。

在对各种污水进行生物除磷时应十分谨慎，巴纳德的工作是在南非进行的，那里污水中的含磷量比较低。在进行这一工作时，稳妥的做法是，只要有可能，先进行一些导试研究。

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第四章 硝化和脱硝

氮通常是以氨和有机氮的形式存在，大多数污水中都含有氮。如第二章所述，生活污水中氮的含量大大超过了生物处理所要求的标准。在处理过的污水中，氮的存在及其形式具有重要意义，大体有以下几个理由： 1．氮对消毒的影响。 2．氨对水生物有毒。 3．氮的未氧化形式需氧。 4．氮在富营养化中的作用。

5．水源中的硝酸盐有公共卫生方面的问题。 下面将对这几个方面进行扼要地介绍。

4．1 氮 和 氨 的 存 在

4．1．1 氨对消毒的作用

通常用氯气对污水的出水进行消毒。如下列方程式所示，当向含有氨的水中加入氯气时就形成了氯胺：

NH4＋＋HOCl NH2Cl＋HOCl

NH2Cl＋H2O＋H＋ （4．1） NHCl2＋H2O （4．2）

NHCl2＋HOCl→ NC4＋H2O （4．3）

由于结合氯作为消毒剂，没有游离氯（HOCl或OCl-）的效率高，因此，污水出水中如果含有氨，就会导致使用较多的氯，或者使氯在接触池中的停留时间延长，以便取得与没有氨时一样的消毒效果。

4．1．2 对水生物的毒性

游离氨（NH3）在低浓度时也对水生物具有毒性。如方程式（4．4）所示，水中的氨与銨离子是平衡的：

NH4＋＋OH-

NH3＋H2O （4．4）

从方程式（4． 4）中可以看出，存在氨的百分数是pH值的函数，pH值的小变化，会引起所有非离子氨在数量上发生大变化。美国环境保护署对保护淡水生物的水质标准作了规定：每升水不超过0.02mg非离子氨（NH3-N）。表4．1列出了含量为每升水0.02mg非离子氨的总氨浓度，上述含量是pH值的函救。由于天然水的pH值范围为7.0 ～8.0，因此需要对氨的排放加以控制，以避免氨对水生物产生毒性作用。

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20℃时非离子氨含量为0.02mg/L的总氨浓度 表4．1 pH 6.0 6.5 7.0

4．1．3 氮需氧量

当氨被排放到水体中时，它先后被自养生物转化成亚硝酸盐和硝酸盐。据计算，在一升水中，每氧化lmgNH3-N，约需要 4.6mg的氧。在典型的二级出水中，含有25mgNH3-N/L，而出水对含氮化合物氧化时的需氧量为l15mg/L。这就大大地超过了对含碳化合物氧化时45～65mg/L的需氧量。由于含氮化合物氧化时的需氧量这么大，许多处理厂在排放出水之前不得不对其进行硝化。硝化的定义即氨向硝酸盐的转化。

4．1．4 富营养化作用

氮是植物生长的一种不可缺少的营养成分。在水体具有植物生长所需其它营养成分的同时，增加其中氮的含量，就会产生富营养化作用。富营养化作用可以看作是水体天然老化过程的加速。

4．1．5 对公共卫生的影响

1945年以来，以硝酸盐形式存在的氮被认为是引起婴幼儿的一种暂时性血液病的根源，这种病叫高铁血红蛋白症，它可能造成婴儿的死亡。存在于饮用水中的硝酸盐，在婴幼儿的胃肠道中能被转化成亚硝酸盐。亚硝酸盐与血液中的血红蛋白结合，结果影响其携带和传递氧的能力。因此，饮用水对NO-3-N的基本标准规定为不超过10mg/L。所以对于将流入饮用水源中的氧化沟出水，可能需要除氮。

总NH3-N(mg/L) 50.0 16.0 5.1 pH 7.5 8.0 8.5 总NH3-N(mg/L) 1. 6 2. 0.52 3. 0.18 4．2 硝化中的生物化学反应

在水体系统中，氨被一种叫做亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）的自养细菌转化成亚硝酸盐，然后被另一种自养细菌，即硝化杆菌（Nitrobacter），转化成硝酸盐。这种氧化反应的表示形式如下：

亚硝化单细胞

＋

NH4＋1.5O2─────→2H＋＋H2O＋NO2- (4．5)

硝化杆菌

NO2-＋0.5O2───→NO3- （4．6) 把方程式（4．5）和（4．6）相加，就得出总的氧化反应方程式

NH4＋＋2O2 ───→NO3-＋2H＋＋H2O （4．7）

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从方程式（4．7）中可以看出，氨氧化成硝酸盐时，会释放出氢离子，这样，如果碱度不足，pH值就会降低。

氧化不是单独进行的，合成也同时进行，这就导致了生物的增长。合成的表示形式为： 15CO2＋13NH4＋─→10NO2-＋3C5H7NO2＋23H＋＋4H2O （亚硝化单胞菌） （4．8） 和

5CO2＋NH4＋＋10NO-2＋2H2O─→10NO-3＋C5H7NO2＋H＋ （硝化杆菌） （4．9） 知道了细胞产率，就可以把氧化和合成反应结合起来，文献资料表明，亚硝化单胞菌的细胞产率为每毫克NH4＋-N产出0.04～0.29mgVSS/mgNH4＋-N。硝化杆菌的细胞产率为每毫克NH4

＋

-N产出0.02～0.084mgVSS/mgNH4＋-N。假定亚硝化单胞菌的细胞产率为0.15mgVSS/mgNH3-N，

硝化杆菌的细胞产出率为0.02mgVSS/mgNO2-N，就可写出： （亚硝化单胞菌）

＋

55NH4＋76O2＋109HCO3- ────→C5H7NO2+54NO2-＋57H2O＋104H2CO3 （4．10） 和

（硝化杆菌）

-＋- 400NO2＋NH4＋4H2CO3＋HCO3＋195O2────→C5H7NO2＋3H2O＋400NO3- （4．11） 把方程式（4．10）和（4．11 ）合并并化简，即得：

NH4＋＋1.83O2＋1.98HCO3-─→0.021C5H7NO2＋1.04H2O＋0.98NO3-＋1.88H2CO3 （4．12） 根据方程式（4．12 ）可以算出硝化对氧的需要量：约为4.3mgO2/mgNH4＋-N。 根据方程式（4．12），还可算出硝化过程中所消耗的碱度：氧化每毫克NH4＋-N，就消耗7.14mg的碱度（以CaCO3计）。关于碱度的问题，将在动力学部分进一步讨论。

4．3 硝化动力学

在讨论硝化的动力学问题时，我们将把莫诺模式用于限制基质。本书的第二章指出，已经研制出能够得到在稳定状态下相似结果的其它模式。当进水中氨的浓度多变时，使用其它模式，能够以进水中氮的浓度为函数，预估出出水中氨的浓度。

利用莫诺模式，把NH4+-N作为限制速率的营养，可得出：

N

μn＝(μn)max──── （4．13） Kn＋N 式中 μn—硝化菌的生长率（d-1）； (μn)max—硝化菌的最大生长率（d-1）； N—NH4＋-N的浓度（mg/L）； Kn—硝化的半速常数（mg/L）。

已经有资料表明，氨转化成亚硝酸盐时所产生的能量，大约为亚硝酸盐转化成硝酸盐时所产生的能量的三倍。因此，要想获得相同量的能，所处理的硝酸盐必须相当于亚硝酸盐的三倍。这一点有助于说明在生物处理系统中很少发现高浓度亚硝酸盐的原因。因此，在硝化中限制速度的步骤，就是亚硝化单胞菌把氨转化成亚硝酸盐的过程。这样，在方程式（4．13）中，我们就把生长率作为亚硝化单胞菌的生长率，用N和Kn的值来代表NH4+-N的浓度。

２６

有资料表明，在20℃时，亚硝化单胞菌和硝化杆菌的半速常数（Kn）都小于1mg/L。把它和所产生的能量联系起来就可以看出，硝化杆菌的生长率要大大地高于亚硝化单胞菌的生长率。

因此，我们可以这样说：（1）亚硝酸盐不会大量聚集；（2）把氨向亚硝酸盐的转化作为速率的限制因素，可以模拟出硝化菌的总生长过程。

方程式（4．14）能够把氨的氧化率与亚硝化单胞菌的生长率联系起来：

μn (qn)max N

qn＝──＝─── （────） （4．14） Yn Yn N＋Kn

式中 qn—氨的氧化率（mg被氧化的NH4+-N/mgVSS·d）； (qn)max—氨的最大氧化率（mg被氧化的NH4＋-N/mgVSS·d）； Yn—产量系数（mg生长的亚硝化单胞菌/mg被氧化的NH4＋-N）。

需要说明的是，在大多数情况下，硝化的半速常数（Kn）是很低的。虽然硝化率对微生物浓度来说是一级的，但对基质来说却是零级的。

4．3． 1 环境因素对动力学的影响

生物反应池内的环境条件对硝化动力学具有强烈的影响。人们关心的环境条件包括：温度、pH值、碱度、溶解氧、毒性和抑制性化合物。 温度：

温度既影响半速常数(Kn)值，又影响亚硝化单胞菌的生长率(μn)值，唐宁（Downing）曾估算出温度对半速常数的影响。

Kn＝100.051T-1.158 （4．15） 式中 Kn—半速常数（mg/L以N计）； T—温度（℃）。

唐宁还估算出了亚硝化单胞菌以温度为函数的最大生长率。根据纯培养液所得出的下述方程式与实验结果完全一致。

(μn)max＝ 0.47e 0.098(T-15) （4．16） 式中 (μn)max—亚硝化单胞菌的最大生长率（d-1）； T—温度（℃）。

查理（Charley）等人和昆兰（Quinlan）的研究结果表明，硝化的最佳温度大约为15℃，而温度变化对于亚硝化单胞菌和硝化杆菌的生长率的影响是不同的。当温度升高时，亚硝化单胞菌的生长率提高，而硝化杆菌的生长率则降低。这样，就导致了亚硝酸盐在硝化系统中的聚集所产生的潜在抑制性。 pH值：

显而易见，亚硝化单胞菌的生长率以至硝化率，都受到pH值的影响。一般一致的看法是，硝化的最佳pH值为7.2～8.8。当一个系统中的pH值降低到7.2以下时，亚硝化单胞菌的生

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长率就降低，应该注意的是，pH值对已驯化培养物的影响，比对未驯化培养物的影响要小得多。

唐宁等提出，当pH值小于7.2时：

μn＝(μn)max[1-0.833(7.2-pH)] （4．17） 当pH值为6.8时，方程式（4．17）所得出的亚硝化单胞菌的生长率为最大生长率的67％。 氧化沟基本上是完全混合式反应池，它对由于进水pH值变化所引起的pH值突变具有抗御能力。由于氧化沟的容积大，因此能够对反应池内的pH值变化产生明显的缓冲和稀释作用。 从方程式（4．12）中可以看出，在硝化过程中产生了大量的氢离子（H2CO3）。因此，即使污水的pH值超过7.0，如果在硝化后不保持足以提供所需缓冲能力的碱度，氧化沟中的pH值也会降到最佳值以下。

从下列公式可以得出正在运行的氧化沟的pH值： [H2CO3] pH＝pK1-Log───── (4．18)

- [HCO3] 式中 pK1—H2CO3电离常数的负对数值。

考虑到生物过程中有二氧化碳产生，可以根据亨利定律计算出H2C03的近似值。 有一种更实用的方法可以保证氧化沟中硝化所需的适当pH值，这就是使硝化后的氧化沟中残余碱度为100mg/L（以CaCO3 计）。 碱度：

碱度起着缓冲的作用，它把天然水系统中以及氧化沟中的pH值维持在中性附近。方程式（4．12）也表明碱度在硝化中的作用。从实用的角度出发，可假定每克被氧化的NH3-N消耗7.14g的碱度。

碱度是在污泥停留时间长的碳源BOD氧化过程中产生的。从麦卡蒂所得出的方程式中可以看出这一点。图4．1把在碳源BOD去除过程中所产生或消耗的碱度表示为污泥停留时间的函数，对应生长量和内源衰减系数的不同值。从图4．1中可以看出，在污泥停留时间长的情况下(这是氧化沟的特点)，去除每毫克BOD5，可以产生0.3mg的碱度。对于BOD5为220mg/L的进水来说，这就意味着大约产生60mg/L的碱度，这个值足以满足氧化9mgNH3-N/L的需要。 溶解氧：

有证据表明，溶解氧的浓度影响硝化率。大多数研究者认为，利用莫诺关系式，即： O2

μn＝(μn)max[────] （4．19 ） KO2＋O2 式中 O2—氧化沟中溶解氧浓度(mg/L)；

２８

KO2—氧的半速常数（mg/L）。

能够充分表达氧对硝化率的影响。氧的半速常数有许多建议值：从0.25到2.46mg/L。斯坦斯特洛姆（Stenstrom）和波杜卡（Poduka）提供了这些值的研究报告。

美国环境保护署和其它机构建议采用氧的半速常数值为1.3mg/L。当氧的半速常数为1.3mg／L时，如果溶解氧的浓度超过2mg/L，它对硝化率的影响就明显地停止了。有资料表明，在溶解氧浓度小于2.0mg/L时，氮有可能完全硝化，但这可能需要过长的污泥停留时间。正因为如此，在设计氧化沟时，通常使沟的需氧区域中的溶解氧等于或大于2.0mg/L。 抑制性化合物：

象其它生物系统一样，硝化过程会受到各种化合物的抑制性或毒性的影响，尤其是重金属、酚、硫脲及其衍生物和游离氧。有一位研究者发现，高浓度的溶解氧具有抑制性。氧化沟的完全混合特点，足以把毒性和抑制性的影响减小到最低程度，但是如果怀疑污水中可能存在着有毒或抑制性化合物时，最好进行小试或导试．以便找出影响硝化率的原因。

4．5．2 环境因素对硝化动力学的综合影响

前面已经指出，环境因素对硝化动力学具有明显的影响，而且对每种因素分别进行了讨论。这些影响可以用几个莫诺方程式相乘而综合起来，把方程式（4．13）、（4．17）和（4．19）合并起来，就得出：

N O2

μn＝(μn)max(───)(───)[1-0.833(7.2-pH)] （4．20） Kn＋N KO2＋O2

用方程式（4．15）替换Kn，用方程式（4．16）替换（μn）我们就可以把方程式（4．20）max，扩展为：

N O2 0.098(T-15) μn＝[0.47e]×[──────]×[────]×[1-0.833(7.2-pH)] （4．21） 0.51T-1.158 N＋10 KO2＋O2 这样，用方程式（4．21），我们就可以计算出在不同的温度、pH值、氨的含量和溶解氧的条件下的亚硝化单胞菌的生长率。

然后可以用方程式（4．14），以μn来表示硝化率（qn）： μn qn＝── Yn

4．4 硝化动力学在氧化沟设计中的应用

硝化动力学系应用于氧化沟的硝化设计。氧化沟通常设计成延时曝气系统，在这种系统中，不仅发生生物固体的稳定作用，而且发生硝化作用。本文所讨论的硝化动力学可在以下几个方面应用：

1．确定在pH值、溶解氧和温度都极为不利的情况下的设计污泥停留时间。 2．确定碳源BOD去除和硝化所许可的最小水力停留时间。

２９

3．确定剩余污泥率。

在本文讨论中，迄今一直认为硝化动力学是在硝化菌的纯培养液中发生的，这一假定显然不符合氧化沟的实际情况。流入氧化沟的污水中，含有大量的可生物降解的有机物质。因此，氧化沟中的微生物主要是以快速生长的异养菌组成的，只有少量硝化菌。

异养菌的细胞产量要比硝化菌高得多。这样，如果异养菌的生长率（μh）比硝化菌的生长率（μn）高得多的话，硝化菌就会从系统中冲洗出去。因此，要想维持一个硝化系统，就必须使：

μn≥μh （4．22） 由于已知：

1

θC＝── （4．23） μ

故可得出：

1

θCd≥θCm＝── （4．24） μn 式中 θcd—设计污泥停留时间（d）；

θcm—在设计环境条件下硝化所需最小污泥停留时间（d）。

在氧化沟中，温度、溶解氧、氨的含量和pH值，决定着硝化菌的生长率（μn），从而也决定着最小污泥停留时间（θcm）。既然θ

mc

决定于环境条件，为了控制氧化沟，使硝化得以发

d

生，就必须对异养菌的生长率（μh）或设计污泥停留时间（θc）加以调节。 我们在前面已经指出： 1 μh＝── ＝YU-kd （2．35）

d

θC

以及

S0-S

U＝──── （2．36） θX

从上述方程式中可明显看出，由于Y和kd是我们无法控制的系统常数，改变μh和θ变MLVSS（X）。

在氧化沟中，没有什么办法能够有选择地把异养菌或硝化菌由系统排除。因此，对于硝化菌和异养菌，其细胞排除率，以及污泥停留时间和生长率，都必须是相同的。

4．4． 1 安全系数

劳伦斯（Lawrence）和麦卡蒂在硝化系统的设计中使用了安全系数（S.F.）这个概念，安全

系数的确定方法是：

θCd

S.F.＝─── （4．25）

３０

dc

的

方法就只能是变更U。变更U的做法是改变反应池池容[从而改变水力停留时间(θ)]，或改

θCm

他们推荐了一种保守的安全系数来解决环境条件的不测变化和（或）毒性或抑制性化合物的存在。

安全系数这一概念，还可使系统有足够的容量，以保证处理进水的高峰氮负荷。可以使用一种非稳定状态的质量平衡法，来确定在各种安全系数下进水的高峰负荷对出水NH3-N含量的影响。从图4．2中可以看出进水的高峰负荷对出水中NH3-N的影响。 通过例子能够充分说明硝化动力学在氧化沟设计上的应用。

【例4．1】设计一个每天能处理3785m3污水的氧化沟，污水水质如下： BOD5＝200mg／L TSS＝200 mg／L TKH＝30mg/L

碱度＝350 mg／L（以CaCO3计） 最低温度＝10℃

要求出水充分硝化，其中溶解性BOD5的含量不得超过5.0mg／L。 在进行这一设计时，要作某些假设：

1．忽略用于合成的那一部分总氮，假设去除的总氮都被氧化。 2．假设安全系数为3.0，以应付高峰流量。 3．假设氧化沟中的溶解氧为2.0mg/L。 首先要检查是否存在着足以维持pH值的碱度。

假设全部进水的总氮（TKN）都被氧化，刚所需碱度为： mg(碱)

所需碱度＝30mg（TKN）／L×7.14────＝214mg／L（以CaCO3计） mg(TKN) 残余碱度为：

350mg／L-214mg／L＝136mg／L（以CaCO3计）

如果在氧化沟中使用紊动性高的曝气设备，产生的二氧化碳就可能吹脱得多，136mg／L（以CaCO3计）的残余碱度就足以维持大于7.2的pH值。

现在我们来计算10℃、且pH＞7.2时的亚硝化单胞菌的最大生长率（μn）max。这时的溶解氧为2.0mg/L，pH值大于7.2。

我们还要假设：氮不是限制速率的因素。 这样，在这些条件下：

(μn)max＝0.47e0.098(T-15) 代入： T＝10℃ O2＝2mg/L 并假设， KO2＝1.3mg/L

３１

得出：

2.0

(μn)max＝0.47e0.098(10-15)（─────）＝0.175d-1 2.0＋1.3 最小污泥停留时间：

1 1

θmc＝────＝───＝5.71d (μn)max 0.175 设计污泥停留时间：

θcd＝S·F×θcm＝3.0×5.71＝17.13d 取近似值： θcd＝17d

这样，就确定了硝化菌和异养菌的设计生长率： 1 1

-1

μh＝μn＝───＝───＝0.0588d

d

θc 17 根据下述公式，可以确定出水的NH3-N： N

μn＝(μn)max[────] Kn＋N

Kn＝100.051T-1.158＝100.051×10-1.158＝0.22mg/L 代人：

N

0.0588＝0.175[─────] 0.22＋N N＝0.11mg/L 这基本上是完全硝化。

现在可以计算有机物的去除率。已知： μn＝μh＝0.0588d-1＝YU-kd 假设：

Y＝0.55mgVSS/mgBOD5 kd＝0.55d-1

就可以计算出U：

μh＋kd 0.0588＋0.05 kg(被去除的BOD5) U＝────＝───────＝0.198───────── Y 0.55 kg(MLVSS)·d 这样，就可以确定所需池容和水力停留时间：

3785m3／d×（200-5）mg／LBOD5＝740kgBOD5／d 从而：

740kgBOD5

所需MLVSS(kg)＝─────────────＝3740kg kg(被去除的BOD5) 0.198───────── kg(MLVSS)·d

假定要保持2500mg／L MLVSS的话，那么，氧化沟所需池容（V）就为：

３２

3740kgMLVSS

V＝────── ＝1500m3 2500mg/L ──── 1000

水力停留时间（θ）为：

V 1500m3 24h θ＝──＝─────×──＝9.5h

3

Q 3785m/d d

4．5 脱 硝 作 用

负责除碳的异养菌，能够在缺氧条件下把硝酸盐和亚硝酸盐用作氧源。这个过程通常称为硝酸盐呼吸，它能够把硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气。如果在氧化沟中设一缺氧区，并把污水中的有机物用作碳源，就可以在不添加化学剂的情况下，明显地提高氧化沟的脱硝程度。

4．5．1 脱硝的生物化学

过去的污水脱硝是以甲醇为碳源来进行的。麦卡蒂等人提出了下述方程式来表达使用甲醇时的脱硝作用：

去除硝酸盐的总反应式：

NO3-＋1.08CH3OH＋0.24H2CO3＝0.056C5H7NO2＋0.47N2＋1.67H2O＋HCO3- （4．26） 去除亚硝酸盐的总反应式：

NO2-＋0.53H2CO3＋0.67CH3OH＝0.04C5H7HO2＋0.48N2＋1.23H2O＋HCO3- （4．27） 脱氧总反应式：

O2＋0.93CH3OH＋0.56N03-＝0.056C5H7NO2＋1.04H2O＋0.59H2CO3＋0.056HCO3- (4·28) 从方程式（4．26）、（4．27）和（4．28）中可以看出： 1．每去除1mg（NO3--N＋NO2--N），可产生3.47 mg的 碱度。 2．可用下式来表示微生物的生长率：

Ydn＝0.53NO3--N＋0.32NO2--N＋0.19DO （4．29） 式中 Ydn—生长系数[mg(细胞)／mg(NO3--NO2--N)]； NO3--N—硝酸盐浓度（mg／L，以N计）； NO2--N—亚硝酸盐浓度（mg／L，以N计）； DO—溶解氧浓度（mg/L）。

3．可根据下述方程式来计算所需要的甲醇：

CH3OH＝2.47NO3--N＋1.53NO2--N＋0.87DO （4．30） 但是，更有用的做法是用COD，而不用甲醇来表示有机基质，因为甲醇已很少使用，而把污水用作有机营养源的做法倒是常见的。因此，方程式（4．30）可改写成：

CODreq＝3.71NO3--N＋2.3NO2--N＋1.3DO （4．31） 式中 CODreq—所需可生物降解的COD（mg/L）。

３３

4．5．2 环境条件

与脱硝有关的环境条件包括pH值、温度、有机基质、抑制性或毒性化合物，在这些环境条件中，我们不必关心抑制性或毒性化合物对脱硝的影响，这两种化合物对碳源BOD的去除和硝化影响更大，因此，必须在这些阶段就加以处理。 温度：

温度对一切生物化学过程都具有影响，也同样影响着脱硝率。萨顿（Sutton）等人发现，脱硝率适合于传统的阿伦纽斯关系式。根据污水的温度范围，阿伦纽斯关系式被简化为： KT＝K20θ

T-20

（4．32）

-1

式中 KT—温度为T时的速率常数（时间）； K20—20℃时的速率常数（时间-1）；

θ—常数，根据现有资料，θ的值为1.06～1.12； T—温度（℃）。 pH值和碱度：

一些研究pH值对脱硝率影响的论文一致认为：当pH在7.0～7.5范围内时，可以获得最佳脱硝。这些论文还清楚地表明，当pH超出6.0～8.0的范围时，脱硝率就明显地降低。 如方程式（4．26）、（4．27）和（4．28）所示，在脱硝过程中，会产生碱度。这有助于把pH值维持在所需的范围内，并弥补在硝化过程中消耗的一部分碱度。前述每还原1g氮就产生3.57g碱度的估计，尚未在实地调查中得到证实。有两篇论文曾分别得出2.95g／g和2.89g/g的值。美国环境保护署推荐3g/g为良好的工程设计值。 有机基质：

与硝化不同，脱硝取决于异养微生物。在有机物的新陈代谢过程中，当氮的氧化物（NO3-,NO-2）被用作氧源时，就产生了脱硝作用。为了使脱硝以最大速率进行，必须保证过量的可生物降解有机物的存在。

有资料表明，当用甲醇作碳源时，可以使用莫诺型公式来表示有机基质的可用程度。 C

μdn＝(μdn)max ──── （4．33） Kc＋C 式中 μdn—脱硝杆菌的生长率（d-1）；

（μdn）max—脱硝杆菌的最大生长率（d-1）； C—有机基质的浓度（mg/L）； Kc—有机基质的半速常数（mg/L）。

有人发现，当使用甲醇时，Kc非常低，大约为0.1mg/L（以甲醇计）。

但是莫诺型公式的用途是有限的，因为大多数系统和所有氧化沟系统的目前设计都是以污水为碳源的。因此，对Kc的计算是十分困难的，而且每种污水都各不相同。比尔（Beer）对有机基质的可利用性有较详细的介绍。

很明显，当有大量可生物降解的有机基质可用时，其脱硝率要比单纯内源呼吸条件下的

３４

脱硝率要高得多。一些文献资料所提供的高有机负荷和低有机负荷条件下的脱硝率，可以证实这一点。

4．5．3 脱硝动力学

在描述脱硝过程时，如果假定这个过程是硝酸盐向氮气一步转换，就可以利用通常的莫诺动力学。这是一种合理的方法，因为在污水系统中很少存在大量的亚硝酸盐。

利用下述方程式，可以表达硝酸盐浓度对脱硝动力学的影响。 C

μdn＝(μdn)max───── （4．34） Kdn＋N 式中 N—硝酸盐浓度（NO-3-N mg／L）； Kdn—硝酸盐的半速常数（NO3--Nmg／L）。

许多报告表明，kd的值为0.06～0.16mg/L NO-3-N。因此，当NO-3-N的浓度为1～2mg/L时，NO3--N的浓度就不再影响脱硝率，对硝酸盐浓度来说，脱硝作用即可认为是零级的。 与前免的作法一样，用下述公式可以把脱硝率和脱硝细菌的生长率联系起来。 μdn

qdn＝─── （4．35） Ydn

式中 qdn—脱硝率[g(被去除的NO3--N)／gMLVSS.d]；

Ydn—脱硝细菌的产量常数[g产生的VSS/g（被去除的NO3--N）]。

还是和前面的做法一样，用下述公式可以把污泥停留时间和脱硝率联系起来： 1

───＝Ydn·qdn-kd （4．36） θC 式中 θc—污泥停留时间（d-1）； kd—衰减系数。

由于影响脱硝率的因素多种多样，因此获得具体的常数值是困难的，所以我们始终建议应该进行导试。表4．2根据现有的文献提供了若干动力学常数。

脱硝的动力学常数 表 4．2 qdn脱硝率 Ydn脱硝细菌的产量常数 kd衰减系数 T温度 ---1(g被去除的NO3-N)/ gMLVSS.d [gVSS／g(被去除的NO3-N)] (d) (℃) 0.57 0.05 10 0.63 0.04 20 0.67 0.02 30 0.16～0.90 20 0.24～3.8 5～7 0.36～0.144 0.7～1.4 5～20 0.05～0.18 0.064 16～26 0.069～0.26 15～27 0.019～0.033 氧的问题：

当硝酸盐在异养菌新陈代谢中被用作最终电子受体（氧源）时，它就取代了溶解氧。在

３５

有机基质 甲醇 甲醇 甲醇 甲醇 柠檬酸钠 甲醇 污水 污水 污水

计算BOD所需氧时，要依靠脱硝过程所提供的氧。

据估计，每还原1g硝酸盐，就可提供大约2.6g氧。

氧化沟中所含的硝酸盐，除了提供氧以外，还可以对高峰需 氧量起缓冲作用。这种缓冲作用可能是不可少的。在3785m3／d的氧化沟中，当NO-3-N的浓度为10mg/L时，它所提供的缓冲作用就足以满足990kg的BOD。

4．6 脱硝动力学在氧化沟设计中的应用

适合于脱硝是氧化沟独有的特性。在设计氧化沟的过程中，首先应保证碳源BOD的去除和氨的硝化，然后只需延长沟的长度来提供一段缺氧区，就可以完成脱硝作用。典型的做法是，把污水由缺氧区的正上游引入，为脱硝提供所需有机基质。图4．3是把氧化沟展开后的各区域示意图。

最好的方法是通过例子来说明动力学在氧化沟中的应用。

【例4．2】仍按本章前面所举例4．1的数据，设计该氧化沟的缺氧区，把NO3--N的浓度降低到10mg/L。

我们仍然要作一些假设：

1．全部的进水总氮都被转化成NO3--N。

2．当出水的NO3--N的浓度为10mg／L时，对硝酸盐浓度而言的脱硝率为零级。 3．仍然忽略用于合成的那一部分氮。

首先，要选择一个设计脱氮率。从表4．1中可以看出，当温度大约20℃时，脱硝率较低，应采用较低的值，因为，在近似完全混合式反应池的氧化沟中，有机成分的含量是低的，大约与出水中的有机成分的含量相当。因此采用20℃时的脱硝率为0.025g/g·d。 把qdn校正到10℃。

（qdn）T＝（qdn）20θ

T-20

假设θ＝1.08

- gNO3-N （qdn）10＝0.025×1.08 10-20＝0.012───── gMLVSS·d 这样，就可以计算出所需水力停留时间： kg(被去除的NO3—N) qdn＝0.012───────── MLVSS·d

3785

被去除的 NO3--N＝（30-10）mg/L×────＝76kg/d 1000 76kgNO3—N 1

0.012＝──────×──────── d kg所需的MLVSWS

３６

所需MLVSS=6333kg

当MLVSS为2500mg／L时，所需池容（V）为： 6350kg

V＝──────── ＝2500m3 2500mg/L ───── 1000

这样，缺氧区中所需水力停留时间（θ）就为： 2500m3 h θ＝─────×24──＝16h

3

3785m/d d

这样，整个反应池（例4．1和例4．2）的水力停留时间为25.5h，MLVSS为2500mg/L，污泥停留时间为17d。

３７

第五章 需 氧 量 和 传 氧

5．1 传质理论

当系统中有气体和液体密切接触时，它们之间就会发生传质。已经有两种理论来解释这种原理：一种是穿透理论；另一种是薄膜理论。

5．1．1 传质

穿透理论的假说是，起源于紊动液体内的涡流，移到气液界面时，与那里的气体匆匆接触后，就又被移到界面上的其它涡流所取代。反过来，小的气体涡流在溶解之前可能在液体中作短暂停留。当涡流在液中的界面处作短暂停留时，涡流从气体中吸收了气体的分子。当涡流返回到整个液体中时，这些分子就被紊流分散开来。传质率被看作是扩散率、浓度梯度和表面更新率的函数。在描述传质过程方面，特别是有关能够产生不同程度的界面紊流的曝气装置方面，穿透理论是非常有用的。 虽然从理论上说薄膜理论具有较大的可疑性，但是目前它的实用价值却高于穿透理论，薄膜理论是基于一种物理模式，根据这种模式，在气体与液体的界面上存在着两层假想的薄膜：液膜和气膜。这两层薄膜被认为是停滞不动的，并且对一切传质都具有阻力。不论气体和液体中的紊动大小如何，这两层薄膜都被认为是始终存在的，紊动只能减小薄膜的厚度。图5·1所描述的是这种假想的传质机理。

如果气体被传递到液体，而这种液体对于该气体处于非饱和状态的话，那么，气体的分子就会在混合与扩散的综合过程中，首先传到气膜的外缘上，然后从扩散透过静止的气膜，达到气液界面上，并在那里溶解于液膜中，被溶解的气体又从这静止的液膜上扩散到液膜与整个液体的界而上。通过混合，这些气体就遍布到整个液体中。当气体从过饱和的溶液中释放出来时，其作用机理与上述相反。由于扩散传质的速度比混合的速度慢，因此认为两相彼此传递的速率是受到静止薄膜的制约的。另外，在气膜中的扩散速度要比在液膜中高得多，因此，液膜的扩散被看作是传质中控制速度的步骤。

5．1．2 平衡关系式

如果由于一种流体所含的某种成分分布不均匀而导致该液体中存在着浓度梯度的话，那么，传质力的作用方式就会把这种浓度差尽量减小。当气体与液体密切接触时，气体的分子就会传递到溶液中，式者从溶液中传递出来，直到这种传入率与传出率相等时为止。这时气

３８

体溶质的浓度称为饱和浓度，它是液体温度、其它溶质的浓度以及与液体接触的气相分压的函数。如果气体溶质的量减少，气体传递到液体中的速度，即为饱和浓度与实际溶质浓度之差的函数。从气液传质的动力学观点出发，亨利定律能够把气体的分压与其平衡饱和浓度之间的关系准确地表示出来。

气体在液体中的溶解度（平衡浓度）变化范围很大。对于那些溶解度较低（或居中）而下与溶剂产生化学反应的气体来说，在一定温度下会有一定数量的气体溶解，可用亨利定律计算：

p＝HX （5．1） 式中 p —与液体平衡的气体分压（Pa）； H—亨利定律常数（Pa）； X—与液体平衡的气体摩尔分数。

5．2 传氧模式

氧在水中的可溶性很抵，因此，与其它传质步骤相比，氧分子在静止的液膜中的扩散速度较慢，可将其看作是速度限制步骤。传氧速度与液膜两边的浓度梯度成正比。浓度梯度由两个因素决定：一是液膜厚度（δ），另一个是根据亨利定律所得出的界面上的饱和溶解氧与整个液体中的溶解氧之差。 dC

──＝KLa（C*-C） （5．2） dt 式中 C—氧的浓度（mg/L）； t —时间；

KLa—总传氧系数（1／T）； C*—p的平衡（饱和）氧浓度。

KLa是传质速度（KL）与单位体积溶液中传氧界面面积的乘积。另外，传质速度又与扩散率（由液膜系数DL表示）成正比，与液膜的厚度（δ）成反比。 A

KLa＝KL── （5．3） V 式中 A—发生传质的面积；

V—液体的体积。 DL

KL=── （5．4） δ

需要说明的是，在曝气池中，方程式（5．2）至（5．4）中的各项，会在空间和时间方面出现很大的变化。根据薄膜理论的数学模式和方程式（5．2），从历史上就一直用来预测表面曝气系统和水下曝气系统的性能并分析试验数据。贝劳德（Baillod）等人指出，上述空间和时间方面的变化可以在簿膜理论及其数学模式中得到适应。

３９

在弥散的气液系统中，传氧的一般模式可以表示为：

单位体积液体的传质率＝传质的体积系数×推动力梯度 （5．5） 上述关系式是用总的液相体积传质系数来表示的。该式可写为：

W＝KLa(C*- C) （5．6） 式中 W—单位体积清水的传氧（ML-3T-1）； a—单位体积的界面的面积（L-1）。

式中所使用的脱字符（ ）表示这些量的局部特性。

在把方程式（5．6）应用于传氧系统中时，必须记住：该关系式是应用于一个特定点的。一般来说，人们所重视的是总传氧率，通过把局部传氧率在该体积（V）内积分，可以计算出总传氧率：

WV＝∫WdV＝∫KLa(C*- C)dV （5．7） 显然，KL，a，C*和C可以随着时间而变化。对于这些量的空间和时间变化所进行的不同假设，表明了应用于传氧系统的各种模式之间的主要区别。

在水下式曝气系统中，C*可能随深度变化，这是因为当气泡向上移动时，液体的压力和氧的摩尔数都持续下降。有许多论文是根据下述假设来设计水下式曝气系统的。 1．体积传质系数（KLa）对于曝气池的全池来说是恒定不变的。 2．由于充分混合，氧的浓度（C）在整个曝气池中是均匀。 3．氧是传质的唯一气体。

有了这些假设，就可以使方程式（5．7）对曝气池池容积分：

WV＝KLaV（C*-C） （5．8） 式中 C*—平均有效溶解氧的饱和浓度，它是由下述分式确定的：

*

∫CdV

*

C＝──── （5．9） V

贝劳德指出：虽然大多数曝气系统是由一个曝气区和一个不发生传氧的积蓄区组成的，但是，只要曝气区的平均有效溶解氧与积蓄区的平均有效溶解氧相等，就可以用方程式（5．8）来计算传氧数据。贝劳德进一步指出，饱和浓度（C*）的变化会导致一个“近似的”KLa-K’La，这个值可能比方程式（5．2）中所示真正的KLa值小10～3％。从模拟和数据分析的目的出发，可以把方程式（5．2）改写成： dC

──＝K’La（C*∝-C） （5．10） dt

式中 C*∝—把一种不需要氧的溶液延时曝气后所得到的平均溶解氧的饱和浓度（mg/L）。 要注意，C*∝ 是一个可测的量，而C*则是极难测得的，它在非稳定状态下的曝气试验中有变化，因为在接近C∝*的时候，气泡中氧的平均含量随着增加。采用C∝*和K’La有利于模拟和对曝气系统进行数据分析，并形成大多数常用传氧模式的基础。

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