【正文】 學(xué) 物料平衡 如何建立物料平衡方程 ？ 關(guān)鍵步驟： ? 第一步：確定處理系統(tǒng)的組成 ? 第二步：必須確定控制單元 ? 第三步：建立某一種物質(zhì)組分物料平衡方程 總原則：一個物料方程只能針對一種成分 ！！ 反應(yīng)器動力學(xué) 物料平衡 Q=Qin Qout + Qp Q 控制單元內(nèi)物質(zhì)累積速率 Qin 物質(zhì)流進速率 Qout 物質(zhì)流進速率 Qp 物質(zhì)產(chǎn)生速率 控制單元內(nèi)某成分物料平衡總方程： Qin Qout Qp 某控制單元內(nèi)某組分物料圖 間歇反應(yīng)器動力學(xué)模型 Q=Qin Qout + Qp 其中 Qin=0, Qout=0 以反應(yīng)器中底物降解與微生物生長為例： Qin Qout Qproduce 某控制單元內(nèi)某組分物料圖 Q=Qp ? 控制單元內(nèi)只需考慮 反應(yīng)器內(nèi)部底物的降解和 微生物積累，無外源添加 或排出。 圖中的生化反應(yīng)可以用下式表示： 即 該式反映了底物減少速率和細胞增長速率之間的關(guān)系，是廢水生物處理中研究生化反應(yīng)過程的一個重要規(guī)律。 主要是轉(zhuǎn)移到活性污泥上的有機物為微生物所利用。 20 污泥齡 (SRT)θc： 是指微生物平均停留時間， 實質(zhì)上是 反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的微生物全部更新一次所用的時間，在工程上，就是指反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)微生物總量與每日排出的剩余微生物量的比值。 ?城市污水正常值為 15%～ 30%左右。 Mi—— 有機污染物，吸附在污泥上未被降解； Mii—— 無機懸浮固體，吸附在污泥上。 首次驗證了絮狀沉淀物對污水的凈化作用 。史密斯博士嘗試向污水中鼓入 空氣 ， 發(fā)現(xiàn)在任何情況下曝氣都會使污水 腐敗延遲 ， 且更易形成硝酸鹽氮 。 ?1891~1898年 ， 英國人洛可克在著名的勞倫斯試驗站 ， 采用 生物濾池 對污水進行了類似的曝氣研究 。 ? 阿登在 《 無需濾池的污水氧化試驗 1》 一文中首次提出“ 活性污泥 ”的概念，對活性污泥的發(fā)明具有劃時代的意義 6 什么是活性污泥法？ ?以活性污泥為主體的污水生物處理技術(shù)。 活性污泥的組成： 有活性的微生物存在形態(tài) —— 菌膠團： 由細菌分泌的多糖類物質(zhì)將細菌等包覆成的粘性團塊。 ?簡單易行但 SV不能確切表示污泥沉降性能。以 θ C表示，單位為 d。 25 第 二節(jié) 活性污泥法數(shù)學(xué)模型基礎(chǔ) 26 莫諾特（ Monod）模式方程式 研究微生物的比生長速率與底物的濃度之間的關(guān)系 —— 探討微生物生長動力學(xué) 27 微生物增長速度和微生物本身的濃度、底物濃度之間的關(guān)系是廢水生物處理中的一個重要課題。 ? ? ? ?????????tyt dXd1dSd? ?? ?SdXd?yPXS ???? zy ? ? ? ????????? tyt d SddXd及 式中：反應(yīng)系數(shù) 又稱產(chǎn)率系數(shù)， mg（生物量） /mg（降解的底物） XK S) (K s Y XS dm a x????dtdS基質(zhì)降解模型 ： 其中 μmax為最大比生長速率 (T1)。 間歇反應(yīng)器污染物降解與微生物增長動力學(xué)模型 : aa X b)SK SdtdX ??m a x( ?微生物增長模型 ： ? 假設(shè)基質(zhì)利用速率和微生物增長速率均符合 Monod模型 ： 其中 qmax為最大比基質(zhì)利用速率 [(g 基質(zhì) /g 微生物） /T]； K為微生物生長速率為最大比生長速率 1/2時的基質(zhì)濃度 (g/L)； Xa 為微生物濃度 (g/L) a m ax XSKSqdtdS???底物降解模型： 其中 μmax為最大比生長速率 (T1)。 推流式曝氣池的池寬和有效水深之比一般為 1～ 2。 序批式活性污泥法（ SBR法） SBR工藝的缺點 59 ? 傳統(tǒng)活性污泥法 ? 漸 減 曝 氣 ? 分 步 曝 氣 ? 完全混合法 ? 淺 層 曝 氣 ? 深 層 曝 氣 ? 高負荷曝氣或變形曝氣 ? 克 勞 斯 法 ? 延 時 曝 氣 ? 接觸穩(wěn)定法 ? 氧 化 溝 ? 純 氧 曝 氣 ? 活性污泥生物濾池（ ABF工藝） ? 吸附－生物降解工藝（ AB法） ? 序批式活性污泥法（ SBR法） 二、活性污泥法的發(fā)展和演變 有機物去除和氨氮硝化 60 一般采用 3～ 5條廊道。 ? 漸減曝氣的 目的 就是合理地布臵擴散器，使布氣沿程變化，而總的空氣量不變，這樣可以提高處理效率。 間隔較短時間測得的曲線， 下降由吸附引起 間隔較長時間測得的曲線 69 ?直接用于原污水的處理比用于初沉池的出流處理效果好；可省去初沉池；此方法接觸時間短，氨氮難硝化，不適于處理溶解性有機污染物廢水，剩余污泥量多。 73 74 （ 1）池液中各個部分的微生物種類和數(shù)量基本相同，生活環(huán)境也基本相同。 ? 深井曝氣池內(nèi)，氣液紊流大，液膜更新快，促使 KLa值增大，同時氣液接觸時間延長，溶解氧的飽和度也隨深度的增加而增加。 采用密閉池 78 79 ?氧化溝是 延時曝氣法 的一種特殊形式，它的池體狹長，池深較淺，在溝槽中設(shè)有表面曝氣裝臵。 ?可以用一般的離心鼓風(fēng)機 。因而 ABF可以認為是一種復(fù)合式活性污泥法。 ② 傳質(zhì)阻力僅存于這兩層膜。 2. 提高 cs值 ? 提高氣相氧分壓，如采用純氧曝氣、深井曝氣 。d） 。若為機械表面曝氣機，由于水面的變化，它的運行就變得不穩(wěn)定。 其二，過高的微生物濃度使污泥在后續(xù)的沉淀池中難以沉淀，影響出水水質(zhì)。 微生物的停留時間應(yīng)足夠長，促使微生物能很好地絮凝，以便重力分離，但不能過長，過長反而會使絮凝條件變差。限制 MLSS值的主要因素是回流污泥的濃度。工業(yè)廢水中的有機酸通常在進入曝氣池前進行中和。 混合液在 1000mL量筒中沉淀 30min后，污泥體積膨脹，上層澄清液減少，這種現(xiàn)象稱為活性污泥膨脹。 溶解氧濃度并不一定影響污泥的膨脹。這些多糖類物質(zhì)的積貯，使活性污泥的表面附著水大大增加，使污泥形成污泥膨脹。 145 在運行中，如發(fā)生污泥膨脹，針對膨脹的類型和絲狀菌的特性，可采取的抑制措施： (1)控制曝氣量，使曝氣池中保持適量的溶解氧； (2)調(diào)整 pH； (3)如磷、氮的比例失調(diào)，可適量投加氮化合物和磷化合物； (4)投加一些化學(xué)藥劑； (5)城市污水廠的污水在經(jīng)過沉砂池后，跳躍初沉池，直接進入曝氣池。 間歇運行的曝氣池最不容易發(fā)生污泥膨脹。 141 絲 狀 菌 性 膨 脹的主要因素 污水水質(zhì) 運行條件 工藝方法 污水水質(zhì)是造成污泥膨脹的最主要因素。 138 十一、溶解氧濃度 通常溶解氧濃度不是一個關(guān)鍵因素，除非溶解氧濃度跌落到接近于零。 （ 1）在曝氣池出口處取混合液試樣； （ 2）測定 MLSS（ g/L）； （ 3）把試樣放在一個 1000mL的量筒中沉淀 30min，讀出活性污泥的體積（ mL）； （ 4）按下式計算： 活性污泥體積指數(shù) SVI )g / L(M L S S)m L / L(S V I 活性污泥體積?SVI的測定 七、回流污泥濃度 135 八、污泥回流率 高的污泥回流率增大了進入沉淀池的污泥流量，增加了二沉池的負荷，縮短了沉淀池的沉淀時間，降低了沉淀效率，使未被沉淀的固體隨出流帶走。世代時間長于微生物平均停留時間的那些微生物幾乎不可能在該活性污泥中繁殖。采用一定的曝氣設(shè)備系統(tǒng)，實際上只能夠采用相應(yīng)的污泥濃度， MLSS的提高是有限度的。 一、水 力 負 荷 128 二、有機負荷率 N ?污泥負荷率 N和 MLSS的 設(shè)計值采用得大一些，曝氣池所需的體積可以小一些。 ? 對于一定進水濃度的污水（ S0）只有合理選擇污泥濃度（ X）和恰當(dāng)?shù)奈勰嘭摵?Ls才能達到指定的處理效率； ? 污泥負荷決定活性污泥的生長階段； ? Ls決定活性污泥的凝聚、沉降和系統(tǒng)的處理效率。 溫度對氧氣轉(zhuǎn)移有二種相反的影響，但不能相互抵消， 總體上，低溫有利于氧氣的轉(zhuǎn)移。 ③ 傳質(zhì)推動力 氣膜：氧分壓差 液膜：氧濃度差 ④ 氧的傳質(zhì)阻力主要在液膜上，故液膜內(nèi)的氧的傳質(zhì)是控制步驟。 86 (1)工藝系統(tǒng)組成簡單，不設(shè)二沉池，曝氣池兼具二沉池的功能，無污泥回流設(shè)備； (2)耐沖擊負荷，在一般情況下（包括工業(yè)污水處理）無需設(shè)臵調(diào)節(jié)池； (3)反應(yīng)推動力大 ,易于得到優(yōu)于連續(xù)流系統(tǒng)的出水水質(zhì) 。 ?曝