慢速可生物降解有机物水解数学模型的研究进展

慢速可生物降解有机物水解数学模型的研究进展 慢速可生物降解有机物水解数学模型的研 究进展 第29卷第5期 2009年5月 工业水处理 IndustrialWaterTreatment Vo1.29N0.5 May,2OO9 慢速可生物降解有机物水解数学模型的研究进展 吴志超,唐娟,周振 (同济大学环境科学与学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200O92) [摘要]慢速可生物降解有机物()是城市污水和工业废水中有机物的主要组成部分,其水解速率是影响营养物 去除的关键因素.阐述了水解的不同机理模型,介绍了不同的水解动力学模型的发展及应用,并对文献报道的动力学 参数进行了总结和比较,最后提出水解模型的研究趋势. [关键词]慢速可生物降解有机物;水解;活性污泥;数学模型 [中图分类号]X7O3.1[文献标识码]A[文章编号]10o5—829X(2009)05一oo05一O5 ReSearChprOgreSSOnthehydrOIysismathmOdeIOfsIOwIy biOdegradabIeOrganiCmatter Wuzhichao,TlangShujuan,zh0uZhen (?ony00r),P0ZZ凡ntr0Z帆des0rceee,ZZegeQ厂E勘r0凡n&聊e帆d r,嚼e,鼽200092,胞) Abstract:Slow】.ybiodegradableorganicmatter(s)isthechiefc0mponentoforganicp0Uut antsinbothdomestic wastewaterandindustrialwastewater,anditshydr0lysisrateisthekeyfactorsignificantlyinn uencingnutrientre— movale伍 ciency.ThedeVelopmentandapplicati0n0fdif_ferentmechanismsandkineticmodels0fshy dr0lysisare reviewed.Thereportedkineticparametersofdiflferentm0delsaresummzed,andthefuturere searchtrend0fs hydrDlysisisindicated. Keywords:slowlybiodegradabkorganicmatter;hydrolysis;actiVatedsludge;mathInodel 慢速可生物降解有机物()是生活污水和工业 废水中有机污染物的主要组成部分,凰分别约占生 活污水和工业废水的总C0D的40%,77%]和 28%一86%].在生物转化过程中,需首先水解为 小分子的易生物降解有机物(Js)才能被微生物吸收 和降解.水解过程在污水输送管道和污水处理厂中 均有发生.在污水管道中的水解反应会极大地改变 污水的性质,对管道本身及下游污水处理厂均有重 要影响"]. 在污水处理系统中,水解速率比异养菌()生 长速率慢得多,因此水解是有机物去除的控制步骤. 尤其是在生物脱氮除磷系统中,水解速率控制着反 硝化和释磷所需碳源的供给,进而决定脱氮除磷 的效果[12]和特定微生物种群的选择[13].及其水解 速率直接影响脱氮除磷系统的容积[14],残余的还 会增加剩余污泥产量[】,这两方面都会影响污水处 理的成本.因此,近年来对活性污泥数学模型(ASM) 的研究都将视为一个重要的模型组分,并引入水 解过程来定量描述的去除,笔者对文献报道的水 解机理,动力学模型及其参数进行了分类总结. 1基本概念 1.1慢速可生物降解有机物 P.L.D0ld等[16]最早将可生物降解COD划分为 和,并认为.都是颗粒态有机物.但从存在形 态上讲,实际上是由细小颗粒物,胶体物质以及 可溶性的复杂有机大分子组成的.在模拟过程中通 常认为凰只包括颗粒态和溶解态,胶体物质可被活 性污泥快速吸附从而归类为颗粒性物质[】.这些物 质的共同特征是不能通过细胞壁.必须经胞外酶水 解为小分子后才能被细胞吸收. 1.2水解 水解的严格定义是指聚合物在水中反应,被分 解为比较小的单元的过程?.在污水处理系统中, 凰的粒径分布和化学组成各不相同,在被微生物利 用之前需要经过物理网捕,吸附,酶解及存储等一系 列复杂反应.这些反应很难单独识别和描述,因此采 一 5一 专论与综述工业水处理2009—05,29(5) 用水解来综合述这些复杂反应产生的作用[8]从这 层意义上讲,水解是包括所有使分解为能被微生 物生长利用的小分子的过程].水解可分为两类: (1)初级水解,指原水中有机物的水解;(2)二级水 解,指微生物产物的水解.由于污水中大部分来 自于原水,因此笔者只对初级水解进行讨论. 2水解模型 2.1水解机理 在水解反应中.有机物只是改变了存在形式.其 浓度并没有变化,没有电子转移,也没有最终电子受 体的消耗n,所以该反应的化学计量学系数均为1. 从水解途径来看,则有单步单组分水解,吸附一水解, 串行水解和多组分水解等不同机理,如图1所示. 《图1墨水解机理示意 1一单步单组分水解;2一吸附一水解; 3一串行水解;4一双组分水解;5—3组分水解. 单步单组分水解模型认为直接转化为S.这 是最早提出的水解模型,因其结构简单.在研究中得 到了广泛应用[2l6m]. 吸附一水解模型认为瓢首先被吸附到表面 转化为吸附的COD),然后再被胞外酶水解(". 吸附一水解模型在Z.Hu等(笠提出的脱氮除磷通用 模型以及进水有机组分的理论划分[61?中都得到了 应用. D.R.Confer等发现大分子化合物水解过程 中会有水解产物的累积.进而提出了大分子化合物 的串行水解模型.该模型认为大分子物质在‰表 面水解,产物(.)释放到其他表面,继续水解直 到产物(?)能够被细胞直接吸收.在微生物多样性 较好的城市污水处理系统中,一般不会有高浓度水 解中间产物的生成,因此这个模型对整个过程的动 力学没有显着影响. 中包含了大量粒径,性质各不相同的物质, 尤其在工业废水中其组成变化更大.因此,单组分 模型模拟墨水解过程往往难以得到满意的结果[, 故提出了多组分水解模型.其中,双组分模型将 一 6一 s进一步划分为慢速水解(或颗粒态.,简称.) 和快速水解(或溶解态,简称Js)两部分,各自独 立水解,具有独立的动力学参数.双组分模型在生活 污水?和工业废水衢中均得到了应用和验证.3 组分模型则将划分为快速水解(s.),中速水解 (s,)和慢速水解(..)3部分.多组分模型虽然 能够得到较好的模拟结果,但参数增多会增加模型 的复杂性,增大参数校核的难度". 2.2水解动力学 描述水解动力学的模型可分为两大类:基于浓 度的模型和基于面积的模型. 2.2.1基于浓度的模型 水解过程通常采用表面限制模型描述如式(1): 一 隶‰(1) 式中:.r一最大比水解速率,d,; K厂水解半饱和系数. 缺氧和厌氧条件下同样存在水解过程,但速率 较好氧条件下低?,因此引入缺氧/厌氧水解校正因 子进行修正如式(2): c+'—一:瓦:' n(2) ANd1.')N(1 式中:S溶解氧质量浓度,mg/L; Ko,r氧半饱和系数,mg/L; .s一硝酸盐与亚硝酸盐质量浓度,mg/L; KSN0半饱和系数,mg/L. 不同模型中'7Il取值如表1所示. 表1不同模型中值 ASM2[O.6O.1UCTOLD[?O.330 ASM2d0.60.4UCTPH0O.60 ASM2及ASM2d考虑到脱氮系统中反硝化的 增加,所以取值比ASM1高.UCTPHO[模型认 为厌氧条件下不发生水解作用,因此.对除磷没 有贡献.T.Min0等[弛_33]通过实验发现电子受体不 会影响水解速率,ASM3[4]认为水解与电子供体无 关,所以为1.但是电子受体对水解的影响仍存 在争议,因此最近的脱氮除磷通用模型?中未考虑 厌氧水解过程. 当时,表面限制水解模型常被简化为一 级动力学水解模型[2如式(3): 工业水处理20O9—05,29(5)吴志超,等:慢速可生物降解有机物水解数学模型的研 究进展 =一s(3) U 式中:厂一一级动力学水解速率常数,d,. 在采用批式呼吸计量法测定模型参数时,这 一 简化不会对曲线拟合产生显着性影响,但可大 大简化参数确定的过程[2],因此也是应用比较广 泛的模型(,.,.一.但P.Ginestet等[认为,一 级动力学只适用于5的水解,对.的模拟效果 并不理想. 2.2.2基于面积的模型 基于浓度的模型认为水解速率在与活性污 泥混合后立即达到最大,并随着剩余的降低而逐 渐减小.但P.Ginestet等[筠发现,可沉降大颗粒有机 物的水解速率先逐渐增加再降低,可能是由于水解 初期和接触面积逐渐增加的原因.接触面积 的效应难以用上述模型解释,但对.的水解可能具 有重要作用[38】.因此w.T.M.Sanders等?提出了 基于面积的水解模型,如式(4): 1V =一姓A(4) U 式中:广基于面积的水解常数,m(m?d); A——可用于水解的表面积,m2. 根据水解过程中颗粒的变化,R.Dim0ck等] 将上面的模型修正为颗粒缩小模型(SPM)和颗粒分 解模型(PBM),分别如式(5)和式(6)所示. 1v =一姒(s)?(5) U JV =—K,H.s(6)1...n.,一0,一, U 式中:Ii}一SPM水解常数,m(m?d); KH——PBM水解常数,Il; 厶——水解面积与.体积的比值(IIr),随着 颗粒分解而增加. 目前研究人员提出的基于面积的模型大多是针 对单一组分的大分子物质,模型通用性较差,不适于 描述实际污水中组成复杂的的水解过程,因此目 前该模型在活性污泥系统中的应用和研究还比较 少. 3水解动力学参数 参数估计是模型输入的关键步骤,水解动力学 参数对污水特性非常敏感,不同污水需要分别测定. 表2,表3和表4分别列出了应用较多的单步单组 分一级动力学水解模型,单步单组分表面限制水解 模型和双组分表面限制水解模型的参数. 表2单步单组分一级动力学水解模型参数 表3单步单组分表面限制水解模型参数 表4双组分表面限制水解模型参数 注:屠宰废水测定温度24,27?,其他均为20?.和m分别 为s和s..的最大比水解速率,d,;m和JI;=分别为和风..水 解的半饱和系数. 从表2可见,一级动力学水解模型的K值变 化范围很大,即使对于组成相对比较稳定的生活污 水也不例外.表面限制水解模型的速率常数则相对 比较稳定(表3).从污水类型看,工业废水的水解速 率低于生活污水.且变化范围很大.这可能是因为工 业废水的组成比较复杂多变.含有更多颗粒性物质 和难降解的有机物.如油脂废水中颗粒性物质占总 COD的85%?.有些洗涤剂废水中含有苯环[35],所 以水解速率显着低于其他废水.此外,同一废水的滤 液和沉降后上清液的水解速率显着高于原水].这 也说明|s和..的水解速率差别很大,采用多组分 水解模型进行描述更为合理. 从表4可见.对于大多数工业废水和生活污水, 一 7一 专论与综述工业水处理2009—05,29(5) ..和S的水解速率差别很大,说明把划分为两 个组分是非常必要的.其中,地毯加工废水中含有 大量诸如聚酰胺的人工纤维,.与可生物降解 COD的比例高达97%,因此弼只有Ij}sH的20%[. 其他纺织废水中Il}甚至更低,只有明的4%?.由 于初沉池对溶解态COD没有影响.生活污水原水与 初沉池出水的水解速率相等].此外,对于同一 类型废水,不同工艺,工段的废水性质不同,水解速 率也不尽相同砌]. 在呼吸计量实验中.单组分水解模型可能会导 致颗粒性COD的可生化性估计偏高,从而导致.. 的偏高[.双组分模型则可以克服这一缺点.此外, 传统的COD组分划分认为溶解性C0D只包括S 和溶解性惰性有机物(Js.)],忽略了其中的,从而 导致|s或测定值偏高.双组分水解模型引进了 Js组分,使溶解性COD中的得以定量描述,进而 使溶解性COD各组分的测定更为精确.因此,双组 分水解模型在最新的研究中得到了广泛的应用,具 有良好的应用前景. 4结语 综上可知,在定量描述及其水解时,选择合 适的模型是非常重要的.既要考虑模型的准确性,又 要使模型易于校核应用.相比于单组分水解模型, 双组分水解模型能够获得较好的模拟结果,且又比 3组分水解,串行水解等模型简单,参数易于测定. 在动力学方面,基于浓度的模型应用更广泛,其中表 面限制水解模型比一级动力学水解模型更精确,而 且通过曲线拟合进行参数测定也比较容易.因此, 双组分表面限制水解模型在最近的研究中受到越来 越多的关注. 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