細數(shù)活性污泥法數(shù)學(xué)模型(ASM).doc

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第六講 第8章 ASM系列活性污泥數(shù)學(xué)模型 8.1 引言 20世紀80年代南非開普敦大學(xué)的G.v.R.Marais 教授就提出了碳、氮、磷去除的動態(tài)活性污泥模型，其研究處于領(lǐng)先的地位。1982年國際水污染研究與控制協(xié)會（International Association on Water Pollution Research and Control, IAWPRC,現(xiàn)更名為國際水質(zhì)協(xié)會，International Association on Water Quality, IAWQ）組織了丹麥、美國、瑞士、南非和日本五國五位專家成立了活性污泥法設(shè)計和運行數(shù)學(xué)模型課題組，該課題組由丹麥技術(shù)大學(xué)Mogens Henze教授任組長。該課題組在1987年以國際水污染研究與控制協(xié)會系列科技研究報告（STR）1號的形式出版了研究成果，即活性污泥1號模型（Activated Sludge Model1,ASM1）?；钚晕勰?號模型（ASM1）包括碳氧化、硝化和反硝化3個主要作用，以矩陣的形式描述了污水在好氧、缺氧條件下所發(fā)生的水解、微生物生長、衰減等8種生化反應(yīng)過程，模型中包括13個組分、5個化學(xué)計量常數(shù)和14個動力學(xué)參數(shù)?；钚晕勰?號模型（ASM1）的內(nèi)容不僅僅是模型本身，還提出了污水特性的描述方法。活性污泥1號模型（ASM1）得到了普遍的認同和應(yīng)用，但它的缺點是模型中未包含磷的去除。 1995年課題組（由丹麥、瑞士、日本和南非四國六位專家組成）以國際水質(zhì)協(xié)會系列科技研究報告（STR）2號的形式出版了活性污泥2號模型（ASM2）一書，它包括了脫氮和生物除磷處理過程，還增加了厭氧水解、酵解及與聚磷菌有關(guān)的反應(yīng)過程。活性污泥2號模型（ASM2）中包括了19種生化反應(yīng)過程、19個組分、22個化學(xué)計量常數(shù)和42個動力學(xué)參數(shù)。在活性污泥2號模型（ASM2）研究剛完成的時候，反硝化與生物除磷的關(guān)系尚不清楚，因此，活性污泥2號模型（ASM2）中未包含這一因素。1999年ASM2被擴展成ASM2D, ASM2D中包括了反硝化聚磷菌。ASM2和ASM2D對脫氮除磷系統(tǒng)有較好的模擬作用。 ASM1和ASM2排除了傳統(tǒng)的維持（Maintenance）理論和內(nèi)源呼吸理論（Endogenous Respiration），而采取了Dold等人1980年提出的死亡-再生理論（Death Regeneration）對微生物衰減過程進行了模型化處理。 1999年國際水質(zhì)協(xié)會課題組（由丹麥、瑞士、荷蘭和日本四國四位專家組成）推出活性污泥3號模型（ASM3）。活性污泥3號模型（ASM3）所涉及的主要反應(yīng)過程和ASM1相同，但ASM3改變了ASM1中COD流向非常復(fù)雜、異養(yǎng)菌死亡-再生循環(huán)理論和硝化菌衰減過程的相互干擾，而是將2組菌體的全部轉(zhuǎn)換過程分開，引進了有機物在微生物體內(nèi)的貯藏及內(nèi)源呼吸，強調(diào)細胞內(nèi)部的活動過程。微生物的衰減采用了微生物內(nèi)源呼吸理論 ，允許衰減過程更適應(yīng)環(huán)境條件，重點由水解轉(zhuǎn)到了有機物的胞內(nèi)貯存。ASM3中包括了12種生化反應(yīng)過程、13個組分、6個化學(xué)計量常數(shù)和21個動力學(xué)參數(shù)，可以模擬除碳、脫氮的動態(tài)過程，不包括除磷。 圖8-1所示為ASM1、ASM2和ASM3模型中3種微生物衰減理論。 　　　　　　維　　持　　　　　　　　　　　合成生物體　　　　　　　　　　　合成生物體　 　　底物　　　　　　　　　　　　　廢物　　　　　　　　　　　　　　底物　　　　　 　　　　　　　　合成生物體　　　　　　　　　　　內(nèi)源呼吸　　　　　　　　　　　　　衰減 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　 惰性物質(zhì) 維持理論　　　　　　　 內(nèi)源呼吸理論　　　　　　　　　　死亡—再生理論 圖8-1 3種微生物衰減理論 ASM1、ASM2和ASM3的共同特點，是將活性污泥過程作為一個復(fù)雜系統(tǒng)進行研究，將整體分割成局部，建立各個局部的模型，再建立各局部之間的關(guān)系，試圖從局部和整體的關(guān)系上來研究活性污泥過程復(fù)雜系統(tǒng)的動態(tài)性質(zhì)。由于ASM系列模型是用微分方程組來描述活性污泥系統(tǒng)復(fù)雜的動態(tài)過程，因此模型更注重微生物的反應(yīng)機理。 8.2 活性污泥1號模型（ASM1） 活性污泥1號模型（ASM1）描述了活性污泥系統(tǒng)中好氧、缺氧條件下的水解、有機物降解、微生物生長和衰減等8個反應(yīng)過程，包含了異氧型和自養(yǎng)型微生物。模型包括了多種底物成分、氨氮、硝態(tài)氮和生物固體等12種物質(zhì)的平衡。模型中有19個參數(shù)，其中包括5個化學(xué)計量系數(shù)和14個動力學(xué)參數(shù)。 8.2.1 建模的基本假定 活性污泥1號模型（ASM1）建模時引入的重要基本假定，即被模擬的活性污泥過程運行正常。基本假定的具體內(nèi)容如下： (1) 曝氣池內(nèi)pH值及溫度處于正常狀態(tài)下并保持恒定； (2) 池內(nèi)微生物的種群和濃度處于正常狀態(tài)； (3) 池內(nèi)污染物濃度可變，但成分及組成不變； (4) 微生物營養(yǎng)充分； (5) 二沉池內(nèi)不發(fā)生生化反應(yīng)，僅有物理沉淀作用； （6）微生物對顆粒有機物的網(wǎng)捕是瞬間完成的； （7）有機物和有機氮的水解同時進行且速率相等。 這些假定使模型本身避免了一些不確定性，相應(yīng)增強了模型的真實性和可靠性。 8.2.2 模型的矩陣表達形式 ASM1用表8-1所示的矩陣形式來表述。該矩陣描述活性污泥系統(tǒng)中各種組分的變化規(guī)律和相互關(guān)系。反應(yīng)過程用行號j表示，組分用列號i表示。矩陣最上面一行(i)從左到右列出了模型所包含的各種參與反應(yīng)的組分,左邊第一列(j)從上到下列出了各種生物反應(yīng)過程,最右邊的那一列從上到下列出了各種生物反應(yīng)的動力學(xué)表達式或速率方程式。過程速率以表示。矩陣元素為計量系數(shù)，表明組分i與過程j的相互關(guān)系。若某一組分不參與過程變化，相應(yīng)的計量系數(shù)為零，矩陣中用空項表示。矩陣內(nèi)的化學(xué)計量系數(shù)描述了單個過程中各組分之間的數(shù)量關(guān)系。符號+表示該組分在轉(zhuǎn)換過程中增加，符號-表示該組分在轉(zhuǎn)換過程中減少。這種矩陣格式可以非常方便的看出所有可能轉(zhuǎn)化過程對所有組分的影響及各種組分的表觀轉(zhuǎn)換速率。 序號為i的組分表觀轉(zhuǎn)化速率可以由下式計算: （8-1） 式中 一表中i列j行的化學(xué)計量系數(shù)； 一表中j行的反應(yīng)過程速率，ML-3T-1。 例如計算可快速生物降解有機物(j=2)的表觀轉(zhuǎn)化速率為: (8-2) - 36 - 表8-1活性污泥1號模型（ASM1）的矩陣表達 組分i 工藝過程j 1 SI 2 SS 3 XI 4 XS 5 XB,H 6 XB,A 7 XP 8 SO 9 SNO 10 SNH 11 SND 12 XND 13 SALK 反應(yīng)速率 1 異養(yǎng)菌的 好氧生長 1 -iXB 2 異養(yǎng)菌的 缺氧生長 1 -iXB 3 自養(yǎng)菌的好氧生長 1 4 異養(yǎng)菌的衰減 1-fP -1 fP iXB-fPiXP bH,XB,H 5 自養(yǎng)菌的衰減 1-fP -1 fP iXB-fPiXP BA,XB,A 6 可溶性有機氮的氨化 1 -1 kaSNDXB,H 7 網(wǎng)捕性有機物的水解 1 -1 8 網(wǎng)捕性有機氮的水解 1 -1 觀察到的轉(zhuǎn)換速率（M/L3·T） 化學(xué)計量參數(shù)： YH-異養(yǎng)菌產(chǎn)率； YA-自養(yǎng)菌產(chǎn)率； fP-生物固體的惰性組分值； iXB-生物固體的含氮量； iXP生物固體惰性組分含氮量 溶解性不可生降解有機物 [M（COD）/L3] 溶解性快速可生物降解有機物 [M（COD）/L3] 顆粒性不可生物降解有機物 [M（COD）/L3] 慢速可生物降解有機物 [M（COD）/L3] 活性異氧菌生物固體 [M（COD）/L3] 活性自氧菌生物固體 [M（COD）/L3] 生物固體衷減產(chǎn)生的惰性物質(zhì) [M（COD）/L3] 溶解氧（-COD） [M（COD）/L3] 硝酸鹽與亞硝酸鹽氮 [M（N）/L3] NH+4+NH3氮 [M（N）/L3] 溶解性可生物降解有機氮 [M（N）/L3] 顆粒性可生物降解有機氮 [M（N）/L3] 堿度-摩爾單位 動力參數(shù)： ，KS，KO,H，KNO，bH—異養(yǎng)生長與衰減； ，KNH，KO,A，b A—自養(yǎng)生長與衰減； —異養(yǎng)菌缺氧生長的校正因數(shù)； ka—氨化； kh,kX—水解； —缺氧水解的校正因數(shù) 或?qū)⒈碇兴镜幕瘜W(xué)計量系數(shù)和反應(yīng)過程速率表達式代入式（8-2）,得: (8-3) 在矩陣最右項“反應(yīng)速率”中使用了“開關(guān)函數(shù) ”這一概念，以反映環(huán)境因素改變所產(chǎn)生的遏制作用，即反應(yīng)的進行與否。采用具有數(shù)學(xué)連續(xù)性的開關(guān)函數(shù)可以避免那些具有開關(guān)型不連續(xù)特性的反應(yīng)過程表達式在模擬過程中出現(xiàn)數(shù)值的不穩(wěn)定。 對于需要電子受體的反應(yīng)過程來說，開關(guān)函數(shù)的概念尤為需要。例如，只有在溶解氧存在的條件下，硝化細菌才能增殖，也就是說硝化作用必須有溶解氧的參與，否則的話，不論氨氮的濃度高低，硝化作用都不會出現(xiàn)。因此，該模型在硝化過程速率表達式中設(shè)置了溶解氧開關(guān)函數(shù)s作為硝化反應(yīng)的開關(guān)，開關(guān)函數(shù)s如式（8-4）所示: （8-4） 式中 SO—溶解氧的質(zhì)量濃度。 KO選用一個很小的數(shù)值。當溶解氧(SO)趨于零時,開關(guān)函數(shù)s趨于零,則硝化速率也趨于零 ；當達SO到一定的濃度之后，開關(guān)函數(shù)s趨于1, 即硝化作用可順利進行。 與溶解氧開關(guān)函數(shù)s相類似，反硝化過程的速率表達式中也設(shè)置了開關(guān)函數(shù)。 （8-5） 當溶解氧趨于零時，開關(guān)函數(shù)趨于1, 反硝化能順利進行；反之，溶解氧升高到一定濃度后，開關(guān)函數(shù)趨于零，反硝化作用停止。 8.2.3 廢水水質(zhì)特性及曝氣池中組分的劃分 活性污泥1號模型（ASM1）將曝氣池中的物質(zhì)（廢水和活性污泥生物固體）區(qū)分為7種溶解性組分S和6種顆粒性組分X，下標B,S,O分別表示微生物、底物和氧，共13個組分，各種組分及其定義歸納于表8-2。 ASM1中用COD代表傳統(tǒng)的BOD5表述廢水中有機物的含量及生物固體的含量。COD指標提供了有機底物、微生物和所利用氧的電子等價物之間的關(guān)聯(lián)。COD等價于供電子能力，而電子不會創(chuàng)生也不會毀滅，這就為處理系統(tǒng)的物料平衡(如進水、廢棄污泥和碳源需氧量之間)提供了可靠的途徑。 8.2.3.1 廢水水質(zhì)特性 根據(jù)有機物的生物降解性，ASM1中將廢水中的有機物劃分為可生物降解和不可生物降解（本章中不可生物降解與惰性同義 ）兩個部分。不可生物降解的有機物又劃分為溶解性不可生物降解有機物(SI)和顆粒性不可生物降解有機物(XI)兩部分。 表8-2 活性污泥1號模型（ASM1）組分 組分序號 組分符號 定義 1 SI 溶解性不可生物降解有機物 （M(COD)/L3） 2 SS 溶解性快速可生物降解有機物 （M(COD)/L3） 3 XI 顆粒性不可生物降解有機物 （M(COD)/L3） 4 XS 慢速可生物降解有機物 （M(COD)/L3） 5 XB,H 活性異氧菌生物固體 （M(COD)/L3） 6 XB,A 活性自氧菌生物固體 （M(COD)/L3） 7 XP 生物固體衰減產(chǎn)生的惰性物質(zhì) （M(COD)/L3） 8 SO 溶解氧（負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機氮 (M(N)/L3) 12 XND 顆粒性可生物降解有機氮 (M(N)/L3) 13 SALK 堿度(mol) 注：M：質(zhì)量單位 L：長度單位 在活性污泥系統(tǒng)中溶解性不可生物降解有機物SI不發(fā)生任何變化，隨出水排出，進水中和出水中SI濃度相等。顆粒性不可生物降解有機物XI則被活性污泥捕捉，成為活性污泥的組成成份之一，在二沉池中一部分XI作為廢棄污泥的組成部分從系統(tǒng)中排出，一部分XI又隨回流污泥進入活性污泥系統(tǒng)。由于廢棄污泥的排放流量小于進水流量，它將會在反應(yīng)器中累積，累計程度取決于SRT和HRT比值，即與污泥循環(huán)因子有關(guān)（見第7.7.2.2節(jié)）。因此活性污泥系統(tǒng)中XI濃度大于進水XI濃度。 可生物降解有機物被進一步劃分為溶解性可快速生物降解有機物SS和顆粒性可慢速生物降解有機物XS兩個部分。一般來說，可生物降解有機物（SS+XS）與BOD相關(guān)。這兩種組分都被用于新細胞的合成，但這兩種組分的利用速率有明顯差別，大致相差一個數(shù)量級。該模型中，溶解性可快速生物降解有機物SS是好氧和缺氧狀態(tài)下異養(yǎng)菌增殖的唯一底物。SS的重要特征是能夠直接被微生物吸收（表8-1中i2j1和i2j2項），在好氧和缺氧狀態(tài)下用于合成新的異養(yǎng)菌細胞（表8-1中i5j1和i5j2項），反應(yīng)速度非?？臁Ｉ锖铣尚枰芰?，能量產(chǎn)生過程出現(xiàn)的電子將轉(zhuǎn)移給外部電子受體，氧（i8j1）或硝態(tài)氮（i9j2）。 ASM1中廢水中有機物的劃分如圖8-2所示。 溶解性可快速生物降解有機物 可生物降解有機物 顆粒性可慢速生物降解有機物（可水解 有機物 為溶解性可快速生物降解有機物） 溶解性不可生物降解有機物 不可生物降解有機物 顆粒性不可生物降解有機物 圖8-2 ASM1中廢水中有機物的劃分 活性污泥模型設(shè)定，進水中的所有顆粒性有機物，不管是可生物降解的還是不可生物降解的，都被活性污泥絮體快速捕捉，經(jīng)過二沉池之后就能從出水中全部去除。捕捉的可生物降解有機物被活性異養(yǎng)菌膠團吸收和貯存，隨后是胞外水解和胞內(nèi)吸收利用；顆粒性可慢速生物降解有機物XS是固態(tài)、膠態(tài)和溶解態(tài)且具有復(fù)雜結(jié)構(gòu)的有機物顆粒組成的混合體 , 其重要特征是不能直接進入細胞，必須經(jīng)過胞外水解作用（i4j7）水解為溶解性可快速生物降解有機物后（i2j7），才能被異養(yǎng)菌所吸收和利用。模型設(shè)定水解過程不涉及能量的消耗，也就不涉及電子受體的消耗，即（i8j7）或（i9j7）沒有計量系數(shù)。顆粒性可慢速生物降解有機物XS的水解速率常常比微生物對溶解性可快速生物降解有機物SS的利用速率小得多。當?shù)孜镏淮嬖赬S時，水解成為生長速率的控制因素。在缺氧條件下（只有硝酸鹽作為最終電子受體），水解速率低于好氧條件。在厭氧條件下（既無硝酸鹽也無氧），水解作用完全停止。 廢水中含氮物質(zhì)包括無機氮和有機物氮兩部分。無機氮包括氨氮SNH和硝酸鹽氮、亞硝酸 鹽氮SNO。與碳源物質(zhì)一樣，含氮物質(zhì)也可劃分為可生物降解部分和不可生物降解部分，并可進一步劃分。有機氮與含碳有機物相關(guān)，不可生物降解有機氮劃分為溶解性和顆粒性兩部分，前者在廢水中含量甚微，僅1～2mg/L, 模型表述中不予考慮。顆粒性不可生物降解有機氮同樣被活性污泥捕捉，通過排除廢棄活性污泥從系統(tǒng)中排出?？缮锝到夂镔|(zhì)包括氨氮、溶解性可生物降解有機氮(SND)和顆粒性可生物降解有機氮(XND)，XND與顆粒性可生物降解有機物相關(guān)，在顆粒性可生物降解有機物水解的過程中XND也水解（i12j8）成溶解性可生物降解有機氮(SND, i11j8)。溶解性可生物降解有機氮(SND)在異氧菌的作用下轉(zhuǎn)化成氨氮（i10j6）。氨氮可作為異氧菌合成的氮源及提供自養(yǎng)硝化菌生長(i6j3)的能源(i10j3)。為了簡化，自養(yǎng)菌將氨氮轉(zhuǎn)化(i10j3)為硝酸鹽氮(i9j3)的過程被看作是需氧(i8j3)的單步驟反應(yīng)。所產(chǎn)生的硝酸鹽可以作為缺氧狀態(tài)下異氧菌的最終電子受體(i9j2)，并產(chǎn)生氮氣。自養(yǎng)菌和異氧菌的細胞衰減會導(dǎo)致顆粒性有機氮的釋放(i12j4,i12j5)，并可以重新進入循環(huán)。 ASM1中廢水中有機物的劃分如圖8-2所示。 溶解性可快速生物降解有機物 可生物降解有機物 顆粒性可慢速生物降解有機物（可水解 有機物 為溶解性可快速生物降解有機物） 溶解性不可生物降解有機物 不可生物降解有機物 顆粒性不可生物降解有機物 圖8-2 ASM1中廢水中有機物的劃分 模型中硝酸鹽氮SNO是由自養(yǎng)菌的好氧生長產(chǎn)生，在異氧菌缺氧生長中去除。雖然亞硝酸鹽是硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物，為了簡化，在模型中假定只存在硝酸鹽氮。 模型中NH3-N的氧當量轉(zhuǎn)換系數(shù)為4.57,NO3-N的氧當量轉(zhuǎn)換系數(shù)為2.86,通過轉(zhuǎn)換系數(shù)將以mg/L為單位的NH3-N和NO3-N轉(zhuǎn)換成當量的COD。模型中的水質(zhì)特性還包括曝氣池中DO濃度（SO）和堿度（SALK）。 需要說明的是，模型并不一定要包含堿度，但模型中包含堿度后能提供預(yù)測pH不規(guī)則變化的信息。曝氣池中有質(zhì)子增減的反應(yīng)都會引起堿度的變化，例如，氨氮氧化為硝酸鹽氮時凈釋放2個質(zhì)子，消耗堿度；反硝化過程中，當硝酸鹽作為電子受體，將有質(zhì)子的凈吸收，增加堿度。曝氣池中總堿度低于50mg/L（以CaCO3計）時，pH將變得極不穩(wěn)定，會降低到6以下，嚴重降低硝化速率（見第9.4.1，9.4.3.3和9.5.1節(jié)）。 確定曝氣池進水的水質(zhì)特性和各重要組分的質(zhì)量濃度是應(yīng)用活性污泥數(shù)學(xué)模型的關(guān)鍵。前述13個組分中含氮組分可以用標準的化學(xué)分析方法來測定，而有機組分的測定尚無規(guī)范的方法。因此，有機組分的測定成為活性污泥數(shù)學(xué)模型研究和應(yīng)用中備受關(guān)注的課題。許多有機組分的測定需要通過試驗來確定。 曝氣池進水中總的COD由4個組分組成： （8-6） 式中 SS—溶解性快速可生物降解有機物； XS—慢速可生物降解有機物； XI—顆粒性不可生物降解有機物； SI—溶解性不可生物降解有機物。 溶解性不可生物降解有機物SI的確定：從運行泥齡大于10d的完全混合反應(yīng)器中取出試樣，將試樣在間歇反應(yīng)器中曝氣，定期取樣分析溶解性COD（在pH=10.5的條件下，試樣中投加硫酸鋅，形成Zn(OH)2絮體，去除試樣中的膠體物，然后用0.45μm濾膜過濾水樣，濾液中的COD為溶解性COD，其最終穩(wěn)定殘留溶解性COD值就是SI。 在確定溶解性快速可生物降解有機物SS之前必須知道異氧菌的產(chǎn)率YH。測定YH的方法是直接測定微生物利用溶解性底物生長時的YH值。將廢水樣沉淀并濾去顆粒性物質(zhì)，使濾液中只含有溶解性底物，放入一個間歇反應(yīng)器中。因為YH定義為微生物沒有衰減時的生長量，直接測定的唯一途徑是用少量微生物在高底物濃度條件下快速生長。因此，選取廢水水樣時，溶解性COD要盡可能高，使微生物量相對于初始溶解性COD的比例非常低（<1%）。從完全混合反應(yīng)器中取出少量已經(jīng)馴化的微生物接種，定期取樣測定溶解性COD和總COD。異氧菌的產(chǎn)率YH可由下式計算： （8-7） （8-8） 多次重復(fù)之后，就可確定大致YH的數(shù)值。 Ekama等人（1986）提出如下的SS測定方法：采用日循環(huán)脈沖進水方式（12h進水，12 h不進水），泥齡約2d的完全混合反應(yīng)器，測定耗氧速率（OUR）的變化。停止進水后OUR急劇下降（圖8-4），這一變化只與快速可生物降解有機物有關(guān)。因此，溶解性快速可生物降解有機物SS可以通過下式計算： （8-9） 式中 —停止進水后耗氧速率的變化，ML-3T-1； V—反應(yīng)器的容積，L3； Q—停止進水前的進水流量，L3T-1。 圖8-4 循環(huán)脈沖進水完全混合反應(yīng)器停止進水后耗氧速率（OUR）的急劇下降 (Ekama等，1986) 同濟大學(xué)顧國維等（2004）采用多段間歇OUR呼吸計量法進行了快速可生物降解有機物SS和慢速可生物降解有機物XS的測定研究。 在一個密封的間歇反應(yīng)器內(nèi)，抑制自氧菌的活動，連續(xù)監(jiān)測OUR的變化，得到圖8-5所示的曲線。 圖8-5 間歇OUR呼吸計量法所測OUR曲線 (劉芳等，2004) 圖8-5中的曲線分為3個階段：tt2時,OUR幾乎不變,維持在一個較低的水平。由于廢水中的XS耗盡，反應(yīng)器內(nèi)微生物進入內(nèi)源代謝階段。于是曲線上依次出現(xiàn)兩個拐點，3個OUR平臺，以此區(qū)分SS和XS所引起的OUR積分面積，并由此計算出SS和XS的數(shù)值。 （8-10） （8-11） 式中 VT—反應(yīng)器容積，L； VW—廢水體積，L； YH—異氧菌的產(chǎn)率； t1，t2—OUR曲線出現(xiàn)拐點的時間,h； R1,R2,R3—OUR曲線中相應(yīng)的OUR數(shù)值，mg/L·h。 當已知總COD，確定SS、SI和XS后，由式（8-6）則很容易計算出XI的數(shù)值。 SI—溶解性不可生物降解有機物。 Marais(1993)提出一種比Ekama等人推薦的生物方法要快得多的測定溶解性快速可生物降解COD(SS)的物理方法。對于生活污水，物理方法測定的結(jié)果與生物方法能夠很好地吻合。測定方法如下：廢水樣中加入硫酸鋅，劇烈混合1min,加人氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH至10.5, 然后靜置沉降，抽取上清液，然后用0.45μm濾膜過濾水樣。絮凝可以去除原本能夠透過濾膜而被測定為“溶解性”物質(zhì)的膠體顆粒態(tài)有機物。過濾后清液的COD就是總?cè)芙庑訡OD。然后，再減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)。這種方法的主要優(yōu)點是可以同時分析多個樣品，能夠比生物方法更好地測定廢水中溶解性快速可生物降解COD的長期平均值。 由表8-2和圖8-3可知，廢水中含氮物質(zhì)組分有顆粒性不可生物降解有機氮XN 、溶解性不可生物降解有機氮SN、易生物降解有機氮（溶解性）SND、慢速生物降解有機氮（顆粒性）XND和氨氮SNH。如前所述，廢水中的含氮組分可以用標準的化學(xué)分析方法來測定，如氨氮SNH濃度可以通過對過濾水樣的分析來測定。要測定進水中的溶解性不可生物降解有機氮SN的濃度可對測定溶解性不可生物降解COD的水樣作凱式氮分析。凱式氮分析同樣可以確定進水中的總?cè)芙庑杂袡C氮濃度，總?cè)芙庑杂袡C氮濃度與溶解性不可生物降解有機氮SN的濃度之差為易生物降解有機氮（溶解性）SND的濃度?？梢哉J為進水中易生物降解有機氮（溶解性）SND濃度和慢速生物降解有機氮（顆粒性）XND的比值類似于溶解性快速可生物降解COD濃度SS與慢速可生物降解COD濃度XS之比，即： （8-12） 由式（8-12）可計算得到慢速生物降解有機氮（顆粒性）XND的濃度。 8.2.3.2 活性污泥中的有機固體 模型將活性污泥中的有機(生物)固體劃分為如下四個組成部分：活性異養(yǎng)菌（XB,H）、 活性自養(yǎng)菌(XB,A)、微生物內(nèi)源衰減(死亡分解)產(chǎn)生的惰性物質(zhì)（XP）和累積的進水中不可生物降解有機物(XI)。異養(yǎng)菌中包括能夠進行反硝化的異養(yǎng)菌，也包括不能進行反硝化的異養(yǎng)菌。 異養(yǎng)菌可以利用快速生物降解有機物在好氧和缺氧狀態(tài)下進行增殖，但模型設(shè)定，在溶解氧和硝態(tài)氮都不存在的厭氧狀態(tài)下異養(yǎng)菌不能增殖。自養(yǎng)菌( 亞硝酸菌和硝酸菌)只有在有溶解氧存在的情況下才能增殖。 模型排除了傳統(tǒng)的 Pirt(1965)或 Herbert (1958)內(nèi)源呼吸理論，取而代之的是基于生態(tài)學(xué)理論的細菌死亡-再生理論（見圖8-1）。活性污泥群體被當作一個生態(tài)系統(tǒng)，這個生態(tài)系統(tǒng)是具有較高程度的群體組織，根據(jù)自動平衡調(diào)節(jié)原理，可以由一個具有類似純培養(yǎng)特性的“替代生物群體”取代微生物群體的協(xié)同作用。 在這個替代生物群體中，將出現(xiàn)生物固體的衰減，衰減過程包含各種各樣的原因 , 如微生物的內(nèi)源代謝、死亡、捕食以及其它溶菌作用。模擬好氧狀態(tài)下微生物衰減的最常見方法是，用一個單一的速率表達式包容所有的作用機制。衰減速率與活性生物量的濃度成正比關(guān)系，單位生物量COD的損失導(dǎo)致等量的氧耗。但在電子受體不是氧的情況下這種方法存在問題。因此模型采納了Dold 等人的方法，仍保留一級速率表達式，但速率系數(shù)在概念和數(shù)量兩個方面都與傳統(tǒng)的衰減速率系數(shù)有明顯的差別。在該模型中，衰減過程把活性生物固體(i5j4) ( 異養(yǎng)菌和自養(yǎng)菌)轉(zhuǎn)化成慢速生物降解顆粒性底物(i4j4)和不可生物降解(惰性)的顆粒性產(chǎn)物(i7j4) ，后者也稱作內(nèi)源殘留物(XP)。 細菌的死亡分解與外源電子受體的存在與否無關(guān)，在厭氧、缺氧和好氧條件下均出現(xiàn)死亡。細菌的衰減一方面使生物固體量減少，另一方面，在溶解氧或硝態(tài)氮存在的條件下，除了惰性部分外，微生物死亡分解所產(chǎn)生的有機物質(zhì)作為慢速生物降解底物將被其它還存活的微生物用于生物合成，又產(chǎn)生了新的生物固體，即再生作用。由于在合成過程的能量消耗 , 再生的生物量要低于死亡的生物量，所產(chǎn)生的內(nèi)源殘留物也將滯留在活性污泥絮體中。采用這種死亡-再生模型能夠解釋傳統(tǒng)Herbert 內(nèi)源呼吸過程中污泥量的減少。 在好氧系統(tǒng)中，傳統(tǒng)內(nèi)源呼吸理論和死亡-再生理論得到的結(jié)果是一樣的，因為兩者之 間存在線性相關(guān)關(guān)系。但在缺氧和厭氧條件下，這兩種理論所得到的結(jié)果是不一樣的。由于異養(yǎng)菌只有在氧或硝態(tài)氮存在的條件下才能出現(xiàn)微生物的細胞合成。在既無溶解氧也無態(tài)氮的慶氧狀態(tài)下，死亡生物固體產(chǎn)物的水解和利用將完全停止，從而導(dǎo)致慢速可生物降解有機物的積聚，使隨后的缺氧區(qū)(或好氧區(qū))的反硝化能力（或好氧速率）提高。在厭氧和缺氧條件下，硝化菌都就將出現(xiàn)死亡分解，卻不能增殖，因此慶氧區(qū)和缺氧的存在將明顯影響處理系統(tǒng)的硝化能力。 8.2.4 模型的反應(yīng)過程 該模型將曝氣池內(nèi)微生物的生長、微生物的衰減、有機氮的氨化、被生物絮體捕獲的顆粒有機物的水解4個反應(yīng)過程分成8個子過程。每個子過程有若干個組分參加，每個組分參與若干個子過程。8個子過程是： (1) 異養(yǎng)菌的好氧生長（j1） 由表8-1j1可以看出，異養(yǎng)菌的好氧生長是異養(yǎng)菌在有氧條件下利用氧和溶解性底物的結(jié)果。由于模型中底物和微生物的質(zhì)量濃度都是用COD表示，氧可以看作負COD。需氧量等于凈COD去除量（去除的溶解性底物減去微生物的生成量），氨氮將從溶液中去除并結(jié)合到微生物細胞中。溶解性可快速生物降解底物和溶解氧是異養(yǎng)菌好氧生長動力學(xué)的速率控制因素。溶解性可快速生物降解底物的去除與微生物的生長成正比。反應(yīng)速率表達式中包含開關(guān)函數(shù)，氧呼吸飽和常數(shù)很小，在低溶解氧質(zhì)量濃度時，異養(yǎng)菌停止好氧生長。 （2）異養(yǎng)菌的缺氧生長（j2） 表8-1j2描述了異氧菌以硝態(tài)氮為最終電子受體的缺氧生長情況。異養(yǎng)菌缺氧生長也是依賴于溶解性可快速生物降解底物生成異氧菌。硝態(tài)氮用作最終電子受體，它的去除量和溶解性可快速生物降解底物去除量與細胞生成量之差成比例。與好氧生長相似，氨氮轉(zhuǎn)化為微生物中的有機氮。缺氧生長的速率表達式和好氧生長的相似。實際上，溶解性可快速生物降解底物對速率的影響相同，包括生長與底物利用飽和常數(shù)。缺氧條件下底物去除的最大速率比好氧條件下要小。因此在速率表達式中加入一個小于1的經(jīng)驗系數(shù)，稱為缺氧狀態(tài)生長修正系數(shù)。缺氧生長依賴于硝態(tài)氮的質(zhì)量濃度，這與好氧生長溶解氧濃度的關(guān)系相似。并且，當有氧存在時，缺氧生長會受到抑制，所以反應(yīng)速率要表達式中包含開關(guān)函數(shù)這一項來反映其影響。 （3）自養(yǎng)菌的好氧生長（j3） 表8-1j3描述了自氧菌的好氧生長。氨氮作為硝化菌生長的能源,合成自養(yǎng)生物細胞，并轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮。另外，小部分氨結(jié)合到微生物中。氧的利用量與所氧化的氨氮量成正比。模型中分別用氨氮和氧濃度的飽和函數(shù)表示自養(yǎng)菌比生長速率對于它們的依賴關(guān)系，后者同時還是一個開關(guān)函數(shù)。這兩個飽和常數(shù)和數(shù)值都很小。 (4) 異養(yǎng)菌的衰減（j4） 如前所述，模型在模擬異養(yǎng)菌的衰減過程時，基本采用了Dold 等的死亡-再生理論。其速率表達式非常簡單，與異氧菌的濃度呈一級反應(yīng)關(guān)系。而速率系數(shù)無論在概念上還是在數(shù)值上都不同于以往的衰減系數(shù)。這種情況下，衰減的作用是將微生物轉(zhuǎn)化為顆粒物和慢速可生物降解底物的結(jié)合物。在這一過程中，沒有COD損失,也不利用電子受體。而且，衰減總是以恒定的速率進行(即不是電子受體或其質(zhì)量濃度的函數(shù))，與環(huán)境條件無關(guān) 。生成的慢速可生物降解物質(zhì)隨后水解（j7）,釋放等量的溶解性可快速生物降解COD 。在好氧條件下,這些底物將伴隨著氧的吸收被用作合成新細胞；在缺氧條件下，將消耗硝態(tài)氮進行細胞的生長；如果既沒有氧又沒有硝態(tài)氮可利用，將不會發(fā)生任何轉(zhuǎn)化，慢速可生物降解底物將產(chǎn)生積累。只有恢復(fù)好氧或缺氧條件時，它才能被轉(zhuǎn)化利用。 (5) 自養(yǎng)菌的衰減（j5） 自養(yǎng)菌的衰減與異養(yǎng)菌的衰減完全相似。但自養(yǎng)菌的衰減速率常數(shù)可能比異養(yǎng)菌的衰減速率常數(shù)要小。 (6) 可溶性有機氮的氨化（j6）可溶性有機氮的氨化速率的表達式是一經(jīng)驗式。 (7) 網(wǎng)捕性（顆粒性）有機物的水解（j7） 由表8-1可以看出，與存在的異養(yǎng)菌質(zhì)量濃度呈一級反應(yīng)關(guān)系。當被網(wǎng)捕的含碳有機底物量相對于微生物量來說已很大時，水解速率將接近于飽和。因為需要酶的合成，水解速率必然與存在的電子受體的質(zhì)量濃度有關(guān)。所以，模型假定在氧和硝酸鹽都不存在的情況下水解速率趨向零。 (8) 網(wǎng)捕性（顆粒性）有機氮的水解（j8） 如果假定有機氮被均勻地分散在慢速可生物降解有機底物中，那么，被捕捉的有機氮的水解速率與慢速可生物降解有機底物的水解速率成正比。 8個子過程的反應(yīng)速率示于表8-1最右一列。 8.2.5 模型的參數(shù) 8.2.5.1 化學(xué)計量系數(shù) 表8-3中匯總了IAWQ活性污泥法設(shè)計和運行數(shù)學(xué)模型課題組給出的ASM1中5個化學(xué)計量系數(shù)的典型數(shù)值。應(yīng)該說明這些數(shù)值是在pH中性和城市污水條件下(20℃)的典型數(shù)值，不同的廢水特性和活性污泥組成對于這些數(shù)值還是有一定的影響的。 自養(yǎng)菌產(chǎn)率系數(shù)YA是亞硝化菌和硝化菌結(jié)合生長的復(fù)合值，文獻報道YA的數(shù)值范圍為0.07～0.28 g細胞COD產(chǎn)生/gN消耗。ASM1中用mgCOD/L表示自養(yǎng)菌及異氧菌的濃度，1mg MLVSS 約等于1.48mgCOD。硝化作用中每去除1mgNH3-N形成1mg 硝態(tài)氮約合成0.02x113/14=0.1614mg細胞物質(zhì)（見第9.4.1節(jié)式9-15），典型的細胞分子式為C5H7O2N，其分子量為113），換算成COD濃度為0.1614x1.48=0.24mg,因此，0.24是YA的理論值。系數(shù)fp是表征微生物特性的系數(shù)，即表示微生物衰減后以不可生物降解顆粒產(chǎn)物存在的那部分微生物。其數(shù)值不會因為廢水特性的不同而有較大的不變化。對于典型的細胞分子式（C5H7O2N）,微生物細胞中的含氮量iXB的數(shù)值為0.086gN/g活性生物體細胞COD。生物固體惰性組分含氮量似乎更少，iXP值為0.06gN/g內(nèi)源殘留物COD。 模型對fp 、iXB和iXP3個化學(xué)計量系數(shù)的敏感度較小，因此在應(yīng)用中通常使用典型值。YH和YA對系統(tǒng)的模擬和模型的應(yīng)用結(jié)果影響較大，在設(shè)計和優(yōu)化運行中使用這些系數(shù)，應(yīng)該通過批式、動態(tài)連續(xù)試驗或直接從生產(chǎn)性處理廠確定這些系數(shù)。國外學(xué)者就化學(xué)計量系數(shù)的測定提出了多種生物、物化和模型辨識方法。其中，序批反應(yīng)器耗氧速率測定法（OUR）由于簡便易行應(yīng)用較多。 表8-3 ASM1中的5個化學(xué)計量系數(shù) 序號 化學(xué)計量系數(shù) 符號 單位 典型數(shù)值(20℃) 1 異氧菌產(chǎn)率系數(shù) YH g細胞COD產(chǎn)生/gCOD消耗 0.67 2 自養(yǎng)菌產(chǎn)率系數(shù) YA g細胞COD產(chǎn)生/gN消耗 0.24 3 生物固體的惰性組分值 fp 0.08 4 生物固體的含氮量 iXB gN/g活性生物體細胞COD 0.086 5 生物固體惰性組分含氮量 iXP gN/g內(nèi)源殘留物COD 0.06 8.2.5.2 動力學(xué)參數(shù) 表8-4中匯總了IAWQ活性污泥法設(shè)計和運行數(shù)學(xué)模型課題組給出的ASM1中14個動力學(xué)參數(shù)的定義和典型數(shù)值。 表8-4 ASM1中的14個動力學(xué)參數(shù)及定義 序號 動力學(xué)參數(shù) 符號 單位 推薦值 20℃ 10℃ 異氧菌的生長和衰減 1 異氧菌最大比生長速率 d-1 6.0 3.0 2 異氧菌生長與底物利用飽和常數(shù) KS gCOD/m3 20.0 20.0 3 異氧菌比衰減（死亡）速率 bH d-1 0.62 0.20 4 異氧菌氧呼吸飽和常數(shù) KO,H gO2/m3 0.20 0.20 5 反硝化菌硝態(tài)氮呼吸飽和常數(shù) KNO gNO3-N/m3 0.50 0.50 6 異氧菌缺氧狀態(tài)生長修正系數(shù) ηg 0.8 0.8 污泥所捕集的顆粒性COD水解 7 捕集COD的水解速率 kh gCOD/(g細胞COD·d) 3.0 1.0 8 捕集COD水解飽和常數(shù) KX gCOD/g細胞COD 0.03 0.01 9 缺氧條件下水解修正系數(shù) ηh 0.4 0.4 自養(yǎng)菌的生長和衰減 10 自養(yǎng)菌最大比生長速率 d-1 0.8 0.3 11 自養(yǎng)菌生長與底物利用飽和常數(shù) KNH gNH3-N/m3 1.0 1.0 12 自養(yǎng)菌的氧飽和常數(shù) KO,A gO2/m3 0.4 0.4 13 自養(yǎng)菌比衰減（死亡）速率 bA d-1 0.12 0.12 14 溶解性有機氮的氨化速率 ka m3/(gCOD·d) 0.08 0.04 下面對表8-4中的參數(shù)作一簡單的分析和說明。 1）異氧菌氧呼吸飽和常數(shù)KO,H和反硝化菌硝態(tài)氮呼吸飽和常數(shù)KNO是用來作為開關(guān)函數(shù)。當溶解氧濃度下降時，異養(yǎng)菌的好氧生長關(guān)閉，缺氧生長開啟。同樣，自養(yǎng)菌的氧飽和常數(shù)KO,A也是用來作為開關(guān)函數(shù)，當溶解氧水平變低時停止硝化反應(yīng)。因此，只要數(shù)量級相同、運行濃度相對較小，這些參數(shù)的實際取值并不要求十分精確。對于不同的情況不必逐一取值，采用表8-4所提到的典型值也能得到滿意的結(jié)果。 2）是表征自養(yǎng)菌生長最關(guān)鍵的參數(shù)，對于硝化反應(yīng)器的設(shè)計和控制極為重要。相對于飽和常數(shù)KNH來說，對于廢水中的化學(xué)物質(zhì)的濃度更敏感，而且能決定防止出現(xiàn)硝化菌流失的最小SRT 。因此，測定要盡量準確。Hall(1974)推薦利用連續(xù)流的方法測定。即用一個完全混合反應(yīng)器，使它在高DO濃度下運行, 并且反應(yīng)器中只發(fā)生硝化反應(yīng)。在實驗開始階段，降低反應(yīng)器中廢棄污泥排放量，使 SRT時間大于到高度硝化所需的SRT。由于硝態(tài)氮隨著硝化菌的額外生長而增加，需要隨時測量反應(yīng)器中硝態(tài)氮的質(zhì)量濃度。由于污泥中硝態(tài)氮的濃度與自養(yǎng)菌數(shù)量成比例，可用硝酸鹽的質(zhì)量濃度變化來估算。如果畫出硝態(tài)氮濃度自然對數(shù)與時間的關(guān)系曲線 , 其斜率為。此處 , 是新的SRT,是硝化菌的傳統(tǒng)衰減速率系數(shù)（取用設(shè)定值），于是可得。除了Hall推薦的方法，Nowak等（1994）利用呼吸計量法通過測定自養(yǎng)菌的最大呼吸速率OURmax來間接計算出。Lesouef(1992) 提出用測定硝化速率的方法得到，即在測定硝化速率的兩個試驗中，加入已知量的底物以提高自養(yǎng)菌濃度，自養(yǎng)菌的生長速率可由兩個硝化速率的差值與加入底物的比率得知。 3）預(yù)測污泥產(chǎn)率和需氧量需要知道bH 的確切數(shù)值，因此，它必須根據(jù)所使用的污泥確定bH 的確切數(shù)值。在傳統(tǒng)的活性污泥模型中，內(nèi)源衰減系數(shù)k d是根據(jù)污泥齡與比底物去除速速率的線性關(guān)系而獲得，但該過程僅定義了衰減系數(shù)k d約為0.05d-1, 比真正的bH值要低。當泥齡升高時估測的k d值就不準確。由于活性污泥1號模型將活性微生物與顆粒性惰性有機物區(qū)分開來，因此，Ekama等（1986）推薦用批量反應(yīng)器呼吸計量法測定bH值。即從完全混合反應(yīng)器中取出污泥置于間歇反應(yīng)器中，幾天內(nèi)多次測量OUR，氧吸收速率的自然對數(shù)與時間關(guān)系曲線的斜率就是傳統(tǒng)衰減系數(shù)。試驗過程中，投加20mg/L的硫脲來抑制硝化反應(yīng) ,pH 維持在中性的恒定值。如果YH和fp己知,則bH可由下式計算: （8-13） 文獻中也有批量反應(yīng)器呼吸計量法測定bH值其他方法的報道，對于bH值的測定目前尚無規(guī)范的方法。 4）自養(yǎng)菌比衰減（死亡）速率bA與傳統(tǒng)的衰減速率常數(shù)在數(shù)值上相等。這是因為由衰減產(chǎn)生的有機物質(zhì)的循環(huán)只和異氧菌的活動有關(guān)。 5）自養(yǎng)菌生長與底物利用飽和常數(shù)KNH可以采用Williamson和McCarty（1975）的無限稀釋法確定。它是將從完全混合反應(yīng)器中取出的硝化活性污泥樣品置于間歇進水的反應(yīng)器中 ，進水中加氨氮，使得體積流速非常小，連續(xù)進入低于微生物硝化潛力的氨氮負,使得反應(yīng)器能獲得假穩(wěn)態(tài)。 該試驗提供了比硝化速率與假穩(wěn)態(tài)氨氮濃度之間的關(guān)系。通過分析，可以獲得自養(yǎng)菌生長與底物利用飽和常數(shù)KNH的數(shù)值值。因為諸如pH值、溫度和DO濃度等環(huán)境因素會影響硝化速率，在試驗中應(yīng)該注意使他們保持恒定。特別要保持足夠高的DO濃度， 使得接近于1。 6）異氧菌缺氧狀態(tài)生長修正系數(shù)ηg和缺氧條件下水解修正系數(shù)ηh是預(yù)測反硝化的兩個重要參數(shù)。ηg是調(diào)整與缺氧條件有關(guān)的變化，或調(diào)整只有一部分微生物可反硝化的校正因子；ηh是對慢速生物降解物質(zhì)在缺氧條件下，水解速率小于好氧條件下進行校正的因子。這兩個校正因子在數(shù)值上不同，ηh值較小。進水中有反硝化能力的那部分微生物及處理構(gòu)筑物等因素會影響這兩個參數(shù)的值。 在兩個除最終電子受體不同(一個是好氧條件下的氧，一個是缺氧條件下的硝酸鹽)之 外其他完全相同的間歇反應(yīng)器中，估算氧和硝酸鹽的消耗速率，可同時進行測量ηg和ηh的試驗。該試驗的基本原理如下：將污泥引入間歇反應(yīng)器中，與廢水接觸后不久，反應(yīng)器中的 主導(dǎo)反應(yīng)開始是異養(yǎng)菌依賴易生物降解物質(zhì)的生長，而后占優(yōu)勢的是利用由慢速降解物質(zhì)水解產(chǎn)生的底物的反應(yīng)。進行試驗時，需要保證底物與微生物濃度的比例(F/M)保持在圖8-5所示的合適范圍。如果F/M太小,則易生物降解物質(zhì)的去除時間會太短，無法準確測量OUR和硝酸鹽利用率(NUR)；如果F/M太小，由于這兩個階段的速率相差太小，以致無法確切的區(qū)分 ；只有F/M合適，才能準確區(qū)分這兩個區(qū)的活性,并有足夠的時間去準確測定好氧反應(yīng)器中的 OUR和缺氧反應(yīng)器中的NUR。如果OURg代表第一階段的OUR,NURg代表第一階段的NUR,則ηg可由下式計算： （8-14） 同時 ,如果OURh代表第二階段的OUR,而NURg代表第二階段的NUR,則ηh計算如下： （8-15） 7）異氧菌最大比生長速率和異氧菌生長與底物利用飽和常數(shù)KS很難準確估算,但模 圖8-6 F/M比值對間歇反應(yīng)器OUR的影響 (Ekama等人，1986) 型對于它們的值不敏感。的主要功能是預(yù)測OUR的最大值,因此，的測定應(yīng)該以氧吸收的測量為基礎(chǔ)。KS的主要功能是開關(guān)函數(shù)，控制著異養(yǎng)菌生長和底物去除的一級或零級反應(yīng)動力學(xué)。下面介紹Cech等（1985）估算和KS值的呼吸測定法。 從試驗活性污泥反應(yīng)器中取出污泥，曝氣1h得到恒定的背景呼吸速率。將污泥和廢水按不同的稀釋比混合，使微生物的比呼吸速率達到最大。在試驗過程中，需要保持高水平的DO 濃度, 使得不同試驗中的項大致相等，并接近l 。結(jié)合已知的廢水特性，用這些化學(xué)計量系數(shù)和動力學(xué)參數(shù)可以估算從小試反應(yīng)器取出的活性污泥中異養(yǎng)菌濃度XB,H。然后,將測定的呼吸速率除以呼吸計中異氧菌濃度,可得到菌種的比呼吸速率。測量值與背景值之差為底物氧化的速率rresp.OX。于是，可以計算異氧菌比生長速率: （8-16） 因為在試驗過程中保持高的DO濃度，只是易降解底物濃度SS的函數(shù)。用多種方法分析以SS為函數(shù)的數(shù)據(jù),可以得到和KS。 8）無論是城市污水還是工業(yè)廢水，慢速可生物降解有機物XS都是廢水中可生物降解COD的主體，因此，慢速可生物降解有機物XS的水解反應(yīng)是模型中的重要反應(yīng)，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水解飽和常數(shù)KX。為了測定kh，必須使微生物中慢速生物降解物質(zhì)達到飽和。這同樣也可以通過運行日循環(huán)脈沖進水的完全混合反應(yīng)器來完成。圖8-4顯示了24h內(nèi)氧吸收的形式 , 在討論快速可生物降解有機物SS的測定方法時，曾提及停止進水后OUR的急劇下降與快速可生物降解有機物有關(guān)。進水停止后OUR曲線的平緩是由于慢速可生物降解物質(zhì)水解所釋放底物的降解。曲線持續(xù)平緩表明微生物達飽和并且水解以最大速率進行。由此，可以估算kh。而且，OUR曲線隨時間下降的模式是由KX決定的。因此，可以用曲線擬合技術(shù)估算kh和KX。 9）基于停止進水時的可溶性有機氮中氨的釋放，可以用一個相類似的抑制了硝化反應(yīng)的日循環(huán)脈沖進水試驗來確定溶解性有機氮的氨化速率ka。 10) 自養(yǎng)菌比衰減（死亡）速率bA很難用現(xiàn)有方法進行測定，文獻報道值在0.05～0.15d-1,但極少知到確切值。 由上面的討論可以看出，一些參數(shù)不需要測定(表8-5)，因為假設(shè)值能得到良好的效果。其次,和特定廢水的性質(zhì)一樣,其他參數(shù)的估算必須按一 的順序來進行,因為得到某些參數(shù)之前需要其他參數(shù)。表8-6列出了它們的前后關(guān)系。需要說明的是，這些參數(shù)的確定方法仍然處于研究發(fā)展中，隨著模型使用經(jīng)驗的積累，可能會有更好的測定技術(shù)。 表8-5 ASM1中可以假設(shè)的參數(shù) 符號 名稱 YA bA fp iXB iXP KO,H KNO KO,A 自氧菌產(chǎn)率系數(shù) 自養(yǎng)菌比衰減（死亡）速率 生物固體的惰性組分值 生物固體的含氮量 生物固體惰性組分含氮量 異氧菌氧呼吸飽和常數(shù) 反硝化菌硝態(tài)氮呼吸飽和常數(shù) 自養(yǎng)菌的氧飽和常數(shù) 8.2.6 模型的缺欠與使用限制 ASM1推出后，在歐美得到了廣泛的使用，成為模擬活性污泥系統(tǒng)的強有力的工具。ASM1主要缺陷是未包含污水中磷的去除。 ASM1的不足是：它不包括氮和堿度限制異氧菌的動力學(xué)表述，導(dǎo)致某些情況下計算物質(zhì)的濃度會出現(xiàn)負值；氨化動力學(xué)無法真正量化，通常假設(shè)所有有機物組分組成恒定，即恒定的N:COD比值；異氧菌的水解過程對預(yù)測氧的消耗和反硝化起主要影響作用，但這個過程的動力學(xué)參數(shù)量化是非常困難的；僅用伴有水解的衰減和生長來描述影響內(nèi)源呼吸的總體因素, 如：生物體的化合物貯藏、死亡、捕食、溶菌作用等，造成動力學(xué)參數(shù)評價上的困難；沒有區(qū)分硝化菌在好氧和缺氧條件下的衰減速率，這在長SRT和缺氧反應(yīng)器體積比例較高時，預(yù)測最大硝化速率會有問題。ASM1不能預(yù)測可直接觀測到的混合液中的懸浮固體濃度。 下面所列各項內(nèi)容為ASM1模型使用時的限制條件： 1）溫度應(yīng)在8～23 ℃之間； 2）pH值應(yīng)在6.5～7.5的范圍內(nèi)； 3）曝氣池中的混合強度不能超過240/s； 4）反應(yīng)器的曝氣死區(qū)所占比例不大于50%, 否則污泥沉降性能將會惡化； 5）不適用于超高負荷或泥齡(SRT)小的活性污泥系統(tǒng),SRT應(yīng)為3～30d； 6）污泥濃度(以COD計)一般應(yīng)在750～7500mg/L之間。 表8-6 必須測定和估算的參數(shù)、特性及前期所需信息 符號 名稱 前期所需信息 SNO SNH SI SNI SND YH SS KNH bH XI XS XND ηg ηh KS kh KX ka 溶解性硝酸鹽氮濃度 溶解性氨氮濃度 溶解性不可生物降解COD濃度 溶解性不可生物降解有機氮濃度 溶解性可生物降解有機氮濃度 異氧菌產(chǎn)率系數(shù) 溶解性快速可生物降解COD濃度 自養(yǎng)菌最大比生長速率 自養(yǎng)菌生長與底物利用飽和常數(shù) 異氧菌比衰減（死亡）速率 顆粒性不可生物降解COD濃度 慢速可生物降解COD濃度 顆粒性可生物降解有機氮濃度 異氧菌缺氧狀態(tài)生長修正系數(shù) 缺氧條件下水解修正系數(shù) 異氧菌最大比生長速率 異氧菌生長與底物利用飽和常數(shù) 捕集COD的水解速率 捕集COD水解飽和常數(shù) 溶解性有機氮的氨化速率