污水处理工艺设备系统模型研究与仿真 79页

'太原科技大学硕士学位论文污水处理工艺设备系统模型研究与仿真姓名：夏静文申请学位级别：硕士专业：机械设计及理论指导教师：郭亚兵20080701 中文摘要活性污泥系统由于运行稳定、处理效果高、运行成本低等特点而成为废水处理的主要的方法。到目前为止，大部分的城市污水处理工艺都采用活性污泥法或活性污泥法的变种，因而该工艺在废水处理中处于非常重要的地位。但是活性污泥工艺设计、运行还停留在经验水平，对工艺系统理论的深入研究以及运用远远不够。由于活性污泥工艺过程的复杂性，实验研究无法满足工艺运行的要求，因此工艺系统数学模型的研究，有助于掌握活性污泥工艺的现象和规律，从而有效指导生产实践。IAWQ组织提出的ASM系列模型已成为活性污泥过程仿真和控制的重要基础，将模型和控制理论及方法结合起来，．可实现按照处理水质的要求，达到优化运行的目的。在城市污水活性污泥处理系统中，生物反应器和沉淀池是系统的重要组成部分。建立生物反应模型和沉淀模型是污水生物处理系统模拟的关键。本课题研究了活性污泥模型和沉降模型中的各种动力学参数，化学计量和沉降特性参数。并在ASM2号模型和Vesilind沉降模型的基础上，结合反应器模型原理，构建了活性污泥设备系统模型。采用MicrosoftVisualC++6．0开发了活性污泥系统仿真软件。针对国内大多数同类研究以开发专用活性污泥流程模拟系统为主，软件的通用性不强，本课题在“模块化”思想指导下，对好氧池，厌氧池，缺氧池，二沉池等设施单独建模，通过设计程序算法，将不同反应器模块按照实际工艺流程顺序组合在一起，开发出通用活性污泥流程模拟系统。在ASM模型关于组分划分的基础上，本课题进一步提出适合我国水质的完整组分划分方案，实现了实际水质数据与理论组分数据之间的转化。本文对淮南首创第一污水处理厂的进水水质进行组分转换，利用该厂氧化沟工艺系统运行数据对模型进行了标定。并利用该模型对该厂进行了静态模拟，动态模拟，模型参数调整，工艺参数优化。研究结果表明，开发的活性污泥系统仿真软件可以用来模拟及优化城市污水活性污泥处理系统及脱氮除磷工艺，是进行活性污泥工艺模拟仿真的有效工具。为城市污水处理厂的实际运行管理提供具有重要价值的参考依据，值得在我国进行进一步的深入研究和推广应用。 关键词：城市污水处理；活性污泥系统；数学模型；ASM2；系统模拟； RESEARCHANDEMULATIONEQUIPMENTSYSTEMMoDELFORWASTEⅥ(ATERTRE√订M[ENTPRoCESSABSTRACTTheactivatedsludgeprocess，whichisreliable，efficacyandlowcost，becomesafundamentalandprimaryapproach．Sofar，themostofmunicipalWWTPusetheactivatedsludgeprocess．Therefore，thisprocessplaysaveryimportantroleinwastewatertreatment．However，thedesignandoperationofactivatedsludgeprocessdependsonexperiencemuch，andtheoricalresearchoftheactivatedsludgeprocessisinsufficientfarandway．TheexperimentresearchCannotmatchtheneedsofoperationbecauseofcomplexityofthewastewater’Scharacteristiccompositionandactivatedsludgeprocess．Themathematicsmodeloftheactivatedsludgeprocessishelpfultocompletelyrecognizethephenomenonanddisciplinarian，thusthisstudyCanbeusedasguidetoactualproductionoperation．TheASMseriesmodelproposedbytheorganizationofIAWQhavebecametheimportantsimulationandcontrolfoundationfortheactivatedsludgeprocess．Combiningthemodelwiththecontroltheoryandstrate，theoptimaloperationCanbeachieved．Itisimportanttobuildthereactormodelandsettlingmodelbecausethebioreactorandsettlingtankareimportantcomponmentsofactivatedsludgeprocess．Inthisthesis，allkindsofkineticandstoichiometricparametersintheactivatedsludgemodelandsettlingcharactericticparameterswerestudied．anactivatedsludgemodelwasbuiltwithreactorprinciple，basedontheActivatedSludgeModelNo．2andVesilindSettingVelocityModel．TheactivatedsludgesystemsimulationsoftwareWaSdevelopedwithMicrosoftVisualC++6．O．MostsimilarresearchinChinadevelopedspecialactivatedsludgeprocesssimulatorsforthespecialprocess，whichisloweruniversality．Withthe “modularization"’ide：al，themodelsofaerationcell，anaerobiccellandanoxiccellarebuilt．，nledifferentactivatedsludgesystemcanbeformedwithabovemodelsintheclientareaofthesoftware，whichhasgooduniversality．BasedoncompositionsconversionaboutASMModel，acompletedatacollectschemeispresented，whichissuitableforlocalwastewaterandwimwhichthemeasurementdatafortheplantCanbeconvenedintocompositionsdata．ThedatafromHuannanWWTPwereconvertedandthemodeloftheoxidationditchprocesswascalibrated．Finally，thestaticsimulation，dynamicsimulation，parameteradjustmentofthemodelandoptimizationofprocessparametersweredone．ItWassuggestedthatthisactivatedsludgesystemsimulationsoftwareCanbeusedtosimulateandoptimizetheperformanceofactivatedsludgetreatmentsystemwithstaticanddynamicstatemodelandisaneffectivetoolincomputeraideddesign．ItcanbeusedtooffertheimportantreferencefortheoperationandmanagementofexistingWWTPs，andneedtofurtherresearchandapplication．Keyword：Municipalwastewatertreatment；Activatedsludgeprocess；Mathematicalmodel；Systemsimulation． 承诺书本人郑重声明：所呈交的学位论文，是在导师指导下独立完成的，学位论文的知识产权属于太原科技大学。如果今后以其他单位名义发表与在读期间学位论文相关的内容，将承担法律责任。除文中已经注明引用的文献资料外，本学位论文不包括任何其他个人或集体已经发表或撰写过的成果。学位20将0弓年6EJ臀’．复静之7日一N。 第1章总论第1章总论1．1城市污水处理工艺发展现状及趋势所有的生命体都离不开水。在人类生命开始最初的九个月时间是完全处于水环境中的。成人的身体“％是由水构成的，而且每天需要饮用2．3升水来维持身体的健康平衡状态。地球71％的表面被平均深度达3．8km的水覆盖，全球总贮水量估计为13．9亿立方千米。但是人类可利用的淡水总量不足世界总贮水量的1％。比起其他生命体，人类对周围的水环境有巨大的影响。这种影响包括消极和积极两方面。人类现代社会的产物—污染，减少了自然水资源，影响了其他生命体生存质量。清洁，新鲜的水资源越来越稀少，保护这种资源的任务日益紧迫。另一方面，污水处理成为经济发展和水资源保护不可或缺的组成部分。现代化的污水处理厂的任务不仅是消除城市排水的污染问题，还应担负起解决城市水资源紧缺的任务。污水处理厂对水资源保护的效果取决于所采用工艺技术。传统活性污泥法是目前国内外污水处理厂采用的主体工艺，除此之外还有氧化沟工艺、两段活性污泥法(A．B)法，前置反硝化生物脱氮(Al／o)工艺、厌氧一好氧(A2／O)生物除磷工艺及厌氧、缺氧／好氧(A2／O)生物脱氮除磷工艺掣11。1。1．1活性污泥工艺的发展现状自1914年Arden和W．T．Loket在英国建成活性污泥污水处理试验厂获得成功以来，活性污泥工艺发展己有近百年的历史【2】，是目前使用最广泛、技术发展最为成熟的生物处理应用技术。传统的活性污泥法是指通过微生物在好氧条件下，利用污水中的有机物或部分无机物为培养基质进行生物合成和生物分解的代谢活动。在此过程中，污染物一部分被微生物降解以维持其生命活动而得以去除，另一部分则用来合成新的微生物并通过从反应器中的部分排除而维持反应器中的主体微生物的平衡。由此可见，活性污泥法的目标是去除污水中的有机质，以有机质作为生长基质的微生物是整个工艺的主体，从而创造主体微生物生长所需的环境条件如营养、温度、pH、供氧气等为整个工艺功能发挥优劣的关键。活性污泥法的广泛应用是由于它具有许多明显的优点。它使用范围广，既能有效处理城市生活污水，也能处理多种工业有机废水：其处理规模可在千吨／日至万吨／日之间变化；可以连续运行，也可以间歇运行。这种巨大的适应能力是其他的废水处理工艺所不具备的。活性污泥法具有良好的灵活性，这表现在多方面。首先，它具有多种不同的运行方式。每一种运行方式都有 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真其独特的性能；其二，它能在较大的负荷范围内有效的工作，这样就具备了对不同废水特性、环境和其他制约条件以及处理要求的良好的适应能力；此外，它是可控制的，活性污泥法能以合理的费用达到相当高的出水水质要求。活性污泥法也存在以下缺点：首先污泥产量高，污泥的产率与负荷和泥龄密切相关。在高负荷的的活性污泥种，剩余污泥量及其处理问题是一个重要的考虑因素，而对低负荷系统，如延时曝气、氧化沟来说，这一问题不十分明显。其次，运行操作较为复杂，要求高。活性污泥法的运行中有多种过程控制的手段，如污泥的回流，剩余污泥的排放和氧的供给等。在对过程控制缺乏足够的认识和深入研究的情况下，这对矛盾中的复杂性一面就会成为影响工艺选择和运行效果的不利因素。其三，容易出现污泥膨胀等运行问题，影响工艺性能。随着活性污泥处理工艺的推广，人们对它的认识也不断深入，为解决实际问题的需要，从工艺流程布置上，活性污泥法产生如下十余种形式：传统活性污泥法【31、完全混合活性污泥法f41、循环式活性污泥法【5】、延时曝气活性污泥法【6】、纯氧曝气活性污泥法忉、序批式活性污泥法嗍8、氧化沟【9】等。活性污泥设备系统由初次沉淀池、生化反应池及二次沉淀池组成。污水首先进入初沉池，对BOD及ss首先去除一部分，然后进入生化反应池，在生化反应池，通过表面曝气器或底部曝气器为水中施加溶解氧，以保证微生物进行生化反应，降解污水中的有机物；经过反应的液体进入到二次沉淀池，通过重力沉降，将活性污泥固体沉淀，从沉淀池底部排出，一部份回流到反应池，一部份作为剩余污泥排到污泥处置系统；溢流水从溢流堰排出进行排放或进行进一步处理。1．1．2城市污水处理工艺发展趋势随着人类对环境质量要求的提高，同时受水资源短缺和能源危机等影响，未来的污水处理将向着以下方向发展【10】：(1)污水处理普及率更高各国都在为污水处理普及率达到100％而努力。(2)推广低能耗高性能的污水处理工艺技术在污水处理厂中采用高效节能的污泥处理系统和安全的处置方法是十分重要的。(3)水处理排放的标准提高随着人们生活质量的提高，对环境质量的要求也逐步提高，这就使得城市污水处理厂的排水标准越来越高，除BOD外，对氮磷等的去除要求也将提升。2 第1章总论(4)生物处理理论数学模型的研究日益成熟近几十年来，活性污泥法有了很大的发展，但对废水处理工艺设备处理数学模型的研究却远远不够。废水处理工艺设备数学模型有助于描述和理解活性污泥系统的反应过程、沉淀设备的沉淀机理，对系统设计及设备选型提供理论的指导；有助于模拟活性污泥工艺设备系统的动态变化和对各项水质指标的影响，可以指导实际的生产运行。随着污水处理技术的发展，必须开展数学模型的研究，从而更深刻地认识所研究的现象和规律。1．2活性污泥法与数学模型的结合．1．2．1活性污泥静态模型的发展活性污泥模型的研究从1913年Michaelis和Menten研究纯酶对纯底物的降解关系，提出的Miehaelis．Menten方程【11]至U1942年Monod【121提出以Michaelis．Menten公式为基础的Monod方程，指出微生物的生长速率与微生物浓度及某些限制性底物浓度之间的关系。再到20世纪50年代末期，一些学者在前人的基础上引入化工领域的反应器理论及微生物学的生化学理论，将基质降解，微生物生长及各参数之间的关系用数学模型来表示，其中最有代表性的有Eckenfeldertl3】等基于VSS(挥发性悬浮固体)积累速率经验公式提出的活性污泥模型，McKinney[14】等基于污泥全混假设提出的活性污泥模型和Lawrence．Mccarty[”】等基于微生物生长动力学理论提出的活性污泥模型。以上模型对实际的生化反应系统和过程机理作了很大简化，已经能够进行污水厂的初步设计，通过对污水组分和污泥组分的分类，比较准确的计算完全混合活性污泥工艺的反应池体积、需氧量、污泥产量等重要数据。具有模型变量易于测量、动力学参数确定及方程求解方便等特点。但是，由于这些稳态模型只考虑了污水中含碳有机物的去除，没有考虑氮、磷等物质的去除，和出水中有机物浓度随进水浓度变化的现象，也不能很好地预测实际观察中存在的有机物浓度增加时，微生物增长速率变化的滞后效应，且Monod方程本身并不能预测有机物浓度降低时活性污泥过程的瞬变响应，而实际污水厂总是处在变化过程中，进水的水质水量有变化，每天的气温也有变化。因此采用稳态模型对于精确模拟实际情况氧利用的动态变化显出其局限性。因此静态活性污泥模型必须向动态模型方向发展，不仅能够预测物质转化的数量关系，而且能够预测物质转化的瞬间数量关系即转换速率。3 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真1．2．2活性污泥动态模型的发展活性污泥法动态模型主要有三种：机理模型、时间序列模型和语言模型。语言模型主要指专家系统，其研究尚处在初始阶段。时间序列模型又称为辨识模型，对监测控制系统的要求较高。黑箱机理模型为目前活性污泥模型的主要应用模型。机理模型目前主要有3种：1．Andrews模型【16L由美国的T．F．Andrews等于20世纪80年代提出，特点是引入底物的存储一代谢机理，合理解释了有机物的“快速去除”现象、微生物增长速率随底物浓度变化的滞后效应以及耗氧速率随底物浓度变化的滞后效应。2．wRC模型【17L-该模型由英国水研究中心提出，认为存活力并非生物活性的先决条件，强调了非存活细胞的生物代谢作用使有机物的降解可以在不伴随微生物量增加的情况下发生，以此解释在应用Monod动力学根据有机物的去除预测微生物量增长时出现的问题。3．IAWQ系列模型1181[191120L一前述模型由于其系统内相互联系描述的复杂性，增加了其应用推广的难度，但考虑到建立数学模型带来的益处，1983年国际水污染研究和控制协会IAWPRC，(现已更名为国际水质协会，IAWQ)组织南非、日本、美国、丹麦、荷兰等5国专家成立活性污泥通用模型国际研究小组，其任务是促进模型的发展，推动模型的利用，将模型应用于污水生物处理系统的设计和运行，其首要目的是回顾业已存在的模型，其次是开发一个公认的最简化的模型，能对同时进行碳氧化、硝化和反硝化的单个活性污泥系统的运行作出预测。并于1986年成功推出了活性污泥1号模型(ActivatedSludgeModelNo．1，简称ASMl)，将Monod动力学与活性污泥反应器中各种过程结合起来，描述了脱氮过程；经过多年的发展，模型已变得越来越复杂，1995年又推出了更为复杂的包含除磷过程的活性污泥2号(ASM2)及包含反硝化聚磷菌的ASM2D模型：随着对活性污泥机理研究的深入，1999年推出的活性污泥3号模型(ASM3)则代表了新一代模型研究的开始。在下一章中对ASM系列模型进行较详尽的阐述。1．2．3活性污泥系统模拟随着计算机的广泛应用和生物技术的进展，特别是上述ASM系列模型的问世，人们才对活性污泥法废水处理的解决方案进行了较为准确的定位一活性污泥系统模拟。即利用数学模型，结合反应器设计原理，表达生化处理系统的输入和输出关系。并借助于各种软件开发平台(Matlab，VisiualBasic和VisiualC++等)开发相应的设计、4 第1章总论模拟及诊断软件，对新建和己建污水处理厂进行优化设计、系统模拟预测和科学管理。在活性污泥系统中，生物反应池和沉淀池是最重要的两部分。建立生物反应模型和沉淀模型是活性污泥系统模拟的关键。生物反应模型描述其中的各种生物化学过程，如有机物降解、微生物增长等：沉淀模型描述沉淀池中的固液分离过程。两者通过有效的途径结合起来组成完整的活性污泥模拟系统。因此在本研究中，将活性污泥系统模型分解成生物反应模型和沉淀模型两部分。1．3活性污泥数学模型应用软件的发展1．3．1国外性污泥数学模型应用软件的发展及现状1988年，美国Clemson大学将ASMI模型编成计算机应用程序SSSP(SimulationofSingleSludgeProcess)，成为公认的第一个活性污泥工艺软件。此后发展迅速，又出现了EFOR软件、STOAT软件、SASSPRO软件，DSP软件，BIOWIN软件和GPS．X软件等。其中以GPS．X软件市场商业化最为成功。SSSP软件可对污水处理厂进行稳态模拟，也可进行动态模拟，显示氨氮去除率、污泥龄、水力停留时间、回流比、溶解氧、耗氧速率、混合液悬浮固体浓度等45个变化速率之间的关系曲线【211。EFOR是基于ASMl和ASM2活性污泥模型的废水处理工艺开发和模拟软件，由EFORApS公司与以MogensHenze教授为首的IAWQ活性污泥模型国际专家组联合开发，目前在国外普遍使用。该软件能够模拟活性污泥法中的碳氧化、硝化与反硝化和生物除磷过程，包括传统活性污泥工艺、分段进水、交替硝化反硝化、氧化沟工艺、AB法及生物化学同时除磷工艺等，获得稳态与动态的出水效果田J。GPS．X(theGeneralPurposeSimulator)是由Hydromantis公司开发的面向对象、模型独立的交互式商业化软件，它为用户提供了通过菜单和图形驱动开发污水处理厂模型的界面。该软件于1991年第一次发布，既可在个人电脑Wmo嗣：境下，也可在Solaris工作站上运行，目前在世界范围内使用广泛。GPS．X软件的主要优点有：(1)对处理规模(如进水水流数目、曝气池数目、二沉池数目等)和工厂的布置没有限制；(2)提供用户可编辑的数据库(如碳氮、碳磷、用户指定的工业污染物等)，可以优化模型运行效率；(3)计算功能强大(有7种算法)；(4)含多参数优化程序；(5)提供灵敏度分析；(6)提供两种稳态计算器，以适应不同条件和要求的计算；(7)能够模拟单一活性污泥或多种活性污泥的系统运行情况：(8)输入、输出既可5 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真用数据文件格式，也可用DDE格式，还可与微软EXCEL链接以电子表格的形式输出，用图、表直观地显示整个变化过程：(9)可在屏幕流程图中显示某个操作单元(如曝气池、二沉池)，并通过点击来调整该装置的参数或对其进行相应的操作；(10)覆盖的单元操作齐全，包括均化池、配水渠、初沉池、二沉池、浓缩池、泵站、深井、序批式反应器(SBR)、连续搅拌式反应器(CSTR)、活塞流式反应器、滴滤池、生物滤池(BAF)、转盘滤池、气浮、硝化池、沉砂池、澄清池、灭菌工艺等；(11)自动化功能强大，内置开／关、P，PI，PID控制和超前滞后、前馈控制模拟程序，并可与MATLAB软件整合，以检验控制方案是否得力，还可自动校测各传感器，及时诊断各种工艺故障。国外还有一类广泛研究的废水处理工艺软件是“专家系统”，即基于高度熟练、经验丰富的运行管理人员的实践经验建立的人工智能化计算机程序。好的专家系统不仅能运用专家的知识，准确地判断各种运行状态，还可以在应用过程中进行自我改进，使其预测水平接近系统的真实情况。这种系统往往不是用数学语言，而是通过对话与用户交流系统的动态行为和控制规则，故又称为“语言模型”。然而，由于这类软件只能提供定性而非定量的结果，所以近几年的发展落后于以动态数学模型为基础的活性污泥工艺软件。1．3．2国内性污泥数学模型应用软件的发展及现状我国在活性污泥模型方面做的工作，从20世纪90年代中期开始，大多局限于对稳态模型的介绍和研究。例如钱易等应Lawrence．McCarty模型对活性污泥工艺中污泥龄的影响进行了实验研究【23】．顾夏声着重介绍各种废水与生物处理数学模型的推导和基本应用【11】：张自杰等对EcKenfelder，McKirmey，Lawrence．MeCarty等模型的理论、应用和研究成果作了较为全面的论述【24】。在动态模型研究方面，朱明权利用ASMl和ASM2提出了活性污泥好氧生物稳定过程的数学模型【25J。近年来我国开发的活性污泥工艺软件，主要集中在污水处理工艺的计算机辅助设计。这在模型研究和使用领域的研究还未完全展开。主要研究成果有同济大学承担国家“七五"科技攻关项目开发的“水处理工程计算机辅助设计”软件包(基于传统的活性污泥模型，注重整个污水处理厂的设计及各个组成部分之间的协调)、北京建筑工程学院承担国家“八五”科技攻关项目开发的“稳定塘智能化CAD系统”(包括稳定塘设计系统、稳定塘流程优化系统、稳定塘专家系统和稳定塘工程图形系统)等。国家“九五”科技攻关项目“城市污水处理技术集成与决策支持系统建设"，则致力于活性污泥数学模型理论及计算机模拟技术在国内的普及、应用和发展。国6 第1章总论家“十五”科技攻关计划重大项目“水安全保障技术研究”的重要组成部分“城市污水再生利用”课题对处理污水水质提出了更高要求。特别是2008年3月11日，以“大部制”为核心的新一轮国务院机构改革方案出台，国家环保总局升格为环境保护部，环境保护部的组建能从根本上理顺环境部门、农业部、林业部、水利部之间的关系，实现资源的整合，提高工作效率。我国对环保重视的程度越来越大，作为污染防治的重点项目，污水处理模型的研究会进一步对我国环保事业做出贡献。1．4本研究的主要内容，方法及意义1．4．1本研究的意义随着我国“十一五”规划的出台，国家发展改革委、水利部、建设部印发了《节水型社会建设“十一五"规划》，对“十一五”期间全国节水型社会建设作出全面部署。我国在今后数年内将建设大批污水处理厂，需要实行最优化设计和运行管理，我国在模型研究和应用方面与国外的差距应该借机进行缩小，以提高城市污水处理厂设计和运行管理水平，减少投资和运行成本，提高处理效果，这无论是在实际应用方面或是在理论方面都具有重要意义。国外模拟应用软件发展相对成熟，但其设计是基于国外污水处理厂的实际运行，与我国实际情况有一些偏差，其软件进军中国市场还需进行一些调整与修改，加上价格昂贵，因此在国内污水处理厂实际生产中并没有被普及使用。因此加强模型分析研究以及有较强商业化潜力的软件的自主开发，不仅对于我国顺利实现节水型社会建设“十一五”规划意义重大，对于我国自主专业化软件产业同样意义深远。1．4．2本研究的主要内容及方法以前国内开发的一些软件程序以面向过程为主，对于操作人员专业水平，以及计算机操作水平，编程能力要求较高，在实际污水处理厂运行时需要专家进行指导培训，且开发出来的软件均为对特定工艺流程进行模拟，工艺模拟较单一，适应性不强，推广潜力不大，而且软件通常是结合其他软件如(MATLAB，SIMULINK)共同完成仿真程序计算，借助其他软件的强大计算能力，减化了编程过程，但用户在使用该软件时还需安装其他辅助软件。鉴于已开发的软件中存在的这些问题，本研究力图开发出新的应用模拟软件。本研究基于活性污泥数学ASM2号模型进行模拟软件的开发，开发平台选择功能强大的MicrosoftVisualC++6．0，软件操作界面通俗易上手，人机交流友好，通过流7 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真程线来传递信息数据，可以模拟任一活性污泥工艺流程，仿真软件的适用性大大加强，采用单反应器模型，可以对实际工艺情况进行改造，预测出改造效果。软件对用户电脑配置要求很低，软件为绿色安装文件，无须安装，随装随用，且仿真模拟计算程序封装独立，无须安装其他数学软件，仿真软件。本研究以模拟淮南首创第一污水处理厂的氧化沟工艺为例，详细对软件的使用过程进行说明，并针对该厂出水水质将模型化学计量学参数和动力学参数进行分析调整优化，得出适合该厂水质的活性污泥生物处理模型，并在此基础上对该厂传统工艺参数进行优化，得出适宜于该厂的最佳工艺参数。8 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型第2章活性污泥工艺设备系统数学模型1983年国际水污染控制与研究协会IAWPRC(现更名为国际水质协会IAWQ)组织专家在经过4年的收集、分析、讨论、归纳，于1986年推出了活性污泥1号数学模型(ActivatedSludgeModelNO．1简称ASMl)．ASMl模型将微生物反应的基本过程及其相关组分以矩阵形式表达。该模型包括8个反应过程、13种组分、5个化学计量学系数、和14个动力学参数。由于其模型结构简单，速率表达关系清晰，化学计量关系准确，相关参数值丰富，便于实现计算机编程计算，因此被广泛接受，并被大量应用于国外城市污水处理厂的设计和运行管理中。但是自ASMl推出以后，生物除磷工艺逐渐得到发展和普及，ASMl虽然在实践中获得了很好的应用，但是没有包含活性污泥的除磷过程【26】【271。为了满足污水排放标准对氮、磷的要求，国际水质协会IAWQ又组织多国专家于1995年推出活性污泥法2号模型(ASM2)，它不仅包含污水中含碳有机物和氮的去除过程，还包含生物除磷和化学除磷过程。2．1ASM2模型介绍ASM2模型包含有19个组分、19个反应过程、22个化学计量系数和42个动力学参数。与ASMl类似，ASM2也采用矩阵来描述各有关物质浓度、反应速率、反应动力学参数及化学计量学系数之间的关系。这样，使用者能同时看出各种反应对各种物质浓度变化的影响。ASM2模型写成矩阵形式，模型矩阵共有19行19列，表示活性污泥过程的19种生物化学反应和19种模型组分，行和列的交叉处为组分对过程的化学计量系数。此外，模型矩阵还给出了各反应的反应速率。2．1．1模型组分ASM2模型将处理系统中的19个组分分为两类：溶解态“S?”和颗粒态“K"。在活性污泥系统内，假定颗粒态组分和活性污泥有关(絮凝到活性污泥上)，它们可在沉淀池中通过沉淀／浓缩来测定浓度，而溶解态组分“S?”只在水中进行迁移。一、9个溶解态组分“S?”的定义：SA[M(COD)／L3】一发酵产物可按乙酸(盐)来考虑。由于发酵包含在生物过程中，发酵产物必须同其他溶解性有机物分开来模拟。它们是发酵反应的最终产物。对所有化学计量学计算，假定9 污水处理工艺设各系统模型研究与仿真SA是乙酸，实际上也表示了所有其他发酵产物。SmK[moI(HC0i)／L3】一污水的HC03碱度碱度是用来反映生物反应中电荷的连续性。引进碱度的概念是为了预测pH值降低会对某些生物过程产生抑制。在化学计算中，SALK假定为重碳酸盐碱度HCOi。SF口汀(COD)／L3】一可发酵的易生物降解有机物可由异养菌直接降解的发酵基质，不包含发酵产物。SI[M(COD)／L3】—惰性溶解态有机物SI的主要特征是在污水处理过程中不能被进一步降解。这种组分可由入流带入，也可是颗粒态基质Xs水解的产物。sN：瞰(N：》几3】一氮气N2假定SN：是反硝化的唯一产物，同So：一样，SN：易受气体交换的影响。SNH。[M(N)／L3】一氨氮为使电荷平衡，假设全部sNH4以NH毒的形式存在。SN03[M(N)／L3】一硝酸盐氮与亚硝酸盐氮(N0i+NOi)因为亚硝酸盐氮不作为一个独立的模型组分，因此，假定SNo。，包含硝酸盐氮与亚硝酸盐氮。在所有化学计量学计算中，假定SNo，，全部为NO；。so：[M(02∥卜一溶解氧So：受气体交换的影响。Sp04【M(P)／L3】一溶解态无机磷主要为正磷酸盐。为了电荷平衡，假定SP吼。包含50％的H2POi和50％的HP04，并且与pn值无关。ss【M(coD)／L3】一易生物降解基质在ASM2中，Ss表示SF和SA的总和。二、10个颗粒态组分“X?"的定义XAoT[M(COD)／L3】一硝化菌硝化菌负责硝化，它们是好氧自养菌。ASM2中，假定硝化菌把氨氮SNH,直接氧】O 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型化为硝酸盐氮SN03(硝化茵包括亚硝化毛杆菌和硝化杆菌)。XH[M(COD)／L3卜一异养菌这类微生物假定是“全能”异养微生物，它们可以在好氧和缺氧(反硝化)条件下生长，并且在厌氧(发酵)条件下的活性也很高。它们可以将颗粒性基质Xs水解，并能在一切环境条件下利用所有可降解的有机物。XI[M(COD)／L3】—惰性颗粒态有机物这种物质在活性污泥系统中不能被降解，它们只能靠活性污泥的聚集作用从污水中去除。XI可以由入流带入系统，也可以是处理系统中微生物衰退的产物。XMa)H[M(TSS)／L3卜一金属氢氧化物ASM2中为了表达化学除磷过程而提出了这一组分，它代表了可能与磷酸盐结合的金属氢氧化物。它们可以来自污水本身，也可以由外部投加到系统中。在所有化学计量学计算中，均假定这一组分为Fe(OH)3。也可用其他化学式代表这个组分，但相应的模型中化学计量学和动力学参数需进行调整。XM。p[M(COD)／L3卜一金属磷酸盐MeP04这一组分是结合磷与金属氢氧化物得出的。对所有化学计量学计算，假定这一组分为FeP04。也可以用其他沉淀物代替之，但需要调整化学计量学和动力学参数。XpAo[M(COD)／L3】一聚磷-菌PAO这一组分代表所有具有聚磷功能的微生物，XPAO的质量浓度不包括其细胞内部贮存物XPP和XPHA，而仅代表“纯”生物量。XpHA[M(COD)／L3卜一聚磷菌(PAO)的胞内贮存物包括聚羟基链烷酸脂(PHA)、糖原等，XPHA只同XpAO有关，但并不包含在XpAO中，XpHA不能直接同分析测得的PHA或糖原质量浓度相比较，仅是为建模而设的一个功能性组分；虽然XpnA不能直接用化学法测定，但可在COD分析中得到反映，以满足COD的连续性。从化学计量学角度考虑，假定PHA的化学组成为：聚p羟基丁酸(C4H602)n。Xpp[M(P)／L3卜一聚磷酸盐聚磷酸盐是PAO的胞内贮存物，它只和XPAo有关，但并不包含在XPAO中。它是颗粒态磷的一部分，并可通过化学分析而得。从化学计量学角度考虑，假定聚磷酸盐的组成为：(Ko．33Mgo．33P03)n。Xs[M(COD)／L3】一慢速可降解基质 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真慢速可降解基质指高分子量、胶体态和颗粒态的有机物，它们必须经过胞外水解后才能够被降解，假定水解产物(SF)可以发酵。XTSs[M(TSS)／L3】一总悬浮固体TSS将总悬浮固体引进生物动力学模型，是为了通过化学计量学来计算它们的质量浓度。TSS的预测十分重要，是因为磷去除和沉淀涉及到活性污泥的无机部分。2．1．2ASM2模型描述LAWQ活性污泥系列模型的描述最显著的特征是采用矩阵的形式来描述活性污泥系统中各种组分的变化规律和相互关系，矩阵元素为化学计量系数ASM2沿承了ASMl模型的描述方式，行号用j表示，列号用i表示。矩阵最上面一行从左到右列出列出了模型所包含的19种反应组分，左边第一列从上到下列出了19种生物反应过程。行和列的交叉处为组分对应过程的化学计量系数，正负号表示该组分在转换过程中的增减情况，如果数值为空项，则表示这一组分不参与过程变化，相应的化学计量系数为零。对模型采用此种矩阵方式描述，可以方便地描述所有可能的转化过程对所有组分的影响及各组分的表现转化速率(见表2．1至2-5)。序数过程sFSNH．Spo．SISAu【XsXrssfsll好氧水解1一fs．V1，NH4V1。PO●V1．ALK．1V1．TSSfsl2缺氧水解1一fs，V2，NH．V2．PO‘V2．ALK．1V2．TSS3厌氧水解1一fsIV3，NH‘V3，PO●fsIV3．ALK-1V3．TSS序过程SozsFS^SNO，SN：XIXsXH数114基于SF的好氧生长卜瓦lYh115基于SA的好氧生长11YHYh11一YH1一YH6基于SF的缺氧生长(反硝化)lYH2．86YH2。86YH11一YH1——YH7基于SA的缺氧生长(反硝化)1YH2．86YH2．86YH8发酵．1l9溶菌fx，1一fx．．1 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型表2-3聚磷菌PAO的过程化学计量学系数序数过程So，SASpo．XIXsXp^oX仰Xp姒10x腿A的贮存．1YPo．·YPo．111X阡的贮存-巧砌．1l"YPHA1112XE^0的好氧生长卜瓦。lp，BMlYH13XP^o的溶解V13，PO．fx。l-fx。-l14X”的分解1．115XPH^的分解1．1表2-4硝化菌生长和衰减过程的化学计量学系数序数过程S0，SNX．SNO，Spo．XlXsX^UT4．57一场．1116Xu的好氧生长-1p,BM一瓦易一lp．BM1易V17溶菌V17。NH．17，PO．fxI卜fx．一1表2-5磷协同沉淀过程的化学计量学系数序数过程Spo．SALKXMeOHXMePXTSS18沉淀一1V18ALK一3．454．871．4219再溶解1V19ALK3．45—4．87-I．42序号为i的组分表现转化速率可由下式计算：ri=Evijpj(应用于所有过程j)(2-1)式中Vij表示组分的化学计量学系数；pj表示Ij行的反应过程速率(ML弓r1)。表2．6中反应过程速率P继续采用ASMl模型中的“开关函数”概念来反映由于环境因素改变而所产生的遏制作用，即反应的进行与否。对于需要电子受体的反应过程来说，开关函数的概念非常重要。例如，硝化反应必须在环境中有溶解氧的情况下才能发生，因此在序号为16的过程速率p的表达式中第一项设置了溶解氧开关函数So：／(Ko：+So：)作为硝化反应的开关，Ko：选用一个很小的数值(认QW课题组推荐为0．5，单位为g(02)／岔)。当溶解氧趋于零时，开关函数So：／(Ko：+S02)趋于零，则硝化速率也趋于零，当溶解氧趋于一定浓度时，开关函数趋于1，硝化反应可以顺利进行。 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真与此相对应，反硝化过程的速率表达式中也设置了溶解氧开关函数Ko：／(Ko：+So：)。当溶解氧趋于零时，开关函数K0：／(Ko：+So：)趋于1，则反硝化速率能顺利进行，当溶解氧趋于一定浓度时，开关函数趋于零，反硝化反应趋于停止。(参见表2．6中序号为6，7的过程速率表达式)。表2-6ASM2的过程速率序数j过程过程速率p的表达式水解过程1好氧水解‰‘K。≥s02Kx鬻一．xH2缺氧水解Kh·T1N。3·K。：K+02s。：·KN。S。N+O．sN。。·KxX+s／xXsH／xH。xH3厌氧水解Kh·T1fe·K。：K+02s。：·KN。S。N+03sN。。KxX+s／xXsH／xH·xH异养菌之‰4基于可发酵u．So"．孙SFSNH4．sP04‘HK02+S02KF+SFSF+SAKNH。+SNH4Kp+Spo‘基质S，的生．s笔长ALK上SALK—nSA5基于发酵产．．lIS02。SASNH4’Sp04··‘HK02+S02KA+SASF+SaKNH‘+SNH,IKp+Spo,物S．的生长．s笔ALK．LSALK一“6基于可发酵pH·TlN。3·i乏忑K02·KFS+FsF·sFS+FsAKNHS．N+H4sNH．KN。S。N+03sP。。基质S，的反硝化KP+PS+p．．·+A+LK一“KALKSALK·xH7基于发酵产uH·T1N。3一K。2K+02s。2KAS+AsA·sFS+AsAKNHS4N+H4sNH．。KN。S3N+03sN。3物s．的反硝化KP+S+p044·+A+LK一“KALKSALK·xHKoSN03SF8发酵qfe‘K02+s02‘KN03+考N03‘Kfe+SF‘KALK+sALK’XH9溶菌bHXH14 序麴过程过程速率P的表达式聚磷菌(PAO)之XpAOSASALKXpp．v10XVV,A的贮存人PAoqPHA‘KA+SA。KALK+SALK‘KppXPAo+XPPS02Sp04SALKXpHA／XpAollXPP的贮存qPPK02≠s02KPs+iPo．’KALK+sALK‘KPHA+xPHA／xPAoKmax—Xpp／XpAovKIPP+Km瓠一Xpp／XpAo’^PAoS02。SNH4SALKSp04’12X队。的忡Aol●·‘K02+S02KNH4+SNH。KALK+SALKKp+Spo‘好氧生长XpHA／XpAov。KpHA+XpHA／XPAo‘^PAo13XE^o的溶解bXPAo．_AL主％LK14XPP的分解bPP·xPP·KAL妻等每ALK15XP姒的分解bPHA·xPHA·KAL妻等鼍ALK硝化菌(自养菌)之XAUTSALK．v．．S02SNH4Sp0416生长KUT‘K02+S02KNH4+SNH‘KP+SPo·KALK+SALK‘^AuT17溶菌bA¨T·XAirr磷和氢氧化铁Fc(OH)3的协同沉淀18沉淀kpRESpo．XMeOH19再溶解kPEDxMePKALKSA+LKSALK从任一过程的速率表达式中不难发现，其表达式是与此过程相关的一系列开关函数的乘积的组合。2．1．3模型的假设与限制ASM2的假设与限制如下：(1)PH值恒定并维持在中性状态。(2)所有生物反应均在恒走温度下进行。由于大多数反应动力学参数都与温度有关，其相应的函数关系符合Arrenvunis方程。(3)不考虑有机物组分性质的变化。即假设速率表达式中的系数是恒定值。 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真(4)ASM2仁P的各化学计量系数是根据所假定的微生物的组成计算的，所以它们的值假设是恒定不变的。(5)异养菌生物量和聚磷菌生物量是均匀的并不随时间发生变化，这一假设与动力学系数恒定的假设在本质是一致的，即基质浓度梯度、反应器构造等对活性污泥沉降性能没有影响。(6)有机物质、有机氮和有机磷酸盐的水解是同时发生的。(7)微生物的衰减与电子受体的形式无关。为了建立生物除磷的数学模型，首先需要了解除磷微生物一聚磷菌(PAOs)的特性，以及它们与其它菌群的关系。2．2单反应器模型建立2．2．1单反应器物料平衡系统以ASM2模型为基础建立单反应器模型，单反应器模型为机理模型，建模原则是“一进一出一反应”，即单位时间单位体积系统内物质、能量或动量的累积量等于进入该系统的物质、能量或动量的值，除去离开该系统的物质、能量或动量的值，加上(或减掉)系统内的物质、能量或动量的反应生成量(或消失量)。在此基础上就可以建立各反应器的物料平衡系统，将该原则应用到总的活性污泥污水处理工艺中则有下列基本方程成立：V(鲁)=q嗍C—qoC。j+ZnVrllJj(2-2)式中，V是反应器体积，瞟)是组分j在V内浓度Cj随时间t的变化率，qi、qo#另lJ是流入或流出V的水流量，Cij、c。。j分别是组分j在进水和出水中的浓度，铀是第n个反应中组分j生成或消失时浓度变化的速率。r一一一一一一一一1『一一一一一一一一1IIllL———————————I—_——lL————————————————I·输入输出图2．1单反应器示意图 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型对于活性污泥系统中的单一反应器，进水出水及内部发生的反应可以用图2．1来表示。对于厌氧池，缺氧池，好氧池，最大的区别在于溶解氧的不同：按照常规设计量好氧池@DO=2．0mg／L，缺氧池@DO≈0．5mg／L，厌氧池中DO≈O可以派生出不同反应器中的不同模型。假定开发的软件模拟各反应器严格按照上述设计量来执行，即可以设定每个反应器中DO值为常量。从图示中可以看到除了进水，出水还有其他输入输出项，则具体到每一反应器建立物料平衡方程如下：厌氧反应器中的物料平衡方程表达式为：VANA罐)2qic巧+qⅢc撕，qoc嘶一q。幻c。,j-+XnvANA(誓)vANA(2-3)式中：VANA．厌氧池体积；qi如-回流至厌氧池的混合液流量(萄为颗粒性组分，则为回流污泥量)的流量。ci，巧-组分j在回流至厌氧池的混合液(萄为颗粒性组分，则为回流污泥)中的浓度；qo，rj-厌氧池出水中用于回流的水量(萄为颗粒性组分，则为回流污泥量)；C。，巧一组分j在厌氧池出水用于回流部分的浓度；∑俾kdt、／VANA。为组分j在厌氧池中的浓度变化速率。对于单一反应器，随着时间t的改变，设计出水时i组分的浓度应该等于t时刻反应器中j组分的浓度，出水回流中j的浓度也与此相同，因此上式可简化为：‰A㈢：qiCi旭抵。(qo+q。，rj)cj+_vANA∑㈢vANA(2-4)同理，缺氧池、好氧池中的物料平衡方程分别为：‰。㈢：qiC沌抵-(qo+q。，幻)Q-+VAN。∑㈢vANo(2-5)V哪悟／dCjX／=qicu+qi，巧c时(qo+q。，巧)q-+Voxv∑豫)v。xY(2-6)自由反应器中溶解氧是随着时间的变化，根据反应器所处的反应阶段的不同而变化的，但是与以上反应器一样，在自由反应器中同样遵循物料平衡：VFREE㈢=qic旭巧c啪。(qo+q。，巧)cj±vF眦∑㈢vFREE(2-7)方程(2．4)．(2．7)即为活性污泥模型中四个单反应器模型，若能计算出某一时刻，反应器中某种组分的浓度变化速率，即可按照实际工艺流程将各反应器进行连17 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真接，建立起活性污泥系统模型。以下对组分浓度变化速率进行研究。2．2．2连续性方程反应器本身遵循物料平衡原则，对反应器内部发生的所有过程j遵循连续性方程，根据数学平衡原则，对所有过程j和所有与连续性有关的物质c都有效的连续性方程可写为：∑vjii。i=0(应用于所有组分i)(2—8)式中：Vji-过程j中组分i的化学计量系数(Mi／Mk),i。i一转换因子，将组分i的单位转化为连续性所应用的物质c的单位。转换因子是根据化学计量学确定的，例如，可从方程2N2+6H2◇M矿一4NH4+302中得出：iCOD,9=-249(02)／149(N2)表2．7中列出了适用于连续性方程的全部转换因子i。i。在表2．1至2．5中有一些未知系数可以通过连续性方程计算得出。例如，计算组分SPo。对应于好氧水解过程的化学计量学系数V1，P04时，由连续性方程可得下式：(1一fsl)。ip，sF+v1，NH4·0+v1，P04·1+fSI。ip,sI+Vl，ALK’0-1·iP蔗s+VI,TSS。0=0(2-9)整理得：V1，P042一【(1一fsI)”1p，SF+fsI‘iPJsI--ip,Xs](2·10)其他未知系数可按此方法一一得出。V1，P04-----V2，P04=V3，P04=一【(1一fsI)．i嗡+fSl．i晒一iF，xs](2·11)v1，NH4-----V2，NH4=V3，NH4=一【(1一fsi)．iN，sF+fSI．iN，sI—iN．)【s】(2·12)l(2·13)V1，札K=v2，ALK=V3，ALK=V1，NH4／14·1·5×V1，P04／3V1，Tss--"V2，Tss-V3，Tss：--iTSS．)(s(2-14)V13，P04=V17，P04=一[fxI．ip，xI+(1一fxI)．ip，xs—ip，BM】(2-15)V17，NH4=一【fXI。iN，xI+(1一fxI)．iN，xs—iN，BM](2_16)V18，ALK2一V19，ALK21．5／31(2117)"R 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型。＼＼指标连续性所对单位k，OD．iIN．iIP．ilChat辨．iIT$S，i＼因子i＼＼应的组分【g(COD)】[gfN)】【甙P)1(t001)【g(TSS)|1So，g(02)-l2sFg(COD)1IN，SFlp，SF3SA甙COD)1．1／644SNH4g(N)ll／145SN03g州)．64／141．1／146Spo．g(P)1．1．5，3l7slg(COD)lIN．ST1p，SI8S*Lrmol(HC0i)-19SN2窑例)-24／14110Xlg(COD)1IN．Xllp．XI1TSS,XfllXsg(COD)lIN．XSIp．xSITSS,Xs12xHg(COD)1IN．BMIp．BMITSSBM13XPA0g(COD)lIN．BM1p．BMlTSS．BM14X"西P)l3．2315X眦g(COD)lO．6016X^I丌g(COD)lIN．BMIp．BMITSS．BM17XTssg(TSS)．118X㈣g(TSS)119XM．pg(TSS)0．205l2．2．3单反应器模型中化学计量学和动力学参数的定义和典型值本研究中单反应器模型是以ASM2模型为基础，因此模型的动力学参数或化学计量学参数的确定也是以ASM2模型作为基础。IAWQdx组或通过特定的试验验证，或基于ASM2的经验估算，得出模型中的各种参数的典型值。表2．8与表2．9分别汇总了模型中所有化学计量学参数与动力学系数的定义和典型值。 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真表2-8ASM2化学计量系数的定义和典型值项目符号名称数值单位溶解性物质●惰性溶解性CODSI的N含量0．0lg(N)／g(COD)IN,SIIN,SF溶解性基质SF的N含量O．0390q)／g(COD)氮颗粒性物质●惰性溶解性CODXI的N含量g(N)／g(COD)IN玉I0．03lN耳s溶解性基质Xs的N含量0。04g(N)／g(COD)IN，BM生物量XH，XE^0，XALrr中的N含量0．07g(N)／g(COD)溶解性物质Ip，SI惰性溶解性CODS1的p含量O．00g(P)／g(COD)J蹈F溶解性基质SF的P含量0．01g(P)／g(COD)磷lP函惰性溶解性CODXI的P含量0．Olg(P)／g(COD)Ip,xs溶解性基质Xs的P含量O．0lg(P)／g(COD)Ip,BM生物量XH，xB协XAW中的P含量O．02g(P)／g(COD)总悬ITSS,XITSS／XI的比值O．75g(TSSfl甙COD)浮固0．75ITSS,XsTSS／Xs的比值g(TSS)／g(COD)体lTSS,BMTSS与生物量xH，XP^0，xALrr的比值O．90g(TSS)／g(COD)水解fSI颗粒性基质中惰性COD的分数O．00g(COD)／g(COD)异养菌之xH典珞产率系数O．63g(COD)／g(COD)型fx，生物量溶解产生的惰性COD的分数0．10g(COD)／g(COD)化聚磷菌之X哪学YPAO产率系数(生物量／PHA)0．63g(COD)／g(COD)计YPo．贮存PHA所需要的PP0．40g(P)／g．(COD)量YPnA贮存PP所需要的PHAO．20g(COD)／g(COD)常fxI生物量溶解产生的惰性COD的分数0．10g(COD)／g(COD)数硝化菌XAUTYAtrr产率系数(生物量／硝酸盐)O．24g(COD)／g(COD)fxI生物量溶解产生的惰性COD的分数O．10g(COD)／g(COD) 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型符号定义典型值单位Kh水解速率常数3．00d。1rlN03缺氧水解速率降低修正因子O．60Tlfe水厌氧水解速率降低修正因子O．10解氧的饱和／抑制系数O．20g(02ym3Ko，KNO，硝酸盐的饱和／抑制系数O．50gCN)／m3Kx颗粒性COD的饱和系数O．IOg(COD)／g(COD、uH基于基质的最大生长速率6．00d．1qfe发酵的最大速率3．00g(COD)／[g(COD)·d】flN03反硝化的速率降低修正因子0．80bH溶菌速率常数0．40flKo，氧的饱和，抑制系数0．20g(02)／m3异KF基于SF的生长饱和系数4．00g(COD)／m3K血养Sr发酵的饱和系数20．00g(COD)／m3KA菌SA(Z一酸1的饱和系数4．00g(CODl／m3KNO，硝酸盐的饱和／抑制系数O．50g(N)／m3KNH．氨氮(营养物)的饱和系数0．05g(N)／m3Kp磷(营养物)的饱和系数O．Olg(P)／m3KALK碱度的饱和系数0。10mol(HC0；-)／m3qPIIAPHA贮存的速率常数(基于XPp)3．00g(COD)／[g(PAO)‘d】qPPPP贮存的速率常数1．50甙PP)／Ig(PAO)·d】lJPAO最大生长速率1．OOd‘1bP^oXP^o的溶菌速率常数0．20d-1bPPX阡的分解速率常数O．20d’1bnI^X眦^的分解速率常数0．20d‘1Ko,So，的饱和系数O．20g(02)／m3KA聚SA(7,酸)的饱和系数4．oog(COD)／m3KNm磷氨氮的饱和系数O．05g(N)／m’Kps菌PP贮存的磷的饱和系数0．20g(P)／m’Kp生长过程中磷的饱和系数0．Olg(P)／m3KALK碱度的饱和系数O．10mol(HCOi)／m3Kpp聚磷酸盐的饱和系数0．01g(PP)／g(PAO)K—XPP／)(队。的最大比率0．34g(PP)／g(PAO)K肿XPP贮存的抑制系数O．02甙PP)／g(PAO)KpHAPHA的饱和系数O．01g(PHA)／g(PAO) 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真符号定义典型值单位ALrr最大生长速率1．00d-1llb^UT衰减速率O．15d‘1酝硝氧的饱和系数0．50甙02)／m3KN}lI化氨氮的饱和系数1．00窑(N)／m3菌K．4XLK碱度的饱和系数0．50mol(HCOi)／m3Kp磷的饱和系数O．01g(P)／m3k啦F沉磷沉淀的速率常数1．Om3／{g[Fe(OH)3】．d)‰淀再溶解的速率常数0．60d．1KALK碱度的饱和系数0．50mol(HCOi)／m3有了这些典型值，用户可以根据自己实际模型的情况进行参数调整。典型值的设置使得这种调整有的放矢。2．2．4组分总动力学方程结合方程2一l转化速率方程及利用方程2．8对有关未知化学计量系数的求解和估计可推出各组分的总动力学方程。活性污泥模型包含了19个子反应过程，每一组分(除惰性组分)至少参与了其中一个子反应过程。因此，该组分在整个系统中的反应速率为其在各个子反应方程中的反应速率之和。例如，发酵产物SA在兼性异养菌好氧生长过程(过程5)中消耗，在缺氧生长过程(过程7)中消耗，在发酵过程(过程8)中生成，在聚磷菌XPHA的贮存过程(过程10)中消耗，在XP队的分解过程(过程15)中生长。因此对于发酵产物SA总的反应动力学方程应该为这几个过程中的反应速率之和。由此可得：洚)：譬)5+㈢7+㈢8+㈢1。+㈢15协㈦他t、／s2(一书。uH。面So瓦2。彘。袅。丽SNH4‘KPS+sPp04。4‘蕊SALK．XH(2-19)式中：1、72f，＼一书。n慨·丽_K02·鑫·羔·瓦SN瓦H4·陋t。丽SN0333·一,．而Sp04·—SA—LKKp+Spo4KALK+SALK一¨㈢821‘qfe‘面K画02’丽SN03。去‘赢SALK．XH(2-21) 第2章活性污泥工艺设蔷系统教}模型㈢)。。；1铀一而sA瓦SA瓦LKi丽毒兰面xm(2-22)傺)。；-I．‰‰芒‰(2-23)其余组分均可按照此方法推导求出。为了与计算机程序相结合．提高效率，本研究将表2-1至表2—5中的化学计量学系数看成一个19×19阶矩阵A19螂(空白项添o+h充)，将表2．6中过程速率p看成19×1阶矩阵D19。由此得出任一组分游的反应动力学方程都可以按照下式得出：㈡=端“∥pj(2-24)通过这种表述方式，即可求出某种组分在任一时刻的浓度变化量，结合单反应器模型．可计算出某种组分任一时刻的浓度，实际运行时，人们只关心进出水质，因此可以在模型计算时．通过对出水时刻谜行控制来得到出水组分。2．3二沉池模型二次沉淀池是污水处理工艺中的重要组成部分，它的主要功能是实现泥水分离以及回流污泥。二次沉淀池数学模型的开发和研究对于建立综合的活性污泥系统模型，对整个污水处理工艺的动态模拟及预测有重要的意义和作用。图22幅流式沉淀池结构图23 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真二沉池分为平流式和幅流式两种。目前广泛使用幅流式沉淀池，幅流式沉淀池按进出水方式分为中心进水．周边出水、中心进水．中心出水、周边进水一中心出水和周边进水．周边出水等类型；按照驱动方式分为中心驱动和周边驱动。中心驱动沉淀池由中心驱动装置、走道桥、驱动架、耙架、力矩控制系统和电器控制系统组成。结构如图2．2所示。污泥在二沉池中的沉淀速度主要取决于污泥浓度。污泥浓度不同，其沉淀类型不同，沉淀速度也就不同。二沉池发生的沉降现象主要有4种，即自由沉降、絮凝沉降、区域沉降和压缩沉降，一般把自由沉降和絮凝沉降总称为低浓度污泥的沉降。对于区域沉降和压缩沉降，以污泥层高度为考察对象来研究沉降速率；每一种沉淀类型都有其特定的颗粒沉降速度公式。活性污泥系统的二沉池中，从顶层到底层经历了上述四种不同形式的沉淀。本研究中，采用Vesilind沉降速度模型和一维多层沉淀模型模拟二沉池中的污泥沉降隋况。目前已提出的多种区域沉降速率公式，应用最多的是Vesil砌公式[281。Vesilind以指数函数的形式表示沉降速率与污泥浓度之间的关系：Vs=Vo·e—nX(2-25)式中：Vs．沉降速率；Vo．最大沉淀速率；n-表征污泥特征的参数：X．污泥浓度．2．3．1YesIIind沉降速度模型参数的确定传统实验法通过进行分批沉降实验，得到污泥层高度相对于时间的污泥沉降曲线通过对关系式(2．12)变换为：Invs=Invo+(一n的(2-26)将沉降曲线的区域沉降段近似为直线，对其进行最小二乘法线性拟合，所得斜率即该浓度下的区域沉降速率v。。对每组实@N徒4hav。与污泥浓度x进行线性拟合，截距即为Invo，斜率为．n。传统的批沉降实验既耗时又费力，又要非常小心谨慎以妨反硝化的发生，而且是不可重现的；许多学者提出建立污泥沉降性能指数SSPs与vo、n之间的经验关24 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型系式，通过测定SSPs来近似地确定vo和n。常用I拘SSPs有SVI、DSVI及SSVI(特别是SSVl3．5)。Daigge“1995)以及Ozins埘(1995)基于大量统计分析后，都表明SSVl3．5是最佳选择。一般测量SSVl3．5的方法是，测出间于1．69／L不同污泥浓度的SSVI，然后使用插值法来确定在浓度为3．59MLSS／L时的SSVI，即SSVl3．5(ml／g)。下表列出了利用SSVl3．5来计算Vo和n的各种不同经验关系式[291130】【3¨。表2—10利用ssVl35来计算Vo和n的各种不同经验关系式模型建立者适用范围(me／L)表达式Pitman(1984)35"-"150Vo=161．2046XSSVIi．so·7249n=0．22015xeo肿657×sS、，13．5EkamaandMarais(1986)35～125Vo=l1．9-0．06XSSVl3．sn=O．16+0．0027XSSVl3．5WahlbergandKeinath(1988)35～220Vo=15．3-0．0615XSSVl3．sn=O．426-0．00384XSSVl3．s+0．0000543XSSVI；．sCamndaeta1．(1989)30～100Vo=16—0．1XSSVl3．5n=O．I6+o．003XSSVl3．5Daigger(1995)35～150Vo=7．97n=O．0583+0．00405XSSVl3．5应用经验关系式，较传统实验法能方便快捷的确定vo和n的数值，但该方法只能粗略估计区域沉降速率公式的参数，使得计算结果与实验测定结果存在一定的差异。因此在选择经验公式对区域沉降速率参数进行估计时要慎重，尽量选取合适的经验公式。2．3．2一维通量模型13211331二沉池一维通量模型都是基于K)，11ch通量理论，由守恒定律推导得出。Bryant[34】于1972首先提出了沉淀池一维动态模拟的概念和方法，后经Stenstrom(1976)、Vitasovic(1989)t35]和lTakacs(1991)等的不断改进和完善，一维沉淀模型已发展成为活性污泥二沉池最为普遍和广为接受的模拟计算理论。目前国外模拟器普遍采用一维沉淀模型进行活性污泥系统模拟。本研究沉淀池模型也采用一维多层沉淀模型。一维多层沉淀模型以固体通量和沉淀池每层的物料平衡为基础，模拟整个沉淀池中的固体分配情况。25 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真一维多层沉淀模型的假设：①各层内污泥浓度分布均匀；②入流的固体负荷均匀地分配于整个池表面；③形成拥挤沉淀浓度阈值为xt，即污泥浓度X>Xt的最高层为浓缩区的上界面；④在污泥浓缩区中，由于沉降作用进入某一层的固体通量不能超过该层自身的沉降固体通量；⑤二沉池的底层为浓缩区下部的物理分界。在这一边界上．沉降作用所产生的固体通量为零。设二沉池的出水为Q。，排泥量为Qw，回流量为Q，，进水量为Qi=Q。+Qw+Qr，进水浓度为X缸。将二沉池由上而下分为n层，进水口在第k层，各层浓度、高度、面积分别为：Xi、7-4、Ai。则对任一层都有物料平衡：(黝Aizi-流动输入质量一流动输出质量+沉降输入质量一沉降输出质量运用该方程，按顶层、进水121以上层、进水El层、进水口以下层以及底层分别建立层模型：(1)顶层(第1层)：(釉=(‰,2-(1)up,l-中s,1)／zi(2-27)(2)进水口以上层(第i层)：渫)=(巾叩抖1-中upJi-①si一1-巾s，i)／zi(2-28)(3)进水口层(第k层)：C警)=(QiXWAk-①叩，p中dn，l【+①sk．1-中岛k)／Zk(2-29)(4)进水IZl以下层(第m层)：(号0=(①血Jn．1-中d珥m+巾s皿．1一中s，m)／zm(2-30)(5)底层(第n层)㈢)=(①d珥n．1-①d珥n+①s肛1)／zn(2-31)以上5个方程(2．18)---,(2．22)，构成了二次沉淀池一维浓度分布模型。其中①up为污泥固体颗粒因水流上升而产生的通量，导致第1’层获得一个输入通量①up，i+l同J时产生一个输出通量①up’i，计算式为：mup"i=QeXi／Ai(2-32) 第2章活性污泥工艺设备系统数学模型①dII为污泥固体颗粒因水流上升而产生的通量，导致第m层获得一个输入通量(I)dn,i．1同时产生一个输出通量①札m，计算式为：①mm=(Qr斗Qw)Xm／Am(2—33)①。为污泥固体颗粒因自重而产生的通量，导致第k层获得一个输入通量①。，k．1同时产生一个输出通量o。．k，计算式为：①s．k=XkVs．k(2—34)式中：V。．I【-污泥固体颗粒的重力沉降速率，考虑到污泥固体颗粒浓度对沉降的影响，根据模型假设，引入固体颗粒浓度阀值，其数值相应于二沉池开始产生拥挤沉降的高度上的污泥固体颗粒浓度，一般取O．8。因此：吼～_=『XkV(Xks,k蚋地_1)砧Xk<：vtVt善然幽2．4活性污泥工艺设备系统模型以活性污泥生物反应器模型和一维多层沉淀模型为基础，结合反应器原理，可建立活性污泥工艺设备系统模型【361。活性污泥系统综合模型的构建见下图：图2．3活性污泥系统综合模型活性污泥模型描述了活性污泥处理系统中的生物反应过程，一维多层沉淀模型描述了颗粒性组分的物理沉淀过程。要将两个模型结合起来，必须进行其颗粒组分27 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真量纲的转化。在系统模型中，颗粒态组分浓度以不同的单位表示，其中Xpp以磷的质量单位表示，XMcOH和XMeP以悬浮固体质量单位，其余的则以COD浓度表示；而沉淀模型中的颗粒态组分则以悬浮固体质量单位表示，因此，生物反应器中的颗粒态组分进入沉淀池之前，需将其浓度转化成以质量表示的悬浮固体浓度，二沉池中颗粒态组分回流至生物反应器时，其浓度需转换成其在反应模型中的浓度表示。表2．11中列出了这种转化关系及转化因子。在二沉池中，仅颗粒态组分进行浓缩，溶解性组分的浓度不发生变化，因此，二沉池中任一部分的溶解性组分浓度与进入沉淀池的相同。表2-I1系统模型中各颗粒态组分量纲的转化关系颗粒性反应器一二沉池二沉池一反应器组分转化关系转化因子转化关系转化因子XIM(COD)／L3一M(TSS)／L30．75M(TSS)／L3一M(COD)／L31．33XsM(COD)／L3一M(TSS)／L30．75M(TSS)／L3一M(COD)／L31．33XHM(COD)／L3一M(TSS)／L30．9M(TSS)／L3一M(COD)／L31．1lXAtrrM(COD)磨一M(TSS)／L3O．9M(TSS)／L3一M(COD)／L31．11XpAOM(COD)／L3一M(TSS)／L3O．9M(TSS)／L3一M(COD)FL31．1lXwM(P)／L3一M(TSS)／L33．23M(TSS)／L3一M(P)／L30．31XpHAM(COD)／L3一M(TSS)／L3O．60M(TSS)／L3一M(COD)／L31．67XMeoHM(TSS)／L3一M(TSS)／L3lM(TSS)／L3一M(TSS)／L31XMePM(TSS)／L3一M(TSS)／L3IM(TSS)／L3一M(TSS)／L31这样通过假定和转换因子的确定，将活性污泥生物处理模型与SCM模型实现了连接，在两个模型的共同作用下可以对工艺进行模拟仿真计算。28 第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发活性污泥系统模型均以复杂的矩阵为基础，有大量的物质组分、常数和参数，包含19个组分，22个化学计量参数，43个动力学参数，而且动力学参数与各组分浓度的关系是非线性的(多重Monod函数)。将以此为基础建立起来的活性污泥处理数学模型，与生物反应器相结合，通过设定研究变量(以组分或是以参数为变量)即能实现对实际污水处理的模拟和优化。但目前尚无法求得模型方程组的解析解。因此，只能使用数值积分来求解这些方程。这给模型的实际应用带来很大的难度。计算机技术的发展彻底解决了这个问题，数值模拟借助计算机语言来完成，效率高，精度大，使得理论模型转向实际应用性模型成为可能。考虑当前软件发展的潮流，采用直观、友好、形象的用户操作界面，方便的鼠标操作和随心所欲的联机帮助，同时又考虑语言的计算功能及数据库访问功能等问题，本研究选择可视化计算机语言MicrosoftVisualC++6．0来编写程序建立仿真软件。3．1仿真软件的总体设计3．1．1仿真软件的开发环境VisualC++是Microsoft公司推出的一个功能非常强大的可视化应用程序开发工具，是计算机界公认的最优秀的应用开发工具之一【371。因此基于Windows操作系统平台下选择用VisualC++语言开发活性污泥系统模拟软件，开发环境的选择有以下原因：①活性污泥系统模型的特点决定在程序中有大量的数值计算，一般借助各种科学语言来完成，VisualC++6．0继承了C语言语法简单易学、计算功能强大的特点，．类结构设计使程序更具有组织性和可读性。②VisualC++6．0是一种程序设计语言，同时也是一个集成开发工具，提供了软件代码自动生成和可视化的资源编辑功能。使用它不仅可以管理编程项目、创建和编辑程序源文件、设计程序资源(如菜单、对话框、图标等)外，还可利用它的应用程序向导(AppWizard)生成一些基本程序源代码，方便地进行程序的生成和调试、程序符号及C++类的检查和管理及访问VisualC++联机帮助。开发出来的软件具有很优越的人机交互特性。因此本研究采用VisualC++6．0语言编制程序。 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真3．1．2仿真软件预期功能根据实际应用情况，开发出来的模拟软件应具有以下几个功能：(1)工艺模拟：开发出的软件应能模拟各种不同工艺路线，增加软件的适用性。(2)输入：软件能根据不同情况进行输入项的改变(包括水质浓度，工艺参数，构筑物参数，模型参数)。(3)计算：包括较大型的矩阵运算和微分方程组的数值求解。面向复杂系统，对处理系统的组分和过程进行分割，使数学模型细节化。(4)输出：计算结果，仿真结果，可以通过文件或表格，曲线等形式输出。(5)仿真：注重反应机理，采用微生物学的研究成果，使数学模型实际化，从而可以针对不同的处理工艺进行动态仿真，利用实际系统中得到的进水出水测量值，软件通过调整优化内部参数，使软件“智能’’的适应了该水质，给定输入值能模拟出近似实际出水测量值的仿真结果。(6)预测：用户可以利用经过拟合的软件，来进一步对想达到的出水结果进行预测，可以通过改变工艺路线，或是通过某项具体的外部参数改变(如回流比，曝气量)来改良现有工艺。令软件真正具有指导作用。3．1．3仿真软件的程序结构流程图程序流程图是连接总体设计、详细设计与程序编码之间的一座桥梁。为了使程序的结构清晰，易于阅读、调试和修改，本文采用了结构化程序设计的基本方法。结构化程序设计包括两种主要的方法：自顶向下的方法和自底向上的方法。自顶向下的方法首先定义程序的基本结构，然后实现每一个细节：而自底向上的方法首先实现每一个细节，然后将他们有机地组合在一起，以实现总的目标。一般采用较多的是自顶向下的程序设计方法，它体现了逐步求精的过程。活性污泥系统仿真软件的总体结构流程图见图3．1。 第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发图3．1程序结构流程图3．2仿真软件的详细设计3．2．1工艺流程的仿真设计从活性污泥仿真系统的应用范围上看，可分为两大类来进行设计：即专用活性污泥流程仿真系统和通用活性污泥流程仿真系统。专用活性污泥仿真系统是针对特定流程专门开发的模拟系统，只用于对特定流程进行模拟，不具有通用性。通用性活性污泥仿真系统是指并非针对特定流程专门开发的模拟系统，而是针对不同的流程均可使用的具有通用性的流程模拟程序。这类仿真系统的结构比专用仿真系统复杂的多，为了满足不同流程的需要输入、输出、单元模型、计算方法等都变得十分庞大复杂。城市污水活性污泥处理工艺有许多种形式(如传统活性污泥法、氧化沟法、AI／0法、A2／o法、A2／O法等)，如果只开发一种仅仅针对某种工艺甚或仅仅是对某个污水处理厂的某种具体工艺的模拟仿真的活性污泥处理系统仿真软件，软件的灵活适应性31 ri水*4r艺啦蔷最统横!”究目∞#以及推广普及价值则会大打折扣。虽然专用活性污泥仿真系统比较简单，便于模拟，但为了能推动我国自丰丌发活性污泥仿真通用软件的发展，本研究对通用系统工艺流程进行仿真设计，拟模拟出A1，o法、A2／O法、A210，氧化沟等工艺。本研究吸取TMicrosoflOfficeVisio绘图软件与Matlab／simulink系统仿真软件模块化的启发进行软件开发。利用Visualc¨60早程序向导(AppWizard)A具创建一个多文档界面(MDI应用程序作为软件开发的基础。在主框架菜单栏中增加一个“反应器”菜单，下设弹出菜单．用来向文档界面添加各种反应器位图，对所模拟工艺的反应器进行模拟。当选中某反应器菜单项，该菜单项高亮，鼠标光标变形，当鼠标左键申击客户区时，添加该反应器位罔，光标随即恢复原有状态。反应器仿翼计篁棼数设置亩口(蛐圈32“反应器”菜单争一豢一例如：要向客户区添加厌氧池反应器，将鼠标移到醣菜单项，并使之高亮，肖鼠标左键单击客户区时，以鼠标单击点时坐标为左顶角添加厌氧池位圈如图所示扎l}_图33厌氧池位图以此方法町向客户区添加各种反应器位图。图34避水位图图35出水位图 第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发图3．6缺氧池位图图3．7好氧池位图图3．8二沉池位图图3．9混流器位图图3．10分流器位图反应器图片在客户区中支持拖动、选中和删除功能，使仿真工艺流程变得随心所欲，可以根据实际情况或客户的喜好随意摆放其位置。可以用连接线将两反应器连接表示其水流顺序情况。以下是软件模拟的几种工艺流程。图3．11A．／0脱氮流程图图3．12Az／0除磷流程图图3．13A2／O脱氮除磷流程图33 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真3．2．2单反应器模型模块化设计根据simulink模块化思想结合前节中工艺流程的设计【381，本研究将单反应器模型与上节工艺流程中加载的反应器图块进行结合，封装在一个反应器类(class)中。该反应器类包括两部分：与反应器图块有关的成员变量与成员函数、与模型有关的成员变量与成员函数。①与反应器图块有关的成员变量与成员函数有：位图左上角坐标，位图的尺寸，位图的ID，位图的特征点(左中，右中)，位图的特征矩形(用来判断与之相连的流程线)，位图是否被选中，是否一个点在位图内，是否一个点在位图特征矩形内；画位图，删除位图，②与模型有关的成员变量与成员函数：入流组分数据，出流组分数据，进水流量，出水流量，反应池体积，水力停留时间，溶解氧浓度，化学计量学系数，动力学参数，计算未知化学计量学系数函数，计算过程速率函数，计算组分动力学函数，四阶RK法函数。通过把与位图和模型有关的数据及函数封装到这样一个反应器类中，在工作区每加载一个图片，即已经加载了一个反应器模型，通过与该反应器类接口相连接的流程线类，可以实现该反应器与上下级反应器之间的水质传递；通过与该反应器类接口相连接的对话框类，可以实现对反应器一些工艺参数和构筑物参数的设置。通过反应器类自带的仿真算法与计算函数，可以模拟出在反应器中的生物反应。3．2．3仿真算法设计仿真软件的核心是要对模型进行分析。所谓对模型进行分析，就是在不同的边界条件或参数设定下对模型进行求解，并从求得的解中获得所研究对象或过程的动态性质。计算求解的核心部分是用数值积分法对组分浓度物料衡算方程组求解。求解的方法可以有两种方法，一种是直接方程求解法，另一种是利用微分方程的数值解法进行求解【39】。对于模型涉及到的动力学方程，动力学参数与各组分浓度的关系是非线性的，直接求解难度很大，无法精确求出解析解。因此选择微分方程的数值解法来对模型进行求解。微分方程的数值解法有多种，如：Eular法、变步长Eular"法、龙格一库塔(Range．Kuta法，简称R．K法)、亚当斯法等。其中，Eular法步骤少，运算速度快，但精度较差。龙格一库塔法精度高，但对于大型计算速度稍慢。考虑到当前PC机运 第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发算能力已经非常高，对于一般的计算已足以胜任，同时为了使计算成本结果更为精确，本研究采用四阶龙格一库塔法进行求解。算法如下：若有似万刀任示dy=f(t，y)，己知初值确时，开o，时间t迭代计算的步长为h，则当yn+1=yn+(kl+2k2+2k3+lo,)／6(3—1)式中：k1-h·‰，yn)k2=h·f(t．+h／2，y．+kd2)k3---h·f(t．+h／2，yn+k2／2)k--h·f(tn+h,yn+k3)由以上方程可知，只要已知初始时刻的Y值，即可通过迭代计算，算出任意时刻y的数值【40】。由于生物处理数学模型以微分方程组的形式出现，可以从一般的四阶龙格一库塔法推出如下算法：若有微分方程组莲三釜i暑确时，一。，用。，时间t迭代计算的步长灿则当H。+l时，{葛篙‘‘(flkl++2k2++2k37【yn+1=+(f1+212+21s+14)／6)7其中：kl--h·fi[tn，xn，yn)k2=h·f(tn+h／2，xn+k1／2，y．+11／2)k3=h·f(t．+h／2，xn+k2／2，yn+12／2)k--h·f(tn+h，xn+k3，yn+13)ll--h·g(tn，Xn，Yn)12--h·g(tn+h／2，xn+k1／2，yn+ll／2)13=h·g(t．+h／2，xn+k2／2，yn+12／2)14=-h·g(tn+h，Xn+k3，yn+13)因此可以根据此方程组解法，扩展成生物处理模型所需的19个过程对应的方程组来进行求解。35 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真3．3模型组分划分基础仿真软件的运行首先要对模型组分初始化，然后根据仿真方法进行计算。而在污水厂实际运行过程中，普遍的检测数据仍然局限于COD(多为COD盯)和BOD(多为BOD5)，悬浮物SS，以及TN，TP的指标。模型中的组分是从理论上进行定义的，由于技术手段和效率的因素，不可能对模型中每个组分进行逐个测定。tAWQ在报告中给出一般城市的污水的典型组成；荷兰也开发了一套标准程序专门用于该国城市污水组分浓度的划分软件。然而在我国该研究起步较晚，还没有标准确定方法，朱明权【411以利用COD指标进行硝化和反硝化的活性污泥法的设计时，对进水COD组分分配作了尝试性探讨。本研究尝试以现有检测指标为基础向模型中的数据进行转换。3．3．1污水有机部分的确定在生物处理数学模型中，总的COD包括下列组分：CTCOD----SAWSv+S—(一Xs+1(H+XPAoWXpHA+XALrr(3—3)在上式中并不是所有组分都同等重要。在大多数情况下，进水中的自氧菌的含量很低，聚磷菌XpAO也是如此。另外，在原污水中贮存的XpnA也接近零，因此大多数情况下，总COD可简化为：CTCOD-----SA+SF+Sr卜X—Xs-}-XH(3-4)或者，在忽略异养菌生物量或将其纳入到慢速可降解悬浮有机物Xs之内的情况下，可以进一步简化为：CTCOD----SA+S—S水—》(s(3—5)XH包含在Xs中，不会对模型造成很大影响，但它影响产率系数YH的数值，因此必须选择一较小的产率系数。对于城市污水，各种有机组分所占比例一般在一个有限的范围内，对于特定的污水，大多数情况下，日变化和季节变化似乎也在一个相对较窄的范围内。根据队WQ工作组的经验，表3．1给出了一些典型的取值。表3．1城市污水初沉出水中的有机组分所占总COD组分占总COD的质量分数(％)组分占总COD的质量分数(％)SF10～20XH5～15SA2～10XpAOO～1SI5～10XpHAO～lXI10～15XAUTO～1Xs30～60 第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发3．3．2污水氮含量的确定在城市污水中，总氮的质量浓度可表示如下：CTN=CTKN+SN03=XTl(N+STKN-I-SN03(3—6)式中：CTKN为总凯氏氮质量浓度：XTKN为颗粒性凯氏氮组分；STKN为溶解性凯氏氮组分。从表3．2中可以看出，除了XPHA，所有的有机颗粒性部分都包含氮，是所有有机颗粒组分相关氮的总数，IilJ．XTKN=(：XIiN,XI)+(XSiN—Xs)+(XI-I．}"XPAO+XAUT)iN，BM(3-7)溶解性凯氏氮受氨氮SNH4的控制，即STKN=SNH．．+(SFiN，SF)+(sIiN，S1)(3—8)根据以上公式和所占的比例，即可得进水中氮组分。3．3．3污水磷含量的确定在城市污水中，总磷的质量浓度可分为几部分，C槲TP+STp(3—9)式中：XrP—颗粒性磷的组分；S何一溶解性磷的组分。颗粒性磷XTP包括无机磷(表示为“磷酸铁”XF。P)和有机磷。X口20．205XFcp+Xpp+(XSiP，Xs)+(Xlip，XI)+(XH+XpAo+XAuT)ip，BM(3-10)在城市污水中，贮存的聚磷酸盐浓度接近于零，而且对于许多污水，金属酸盐质量浓度也接近于零，所以在大多数情况下，自养菌和聚磷菌包含的颗粒性磷质量浓度可以忽略，因此，可简化为：XTp=(Xsip，Xs)+(XIip,xI)(3-11)溶解性磷包括STP=Spo．‘+(SFip，sF)+(sIip，sI)(3—12)对污水而言i溶解性无机磷质量浓度SP04包括正磷酸盐和聚磷酸盐，在本研究中假设只为正磷酸盐。在城市污水中，溶解性有机磷的质量浓度与无机正磷酸盐浓度相比很小，因此，溶解性磷可大致表示为：STp=Sp04(3-13)37 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真另外为了便于模拟，可将固定的磷比例与各种COD含量相乘即可(如表3．2所示)。表3．2城市污水有机物中的氮、磷含量组分氮占COD的典型质量分数(％)磷占COD的典型质量分数(％)SF2,-一4l～1．5SAO0Sll～20．2～0．8Xi0．5～10．5～lXs2,--,41～1．5XH5--．,71"--"2XpAO5"7l～2X瞰00XAUT5～71～23．3．4进水组分转化方案根据前述模型组分转化基础，得出适宜于我国污水处理水质的转化方案，方案如下：将废水总COD分为四种组分：1．颗粒态可降解COD(Xs)；2．溶解性可降解COD(包括SA与SF)；3．颗粒态惰性COD(XI)；4．溶解性惰性COD(S1)。即：CTCOD-----SA-FSFWSl-kX[+Xs(3-14)总COD用于确定其他组分浓度。如果没有COD数据，生活污水的总COD可以用下式近似估算：CTCOD"≈(2．1)·(BODs)(3-15)废水中生物降解COD(CODBo)可用最终BOD(BODu)估算，而BODu可以用BOD5估算：BODu《斋(3．16)式中，k为BOD速率系数，单位为d．1。对于生活污水，BODu和BOD5的关系可以近似表示为：BODu≈(1．5)-(BODs)(3-17)由于最终BOD中并不包括BOD测定时所生成的细胞残留物中的电子，所以BODu值小于可生物降解COD值，故：CBCOD=丽BODu(3-18) 第3章活性污泥工艺设备仿真软件的开发式中：YH的单位是COD／COD；fD等于0．20mg微生物COD。将方程(3—17)的BOD。代入上式，则可以估算出生物降解COD，即CODBo：CBcoD1_函再丽BO石Ds丽(3-19)对于含有工业废水比较多的污水，k和YH两个都必须进行测定，才能进行换算。但是，对于生活污水，YH可以设为0．6，再利用方程(3-19)，可以得到CBcoD≈(1．14)·(BODu)≈(1．71)。刊基确K一融，>图4．3该厂Carrousel2000氧化沟工程图42 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析使用软件进行模拟时用进水，出水，缺氧池，自由反应器，好氧池，分流，混流等反应器模型所对应的图标以及之间的一些流程连线来表示模拟该氧化沟工艺：图4．4软件仿真工艺界面非曝气模型单元构筑物参数数据如下所示：表4-1非曝气模型单元构筑物参数数据反应器序号体积(m3)面积(m2)深度(m)缺氧池4076．3000815．26005．O11226．625245．3255．O2379．27575．8555．033404．25680．855．O4379．27575．8555．O53404．425680．855．O6379．27575．8555．O73404．425680．855．O8379．27575．8555．O92739．375547．8755．0105508．430I101．6865．011138．75027．755．012206．46041．2925．O13166．133．225．O43 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真表曝机模型单元物理构筑物参数数据如下：表4-2表曝机模型单元物理构筑物参数数据单元名称体积(m3)面积(m2)深度(m)平均功率(KW)好氧池l499．110099．82205．0124好氧池2499．110099．82205．O124好氧池3499．110099．82205．O124好氧池4499．110099．82205．0124表4-3二沉池模型单元物理构筑物参数数据沉淀池柱体部分单元名称沉淀池总高(m)顶部直径(m)的表面积(m2)二沉池4．0554213844．3污水处理厂运行数据转化与模拟．4．3．1污水处理厂2005年2月运行原始数据以2005年2月淮南首创第一污水处理厂运行原始进出水质数据为依据，进行模拟来验证软件的模拟效果，进出水质数据如下：表4-42005年2,el淮南首创第一污水处理厂进水质数据流量COD。，NH3-NSS11PBODt时间pHm3／dmg／Lmg／Lmg／Lmg／Lmg／L2．163035．780．343．549．6O．96392．259864．111727．859．20．85412．356984．815426．37．764．21．0942．72．45969411729．454．31．438．52．5593888032．6612．323．82．659577．41102966．22．2540．82．756021．185．32759．71．941．72．859109．79727．863．3235．62．961607．763．528．263．11．545．62．1062102．193．632．1104．21．330．52．1l71925．588．633．162．91．1446．3 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析表4-4(续)2005年2月淮南首创第一污水处理厂进水质数据流量COD。NH3-NSSTPBOD。时间pHm3／dmg／Lmg／Lmg／Lmg／Lmg／L2．1263840．890．330．252．71．731．72．1367141．780．329．542．41．6538．52．1477657．6772850-31．3240．22．1590925．51304082．92．2345．72．1693248．175．223．580．22．0539．72．1774619．495．340．5101．61．9546．52．1870785．592267．9446．61．143．72．196395998．634．461．61．741．52．2065012．819737651．946．92．2l62150．583．633．342．32．338．72．2266317．925412．766．41．235．82．2366887．214l9．9731．534．52．2264360．911718．37．6l50．61．757．32．2561526．613716．11132．134．72．2660000．815628．853．81．938．52．2759379．21041647．41．446．32．2864627．323843．559．4O．8740．8COD“NHrNSSTPBOD5时间pHmg／Lmg／Lmg／Lmg／Lmg／L46．81．618．60．613．82．1500．510．90．584．42．2470．617．4O．623．922．37．6l430．6513．8O．823．82．450O．516．80．972．12．5 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真表4-4(续)2005年2月淮南首创第一污水处理厂出水水质数据COD盯Nil3-14SSTPBOD；时间pHmg／Lmg／Lmg／Lmg／Lmg／L500．2415．5O．833．92．655．2O．614。8o．8l4．52．745．1o．717．50．853．872．841．2O．515．50．834．62．92．1050．2O．3117．3o．794。42．1l43．51．0619．8O．784．52．1253．51．0719．40．833．32．1340．1O．919．5O．853．52．14530．816．3O．754．12．1557l19．9O．684．52．1633．40．714．10．974．322．1759．21．220．10．954．52．1855．2O．57．414．80．734．32．1953．5O．2217．30．892．20501．219．1O．834．232．2l56。84。918．10．873．32．2259．8O．7218．1O．697．32．2358．4O．516．70．7l10．22．2455．5O．67．65／7．618．30．78．52．2558O．619．30．9l3．72．2649．5O．615．60。753。92．2756．80．6116．9O．834．72．2856．10．415．20．694．54．3．2进水数据的转化根据ASM2模型的要求对复杂废水特征进行分析需要花费大量的时间和金钱。 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析因此，这种分析并不是污水处理厂日常检测所能够做到的。从上表中可以看出该污水处理厂对进出水质指标的检测集中在COD，BOD，悬浮物SS，以及NH4-N，TP这四部分，基于第三章中关于组分划分部分，本研究对淮南首创第一污水处理厂进水数据进行划分，转化，以适应模型模拟需要。将2005年2月共28天的进水指标按照上述方案转换成生物处理模型所需进水组分，划分情况如图所示：3·O2．52．0d罟，．5"·O0．5蔫图4．5动态进水组分(1)图4．6动态进水组分(2)从图4．5中可以看出，做为占BOD5主要部分的SA和SF的变化趋势相同，这与程序在划分SA和SF的固定比例有关，SNH。波动较为剧烈，日变化幅度较大，反映出该月处理水质变化不太规律。作为间接表征污水酸碱特性的碱度，由于在实际水质记录当中并没有这一项，本文根据相关文献记载，典型城市污水的碱度变化量并不大，因此把碱度设为常量。如图4．6所示，进水中的溶解性无机磷浓度有较为均匀的变化，范围在0．5--一1．5之间。图4．7动态进水组分(3)图4．8动态进水组分(4)如图4．7所示，惰性溶解性有机物浓度的波动辐度较大，表明其对进水COD变化非常敏感。47 污水处理T艺设备系统模型研究与仿真按照转化方案在进水中有相当浓度的异养菌，如图4．8所示，日变化范围在8meCL到20mg／L，该菌类的存在会直接影响颗粒性基质Xs的浓度。惰性颗粒性有机物质的浓度变化与BODs的变化趋势一致，是转化方案中对VSS浓度的估计算法所成。图49动态进水组分(5)图4．9中)(Tss的变化反应出实际ss的变化情况，在个别F|期呈现突增，慢速可降解基质xs的变化与COD的变化呈现一致，也是由于转化方案中的设置所致。4．4对该工艺的模拟软件应用过程441输入数据与设置运行“ASM2SCMEXE”应用程序，进入欢迎界丽，点击“继续”进入软件主界面工作区，通过点击菜单栏下“反应器”菜单，按照上节中对工艺流程的模拟，将各种反应器图块添加到工作区中，并将各图块以流程线进行相连(注意首尾顺序)，效果如图所示：●t图410模拟主界面 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析单击入水图块，则图块会以红色虚线框来表示选中，在框内点击右键，出现弹出菜单，如图所示：图411设置进水菜单选中“编辑反应器参数”，弹出输入参数属性表对话框：在显示“进水水质”标签页中添入进水水质指标项，如图412所示：输入各项水质指标后，点击标签“入流组分”，则在前一步骤中输入的各项水质指标被转化成为生物处理数学模型中的理论组分，该属性页中各组分编辑框被设置成灰色，即只可输出转化数据，不能手动输入数据。如图413所示：图412进水水质输入标签图413入流组分标签依照流程次序，以对图块的相同操作依次对反应器图块进行设置，包括溶解氧情况(自由反应器除外)，构筑物体积，在计算时，进水水量和入流组分由上一级流程线将数据转入该反应器模型中，因此无须进行设置，溶解氧根据模型建立时的设定，对厌氧池，缺氧池，好氧池进行赋值，分别为0001，0．5以及2mg／L，但用户可根据实际情况进行改变，修改时，选中“设置溶解氧”复选框，则编辑框由灰色变成白色，接受用户的修改信息。如图414所示：在对“分流”图块进行操作时，在弹出的对话框中输入两支出流流量的比例，默认设置为I，如图415N示： mm＆gT￡＆*i‰《Ⅲq}究tj∞真圈414反应器参数设置对话框图415流量分配对话框在对“二沉池”图块进行操作时，在弹出的对话框中输入二沉池的相关几何信息，回流污泥比率。在对该污水处理厂进行仿真时，测定ssvI)5值为70mlJg，通过多次比较，选择Watdb8曙andKein讪(1988)的经验公式求解模型中的vs值。“出水”图块无需进行设置，在弹出的对话框中有两个标签页，分别是上一级流程线传进来的出水模型组分和换算成常规指标后的水质数据，用户可以通过改对话框来对软件的模拟出水效果进行读取。442流程检测与试运行进行完数据输入与设置后，点击菜单栏中“仿真计算”菜单，在下拉菜单中有三项子菜单．其功能分别为流程检测，试运行与仿真计算。仿真计篡参数{殳置1图416“仿真计算”菜单为防止用户建立错误的流程而影响计算的『F确性，在程序设置时规定在整个流程图中，只允许有一个“进水”图块和一个“出水”图块，其余图块必须有两条以上的流程线与其相连，分别为上一级传入数据的流程线和下一级传出数据的流程线通过点击“验证程序完整性”菜单可对流程图进行检测，同时对各图块的顺序进行编号，以便在后续工作中能正确进行数据传递。若流程正确，则弹出对话框进行提尔。 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析由于在程序首次计算之前，除进水图块中有入流数据，其余各反应器与流程线的数据关于组分数据，进水信息，化学参数数据与动力学参数信息都为空，尤其是有回流的工艺流程，首次运行前回流数据为O，由于在实际工艺操作中，回流污泥或回流混合液中存在浓度很高以至不能忽略的组分，直接使用该软件不能很好的模拟出实际情况，因此软件增加了试运行程序部分，因本次模拟的淮南首创第一污水处理厂的设计要求是混合液回流比为150％，污泥回流率为100％，在第一次试运行时，将全部流量Q进行回流，在二沉池图块上一级分流图块设置时，将流量分配比调为(Q．1)／1(以免分母为零出现错误)，在二沉池污泥回流率设置为100％；在第二次试运行时，除了进水的Q外，还多了上一次试运行回流混合液Q，因此在进行N--沉池图块上一级分流处，将流量分配比调为(2Q．1)／1，继续将全部流量回流，以此方法进行每次调整，试运行四次后，回流混合液流量为4Q，在第五次试运行时，除了进水的QPt"，还多了上一次试运行回流混合液4Q，在出水时，设置回流混合液流量为1．5Q，则进入二沉池的流量为3．5Q，将分流比设置为(1．5Q)／(3．5Q)=O．42857，设置二沉池回流污泥流量为Q，则回流比为Q／(3．5Q)=28．57％，在第六次调试时，除了进水的QP[-，还有回流混合液的1．5Q，与回流污泥Q，共3．5Q，继续使回流混合液流量设定为1．5Q，则分流比设置为(1．5Q)／(2Q)=O．75，进入二沉池的流量为2Q，继续设置二沉池回流污泥流量为Q，则回流比为Q／(2Q)=50％，通过六次试运行后，能够进行实际情况水量的模拟，整个试运行过程如图4．17．图4．22所示：回沈糟泥0图4．17第一次试运行进棚回滚黼0图4．18第二次试运行51 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真进水q回流精泥0图4．19第三次试运行回流污泥0图4。20第四次试运行回流}旎Q图4．21第五次试运行回流黼图4．22第六次试运行通过试运行达到模拟的实际情况后，可进行静态模拟计算。4．4．3静态模拟计算及结果分析经过调试后的程序可以进行实际情况的模拟。静态模拟就是在入流水质、水量不变的条件下，将污水厂的水质分解为模型中的各入流组分，并采用与污水厂的各构筑物尺寸、控制参数相同的数据来模拟污水厂，使模拟结果和实测结果接近。任取该厂某一天的水质数据进行静态模拟计算，以2005年2月6日当天的水质情况为例：根据当日水质报表数据，转化成生物处理数学模型理论组分数据，进行静态模拟，S2 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析二沉池出水组分数据如下表所示：表4-6出水组分浓度溶解态组分数值@L)颗粒态组分数值(g／t,)SA1．17XAUTOSALt1．50XH3．62SF4．58Xl1．81SI58．82XM础6．57SN，29．02XMEPOSNH．3．98XpAOOSNO，OXpHA0S0，OXpp0Spo．1．32Xs1．13Ss5．75XTSS15．89将出水组分数据转换成常规检测数据后与进水水质进行对比，见下表：表4--7模拟出水水质指标水质指标进水实际出水模拟出水(mg／1)(rag／1)(mg／1)TCOD1105068．67BODs40．84．23．36SS66．215．515．89NFl4-N29O．243．98TP2．250．831．34由上表可以看出，软件对出水的模拟情况基本符合实际情况，虽然与实际出水水质数据相对误差仍较大，但同处于一个数量级，总体去除趋势相同。说明软件对稳定水质及水量情况下的模拟基本可行。4．4．4动态模拟计算及结果分析动态模拟是在稳态模拟的基础上，根据污水厂水质、水量的实际变化情况对实际污水厂进行模拟。动态模拟的动力学、化学计量学等参数与静态模拟相同，且将静态模拟的结果作为动态基准值。每一个动态的进水流量(及水质)对应于一个动态的出水流量(及水质)，流量的周期性变化对应出水水质进行周期性变化。从变化曲线中，可清晰地看到进水流量和水质的变化所引起出水水质的变化程度。根据非稳态模拟结果，可对53 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真污水处理系统进行实时的调整和动态管理。为了能更好的研究软件模拟结果的可靠性及稳定性，将该污水处理厂2005年2月份(共28天)的进水水质进行模型组分转换后(如前节图示)，进行动态模拟。模拟出水组分结果见下图：200"。O"6口¨O"20—t00詈柏eO●O柏日射图4．23模拟出水组分(1)图4．24模拟出水组分(2)如图4．23所示，经过动态仿真后SA的浓度日均出水浓度在1"--"2mg／L之间，较进水时日均25mg／L的浓度有大幅度减小，除个别日期有较大程度的变化。相比之下SF的去除率不如SA，从日均进水8mg，IL下降到出水5mg／L，也有个别异常点出水浓度高达25mgl／L，甚至比进水时浓度还要高，分析原因，可能是由于与其动力学方程相关的组分在当天的浓度发生异常而导致。SI为难降解有机物，在污水处理过程中不能被进一步降解，软件对这一特性进行了很好的模拟，如图4．24所示模拟出水值与进水值近似相等。由于N2易受气体交换的影响，在污水经过较长的自由反应区后出水时又形成缺氧状态，反硝化作用开始，因此出水时N2的浓度又逐渐达到了了进水时的浓度。2-52-102-152-202-25日期图4．25模拟出水组分(3)图4．26模拟出水组分(4)如图4．25所示，碱度的模拟出水情况从进水时假定的定值变为起伏波动，总体呈 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析下降趋势，反映出模拟水质呈现pH下降趋势。这与该污水处理厂实际抽样情况吻合。溶解性无机磷SP04的去除情况不好，总体出水数据与进水数据接近。软件对氨氮的模拟去除较为理想，与一些组分的模拟相类似，在个别点呈现突增，但整体情况良好，如图4．26所示。353。2s2。蓑，。105O，{2-102-t：52-∞2-25日■242-102-1S2-202-2S日翔图4．27模拟出水组分(5)图4．28模拟出水组分(6)Xs在进水一定浓度的XH作用下，浓度下降显著，如图4．27所示，从迸水时日均浓度40mg／L至lJ模拟出水浓度lmg／L，同时XH的浓度也下降明显，XI不易进行降解，但在出水中XI的浓度也有明显下降，这是因为XI主要聚集在活性污泥上，在经过模拟二沉池后，随着活性污泥进行回流，因此出水中的含量较小，说明本软件的二沉池模型发挥作用良好。从图4．26中可以看出，模拟出水中的TSS浓度不太稳定，但总体上在15mg／L上下起伏，在进水中并不存在的XM。oH在出水中有了一定浓度。以上经过模拟出水组分浓度分析，本软件模拟的去除情况总体上效果不错，但是建立本软件的目的之一是力图将模拟结果与实际结果相近似吻合，将模拟理论出水组分按照前节中出水组分转换成常规水质指标，与实际入水水质，实际出水水质进行对，结果与分析如下："1001000当900■塔皿800∞0图4．29进水与模拟出水流量之对比SS 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真因为在正式模拟计算前，程序经过试运行阶段，因此在对进出水流量的模拟与实际情况相一致，软件在动态模拟对于水量变化模拟效果非常好。图4．30实际进出水与模拟出水BOD5之对比图4．31实际进出水与模拟出水COD之对比从图4．30中可以看出，软件对BOD5的去除模拟情况，与实际出水水质变化曲线基本重合，拟合效果非常好。分析原因，这与模型中对SA和SF两种组分的计算较为贴近实际有很大关系。从图4．31中可以看出，模拟出水COD水质变化曲线总体在实际进水COD曲线下方，并随实际进水COD起伏而起伏。在一些阶段能实现与实际出水COD水质变化曲线相符(从2月6日到2月19日)，但在个别点出现异常，模拟出水COD接近甚至高于进水COD。在模拟情况较好的这几天，进水COD总体较低，且变化较小，只要进水COD异常变化，模拟出水COD效果就会恶化，分析原因，是由于模型对于作为占COD很大比例的的SI在进水与出水时浓度并不发生变化，进水COD高，在模型转换时造成高SI，因此模拟出水COD浓度就比较高。图4．32实际进出水与模拟出水N心之对比图4．33实际进出水与模拟出水SS之对比从NH4进出水曲线图中可以看到模拟出水中氨氮含量已有大幅度下降，能够清楚的看到模拟出水曲线与实际出水氨氮变化曲线有一部分点拟合效果很好，但也有一 第4章污水处理厂工艺仿真实例及结果分析些点相对误差很大，分析原因，该月水质变化比较频繁，一些拟合效果不好的点集中出现在中下旬，均是由于当月正是中国传统阴历正月，2月9日是春节，2月23日是元霄节，因此这段时间内的生活污水高负荷，高COD，因此会影响到模拟除氮效果。模拟出水SS的变化曲线低于实际曲线，效果胜过实际出水水质，与软件中二沉池模型的建立较为理想有关。图4．34实际进出水与模拟出水TP之对比模拟TP曲线较实际进水TP曲线有了很大程度的下降，除了在开始模拟时前一两天的模拟甚至高于进水组分情况外，总体情况稳定，但与实际出水TP曲线比较，拟合效果较差，分析原因，与溶解性无机磷的去除不理想有直接关系。以上仿真模拟以淮南首创第一污水处理厂的真实运行数据为依据，系统地对本研究开发的软件从流程模拟建立，数据输入，参数设置，数据转化，流程验证，试运行，静态模拟，动态模拟进行了操作说明和数据分析。可以得出结论，本软件针对淮南首创第一污水处理厂的进出水水质的模拟整体效果较好，软件的模拟结果很客观，很贴近实际，软件能对污水处理工艺进行模拟仿真，与本研究对生物处理数学模型与SCM模型的理解、建立以及程序实现的正确性有很大关系。在进行数据分析后，软件对该厂溶解性无机磷的去除模拟效果不太好，除了在实际测量时可能造成的一些实验误差，记录误差，一部分原因与软件进行工艺流程建立时，可能流程的模拟与真实情况不太一致，而导致除磷效果不好，还有一部分原因是因此软件在运用模型对数据进行模拟计算时，模型涉及到的参数为IAWQ模型小组以及SCM模型中推荐的典型值。因为每个污水处理厂处理工艺不同，处理水质不同，运行效率不同，这样的典型参数有六七十个之多，很难将其“典型”性作用到每一个污水处理厂的模型中，一个好的污水处理仿真软件，应该把这一部分考虑在内，使软件对工艺流程的模拟实现“通用化”，能够对各种各样的工艺进行模拟，对具体水质的模 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真拟实现··特殊化”，将模型的参数进行调整，使模型适合某一水质，某一流程，某一环境的情况。将模型与真实情况紧密联系在一起，这样才能将软件对实际的指导作用最大化。 第5章模型参数及工艺参数研究与优化第5章模型参数及工艺参数研究与优化5．1理论模型参数的研究及优化为了能建立与特定水质吻合的模型，必须要对模型本身的参数进行调整，为了能清晰的观察到模型参数是怎样影响组分浓度的，有一些研究对此进行了参数灵敏度分析，选取一个参数做为变量，将其进行±10％的调整[441，同时固定其他变量，模拟计算后，观察参数变化后与变化前模拟水质的变化程度，如果浓度变化越大，说明出水该水质与该参数的灵敏度越高。只要对参数进行微小调整，便可以改变出水水质的浓度。对于ASM2模型有22个化学计量学参数，有43个动力学参数，进行灵敏度调整工作量比较大，而且各参数对于一种或几种组分有影响，影响的程度也不相同，而且参数与参数之间有较复杂的非线性相关性，一个参数进行调整，可能会引起另一个参数也必须进行调整，否则对一种组分进行模拟时误差又会转移到另一种组分中。因此，需要对与各组分相联系的各种参数进行分析，得出参数与组分之间的影响性质，然后再做灵敏度调整验证，可使工作量大大降低。本节对组分与参数之间的关系进行研究。通过对ASM2模型的分析，将影响组分的各种化学计量学系数与动力学参数进行归类。组分相关化学计量学系数相关动力学参数S0，YH，YPHA，YA}IH，qPP，ttPAO，“AIrrKh，TlN03(水解)，nfe，ulI，rtN03SFfsl，YH(异养菌)，qfeSAYHuH，rIN03(异养菌)，qfe，qPHA，bpHASNH．fsl，ie．sp，ie,sl，ip,x￡，ip．BM，fⅪ，in,xT，in．x￡，iN，BMKh，nN03(水解)，nfe，uAUT，bAtrrSno，YH，YA；Pcl,)IN03，IlAlrr：fsI，ip,sF，ip，Sl，ip,xs，凤Vls03(水解)，rife，qPHA，qPP，Spo‘YPo．，ip，BM，fⅪ，ip,xI，ip,x￡uPAo，bpAO，bPP，uAUT，bAtrrS1fSIKh，riN03(水解)，TlfeSALKfsl，ip，sF，iN．sF，ip,sI，is，SI，ip．x￡，iN，x￡Kh，11N03(水解)，rlfe，kpRE，kitEDSN，YHo州，VlN0359 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真表5-I(续)与各组分相关的化学计量学系数与动力学参数组分相关化学计量学系数相关动力学参数XIfⅪ；bH，bPAO，bALrrXsfⅪKh，11N03(水解)，nfe，bH，bpAo，bAtrrXHUH，rlN03，bHXpAoIIPAo，bpAoXppVpo．qPHA，qPP，bppXmAYPHA，YH；qPHA，qPP，|lPAO，bP姒XTSSITSS,XsKh，11N03(水解)，rlfc，k眦，kREDXMc_0HkPRE，kaEDXM—kpRE，k砒DXAUTbAUT，UAUT从上面的关系分析中，可以通过对模拟结果满意的组分所关联的两类参数进行固定，对模拟结果不满意的组分所关联的两类参数排除掉那些希望固定的参数剩余的参数进行适当调整，可以一次改变一个参数，也可以同时改变多个参数值，对第四章淮南首创第一污水处理厂模拟结果分析可知，软件对SA和SF组分模拟效果很好，对溶解性无机磷组分的模拟偏差稍大，因此对其相关参数进行调整。排除SA和SF组分涉及到的参数：fsl，YH；‰，nN03(水解)，rlfc，1]N03(异养菌)，qfc；uH，qPHA，bPHA；可以对iP．SF，ip，Sl，ip，Xs，YP04，ip，BM，fⅪ，ip州XqPP，l-tPAO，bpAo，bPP，HAUT，bALrr进行调整。对化学计量学系数进行研究可知，it,，SF，ip，xs分别为溶解性基质，颗粒性基质中P的含量，将两者减小，会引起无机磷变化速率减小，增长速度减慢；ip,BM为生物量中P的含量，在XPAO的好氧生长中和X岍的好氧生长过程中要消耗SPOI，消耗速率就是由这个参数来控制；ip，x。ip，s。这两个参数要与fsI相乘才能对无机磷浓度的变化量(变化速率)发生影响，而此时固定的fsl值为0，因此无须对这两参数进行调整；YP04的减小会引起SP0．释放减慢；60 第5章模型参数及工艺参数研究与优化fxI增大，会在XPAo的溶解过程和硝化菌的溶菌过程中引起SP04消耗速率增大；通过对影响SP钆浓度的各化学计量学系数进行分析，将各参数进行调整，调整方案如下：单位略。表5-2化学计量学系数调整方案参数典型值调整值Ip,sF0．010．0075●IP,Xs0．010．0075Ip．BM0．020．032●Ip,x10．010．01Ip,s10．000．01Ypo．0．400．48fⅪ0．100．2在此基础上对动力学参数进行调整，动力学参数是与化学计量学系数共同作用，对某组分的变化速率进行影响，与qPP共同作用的化学计量系数为“．1”，与pPAO，IIAUT共同作用的化学计量系数为“-iP．BM”，因此将qPP，1．tPAO，|JAUT数值调大，会引起组分消耗速度加快；与bPAO共同作用的化学计量系数为“V13，P04”，与bPP共同作用的化学计量系数为“1”，与bAUT共同作用的化学计量系数为“V17,P04”因此将系数数值调小，会引起组分增长速度减慢；为了能降低出水无机磷浓度，将动力学参数进行调整，调整方案如下：表5-3动力学参数调整方案参数典型值调整值qPP1．501．60pPAO1．001．10UAUT1．001．05bpAo0．200．15bAUT0．15O．10bpp0．200．1561 日水处口I岂m蔷系统模型"究与仿真在软件菜单栏单击“参数设置”，弹出下拉菜单如幽所示仿真计篁参数设置亩口(蜘帮助围51参数设置菜单点击“化学计量系数设置”和“动力学参数设置”菜单，会弹出两个设置对话框，如图所示：图52化学计量学系数设置对话框图53动力学参数设置对话框“化学计量学系数设置”对话框和“动力学参数设置”对话框分别由多个标签页构成．按照上述修改方案，点击各标签，对模型参数进行修改，静态模拟仍以2月 第5章模型参数及工艺参数研究与优化6日为例，基于修改参数的模型，出水组分中SP04的浓度由修改参数前的1．316mg／L下降到0．832mg／L，受参数改变的影响，其余组分浓度也稍有变化，但变化量很小，可忽略不计。由于SP04浓度对出水TP做主要贡献，TP浓度也由模型调整前的1．345mg／L下降到0．84mg／L，接近实际出水浓度0．83mg／L。该结果说明调整模型方案思路正确，为了验证调整后的模型对该污水处理厂水质的适应性，在新模型的基础上对该厂整月数据做动态模拟，出水数据与调整模型前的模拟出水无机磷以及总磷做比较，比较结果如图所示："·s1J"●1‘1·31j"·2"．2’"，，一善”詈"o蓑”囊”。a。8。’7O7。BOB050．52-52-102-152+202-25日期图5．4调整参数前后模拟出水SPo．之对比图5．5调整参数前后模拟出水TP之对比从调整模型前后出水SP04浓度比较图5．4中n--J"以看出，由于对于影响到SP04变化速率的参数进行了调整，调整后的SP04浓度曲线明显位于调整前曲线下方位置。从图5．5调整模型前后模拟出水TP与实际出水TP曲线比较得出结论，调整模型后的模拟出水TP与实际出水TP接近，误差较小，同样，如其他水质指标，在某些点有突变值，这与当日进水COD浓度突变有关。两图数据曲线说明，对模型参数进行的调整后，模型符合该污水处理厂实际水质。5．2传统工艺参数的研究与优化【45l5．2．1曝气区溶解氧浓度对出水水质的影响好氧微生物在氧化BOD等有机污染物时要不断消耗水中的溶解氧，因此在混合液中保持一定浓度的溶解氧至关重要，对溶解氧的浓度以多少为宜，对混合液中的游离细菌来说，溶解氧保持在0．3mg／L的浓度就可以满足要求．但由于活性污泥是微生物群63 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真体“聚居”的絮凝体，溶解氧必须扩散到活性污泥絮凝体的深处。多年的实际运行已经证实，为保证活性污泥系统的正常工作，在混合液中必须保持浓度在2mg／L以上的溶解氧。溶解氧过高，增加能耗成本，溶解氧过低，丝状菌占优势，会诱发污泥膨胀现象阳。在上节调整好理论模型参数的基础上进一步对曝气区溶解氧浓度进行调整研究，选择出针对该污水处理厂水质最适当的溶解氧，既满足出水要求，又使能耗降到最低。在第五章进行模拟时曝气区设定的溶解氧是2．0mg／L，现将溶解氧浓度从0．5～3．0mg／L递增，同样利用2月6日数据进行模拟，模拟情况如下：，O9B7薯E8壬(1曹一noo∞Z5幸30,51D1j2D2．53．0DO(rng／1．．)图5．6DO变化对出水BOD。的影响图5．7D0变化对出水NH一的影响从以上图5．6与图5．7可以看出，当曝氧区溶解氧DO从0．5mg／L增大到1．5mg／L，出水BOD5浓度急剧下降，表明随DO浓度增大，氧化速率变大；当曝氧区溶解氧DO从1,5mg／L增大到3．Omg／t,，BOD5浓度进一步下降，但下降趋势趋于缓和，氧化速率增长缓慢。同样，当曝氧区溶解氧DO从0．5mg／L增大到1．5rag／t,，出水Ⅻ臣浓度急剧下降，因为在溶解氧充分的情况下，会发生硝化反应，氨也被氧化成亚硝酸盐和硝酸盐，等污水流动到缺氧段，形成的亚硝酸盐和硝酸盐会进一步被转化成氮气(反硝化作用)，表明随DO浓度增大，硝化反应速率加快。但溶解氧DO从1．5mg／L增大N3．Omg／t,这一过程，NH4浓度进一步下降，但下降趋势趋于缓和，说明硝化反应速率不会无限制的加快。以上两种水质指标变化曲线分析，说明DO浓度只需要控制2．0mg／L是合理的，再增大浓度对出水水质的改善已无太大意义，而且会增加动力能耗。 第5章模型参数及工艺参数研究与优化5．2．2混合液回流比对出水水质的影响混合液回流比是曝气池混合液回流到缺氧段的流量与进水流量之比。混合液回流为缺氧段提供反硝化菌的同时，还为反硝化反应提供电子受体(N0i)。要获得较高的氨氮去除率，必需增大混合液和污泥的回流。而回流比的增大与运行费用紧密相关。在污泥回流比一定的情况下，通过模拟可以确定最佳的混合液回流率。不同的混合液循环率与出水氨氮的关系见图。e7丢6E倒5馨z"-r-●32050’∞1∞200250：3003S04004S0棍缴回流比【％)图5．8混合液回流比变化对NH·的影响对具有前置反硝化过程的各种脱氮工艺而言，混合液的回流是使工艺获得脱氮效果的先决条件，而混合液回流比的大小又直接影响脱氮效果好坏的重要因素。如图5．8所示，在前置反硝化工艺中，混合液回流比越大，氮的去除率越高。但是，随着回流比的增加大于200％后，氮去除率的增加速率将减慢，进一步提高处理效果的难度将增加，同时氮的去除与混合液的回流比大小有关外，还与反硝化菌的反硝化速率、反硝化区的环境条件等因素有关，因而混合液的回流比是不能取得过高的。一方面，混合液的回流比过高，会造成缺氧池中的溶解氧升高，而反硝化区过多的溶解氧将对反硝化过程产生抑制作用，影响反硝化反应的顺利进行：另一方面，过高的回流比无疑将增加系统的运转费用，造成系统的不经济性。原污水回流比为150％，根据模拟情况，调整到200％对于出水水质较为适宜。 第6章结论与建议第6章结论及建议6．1结论国际水协会的活性污泥模型被认为是污水处理厂设计、运行管理、改造和科学研究的一种新工具，在国外已得到了广泛的应用。我国在模型理论和应用方面都缺乏深入研究。本研究为此进行积极探索，以IAWQ的ASM2号模型为基础，以开发的软件为平台，对模型进行建立、运算、验证、校核。利用淮南首创第一污水处理厂的实际运行数据进行模拟仿真，并在仿真的基础上对该厂运行管理提出了相应的改进意见。研究得出了以下主要结论：(1)根据国际水协推荐的模型水质组分划分方法，结合我国实际运行水质指标监测情况，本研究提出一套组分转化方案，对淮南首创第一污水处理厂的模拟结果表明，该方案进行水质划分是合理的，该方案是可行的。(2)深层次地对模型机理进行了研究，详细论述了模型中的各种过程和参数的作用，结合计算机C++语言的强大功能，对以生物处理数学模型和二沉池模型进行了单反应器模型建立，实现和运行计算。(3)改变以往一些研究中面向过程程序的单一流程仿真的软件开发模式。本研究开发的软件，具有友好的人机交互界面，操作通过鼠标点击，拖动就能进行多种工艺流程的模拟；将复杂的机理模型进行封装，程序运行在后台进行，降低了操作人员的专业方面和计算机水平方面的要求。增强了软件的适用性和普及性。(4)利用开发出的软件对淮南首创第一污水处理厂的氧化沟工艺进行了工艺流程模拟，静态水质模拟，动态水质模拟。对模拟结果与实际出水结果进行对比分析，在对模型参数深入分析的基础上进一步对模型参数进行了适应性优化调整。真正实现模型与实际水质特点的“拟合”。最后在调整模型的基础上，对该污水处理厂运行管理参数进行了优化。活性污泥系统模型对系统设计、运行管理、工艺改造有一定的辅助作用。在我国城市污水处理厂高速建设、资金紧张、运行管理水平低下的情况下，模型的计算机模拟程序具有较大的实用价值。 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真6．2建议由于时间和经验等方面的限制，论文中还有许多地方值得研究和进一步深化的问题，在以后的研究中应不断进行完善：(1)本研究中模型化学计量学系数和动力学参数均以现有文献资料提供的典型值为基础。对其进行调整也是在对模型机理有了深入研究后才能够进行，因此操作人员的专业性水平较高的情况下才能进一步对模型进行优化或按照意图进行深层次的研究。建议在下一步的研究中能对某些重要参数进行实验测定，以实验测定的数据来代替操作人员的“经验估计数据’’，以实验和模拟仿真相结合的科学方法提高研究结果的准确度和可信度；(2)模型只是为生活污水处理而设计的，不能将之应用于含大量工业废水的污水中。例如，模型未考虑含大量碳水化合物的废水，也未考虑含有毒或只能部分降解化合物的废水；(3)模型的建立假定在温度恒定的基础上，温度的改变会影响模型模拟的真实性，在下一步的研究中，应该把温度作为模型的参数来进行研究；(4)由于研究者本身的编程能力有限，本研究自行开发的软件还存在一些问题，例如：界面、对话框的设计还显单调；加载反应器图图标后，对其进行拖动时，屏幕“闪烁"过快，令人眼花；在反应器图标进行连接时，程序算法判断以反应器左侧为进水端，右侧为出水端，不能颠倒，因此做出的流程图流程线略显繁乱。软件的开发以实现商业化目的，因此，在以后的版本中要不断进行完善。(5)除了技术性问题外，该软件功能还略显单薄，以“模拟"，“优化”为主，在下一步的研究中应把“设计"包含到软件功能中，通过软件与专家设计数据库的连接，使设计人员利用该软件能进行设计、模拟、优化、方案确定，真正发挥软件的辅助设计优化作用。 参考文献参考文献[1】．周正立，张悦．污水生物处理应用技术及工程实例．1．北京，化学工业出版社，2006，2．83．[2]．耿安朝，张洪林．废水生物处理发展与实践．1．沈阳，东北大学出版社，1997，25．38．[3】．张海丰，孙宝盛，齐庚中．传统活性污泥法与膜生物反应器污泥沉降性能的比较．四川环境，2005，24，3，77．79．[4】．王静，张雨山．完全混合活性污泥法处理含海水污水时基质降解与生物增长量之间的关系．工业水处理，2000，20，11，14．16．【5]．朱明权，活性污泥法(CASS)的应用及发展．中国给排水．1996，，12，4．11．【6】．张立秋，吴学伟，张可方．间歇循环延时曝气活性污泥法处理．工业用水与废水．2004，6．【7】．李志娟，徐向红，活性污泥法处理城市污水中鼓风和纯氧两种曝气方法的比较．新疆大学学报：自然科学版．2003，20，1．[8】．高廷耀．水污染控制工程(下册)．3．北京，高等教育出版社，2007，101．120．[9】．黄伏根，朱炳林．Carrousel．2000型氧化沟工艺处理城市污水．冶金矿山设计与建设，2000，32，6，23．27．[10]．建设部科学技术司．城市污水处理应用技术．1．北京，中国建筑工业出版社，2004，1．10．【11】．顾夏生．废水生物处理数学模式．1．北京，清华大学出版社．1996．【12]．Henze，M．etal，AGeneralModelforSingle-SludgeWastewaterTreatmentSYSTEMS，Wat．Res．21：505-515，1987．[131．EckenfelderWW．ConorDJ．BilolgicalWasteTreatment．NewYork，pergamonpress，1961．[141．LarrenceAIV．McCartyPL．Kineticsofmethanefermentationinanacrbobictreatment．．rWPCF，1969．41，2，l-l7．[15]．MckinneyRE，SanJ．Mathematicsofcompletemixingactivatedsludge．Eng．Div，ASCE，1962，88，3，87-113．【16]．AndrewJF．Controlstrategiesfortheanaerobicdigestionprocess．Water&SewageWorks，1975，122，3，62．65．[17]．彭永臻，高景峰等．活性污泥法动力学模型的研究与发展．给水排水，2000，Rq 污水处理工艺设备系统模型研究与仿真26，8，15-19．[181。HenzeM，GradyCPL，JrGujerW．ActivatedSludgeModelNo．1．IAWPRCScientificandTechnicalReportNo．1．L伽Idon：IAWPRC，1987．【19]．HenzeM，OujerW，MinoT，eta1．ActivatedSludgeModelNo．2．tAWQScientificandTechnicalReportNo．2．London“WQ，1995．[201．HenzeM，OujerW，MinoT,eta1．ActivatedSludgeModelNo．3．WaterScientificandTechnology,1999，39(1)，183—193．【21】张志群，王梓先．活性污泥模型研究及其工艺软件的发展．环境污染治理技术与设备，2001，2(6)，38-44。[22]．陈立．EFOI濯序的仿真技术模拟功能应用研究．中国给水排水，1998，14，5，15—18；[231．钱易，米祥友主编．现代废水处理新技术．北京，科学出版社，1993．··【24]．张自杰，周帆，活性污泥生物学与反应动力学，北京，中国环境科学出版社，1989[25]．朱明权．活性污泥好氧稳定过程的动态模拟．给水排水，1998，24，6，6-13．[26]．Henze，M。eta1．，ActivatedSludgedModelsASMl，ASM2，ASM2DandASM3，scientificandtechnicalreportNo．9，2000．【27]．活性污泥数学模型／国际水协会废水生物处理设计与运行数学模型课题组著．张亚雷，李咏梅译．活性污泥数学模型．上海，同济大学出版社，2002．[28】．VesilindPA．Theoreticalconsiderations：designofprototypethickenersfrombatchsettlingtests．WaterandSewageWorks，1968，115(7)：302-307．[29]．DaiggerGT．Developmemofrefinedclarifieroperatingdiagramsusinganupdatedsettlingcharacteristicsdatabase．WaterEnviron．Res．，1995，67，1，95—100．【30]．VonSperlingMandFr6esCV．DeterminationoftheRequiredSurfaceAreaforActivatedSludgeFinalClarifiersbasedonaUnifiedDatabase．WaterRes．，1999，33(8)，1884．1894．[31]．EkamaGA，BamardJL，GfinthertFW，eta1．SecondarySettlingTanks：Theory，Modelling，DesignandOperation．tAWQScientificandTechnicalreports：no．6．London，EAWQ，1997．(32]．L．iesbethBV，JanFVI．SimulationAnalysisofaOnedimensionalSedimentationModel．15mTriennialWorldCongress，Barcelona，Spain，2002． 参考文献[33]．QuelnnecandDochainD．Modelingandsimulationofthesteady—stateofsecondarysettlrsinwastewatertreatmentpoants．WaterSci．andTech．2001，4．，1，39--,46．[34]．BryantJO．ContinuousTimeSimulationoftheConventionalActivatedSludgeWastewaterRenovationSystem[Dissertation]．ClemsonUniversity，Clemson，SouthCarolina,USA，1972．【35]VitasovicZ．Z．Cominuoussettleroperation：Adynamicmodel．InDynamicModellingandExpertSystemsInWastewaterEngineering，Lewis，Chelsea,Mich,1989，59"--81．[36]．MikeS．M．Jetten，SevinJ．HomandMarkC．M．VanLoosdrecht．TowardsAMoreSustainableMunicipalWasterTreatmentSystem．WatSci&Tech，1997，35，9，171-178．[37]．新电脑课堂编委会．VisualC++编程篇．2，北京，电子工业出版社，1994．【38]．施阳，严卫生，李俊等编著．MATLAB语言精要及动态仿真工具SIMULINK．西安，西北工业大学出版社，1997．[39]．李庆扬．数值分析．4一匕京，电子工业出版社．2005．[40】．W．H．Press，S．A．Teukolsky，W．T．Vetterling，B．P．Flannery．NumericalRecipesinFortran：TheArtofScientificComputing．CambridgeUniversityPress，1992．[41]．朱明权．利用COD指标进行活性污泥法系统的设计，中国给水排水，1999，15，2，18-24．[42]．许春红，应一梅，刘海英．Carrousel2000氧化沟工艺的生物脱氮除磷．中国建设信息(水工业市场)，2006，4．【43]．Grady，Jr，C．P．L．，Daigger，G．T．，Lim，H．C．著，张锡辉，刘勇弟译．废水生物处理．2．北京，化学工业出版社，2003，337．339．[44]．张代钧，陈丹琴，浏颖．传统活性污泥过程COD去除及脱氮改造的模拟．环境科学学报，2002，2，4，44-45．【45]．IsabelA．Esp7LdtoSanto，Edite．M．G．P．Femandes，M．OptimizationofWastewaterTreatmentProcesses．MinhoUniversitypress，2006．【46]．纪轩编著．废水处理技术问答．北京，中国石化出版社，2003．71 致谢本论文的研究工作是在导师郭亚兵教授的悉心指导下完成的。在三年的随师学习期间，郭老师严谨求是的治学风范、渊博深邃的学术造诣、敏锐活跃的思维方式，对我产生了很深的影响，将使我受益终生。郭老师不仅教给我如何做学问，还以身作则教给我做人的道理。每次跟随导师出差，导师不畏辛劳，一丝不苟的工作态度深深打动了我，最难忘那次去山东临清做实验，当时正值盛夏，郭老师在没有安装通风设备的实验室中，认真的进行实验，一点也没有抱怨给提供的条件不好，自己已是满身大汗的工作了一天，还不忘问我们这些年轻学生累不累，让我们去外面凉快的地方休息一下。无论今后的学习工作中遇到再大的困难，我都会以郭老师为榜样做人处事。值此论文完成之际，谨向尊敬的导师郭亚兵教授致以崇高的敬意和由衷的谢意!三年的学习生活中，教研室里的田晋平老师，王守信老师，李自贵老师，王五洲老师，杨志军老师和正在攻读博士的胡钰贤老师给予我巨大的帮助和支持。衷心地感谢他们，祝他们身体健康、工作顺利。感谢我的家人对我的养育之恩，他们几十年如一日，含辛茹苦地工作，默默地支持我，他们是我奋斗的动力。感谢我的女友穆丽莎，最艰难的日子，是她陪伴着我一起度过。最后对2008年5月12日四川汶川大地震中失去生命的同胞致以最沉痛的哀悼。逝者长矣已，活者当如何?珍惜生命，珍惜生活，珍惜我身边的亲人，爱人，朋友。中国，挺住!我爱的人和爱我的人，好运!夏静文2008年5月 硕士期间发表的论文【1】．夏静文，郭亚兵．反硝化除磷技术应用及效率影响分析．科技信息，2008，5． 个人简介夏静文，男，1982年生，山西太原人。2005年6月毕业于太原科技大学，同年9月考入太原科技大学攻读硕士研究生学位。电子信箱：xi萄ingwen@163．tom76'