当代给水与废水处理原理(第一章)ppt课件

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当代给水与废水处理原理xxx大学Xx教授n授课主要内容相关基本概念介绍生物化学工程基础废水生物化学处理基础活性污泥法生物膜法厌氧生物处理法生物脱氮除磷常规分离与膜分离活性碳吸附传质与曝气n第一部分：相关基本概念介绍一、理论需氧量理论需氧量(ThOD)是根据化学方程式计算求得的有机物被全部氧化所需的氧量。例如，含有300mg／L葡萄糖溶液的理论需氧量可计算如下：n氨基乙酸的理论需氧量，可利用下列化学方程式：(a)(b)(c)n由方程式a计算得氨基乙酸的碳化需氧量为：bcn二、化学需氧量化学需氧量或耗氧量是指在一定严格条件下水中有机物与强氧化剂(如重铬酸钾、高锰酸钾)作用所消耗的氧量。当用重铬酸钾作为氧化剂，硫酸银作为催化剂时，水中有机物几乎可以全部(约90％-95％左右)被氧化。这时所测得的耗氧量称为重铬酸钾耗氧量或称化学需氧量，以CODCr或COD表示。在测定过程中无机性还原物质也会被氧化。所以一般测得的COD包括可生物降解和不可生物降解两部分，即化学需氧量区别不出可生物降解和不可生物降解的物质。COD=CODB+CODNBn且当用Ag2SO4作催化剂时，部分Ag2SO4将消耗于与Cl-所起的化学反应n三、生化需氧量在有氧的情况下，由于微生物(主要是细菌)的活动，降解有机物稳定化所需的氧量，称为生化需氧量，常以BOD表示。下图表示示有机物氧化和微生物细胞合成的关系：n在有氧的条件下，废水中的有机物分解一般分为两阶段。第一阶段(亦称碳氧化阶段)，主要是不合氮有机物的氧化，但也包括含氮有机物的氨化及氨化后生成的不含氮有机物的继续氧化，这也就是有机物中碳氧化为二氧化碳的过程。碳氧化阶段所消耗的氧称为碳化需氧量或碳化BOD，一般即称BOD。前面图中Oa和Ob之和即表示这部分生化需氧量。总的碳化需氧量常称为第一阶段生化需氧量(因为碳氧化总是首先发生)，也称完全或总的生他需氧量，常以La或BODu表示。由于硝化作用所消耗的氧量称为硝化需氧量或硝化BOD，可以NOD表示。Oc和Od之和表示这部分生化需氧量(忽略细菌内源呼吸产生的氨进一步氧化所消耗的氧)。总的硝化需氧量称为第二阶段生化需氧量可以LN或NOD表示。上一页符号的解释：n生化需氧量的反应速度在很大程度上取决于微生物的种类、数目及温度，而在测定过程中溶解氧又是逐渐消耗的。所以测定生化需氧量就须保持一定的温度，同时也需要规定一定的时间。通常是在20℃温度下培养5d检查溶解氧的损失，用BOD5表示，单位以O2mg/L计。测定温度用20℃是因为这个温度比较接近温带地区一般河水的平均温度。BOD5的含义：nBOD反应动力学：n第一阶段反应动力学:生化需氧量反应动力学的研究表明，对第一阶段BOD的变化，可认为具有一级反应性质。这是因为有机物为微生物分解的作用虽可被认为是双分子反应（见下式1），但在这个反应中当反应进行到一定时间细菌非但不减少而且往往大量增加，一旦至细菌数目无多大变化时，就有机物来说，它的分解就具有一级反应的性质，即反应速度与任何时刻剩余的有机物量成正比(如果存在着足够的氧的话)。(1)(2)积分求解(2)式可得：K1：碳化耗氧常数如Yt或BODt取为t时日内所吸收的氧量或所满足的BOD，则：n多年来当水温为20℃时常采用K1＝0.1d-1。这是英美等国对污染河水实测而得的平均值。自从BOD测定时采用了所谓标准稀释水和对各种不同废水进行了试验研究，发现K1随水质的变化是有相当大差异的，一般变化在0.05-0.3d-1之间，而生物处理出水的K1值则又小于进水的K1，常在0.05-0.1d-1之间。K1变化对BOD的影响:n温度对BOD的影响：nLa和K1的确定：耗氧常数K1值和第一阶段需氧量La的确定有最小二乘方法、矩量法、日差法和托马斯(Thomas)法等，但均需用到生化需氧量的测定。下面介绍使用比较简单，但也足够准确的托马斯图解法。在中，(1)而：或：式(1)是一直线方程，根据不同日的BOD测定结果，井作图，即可求得K1及La的值。如下图所示：nK1和温度的关系：K1与温度的关系可根据阿累尼乌斯（Arrhenius)经验公式推导求得：或：nK1和温度的关系式推导：将阿累尼乌经验式求导并积分运算后可得：实际上并非常数，它是随温度而稍有变化的。其值可通过试验，并按下式作图求得；一般说来，在10-30℃时，可采用=1.047。nLa与温度的关系：对于一给定水样，不但K1随温度而增加．La也随温度而增加，可以认为LaK1，所以根据下式(1)，可以写出式(2)：(1)或(2)(3)展开式(3)，可得：取n一点说明：实验求得的La值与需氧量理论值(理论需氧量)之间的差别：多年来，有机物的第一阶段生化需氧量La被认为等于按化学方程式得到的理论值。例如，理论上全部氧化浓度为300mg/L的葡萄糖溶液的需氧量应为320mg/L，此即所渭理论需氧量(计算见前)，但实际测定发现其La在250一285mg/L之间(20℃)，显然，葡萄糖并末全部转化为CO2和水。要明了这个差别必须先了解微生物对于有机物的分解过程。要使有机物能为细菌氧化，这种有机物必须要能够作为细茵的食料，细菌由此获得能量及组成细胞的原料。这就是说部分有机物转变成了细胞物质，细胞物质通过内源呼吸也能放出能量。细菌死亡后，它即成为其它细菌的食料，进一步转变为CO2和水，并合成细胞物质。活的或死的细菌又可作为较高级微生物，如原生动物的食料。在每次转化过程中都有进一步的氧化作用，但是最后还会有一些有机残渣遗留下来。它们对于微生物分解的抗力十分强。这部分残渣即代表所测定的全部生化需氧量与理论需氧量之间存在差别的一部分有机物。n第二阶段动力学：碳化和硝化虽可同时进行，但是，如前所述，对于一般的污染水，硝化常要在碳化进行了一段时间才会显著展开。在上图中，如坐标原点移至c，并假定第二阶段BOD的变化也具有一级反应的性质，则可写出NOD的曲线方程：式中：硝化耗氧常数，此常数常小于碳化耗氧常数；LN和K1N也可用托马斯图解法求得，但须采用新的坐标系统。n例题：n硝化需氧量曲线：n四、总有机碳（TOC）：将水样在高温下燃烧，有机碳即被氧化成CO2，量测所产牛的CO2量，便可求得水样的总有机碳(TOC)，单位以碳的mg/L表示。在作有机碳分析时，须采取措施去除无机碳的干扰。在测定条件下，基本上可以求得全部有机碳元素量，但因排除了其它元素。仍不能直接反映有机碳的真正浓度。测定总有机碳也有仪器可供采蝴，测定迅速，也能在短时间内完成分析工作。n五、化学需氧量与生化需氧量的比较化学需氧量(重铬酸钾耗氧量)和生化需氧量是目前应用最广泛的间接表示有机物的指标。它们都是利用氧化有机物的原理，即与氧化合。前者是利用化学氧化剂，氧来自氧化剂，后者则是微生物的作用，所需的氧来自水样中的溶解氧。生化需氧量基本上能反映出有机物进入水体后，在一般情况下氧化分解所消耗的氧量(反映了能被微生物氧化分解的有机物的量，即间接表示出可生物降解物质的量)，故比较符合实际情况，可以较为直接和确切地说明问题；缺点是完成全部检验需5d，对于指导生产，不够迅速及时，且毒性强的废水可抑制微生物的作用而影响测定结果，有时甚至无法进行测定。化学需氧量几乎可以表示出有机物全部氧化所需的氧量，它的测定不受水质的限制，并且在2—3h内即能完成；缺点是不能反映出被微生物氧化分解的有机物的量，不能区别可生物降解与不可生物降解的物质。因此．在水污染控制工作中以采用生化需氧量作为有机污染的指标较为合适，但在没有条件或受到水质的限制而不能作生化需氧量测定时，可用化学需氧量代替。n六、生化需氧量和化学需氧量之间的关系下式列出通常生活污水个指标之间的大体比例关系：n七、废水生物处理中常用的经验模型1)基质降解动力学，涉及基质降解与基质浓度、生物量等因素之间的关系。2)微生物增长动力学，涉及微生物增长与基质浓度、生物量、增长常数等因素之间的关系。3)同时，还研究基质降解与生物量增长、基质降解与需氧、营养要求等关系。许多学者根据各自研究的成果提出了不少描述上述关系的数学表达式或数学模式。在各个模式中含有一些常数。这些常数的数值表示了一类废水生物降解的特点。由于活性污泥法使用比较普遍，所以目前所提出的数学模式主要是根据活性污泥法推导出来的。这些模式对于其它好氧生物处理法和厌氧生物处理法泡基本适用。（1）生物处理动力学分类：n(2)Eckenfelder模式：此模式是w.w.Eckenfelder,Jr.对间歇试验反应器内微生物的生长情况进行观察后于1955年提出的。现根据微生物增长曲线讨论Eckenfelder模式于下：n(a)生长率上升阶段：在此阶段，基质浓度高，微生物增长速度与基质浓度无关，呈零级反应，即微生物的生长不受食料数量的限制，只受自身生理机能的限制。这一阶段微生物的增长过程可用下式表示：式1n(b)生长率下降阶段：在此阶段，微生物的增长主要已不是受自身生理机能的限制而是受食料不足的影响，微生物的增长与基质的降解遵循一级反应关系。因为所以令考虑了微生物浓度的影响，如以比基质反应速度表示，则或式2积分式2得：或n(c)内源代谢阶段:在此阶段食料奇缺，微生物逐渐减少内源呼吸实际上是个连续反应，贯穿于微生物的整个生命期、而并不仅仅在内源代谢阶段才存在。即使在环境中有充足的食料，微生物内部的新陈代谢仍在进行，只是在食料较丰富时，内源代谢作用被掩盖了，因为这时合成速度很快，内源呼吸速度则慢，但在内源代谢阶段，食料缺乏，因而影响就明显了。式3n以上三阶段划分的一般依据：一般说，当食料—微生物之比(F／M)＞2.1-2.5KgBOD5/Kg微生物d时，微生物的生长处于生长率上升阶段，而当(F／M)＜0.1KgBOD5/Kg微生物d左右时，微生物生长即进入内源代谢阶段。活性污泥系统常运行在(F／M)=2.1-2.5KgBOD5/Kg微生物d的条件下。这一范围位于生长率下降阶段，可用式2进行处理构筑物的设计，进水BOD5常应低于300-500mg/L。式2即常称的Eckenfelder关系式。式1可用于高负荷生物处理系统，此时基质浓度高(BOD5＞500mg/L)。式3常用于污泥好氧处理和延迟曝气系统。微生物浓度常用挥发性悬浮固体(VSS)，有时也用悬浮固体(SS)计量。在活性污泥处理系统中即以MLVSS或MLSS表示。n(d)Eckenfelder模式的应用：1)完全混合系统：式中，Q：进水流量；V：反应器容积；r：生物回流比，在活性污泥法中即污泥回流比；S0：进水基质浓度；Se：出水基质浓度。按照Eckenfelder模式在生长率下降阶段公式：由于：故，基质物料平衡式可变形为：上式(1)中t：水力停留时间；X：微生物浓度，可以vss计量；K2：减速增长速度常数，这里也常称基质去除或降解常数，可用几组平行试验数据通过图解法求得。(1)n污泥负荷(以基质去除量为基础)，也称基质的比去除速率。由上式(1)可知：容积负荷(以基质去除量为基础)两个重要概念及一点注意：2）一点注意：1）两个重要概念：与F/M不同，F/M是以进水基质浓度为基础的，(虽然有时也称污泥负荷)，它与F/M的关系是：E：处理效率n2)推流系统：推流系统示意图在理想的推流式反应器中．进口处各层水流依次流到出口处，互不干扰，各层水流中微生物的工作情况，如用微生物增长曲线来表示，将是一段线段，废水生物处理的数学模式可直接采用下式(1)或式(2)。如二次沉淀池出水基质浓度为Se。上两式可改写成：对于推流式反应器，采用上列公式进行计算，有时误差较大，因为反应器首末两端的xZ值是有变化的。完全混合反应器内的K2值基本不变。(1)(2)n对于推流式反应器，采用上列公式进行计算，有时误差较大，因为反应器首末两端的K2值是有变化的。完全混合反应器内的K2值基本不变。实际上对于活性污泥法来说并没有真正的推流系统(由于存在着纵向扩散)或真正的完全混合系统。真正的推流系统较完全混合系统处理效率高，但由于难于得到真正的推流，外加推流式受冲击负荷的影响较大。所以这两种系统的处理效果相差不大。将一个反应器分成几个完全混合反应器(完全混合多级反应器)可以改进处理性能，并仍保持—‘定的适应冲击负荷的能力。这也就是多点进水曝气法的设计概念。下图表示完全混合反应器与推流式反应器在理论上处理效率的比较。两种系统的比较：n（3）Lawrence-McCarty模式：一般认为A.W.Lawrence和P.L.McCarty于1970年最先将莫诺特方程引入废水生物处理领域。利用这一类型的模式可以从微生物生理学角度更深入地了解微生物增长与基质降解之间的关系。a)莫诺特方程：此方程是40年代初J.Monod研究了利用单纯基质培养纯菌种后提出的。莫诺特方程类似于以酶促反应为基础的米—门关系式。下即表示莫诺持方程。微生物比增氏速度(d-1)，即单位微生物量的增长速度，x为微生物浓度；在饱和浓度中微生物的最大比增长速度；饱和常数，其值为的基质浓度（mg/L）；KSS基质浓度（mg/L）。n莫诺特方程经过变形为下式（基质降解方程式）：如果存在不可生物降解物质，其浓度为Sn，则：莫诺持关系曲线(a)一般的奠诺特关系，(b)受抑制后的异诺特关系。n方程式的讨论：1)高基质浓度：S>>Ks于是式中分母的Ks与S相比，可以略去，显然，基质浓度高时，基质以最快速度降解，而与浓度无关。因为：所以：由令K为常数，得：n2）低基质浓度：S<

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