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1、 学士学位毕业设计（论文）开题报告一、选题依据我国是纺织业大国，印染是纺织加工过程的重要环节，每年全国印染废水排出量大约为200300万吨，在排放的污水中占有一定的比重。纺织印染废水具有水量大、有机污染物含量高、碱性大、水质变化大等特点，属难处理的工业废水之一，废水中含有染料、浆料、助剂、油剂、酸碱、纤维杂质、砂类物质、无机盐等。目前用于印染废水处理的主要方法有物化法、生化法、化学法以及几种工艺结合的处理方法。印染废水的水质复杂，污染物按来源可分为两类：一类来自纤维原料本身的夹带物；另一类是加工过程中所用的浆料、油剂、染料、化学助剂等。分析其废水特点，主要为以下方面： 水量大、有机污染物含量高
2、、色度深、碱性和pH值变化大、水质变化剧烈。因化纤织物的发展和印染后整理技术的进步，使PVA浆料、新型助剂等难以生化降解的有机物大量进入印染废水中，增加了处理难度。 由于不同染料、不同助剂、不同织物的染整要求，所以废水中的pH值、颜色等也各不相同，但其共同的特点是/值均很低，一般在20%左右，可生化性差，因此需要采取措施，使/值提高到30%左右或更高些，以利于进行生化处理。 印染废水的另一个特点是色度高，有的可高达4 000倍以上。所以印染废水处理的重要任务之一就是进行脱色处理，为此需要研究和选用高效脱色菌、高效脱色混凝剂和有利于脱色的处理工艺。 印染行业中，PVA浆料和新型助剂的使用，使难生
3、化降解的有机物在废水中含量大量增加。特别是PVA浆料造成的含量占印染废水总的比例相当大，而水处理用的普通微生物对这部分很难降解。因此需要研究和筛选用来降解PVA的微生物。 通过查阅文献资料，我们采用水解酸化-SBR生物反应器处理印染废水。通过实验，对印染废水进行生化动力学的研究，根据微生物浓度与底物浓度的变化，推导出合适的动力学关系式；确定一系列动力学参数。废水的生化动力学研究反映了系统内微生物对基质的利用、降解规律，可为工业化处理装置的设计及运行提供一定的依据，为实际应用奠定理论基础，所以，本课题具有一定的现实意义。二、文献综述国、内外研究现状分析：活性污泥法数学模型经历半个世纪的发展,已经
4、从简单静态模型发展到今天的复杂动态模型,其在污水处理厂设计、运行管理以及科学研究中的作用日益突出。目前水动力学模型主要有以下几种：一微生物模型微生物模型描述的是微生物生长和限制生长的基质浓度之间的关系,是活性污泥法数学模型的理论基础。微生物模型的不断发展推动了活性污泥数学模型研究的日趋深入。1.Monod 模型1942 年,Monod 发现均衡生长的细菌的生长曲线与活性酶催化的生化反应曲线类似,1949 年发表了在静态反应器中经过系统研究得出的Monod 模型1 :Monod模型实质上是一个经验式,是在单一微生物对单一基质、微生物处于平衡生长状态且无毒性存在的条件下得出的结论。大多数实际过程并
5、非如此。所以,在应用中对适用条件的忽视常常导致Monod 模型的失败。2 .微生物综合模型针对实际情况总是多基质并存的现象,提出了微生物在混合基质条件下生长的综合模型。根据微生物对同时存在的基质的利用方式,分为以下几种模式2 :2.1 微生物同时利用几种基质: 2.2 微生物分别利用数种基质: 2.3一种基质被同时用作多种用途时:二活性污泥法数学模型活性污泥法数学模型的发展经历了从简单的拟合实验数据,到采用经典微生物生长动力学模型,直至现在的根据生物处理自身的特性进行过程分析和辨识的过程。 1.传统静态模型传统静态模型以20 世纪50 - 70 年代推出的Eckenfelder、Mckinne
6、y、Lawrence 、 McCarty 模型为代表,这些模型所采用的是生长- 衰减机理。1.1 Eckenfelder 模型该模型是W. W. Eckenfelder. J r 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。该模型主要考虑了处理厂的负荷与处理结果之间的关系，模型的推导常以基质的降解服从一级反应为基础。Eckenfelder 模型更适用于含有多种基质的废水，因为对于含有多种基质的废水来说，每一基质的去除虽以恒速进行，不受其它基质的影响，但基质的总去除量则为每个单一基质去除量值和，所以一般可以认为整个系统的动力学遵循一级反应关系。1.2 McKinney 模型
7、该模型是由R. E. McKinney 在20 世纪60 年代初发表的，该模型是根据完全混合活性污泥法提出来的，后根据推流式反应器的特点，做了修改，用于推流系统。与Eckenfelder 模型相比,McKinney 模型忽略了微生物浓度对基质去除速度的影响,认为在活性污泥反应器内,与微生物浓度相比,属低基质浓度,微生物处于生长率下降阶段,代谢过程为基质浓度所控制,遵循一级反应动力学。 McKinney 模型还首次提出活性物质的概念,认为活性污泥中只有部分具有活性的微生物对基质降解起作用。虽然当时还无法直接测定活性物质,但这一概念的提出,为活性污泥模型的研究开拓了新的思路。1.3 Lawrenc
8、e - McCarty 模型A.W.Lawrence 和P. L. McCarty 于1970 年提出的Lawrence - McCarty 模型最先将Monod 方程引入废水生物处理领域, Lawrence - McCarty 模型的突出之处是强调了细胞平均停留时间(泥龄) 的重要性,由于泥龄可以通过控制污泥的排放量进行调节,因此增强了模型在实际应用中的可操作性。该模型作了两个简化的假定，这两个假定是：第一，反应器入口的微生物浓度近似地等于出口的浓度。这一假定只有当细胞停留时间处以水力停留时间大于5时才适用。但一般的活性污泥法都能满足这一条件。由于这一假定，反应器内微生物量可用平均浓度表示。
9、第二， 基质利用速度与沿水流方向基质浓度的降低速度相等。2活性污泥法动态模型传统静态模型因具有形式简单,变量可直接测定,动力学参数测定和方程求解较方便,得出的稳态结果基本满足工艺设计要求等优点,曾得到广泛应用。然而,长期实际应用经验也表明,这基于平衡态的模型丢失了大量不同平衡生长状态间的瞬变过程信息,忽视了一些重要的动态现象,应用到具有典型时变特性的活性污泥工艺系统中时,带来许多问题:无法解释有机物的“快速去除”现象;不能很好的预测基质浓度增大时微生物增长速度变化的滞后,因而无法精确模拟氧利用的动态变化;得出的出水基质浓度与进水浓度无关的结论与实际情况不符。只注重稳态特性的研究方法是造成传统模
10、型局限性的重要原因,要突破这种局限,就必须建立动态模型。2.1 Andrews 模型Andrews 模型由美国的J . F.Andrews 等于20 世纪80 年代提出。该模型提出了贮存- 代谢机理。该机理认为在活性污泥过程中,非溶解性有机物和部分溶解性有机物首先被生物絮体快速吸附,以胞内贮存物XSTO的形式被贮存,然后再被微生物利用。这一机理的引入,合理解释了有机物的“快速去除”现象,很好的预测了实际中观察到的底物浓度增加时微生物增长速度变化的滞后现象和耗氧速率的动态变化。2.2 模型模型是英国水研究中心(Water Research Center) 提出的。模型引入了存活- 非存活细胞代谢
11、机理 ,认为存活力并非生物活性的先决条件,生物活性可因细胞破裂,酶的溢出而得到增强,相当大程度的生物活性是由这些非存活细胞提供的。非存活细胞的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,以此解释在采用Monod 方程描述废水生物处理过程导致细胞浓度预测值偏高的原因。2.3 IWA 模型Andrews 模型和模型分别运用不同的机理解释了传统静态模型无法解释的某些现象,但这类模型仍存在两个主要问题:一是微生物衰减按内源呼吸理论来描述,未考虑代谢残余物的再利用;二是只描述了废水中含碳有机物的去除过程,无法模拟预测氮和磷的降解。针对这两个问题,国际水协会( International
12、Water Association , IWA) 于1983 年组织南非、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,致力于新的活性污泥数学模型的开发,并从1987年开始陆续推出3 套模型。2.3.1 活性污泥1 号模型活性污泥1 号模型(Activated Sludge Model No.1 ,ASM No. 1) 于1987 年推出。该模型着重于废水生物处理的基本原理、过程及其动态模拟,首次把氮的去除纳入模型,在表述上采用矩阵形式,使模型更加直观,易于理解。ASM No. 1 采用了Dold 等人提出的死亡- 再生 (death -regeneration) 的模型
13、化方法, 但未接受贮存- 代谢机理, 而采用“死亡- 再溶解”机理, 体现了对代谢残余物的再利用。ASM No.1 模型矩阵共有8 行13 列，表示活性污泥过程的8种生物化学反应和13 种模型组分,行与列的交叉处为组分对过程的化学计量系数。化学计量系数通过对每一个过程的COD、N 和碱度的平衡计算得到。另外,模型矩阵还给出了各反应的反应速率。2.3.2 活性污泥2 号模型近10 年的实践证明:ASM No. 1 是一种很有用的工具,在欧美得到广泛使用 。但其主要缺陷是未包含除磷过程。为此, IWA 于1995 年推出活性污泥2 号模型(ASM No. 2) 。该模型沿用了ASM No. 1 的
14、矩阵表述形式和物质平衡计算两大特点,引入聚磷微(Phosphorus Accumulation Organisms ,PAO) ,将生物和化学除磷过程纳入模型中。ASM No. 2 共有19 种组分、19 个生物化学反应过程、22 个化学计量系数和42个动力学参数。但由于至今对生物除磷的机理还未完全明了,ASM No. 2 的应用还存在一些限制,如适用PH范围是6. 37. 8 ,适用温度范围是1025 ,发酵及厌氧水解过程对PAO 超量摄磷的影响还需做进一步研究等。因此,ASM No. 2 还不能说是一个很成熟的模型。但它是活性污泥模型发展的一个突破,为模型发展和完善提供了基1999 年推出
15、的ASM No. 2d 就是对ASM No. 2 的一次完善,主要考虑了反硝化除磷过程 。2.3.3 活性污泥3 号模型活性污泥3 号模型(ASM No. 3) 于1999 年推出 ,不包括除磷过程,该模型与ASM No.1的区别体现在:采纳了有机物的贮存- 代谢机理,在细胞衰减方面沿用内源呼吸理论。假定XSTO是异养菌生长的唯一基质,使模型大大简化；将水解过程加以简化,从而减弱了水解作用对耗氧速率和反硝化速率的控制作用；综合考虑了环境条件对生物衰减过程的影响,将衰减过程细化,使其更适应环境条件；考虑到生物体自身氧化的同时伴随着其胞内贮存物的氧化,并认为其氧化速率大于微生物自身氧化速率；在AS
16、M No.3中,溶解性和颗粒性组分可以用0. 45膜过滤器很好的区分辨别,而在ASM No.1中,可能会被留在滤出液中。由于ASM No.3刚推出不久,它的准确性和实用价值还需要通过大量实验和实际应用进行验证。IWA 推出的3 套模型在形式和功能上都较以前的模型有了较大突破,有效指导了活性污泥法新工艺的开发、污水处理厂的设计、改造和运行管理,得到世界的充分肯定,是当今活性污泥模型研究的主流。但是,由于微生物生长过程的复杂性,活性污泥系统中微生物种类和污染物质的多样性,导致人们对某些机理认识不清,使得模型中还存在不少问题有待进一步研究解决。IWA 活性污泥模型存在的问题有：IWA 的活性污泥模型对水质组分及生物化学反应过程进行了详细划分,从而引出众多的组分浓度、化学计量学以及动力学参
