MBBR生物预处理工艺硝化过程动态模型的建立
徐斌，夏四清，胡晨燕，高乃云
(同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室，上海200092，E-mail：
tjwenwu@mail．ton商i．edu．cn)
摘要：采用MBBR工艺对微污染黄埔江原水硝化过程动力学和反应器动力学进行了研究．采用考虑最小基质质
量浓度的Michaelis—Menten方程，氨氮去除速率方程为Ⅳ=l 879(．s一0．08)／(s+1．52)，各动力学参数分别为：最
大氨氮去除速率Ⅳ栅为1 879·—∥(m2·d)；半速率常数K为1．6 n，g／L；最小基质氨氮质量浓度为0．08 mg／L；最大
细胞比增长速率p。，为1．05 d～．试验表明，MBBR反应器为典型的完全混合反应器，结合硝化反应动力学，建立了
完全混合式原水生物预处理硝化反应器动态模拟模型．通过模型计算与实际中试运行效果比较可以得出：在低进
水氨氮质量浓度条件下，模型计算值与实验数据略有差别；在中高进水氨氮质量浓度条件下，模型计算值与实验结
果较为一致．模型较好地反应了工艺硝化的过程，可方便地应用于工艺的控制和管理．
关键词：硝化；动态模拟；生物预处理；MBBR
中图分类号：x506 文献标识码：A 文章编号：0367—6234(2006)05—0735一05
Dyn锄ic simlllation modeI of Ilitri题cati伽in bio-pretreatment
process using MBBR tecllIlol0野
XU Bin，XIA Si—qing，HU Chen—yan，GA0 Nai—yun
(State Key LJaboratory of Pollution Contml and Resource Reuse，Ton西i UniVersity，Shanghai 200092，China，
E—mail：
tjwenwu@majl．ton商i．edu．cn)
Abst】嗡ct：The nitrifying and reactor kinetics of raw water nitri6cation in biological pretreatment of micm—pol—
luted water f而m Huangpu River by MBBR technology was studied． According to the equation of Michaelis—
Menten，taking the minimum ammonia nitrogen concentmtion into consideration，the relationship between am—
monia nitrogen concentmtions and ammonia nitrogen removal rates could be presented asⅣ = l 879(S一
0．08)／(Js+1．52)． Four nitrification kinetics paI．砌eteIs could be direcⅡy or indirectIy obtained by the meas—
urements of the reactor system， including the minimum ammonia nitmgen concentration， the half saturation
constant，the maximum ammonia removal rate and the maximum specific bacterial growth mte．For the experi—
mental conditions，the parameters were dete瑚ined to be 0．08 mg／L，1．6 mg／L，1 859 mg／(m2·d)and
1．48 d～，respectively．It can be drawn that the MBBR belongs to the CSTR and conside五ng山e nitrifying ki—
netics the nitrification dynamic simulation model of this type of reactor was built．The validity of this model
was testified by the pilot-scale experiment of Huangpu riVer raw water bio—pretI．eatment by MBBR technology．
Comp赫ng the calculation results of the model with the results of experiment，the conclusion could be drawn：
the hi曲er the concentration of ammonia nitmgen in raw water is，the less the difference between the model
and the exp嘶ment is． As a matter of fact，the resuhs of this model缸e very close to the experiments；and it
can be used to manage and control the pmctical operation of this technology efkctiVely．
Key woHls：nitri6cation；dynamic simulation model；biological pretreatment；MBBR
收稿日期：2004—08—22．
基金项目：国家高技术研究发展计划资助项目(加02AA601130)；
国家科技攻关计划重大资助项目(2003BA808A17)．
作者简介：徐斌(1976一)，男，博士，讲师；
夏四清(1965一)，男，博士，教授，博士生导师；
高乃云(1949一)，女，博士，教授，博士生导师．
原水中的氨氮在水的输送和处理过程中，容
易造成管网中亚硝酸盐质量浓度的增高、除锰困
难和降低有机物氧化效率等问题；另外原水中氨
氮质量浓度过高，需加大氯的投加量，从而引起有
·736· 哈尔滨工业大学学报第38卷
害副产物增加[1 J．因此，如何有效去除原水中氨
氮也是目前预处理工程的主要任务之一．生物硝
化是去除水中氨氮的有效方法之一，它具有成本
低、效率高等特点．微污染原水中的氨氮质量浓度
一般<3 mg／L，与研究较多的污水生物硝化动力
学有较大的不同忙，3j．如何正确建立原水生物处
理过程中硝化动力学及其动态模拟模型，对于深
入研究原水预处理过程和指导工程实践是十分必
要的．移动床生物膜反应器(MBBR)是在生物滤
池和流化床的工艺基础上发展起来的一种水处理
新技术．它具有处理能力高、能耗低、不需要反冲
洗、水头损失小、不发生堵塞的工艺特点，已广泛
应用于污废水处理以及城市污水处理场的改造方
面，但应用于微污染原水处理中尚少见报道．本文
利用MBBR工艺对黄浦江微污染原水进行了为
期1年，规模为60～160 m3／h的生物预处理中试
能为该工艺的实际应用提供参考．
1 实验工艺与设备
MBBR(钢板制)尺寸为：长×宽×高=
6．0 m×1．5 m×9．5 m(有效水深9．O m)，池体在
长度方向上平均分为串联式两格；池内按填充率
50％投加同济大学专利悬浮填料(填料为球型，
单体直径为100 mm，比表面积为100 m2／m3)；池
底设置48根DN25穿孑L曝气管(￡=500 mm)，
并均匀分为4组．实验时使用两组曝气管曝气，以
保证填料的悬流状态．
2 氨氮的降解规律
试验前MBBR池运行效果良好，各进出水水
质指标如表1所示．试验在反应器停止进水和保
持曝气的条件下，采用添加一定量氨氮的方法，探
实验．对该工艺硝化过程动态模型进行研究，以期讨中试设备中成熟生物膜对氨氮的降解规律．
表1试验前中试运行效果
在MBBR池两格分别投加1 L 25％工业氨
水，并保持气量为45 m3／h，池体内水量为80 m3．
氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐、pH与D0平均质量浓度
随时间的变化曲线如图l、2所示．
∥lIIin
图2 D0与pH值变化曲线
从图l、2可以看出：随着时间的变化，氨氮在
开始阶段迅速降解，随后氨氮质量浓度降低导致降
解速率逐步降低．硝酸盐的增长基本伴随着氨氮的
降解．但同时可以看出，亚硝酸盐质量浓度在氨氮
降解过程中，会有一个积累过程，但积累量非常小，
随后会逐步降解．在降解过程中，氨氮降解量稍大
于亚硝酸盐和硝酸盐的生成量之和，反应最后硝酸
盐的生成量小于氨氮的降解量大致1 m∥L．pH值
在降解初期高氨氮质量浓度条件下，大幅度下降，
随着曝气时间的延长，在氨氮基本降解结束后，由
于曝气作用，逐步上升．溶解氧的变化规律与pH
的变化规律一致，溶解氧质量浓度保持在7 mg／L
以上．在进水氨氮质量浓度5—6 mg／L条件下，该
曝气量可满足硝化过程需氧量．
3 原水生物预处理硝化反应动力学
3．1最小基质氨氮质量浓度
生物膜模型中有一个重要概念为最小基质质
量浓度，它是保证稳态生物膜存在的必要条件．如
果基质质量浓度小于最小基质质量浓度，则生物
膜的损失量大于生物细胞生长那个量，从而导致
生物膜不断变薄，甚至根本不形成生物膜．R¨
man和McC叫y提出一般维持稳态生物膜的最小
基质质量浓度可以表示为．s。i。=K6／(p一一6)，
第5期徐斌，等：MBBR生物预处理工艺硝化过程动态模型的建立·737．
p。。。=yq。H。．．s。i。为维持稳态生物膜的最小基质
质量浓度，mg／L；K为半最大比基质去除率时的
基质质量浓度，又称半速率常数，m∥L；6为总比
生物膜衰减率，取0．05 d一∞o；y为细胞消耗单位
基质量的实际生长量(mg／mg)；q。为最大比基质
去除率，即单位细胞量的最大比基质去除率，mg／
(mg·d)；肛。。。为最大细胞比增长速率，d～．
最小基质质量浓度可以从各中试运行工况与
降解试验结果得出．中试运行中，当进水氨氮质量
浓度接近0．1 m∥L以后，中试基本无去除效果；在
降解试验中，随曝气时间的延长，在氨氮质量浓度
降低到O．08 mg／L左右，继续曝气对氨氮去除效果
基本无影响．通过数据分析，在水温为20℃左右，
最小基质氨氮质量浓度为0．08±O．04 mg／L．
3．2硝化动力学及其参数确定
通过反应器物质的量平衡，氨氮去除速率可
利用下式进行计算
^q
y号}=Q(so—s。)一ⅣrA．
U‘
JC
对于稳态系统，半=o． M=掣．
式中：y为反应器体积，m3；p为进水水量，m3／d；
．s。为进水质量浓度，m∥L；s。为出水质量浓度，
m∥L；Ⅳr为氨氮去除速率，mg／(m2·d)；A为填
料的总表面积，m2．
在降解试验条件下，氨氮去除速率与时间的
变化如图3所示；氨氮去除速率随氨氮质量浓度
的变化如图4所示．
f々
’
若D
曼
谅
瑙
篮稍
腻
腻
￡／mln
图3 氨氮去除速率与时间的变化曲线
从图3、4可以看出：在曝气初期氨氮质量
浓度为6 mg／L，其降解速度最大可达到
l 500 m∥(m2·d)，随曝气时间延长，氨氮质量
浓度逐步降低，相应的氨氮降解速度也随之迅速
降低，在降解到最后，氨氮质量浓度为o．1 m∥L，
池体内基本不发生降解．
f々
弋
b
5
蒋
制
篮稍
腻
撩
p(氨氮)／(mg·L_1)
图4氨氮去除速率随氨氮质量浓度的变化曲线
对于单基质的降解，氨氮去除速率的变化可
利用生物处理中所经常采用的Michaelis—Menten
方程来进行描述∞J：
N=N—s／0Ks+S)．
考虑到最小氨氮基质质量浓度，Michaelis—Ment—
en方程可转化为
Ⅳ=Ⅳ。。(Js一．s。i。)／(K+．s—Js。i。)．
．s。i。可通过试验获得，在本试验中大致为0．08
m∥L；为了能正确求出曲线方程，采用MATLAB
软件中优化工具包中任意曲线拟合的函数curve．
6t，计算后得出的曲线方程为
Ⅳ=1 879(S一0．08)／(1．6+S一0．08)．
该曲线与试验数据点的分布如图5所示．图
5曲线变化与试验数据点基本一致，计算数据与
试验数据具有良好的相关性，相关性系数达到
0．998．通过计算可得出硝化过程最大去除速率为
Ⅳ。。=1 879 mg／(m2·d)，按此值计算氨氮比表
面负荷为0．078 g／(m2·h)，与本中试试验测得
的最大氨氮比表面负荷0．072∥(m2·h)较为接
近(如图6)．半最大比基质去除率时的基质质量
浓度(半速率常数)K为1．6 mg／L-利用试验计
算出最小基质氨氮质量浓度，半速率常数K以及
总比生物膜衰减率6；依据公式可计算最大细胞
比增长速率卢。。=1．05 d～．
O l 2 3 4 5 6
p(氨氮)／(mg·L。)
图5氨氮去除速率随氨氮质量浓度变化相关性曲线
∞
∞
∞
∞
∞
∞
8
5
2
9
6
3
^。P．，；∞0v＼僻硼篮求腻版
哈尔滨工业大学学报 第38卷
t／℃
图6氨氮填料表面负荷与水温关系图
3．3硝化反应控制因子07’驯
在微生物生活条件适宜的条件下，硝化反应
的速率主要受溶解氧与氨氮两种基质的制约．当
S№一N>0．27Jso，时，氧为限制因素；当|sm—N<
0．27So，时，氨氮为限制因素"’81；对于完全混合形
式的反应池如MBBR反应器，如果仅采用单反应
池，按照目前处理水质的要求，作为饮用水源的原
水氨氮质量浓度最大质量浓度标准为0．5 mg／L，
只要保证生化池内DO质量浓度《0．5／0．27=
1．85 mg／L，就可满足生物硝化不受DO质量浓度
控制的要求．按进水质量浓度3．0 mg计算，只要
第一级池体内能处理到氨氮质量浓度为2．0 mg／
L，即DO质量浓度不低于7．4 mg／L，就可满足生
物硝化不受DO质量浓度控制．本中试运行中第
一级池体氨氮出水质量浓度均<2 mg／L，而DO
质量浓度一般均高于7 mg／L，因此，可以认为在
黄浦江原水生物预处理过程中，本工艺硝化反应
速率主要控制条件为氨氮质量浓度．
4 动态模拟模型的建立
按照中试运行的情况，对于单级池体，由于采
用底部穿孔管曝气带动水流与填料流动，水流素
动性大，达到全池流化效果，该反应器应属于典型
的完全混合流反应器．
4．1反应器动力学的建立
主要针对该典型的完全混合反应器建立动力
学方程．两级反应器示意图见图7．Q为进水流量；
A。和A：分别为两级反应池体内填料总表面积；S。、
．s。和S：分别为原水、第一和第二级池体内氨氮的
质量浓度；K和屹分别为两级池体的体积． 魂霾蓝卦毯塑卜
A 2，Jsf，yl A2，是，K
图7两级MBBR反应器示意图
对第一级和第二级反应器建立物料平衡
方程，
rQSo一Ⅳ1×A1=Q|s1，
【QJs，一Ⅳ2×A2=Q．是．
对于i级反应器其方程为
QSi—l—M×Ai=QSi．
依据前述内容，原水进水氨氮质量浓度较低，在
较高溶解氧条件下，总反应速率的主要限定因素为
氨氮的质量浓度，代入已得的降解速率公式后得
ffQQss00圳—7897*9篙黼×州A·l邓=∞。，， J (1) b圳79委裟蚋邓：．
求解方程可求出最终出水s：的质量浓度值．
方程组(1)的第一个方程解为
s1 2赢‘4×105Qs。一46 975A1—6·08×
105Q一25(2．56×108Q2霹一6．012 8×107l孤Al+
7．782 4×108Q．so+3．530 64l×106A；+
1．010 150 4×108QAl+5．914 624×108Q2)1／2]．
如果采用多级处理时，列出多级方程组，先解
第一级值，其余方程的解通过上述解的形式逐级
解出．
4．2模型效果的验证
模型验证采用中试试验中水温均维持在
25℃左右的几个工况，几个工况下原水能够提供
硝化所需要的足够碱度及适合pH．工况l、2和3
主要控制工况为：进水流量80 m3／h，曝气量
45 m3／h，水力停留时间HRT为l h，气水比O．56．
3个工况对氨氮去除效果如表2所示．模型预测
时，可采用中试条件下水温与氨氮填料表面负荷
指数关系式(如图6)，将水温20℃时的氨氮最大
去除速率转化到相应温度的值．
表2各工况出水氨氮质量浓度和处理效果与实测值对比
中试试验两级池体中，填料的填充率相同，池
型也相同．按照模型预测在原水氨氮质量浓度在
0．5、l、1．5、2、2．5、3、3．5和4 mg／L情况下，
HRT=60 min条件下，出水氨氮质量浓度与去除
效率如图8所示；相同质量浓度范围，水温为20
傩m∞=兮∞∞舵m
n
n
c；n
m
n
n
m ^。{，孚3漳《旧懈饔蕈f腻酶
第5期徐斌，等：MBBR生物预处理工艺硝化过程动态模型的建立·739·
℃，HRT=40 min条件下，出水氨氮质量浓度与去
除效率如图9所示．
，1．
■
彗o．
≮
腻0．
蛹
长0．
丑
V
q O．
p(进水氨氮)／(mg·L-1)
图8 HRT=60 min条件下模型预测值
p(进水氨氮)／(mg·L_1)
图9 HRT=40 min条件下模型预测值
从模型模拟值与实际工况运行结果分析比较
可知：采用的动力学方程与反应器方程，在停留时
间60 min条件下，对于中质量浓度与高质量浓度
进水氨氮质量浓度，模型预测值与实际工况运行
值基本一致，而对于低进水氨氮质量浓度，模型计
算值与实测值有一定差别．停留时间40 min条件
下，对于中高质量浓度氨氮进水质量浓度，计算值
与实际测定值也基本一致．
依据以上结果可知，建立的动力学模型与动
态模拟模型基本能正确描述中试过程中氨氮降解
规律．该动态模拟模型的建立可方便地应用于考
虑不同影响因素(如水量、进水质量浓度、填料比
表面积、填料填充率、反应器级数、各级池体体积
分配等)对处理效果的影响，对于MBBR生物反
应器处理微污染黄浦江原水运行具有较好的指导
作用．
5 结论
1)建立了微污染原水硝化反应速率方程，并
计算出原水硝化过程Ⅳ。。。为1 879 mg／(m2·d)；
K为1．6 mg／L；最小基质氨氮质量浓度为
0．08 mg／L；肛⋯为1．05 d～．
2)采用两级MBBR反应器进行微污染原水
硝化，控制气水比在0．5以上时，硝化反应控制因
素为原水中氨氮的质量浓度．由于曝气作用，池体
内悬浮填料不断运动，该类型反应器为典型的完
全混合反应器．
3)在停留时间60 min条件下，对于中质量
浓度与高质量浓度进水氨氮质量浓度，模型预测
值与实际工况运行值基本一致，而对于低进水氨
氮质量浓度，模型计算值与实测值有一定差别．停
留时间40 min条件下，对于中高质量浓度氨氮进
水质量浓度，计算值与实际测定值也基本一致．该
模型计算与实际运行结果较为符合，可方便地应
用于MBBR生物反应器处理微污染原水的运行
和管理．
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