孫力平1，馬耀平2，侯紅娟1，仇雅琴1，李毓1
(1.天津城市建設(shè)學(xué)院市政與環(huán)境工程系，天津300384；2.西安市市政設(shè)計(jì)研究院，陜西西安710068)

　　中圖分類號：TU992.2
　　文獻(xiàn)標(biāo)識碼：D
　　文章編號：1000-4602(2001)09-0067-03

　　以往對下水道的認(rèn)識，一般只停留在水力學(xué)方面，如污水及水中固體物質(zhì)的水力輸送，晴天、雨天時下水道系統(tǒng)的功能劃分等。自從A—B法污水處理工藝出現(xiàn)以來，人們對下水管道中水質(zhì)的生物凈化有所認(rèn)知，但研究其中有機(jī)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化規(guī)律還是較少的，對影響下水道中污水水質(zhì)的物理、化學(xué)和生物過程缺乏足夠的了解和認(rèn)識。

1　下水道與污水處理廠的關(guān)系

　　以往城市下水道僅僅被認(rèn)為是城市污水處理廠的污水供應(yīng)系統(tǒng)，事實(shí)上污水處理過程中有機(jī)物的去除和轉(zhuǎn)化效率是取決于整個排水系統(tǒng)的設(shè)計(jì)和管理的。例如，污水生物脫氮、除磷工藝中易生物降解基質(zhì)的作用是很重要的，其生成或去除的時間和地點(diǎn)在整個排水系統(tǒng)中也是很值得重視的問題，生物除磷工藝中聚磷菌對磷的釋放與攝取在很大程度上取決于其誘導(dǎo)作用中易生物降解有機(jī)物，要求進(jìn)入處理系統(tǒng)污水中的BOD5/TP＞20～30,如果易生物降解有機(jī)物在進(jìn)入處理廠之前就已被去除或余量很少，則除磷效果下降。另外，在夏季氣溫較高的大城市下水道中，由于污水在下水道中駐留時間較長，一般會出現(xiàn)厭氧條件，特別是生成的硫化物會對污水廠及管網(wǎng)的運(yùn)行管理造成不良影響。
　　因此，對下水道的設(shè)計(jì)應(yīng)該重新認(rèn)識，將下水道和污水處理廠視為一個整體，應(yīng)考慮下水道、污水處理廠的相互作用及影響。而研究下水道中微生物對污水的轉(zhuǎn)化作用以及所需的環(huán)境條件，是考慮設(shè)計(jì)各種類型下水道及整個污水處理系統(tǒng)問題的基礎(chǔ)。

2　輸送期間的污水水質(zhì)變化

　　下水道輸送污水中的有機(jī)物與微生物的生化反應(yīng)，已有Bjerre等人在1995年調(diào)查過［1］，即無論在有氧或無氧條件下，均會發(fā)生有機(jī)物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化，這種轉(zhuǎn)化與水中的生物量、管壁生物膜和管中沉淀物有關(guān)，對易生物降解的有機(jī)物的去除、轉(zhuǎn)化是與溶解氧濃度密切相關(guān)的。
　　Henze等人最初研究下水道問題時，將下水道中微生物增殖和有機(jī)物降解的概念建立在活性污泥反應(yīng)動力學(xué)基礎(chǔ)之上，因此下水道中發(fā)生的基質(zhì)和生物量之間的生物化學(xué)變化與污水處理廠之間就建立了聯(lián)系。但實(shí)際上，在下水道中的生物—基質(zhì)轉(zhuǎn)化過程與活性污泥中的生物—基質(zhì)轉(zhuǎn)化過程是不盡相同的，例如：下水道中不同粒徑的顆粒有機(jī)物可發(fā)生水解，其生物量衰減可被生物維持能量需求所代替等。這種概念上的差異，影響著下水道中化學(xué)當(dāng)量及動力學(xué)參數(shù)的定義及數(shù)值，但這并非是使下水道與污水處理工藝成為整體的障礙。
　　傳統(tǒng)上，下水道中水質(zhì)變化的評價(jià)是用總COD濃度或者用BOD₅、SCOD的變化來描述的。在實(shí)際中，因測定不準(zhǔn)確，使這些方法不能真實(shí)有效地反映水質(zhì)變化的情況，尤其是涉及到下水道中微生物的增殖時，這種描述的意義就更為有限。Tanaka和Hvitved-Jacobsen等人通過綜合分析下水道中有氧和無氧系統(tǒng)，生物量和管壁生物膜的有氧生長及維持能量的條件，有機(jī)物質(zhì)的水解、發(fā)酵，硫化物的生成和管道的再充氣的形成過程，獲得了一個理論概念模型(見表1～3)，以代替?zhèn)鹘y(tǒng)的經(jīng)驗(yàn)描述方法，但忽略了管道沉淀物與水質(zhì)間的相互影響。
　　在有氧重力下水道中，廢水的生物轉(zhuǎn)化是由異養(yǎng)生物的生長和維持所引起的，因其生長與有機(jī)顆粒的水解以及碳的吸收有關(guān)。促進(jìn)和維持這個轉(zhuǎn)化過程的是水中的溶解氧濃度，變化過程如圖1所示。

表1　　　下水道污水生物轉(zhuǎn)化的數(shù)學(xué)模型 描述內(nèi)容 相關(guān)方程 水相中的生物量有氧生長過程速率 a:μ_H(S_F+S_A)/{[K_s+(S_F+S_A)]S_0·(K₀+S₀)X_BWαw^(T-20)} 生物膜中的生物量有氧生長過程速率 b:K_1/2S₀^0.5Y_Hf/{(1-Y_Hf)A·V(S_F+S_A)·[K_sf+(S_F+S_A)]_αf^(T-20)} 維持能量條件過程速率 c:q_mS₀/[(K₀+S₀)X_BWα_W^(T-20)] 有機(jī)物有氧快、慢速水解過程速率 d:
K_hn(X_sn/S_BW)/[(K_xn+X_sn/X_BW)S₀·(K₀+S₀)(X_BW＋_εX_BfA/V)_αW^(T-20)] 有機(jī)物厭氧快、慢速水解過程速率 e:
μ_feK_hn(X_sn/X_BW)/[(K_xn+X_sn/X_BW)K₀·(K₀+S₀)(X_BW+_εX_BfA/V)_αW^(T-20)]

表2 數(shù)學(xué)模型的數(shù)據(jù) 描述內(nèi)容 S_F S_A X_BW X_S1 X_S2 S₀ S_H2S 相關(guān)方程 水相中的生物量有氧生長過程速率 -1/Y_HW 　 1 　 　 　 (1-YHW)/YHW 方程a 生物膜中的生物量有氧生長過程速率 -1/YHf 　 1 　 　 　 1-Y_Hf/Y_Hf 方程b 維持能量條件過程速率 -1 　 　 　 　 　 1 方程c 有機(jī)物有氧快速水解過程速率 1 　 　 -1 　 　 　 方程d:n=1 有機(jī)物有氧慢速水解過程速率 1 　 　 　 -1 　 　 方程d:n=2 有機(jī)物厭氧快速水解過程速率 1 　 　 -1 　 　 　 方程e:n=1 有機(jī)物厭氧慢速水解過程速率 1 　 　 　 -1 　 　 方程e:n=2

表3 數(shù)學(xué)模型中各參數(shù)的意義 符號和意義 取值 單位 μH:異養(yǎng)生物量的最大的特定生長率 7 d^-1 Y_HW:異養(yǎng)懸浮生物量生長常數(shù) 0.55 gCOD/gCOD K_S:易生物降解基質(zhì)的飽和常數(shù) 1.0 gCOD/m³ K₀:DO飽和常數(shù) 0.5 gO₂/m³ αw:水相的溫度系數(shù) 1.07 　 qm:維持能量需求率常數(shù) 1.0 d^-1 YHf:異養(yǎng)生物的生長常數(shù) 0.55 gCOD/gCOD ε:生物量的有效常數(shù) 　 　 αf:生物膜溫度系數(shù) 1.03 　 Kh1：水解率常數(shù)(快) 4.0 d^-1 Kh2：水解率常數(shù)(慢) 1.0 d^-1 Kx1：水解飽和常數(shù)(快) 0.5 gCOD/gCOD KX2：水解飽和常數(shù)(慢) 0.2 gCOD/gCOD ηfe:無氧水解減少系數(shù) 0.14 　 T:溫度 　 ℃ A:管道橫斷面面積 　 m² V:廢水量 　 m³ XBW：水中異養(yǎng)活性生物量 　 g/m³ XBf：生物膜中異養(yǎng)活性生物量 　 g/m³ XS1：快速可生物降解的水解基質(zhì) 　 gCOD/m³ XS2：慢速可生物降解的水解基質(zhì) 　 gCOD/m³ Ss：易生物降解基質(zhì) 　 gCOD/m³ S0：溶解氧 　 gO₂/m³ COD：總COD 　 gCOD/m³ 注：W代表水相，f代表生物膜。

　　易生物降解的基質(zhì)(Ss)包括兩部分：可發(fā)酵基質(zhì)(SF)和發(fā)酵產(chǎn)生物(SA)，即易揮發(fā)脂肪酸(VFA)。在有氧條件下，下水道中用于生物生長和呼吸的消耗率一般變化于10～30 mgCOD/h之間［2］，而由水解供給Ss的速率明顯地低于此值，因此在輸送距離較長、有氧條件下的重力下水道中，會導(dǎo)致易生物降解基質(zhì)和快速水解基質(zhì)耗盡，從而影響污水處理時的脫氮和除磷效果。
　　下水道中溶解氧的濃度取決于下水道的坡度和再充氧的程度。Tanaka和Hvitved-Jacobsen等人調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在無氧條件下的下水道中(壓力管道或坡度較小的管道)與有氧異養(yǎng)轉(zhuǎn)化相比，無氧的轉(zhuǎn)化速度相對要慢，例如在壓力輸送管道中，下水道中易生物降解基質(zhì)被保存下來，厭氧菌也會轉(zhuǎn)化其一少部分，但是無氧水解還會產(chǎn)生一部分易生物降解基質(zhì)，速率約為1～2 mgCOD/h。無氧條件下，易揮發(fā)性脂肪酸產(chǎn)生于可發(fā)酵的易生物降解的有機(jī)物，也可能是產(chǎn)甲烷菌的基質(zhì)［2］。

3　下水道中H₂S的生成

　　H2S是與氰化物具有相同強(qiáng)度的毒性物質(zhì)，而且是臭氣源。Islander等人1991年研究提出，H₂S在桿狀菌的作用下，在管道表面被氧化成H₂SO₄,并侵蝕內(nèi)管壁的混凝土表面以及處理、輸送裝置的其他部分，如泵站、人孔、蓄水池等。
　　廢水中H2S的出現(xiàn)一般有兩種途徑，一種是水中普遍存在的硫酸鹽離子，通過脫硫弧菌屬等脫硫細(xì)菌把其轉(zhuǎn)化為含硫氫基蛋白質(zhì)等有機(jī)物，即由+6價(jià)氧化態(tài)轉(zhuǎn)化成-2價(jià)的還原態(tài)，反應(yīng)式如下：

　　　　　　SO₄²-+8H⁺+8e^-→S^2-+4H₂O

　　假如有溶解氧或其他的電子受體存在，此反應(yīng)就不發(fā)生。
　　另一種是污水中的含硫有機(jī)物，主要是生物體蛋白質(zhì)組成成分中的含硫氨基酸，如胱氨酸、半胱氨酸、蛋氨酸(甲硫氨酸)、谷胱甘肽等。它們是組成蛋白質(zhì)的必要成分，這些氨基酸的 分解，會放出H₂S［3］。
　　H₂S的生成取決于多個因素：pH、溫度、營養(yǎng)物、接觸時間、管道內(nèi)生物膜、ORP(氧化還原電位)等。關(guān)于S2-生成量的預(yù)測，有諸多不同的經(jīng)驗(yàn)公式提出，見表4。

表4　S^2-生成量的預(yù)測方程 作者 公式 Thistlethwayte(1972年) r=0.5×10^-3u·BOD₅^0.8·［SO₄］^0.4·1.139^T-20 Boon and Lister(1975年) r=0.228×10^-3·CO D·1.07^T-20 Pomeroy and Parkhurst(1977年) r=10^-3u·BOD5·1.07^T-20 Hvitved-Jacobsen et al.(1988年) r=1.5×10^-3·（COD-50）^1/2·1.07^T-20 Boon(1995年) r=1.52×10^-3·COD·1+(0.004D/D) 注：①COD＜500 mg/L；②D(直徑)的單位為cm。

　　還有研究表明，S^2-的生成一般與ORP值有關(guān)，當(dāng)DO=0、ORP=-100時S^2-開始生成。它也和有機(jī)物的濃度(特別是可溶性COD)、pH、溫度、硫酸鹽濃度(＞10 mg/L)、管壁生物膜量等有關(guān)［1］。

4　結(jié)論

　　對于下水道中有機(jī)物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化研究的意義在于，定量地分析下水道輸送過程中污水水質(zhì) 的變化，有利于污水處理工藝的選定，同時作為下水道設(shè)計(jì)中的參數(shù)選定的依據(jù)。在下水道設(shè)計(jì)參數(shù)中的坡度、流速將不再只是水力學(xué)輸送方面的單一意義，而是同時兼顧了水質(zhì)變化的內(nèi)涵。對于有生物除磷、脫氮要求的污水處理廠，從設(shè)計(jì)管網(wǎng)時就應(yīng)合理地選定參數(shù)，以利于污水處理工藝的順利達(dá)標(biāo)。
　　Vollertsen和 Hvitved-Jacobsen、Mcgregorhe 等人的研究表明，對下水道中水質(zhì)變化的評估，需要用生物量和基質(zhì)成分轉(zhuǎn)化(包括相關(guān)工藝的內(nèi)容)，從整體上審視。這種審視只能通 過模型模擬獲得，這種模擬是建立在真實(shí)而高精度的試驗(yàn)以及現(xiàn)場調(diào)查之上，以微生物系統(tǒng) 的詳細(xì)描述為基礎(chǔ)的。
　　對下水道中有氧、無氧條件下基質(zhì)異養(yǎng)生物轉(zhuǎn)化的研究，發(fā)現(xiàn)對下水道中有機(jī)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化過程以及硫化氫的形成機(jī)理，可以建立一個定量的數(shù)學(xué)模型，但在參數(shù)測定過程中，還需考慮管壁生物膜的耗氧速率，以及管道沉淀物對管中水質(zhì)的影響等問題。

參考文獻(xiàn)：

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　?。?］Vollertsen，Hvitved-Jacobsen,Mcgregorhe，et al.Aerobic microbial transforma tions of pipe and silt trap sediments from combined sewers［J］.Water Science & Technology，1998，38(10)：252-253.
　?。?］翁穌穎，等.環(huán)境微生物學(xué)［M］.北京：科學(xué)出版社，1991.

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　　收稿日期：2001-05-14