下水道中污染物质的转化过程

孙力平1，马耀平2，侯红娟1，仇雅琴1，李毓1
(1.天津城市建设学院市政与环境工程系，天津300384；2.西安市市政设计研究院，陕西西安710068)

　　中图分类号：TU992.2
　　文献标识码：D
　　文章编号：1000-4602(2001)09-0067-03

　　以往对下水道的认识，一般只停留在水力学方面，如污水及水中固体物质的水力输送，晴天、雨天时下水道系统的功能划分等。自从A—B法污水处理工艺出现以来，人们对下水管道中水质的生物净化有所认知，但研究其中有机物质的转化规律还是较少的，对影响下水道中污水水质的物理、化学和生物过程缺乏足够的了解和认识。

1　下水道与污水处理厂的关系

　　以往城市下水道仅仅被认为是城市污水处理厂的污水供应系统，事实上污水处理过程中有机物的去除和转化效率是取决于整个排水系统的设计和管理的。例如，污水生物脱氮、除磷工艺中易生物降解基质的作用是很重要的，其生成或去除的时间和地点在整个排水系统中也是很值得重视的问题，生物除磷工艺中聚磷菌对磷的释放与摄取在很大程度上取决于其诱导作用中易生物降解有机物，要求进入处理系统污水中的BOD5/TP＞20～30,如果易生物降解有机物在进入处理厂之前就已被去除或余量很少，则除磷效果下降。另外，在夏季气温较高的大城市下水道中，由于污水在下水道中驻留时间较长，一般会出现厌氧条件，特别是生成的硫化物会对污水厂及管网的运行管理造成不良影响。
　　因此，对下水道的设计应该重新认识，将下水道和污水处理厂视为一个整体，应考虑下水道、污水处理厂的相互作用及影响。而研究下水道中微生物对污水的转化作用以及所需的环境条件，是考虑设计各种类型下水道及整个污水处理系统问题的基础。

2　输送期间的污水水质变化

　　下水道输送污水中的有机物与微生物的生化反应，已有Bjerre等人在1995年调查过［1］，即无论在有氧或无氧条件下，均会发生有机物质的生物转化，这种转化与水中的生物量、管壁生物膜和管中沉淀物有关，对易生物降解的有机物的去除、转化是与溶解氧浓度密切相关的。
　　Henze等人最初研究下水道问题时，将下水道中微生物增殖和有机物降解的概念建立在活性污泥反应动力学基础之上，因此下水道中发生的基质和生物量之间的生物化学变化与污水处理厂之间就建立了联系。但实际上，在下水道中的生物—基质转化过程与活性污泥中的生物—基质转化过程是不尽相同的，例如：下水道中不同粒径的颗粒有机物可发生水解，其生物量衰减可被生物维持能量需求所代替等。这种概念上的差异，影响着下水道中化学当量及动力学参数的定义及数值，但这并非是使下水道与污水处理工艺成为整体的障碍。
　　传统上，下水道中水质变化的评价是用总COD浓度或者用BOD₅、SCOD的变化来描述的。在实际中，因测定不准确，使这些方法不能真实有效地反映水质变化的情况，尤其是涉及到下水道中微生物的增殖时，这种描述的意义就更为有限。Tanaka和Hvitved-Jacobsen等人通过综合分析下水道中有氧和无氧系统，生物量和管壁生物膜的有氧生长及维持能量的条件，有机物质的水解、发酵，硫化物的生成和管道的再充气的形成过程，获得了一个理论概念模型(见表1～3)，以代替传统的经验描述方法，但忽略了管道沉淀物与水质间的相互影响。
　　在有氧重力下水道中，废水的生物转化是由异养生物的生长和维持所引起的，因其生长与有机颗粒的水解以及碳的吸收有关。促进和维持这个转化过程的是水中的溶解氧浓度，变化过程如图1所示。

表1　　　下水道污水生物转化的数学模型 描述内容 相关方程 水相中的生物量有氧生长过程速率 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长过程速率 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)} 维持能量条件过程速率 c:q_mS₀/[(K₀+S₀)X_BWα_W^(T-20)] 有机物有氧快、慢速水解过程速率 d:
K_hn(X_sn/S_BW)/[(K_xn+X_sn/X_BW)S₀·(K₀+S₀)(X_BW＋_εX_BfA/V)_αW^(T-20)] 有机物厌氧快、慢速水解过程速率 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 数学模型的数据 描述内容 S_F S_A X_BW X_S1 X_S2 S₀ S_H2S 相关方程 水相中的生物量有氧生长过程速率 -1/Y_HW 　 1 　 　 　 (1-YHW)/YHW 方程a 生物膜中的生物量有氧生长过程速率 -1/YHf 　 1 　 　 　 1-Y_Hf/Y_Hf 方程b 维持能量条件过程速率 -1 　 　 　 　 　 1 方程c 有机物有氧快速水解过程速率 1 　 　 -1 　 　 　 方程d:n=1 有机物有氧慢速水解过程速率 1 　 　 　 -1 　 　 方程d:n=2 有机物厌氧快速水解过程速率 1 　 　 -1 　 　 　 方程e:n=1 有机物厌氧慢速水解过程速率 1 　 　 　 -1 　 　 方程e:n=2

表3 数学模型中各参数的意义 符号和意义 取值 单位 μH:异养生物量的最大的特定生长率 7 d^-1 Y_HW:异养悬浮生物量生长常数 0.55 gCOD/gCOD K_S:易生物降解基质的饱和常数 1.0 gCOD/m³ K₀:DO饱和常数 0.5 gO₂/m³ αw:水相的温度系数 1.07 　 qm:维持能量需求率常数 1.0 d^-1 YHf:异养生物的生长常数 0.55 gCOD/gCOD ε:生物量的有效常数 　 　 αf:生物膜温度系数 1.03 　 Kh1：水解率常数(快) 4.0 d^-1 Kh2：水解率常数(慢) 1.0 d^-1 Kx1：水解饱和常数(快) 0.5 gCOD/gCOD KX2：水解饱和常数(慢) 0.2 gCOD/gCOD ηfe:无氧水解减少系数 0.14 　 T:温度 　 ℃ A:管道横断面面积 　 m² V:废水量 　 m³ XBW：水中异养活性生物量 　 g/m³ XBf：生物膜中异养活性生物量 　 g/m³ XS1：快速可生物降解的水解基质 　 gCOD/m³ XS2：慢速可生物降解的水解基质 　 gCOD/m³ Ss：易生物降解基质 　 gCOD/m³ S0：溶解氧 　 gO₂/m³ COD：总COD 　 gCOD/m³ 注：W代表水相，f代表生物膜。

　　易生物降解的基质(Ss)包括两部分：可发酵基质(SF)和发酵产生物(SA)，即易挥发脂肪酸(VFA)。在有氧条件下，下水道中用于生物生长和呼吸的消耗率一般变化于10～30 mgCOD/h之间［2］，而由水解供给Ss的速率明显地低于此值，因此在输送距离较长、有氧条件下的重力下水道中，会导致易生物降解基质和快速水解基质耗尽，从而影响污水处理时的脱氮和除磷效果。
　　下水道中溶解氧的浓度取决于下水道的坡度和再充氧的程度。Tanaka和Hvitved-Jacobsen等人调查发现，在无氧条件下的下水道中(压力管道或坡度较小的管道)与有氧异养转化相比，无氧的转化速度相对要慢，例如在压力输送管道中，下水道中易生物降解基质被保存下来，厌氧菌也会转化其一少部分，但是无氧水解还会产生一部分易生物降解基质，速率约为1～2 mgCOD/h。无氧条件下，易挥发性脂肪酸产生于可发酵的易生物降解的有机物，也可能是产甲烷菌的基质［2］。

3　下水道中H₂S的生成

　　H2S是与氰化物具有相同强度的毒性物质，而且是臭气源。Islander等人1991年研究提出，H₂S在杆状菌的作用下，在管道表面被氧化成H₂SO₄,并侵蚀内管壁的混凝土表面以及处理、输送装置的其他部分，如泵站、人孔、蓄水池等。
　　废水中H2S的出现一般有两种途径，一种是水中普遍存在的硫酸盐离子，通过脱硫弧菌属等脱硫细菌把其转化为含硫氢基蛋白质等有机物，即由+6价氧化态转化成-2价的还原态，反应式如下：

　　　　　　SO₄²-+8H⁺+8e^-→S^2-+4H₂O

　　假如有溶解氧或其他的电子受体存在，此反应就不发生。
　　另一种是污水中的含硫有机物，主要是生物体蛋白质组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。它们是组成蛋白质的必要成分，这些氨基酸的 分解，会放出H₂S［3］。
　　H₂S的生成取决于多个因素：pH、温度、营养物、接触时间、管道内生物膜、ORP(氧化还原电位)等。关于S2-生成量的预测，有诸多不同的经验公式提出，见表4。

表4　S^2-生成量的预测方程 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(直径)的单位为cm。

　　还有研究表明，S^2-的生成一般与ORP值有关，当DO=0、ORP=-100时S^2-开始生成。它也和有机物的浓度(特别是可溶性COD)、pH、温度、硫酸盐浓度(＞10 mg/L)、管壁生物膜量等有关［1］。

4　结论

　　对于下水道中有机物质的生物转化研究的意义在于，定量地分析下水道输送过程中污水水质 的变化，有利于污水处理工艺的选定，同时作为下水道设计中的参数选定的依据。在下水道设计参数中的坡度、流速将不再只是水力学输送方面的单一意义，而是同时兼顾了水质变化的内涵。对于有生物除磷、脱氮要求的污水处理厂，从设计管网时就应合理地选定参数，以利于污水处理工艺的顺利达标。
　　Vollertsen和 Hvitved-Jacobsen、Mcgregorhe 等人的研究表明，对下水道中水质变化的评估，需要用生物量和基质成分转化(包括相关工艺的内容)，从整体上审视。这种审视只能通 过模型模拟获得，这种模拟是建立在真实而高精度的试验以及现场调查之上，以微生物系统 的详细描述为基础的。
　　对下水道中有氧、无氧条件下基质异养生物转化的研究，发现对下水道中有机物质的转化过程以及硫化氢的形成机理，可以建立一个定量的数学模型，但在参数测定过程中，还需考虑管壁生物膜的耗氧速率，以及管道沉淀物对管中水质的影响等问题。

参考文献：

　　［1］Elmaleh S,Delgado S,Alvarez M,et al.Forecasting of H2S build-upin a reclai medwastewater pipe［J］.Water Science & Technology，1998，38(10)：241-247.
　　［2］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.
　　［3］翁稣颖，等.环境微生物学［M］.北京：科学出版社，1991.

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　　收稿日期：2001-05-14