孫力平1，馬耀平2，侯紅娟1，仇雅琴1，李毓1
(1.天津城市建設學院市政與環境工程系，天津300384；2.西安市市政設計研究院，陜西西安710068)

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

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

1　下水道與污水處理廠的關系

　　以往城市下水道僅僅被認為是城市污水處理廠的污水供應系統，事實上污水處理過程中有機物的去除和轉化效率是取決于整個排水系統的設計和管理的。例如，污水生物脫氮、除磷工藝中易生物降解基質的作用是很重要的，其生成或去除的時間和地點在整個排水系統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作用中易生物降解有機物，要求進入處理系統污水中的BOD5/TP＞20～30,如果易生物降解有機物在進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，一般會出現厭氧條件，特別是生成的硫化物會對污水廠及管網的運行管理造成不良影響。
　　因此，對下水道的設計應該重新認識，將下水道和污水處理廠視為一個整體，應考慮下水道、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化作用以及所需的環境條件，是考慮設計各種類型下水道及整個污水處理系統問題的基礎。

2　輸送期間的污水水質變化

　　下水道輸送污水中的有機物與微生物的生化反應，已有Bjerre等人在1995年調查過［1］，即無論在有氧或無氧條件下，均會發生有機物質的生物轉化，這種轉化與水中的生物量、管壁生物膜和管中沉淀物有關，對易生物降解的有機物的去除、轉化是與溶解氧濃度密切相關的。
　　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物降解的概念建立在活性污泥反應動力學基礎之上，因此下水道中發生的基質和生物量之間的生物化學變化與污水處理廠之間就建立了聯系。但實際上，在下水道中的生物—基質轉化過程與活性污泥中的生物—基質轉化過程是不盡相同的，例如：下水道中不同粒徑的顆粒有機物可發生水解，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當量及動力學參數的定義及數值，但這并非是使下水道與污水處理工藝成為整體的障礙。
　　傳統上，下水道中水質變化的評價是用總COD濃度或者用BOD₅、SCOD的變化來描述的。在實際中，因測定不準確，使這些方法不能真實有效地反映水質變化的情況，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，生物量和管壁生物膜的有氧生長及維持能量的條件，有機物質的水解、發酵，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)，以代替傳統的經驗描述方法，但忽略了管道沉淀物與水質間的相互影響。
　　在有氧重力下水道中，廢水的生物轉化是由異養生物的生長和維持所引起的，因其生長與有機顆粒的水解以及碳的吸收有關。促進和維持這個轉化過程的是水中的溶解氧濃度，變化過程如圖1所示。

表1　　　下水道污水生物轉化的數學模型 描述內容 相關方程 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 數學模型的數據 描述內容 S_F S_A X_BW X_S1 X_S2 S₀ S_H2S 相關方程 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 有機物有氧快速水解過程速率 1 　 　 -1 　 　 　 方程d:n=1 有機物有氧慢速水解過程速率 1 　 　 　 -1 　 　 方程d:n=2 有機物厭氧快速水解過程速率 1 　 　 -1 　 　 　 方程e:n=1 有機物厭氧慢速水解過程速率 1 　 　 　 -1 　 　 方程e:n=2

表3 數學模型中各參數的意義 符號和意義 取值 單位 μH:異養生物量的最大的特定生長率 7 d^-1 Y_HW:異養懸浮生物量生長常數 0.55 gCOD/gCOD K_S:易生物降解基質的飽和常數 1.0 gCOD/m³ K₀:DO飽和常數 0.5 gO₂/m³ αw:水相的溫度系數 1.07 　 qm:維持能量需求率常數 1.0 d^-1 YHf:異養生物的生長常數 0.55 gCOD/gCOD ε:生物量的有效常數 　 　 αf:生物膜溫度系數 1.03 　 Kh1：水解率常數(快) 4.0 d^-1 Kh2：水解率常數(慢) 1.0 d^-1 Kx1：水解飽和常數(快) 0.5 gCOD/gCOD KX2：水解飽和常數(慢) 0.2 gCOD/gCOD ηfe:無氧水解減少系數 0.14 　 T:溫度 　 ℃ A:管道橫斷面面積 　 m² V:廢水量 　 m³ XBW：水中異養活性生物量 　 g/m³ XBf：生物膜中異養活性生物量 　 g/m³ XS1：快速可生物降解的水解基質 　 gCOD/m³ XS2：慢速可生物降解的水解基質 　 gCOD/m³ Ss：易生物降解基質 　 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(Ss)包括兩部分：可發酵基質(SF)和發酵產生物(SA)，即易揮發脂肪酸(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，會導致易生物降解基質和快速水解基質耗盡，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等人調查發現，在無氧條件下的下水道中(壓力管道或坡度較小的管道)與有氧異養轉化相比，無氧的轉化速度相對要慢，例如在壓力輸送管道中，下水道中易生物降解基質被保存下來，厭氧菌也會轉化其一少部分，但是無氧水解還會產生一部分易生物降解基質，速率約為1～2 mgCOD/h。無氧條件下，易揮發性脂肪酸產生于可發酵的易生物降解的有機物，也可能是產甲烷菌的基質［2］。

3　下水道中H₂S的生成

　　H2S是與氰化物具有相同強度的毒性物質，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菌把其轉化為含硫氫基蛋白質等有機物，即由+6價氧化態轉化成-2價的還原態，反應式如下：

　　　　　　SO₄²-+8H⁺+8e^-→S^2-+4H₂O

　　假如有溶解氧或其他的電子受體存在，此反應就不發生。
　　另一種是污水中的含硫有機物，主要是生物體蛋白質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、營養物、接觸時間、管道內生物膜、ORP(氧化還原電位)等。關于S2-生成量的預測，有諸多不同的經驗公式提出，見表4。

表4　S^2-生成量的預測方程 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，當DO=0、ORP=-100時S^2-開始生成。它也和有機物的濃度(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［1］。

4　結論

　　對于下水道中有機物質的生物轉化研究的意義在于，定量地分析下水道輸送過程中污水水質 的變化，有利于污水處理工藝的選定，同時作為下水道設計中的參數選定的依據。在下水道設計參數中的坡度、流速將不再只是水力學輸送方面的單一意義，而是同時兼顧了水質變化的內涵。對于有生物除磷、脫氮要求的污水處理廠，從設計管網時就應合理地選定參數，以利于污水處理工藝的順利達標。
　　Vollertsen和 Hvitved-Jacobsen、Mcgregorhe 等人的研究表明，對下水道中水質變化的評估，需要用生物量和基質成分轉化(包括相關工藝的內容)，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而高精度的試驗以及現場調查之上，以微生物系統 的詳細描述為基礎的。
　　對下水道中有氧、無氧條件下基質異養生物轉化的研究，發現對下水道中有機物質的轉化過程以及硫化氫的形成機理，可以建立一個定量的數學模型，但在參數測定過程中，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的影響等問題。

參考文獻：

　　［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］翁穌穎，等.環境微生物學［M］.北京：科學出版社，1991.

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　　收稿日期：2001-05-14