CN103043784A - 一种活性污泥污水处理的多维、多相、多过程耦合模拟方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种活性污泥体系中污水处理的多维、多相、多过程耦合模拟方法。本方法基于多相流理论，将活性污泥视为固相，与曝入活性污泥系统中的气相（气泡）以及液相（污水）构成三相复合体系，采用多相流运动方程合理描述污水处理系统中的“泥-水-气”的运动特征及相间物理作用；同时，进一步结合氧传质方程和污染物迁移转化方程，准确预测系统中溶解氧的分布特征、污染物的迁移转化特征以及相间的生化作用特征。采用本发明提出的耦合模型可以定量预测活性污泥系统中污泥易于沉积的部位和不同工况条件下的出水水质状况，对于污水处理厂正常运行的维护具有重要意义。

Description

一种活性污泥污水处理的多维、多相、多过程耦合模拟方法

技术领域

本发明属于废水生物处理技术领域，涉及一种活性污泥水处理中的物理、化学、生物过程耦合模拟方法。

背景技术

目前，我国水污染的状况十分严峻。据环境部门的监测结果显示，我国七大水系中一半以上河段水质受到污染，全国1/3的水体不适于鱼类生存，1/4的水体不适于灌溉，90%的城市水域污染严重，50%的城镇水源不符合饮用水标准，40%的水源已不能饮用，主要污染物为氨氮、COD_Mn、BOD、挥发酚和石油类物质。因此严格控制污水达标排放、有效改善水环境现状已成为水资源保护的当务之急。

人类日常生活产生的生活污水排放量大，含有机物以及氮、磷等营养物质多，已经成为水体的重要污染源。《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中提出了严格的有机物、氮、磷等污染物的排放标准，要求污水处理厂出水达到一级A排放标准，因此寻找能耗低、运行效率高的优化控制策略成为了城镇生活污水处理厂共同关注的焦点。

数学模型是一种描述污水处理厂中物理及生化反应过程的有效手段，它能预测不同运行工况下的出水水质，指导污水处理厂的升级改造。因此，污水处理厂数学模型的研究近年来得到了快速发展。

然而，目前的数学模型往往将生活污水处理厂中的活性污泥视为污水中的一部分，将活性污泥归为液相中的组分，致使这些模型无法反映活性污泥与污水间的相间物理作用，进而也无法描述活性污泥在反应器中的淤积现象等，最终影响到合理反映污泥与污水间的相间生化作用，以及不能准确预测污水厂的出水水质。有关研究（Jin B,Wilén B,Lant P.Impacts of morphological,physical and chemical properties of sludge flocs on dewaterability ofactivated sludge[J].Chemical Engineering Journal,2004,98(1–2):115-126.Schmid M,Thill A,Purkhold U,et al.Characterization of activated sludge flocs by confocal laser scanningmicroscopy and image analysis[J].Water Research,2003,37(9):2043-2052.）表明，活性污泥无论是在密度，还是在粘度上都与水有着本质的区别，污水厂中活性污泥往往以絮团或是颗粒态的形式存在，活性污泥应该被归为具有较高含水量的固相来处理。同时，曝气也是污水处理环节中至关重要的一步，曝气通过向活性污泥反应器中充入空气或者氧气，为活性污泥的好氧反应提供了充足的溶解氧，因此从这个角度上看，曝气过程实际上是发生在气相与液相间的相间作用过程，但目前还没有发现将气液相间传质过程耦合进模型中的报道。

针对以上问题，本发明将污水、活性污泥及空气分别视为液相、固相及气相，采用多相流运动方程描述污水处理厂中三相的运动特征及相间物理作用；进一步结合氧传质方程和污染物迁移转化方程，将污水与空气间发生的氧传质过程及活性污泥与污水间所发生的生化反应以源项的形式耦合进多相流运动方程中，进而能够准确地预测系统中溶解氧的分布特征、污染物的迁移转化特征以及相间的生化作用特征。该方法能准确合理描述污水处理厂中污水、活性污泥及空气间的相间物理及生化作用。

发明内容

本发明的目的在于提供一种耦合物理及生化过程的活性污泥水处理全过程模拟方法。该方法与传统活性污泥模型侧重描述活性污泥的生物转化过程不同，本发明基于多相流理论，将活性污泥视为固相，将曝入活性污泥系统中的空气（气泡）视为气相，将污水视为液相，首次采用多相流运动方程描述污水处理系统中泥-水-气的运动特征及相间物理作用，从而准确地预测了活性污泥在系统中的物理运动特征；进一步结合氧传质方程和污染物迁移转化方程，将污水与空气间发生的氧传质过程及活性污泥与污水间所发生的生化反应以源项的形式耦合进多相流运动方程中，能够准确地预测系统中溶解氧的分布特征、污染物的迁移转化特征以及相间的生化作用特征。

本发明是通过下述过程加以实现的：

一、方法建立的假设

（1）污水为液相，活性污泥为固相，空气为气相。

（2）可溶性的溶解氧、化学需氧量（COD）、氨氮、硝氮及溶解性有机氮为液相中的组分，自养菌、异养菌及颗粒态的COD、颗粒态有机氮、微生物衰减产物为固相中的组分，氧气及氮气为气相中的组分。

（3）污水中氨氮的去除主要由自养菌和异养菌的好氧生长过程而引起。

（4）污水中硝氮的去除主要由异养菌的缺氧生长过程而引起。

（5）碱度不是影响出水水质的主要因素。

二、液-固-气三相流模型的构建

对于液-固-气三相体系，连续方程如下：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q\right)=\underset{p=1}{\overset{3}{\mathrm{\Σ}}}(m_{\mathrm{pq}}-m_{\mathrm{qp}})+S_q---\left(1\right)$

动量方程为：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q\right)=-{\mathrm{\α}}_q{\▿}_p+\▿\·{\mathrm{\τ}}_q+{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q\stackrel{\→}{g}+\underset{p=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}({\stackrel{\→}{R}}_{\mathrm{pq}}+m_{\mathrm{pq}}{\stackrel{\→}{v}}_{\mathrm{pq}}-m_{\mathrm{qp}}{\stackrel{\→}{v}}_{\mathrm{qp}})$

$+(\stackrel{\→}{F_q}+{\stackrel{\→}{F}}_{\mathrm{lift},q}+{\stackrel{\→}{F}}_{\mathrm{vm},q})---\left(2\right)$

式中p为压力项，

相间作用力，

为从第p相至第q相间的传质速度，

为因从第p相至第q相的传质作用而引起的动量变化，为外部作用体积力,

为升力,

为虚拟质量力，τ_q为第q相的压力张量：

${\mathrm{\τ}}_q={\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\μ}}_q(\▿{\stackrel{\→}{v}}_q+\▿{{\stackrel{\→}{v}}_q}^T)+{\mathrm{\α}}_q({\mathrm{\λ}}_q-\frac{2}{3}{\mathrm{\μ}}_q)\▿\·{\stackrel{\→}{v}}_{q}I---\left(3\right)$

式中μ_q和λ_q分别为第q相的动力粘度计体积粘度,I为单位张量.

升力可进一步表示为：

${\stackrel{\→}{F}}_{\mathrm{lift}}=-0.5{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\α}}_q|{\stackrel{\→}{v}}_q-{\stackrel{\→}{v}}_p|\×(\▿\×{\stackrel{\→}{v}}_q)---\left(4\right)$

虚拟质量力为：

${\stackrel{\→}{F}}_{\mathrm{vm}}=0.5{\mathrm{\α}}_p{\mathrm{\ρ}}_q(\frac{d_q{\stackrel{\→}{v}}_q}{\mathrm{dt}}-\frac{d_p{\stackrel{\→}{v}}_p}{\mathrm{dt}})---\left(5\right)$

相间作用力为：

${\stackrel{\→}{R}}_{\mathrm{pq}}=K_{\mathrm{pq}}({\stackrel{\→}{v}}_p-{\stackrel{\→}{v}}_q)---\left(6\right)$

$K_{\mathrm{pq}}=\frac{{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\α}}_p{\mathrm{\ρ}}_{p}f}{{\mathrm{\τ}}_p}---\left(7\right)$

${\mathrm{\τ}}_p=\frac{{\mathrm{\ρ}}_p{d}_p^2}{18{\mathrm{\μ}}_q}---\left(8\right)$

式中K_pq为相间动量传递系数，f为曳力系数,τ_p为弛豫时间，τ_p为第q相的粘度。

为封闭以上流体方程，必须引入紊动方程，因k-ε紊动方程应用广泛，且其精度足以满足本模拟需要，因此在本模拟中，采用k-ε紊动模型：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{k}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q{k}_q\right)=\▿\·({\mathrm{\α}}_q\frac{{\mathrm{\μ}}_q}{{\mathrm{\σ}}_k}\▿k_q)+{\mathrm{\α}}_q{G}_{k,q}-{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q+{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\Π}}_{k_q}---\left(9\right)$

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q\right)=\▿\·({\mathrm{\α}}_q\frac{{\mathrm{\μ}}_q}{{\mathrm{\σ}}_{\mathrm{\ϵ}}}\▿{\mathrm{\ϵ}}_q)+{\mathrm{\α}}_q\frac{{\mathrm{\ϵ}}_q}{k_q}(C_{1\mathrm{\ϵ}}{G}_{k,q}-C_{2\mathrm{\ϵ}}{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q)+{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\Π}}_{{\mathrm{\ϵ}}_q}---\left(10\right)$

式中k_q为单位质量的第q相的紊动能，ε_q为第q相的紊动消散率，G_k，q为第q相由速度梯度而产生的紊动能，C_1ε及C_2ε为常数，σ_k及σ_ε为紊动Prandtl值。∏_kq及∏_εq表示离散相对连续相的作用。

k-ε紊动模型通过下式与动量方程相联系：

${\mathrm{\μ}}_q={\mathrm{\ρ}}_q{C}_{\mathrm{\μ}}\frac{{k_q}^2}{{\mathrm{\ϵ}}_q}---\left(11\right)$

三、组分输移模型的构建

可溶性污染物被定义为液相中的组分，颗粒态的污染物及自养菌和异养菌被定义为固相中的组分，氧气被定义为气相中的组分，这些组分在各自的相态中以对流—扩散的形式运动，控制方程为：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_k{\mathrm{\ρ}}_k{Y}_{k,i}\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_k{\mathrm{\ρ}}_k{\stackrel{\→}{v}}_k{Y}_k\right)=-\▿\·\left({\mathrm{\α}}_k{\stackrel{\→}{J}}_{k,i}\right)+{\stackrel{.}{m}}_{k,i}+R_{k,i}---\left(12\right)$

式中Y_k，i为组分i在k相中的质量比例，

为组分i在k相中因传质而导致的质量变化,R_k,i为组分i在k相中因化学反应而产生或消耗的量，

及R_k,i均为源汇项，

为组分i在k相中的扩散项，其可由以下公式计算：

${\stackrel{\→}{J}}_{k,i}=-({\mathrm{\ρ}}_k{D}_{k,i}+\frac{{\mathrm{\μ}}_{t,m}}{{\mathrm{Sc}}_t})\▿Y_{k,i}---\left(13\right)$

式中D_k,i组分i在k相中的扩散系数,Sc_t为紊动Schmidt数。

四、氧传质模型的构建

考虑到污水中氧传质速率与清水中氧传质速率有所区别，特构建以下氧传质模型：

式中K_La_L为氧传质速率，α为氧传质修正系数，α_g为气相的体积含量，D_L为氧气在水中的扩散系数，U_slip为气泡的漂移速度，d_b为气泡直径。为将氧传质过程耦合进组分输移方程中，需将式（14）以

的形式耦合至式（12）中。

五、生化反应动力学模型的构建

因活性污泥一号模型（Activated Sludge Model No.1，ASM1）被广泛的运用了生产实际中，本方法采用ASM1模型来描述氧化沟系统中的生化反应动力学过程。本模型描述了氧化沟系统中发生的8类生化反应过程（如表1所示），这8类生化反应包括了12种组分，分别为：快速生物降解有机物S_S、溶解态惰性有机物S_I、慢速生物降解有机物X_S、非溶解态毒性有机物X_I、溶解态硝氮S_NO、溶解态氨氮S_NH、溶解态有机氮S_ND、颗粒态有机氮X_ND、溶解氧S_O、自养菌X_BA、异养菌X_BH及微生物衰减产物X_P。为准确表征废水特性，本模型将这12种组分别归至固、液两相：S_S、S_I、S_NO、S_NH、S_ND、S_O为液相中的组分，X_S、X_I、X_ND、X_BA、X_BH及X_P为固相组分。自养（X_BA）及异养（X_BH）微生物均可通过消耗溶解态氨氮（S_NH）及溶解氧（S_O）进行生长，而异养微生物还可利用溶解态硝氮（S_NO）在厌氧环境下进行生长；自养菌及异养菌又可通过衰亡转变成颗粒态可生物降解污染物（X_S）、微生物衰减产物（X_P）及颗粒态有机氮（X_ND），而异养菌存在的情况下，颗粒态可生物降解污染物及颗粒态有机氮还可进一步水解成溶解性污染物（S_S）及溶解性有机氮（S_ND)；最后，溶解性有机氮又可转化成溶解态氨氮，并进而被自养菌及异养菌所吸收。本方法还采用19个化学计量及动力学参数对这8类生化反应速率（如表2）。

为将生化反应过程耦合进组分输移方程中，需将反应速率以R_k,i的形式耦合至式（12）中。例如，因异养菌好氧生长而消耗的快速生物降解有机物S_S的速率

需以源项R_k，i的形式耦合至式（12）中。

本发明具有以下有益效果：

（1）本发明针对活性污泥系统的复杂性，将废水、活性污泥及空气视为液、固、气三相，采用多相流理论描述氧化沟系统中废水、活性污泥及空气的运动特征及相间物理作用，便于深入了解活性污泥系统中各相的运动特征。

（2）本发明结合氧传质方程和污染物迁移转化方程，将污水与空气间发生的氧传质过程及活性污泥与污水间所发生的生化反应以源项的形式耦合进多相流运动方程中，进而能够准确地预测系统中溶解氧的分布特征、污染物的迁移转化特征以及相间的生化作用特征，其直观性好，便于深入了解活性污泥系统中污染物的净化过程。

（3）本发明所建立的模型，可准确预测活性污泥系统出水的溶解氧、COD、氨氮、硝氮及总氮的值，便于指导活性污泥系统的运行方式的优化。

表1

表2

附图说明

图1为中试氧化沟装置示意图

图2为不同水深处的污水流速实测值与模拟值的比较图：a为距沟底0.45m处，b为距沟底0.35m处，c为距沟底0.25m处，d为距沟底0.15m处

图3为污泥取样点处的污泥浓度测量值与模拟值的比较

图4为气含量测点处的气含量实测值与模拟值的比较

图5为距离氧化沟沟底0.075m处的水流流场及污泥浓度图：a为流场图，b为污泥浓度分布图

图6为水质测点处的溶解氧、COD、氨氮及硝氮测量值与模拟值的比较

具体实施方式

结合具体实施例对本发明作进一步说明，但本发明并不限于以下实施例。

本例的模拟对象为一中试级别的四廊道卡努赛尔氧化沟，如图1所示。该氧化沟的总长2.2m，宽1.4m，有效水深0.5m，有效容积1.4m³；直沟段长1.05m，大、小弯道半径分别为0.35m、0.7m，单沟沟宽为0.35m。该氧化沟进水口断面为一长方形，长200mm、宽50mm；人工合成污水从进水口以0.1m³/h的流量流入氧化沟沟中，流入氧化沟的污水水质指标为：COD=250mg/L，氨氮=50mg/L，硝氮=0mg/L。沟内水流靠位于第一沟及第三沟末端的推流器驱动，推流器的底部距沟底300mm。为防止污泥在弯道处因动力不足而沉降，在各弯道处的底部设置搅拌桨，搅拌桨的轴心距沟底50mm，搅拌桨的直径为100mm。为给该氧化沟系统供给空气，在第二沟及第三沟底部设置曝气器，该曝气器能使得第二及第三沟中自沟底到距沟底50mm的空间内均有气泡冒出，曝气区域的平面空间如图1所示，曝气量的大小为2.2m³/h。氧化沟的出水口的横截面与进水口的横截面大小尺寸一样，流出氧化沟的水体进入体积为0.15m³的二沉池中，沉积在二沉池中的活性污泥又由泵抽至氧化沟的入流口处，并回流到氧化沟中，污泥回流比为100%，污泥龄为25天。

本例采用经网格独立化检验后共有161981个单元的三维非结构化网格进行计算，该网格在推流器及搅拌桨的转动范围内进行了加密处理。

氧化沟的进口采用速度入口边界条件进行赋值，液相及固相速度的方向垂直进口横断面指向氧化沟内部，速度大小为0.0074m/s。氧化沟的出口设置为压力出口，给定压强值，大小为10130Pa，设定液、固两相可通过出口流出反应器，但不可由出口返回。因污泥回流比为100%，将流出氧化沟的污泥的浓度值赋至入口处，以保证沟内的污泥保持平衡。进口处的入流水质指标为：COD=250mg/L，氨氮=50mg/L，硝氮=0mg/L。气流的导入以源项的形式概化。氧化沟的水面应用刚盖假定加以概化，不允许液、固两相通过水面流出反应器。

氧化沟的边壁的粗糙常数及粗糙高度分别为1及0.02m。液相的密度为1000kg/m³，固相的密度为1008kg/m³。

氧化沟中所发生的生化反应的化学计量数及动力学参数采用ASM1号模型推荐的值，如表2中所示。

图2为氧化沟中水流流速测量断面处的实测值与计算值的比较结果。图3为沟中污泥采样点处的实测污泥浓度与计算值的对比。图4为沟中气体体积含量测点处的实测气含量与计算值的对比。由此可知，本发明所建立的模型能够准确反映氧化沟中的水流运动、活性污泥浓度及气含量的分布的特征。图5为距氧化沟沟底0.075m处的流场及污泥浓度分布图，本发明所建立的模型能够反映沟中污泥淤积的位置——第一沟及第四沟的末端，这主要是因为这两沟中没有推流器及搅拌桨，使得水流在这两沟末端流速到达最低值，水流不能携带污泥运动；而在第二沟及第三沟，由于有空气曝入，使得该二沟中水流流速高，污泥不宜沉积于该二沟中。基于此，本发明建立的模型能合理的反映活性污泥系统中液、固、气三相间的相间物理作用。图6为水质取样点处的溶解氧、COD、氨氮及硝氮实测值与模拟值的对比结果，模拟的结果与实测值十分接近。因此，本发明建立的模型能够合理准确地反映活性污泥系统中的氧传质生化反应过程等相间生化作用。

模拟计算结果与实际测量数据对比，两者吻合程度较好。基于本发明中的方法所建立的模型能够描述活性污泥系统中的液、固、气三相的运动特征及相间物理作用，清晰准确地预测活性污泥系统中污泥易于沉积的部位，还能反映活性污泥系统中的氧传质、生化反应过程等相间生化作用，动态、准确地模拟沟中污染物的去除过程，对实际生活污水处理厂的正常运行维护具有现实意义。

Claims (6)

1.一种活性污泥体系中水处理的多维、多相、多过程耦合模拟方法，其特征在于包括以下步骤：

将活性污泥视为固相，该固相与曝入活性污泥系统中的气相（气泡）以及液相（污水）构成三相复合体系，采用多相流运动方程描述污水处理系统中的“泥-水-气”的运动特征及相间物理作用；进一步结合氧传质方程和污染物迁移转化方程，将污水与空气间发生的氧传质过程及活性污泥与污水间所发生的生化反应模型以源项的形式耦合进多相流运动方程中得到耦合方程，进而能够准确地预测系统中溶解氧的分布特征、污染物的迁移转化特征以及相间的生化作用特征。

2.权利要求1的模拟方法，所述的多相流运动方程为：

连续方程：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q\right)=\underset{p=1}{\overset{3}{\mathrm{\Σ}}}(m_{\mathrm{pq}}-m_{\mathrm{qp}})+S_q---\left(1\right)$

动量方程为：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q\right)=-{\mathrm{\α}}_q{\▿}_p+\▿\·{\mathrm{\τ}}_q+{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q\stackrel{\→}{g}+\underset{p=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}({\stackrel{\→}{R}}_{\mathrm{pq}}+m_{\mathrm{pq}}{\stackrel{\→}{v}}_{\mathrm{pq}}-m_{\mathrm{qp}}{\stackrel{\→}{v}}_{\mathrm{qp}})$

$+(\stackrel{\→}{F_q}+{\stackrel{\→}{F}}_{\mathrm{lift},q}+{\stackrel{\→}{F}}_{\mathrm{vm},q})---\left(2\right)$

式中p为压力项，相间作用力，

为从第p相至第q相间的传质速度，

为因从第p相至第q相的传质作用而引起的动量变化，为外部作用体积力,

为升力,

为虚拟质量力，τ_q为第q相的压力张量：

k-ε紊动方程为：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{k}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q{k}_q\right)=\▿\·({\mathrm{\α}}_q\frac{{\mathrm{\μ}}_q}{{\mathrm{\σ}}_k}\▿k_q)+{\mathrm{\α}}_q{G}_{k,q}-{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q+{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\Π}}_{k_q}---\left(3\right)$

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\stackrel{\→}{v}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q\right)=\▿\·({\mathrm{\α}}_q\frac{{\mathrm{\μ}}_q}{{\mathrm{\σ}}_{\mathrm{\ϵ}}}\▿{\mathrm{\ϵ}}_q)+{\mathrm{\α}}_q\frac{{\mathrm{\ϵ}}_q}{k_q}(C_{1\mathrm{\ϵ}}{G}_{k,q}-C_{2\mathrm{\ϵ}}{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\ϵ}}_q)+{\mathrm{\α}}_q{\mathrm{\ρ}}_q{\mathrm{\Π}}_{{\mathrm{\ϵ}}_q}---\left(4\right)$

式中k_q为单位质量的第q相的紊动能，ε_q为第q相的紊动消散率，G_k,q为第q相由速度梯度而产生的紊动能，C_1ε及C_2ε为常数，σ_k及σ_ε为紊动Prandtl值。∏_kq及∏_εq表示离散相对连续相的作用。

所述的污染物迁移转化方程：

可溶性污染物被定义为液相中的组分，颗粒态的污染物及自养菌和异养菌被定义为固相中的组分，氧气被定义为气相中的组分，这些组分在各自的相态中以对流—扩散的形式运动，控制方程为：

$\frac{\∂}{\∂t}\left({\mathrm{\α}}_k{\mathrm{\ρ}}_k{Y}_{k,i}\right)+\▿\·\left({\mathrm{\α}}_k{\mathrm{\ρ}}_k{\stackrel{\→}{v}}_k{Y}_k\right)=-\▿\·\left({\mathrm{\α}}_k{\stackrel{\→}{J}}_{k,i}\right)+{\stackrel{.}{m}}_{k,i}+R_{k,i}---\left(5\right)$

式中Y_k，i为组分i在k相中的质量比例，

为组分i在k相中因传质而导致的质量变化,R_k，i为组分i在k相中因化学反应而产生或消耗的量，及R_k,i均为源汇项，

为组分i在k相中的扩散项，其可由以下公式计算：

${\stackrel{\→}{J}}_{k,i}=-({\mathrm{\ρ}}_k{D}_{k,i}+\frac{{\mathrm{\μ}}_{t,m}}{{\mathrm{Sc}}_t})\▿Y_{k,i}---\left(6\right)$

式中D_k,i组分i在k相中的扩散系数,Sc_t为紊动Schmidt数。

所述的氧传质方程为：

考虑到污水中氧传质速率与清水中氧传质速率有所区别，特构建以下氧传质模型：

式中K_La_L为氧传质速率，α为氧传质修正系数，α_g为气相的体积含量，D_L为氧气在水中的扩散系数，U_slip为气泡的漂移速度，d_b为气泡直径。为将氧传质过程耦合进组分输移方程中，需将式（7）以

的形式耦合至式（5）中。

所述生化反应模型如下表：

为将生化反应过程耦合进组分输移方程中，需将反应速率以R_k,i的形式耦合至式（5）中。例如，因异养菌好氧生长而消耗的快速生物降解有机物S_S的速率

需以源项R_k，i的形式耦合至式（5）中。

3.如权利要求1所述的方法在活性污泥系统中的运用。

4.根据权利要求3所述的应用，其特征在于：预测活性污泥系统中污泥的淤积部位。

5.根据权利要求3所述的应用，其特征在于：预测活性污泥系统中溶解氧、氨氮、硝氮、总氮及化学需氧量（COD）的分布特征。

6.根据权利要求3所述的应用，其特征在于：预测活性污泥系统的出水水质。

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