技术领域
[0001] 本
发明涉及
活性污泥模型技术领域，具体为一种用于研究MBR中活性污泥物性的粘滞性模型。
背景技术
[0002] 活性污泥是
微生物群体及其所依附的有机物质和无机物质的一类总称，它可分为好
氧活性污泥和厌氧颗粒活性污泥，活性污泥主要用于处理污
废水。
活性污泥法则是利用悬浮生长的微生物絮体来处理污废水的一类好氧处理方法。
[0003] 活性污泥的流变性在MBR中起着重要的混合、
凝结和曝气作用，同时也影响着活性污泥的处理与管理。而随着含
铁量的增加，MBR中活性污泥悬浮物的浓度增加，其它因素例如
结合水含量和粒径分布则可能会随着活性污泥流变性的变化而变化。依据以往的研究结果表明，在没有金属絮凝剂的情况下，
混合液表现为
非牛顿
流体状，这种多相基质的
流变学对MBR的整体流体动
力学影响不大。然而，文献中并未记载关于添加二价金属盐对活性污泥流变性的影响，或是由此产生的活性污泥
密度和
粘度的变化对膜表面附近的运输现象产生影响的相关信息。
[0004] 首先，被检测的流体是固体、液体和空气的三相混合物。在大规模的MBR中来研究曝气对
膜过滤区流体动力学的影响，需要在涉及气相和固相之间的相互作用系统中建立
湍流模型，计算量很大。且相关人员在
计算流体动力学模型中对活性污泥输运方程进行耦合时，结果导致计算量呈指数增长。因而，是否可用气、液两相模型代替三相模型最重要的是评估液相能否来表征固相的特性。而这项工作可通过测量活性污泥中二价铁离子的
沉降速度和评估活性污泥中污泥颗粒的粒子速度达到液体流速所需的滞后时间来实现。其次，若将固、液两相的混合物简化为单一连续相，则需要在计算流体动力学模型中考虑该混合液的流变性，即在此
基础上，需研究得出添加絮凝剂前后，混合溶液样品的流变特性，并建立可用于描述不同浓度的活性污泥悬浮物流变特性的数学模型。
[0005] 为了解决上述
缺陷，现提供一种技术方案。
发明内容
[0006] 本发明的目的在于提供一种用于研究MBR中活性污泥物性的粘滞性模型，本发明应用气、液两相模型来代替三相模型，大大简化了计算量；有效的避免了
现有技术中，当模拟曝气对膜过滤区流体动力学的影响因素时，需要在涉及气相和固相之间的相互作用系统中建立湍流模型，进而使得计算量很大，以及在
对流体动力学模型中的活性污泥输运方程进行耦合时，导致计算量呈指数增长的情况；并将固、液两相的混合物简化为单一连续相，再分析出该混合液的流变性情况，进而得出适于描述不同浓度活性污泥悬浮物流变性的粘滞性模型。
[0007] 本发明所要解决的技术问题如下：
[0008] (1)如何提供一种有效的方式，来测量活性污泥中二价铁离子的沉降速度和评估活性污泥中污泥颗粒的粒子速度达到液体流速所需的滞后时间；
[0009] (2)如何在固、液两相的混合物简化为单一连续相的基础上，来研究得出添加絮凝剂前后，混合溶液样品的流变特性。
[0010] 本发明的目的可以通过以下技术方案实现：
[0011] 一种用于研究MBR中活性污泥物性的粘滞性模型，包括基于活性污泥的连续性分析和流变性分析，基于活性污泥的连续性分析由活性污泥中污泥颗粒沉降速度和活性污泥中污泥颗粒的粒子速度达到液体流速所需的滞后时间两部分组成，包括如下步骤：
[0012] S1：将膜过滤区中的污泥颗粒受到的三类分力依次标定为FD、FH和FG，且FD表示为污泥颗粒的粒子速度v与液体流速u的差异所导致的拖拽力，FH表示为高浓度固体存在时，污泥颗粒的粒子所受到的阻碍力，FG表示为重力和
浮力所引起的污泥颗粒的粒子增加的重力；
[0013] S2：先依据公式 其中ρP表示为污泥颗粒的粒子密度、ρ表示为流体密度、dP表示为污泥颗粒的粒子等效球直径，再基于S1中FD、FH和FG的共同作用，即在匀速流动中的单个污泥颗粒的粒子运动方程为 其中v表示为污泥颗粒的粒子速度；
[0014] S3：当液体流速u为零且污泥颗粒的粒子仅做垂直运动时，污泥颗粒的粒子速度v将等价于污泥颗粒的粒子沉降速度vs，即有而当污泥颗粒的粒子沉降速度vs趋于稳定，则 时，即有
[0015] S4：当污泥颗粒的粒子沉降速度vs远小于液体流速u时，则将FH和FG忽略不计，即有其中(u-v)表示为污泥颗粒的粒子滑移速度，即有而当污泥颗粒的粒子在 远小于1时，则用斯托克斯定律
来得出阻力系数 而当污泥颗粒的粒子速度v增加至趋于液体流速u，则 时，滞后时间ts表示为
[0016] 而基于活性污泥的流变性分析为添加铁盐絮凝剂前后对掺有活性污泥所构成的混合溶液样品的流变性分析，包括如下步骤：
[0017] A1：先将活性污泥从添加铁盐絮凝剂前后的MBR中的膜区处分别提取，并使用容量为1000毫升的刻度瓶来将活性污泥样品进行收集，再将活性污泥样品置于沉降筒中进行测量；
[0018] A2：先采用5s-1的速度梯度来对沉降筒内的活性污泥样品进行搅拌，再将经搅拌的活性污泥样品进行三次测量，并取三次测量的均值作为粒子的平均粒径，且以容积式粒径分布的平均粒径d来表示活性污泥粒子的平均粒径；
[0019] A3：分别对无铁盐絮凝剂和加入铁盐絮凝剂时的活性污泥粘度进行测定操作，并将获取到的流变数据进行分析。
[0020] 进一步的，步骤A3中的测定操作为：
[0021] D1：先将铁盐絮凝剂存在时的活性污泥混合液悬浮物的浓度控制在10-13g/L之间，再将沉淀的活性污泥去除，同时将上清液导出并稀释已沉淀的浓缩液，以得到混合液悬浮物的浓度在3-16g/L之间的样品；
[0022] D2：采用Brookfield DV III超流变仪与锥式测量探针的实验方法相结合来对D1中的活性污泥样品粘度进行测量，当混合液悬浮物的浓度位于3-9g/L但不包括9g/L时，采用锥
角为3°、半径为24mm的锥体
主轴来测出活性污泥样品粘度，当混合液悬浮物的浓度位于9-16g/L时，采用锥角为1.5°、半径为12mm的锥体主轴来测出活性污泥样品粘度，再对其-1进行水洗操作，并将活性污泥样品的
温度控制在24-26度、
剪切速率控制在20-500m ，三次重复实验取平均值以得出流变数据。
[0023] 进一步的，步骤A2中的测量需控制在活性污泥样品采集后的1小时内，且所有沉降速度的测量时长均需控制在4分钟内。
[0024] 进一步的，步骤A2中是依据Malvern 2000和APHA标准法相结合来对活性污泥样品进行测量操作。
[0025] 进一步的，步骤A3中是将流变数据导入电脑并使用Rheocalc V3.1
软件来对其进行分析操作。
[0026] 本发明的有益效果：本发明应用气、液两相模型来代替三相模型，大大简化了计算量；有效的避免了现有技术中，当模拟曝气对膜过滤区流体动力学的影响因素时，需要在涉及气相和固相之间的相互作用系统中建立湍流模型，进而使得计算量很大，以及在对流体动力学模型中的活性污泥输运方程进行耦合时，导致计算量呈指数增长的情况；并将固、液两相的混合物简化为单一连续相，再分析出该混合液的流变性情况，进而得出适于描述不同浓度活性污泥悬浮物流变性的粘滞性模型。
附图说明
[0027] 为了便于本领域技术人员理解，下面结合附图对本发明作进一步的说明。
[0028] 图1为本发明的膜过滤区污泥颗粒受力示意图；
[0029] 图2为本发明的添加与不添加铁絮凝剂的MBR中颗粒粒度分布示意图；
[0030] 图3为本发明的剪切
应力与表面粘度随剪切速率变化示意图。
具体实施方式
[0031] 下面将结合
实施例对本发明的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有作出创造性劳动前提下所获得的所有其它实施例，都属于本发明保护的范围。
[0032] 一种用于研究MBR中活性污泥物性的粘滞性模型，包括基于活性污泥的连续性分析和流变性分析，而基于活性污泥的连续性分析由活性污泥中污泥颗粒沉降速度和活性污泥中污泥颗粒的粒子速度达到液体流速所需的滞后时间两部分组成，包括如下内容：
[0033] 如图1所示，在膜过滤区中有三种影响污泥颗粒的力，且分别表示为污泥颗粒的粒子速度v与液体流速u的差异所导致的拖拽力FD，高浓度固体存在时，污泥颗粒的粒子所受到的阻碍力FH，重力和浮力所引起的污泥颗粒的粒子增加的重力FG；
[0034] 而先依据公式 其中ρP表示为污泥颗粒的粒子密度、ρ表示为流体密度、dP表示为污泥颗粒的粒子等效球直径，再考虑到上述三种力的共同影响，即在匀速流动中的单个污泥颗粒的粒子运动方程为其中v表示为污泥颗粒的粒子速度；
[0035] 并在当液体流速u为零且污泥颗粒的粒子仅做垂直运动时，污泥颗粒的粒子速度v将等价于污泥颗粒的粒子沉降速度vs，即有 而在当污泥颗粒的粒子沉降速度vs趋于稳定，则 时，即有
[0036] 而在当污泥颗粒的粒子沉降速度vs远小于液体流速u时，则将FH和FG忽略不计，即有 其中(u-v)表示为污泥颗粒的粒子滑移速度，即有而当污泥颗粒的粒子在 远小于1或称作低
雷诺数时，则
用斯托克斯定律来得出阻力系数 而当污泥颗粒的粒子速度v增加至趋于液体流速u，则 时，滞后时间ts表示为
[0037] 由此可见，滞后时间ts是由粒子密度、粒子直径和液体粘度来共同决定的，若滞后时间趋于零时，则粒子达到与液体流速相同的所需时间可忽略不计；
[0038] 而基于活性污泥的流变性分析为添加铁盐絮凝剂前后对掺有活性污泥所构成的混合溶液样品的流变性分析，包括如下内容：
[0039] 先将活性污泥从添加铁盐絮凝剂前后的MBR中的膜区处分别提取，并使用容量为1000毫升的刻度瓶来测量活性污泥的上清界面随时间的变化，且依据的是Cho文献中记载的现有方法来操作，而由于在沉降过程中不存在中间相，即测量的是混合度较高的活性污泥的沉降速度，并在为了保证一致性的情况下，测量操作需控制在活性污泥样品采集后的1小时内，且所有沉降速度的测量时长均需控制在4分钟内；
[0040] 再依据Malvern 2000和APHA标准法相结合来对MBR中膜过滤区的活性污泥添加亚铁絮凝剂前后的粒子粒度分布进行测定，并采用5s-1的速度梯度来慢速搅拌，且这仅占MBR中膜过滤区速度梯度的1.7％，进而使得粒子能够充分保持悬浮状态并在该慢速搅拌下不会出现
破碎现象，再将经搅拌的活性污泥样品进行三次测量，并取三次测量的均值作为粒子的平均粒径，且以容积式粒径分布的平均粒径d来表示活性污泥粒子的平均粒径；
[0041] 最后分别对无铁盐絮凝剂和加入铁盐絮凝剂时的活性污泥粘度进行测定操作，即在加入铁盐絮凝剂的情况下，以及活性污泥混合液悬浮物的浓度控制在10-13g/L之间时，活性污泥将被沉淀去除，同时将上清液导出并稀释已沉淀的浓缩液，以得到混合液悬浮物的浓度在3-16g/L之间的样品，然后采用Brookfield DV III超流变仪与锥式测量探针的实验方法相结合来对D1中的活性污泥样品粘度进行测量，当混合液悬浮物的浓度位于3-9g/L但不包括9g/L时，采用锥角为3°、半径为24mm的锥体主轴来测出活性污泥样品粘度，当混合液悬浮物的浓度位于9-16g/L时，采用锥角为1.5°、半径为12mm的锥体主轴来测出活性污泥样品粘度，再对其进行水洗操作，并将活性污泥样品的
温度控制在24-26度、剪切速率控制在20-500m-1，三次重复实验取平均值以得出流变数据，并将获取到的流变数据导入电脑并使用Rheocalc V3.1软件来对其进行分析；且还可使用Malvern Kinexus流变仪来对样品进行测量，而
电子气隙控制系统测量至0.1um，
工作温度保持在25度，锥角、锥径和
底板直径分别控制在4°、40mm和66mm。
[0042] 先依据上述内容，可得出如表1所示的数据：
[0043] 表1-活性污泥沉降速度实验数据表
[0044]絮凝剂加入方案 线性拟合系数R2 沉降速度Vs(˙106m/s)
不加絮凝剂 0.9991 2.67±0.03
在膜区添加铁絮凝剂 0.9998 3.11±0.06
在缺氧区添加铁絮凝剂 0.9998 4.17±0.06
[0045] 由表1-活性污泥沉降速度实验数据表可知，在液体中特别是在缺氧区添加铁絮凝剂，活性污泥的沉降速度增加，而线性拟合系数保持在1.0000左右，即表示无论何种情况，在沉降的前三个小时内，沉降速度都是维持恒定的；因而将活性污泥沉降曲线的线性部分梯度，即活性污泥的高度随时间的变化定义为区域沉降速度，并采用线性拟合系数来计算活性污泥的沉降速度，以验证了公式 的正确性，并依此来推导出公式 而正负号是代表不同实验得到
结果的标准偏差，即MBR中活性污泥的沉降速度与Brannock得到的常规活性污泥的沉降速度相同，而在缺氧区添加铁絮凝剂后，活性污泥的沉降速度增加为不加絮凝剂时的1.6倍，而在好氧区添加铁质絮凝剂后，沉降速度仅增加16％；在平均气泡尺寸为4.4mm的MBR中，液体流速u为0.04m/s，而在CFD仿真用的中空
纤维膜填满的MBR中，液体流速u为0.03-0.35m/s，并将最低值0.03m/s作为液体流速u来与最高沉降速度4.17×106m/s进行比较，可得到活性污泥的沉降速度最多可占液体流速u的0.01％，因而对于公式
而言，FH和FG可忽略的假设是成立的；
[0046] 再依据上述内容，可得出如图2所示的添加和不添加铁絮凝剂的MBR中颗粒粒度分布图，由图中的粒径分布情况可知，MBR中活性污泥的颗粒分布较广，平均粒径在45-60um之间，而在缺氧区添加铁絮凝剂时，平均粒径比初始粒径减小了5.77％，在将铁絮凝剂添加到膜区时，粒径减小了21.4％，即在膜区添加铁絮凝剂产生的颗粒比添加到缺氧区时更小、更致密，因而缺氧区铁絮凝剂的添加量对颗粒大小的影响是由于铁质絮凝剂的添加所导致铁氧化物的聚集，而向膜区添加铁絮凝剂可使平均粒径小于没有添加铁絮凝剂时的粒径，这是由于颗粒在曝气区的生成速度过快，在湍流区的颗粒具有较高的剪切力，同时破碎的组合无法进行修复所共同导致的；
[0047] 将平均粒径47.7-60.7um、活性污泥密度1450kg/m3来代入公式 以得到表2-MBR中平均颗粒大小与滞后时间统计表：
[0048] 表2-MBR中平均颗粒大小与滞后时间统计表
[0049]絮凝剂加入方案 平均颗粒大小(um) 滞后时间ts(s)
不添加铁絮凝剂 60.7±6.7 1.46×10-4
在膜区添加铁絮凝剂 47.7±5.7 0.91×10-4
在缺氧区添加铁絮凝剂 57.2±3.3 1.31×10-4
[0050] 由表2-MBR中平均颗粒大小与滞后时间统计表可知，ts位于0.91×10-4-1.46×10-4s之间，而对于最大粒径为631um的粒子，滞后时间为7.9×10-3s；则活性污泥在添加铁絮凝剂和不添加铁絮凝剂的情况下，滞后时间可忽略不计，即表示虽然添加铁絮凝剂后活性污泥的沉降速度增加，但颗粒与流体间的任何相对运动都可忽略不计，因而在随后的CFD建模中，液体和固体可表示为一个单一的连续相；
[0051] 最后依据上述内容，可得出表3-添加絮凝剂对混合液悬浮物和粘度的影响数据表：
[0052] 表3-添加絮凝剂对混合液悬浮物和粘度的影响数据表
[0053]
[0054]
[0055] 分别采用Brookfield和Malvern旋转流变仪测量的活性污泥粘度相差不到0.5％，即无论添不添加铁絮凝剂，活性污泥样品中均未观察到触变行为，且由表3-添加絮凝剂对混合液悬浮物和粘度的影响数据表可知，向MBR中添加铁絮凝剂后，活性污泥的粘度增加了近一倍，这主要是由于添加铁絮凝剂后形成氢氧化铁颗粒而导致悬浮物浓度显著增加所致；而依据图3-
剪切应力与表面粘度随剪切速率变化图可知，由于活性污泥悬浮物的增加，剪切应力随剪切速率的增加而增加，并在悬浮物浓度由3g/L增加至16g/L时，流体的表面粘度急剧增加，而在活性污泥中添加铁絮凝剂后存在剪切稀化行为，即表明活性污泥为
非牛顿流体，在不添加絮凝剂的情况下，不同的MBR中均具有相似的流变特性。
[0056] 以上内容仅仅是对本发明结构所作的举例和说明，所属
本技术领域的技术人员对所描述的具体实施例做各种各样的
修改或补充或采用类似的方式替代，只要不偏离发明的结构或者超越本
权利要求书所定义的范围，均应属于本发明的保护范围。
