采用活性污泥法，利用TOXChem模型模拟有毒有机化合物在污水处理过程中的扩散

自然地，微生物分解自然界中存在的有机物质，无论是在有氧还是缺氧的情况下。大多数物质，如有毒化合物、重金属，都会阻止处理过程的发生，导致这些污染物进入环境，导致出现大量的微生物在本研究中，使用TOXChem4.1模拟模型，尝试模拟废水处理厂，然后评估污染物的分散情况，包括1,2-二甲基萘、1,3-二硝基吡喃、1,6-二甲基萘、1,6-二硝基吡喃和17a-乙炔基雌二醇（EE2）在常见情况下的浓度。计算机模拟结果表明，EE2污染物由于其较宽的化学结构，在其他污染物中具有最高的分解百分比。因此，很明显，此类污染物在离开处理厂的污泥中具有最高的质量he模拟表明，气态污染物的最高体积发生在调制单元和初始沉淀单元中。

从城市和社区接收的废水必须经过处理，以满足排放许可证和最大日负荷标准，并根据全球水资源政策将其转移至接收水源、土壤，甚至再利用[1]。如今，生物系统可被视为处理城市和工业废水的操作解决方案。在这种处理方法中，废水处理厂的入口有机负荷被用作微生物的食物，系统中大量的活性微生物被消耗、分解和转化将有机物转化为简化材料。换句话说，微生物充当中枢大脑和该系统的主要部分[2]。因此，废水处理厂（城市和工业）所有控制模型和运行的主要目的是在生长和活动过程中维持微生物的动力学和代谢条件[3]。最常用的废水处理方法之一是使用好氧系统，尤其是活性污泥法，用于处理城市和工业废水，应用范围从单户家庭的小型包装厂到服务于大都市地区的大型设施。Ardern&Lockett（1914）1914年4月3日，在英国曼彻斯特大酒店将活性污泥作为一种方法提交给化学工业协会，这是19世纪末美国和英国污水处理研究的结果^th20世纪初^th世纪[4 - 6]。

生物系统运行的主要问题之一，特别是在好氧过程中，是有毒污染物(抑制剂)的进入，导致微生物及其酶的细胞结构的破坏。这些破坏性污染物包括有毒的有机化学品、有毒的无机化学品、重金属和藻类毒素[2]。其中，有毒有机化学品在净化和处理过程(加粗系统)中广泛存在，在污水中扩散，导致流行病学问题[7]。

在文献中，有几个模拟污水处理厂的例子。Güçlü，等人(2010)设计了三种不同的神经网络模型，采用反传播方法估计安卡拉中央污水处理厂的出水悬浮固体(SS)、化学需氧量(COD)和曝气池混合液悬浮固体(MLSS)含量[8]。Hendren等人(2013)使用了一种模型简约法，基于少量输入变量开发了工程纳米材料(ENM)功能的质量平衡描述，以定义对环境的释放量[9]。为了估算韩国蔚山某污水处理厂废水的1天间隔T-N浓度，Guo等(2015)应用了两种机器学习模型——人工神经网络(ann)和支持向量机(SVMs)[10]。Wang等(2017)利用主成分分析(Principal components analysis, PCA)识别COD和TP预测的重要因素。利用主成分分析建议的因素，采用多元回归方法对进水COD和TP进行预测。此外，为了模拟污水处理的效果，设计了一个具有移动床生物反应器(MBBR)和压载分离工艺的污水处理厂[11]。Nordlander等(2017)在瑞典的案例研究中，将活性污泥法改为微藻活性污泥法。基于生物处理和污泥处理过程的质量和能量平衡，在[12]系统模型中分析了生物处理和污泥处理过程对热量和电力消耗以及二氧化碳排放的影响。Baklouti等人(2018)发展了一种单变量统计方法，使用改进的粒子滤波(IPF)基于多尺度优化指数加权移动平均图(MS-OEWMA)，以加强对污水处理厂[13]的监测。 In DaNang City, Vietnam, Nguyen, et al. (2020) conducted a measuring study of the HoaCam wastewater treatment plant (WWTP) using the ASM1 model [14]. de Canete, et al. (2021) Have presented a machine learning-based control technique to optimize both the consumption and the number of regulation violations of a biological WWTP [15]. Abbasi, et al. (2021) have modeled three WWTP based on conventional activated sludge, contact stabilization, and step aeration and assessed them technically and economically using the Zargandeh treatment plant data in Tehran with GPS-X software [16]. Ariff (2021) used WWTP simulation software to simulate an industrial wastewater treatment plant at a petrochemical complex in Terengganu, Malaysia [17].

许多模型已被用于预测污水管网和污水处理厂中新出现的污染物的行为，其中许多模型涉及经验传质系数的推导(液相(K_l)或气相(K_G)．其中包括BASTE, CINCI, WATER9, TOXChem和Gostelow。WATER9, Gostelow和TOXChem是[18]最常用的三种模型。

一些研究人员报告了一些评估污水处理厂污染物的命运和扩散的研究。例如，Francisco Gómez-Rivera等(2012)利用实验室规模的活性污泥(AS)系统，注入一级处理的城市污水和纳米ceo2 (55.0 mg Ce/L)，探索纳米ceo2在城市污水处理[19]中的去向。Almeida等人(2013)开发了一个模型来描述来自三个不同污水处理厂[20]的活性污泥对布洛芬和酮洛芬的生物降解特性。Wang, et al.[21]在一个典型的二级活性污泥污水处理厂中研究了环挥发性甲基硅氧烷(cVMS)的命运，如八甲基环四硅氧烷(D4)、十甲基环五硅氧烷(D5)和十二甲基环六硅氧烷(D6)。Benis等人(2016)研究了ABS生产工厂[22]废水预处理装置中苯乙烯(STM)和丙烯腈(ACN)的命运和排放。Zhao等人(2017)使用蒙特卡洛模拟创建了一个结合二级和三级治疗过程的命运模型，以调查六种不同抗生素在不同治疗过程[23]中的命运。Fileni等人(2018)研究了氨(NH)等空气污染物的扩散_3.)和硫化氢（H_{2 s})城市污水处理厂排放超过一年[24]。使用基于计算机的机械模型，TOXChem V4.1，Zwain等人（2019年）分析了移动床生物膜反应器污水处理厂（MBBR-STP）中苯酚生物降解的命运[18]。Zwain等人（2020年）已应用TOXChem模拟来预测Muharram Aisha污水处理厂（MA-STP）延长曝气活性污泥（EAAS）系统中硫化氢的去向和排放量[25]。Lindberg等人（2021年）利用城市未处理废水作为介质的研究[26]，根据API扩散和归宿，探索了瑞典北部的高速藻塘（HRAP）。在Koumaki等人（2021）研究的背景下，对HRA系统中选定的ECs（三种内分泌干扰物（内分泌干扰物）-三氯生、双酚A和壬基酚，以及四种药物（PHAC）-酮洛芬、双氯芬酸、萘普生和布洛芬）的去除效率和命运进行了研究[27]到目前为止，还没有可靠的研究使用TOXChem模型通过AS方法对污水处理厂中的有毒有机化合物进行建模和评估。本研究旨在模拟和确定1,2-二甲基萘、1,3-二硝基吡喃、1,6-二甲基萘、1,6-二硝基吡喃和17a-乙炔的排放（EE2）使用TOXChem4.1模拟模型的废水处理厂中的污染物。

以污水处理厂为例进行研究

进入处理厂的废水的质量和数量以及污染物的浓度如表1所示。在研究区域(即伊朗东北部马什哈德市的工业废水处理厂)，现有的重要污染物与表1中所述相同。通过对案例研究中收集的废水样本进行各种测试，已确定了这些污染物。

毒物模型

Toxchem成立于20世纪90年代早期，作为EPA的Water8 (Water9)计划的替代品，该计划存在一些局限性，如改进的传质方法，污染物对固体的吸附，以及同行评审的物理、化学和生物特性的化合物数据库。毒物化学常用来测定废水的吸入、储存(初、初、二次)和处理设施的VOC空气排放。VOC污染浓度是利用场地特定的排水特性、污染物特性以及工艺设计和操作统计数据来估计的。《毒物化学》主要研究基本的传质方程和质量平衡，如剥离和挥发还原机制、生物降解和吸附[18,25,28]。对于所有的物质，并不是所有的过程都是活跃的。只有吸附(和/或沉淀，可能与吸附没有区别)可以用来去除重金属。生物降解和挥发是去除VOCs的主要方法，吸附作用较小。这三种方法都能在很大程度上去除一些疏水有机化合物。从生物降解中分离光解和水解也是困难的。因此，无论是在稳态还是动态条件下，它都可以用来预测污水处理厂中任何合成化合物的命运。

如图1所示，模拟了一个包括均衡池、一段澄清池、活性污泥扩散曝气(ASDA)、二段澄清池、厌氧消化、压滤脱水和空气处理等不同单元的处理厂。活性污泥扩散曝气的一般模式如图2[29]所示。根据这个数字，一般来说，年代是基质,，X是微生物的浓度，V是体积,问在流量方面。

污染物进入处理厂

图3描述了进入调查废水处理厂[30]的化学物质的化学组成。

如前所述，1,2-二甲基萘、1,3-二硝基吡喃、1,6-二甲基萘、1,6-二硝基吡喃和a-乙炔基雌二醇17（EE2）的环境污染物（有毒有机化合物）的排放在本研究中模拟了一个废水处理厂中的污染物；污染物的技术和定性特征如表2所示。

TOXChem4.1模型用于模拟材料和方法部分中描述的污染物排放。图4描述了各种污染物的质量平衡结果。

扩散模型模拟气体和空气微粒的命运，并有助于预测大气中污染物的浓度。它们是空气质量管理和规划的重要工具，因为与现场测量相比，它们具有成本效益和时间效益。从图4可以看出，1,6-二甲基萘污染物释放到大气中的速率高于其他污染物。结果表明，1,6-二甲基萘发生的主要过程是排放和降解。在Zwain等人的[25]调查中，结果表明发生的关键过程是:(1)降解，其中H_{2 s}被好氧过程氧化;(2)排放，其中H_{2 s}由氢_{2 s}从开放表面剥离和激活。

在污水处理过程中，有些参数会影响污染物的排放和排放。例如，在Zwain等人的[18]研究中进行了敏感性分析，以更好地了解MBBR系统处理过程中最受影响的参数:进水流量、MLSS和MBBR介质填充分数。使用不同的流速(200 - 1000m3 / d)， MLSS浓度(500 - 1000mg /L)和MBBR介质填充组分(18% - 88%)。此外，在Zwain等人的[25]研究中使用了敏感性分析来调查H_{2 s}通过应用影响延长曝气系统处理过程的主要参数，如曝气流量、H_{2 s}加载速率(扩散曝气活性污泥反应器中MLSS浓度)、风速、废水温度和废水pH值。

从图4还可以看出，一、二沉池产生的总污泥中，EE2污染物的质量最高。1,3-二硝基芘污染物在生物处理过程中降解的质量也最高。表3总结了排放的污染物在大气中和在废水处理的所有阶段的质量值。

不同的污染物和污染物排放，以及化学污染物的多样性导致了在不同类型的废水中，根据其病因对排放进行分类。排入大气的速率也受到污水通道设计的影响。由于非生物因素导致水蠕虫和促进更多的挥发和释放，开放式废水比封闭箱或地下人工废水更有效的排气排放。以下是一些从废水中产生并可简单释放的空气污染物:1)碳氢化合物2)挥发性化合物3)温室气体4)空气微生物污染物5)氮氧化物和硫氧化物6)重金属[24,32]。使用空气进行分离(气浮装置)、氧化(好氧生物工艺)或污染物去除(气提装置)的废水处理系统，最终将导致废水中挥发性有机化合物和有毒气体的释放，其水平可能对人体健康有害[32]。污水处理厂的一、二次沉降池是静态的，而在拥挤的城市处理厂，这些池可以提供很大的表面积。此外，某些二级处理溶液具有广泛的静态表面，包括在沉淀和滗析阶段的顺序批处理反应器以及等待反冲洗的曝气生物过滤器。所有这些都是大气中相当大的气味排放源。由表3可以看出，在所有的处理级别中，均衡和初级澄清液两相产生的气体污染物最多。

此外，大量不同的毒素以气体的形式在活性污泥的反应器和污泥的厌氧消化池中释放。根据Hamoda，(2006)的研究，活性污泥曝气池产生最高的气体排放，特别是当空气扩散器使用[34]。Zwain等人的[18]在MBBR- stp中观察到，在平衡剂(85%)、MBBR(12%)和二级澄清剂(3%)的各个阶段，苯酚对空气的排放。Zwain等[25]文章的结果表明，除扩散曝气活性污泥反应器的排放水平更高外，所有单元的排放均低于人体气味阈值(0.0005-1.5 ppm)。

从澄清池等开放表面的转移称为表面挥发。大多数传质损失是由曝气紊流工艺容器中的空气剥离造成的。在构建这些转移过程的配方时，使用了两个主要假设：亨利定律和双膜阻力理论将化合物从区域源（如主池表面和扩散曝气活性污泥反应器表面）转移到大气中的过程称为挥发[25,33]。由于总传质系数在确定挥发率方面起着如此重要的作用，因此必须对其进行准确分析。对于非挥发静态表面，挥发通常基于菲克分子扩散定律和亨利定律进行建模。传质由液相（KK_l)或气相(K_G)的一个特定的亨利定律系数。TOXChem用这些公式计算KKK_l和KK_G．这些公式考虑了摩擦速度和ScL或ScG，但没有使用不同的公式来计算取深比(F/D)。Sc_l和ScKK_G为液相的施密特数，气相的施密特数，分别为[33]。图5总结了本综述中所调查的污染物的生物降解性值。

传统的好氧和厌氧处理系统无法降解所有的化学物质或将其转化为生物量[27]。结果表明，生物降解速率rKK_b，可以表示为低底物浓度下的混合二级反应。在低底物浓度下，C、mond方程和其他速率表达式可以近似为混合二阶速率表达式，如下图所示。

r_b=k_bX_米C（1）

X_米=混合液中挥发性悬浮物的浓度和k_b=生物降解速率系数。如图5所示，由于EE2比其他污染物更复杂，结构更复杂，其降解程度更高(99.97%)。其次是降解率为21.43%的污染物1,3-二硝基芘和1,6-二硝基芘。最终1,2-二甲基萘和1,6-二甲基萘污染物的分解率分别为1.82%和1.69%。有机污染物的结构越大，微生物就越容易将其分解为有机物。

经排泄和处理，在废水和地表水中发现了ng/L的合成雌激素17a-乙炔雌二醇(EE2)，可达摄取量的50%。在水生环境中存在EE2是有问题的，因为它被列为水生生物的有毒物质，能够造成长期(慢性)影响，如内分泌干扰和生殖问题[35,36]。EE2的一些应用是延迟性成熟，降低第二性征，性别决定改变。由于其毒性和持久性，EE2是一种日益引起关注的污染物，因为它对生物体的代谢有实质性的影响。

Hamoda(2006)表明，对二甲苯、4-乙基甲苯、甲苯和1,3,5-三甲基苯等非氯化化合物被降解最多，脱出最少。

进水中这些化学品的质量流量中80%以上被生物降解，而只有20%被剥离。其他挥发性有机化合物，如氯化化合物、氯仿、二氯甲烷、1,1,1-三氯乙烷、三氯乙烯、1,4-二氯苯和四氯乙烯，降解较少，剥离较多。这些化合物的剥离导致损失范围为31.1%至70.8%，平均为47.3%。生物降解率范围为21%至63%，平均为45%。

Forrez等(2009)采用连续曝气淹没式固定床生物反应器对e - 2在μ g L的生物去除进行了研究^－1水平，去除效率超过96%[36]。Larcher和Yargeau，[35]关于异养细菌对合成雌激素生物降解的研究表明，红球菌是最成功的，在300 h后(R. zopfii, R. erythropolis, R. equi)能去除38% - 61%的EE2 (R. rhodochrous)，而仅48 h后(R. rhodochrous)没有检测到EE2。EtOH为细菌提供了额外的碳源，可能EtOH通过共代谢产生了更大的EE2降解。两组混合菌组共5例(组1;B. subtilis或R. zopfii)和6(组2;没有P. aeruginosa)，不能匹配这些显著的EE2下降。300 h后，混合菌组对EE2的平均去除量最大，分别为43±4%(组1)和42±2%(组2)。Zwain等[25]还得出结论，在最低曝气流量下使用扩展曝气活性污泥(EAAS)系统可以减少臭气排放，改善生物降解处理。

由于污水处理厂生物处理技术的发展，控制处理过程中的抑制因素以及检测有毒污染物的释放就显得尤为重要。本研究首先利用TOXChem4.1模拟模型对某污水处理厂中1,2-二甲基萘、1,3-二硝基芘、1,6-二甲基萘、1,6-二硝基芘和17a-乙炔雌二醇(EE2)污染物的排放进行了研究。该处理厂采用活性污泥扩散曝气(ASDA)进行生物处理。质量平衡研究和计算结果表明，EE2和1,6-二甲基萘污染物分别在污泥质量和大气中质量最高。进一步研究发现，由于EE2污染物的化学结构较大，其降解率为99.97%，优于本研究中的其他污染物。

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