IFAS工藝用于提標(biāo)改造的運(yùn)行效果及污染物降解動(dòng)力學(xué)

戴楊葉,張大鵬,朱 健,卞小鋒,洪士杰

(1.上海市凈化技術(shù)裝備成套有限公司,上海 200120;2.上海市機(jī)械設(shè)備成套<集團(tuán)>有限公司,上海 200060;3.亞同環(huán)保水處理江陰有限公司,江蘇無錫 214423)

某污水處理廠設(shè)計(jì)處理規(guī)模為7 500 m3/d,主體處理技術(shù)采用AAO工藝,出水水質(zhì)執(zhí)行《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)中一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。為響應(yīng)太湖治理政策,對(duì)污水處理廠進(jìn)行提標(biāo)改造,出水水質(zhì)執(zhí)行《太湖地區(qū)城鎮(zhèn)污水處理廠及重點(diǎn)工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》(DB 32/1072—2018)中表2標(biāo)準(zhǔn)及《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)中一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。主要涉及提高排放限值的指標(biāo)為氨氮(水溫>12 ℃時(shí),質(zhì)量濃度由5 mg/L提高到4 mg/L;水溫≤12 ℃時(shí),質(zhì)量濃度由8 mg/L提高到6 mg/L)和TN(水溫>12 ℃時(shí),質(zhì)量濃度由15 mg/L提高到12 mg/L;水溫≤12 ℃時(shí),限值為15 mg/L不變)。由此可見,污水廠的提標(biāo)改造主要在于進(jìn)一步強(qiáng)化系統(tǒng)的脫氮(氨氮和TN)功能,并提高運(yùn)行的穩(wěn)定性與安全性。

1 提標(biāo)改造方案

1.1 設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)

設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)如表1所示。

表1 設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)Tab.1 Designed Influent and Effluent Quality

1.2 主體工藝

主體工藝流程如圖1所示。

1.3 主要工藝參數(shù)

主要工藝參數(shù)如表2所示。

圖1 IFAS工藝流程Fig.1 Flow of IFAS Process

表2 IFAS工藝設(shè)計(jì)參數(shù)Tab.2 Designed Parameters of IFAS Process

2 工程改造前后運(yùn)行效果分析

改造工程于2020年9月中旬開始進(jìn)行安裝,9月底完成安裝進(jìn)入試運(yùn)行階段。分別對(duì)改造前階段及改造后穩(wěn)定運(yùn)行階段進(jìn)行一周的數(shù)據(jù)監(jiān)測(cè)。改造前為9月3日—9月9日,改造后為6月5日—6月11日。對(duì)生化處理單元各工段進(jìn)水水質(zhì)情況與污染物的去除量進(jìn)行分析。

2.1 CODCr的去除效果分析

由圖2可知,生化池改造前進(jìn)水CODCr質(zhì)量濃度在311～393 mg/L,出水質(zhì)量濃度在51.4～83.0 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分別為198.3、8.6 mg/L和67.0 mg/L;平均去除率分別為58.6%、2.5%和19.8%。改造后,進(jìn)水CODCr質(zhì)量濃度在365～441 mg/L,出水質(zhì)量濃度在36.9～79.8 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分別為226.0、9.0 mg/L和123.3 mg/L;平均去除率分別為54.4%、2.2%和29.7%。系統(tǒng)總的平均去除率由81%提高到86%。

改造前后有機(jī)物的去除均主要依賴于A1池的微生物吸附及水解酸化作用;但改造后,填料掛膜情況良好,可有效緩解生化系統(tǒng)運(yùn)行壓力,提高污泥齡,O池對(duì)去除率的提高起到?jīng)Q定性作用。同時(shí),A2池個(gè)別去除量呈現(xiàn)負(fù)增長趨勢(shì),這是由于缺氧段存在著雙重作用:一方面通過水解酸化作用,將A1段吸附的有機(jī)物分解并產(chǎn)生可溶于水體的小分子有機(jī)物,從而使水體濃度有上升的趨勢(shì);另一方面微生物在代謝作用過程中會(huì)對(duì)溶于水體中的有機(jī)物進(jìn)行消化吸收,從而使水體濃度有下降的趨勢(shì)[4]。

2.2 氮的去除效果分析

由圖3可知,生化池改造前進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度在14.1～28.1 mg/L,出水質(zhì)量濃度在2.00～3.47 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分別為16.50、0.61 mg/L及1.68 mg/L;平均去除率分別為77.1%、2.8%和7.9%。改造后進(jìn)水質(zhì)量濃度在15.8～28.4 mg/L,出水質(zhì)量濃度在0.41～1.06 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量為11.26、-14.43 mg/L及24.13 mg/L;平均去除率分別為52.1%、-66.9%和111.8%。系統(tǒng)的平均去除率由87%增至97%。

圖3 改造前后氨氮的去除效果Fig.3 Effect of Ammonia Nitrogen Removal before and after Reconstruction

由圖4可知,生化池改造前,進(jìn)水TN質(zhì)量濃度在31.7～48.2 mg/L,出水質(zhì)量濃度在18.1～33.6 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量為2.41、-0.13 mg/L及10.42 mg/L;平均去除率分別為6.2%、-0.3%和26.8%。改造后,進(jìn)水TN質(zhì)量濃度在29.2～45.4 mg/L,出水質(zhì)量濃度在18.3～24.5 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量為8.73、-0.03 mg/L及5.36 mg/L;平均去除率分別為23.9%、-0.1%和14.7%。系統(tǒng)的平均去除率由32%增至38%。

圖4 改造前后TN的去除效果Fig.4 Effect of TN Removal before and after Reconstruction

改造前,A1池對(duì)氨氮的去除起到了明顯的作用,而對(duì)TN的去除略顯單薄。A1池對(duì)氨氮的削減主要是有機(jī)氮的氨化和微生物的合成,對(duì)TN的去除主要是微生物同化吸收和污泥回流而引起的反硝化脫氮。在改造后,氨氮的去除效果略有下降,而TN的去除效果得到了顯著提升,由于回流比較大,A1池在系統(tǒng)中所起的反硝化作用占有較重要的地位。

改造前,A2對(duì)氨氮去除表現(xiàn)很薄弱,而對(duì)TN的去除呈現(xiàn)逆增長趨勢(shì);改造后,氨氮去除效果明顯下降,呈現(xiàn)逆增長,而對(duì)TN的去除有了顯著的增加。其原因歸結(jié)為系統(tǒng)原有的污泥膨脹現(xiàn)象對(duì)A2區(qū)反硝化作用仍有一定的影響,A2區(qū)反硝化不充分,亞硝酸鹽積累,過多的中間產(chǎn)物會(huì)抑制菌膠團(tuán)的作用。從安裝后的數(shù)據(jù)可知,這一現(xiàn)象明顯得到緩解。

改造前,O池主要承擔(dān)系統(tǒng)TN的去除,脫氮的功能幾乎都從A2池轉(zhuǎn)移至O池;改造后,氨氮的去除主要集中于O池,TN的去除效果反而得到了削弱,移至A1及A2池進(jìn)行,填料掛膜情況良好,各池功能逐步恢復(fù),O池生物填料大量微生物的附著,形成了由外而內(nèi)的好氧-缺氧-厭氧-預(yù)脫硝環(huán)境,使對(duì)應(yīng)不同環(huán)境的菌群共存于一個(gè)系統(tǒng)中,形成了同步硝化反硝化的環(huán)境。但A2池反硝化程度略顯不足[4]。

2.3 磷的去除效果分析

由圖5可知,生化池改造前進(jìn)水TP質(zhì)量濃度在0.79～1.34 mg/L,出水質(zhì)量濃度在0.35～0.80 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分別為-0.77、1.02 mg/L和0.22 mg/L;平均去除率分別為-76.8%、101.7%和22.1%。改造后進(jìn)水TP質(zhì)量濃度在0.65～1.64 mg/L,出水質(zhì)量濃度在0.17～0.27 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分別為-1.06、1.18 mg/L和0.59 mg/L;平均去除率分別為-116.1%、129.1%和64.41%,系統(tǒng)的平均去除率由47%提高到77%。

圖5 改造前后TP的去除效果Fig.5 Effect of TP Removal before and after Reconstruction

TP的去除主要依靠A1池的生物釋磷和O池的生物吸磷。改造前,生物釋磷較為明顯而生物吸磷明顯不足,并且TP的去除主要在A2池進(jìn)行;改造后,A1池的生物釋磷和O池的生物吸磷得到了顯著提高,考慮污水廠現(xiàn)狀,可能是因?yàn)樘盍系陌惭b,使得原來活性污泥性狀欠佳的情況得到改善,系統(tǒng)的穩(wěn)定減少了磷的流失。同時(shí),由前面分析可知,改造后,O池的硝化作用極其明顯,硝化程度很高,使得污泥處于較為嚴(yán)重的貧營養(yǎng)狀態(tài),導(dǎo)致在O池微生物的有機(jī)物合成代謝作用加強(qiáng),而伴隨著有機(jī)物的吸收,磷也作為營養(yǎng)物質(zhì)被微生物吸收,提高了TP的去除率[5]。

2.4 生物相鏡檢分析

由圖6(鏡檢照片放大倍數(shù)為1 000倍)分析可知,原AAO工藝好氧池絮體較少,且生物菌群不明顯。改造后,鏡檢照片可以看到大片明顯絮體和鐘蟲、輪蟲等原生動(dòng)物和后生動(dòng)物[6-7]?？梢?系統(tǒng)掛膜情況良好,生物菌群豐富多樣。投加的填料大大增加了絮體濃度、碰撞幾率,在填料吸附層不斷更新的基礎(chǔ)上,形成吸附和脫落的動(dòng)態(tài)平衡,起到了很好的接觸絮凝作用[8-10]。

圖6 改造(a)前(b)后好氧池活性污泥生物相鏡檢照片及(c)改造后填料生物相鏡檢照片F(xiàn)ig.6 Biofacies Microscopic Photos of Activated Sludge in Aerobic Tank (a) before (b) after Reconstruction and (c) Biofacies Microscopic Photos of Filler after Reconstruction

3 基質(zhì)降解動(dòng)力學(xué)模型推導(dǎo)

根據(jù)Monod方程和Lawrence-McCarty模型[11-12],在污水的生物處理中,主要是基質(zhì)的去除,而微生物的增長只是基質(zhì)去除的結(jié)果。由Monod方程可推出式(1)。

(1)

其中:ν——基質(zhì)的比降解速度,d-1;

νmax——基質(zhì)的最大比降解速度,d-1;

S——基質(zhì)質(zhì)量濃度,mg/L;

Ks——飽和常數(shù),mg/L;

So——進(jìn)水的基質(zhì)質(zhì)量濃度,mg/L;

Se——出水的基質(zhì)質(zhì)量濃度,mg/L;

Xv——混合液揮發(fā)性懸浮固體質(zhì)量濃度(MLVSS),mg/L;

T——HRT,d。

由式(1)可得式(2)。

(2)

正常運(yùn)行后,通過3個(gè)月平均檢測(cè)15次,測(cè)得生物膜量為0.364 9～0.911 3 g/(g填料),平均生物膜量為0.599 1 g/(g填料),填料增加負(fù)載量約為537 mg/L。根據(jù)對(duì)應(yīng)日期的MLVSS/MLSS計(jì)算出比值0.600～0.614,取平均值0.61。

在污水廠運(yùn)行穩(wěn)定后,選取2020年6月,不同條件HRT運(yùn)行日,測(cè)定CODCr、氨氮、TN的降解動(dòng)力學(xué)常數(shù),如表3～表5所示。以1/Se為橫坐標(biāo),以1/ν為縱坐標(biāo)繪圖,得到線性回歸方程,如圖7～圖8所示。

表3 CODCr降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)測(cè)定Tab.3 Measurement of CODCr Degradation Kinetics Constants

表4 氨氮降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)測(cè)定Tab.4 Measurement of Kinetics Constants for Ammonia Nitrogen Degradation

表5 TN降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)測(cè)定Tab.5 Measurement of Kinetics Constants for TN Degradation

表7 污染物的模擬值與測(cè)量值對(duì)比Tab.7 Comparison of Pollutant Effuent Simulation Value and Measured Value

圖7 CODCr降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)回歸曲線Fig.7 Regression Curve of Kinetics Constants for CODCr Degradation

圖8 氨氮和TN降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)回歸曲線Fig.8 Regression Durve of Kinetics Constants for Ammonia Nitrogen and TN Degradation

根據(jù)線性回歸方程可得Ks和νmax取值,如表6所示,代入式(2)可得下列降解動(dòng)力學(xué)模型。CODCr的降解動(dòng)力學(xué)模型為式(3),氨氮的降解動(dòng)力學(xué)模型為式(4),TN的降解動(dòng)力學(xué)模型為式(5)。

(3)

(4)

(5)

表6 CODCr、氨氮和TN降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)Tab.6 Degradation Kinetics Constants of CODCr, Ammonia Nitrogen and TN

4 污染物降解動(dòng)力學(xué)方程與IFAS工藝實(shí)際處理效果的相關(guān)性驗(yàn)證

對(duì)CODCr、氨氮和TN降解動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行可行性驗(yàn)證,考察在HRT分別在0.74、0.87、1.00 d時(shí),污染物實(shí)際處理效果。改造后檢測(cè)數(shù)據(jù)同為一個(gè)月內(nèi)數(shù)據(jù),溫度在28 ℃左右,同時(shí)該月水質(zhì)水量相對(duì)穩(wěn)定,故將其他條件視為無變化,取該月內(nèi)對(duì)HRT的檢測(cè)數(shù)據(jù)的平均值與模擬值進(jìn)行對(duì)比,分析結(jié)果如表7所示。

由表7可知,出水中CODCr、氨氮和TN的相對(duì)誤差分別為0.03～0.16、0.09～0.34和-0.35～-0.23。檢測(cè)結(jié)果標(biāo)明,CODCr的模擬值與平均測(cè)量值的一致性較高,而氨氮和TN的模擬值與平均測(cè)量值的一致性相對(duì)較低,同時(shí),TN的去除平均測(cè)量值高于模擬值。分析原因可能是污水廠位于室外,本月開始溫度有了一定的升高,水溫變化對(duì)氮的去除影響更為明顯。

5 結(jié)論

(1)采用IFAS工藝(固定生物膜-活性污泥系統(tǒng))對(duì)污水處理廠原有的AAO工藝進(jìn)行強(qiáng)化脫氮處理,出水水質(zhì)執(zhí)行DB 32/1072—2018表2標(biāo)準(zhǔn)及GB 18918—2002一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。改造后采用IFAS工藝后,出水各項(xiàng)指標(biāo)穩(wěn)定達(dá)標(biāo)排放。

(2)對(duì)提標(biāo)改造前后運(yùn)行效果進(jìn)行分析,改造后CODCr、氨氮、TN和TP的去處效果得到較為明顯的提高。CODCr系統(tǒng)的平均去除率由81%提高到86%,O池對(duì)去除率的提高起到?jīng)Q定性作用;氨氮系統(tǒng)的平均去除率由87%增至97%,TN系統(tǒng)的平均去除率由32%增至38%,O池和A1池分別對(duì)氨氮和TN去除率的提高起到?jīng)Q定性作用;TP系統(tǒng)的平均去除率由47%提高到77%,O池對(duì)TP的去除率的提高起到?jīng)Q定性作用。

(3)采用IFAS工藝后,O池的絮體得到明顯增加,生物菌群更加豐富多樣。

(4)根據(jù)Monod方程和Lawrence-McCarty模型,建立IFAS工藝降解污染物的動(dòng)力學(xué)模型,獲得的相關(guān)降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)為:CODCr中νmax=0.65 d-1,Ks=111.62 mg/L;氨氮中νmax=0.46 d-1,Ks=26.34 mg/L;TN中νmax=0.18 d-1,Ks=49.63 mg/L。

(5)對(duì)CODCr、氨氮和TN降解動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行可行性驗(yàn)證,考察在HRT分別在0.74、0.87、1.00 d時(shí),污染物實(shí)際處理效果。出水中CODCr、氨氮和TN的相對(duì)誤差分別為0.03～0.16、0.09～0.34和-0.35～-0.23。CODCr的模擬值與平均測(cè)量值的一致性較高,而氨氮和TN的模擬值與平均測(cè)量值的一致性較低,同時(shí),TN的去除平均測(cè)量值高于模擬值。分析原因可能是污水廠位于室外,本月開始溫度有了一定升高,水溫變化對(duì)氮的去除影響更為明顯。

(6)該降解動(dòng)力學(xué)模型可以較好模擬IFAS工藝出水的污染物消減情況,供相關(guān)污染物的處理工程設(shè)計(jì)參考。