IFAS工艺用于提标改造的运行效果及污染物降解动力学

戴杨叶,张大鹏,朱 健,卞小锋,洪士杰

(1.上海市净化技术装备成套有限公司,上海 200120;2.上海市机械设备成套<集团>有限公司,上海 200060;3.亚同环保水处理江阴有限公司,江苏无锡 214423)

某污水处理厂设计处理规模为7 500 m3/d,主体处理技术采用AAO工艺,出水水质执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)中一级A标准。为响应太湖治理政策,对污水处理厂进行提标改造,出水水质执行《太湖地区城镇污水处理厂及重点工业行业主要水污染物排放限值》(DB 32/1072—2018)中表2标准及《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)中一级A标准。主要涉及提高排放限值的指标为氨氮(水温>12 ℃时,质量浓度由5 mg/L提高到4 mg/L;水温≤12 ℃时,质量浓度由8 mg/L提高到6 mg/L)和TN(水温>12 ℃时,质量浓度由15 mg/L提高到12 mg/L;水温≤12 ℃时,限值为15 mg/L不变)。由此可见,污水厂的提标改造主要在于进一步强化系统的脱氮(氨氮和TN)功能,并提高运行的稳定性与安全性。

1 提标改造方案

1.1 设计进出水水质

设计进出水水质如表1所示。

表1 设计进出水水质Tab.1 Designed Influent and Effluent Quality

1.2 主体工艺

主体工艺流程如图1所示。

1.3 主要工艺参数

主要工艺参数如表2所示。

图1 IFAS工艺流程Fig.1 Flow of IFAS Process

表2 IFAS工艺设计参数Tab.2 Designed Parameters of IFAS Process

2 工程改造前后运行效果分析

改造工程于2020年9月中旬开始进行安装,9月底完成安装进入试运行阶段。分别对改造前阶段及改造后稳定运行阶段进行一周的数据监测。改造前为9月3日—9月9日,改造后为6月5日—6月11日。对生化处理单元各工段进水水质情况与污染物的去除量进行分析。

2.1 CODCr的去除效果分析

由图2可知,生化池改造前进水CODCr质量浓度在311～393 mg/L,出水质量浓度在51.4～83.0 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分别为198.3、8.6 mg/L和67.0 mg/L;平均去除率分别为58.6%、2.5%和19.8%。改造后,进水CODCr质量浓度在365～441 mg/L,出水质量浓度在36.9～79.8 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分别为226.0、9.0 mg/L和123.3 mg/L;平均去除率分别为54.4%、2.2%和29.7%。系统总的平均去除率由81%提高到86%。

改造前后有机物的去除均主要依赖于A1池的微生物吸附及水解酸化作用;但改造后,填料挂膜情况良好,可有效缓解生化系统运行压力,提高污泥龄,O池对去除率的提高起到决定性作用。同时,A2池个别去除量呈现负增长趋势,这是由于缺氧段存在着双重作用:一方面通过水解酸化作用,将A1段吸附的有机物分解并产生可溶于水体的小分子有机物,从而使水体浓度有上升的趋势;另一方面微生物在代谢作用过程中会对溶于水体中的有机物进行消化吸收,从而使水体浓度有下降的趋势[4]。

2.2 氮的去除效果分析

由图3可知,生化池改造前进水氨氮质量浓度在14.1～28.1 mg/L,出水质量浓度在2.00～3.47 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分别为16.50、0.61 mg/L及1.68 mg/L;平均去除率分别为77.1%、2.8%和7.9%。改造后进水质量浓度在15.8～28.4 mg/L,出水质量浓度在0.41～1.06 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量为11.26、-14.43 mg/L及24.13 mg/L;平均去除率分别为52.1%、-66.9%和111.8%。系统的平均去除率由87%增至97%。

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

由图4可知,生化池改造前,进水TN质量浓度在31.7～48.2 mg/L,出水质量浓度在18.1～33.6 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量为2.41、-0.13 mg/L及10.42 mg/L;平均去除率分别为6.2%、-0.3%和26.8%。改造后,进水TN质量浓度在29.2～45.4 mg/L,出水质量浓度在18.3～24.5 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量为8.73、-0.03 mg/L及5.36 mg/L;平均去除率分别为23.9%、-0.1%和14.7%。系统的平均去除率由32%增至38%。

图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池对氨氮的去除起到了明显的作用,而对TN的去除略显单薄。A1池对氨氮的削减主要是有机氮的氨化和微生物的合成,对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脱氮。在改造后,氨氮的去除效果略有下降,而TN的去除效果得到了显著提升,由于回流比较大,A1池在系统中所起的反硝化作用占有较重要的地位。

改造前,A2对氨氮去除表现很薄弱,而对TN的去除呈现逆增长趋势;改造后,氨氮去除效果明显下降,呈现逆增长,而对TN的去除有了显著的增加。其原因归结为系统原有的污泥膨胀现象对A2区反硝化作用仍有一定的影响,A2区反硝化不充分,亚硝酸盐积累,过多的中间产物会抑制菌胶团的作用。从安装后的数据可知,这一现象明显得到缓解。

改造前,O池主要承担系统TN的去除,脱氮的功能几乎都从A2池转移至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池进行,填料挂膜情况良好,各池功能逐步恢复,O池生物填料大量微生物的附着,形成了由外而内的好氧-缺氧-厌氧-预脱硝环境,使对应不同环境的菌群共存于一个系统中,形成了同步硝化反硝化的环境。但A2池反硝化程度略显不足[4]。

2.3 磷的去除效果分析

由图5可知,生化池改造前进水TP质量浓度在0.79～1.34 mg/L,出水质量浓度在0.35～0.80 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分别为-0.77、1.02 mg/L和0.22 mg/L;平均去除率分别为-76.8%、101.7%和22.1%。改造后进水TP质量浓度在0.65～1.64 mg/L,出水质量浓度在0.17～0.27 mg/L,A1池、A2池及O池的平均去除量分别为-1.06、1.18 mg/L和0.59 mg/L;平均去除率分别为-116.1%、129.1%和64.41%,系统的平均去除率由47%提高到77%。

图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池的生物释磷和O池的生物吸磷。改造前,生物释磷较为明显而生物吸磷明显不足,并且TP的去除主要在A2池进行;改造后,A1池的生物释磷和O池的生物吸磷得到了显著提高,考虑污水厂现状,可能是因为填料的安装,使得原来活性污泥性状欠佳的情况得到改善,系统的稳定减少了磷的流失。同时,由前面分析可知,改造后,O池的硝化作用极其明显,硝化程度很高,使得污泥处于较为严重的贫营养状态,导致在O池微生物的有机物合成代谢作用加强,而伴随着有机物的吸收,磷也作为营养物质被微生物吸收,提高了TP的去除率[5]。

2.4 生物相镜检分析

由图6(镜检照片放大倍数为1 000倍)分析可知,原AAO工艺好氧池絮体较少,且生物菌群不明显。改造后,镜检照片可以看到大片明显絮体和钟虫、轮虫等原生动物和后生动物[6-7]。可见,系统挂膜情况良好,生物菌群丰富多样。投加的填料大大增加了絮体浓度、碰撞几率,在填料吸附层不断更新的基础上,形成吸附和脱落的动态平衡,起到了很好的接触絮凝作用[8-10]。

图6 改造(a)前(b)后好氧池活性污泥生物相镜检照片及(c)改造后填料生物相镜检照片Fig.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 基质降解动力学模型推导

根据Monod方程和Lawrence-McCarty模型[11-12],在污水的生物处理中,主要是基质的去除,而微生物的增长只是基质去除的结果。由Monod方程可推出式(1)。

(1)

其中:ν——基质的比降解速度,d-1;

νmax——基质的最大比降解速度,d-1;

S——基质质量浓度,mg/L;

Ks——饱和常数,mg/L;

So——进水的基质质量浓度,mg/L;

Se——出水的基质质量浓度,mg/L;

Xv——混合液挥发性悬浮固体质量浓度(MLVSS),mg/L;

T——HRT,d。

由式(1)可得式(2)。

(2)

正常运行后,通过3个月平均检测15次,测得生物膜量为0.364 9～0.911 3 g/(g填料),平均生物膜量为0.599 1 g/(g填料),填料增加负载量约为537 mg/L。根据对应日期的MLVSS/MLSS计算出比值0.600～0.614,取平均值0.61。

在污水厂运行稳定后,选取2020年6月,不同条件HRT运行日,测定CODCr、氨氮、TN的降解动力学常数,如表3～表5所示。以1/Se为横坐标,以1/ν为纵坐标绘图,得到线性回归方程,如图7～图8所示。

表3 CODCr降解动力学常数测定Tab.3 Measurement of CODCr Degradation Kinetics Constants

表4 氨氮降解动力学常数测定Tab.4 Measurement of Kinetics Constants for Ammonia Nitrogen Degradation

表5 TN降解动力学常数测定Tab.5 Measurement of Kinetics Constants for TN Degradation

表7 污染物的模拟值与测量值对比Tab.7 Comparison of Pollutant Effuent Simulation Value and Measured Value

图7 CODCr降解动力学常数回归曲线Fig.7 Regression Curve of Kinetics Constants for CODCr Degradation

图8 氨氮和TN降解动力学常数回归曲线Fig.8 Regression Durve of Kinetics Constants for Ammonia Nitrogen and TN Degradation

根据线性回归方程可得Ks和νmax取值,如表6所示,代入式(2)可得下列降解动力学模型。CODCr的降解动力学模型为式(3),氨氮的降解动力学模型为式(4),TN的降解动力学模型为式(5)。

(3)

(4)

(5)

表6 CODCr、氨氮和TN降解动力学常数Tab.6 Degradation Kinetics Constants of CODCr, Ammonia Nitrogen and TN

4 污染物降解动力学方程与IFAS工艺实际处理效果的相关性验证

对CODCr、氨氮和TN降解动力学模型进行可行性验证,考察在HRT分别在0.74、0.87、1.00 d时,污染物实际处理效果。改造后检测数据同为一个月内数据,温度在28 ℃左右,同时该月水质水量相对稳定,故将其他条件视为无变化,取该月内对HRT的检测数据的平均值与模拟值进行对比,分析结果如表7所示。

由表7可知,出水中CODCr、氨氮和TN的相对误差分别为0.03～0.16、0.09～0.34和-0.35～-0.23。检测结果标明,CODCr的模拟值与平均测量值的一致性较高,而氨氮和TN的模拟值与平均测量值的一致性相对较低,同时,TN的去除平均测量值高于模拟值。分析原因可能是污水厂位于室外,本月开始温度有了一定的升高,水温变化对氮的去除影响更为明显。

5 结论

(1)采用IFAS工艺(固定生物膜-活性污泥系统)对污水处理厂原有的AAO工艺进行强化脱氮处理,出水水质执行DB 32/1072—2018表2标准及GB 18918—2002一级A标准。改造后采用IFAS工艺后,出水各项指标稳定达标排放。

(2)对提标改造前后运行效果进行分析,改造后CODCr、氨氮、TN和TP的去处效果得到较为明显的提高。CODCr系统的平均去除率由81%提高到86%,O池对去除率的提高起到决定性作用;氨氮系统的平均去除率由87%增至97%,TN系统的平均去除率由32%增至38%,O池和A1池分别对氨氮和TN去除率的提高起到决定性作用;TP系统的平均去除率由47%提高到77%,O池对TP的去除率的提高起到决定性作用。

(3)采用IFAS工艺后,O池的絮体得到明显增加,生物菌群更加丰富多样。

(4)根据Monod方程和Lawrence-McCarty模型,建立IFAS工艺降解污染物的动力学模型,获得的相关降解动力学常数为: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)对CODCr、氨氮和TN降解动力学模型进行可行性验证,考察在HRT分别在0.74、0.87、1.00 d时,污染物实际处理效果。出水中CODCr、氨氮和TN的相对误差分别为0.03～0.16、0.09～0.34和-0.35～-0.23。CODCr的模拟值与平均测量值的一致性较高,而氨氮和TN的模拟值与平均测量值的一致性较低,同时,TN的去除平均测量值高于模拟值。分析原因可能是污水厂位于室外,本月开始温度有了一定升高,水温变化对氮的去除影响更为明显。

(6)该降解动力学模型可以较好模拟IFAS工艺出水的污染物消减情况,供相关污染物的处理工程设计参考。