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改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升

王启镔, 李浩, 董旭, 卢伟, 汪力, 杜建丽, 李建伟, 陈磊. 改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升[J]. 环境工程学报, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059
引用本文: 王启镔, 李浩, 董旭, 卢伟, 汪力, 杜建丽, 李建伟, 陈磊. 改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升[J]. 环境工程学报, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059
WANG Qibin, LI Hao, DONG Xu, LU Wei, WANG Li, DU Jianli, LI Jianwei, CHEN Lei. Process optimization regulation scheme of a full-scale modified A2/O wastewater treatment plant and its improvement of simultaneous nitrogen and phosphorus removal efficiency[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059
Citation: WANG Qibin, LI Hao, DONG Xu, LU Wei, WANG Li, DU Jianli, LI Jianwei, CHEN Lei. Process optimization regulation scheme of a full-scale modified A2/O wastewater treatment plant and its improvement of simultaneous nitrogen and phosphorus removal efficiency[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059

改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升

    作者简介: 王启镔(1983—),男,博士,高级工程师,wangqibin188@163.com
    通讯作者: 汪力(1977—),男,博士,高级工程师,wangli@bewg.net.cn
  • 中图分类号: X703.1

Process optimization regulation scheme of a full-scale modified A2/O wastewater treatment plant and its improvement of simultaneous nitrogen and phosphorus removal efficiency

    Corresponding author: WANG Li, wangli@bewg.net.cn
  • 摘要: 以一座处理规模为10×104 m3·d−1的市政污水处理厂为研究对象,分析了优化调控参数对系统污水处理效果的影响,并探讨了各构筑物对脱氮除磷的贡献。结果表明:在改变曝气及回流方式后,出水TN和TP同步下降;厌氧池为氮磷去除的主要场所,TN、TP在厌氧池中的削减量分别占其总削减量的70.8%和89.5%;在生物除磷实验中,厌氧段平均释磷速率(以每克VSS计)为3.35 mg ·h−1;好氧吸磷和缺氧吸磷实验证实,反硝化除磷菌(DPAO)占生物聚磷菌(PAO)的90%以上,且DPAO可在好氧段吸磷。在对工艺进行优化调控后,系统出水水质均可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准,同时还可实现节能降耗、降低污水处理成本。本研究结果可为同类市政污水处理厂的性能提升提供参考。
  • 过氧化氢作为一种绿色氧化剂[1],在催化剂作用下可产生氧化性极强的活性自由基,能够无选择地氧化降解水中的有机污染物,被广泛应用于有机物的氧化和工业废水的处理[2-3]。目前,常用的H2O2催化活化剂包括无机催化剂和有机活化剂。无机催化剂种类有金属离子、金属氧化物、金属配位体等。例如,金属离子催化剂Fenton试剂,Fe2+催化H2O2产生·OH把有机物氧化成CO2、H2O等小分子物质。Fenton反应对pH要求苛刻,并产生大量污泥,因此,类Fenton技术不断发展[4]。杨迦等[5]利用硫酸钠-过氧化氢-氯化钠加合物类芬顿试剂降解了苯胺。金属氧化物催化剂常用的有Fe、Mn、Cu、Ce、Ni、Co、Cr等的氧化物以及钼酸盐[6-7]。在中性条件下,钼酸根催化过氧化氢处理2,4,6-三氯酚和五氯酚废水,降解率可达95%以上[8]。但在酸性条件下,钼酸根催化过氧化氢的效率相对较低[9]。金属配合物催化剂包括酞菁配合物[10]、卟啉配合物、含氮大环配合物、席夫碱配合物[11]和杂多酸(盐)[12]。其中,合成的席夫碱镧系配位体LaL(NO3)3.xH2O和LnL2(NO3)3.xH2O催化H2O2降解苯胺具有很好的选择性[13]。DONG等[14]通过制备杂多酸盐Mg3Al-LDH-Nb6催化H2O2得到高活性氧化体系,对2-CEES(2-氯乙基乙基硫醚)有很好的降解效果。面对催化剂催化条件要求高的问题,寻找条件温和、活性高、适用范围广的过氧化氢催化剂显得尤为重要。

    苯胺作为重要的工业原料主要用于制造染料、药物、树脂,还可以作为橡胶硫化促进剂,因此,在相关生产中不可避免地会产生大量苯胺污染水[15]。本文以苯胺为研究对象,依据上述相关文献和市售大宗化学品种类,从过氧化氢金属离子、金属氧化物和金属配位体等3类催化剂中选择了6种化合物(Fe、Cu、磷钼酸等),研究了其催化H2O2降解苯胺的效果;采用电子顺磁共振法、氧化还原电位测定法、化学发光法以及拉曼光谱法检测了PMA催化H2O2产生的活性物质及分布规律,探讨了H2O2催化机制;此外,进一步考察了催化剂用量、pH以及活性氧与苯胺的摩尔比对苯胺降解效果的影响,以获得H2O2/PMA催化体系的最佳反应条件;最后,利用GC/MS、LC/MS和IC等仪器分析方法检测苯胺的降解产物,探讨苯胺在H2O2/PMA催化体系中的降解途径。

    实验设备:SI Vortex Genie 2涡旋振荡器(美国);5975T气质联用仪(安捷伦);6460型液相色谱质谱仪(安捷伦);拉曼光谱仪(上海如海光电);AQ-1100离子色谱(赛默飞)。IFFM-E化学发光分析仪(西安瑞迈);IVIUM电化学工作站(天津德尚)。

    实验试剂:H2O2(30%,北京化工);二氯甲烷(HPLC等级,迈瑞尔);苯胺、硫代硫酸钠、无水硫酸钠、纳米四氧化三铁、氧化亚铜、磷钨酸水合物、磷钼酸水合物、硫酸亚铁、五水合硫酸铜(均为分析纯,麦克林)。

    1)苯胺降解反应。在15 mL玻璃样品瓶中加入一定体积的苯胺液滴,然后,加入5 mL质量分数为1%的H2O2溶液与一定体积的0.1 mol·L−1催化剂,再置于25 ℃的恒温箱中以600 r·min−1的转速涡旋振荡反应一定时间后,用1 mL 5% Na2S2O3溶液中止反应;最后,加入5 mL二氯甲烷超声萃取10 min,静置分层后取下层有机相进行GC/MS分析,取上层水样进行LC/MS分析;采用IC进行NO3的检测分析。

    2)苯胺及降解产物分析方法。GC/MS检测条件:毛细管柱HP-5(30 m×25 mm×0.25 μm);升温程序为初始温度50 ℃,以10 ℃·min−1升温至280 ℃(保持1 min)。质谱EI源、全扫描、扫描范围为50~500。

    降解产物LC/MS检测条件:色谱柱C18(150 mm×2.1 mm×1.8 μm);流动相0.1%(v/v)甲酸水溶液-0.1%(v/v)甲酸甲醇溶液体系;梯度洗脱;流速0.3 mL·min−1。质谱条件:电喷雾离子化源(ESI);正离子、负离子全扫描。

    3)催化机理的研究方法。使用电化学工作站监测反应体系的氧化还原电位,得到电势随时间的变化(E-t)曲线;使用EPR检测催化体系中的活性氧·O2、·OH和1O2[16]。利用化学发光分析仪,依次加入H2O2、化学发光试剂、催化剂,监测催化体系的发光强度随时间的变化。分别对H2O2、催化剂溶液以及二者混合液的拉曼光谱进行检测,比较拉曼位移的变化。

    以苯胺为目标物,按照降解反应方法,考察硫酸亚铁、硫酸铜、纳米四氧化三铁、氧化亚铜、磷钨酸以及磷钼酸(PMA)等6种催化剂催化H2O2降解苯胺的效果。由图1可见,未加入催化剂时,H2O2降解苯胺的效果较差,降解率在10%以内;加入催化剂后,H2O2催化体系降解苯胺的效果明显提高,且在5 min内降解反应基本完成。这说明此类催化体系反应活性高,降解速度快。同时,通过比较不同催化剂催化H2O2降解苯胺的降解率,发现6种催化剂中PMA的催化效果最好,反应1 min后苯胺的降解率可达95%以上。

    图 1  不同催化剂催化条件下H2O2降解苯胺的效果
    Figure 1.  Effect of different catalyst on aniline degradation by H2O2

    通过对H2O2/PMA催化体系氧化还原电位的监测(图2),发现PMA的加入能够迅速提高H2O2溶液的氧化势,且较为稳定,电势变化量ΔE为231.6 mV。这说明H2O2/PMA催化体系催化反应快、活性高且相对稳定。

    图 2  H2O2/PMA催化过程中氧化还原电位的变化曲线
    Figure 2.  Change curve of redox potential during H2O2/PMA catalysis

    为了进一步确定H2O2/PMA催化体系中的活性物种,利用EPR检测H2O2在有无PMA催化条件下·O2、·OH和1O2 3种活性氧的生成情况。由图3可以看出,PMA催化H2O2产生·O2和·OH较多、1O2较少。

    图 3  H2O2与H2O2/PMA体系的电子顺磁共振波谱
    Figure 3.  Electron paramagnetic resonance spectroscopy of H2O2 and H2O2/PMA complex solution

    为了进一步确定H2O2/PMA催化体系中活性物种的浓度分布情况,利用化学发光法检测了3种活性物质随反应时间的变化情况。鲁米诺试剂可与H2O21O2、·OH以及·O2反应发光,光泽精可特异性与·O2反应发光,异丙醇和糠醇分别可特异性淬灭·OH和1O2[16-21]。因此,利用化学发光法检测H2O2催化体系中产生的活性氧种类和含量,结果如图4图5所示。由图4(a)可见,加入PMA后发光强度明显上升。说明PMA催化H2O2产生了大量活性氧。由图4(b)可见,未加入PMA时光泽精与H2O2溶液不发光,加入PMA后产生较大的发光强度,且持续时间较长(30 min)。说明PMA催化H2O2可持续产生·O2。由图5可见,加入淬灭剂糠醇后发光强度有所降低。说明该催化体系产生了1O2。加入淬灭剂异丙醇后发光强度稍有降低。说明催化体系产生了·OH。实验中加入异丙醇(·OH淬灭剂)和糠醇(1O2淬灭剂)后,苯胺降解率基本没有变化。由此可推测,该体系的催化机理可能是非自由基反应。

    图 4  PMA对H2O2和发光剂发光的影响
    Figure 4.  Effect of PMA on the chemiluminescence intensity of H2O2 and luminescent agent
    图 5  淬灭剂对PMA催化H2O2与鲁米诺发光的影响
    Figure 5.  Effect of quenching agent on the chemiluminescence intensity of H2O2 and luminol catalyzed by PMA

    郭芬草等[22]和DONG等[14]认为,杂多酸在催化H2O2过程中生成多氧、过氧活性物质,其可作为氧化反应的高活性中间体。比较PMA、H2O2以及PMA催化H2O2体系的拉曼光谱图(图6),PMA催化H2O2后出现了320 cm−1和540 cm−1 2个新峰,同时在PMA溶液中994 cm−1的峰消失,245 cm−1的峰明显降低。PMA溶液中230~250 cm−1的峰归属于端Mo=O和整个骨架的振动频率[23],994 cm−1的峰归属于Mo=O的振动[24],混合后新产生的峰320 cm−1归属于四配位体Mo-O键的弯曲振动[25]。因此,进一步推测PMA催化H2O2生成高活性过氧化物[Mo(OO)2]*和[Mo(OOH)2]*作为反应的中间体(图7)。此类活性中间体相比自由基有更好的稳定性,在溶液中不会快速分解,可提升活性氧的利用率。

    图 6  H2O2/PMA体系的拉曼光谱比较
    Figure 6.  Raman spectra of H2O2/PMA complex solution
    图 7  推测PMA催化H2O2的机理
    Figure 7.  Possible reaction of PMA-catalyzed H2O2

    以苯胺降解率为评价指标,考察H2O2与PMA的浓度比、催化体系pH以及活性氧与苯胺的摩尔比等因素,从而获得H2O2/PMA催化体系最佳反应条件。由图8(a)可以看出,在PMA用量为0~30 μL(以0.1 mol·L−1的PMA溶液计)时,随着PMA用量的增加,苯胺的降解率先升高后趋于稳定,当PMA用量超过10 μL(即PMA质量分数为0.365‰)之后,降解率基本保持不变。在PMA质量分数为0.365‰时,用NaOH溶液与稀H2SO4溶液调节体系pH,考察pH对苯胺降解率的影响。由图8(b)可见,pH在3~10时苯胺的降解率变化不明显。这说明该催化体系受pH影响不大。在PMA和H2O2的质量分数分别为0.365‰和1%时,考察了活性氧与苯胺摩尔比对降解率的影响。如图8(c)所示,随着n[O]:n[苯胺](活性氧与苯胺的摩尔比)的增加,苯胺降解率逐渐升高。当n[O]:n[苯胺]>2时,降解率在90%以上;当n[O]:n[苯胺]>6时,苯胺降解效果基本保持不变,降解率在98%以上。总之,当H2O2和PMA分别为1%和0.365‰,溶液的pH为4,在1 min内对4 mg·mL−1的苯胺降解率可达98%以上。

    图 8  PAM加入量、pH以及活性氧与苯胺摩尔比对苯胺降解的影响
    Figure 8.  Effect of PAM, pH and molar ratio of reactive oxygen species to aniline on the degradation of aniline

    为了确定苯胺在H2O2/PMA催化体系中的降解途径,利用GC/MS、LC/MS和IC等分析方法检测了苯胺降解产物。苯胺在H2O2/PMA体系中反应1 d后降解产物的GC/MS总离子流图和可能降解产物主要有硝基苯和苯胺聚合物(图9)。经IC检测,反应后NO3的含量为51.03 mg·kg−1。据此计算,苯胺矿化率约为9.2%。苯胺在H2O2/PMA催化体系中降解产物的LC/MS提取离子色谱图如图10所示。可见,苯胺降解生成的主要化合物为2,3-二羟基琥珀酸、4-(苯氨基过氧)苯酚和2,3-二羟基丁二酰胺。

    图 9  在H2O2/PMA体系中苯胺降解产物及其GC/MS总离子流图
    Figure 9.  Degradation products of aniline and GC/MS total ion chromatography in H2O2/PMA complex solution
    图 10  在H2O2/PMA体系中苯胺降解产物的LC/MS提取离子色谱图
    Figure 10.  The ion chromatogram of degradation products of aniline extracted by LC/MS in H2O2/PMA complex solution

    根据检测到的产物和苯胺在类Fenton体系中的降解机理[26-27],可推测苯胺在H2O2/PMA催化体系中降解途径可能有以下3种(图11):一是苯胺首先被氧化成对苯酚,然后被氧化成对苯醌、马来酸、2,3-二羟基琥珀酸,部分2,3-二羟基琥珀酸可与体系中生成的氨反应生成2,3-二羟基丁二酰胺;二是苯胺被氧化成羟基苯胺,一部分羟基苯胺被氧化成硝基苯,另一部分羟基苯胺与对苯酚反应生成4-(苯氨基过氧)苯酚;三是苯胺相互之间反应生成苯胺类聚合物偶氮苯和4-硝基二苯胺,偶氮苯经氧化形成氧化偶氮苯。这些产物都可矿化成NO3

    图 11  苯胺在H2O2/PMA体系中可能的降解途径示意图
    Figure 11.  Proposed degradation pathway of aniline in H2O2/PMA complex solution

    1)金属配位体类催化剂杂多酸PMA,对H2O2催化速度快、活性高且相对稳定。

    2) PMA催化H2O2主要产生高活性的过氧化物[Mo(OO)2]*和[Mo(OOH)2]*;对苯胺的降解主要是非自由基反应。

    3) PMA的最佳加入量为0.2 mmol·L−1,该体系在pH为3~10内,降解能力不受pH影响;为了使降解率在90%以上,H2O2中活性氧与苯胺的摩尔比不宜低于2;当H2O2和PMA分别为1%和0.365‰,溶液pH为4,在1 min内对4 mg·mL−1苯胺的降解率可达98%以上。

    4)在H2O2/PMA体系中,苯胺的中间产物主要有硝基苯、苯胺聚合物、硝酸盐等。初步推测,其降解反应途径主要以N、C原子的氧化和聚合反应为主。

  • 图 1  生化池平面布置图

    Figure 1.  Schematic diagram of the biochemical tanks

    图 2  污水处理厂优化曝气方式前后对污染物去除情况

    Figure 2.  Removal of pollutants before and after optimization of aeration in the WWTP

    图 3  生化池不同构筑物对各类污染物的去除贡献

    Figure 3.  Contribution of different structures in biochemical pond to removal of various pollutants

    图 4  厌氧状态下活性污泥释磷情况及释磷速率

    Figure 4.  Phosphorus release and release rate of activated sludge under anaerobic condition

    图 5  活性污泥在好氧及缺氧状态下的吸磷速率

    Figure 5.  Phosphorus uptake rate of activated sludge under aerobic and anoxic conditions

    表 1  设计进出水水质

    Table 1.  Design values of influent and effluent qualities

    取样点COD/(mg·L−1)BOD5/(mg·L−1)SS/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)TP/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)pH
    进水≤250≤150≤250≤30≤4≤406~9
    出水≤50≤10≤10≤5≤0.5≤156~9
    取样点COD/(mg·L−1)BOD5/(mg·L−1)SS/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)TP/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)pH
    进水≤250≤150≤250≤30≤4≤406~9
    出水≤50≤10≤10≤5≤0.5≤156~9
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    表 2  污水处理厂进水水质

    Table 2.  Influent quality of the WWTP

    统计值COD/ (mg·L−1)TP/ (mg·L−1)TN/ (mg·L−1)NH+4-N / (mg·L−1)C/NC/PpH
    最小值740.511.89.72.512.67
    最大值67914.388.943.215128.38.4
    平均值281533.926.18.667.67.5
      注:C/N为COD/TN;C/P为COD/TP。
    统计值COD/ (mg·L−1)TP/ (mg·L−1)TN/ (mg·L−1)NH+4-N / (mg·L−1)C/NC/PpH
    最小值740.511.89.72.512.67
    最大值67914.388.943.215128.38.4
    平均值281533.926.18.667.67.5
      注:C/N为COD/TN;C/P为COD/TP。
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出版历程
  • 收稿日期:  2021-01-09
  • 录用日期:  2021-07-07
  • 刊出日期:  2022-02-10
王启镔, 李浩, 董旭, 卢伟, 汪力, 杜建丽, 李建伟, 陈磊. 改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升[J]. 环境工程学报, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059
引用本文: 王启镔, 李浩, 董旭, 卢伟, 汪力, 杜建丽, 李建伟, 陈磊. 改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升[J]. 环境工程学报, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059
WANG Qibin, LI Hao, DONG Xu, LU Wei, WANG Li, DU Jianli, LI Jianwei, CHEN Lei. Process optimization regulation scheme of a full-scale modified A2/O wastewater treatment plant and its improvement of simultaneous nitrogen and phosphorus removal efficiency[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059
Citation: WANG Qibin, LI Hao, DONG Xu, LU Wei, WANG Li, DU Jianli, LI Jianwei, CHEN Lei. Process optimization regulation scheme of a full-scale modified A2/O wastewater treatment plant and its improvement of simultaneous nitrogen and phosphorus removal efficiency[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2022, 16(2): 659-665. doi: 10.12030/j.cjee.202101059

改良型A2/O污水处理厂的工艺优化调控方案及其对同步脱氮除磷效率的提升

    通讯作者: 汪力(1977—),男,博士,高级工程师,wangli@bewg.net.cn
    作者简介: 王启镔(1983—),男,博士,高级工程师,wangqibin188@163.com
  • 北控水务(中国)投资有限公司,北京 100102

摘要: 以一座处理规模为10×104 m3·d−1的市政污水处理厂为研究对象,分析了优化调控参数对系统污水处理效果的影响,并探讨了各构筑物对脱氮除磷的贡献。结果表明:在改变曝气及回流方式后,出水TN和TP同步下降;厌氧池为氮磷去除的主要场所,TN、TP在厌氧池中的削减量分别占其总削减量的70.8%和89.5%;在生物除磷实验中,厌氧段平均释磷速率(以每克VSS计)为3.35 mg ·h−1;好氧吸磷和缺氧吸磷实验证实,反硝化除磷菌(DPAO)占生物聚磷菌(PAO)的90%以上,且DPAO可在好氧段吸磷。在对工艺进行优化调控后,系统出水水质均可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准,同时还可实现节能降耗、降低污水处理成本。本研究结果可为同类市政污水处理厂的性能提升提供参考。

English Abstract

  • 为防止自然水体出现富营养化现象,我国提高了污水处理厂氮磷排放标准[1-2]。排放标准的提高即对传统脱氮除磷工艺的处理效率提出了更高要求。生物脱氮工艺包括硝化和反硝化2个阶段:氨氧化菌和亚硝酸菌先后将氨氮氧化为亚硝态氮及硝态氮;反硝化细菌利用有机碳提供电子供体将硝态氮还原为氮气,从水中溢出以实现脱氮[3]。污水中的磷则通过消化污泥和水两条路线实现去除或回收,而从水线中去除或回收磷更为稳定,也更为经济[4-5]

    在传统活性污泥法系统中,生物脱氮和生物除磷在污泥龄、碳源、硝酸盐的存在与转化等方面存在一定矛盾[6],且实现生物脱氮除磷的效率普遍较低。在常规 A2/O 工艺中,污水依次通过厌氧池、缺氧池和好氧池,而回流污泥会将一部分硝酸盐带回厌氧区,硝酸盐的存在使得反硝化菌优先争夺了进水的碳源,因而严重影响了聚磷菌(phosphorus accumulating bacteria,PAO)的释磷效率,进而影响系统除磷效率[7-8]。我国污水处理厂的进水普遍呈现C/N、C/P均较低的状态,80%以上的进水BOD5/TN小于3.6,BOD5/TP平均为27,生物脱氮除磷的效果不甚理想[9]。因此,为提高脱氮除磷效率,确保出水氮磷指标达标,往往需要投加药剂[10],这使得污水处理厂处理成本增加。

    污水处理厂是个复杂系统,涉及诸多影响污水处理效率及运行成本的不可控因素(如水质、水温等),以及可控因素(曝气量、加药量、污泥浓度等)。在污水处理厂运行中,应充分发挥可控因素的主导作用,挖掘工艺潜力,促进优势菌种代谢活力,以提升污染物去除效率并降低处理成本。反硝化除磷菌(denitrifying phosphorus accumulating bacteria,DPAO)具有“一碳两用”的“技能”,能节省碳源、减少污泥产量,因而一直是研究热点[11-13]。在实际运行中,应注重工艺优化调控对DPAO的影响,发挥其重要作用,进而促进活性污泥系统同步脱氮除磷效率的提升及系统运行管理的优化。

    本研究以我国西南地区某污水处理厂(处理规模为10×104 m3·d−1)为例,对污水处理工艺进行优化调控,考察调控措施对系统运行性能的影响,解析优化后系统同步脱氮除磷的过程,并探讨工艺优化后的运行特点,以期为提高同类污水处理厂的运行效率提供参考。

    • 本案例位于我国西南地区某市,该污水处理厂的设计规模为10×104 m3·d−1,主要处理生活污水及少量工业废水,采用改良型A2/O微孔曝气Carrousel氧化沟工艺。工程分2期建设,每期的处理规模均为5×104 m3·d−1。一期工程的生化池分2组,分别为1#池和2#池;二期工程的生化池分2组,分别为3#池和4#池。这两期工程的构筑物参数基本一致,生化池的布置如图1所示。

    • 该污水处理厂的工艺优化调控内容主要体现在生化池运行方式方面。生化池的池型具有完全混合及推流模式的特点,活性污泥浓度变化系数小,进水迅速被稀释,系统的抗冲击负荷能力较强。预缺氧、厌氧、缺氧、好氧段的水力停留时间(HRT)分别为0.5、1.3、1.8和5.6 h。设计污泥龄为10~15 d,污泥外回流比为100%。通过闸板阀可调节进入预缺氧池和厌氧池的污泥量;混合液回流量采用闸板控制,利用好氧区已有水下推流器将混合液送至缺氧区或厌氧区,可省去常规的内回流泵,起到节省电耗的作用。

      优化调控包括2个方面:1)通过关闭部分曝气立管阀门,减少曝气量,调节系统供氧量;2)通过调整闸板开合,改变回流方式,充分发挥反硝化除磷菌的作用。

    • 该污水处理厂设计进出水水质如表1所示。各项出水指标均达到GB18918-2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标排放标准。该污水处理厂的实际进水水质如表2所示。进水水质各指标的波动较大,COD、TP、TN等指标最大值远超设计进水指标,某些指标最大值甚至超过平均值的2倍。

    • 1)生物释磷过程。取外回流污泥淘洗3遍,稀释3倍后取均匀混合污泥检测混合液悬浮固体浓度(MLSS)、污泥挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)等指标;再投加乙酸钠(以COD计,质量浓度约为200 mg·L−1)并对污泥进行搅拌;分别在反应时间为15、30、60、90和120 min时进行取样;过滤样品并测定其中的正磷酸盐质量浓度和COD。实验温度控制在(25±1)℃

      2)好氧吸磷和缺氧吸磷过程。参照上述步骤使污泥保持在厌氧条件;为去除PO34-P和剩余部分碳源,再将释磷后的污泥淘洗2遍;加入磷酸二氢钠,控制磷酸盐质量浓度为20 mg·L−1;将污泥分为2份,对其中1个容器进行曝气(溶解氧的质量浓度大于3 mg·L−1),在另一容器中加入过量硝酸盐(硝态氮的质量分数约7 mg·g−1,以每克MLSS计)并搅拌;在反应时间分别为15、30、60和120 min时,过滤2个容器中的样品并测定滤液中的正磷酸盐质量浓度。实验温度控制在(25±1)℃。

    • COD、PO34-P、TP、NH+4-N和TN等水质指标,以及MLSS、MLVSS等污泥指标均按《水和废水检测分析方法》(第4版)测定。采用质量平衡分析法分析构筑物对污染物去除的贡献[14]。基于物料守恒原理,根据每组池中流入/流出的水量及相应污染物质量浓度,算出污染物的削减量,即可计算该构筑物对去除某污染物的贡献率。以缺氧池为例,具体计算方程如式(1)所示。

      式中:△Aan,C,N,P指缺氧池内污染物的削减容量,kg·d−1Q0Qr 分别指进水流量及内回流量,m3·d−1Cr 指内回流硝化液中污染物的浓度,g·m−3CinfCeff分别指构筑物进水及出水的污染物浓度, g·m−3;C、N、P分别指COD、TN及TP。预缺氧池、厌氧池及好氧池对污染物的削减量亦可参照式(1)计算。

    • 每组生化池好氧区均设有16根曝气管,每根曝气管通过阀门调整开度。对好氧区曝气系统进行优化,关闭好氧区后端5根曝气管的阀门,平均曝气量由8 800 m3·h−1降至7 000 m3·h−1,好氧区末端的平均DO从2.5 mg·L−1降至低于1.0 mg·L−1。在搅拌器及水流的推动下,混合液中的溶解氧继续往好氧区后端较快流动。尽管部分曝气管被关闭,但从溶解氧数值上来看,系统仍处于好氧状态,故好氧段的HRT并未缩短。虽然进水COD波动较大(80~526 mg·L−1),但是出水COD十分稳定,始终低于30 mg·L−1(见图2(a)),说明进水COD的波动对出水影响很小。如图2(b)所示,系统对NH+4-N的处理较稳定,出水NH+4-N始终低于5 mg·L−1,大多数情况NH+4-N均小于1 mg·L−1。上述结果表明,尽管曝气量的下降抑制了系统的硝化效果,使得出水NH+4-N时有上升,但是系统的硝化效果仍能使出水NH+4-N达标,说明调控前系统存在过曝情况。 进水TN(见图2(c))及TP(见图2(d))波动较大,而出水TN和TP在调控前后变化较明显。调控前,污水处理厂出水平均TN为9.1 mg·L−1。经过优化曝气系统后,出水TN平均值降至7.0 mg·L−1,出水TP平均值为0.21 mg·L−1,2种指标均更稳定。

      以上数据表明,该污水处理厂的出水COD、NH+4-N、 TN、TP指标均可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)一级A标准(COD < 50 mg·L−1NH+4-N <5 mg·L−1,TN<15 mg·L−1,TP<0.5 mg·L−1)。优化曝气系统后,曝气量减少了20%,在出水水质指标达标的前提下,节能效果显著。随着缺氧区溶解氧由0.7 mg·L−1降至0.3 mg·L−1,厌氧区溶解氧由0.3 mg·L−1降至0.1 mg·L−1,故在好氧池能与进水耗氧污染物(以COD计)反应的溶解氧大量减少,进而可提高进水碳源利用率。在PAO的代谢过程中,有3种起重要作用的化合物:聚磷酸盐、糖元质、聚-β-羟丁酸(PHB)。过量曝气发生时,PAO在快速氧化完PHB之后会氧化糖元质,使得PAO在厌氧条件下吸收易降解有机物的能力降低,因而会对生物吸磷产生不利影响[15]。另外,内源聚合物的积累对反硝化脱氮有重要作用,过量曝气会使PAO快速氧化完并会消耗内源聚合物[16],进而影响脱氮效率。因此,控制适宜的曝气量除了可促进生物脱氮除磷,还可降低曝气能耗。

    • 采用质量守恒分析方法研究不同生化池对污染物去除量的贡献,可为污水处理过程的控制提供参考。如图3所示,COD的去除主要发生在预缺氧池,占总去除量的68.9%,其主要作用为异养菌对有机物的吸收、活性污泥对有机物的吸附等;而23.0%的COD在厌氧池被去除。在预缺氧池中,有明显的释磷现象发生。预缺氧池出水磷含量为进水的3.7倍,表明生物释磷效果良好。在HRT为0.5 h时,预缺氧段不仅能去除外回流液中的硝态氮,其生物释磷作用也很明显,说明反硝化菌和PAO在该池段内具有较高的反应速率。在厌氧池中,89.5%的TP被去除,70.8%的TN被去除。开启闸板阀2#(见图1)后,污泥通过内回流进入厌氧区,带入大量的硝酸盐,产生了明显的反硝化现象。

      综上所述,厌氧池为脱氮除磷的主要场所,对氮磷的去除贡献均超过70%。同时,这表明在厌氧池内发生了明显的反硝化除磷现象,实现了“一碳两用”,节约了碳源,也节约了好氧吸磷所需要的曝气量。

    • 取外回流污泥,分析了厌氧状态下其释磷情况及释磷速率,结果如图4所示。投加过量乙酸钠后,反应进行至15 min时,水中磷的质量浓度快速升至6.1 mg·L−1,相应的释磷速率(以每克 VSS降解的磷质量浓度计,下同)达到8.7 mg·h−1。随后,尽管释放的磷酸根不断增多,但是释磷速率呈下降趋势。反应进行至120 min时,污泥中磷酸根达到18.7 mg·L−1,平均释磷速率为3.35 mg·h−1。此时的释磷速率较快,表明活性污泥中PAO量多。

      将释磷后的污泥清洗2遍,再进行吸磷实验,结果如图5所示。吸磷在2种状态下进行:曝气状态(好氧)和硝酸盐状态(缺氧)。最初的15 min,好氧和缺氧状态的吸磷速率(以每克VSS吸收的磷质量浓度计,下同)分别达到6.9和5.0 mg·h−1,好氧吸磷速率明显快于缺氧吸磷速率。这是由于在吸磷过程中,起始阶段的PAO体内有充足聚羟基脂肪酸酯(polyhydroxyalkanoates,PHAs),分子氧更易被PAO利用,故吸磷速率较高。在没有分子氧的环境中,DPAO迫切需要利用硝酸盐氧化细胞内贮存的PHAs,进行呼吸作用实现能量储存,并从环境中实现对磷的吸收,从而达到同步反硝化和超量吸磷的效果,最终达到提升脱氮除磷效率的目的。反应进行至120 min时,活性污泥在好氧及缺氧状态下的吸磷速率相差不大,此时磷的削减量分别为11.51 mg、10.75 mg。该结果表明,PAO可在好氧或缺氧状态下吸磷,且在好氧状态下吸磷效果更佳,证实PAO中90%以上为DPAO。这2种吸磷过程均存在过量吸磷和微生物合成作用消耗磷的情况,但由于停留时间较短,污泥产量较少,可忽略微生物合成作用,所以可推断大多数磷酸盐是被PAO所吸收去除。因此,可利用该方法来估算微生物菌DPAO在PAO中的占比。

      反应进行至120 min时,缺氧状态下微生物吸收的磷酸盐及去除的硝酸盐分别为10.75 mg、7.92 mg,其比例(△PO34-P/△NO3-N)为1.36。刘建广等[17]的研究表明,缺氧阶段每消耗1 mg NO3-N吸收约1 mg PO34-P,故系统中足量的硝酸盐可促进缺氧吸磷的发生。在实验过程中,若混合液中残留氧气较多,将导致△PO34-P/△NO3-N大于1。这是由于氧气的存在会促进磷的吸收。HU等[18]研究了厌氧/缺氧(A/A)条件下驯化污泥中微生物以NO3N、NO2N、O2 3种物质为电子受体的反硝化除磷作用,发现只有少数微生物仅以O2为电子受体,大部分PAO能以NO3N、NO2N、O2为电子受体,超过PAO总量的50%,故可充分利用PAO进行反硝化除磷。 RONG等[19]发现,当SBR反应器在低溶解氧((1±0.3) mg·L−1)的短好氧阶段,系统可实现硝化、内源反硝化、反硝化除磷和好氧吸磷的同步进行,从而可节省约65%的曝气能耗。微生物群落分析还表明,DPAO能同时参与脱氮除磷过程[20]。综上所述,精确管控溶解氧浓度对实现反硝化除磷十分重要。

    • 1)减少曝气量实现节能降耗并提高反硝化除磷效率。生化池为完全混合式池型,泥水混合液在厌氧池、缺氧池、好氧池内可形成大循环。其中,好氧池末端的混合液部分流入二沉池,其余进入缺氧池;缺氧池的混合液部分进入好氧池,其余进入厌氧池。当好氧池后端的曝气阀门关闭后,系统供氧量减少,使得好氧池末端的溶解氧较低(低于1 mg·L−1),而进入缺氧池和厌氧池的溶解氧大大减少为反硝化除磷过程提供了更适宜的环境。根据沿程数据,缺氧池出水COD已达排放标准,故好氧段主要任务是削减氨氮。因此,精确管控溶解氧指标可在实现节能降耗的同时,提高系统的反硝化除磷效率。

      2)改变回流方式提升了系统生化处理效率。约50%的外回流污泥进入预缺氧池中,利用进水中的有机质作为电子供体将外回流液中的硝态氮经反硝化去除,进水中多余的碳源则用于生物释磷,含有磷酸根的混合液进入厌氧池;同时,厌氧池和缺氧池间的闸板阀打开后,在水流的作用下含有硝酸盐的混合液进入厌氧池。此时,厌氧池中的硝酸盐、磷酸根及DPAO为反硝化除磷反应提供了有利条件,并强化了生物脱氮除磷效果。与传统的厌氧池生物释磷作用不同,由于进水中易降解的有机质已被PAO利用,故无法继续释磷,因此,本案例中厌氧池成为脱氮除磷的主要场所。

      3)完全混合式池型内部的混合结构可保证系统的抗负荷冲击能力。完全混合式池型能保持池内各点水质和微生物均匀混合,且当污水与回流污泥进入生化池后,立即同池内原有混合液充分混合。整个系统的循环比约为50~70倍,这意味着系统进水水质、水量出现波动,甚至水质超标时,污染物被快速稀释或降解,出水水质依然稳定达标,整体抗负荷冲击能力极强。

    • 1)预缺氧段反硝化菌和PAO具有较高的反应速率,能去除外回流液中的硝态氮,生物释磷作用也很明显。厌氧池是氮磷去除的主要场所,反硝化除磷效果显著,总氮、总磷在厌氧池的削减量分别占其总削减量的70.8%和89.5%。

      2)系统中存在反硝化除磷现象。好氧吸磷和缺氧吸磷实验证实,PAO中90%以上为DPAO。DPAO亦可在好氧段吸磷。

      3)完全混合式池型系统具有很强的缓冲能力和污染物处理能力,即使偶尔进水超标,系统对污染物的去除效果仍较理想,出水水质能稳定达标。

      4)改良型A2/O工艺曝气系统优化后有利于PAO、DPAO和反硝化菌的生长,提高了上述优势菌的生存竞争能力和协同效应,强化了生物脱氮除磷效果,适合直接应用于低C/N污水的处理。

    参考文献 (20)

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