李云辉,张振健,陈柳宇,张 鸣,蒋路漫,*,周 振

(1.上海城投污水处理有限公司,上海 201203;2.上海电力大学环境与化学工程学院,上海 200090;3.中建中环生态环保科技有限公司,江苏苏州 215000)

我国城镇污水处理厂大部分采用好氧生物处理法去除污水中的有机物和氮磷等污染物。 水中溶解氧(DO)的供给是好氧生物处理过程中维持微生物生命需求与污水处理效率的前提[1]。 因而,曝气环节是污水好氧生物处理的核心单元。 同时,曝气系统也是污水处理厂的主要耗能单元,占全厂总能耗的45%～75%[2]。 除运行条件外,曝气系统能耗受到污水水质和环境条件等因素影响[2]。 我国大部分地区四季分明,雨量充沛且季节性温差大。 夏季降雨会稀释污水处理厂进水污染物浓度,而冬季低温会影响微生物活性,进而影响出水水质[3]。 进水水量和水质的波动也给污水处理厂曝气系统精确控制带来一定挑战。 如果对微孔曝气器充氧性能的变化和运行过程中的维护没有足够的认识,会导致微孔曝气系统高氧传质效率(OTE)的优势不能完全发挥,造成能源浪费[4]。能进行测定和评价,进而指导及时调整曝气策略,帮助曝气系统的节能降耗。 本研究以上海某城镇污水处理厂为例,在夏冬两季分别通过实地测试好氧池污染物浓度和微孔曝气系统OTE 沿程变化规律,对污染物去除效果和曝气系统性能进行系统测定与评价,探索季节变化对曝气系统氧传质性能的影响规律,以期对污水处理中曝气系统的精确控制与节能运行提供指导。

1 材料与方法

1.1 污水处理厂运行情况

上海某城镇污水处理厂采用预处理+AAO 工艺+深床纤维滤池+紫外消毒工艺,处理规模为3.0×105m3/d,污水处理厂主体工艺流程如图1 所示;进

图1 污水处理厂工艺流程Fig.1 Process Flow of WWTP

目前使用最广泛的是微孔曝气器,其性能与曝气系统运行能耗直接相关[5-6]。 微孔曝气器氧传质性能的测定方法包括静态试验(如清水测试法)和动态试验(如尾气分析法)。 关于静态试验多集中于实验室规模的模拟,动态试验法受试验场地和现场试验等因素影响鲜有研究报道,目前我国也仅制定了清水测试法的相关标准[7]。 在实际运行过程中,曝气器的氧传质性能受进水水质、污泥性质、运行工况和曝气器污染情况等因素影响[7-8],实际性能与清水测试结果相差较大,导致用清水数据预测实际供气量时存在很大的偏差,而污水处理厂缺乏有效的曝气系统能效性能监控手段,造成能耗浪费。因此,有必要对实际运行过程中曝气器的氧传质性水主要为生活污水,出水满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)一级A 标准后,排入长江[9]。 该厂生物池的厌氧池、缺氧池和好氧池的水力停留时间分别为1.5、2.7 h 和7.1 h,内回流比和外回流比分别为100%和100%,污泥龄控制为10～15 d。 该厂共有8 组好氧池,单座好氧池尺寸为116.8 m × 75.1 m × 7.0 m(长×宽×高),池容为11 093 m3,污泥质量浓度(MLSS)控制在4 g/L,底部铺设乌克兰Ecopolemer 聚乙烯管状微孔曝气器,尺寸为120 mm×1 000 mm(D×L),气水比为5.7 ∶1。 每座好氧池由3 条廊道(Zone 1、Zone 2 和Zone 3)组成,结合廊道内气体流量计测得的DO 浓度,通过调节单级离心式鼓风机(4 用2 备)的导叶使得好氧池中DO 质量浓度维持在2 ～5 mg/L。 每台鼓风机的额定风量为108 m3/min,风压为0.06 kPa,功率为160 kW。 每条廊道采用气体流量计单独控制,结合DO 读数反馈,通过调节单级离心式鼓风机的导叶控制实际供气量,使得好氧池中DO 均值维持在2～5 mg/L。 该厂设计进出水水质和2019年进水水质如表1 所示。

表1 污水处理厂设计进出水水质Tab.1 Designed Influent and Effluent Water Quality of WWTP

1.2 测试点位布设

在7 月(夏季)和12 月(冬季)分别进行两次实际工况下微孔曝气系统充氧性能测试。 沿水流方向根据好氧池检查口的位置设置22 个测试点,相邻两个测试点的距离约为5 m,其中Zone 1、Zone 2 和Zone 3 的测试点分别为7、7 个和8 个,测试点分布如图2 所示。 通过测定逸出水面的尾气中的氧含量,计算该点位微孔曝气器的实际OTE。 同时,使用多参数水质测定仪(HQ 30d,Hach,美国)对每个点位的DO 浓度和水温进行测定,并对每个点位的污染物浓度进行测定分析,以得到其沿程的变化规律。 为了避免样品中的CODCr在转移过程被降解,好氧池沿程的样品经现场过滤后测定。

图2 好氧池测试点位分布Fig.2 Test Points Distribution of Aerobic Tank

1.3 实际工况下微孔曝气器充氧性能测定

实际工况下微孔曝气器充氧性能的测定采用上海电力大学自主研发的尾气分析仪[10],由气体采集系统、气体分析系统和信号转换系统组成。 通过气泵(KVP15-KM-2-C-S,卡流尔,中国)和集气罩进行尾气收集,并输送至电化学氧气传感器(A-01,ITG,德国)进行分析,信号转换系统将传感器输出电压信号转换为气体中的氧分压。 进行尾气测试时,先进行环境空气中氧分压的测定,之后将集气罩固定在好氧池水面上采集尾气并测定其中的氧分压,待数据输出稳定5 min 后记录数据。 通过尾气分析仪获得的参数包括环境空气和尾气中的氧分压,由此计算由气相转移至混合液的氧气占比,即微孔曝气器的OTE,计算如式(1)。

其中:Y(O2,air)——空气中氧气的占比;

Y(O2,off-gas)——尾气中氧气的占比;

AOTE——OTE 的值。

尾气分析仪测得的OTE 通过DO、温度和盐度校正,求得标准状况下微孔曝气器在污水中的OTE(αSOTE),如式(2),水中饱和DO 的计算如式(3)[11]。

其中:θ——温度校正系数,取1.024,无量纲;

AαSOTE——αSOTE 的值;

β——混合液中盐度的系数(以混合液中总溶解性固体计算),无量纲,通常取0.99;

α——曝气器在污水与清水条件下氧传质效率的比值,无量纲;

C——水中DO 质量浓度,mg/L;

CS,T——在某温度下水中饱和DO 质量浓度,mg/L;

CS,20——在20 ℃下水中饱和DO 质量浓度,mg/L;

T——水温,℃。

1.4 曝气系统能耗的计算方法

根据活性污泥模型(ASM)来计算好氧池的理论需氧量[8,11],需氧量通过CODCr和氨氮去除结果来计算好氧池总需氧量(TOD),如式(4)。

其中:MTOD——TOD 的值,kg O2/h;

Q——进水流量,m3/d;

ΔCCODCr——进出水CODCr质量浓度差,mg/L;

ΔC氨氮——进 出 水 氨 氮 质 量 浓 度 差,mg/L,4.57 为氨氮转化成NO-3-N 的换算系数。

微孔曝气系统供氧量计算如式(5)。

其中:MOTR——实际供氧量的值,kg O2/d;

QAFR——空气流量,m3/h;

——空气中氧气的质量分数,0.276。

鼓风机功率由鼓风机实际供气量和出口风压决定,而出口风压是由进气压力、空气在管线中的压力损失、微孔曝气器本身的压力损失和浸没于池底承受的静水压力决定的,如式(6)。

其中:ρair——空气密度,g/L,取1.29 g/L;

N——鼓风机功率,kW;

R——通用气体常数,8.314 J/(mol·K);

Tair——大气温度,℃;

B——鼓风机转换系数,取29.7;

γ——气体比热气,取常数0.283;

η——电动机和鼓风机的综合效率,取常数0.8;

Pi——鼓风机进气压力,Pa;

Z——曝气器浸没水压,Pa;

Ploss——微孔曝气器本身的压力损失,Pa;

hL——空气在管线中的压力损失,Pa。

在测试工况下曝气器消耗单位电能传送到水中氧气量[kg/(kW·h)]为标准曝气效率(SAE),如式(7),可以通过SAE 的值从而评估微孔曝气器实际使用效率。

其中:ASAE——SAE 的值。

1.5 常规指标测定方法

混合液样品经定性滤纸过滤后,采用国家标准方法进行溶解性CODCr(SCODCr)、氨氮、NO-3-N 和TP 测定[12]。

2 结果与讨论

2.1 污染物去除效果

污水处理厂夏季和冬季主要污染物进水水质如图3 所示,夏季和冬季污水处理厂平均处理水量分别为3.65×105m3/d 和3.13×105m3/d,夏季进水CODCr和氨氮质量浓度分别为(188.38±52.53)mg/L 和(16.93±5.10) mg/L,冬季进水CODCr和氨氮质 量 浓 度 分 别 为(187.94 ± 28.26) mg/L 和(17.91±3.42)mg/L。 夏季降雨较多,导致污水处理厂处于“水量高负荷-污染物低负荷”运行模式。 水量负荷的提高会缩短系统的水力停留时间,水力停留时间的缩短会减少生物池反应时间,影响污染物去除[13]。 污水处理厂进水污染物负荷变低易使污泥负荷过低,导致过度曝气并导致污泥解体[2]。 污水处理厂应及时对污泥负荷和供气量等进行调整,缓解低污染物负荷运行对污水处理厂的影响。 夏季水温为(27.32±1.34)℃,显著高于冬季的(17.39±0.75)℃。 温度是影响系统污染物去除能力的重要因素之一[14]。 丝状菌的耐受性高于絮体形成菌,易在低温环境下大量繁殖,引起污泥膨胀[15]。 温度降低也使活性污泥中微生物酶活性降低,底物降解速率和自身氧化速率降低,污染物的去除效率下降[16]。 污水处理厂可以采取提高污泥龄和生物池MLSS 等措施,减轻低温对污染物去除的负面影响。冬季由于水量负荷较夏季更少,好氧池水力停留时间略微延长且充分曝气,抵消了低温对硝化的负面影响,因此,夏冬两季出水水质均满足GB 18918—2002 一级A 排放标准。

图3 夏冬两季污水处理厂进水水质数据对比Fig.3 Comparison of Influent Quality Data of WWTPs in Summer and Winter

2.2 好氧池沿程污染物形态变化规律

夏季和冬季测试当天的进水SCODCr质量浓度分别为186.76 mg/L 和248.42 mg/L,氨氮质量浓度分别为22.05 mg/L 和25.91 mg/L,可能由于雨污混流和地下水入渗等原因,进水水质较设计值偏低[17]。 好氧池沿程污染物的变化情况如图4 所示。

图4 夏冬两季好氧池沿程污染物浓度变化Fig.4 Variation in Pollutant Concentrations along the Aerobic Tank during Summer and Winter

由于厌氧池释磷、缺氧池反硝化和污泥回流稀释等作用,污染物浓度在进入好氧池时已大幅度降低[18],夏季和冬季好氧池进水SCODCr质量浓度分别为30.32 mg/L 和52.48 mg/L,氨氮质量浓度分别为3.90 mg/L 和4.62 mg/L。 夏季和冬季好氧池进水TN 质量浓度分别为4.86 mg/L 和6.16 mg/L,出水TN 略微降低至4.46 mg/L 和5.70 mg/L,在好氧池中发生同步硝化反硝化的比例较低[19]。 夏季和冬季SCODCr质量浓度在Zone 1 中明显降低至19.36 mg/L 和30.20 mg/L,氨氮质量浓度降至1.75 mg/L 和2.80 mg/L;在Zone 2 污染物浓度下降趋势减缓,说明小分子有机物已被充分降解,硝化完全,Zone 2 末端污染物浓度已达到出水排放标准。在Zone 3 中污染物浓度几乎保持不变,但混合液中DO 值升高,说明该区域供氧大部分溶解于污泥混合液中,并未用于CODCr氧化和氨氧化作用。 夏季和冬季好氧池出水SCODCr质量浓度分别为15.36 mg/L 和26.51 mg/L,出水氨氮质量浓度分别为0.17 mg/L 和0.50 mg/L。 夏季氨氮去除率较高,是由于水温较高增强了微生物的硝化-反硝化作用[20]。 张涛等[21]发现,冬季低温使氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化菌丰度下降,使污水处理厂氨氮的去除率降低。

2.3 好氧池沿程尾气测试结果

通过尾气分析仪对夏冬两季好氧池沿程进行微孔曝气系统充氧性能实地测试,结果如图5 所示。好氧池DO 浓度顺着水流方向逐步升高。 混合液中DO 浓度取决于从由曝气器从气相传输到液相的氧量(即OTR)以及微生物消耗的氧量(即OUR)。 好氧池前端底物丰富,微生物需要消耗更多的氧来降解底物,因此,夏季和冬季Zone 1 的DO 质量浓度最低,分别为(1.54±0.22) mg/L 和(1.85±0.31)mg/L,Zone 2 的DO 质量浓度分别升高至(2.27±0.45)mg/L 和(2.04±0.13)mg/L,而在Zone 3,DO质量浓度为(4.48±0.55)mg/L 和(4.53±1.68)mg/L。 DO 的沿程变化规律与污染物浓度沿程变化规律一致,有机物降解和硝化都在Zone 2 基本完成,Zone 3 的有机物较少,对氧气的需求降低,导致氧气未充分利用以DO 形式存储在水相[22],致使DO 浓度升高至过高的水平。 Zone 3 DO 均值显著高于2.0 mg/L,说明好氧池末端处于过度曝气状态,活性污泥内源呼吸降低了污泥活性,容易造成污泥膨胀,同时造成能耗浪费。 好氧池末端过高的DO 浓度也使回流液中DO 浓度较高,不仅使外回流进入缺氧池的DO 浓度升高,还会降低可利用CODCr的量,从而降低反硝化效果。 因此,建议在Zone 3 降低供气量,仅维持必要的混合强度,以节省曝气能耗。

图5 夏季和冬季好氧池DO、OTE 和αSOTE 的沿程变化Fig.5 Variations of DO, OTE and αSOTE along the Aerobic Tank during Summer and Winter

如图5 所示,在实际运行过程中不同廊道的曝气器氧传质性能在夏季和冬季存在显著差异,冬季测得OTE 均值为9.72%,低于夏季测得结果(16.71%),这是由于水温降低造成污水处理厂好氧池中微生物的活性降低,从而导致氧利用率较低[23]。 经过温度、盐度和DO 修正后,夏季和冬季的αSOTE 均值分别为17.69%和14.21%,夏季αSOTE 略高于冬季,由于运行时间的加长使曝气器污染加剧,堵塞气孔,使曝气器氧传质性能下降。

2.4 好氧池曝气系统能耗优化潜力分析

根据式(3)和式(4)计算夏季和冬季好氧池各廊道需氧量、供氧量和鼓风机功率,如表2 所示。 冬季好氧池总需氧量比夏季高约34.91%,是冬季进水CODCr和氨氮污染物负荷较夏季高造成的。 好氧池各区域的需氧量随着进水污染物的沿程降解而递减。 Zone 1 中污染物浓度最高,底物充足使微生物活性较高,故其需氧量最高;随着污染物被不断降解,Zone 2 和Zone 3 中的需氧量逐渐降低。 夏季3个区域需氧量占好氧池总需氧量的比例分别为72.62%、21.65%和5.73%,冬季3 个区域需氧量占好氧池总需氧量的比例分别为72.84%、24.53%和2.63%。 常规的活性污泥反应器前段的需氧量为45%～55%,中段为25% ～35%,后段为15% ～25%[1,24]。 该好氧池的末端处理量低于常规值,可适当降低前段供气量,将部分污染物送至后段降解。

表2 好氧池各区域供氧量、鼓风机能耗和需氧量Tab.2 Oxygen Supply, Blower Energy Consumption and Oxygen Demand Performance of Each Area in Aerobic Tank

与夏季相比,冬季生物处理工艺的需氧量更高,微孔曝气系统的氧传质效率更低,导致所需供气量更高,根据污水处理厂的运行数据知,夏季和冬季鼓风机总供气量分别为76.23 m3/h 和116.70 m3/h。Zone 1 供气量最高,Zone 2 和Zone 3 供气量相近但较Zone 1 供气量降低。 夏季供氧量比需氧量高38.99%,节能潜力较大,Zone 2、Zone 3 的供氧量均高于实际需氧量。 冬季供氧量比需氧量高7.07%,Zone 1 与Zone 2 的氧量供需相匹配,而Zone 3 存在曝气过量的现象。 鼓风机功率与供气量成正比,如式(6),夏冬季鼓风机消耗功率为85.21 kW 和130.44 kW。 Henkel[25]认为空气温度的升高会降低曝气系统中鼓风机的功率。 针对不同廊道需氧量的差异,污水处理厂应采取相应的曝气调整措施,如渐减曝气,可将好氧池前端曝气支管调为全开,中端支管开启度调为一半,末端支管开启度调整为最小[24],以节约供气量和曝气能耗。

对微孔曝气器的实际使用效率进一步量化,可以发现夏季好氧池中的微孔曝气器标准曝气效率为2.57 kg O2/kW·h,比冬季高32.29%。 夏冬两季进水水质水量和温度的差异,对污水处理厂曝气系统的运行调控造成显著差异,夏季比冬季能耗浪费更严重,曝气系统在冬季达到了较好的供需平衡。 结合进水水量和水质,夏季可在保证好氧池出水水质且混合均匀的基础上适当调低供气量;冬季时,为了减轻进水高污染物负荷和低温的影响,应保证充足曝气。 但需要注意的是,在长期运行过程中,曝气器表面和气孔内会积累污染物,逐渐堵塞气孔,氧传质效率将下降[26],如果清洗曝气器不及时,会导致曝气系统供氧不足而影响出水水质。

污水处理厂采用DO-鼓风机风量控制策略,曝气控制系统的目标是为好氧池微生物提供稳定的DO 环境,保证出水达标[27]。 但是DO 反馈机制并不能评估曝气系统的节能潜力,实地测试曝气系统充氧性能,可以精确计算曝气系统实际供氧量,并描述供氧量沿程变化规律,再结合需氧量数据,可以对曝气系统进行精确控制,达到供需平衡、节能降耗的目标。

3 结论

(1)夏季水温较高,增强了微生物的硝化活性和反硝化作用,导致冬季出水CODCr和氨氮均高于夏季。 但由于冬季水量负荷较夏季更少,好氧池水力停留时间延长且充分曝气,抵消了低温对硝化的负面影响,因此,夏冬两季出水水质均达到GB 18918—2002 一级A 排放标准。

(2)与夏季相比,冬季生物处理工艺的需氧量更高,微孔曝气系统的氧传质效率更低,导致所需供气量更高,曝气效率更低。

(3) 夏季和冬季供氧量比需氧量分别高38.99%和7.07%,夏季节能潜力较大。 好氧池污染物浓度沿程逐渐下降,末端污染物浓度几乎保持不变,而末端DO 浓度远高于前端,说明末端的供氧大部分溶解于污泥混合液中,并未用于CODCr氧化和氨氧化作用,存在过度曝气现象,因此,可在保证出水水质且混合均匀的基础上适当降低好氧池末端供气量。