夏冬兩季AAO 工藝微孔曝氣系統性能測定與評價

李云輝,張振健,陳柳宇,張 鳴,蔣路漫,*,周 振

(1.上海城投污水處理有限公司,上海 201203;2.上海電力大學環境與化學工程學院,上海 200090;3.中建中環生態環保科技有限公司,江蘇蘇州 215000)

我國城鎮污水處理廠大部分采用好氧生物處理法去除污水中的有機物和氮磷等污染物。 水中溶解氧(DO)的供給是好氧生物處理過程中維持微生物生命需求與污水處理效率的前提[1]。 因而,曝氣環節是污水好氧生物處理的核心單元。 同時,曝氣系統也是污水處理廠的主要耗能單元,占全廠總能耗的45%～75%[2]。 除運行條件外,曝氣系統能耗受到污水水質和環境條件等因素影響[2]。 我國大部分地區四季分明,雨量充沛且季節性溫差大。 夏季降雨會稀釋污水處理廠進水污染物濃度,而冬季低溫會影響微生物活性,進而影響出水水質[3]。 進水水量和水質的波動也給污水處理廠曝氣系統精確控制帶來一定挑戰。 如果對微孔曝氣器充氧性能的變化和運行過程中的維護沒有足夠的認識,會導致微孔曝氣系統高氧傳質效率(OTE)的優勢不能完全發揮,造成能源浪費[4]。能進行測定和評價,進而指導及時調整曝氣策略,幫助曝氣系統的節能降耗。 本研究以上海某城鎮污水處理廠為例,在夏冬兩季分別通過實地測試好氧池污染物濃度和微孔曝氣系統OTE 沿程變化規律,對污染物去除效果和曝氣系統性能進行系統測定與評價,探索季節變化對曝氣系統氧傳質性能的影響規律,以期對污水處理中曝氣系統的精確控制與節能運行提供指導。

1 材料與方法

1.1 污水處理廠運行情況

上海某城鎮污水處理廠采用預處理+AAO 工藝+深床纖維濾池+紫外消毒工藝,處理規模為3.0×105m3/d,污水處理廠主體工藝流程如圖1 所示;進

圖1 污水處理廠工藝流程Fig.1 Process Flow of WWTP

目前使用最廣泛的是微孔曝氣器,其性能與曝氣系統運行能耗直接相關[5-6]。 微孔曝氣器氧傳質性能的測定方法包括靜態試驗(如清水測試法)和動態試驗(如尾氣分析法)。 關于靜態試驗多集中于實驗室規模的模擬,動態試驗法受試驗場地和現場試驗等因素影響鮮有研究報道,目前我國也僅制定了清水測試法的相關標準[7]。 在實際運行過程中,曝氣器的氧傳質性能受進水水質、污泥性質、運行工況和曝氣器污染情況等因素影響[7-8],實際性能與清水測試結果相差較大,導致用清水數據預測實際供氣量時存在很大的偏差,而污水處理廠缺乏有效的曝氣系統能效性能監控手段,造成能耗浪費。因此,有必要對實際運行過程中曝氣器的氧傳質性水主要為生活污水,出水滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級A 標準后,排入長江[9]。 該廠生物池的厭氧池、缺氧池和好氧池的水力停留時間分別為1.5、2.7 h 和7.1 h,內回流比和外回流比分別為100%和100%,污泥齡控制為10～15 d。 該廠共有8 組好氧池,單座好氧池尺寸為116.8 m × 75.1 m × 7.0 m(長×寬×高),池容為11 093 m3,污泥質量濃度(MLSS)控制在4 g/L,底部鋪設烏克蘭Ecopolemer 聚乙烯管狀微孔曝氣器,尺寸為120 mm×1 000 mm(D×L),氣水比為5.7 ∶1。 每座好氧池由3 條廊道(Zone 1、Zone 2 和Zone 3)組成,結合廊道內氣體流量計測得的DO 濃度,通過調節單級離心式鼓風機(4 用2 備)的導葉使得好氧池中DO 質量濃度維持在2 ～5 mg/L。 每臺鼓風機的額定風量為108 m3/min,風壓為0.06 kPa,功率為160 kW。 每條廊道采用氣體流量計單獨控制,結合DO 讀數反饋,通過調節單級離心式鼓風機的導葉控制實際供氣量,使得好氧池中DO 均值維持在2～5 mg/L。 該廠設計進出水水質和2019年進水水質如表1 所示。

表1 污水處理廠設計進出水水質Tab.1 Designed Influent and Effluent Water Quality of WWTP

1.2 測試點位布設

在7 月(夏季)和12 月(冬季)分別進行兩次實際工況下微孔曝氣系統充氧性能測試。 沿水流方向根據好氧池檢查口的位置設置22 個測試點,相鄰兩個測試點的距離約為5 m,其中Zone 1、Zone 2 和Zone 3 的測試點分別為7、7 個和8 個,測試點分布如圖2 所示。 通過測定逸出水面的尾氣中的氧含量,計算該點位微孔曝氣器的實際OTE。 同時,使用多參數水質測定儀(HQ 30d,Hach,美國)對每個點位的DO 濃度和水溫進行測定,并對每個點位的污染物濃度進行測定分析,以得到其沿程的變化規律。 為了避免樣品中的CODCr在轉移過程被降解,好氧池沿程的樣品經現場過濾后測定。

圖2 好氧池測試點位分布Fig.2 Test Points Distribution of Aerobic Tank

1.3 實際工況下微孔曝氣器充氧性能測定

實際工況下微孔曝氣器充氧性能的測定采用上海電力大學自主研發的尾氣分析儀[10],由氣體采集系統、氣體分析系統和信號轉換系統組成。 通過氣泵(KVP15-KM-2-C-S,卡流爾,中國)和集氣罩進行尾氣收集,并輸送至電化學氧氣傳感器(A-01,ITG,德國)進行分析,信號轉換系統將傳感器輸出電壓信號轉換為氣體中的氧分壓。 進行尾氣測試時,先進行環境空氣中氧分壓的測定,之后將集氣罩固定在好氧池水面上采集尾氣并測定其中的氧分壓,待數據輸出穩定5 min 后記錄數據。 通過尾氣分析儀獲得的參數包括環境空氣和尾氣中的氧分壓,由此計算由氣相轉移至混合液的氧氣占比,即微孔曝氣器的OTE,計算如式(1)。

其中:Y(O2,air)——空氣中氧氣的占比;

Y(O2,off-gas)——尾氣中氧氣的占比;

AOTE——OTE 的值。

尾氣分析儀測得的OTE 通過DO、溫度和鹽度校正,求得標準狀況下微孔曝氣器在污水中的OTE(αSOTE),如式(2),水中飽和DO 的計算如式(3)[11]。

其中:θ——溫度校正系數,取1.024,無量綱;

AαSOTE——αSOTE 的值;

β——混合液中鹽度的系數(以混合液中總溶解性固體計算),無量綱,通常取0.99;

α——曝氣器在污水與清水條件下氧傳質效率的比值,無量綱;

C——水中DO 質量濃度,mg/L;

CS,T——在某溫度下水中飽和DO 質量濃度,mg/L;

CS,20——在20 ℃下水中飽和DO 質量濃度,mg/L;

T——水溫,℃。

1.4 曝氣系統能耗的計算方法

根據活性污泥模型(ASM)來計算好氧池的理論需氧量[8,11],需氧量通過CODCr和氨氮去除結果來計算好氧池總需氧量(TOD),如式(4)。

其中:MTOD——TOD 的值,kg O2/h;

Q——進水流量,m3/d;

ΔCCODCr——進出水CODCr質量濃度差,mg/L;

ΔC氨氮——進 出 水 氨 氮 質 量 濃 度 差,mg/L,4.57 為氨氮轉化成NO-3-N 的換算系數。

微孔曝氣系統供氧量計算如式(5)。

其中:MOTR——實際供氧量的值,kg O2/d;

QAFR——空氣流量,m3/h;

——空氣中氧氣的質量分數,0.276。

鼓風機功率由鼓風機實際供氣量和出口風壓決定,而出口風壓是由進氣壓力、空氣在管線中的壓力損失、微孔曝氣器本身的壓力損失和浸沒于池底承受的靜水壓力決定的,如式(6)。

其中:ρair——空氣密度,g/L,取1.29 g/L;

N——鼓風機功率,kW;

R——通用氣體常數,8.314 J/(mol·K);

Tair——大氣溫度,℃;

B——鼓風機轉換系數,取29.7;

γ——氣體比熱氣,取常數0.283;

η——電動機和鼓風機的綜合效率,取常數0.8;

Pi——鼓風機進氣壓力,Pa;

Z——曝氣器浸沒水壓,Pa;

Ploss——微孔曝氣器本身的壓力損失,Pa;

hL——空氣在管線中的壓力損失,Pa。

在測試工況下曝氣器消耗單位電能傳送到水中氧氣量[kg/(kW·h)]為標準曝氣效率(SAE),如式(7),可以通過SAE 的值從而評估微孔曝氣器實際使用效率。

其中:ASAE——SAE 的值。

1.5 常規指標測定方法

混合液樣品經定性濾紙過濾后,采用國家標準方法進行溶解性CODCr(SCODCr)、氨氮、NO-3-N 和TP 測定[12]。

2 結果與討論

2.1 污染物去除效果

污水處理廠夏季和冬季主要污染物進水水質如圖3 所示,夏季和冬季污水處理廠平均處理水量分別為3.65×105m3/d 和3.13×105m3/d,夏季進水CODCr和氨氮質量濃度分別為(188.38±52.53)mg/L 和(16.93±5.10) mg/L,冬季進水CODCr和氨氮質 量 濃 度 分 別 為(187.94 ± 28.26) mg/L 和(17.91±3.42)mg/L。 夏季降雨較多,導致污水處理廠處于“水量高負荷-污染物低負荷”運行模式。 水量負荷的提高會縮短系統的水力停留時間,水力停留時間的縮短會減少生物池反應時間,影響污染物去除[13]。 污水處理廠進水污染物負荷變低易使污泥負荷過低,導致過度曝氣并導致污泥解體[2]。 污水處理廠應及時對污泥負荷和供氣量等進行調整,緩解低污染物負荷運行對污水處理廠的影響。 夏季水溫為(27.32±1.34)℃,顯著高于冬季的(17.39±0.75)℃。 溫度是影響系統污染物去除能力的重要因素之一[14]。 絲狀菌的耐受性高于絮體形成菌,易在低溫環境下大量繁殖,引起污泥膨脹[15]。 溫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]。 污水處理廠可以采取提高污泥齡和生物池MLSS 等措施,減輕低溫對污染物去除的負面影響。冬季由于水量負荷較夏季更少,好氧池水力停留時間略微延長且充分曝氣,抵消了低溫對硝化的負面影響,因此,夏冬兩季出水水質均滿足GB 18918—2002 一級A 排放標準。

圖3 夏冬兩季污水處理廠進水水質數據對比Fig.3 Comparison of Influent Quality Data of WWTPs in Summer and Winter

2.2 好氧池沿程污染物形態變化規律

夏季和冬季測試當天的進水SCODCr質量濃度分別為186.76 mg/L 和248.42 mg/L,氨氮質量濃度分別為22.05 mg/L 和25.91 mg/L,可能由于雨污混流和地下水入滲等原因,進水水質較設計值偏低[17]。 好氧池沿程污染物的變化情況如圖4 所示。

圖4 夏冬兩季好氧池沿程污染物濃度變化Fig.4 Variation in Pollutant Concentrations along the Aerobic Tank during Summer and Winter

由于厭氧池釋磷、缺氧池反硝化和污泥回流稀釋等作用,污染物濃度在進入好氧池時已大幅度降低[18],夏季和冬季好氧池進水SCODCr質量濃度分別為30.32 mg/L 和52.48 mg/L,氨氮質量濃度分別為3.90 mg/L 和4.62 mg/L。 夏季和冬季好氧池進水TN 質量濃度分別為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,在好氧池中發生同步硝化反硝化的比例較低[19]。 夏季和冬季SCODCr質量濃度在Zone 1 中明顯降低至19.36 mg/L 和30.20 mg/L,氨氮質量濃度降至1.75 mg/L 和2.80 mg/L;在Zone 2 污染物濃度下降趨勢減緩,說明小分子有機物已被充分降解,硝化完全,Zone 2 末端污染物濃度已達到出水排放標準。在Zone 3 中污染物濃度幾乎保持不變,但混合液中DO 值升高,說明該區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質量濃度分別為15.36 mg/L 和26.51 mg/L,出水氨氮質量濃度分別為0.17 mg/L 和0.50 mg/L。 夏季氨氮去除率較高,是由于水溫較高增強了微生物的硝化-反硝化作用[20]。 張濤等[21]發現,冬季低溫使氨氧化細菌和亞硝酸鹽氧化菌豐度下降,使污水處理廠氨氮的去除率降低。

2.3 好氧池沿程尾氣測試結果

通過尾氣分析儀對夏冬兩季好氧池沿程進行微孔曝氣系統充氧性能實地測試,結果如圖5 所示。好氧池DO 濃度順著水流方向逐步升高。 混合液中DO 濃度取決于從由曝氣器從氣相傳輸到液相的氧量(即OTR)以及微生物消耗的氧量(即OUR)。 好氧池前端底物豐富,微生物需要消耗更多的氧來降解底物,因此,夏季和冬季Zone 1 的DO 質量濃度最低,分別為(1.54±0.22) mg/L 和(1.85±0.31)mg/L,Zone 2 的DO 質量濃度分別升高至(2.27±0.45)mg/L 和(2.04±0.13)mg/L,而在Zone 3,DO質量濃度為(4.48±0.55)mg/L 和(4.53±1.68)mg/L。 DO 的沿程變化規律與污染物濃度沿程變化規律一致,有機物降解和硝化都在Zone 2 基本完成,Zone 3 的有機物較少,對氧氣的需求降低,導致氧氣未充分利用以DO 形式存儲在水相[22],致使DO 濃度升高至過高的水平。 Zone 3 DO 均值顯著高于2.0 mg/L,說明好氧池末端處于過度曝氣狀態,活性污泥內源呼吸降低了污泥活性,容易造成污泥膨脹,同時造成能耗浪費。 好氧池末端過高的DO 濃度也使回流液中DO 濃度較高,不僅使外回流進入缺氧池的DO 濃度升高,還會降低可利用CODCr的量,從而降低反硝化效果。 因此,建議在Zone 3 降低供氣量,僅維持必要的混合強度,以節省曝氣能耗。

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

如圖5 所示,在實際運行過程中不同廊道的曝氣器氧傳質性能在夏季和冬季存在顯著差異,冬季測得OTE 均值為9.72%,低于夏季測得結果(16.71%),這是由于水溫降低造成污水處理廠好氧池中微生物的活性降低,從而導致氧利用率較低[23]。 經過溫度、鹽度和DO 修正后,夏季和冬季的αSOTE 均值分別為17.69%和14.21%,夏季αSOTE 略高于冬季,由于運行時間的加長使曝氣器污染加劇,堵塞氣孔,使曝氣器氧傳質性能下降。

2.4 好氧池曝氣系統能耗優化潛力分析

根據式(3)和式(4)計算夏季和冬季好氧池各廊道需氧量、供氧量和鼓風機功率,如表2 所示。 冬季好氧池總需氧量比夏季高約34.91%,是冬季進水CODCr和氨氮污染物負荷較夏季高造成的。 好氧池各區域的需氧量隨著進水污染物的沿程降解而遞減。 Zone 1 中污染物濃度最高,底物充足使微生物活性較高,故其需氧量最高;隨著污染物被不斷降解,Zone 2 和Zone 3 中的需氧量逐漸降低。 夏季3個區域需氧量占好氧池總需氧量的比例分別為72.62%、21.65%和5.73%,冬季3 個區域需氧量占好氧池總需氧量的比例分別為72.84%、24.53%和2.63%。 常規的活性污泥反應器前段的需氧量為45%～55%,中段為25% ～35%,后段為15% ～25%[1,24]。 該好氧池的末端處理量低于常規值,可適當降低前段供氣量,將部分污染物送至后段降解。

表2 好氧池各區域供氧量、鼓風機能耗和需氧量Tab.2 Oxygen Supply, Blower Energy Consumption and Oxygen Demand Performance of Each Area in Aerobic Tank

與夏季相比,冬季生物處理工藝的需氧量更高,微孔曝氣系統的氧傳質效率更低,導致所需供氣量更高,根據污水處理廠的運行數據知,夏季和冬季鼓風機總供氣量分別為76.23 m3/h 和116.70 m3/h。Zone 1 供氣量最高,Zone 2 和Zone 3 供氣量相近但較Zone 1 供氣量降低。 夏季供氧量比需氧量高38.99%,節能潛力較大,Zone 2、Zone 3 的供氧量均高于實際需氧量。 冬季供氧量比需氧量高7.07%,Zone 1 與Zone 2 的氧量供需相匹配,而Zone 3 存在曝氣過量的現象。 鼓風機功率與供氣量成正比,如式(6),夏冬季鼓風機消耗功率為85.21 kW 和130.44 kW。 Henkel[25]認為空氣溫度的升高會降低曝氣系統中鼓風機的功率。 針對不同廊道需氧量的差異,污水處理廠應采取相應的曝氣調整措施,如漸減曝氣,可將好氧池前端曝氣支管調為全開,中端支管開啟度調為一半,末端支管開啟度調整為最小[24],以節約供氣量和曝氣能耗。

對微孔曝氣器的實際使用效率進一步量化,可以發現夏季好氧池中的微孔曝氣器標準曝氣效率為2.57 kg O2/kW·h,比冬季高32.29%。 夏冬兩季進水水質水量和溫度的差異,對污水處理廠曝氣系統的運行調控造成顯著差異,夏季比冬季能耗浪費更嚴重,曝氣系統在冬季達到了較好的供需平衡。 結合進水水量和水質,夏季可在保證好氧池出水水質且混合均勻的基礎上適當調低供氣量;冬季時,為了減輕進水高污染物負荷和低溫的影響,應保證充足曝氣。 但需要注意的是,在長期運行過程中,曝氣器表面和氣孔內會積累污染物,逐漸堵塞氣孔,氧傳質效率將下降[26],如果清洗曝氣器不及時,會導致曝氣系統供氧不足而影響出水水質。

污水處理廠采用DO-鼓風機風量控制策略,曝氣控制系統的目標是為好氧池微生物提供穩定的DO 環境,保證出水達標[27]。 但是DO 反饋機制并不能評估曝氣系統的節能潛力,實地測試曝氣系統充氧性能,可以精確計算曝氣系統實際供氧量,并描述供氧量沿程變化規律,再結合需氧量數據,可以對曝氣系統進行精確控制,達到供需平衡、節能降耗的目標。

3 結論

(1)夏季水溫較高,增強了微生物的硝化活性和反硝化作用,導致冬季出水CODCr和氨氮均高于夏季。 但由于冬季水量負荷較夏季更少,好氧池水力停留時間延長且充分曝氣,抵消了低溫對硝化的負面影響,因此,夏冬兩季出水水質均達到GB 18918—2002 一級A 排放標準。

(2)與夏季相比,冬季生物處理工藝的需氧量更高,微孔曝氣系統的氧傳質效率更低,導致所需供氣量更高,曝氣效率更低。

(3) 夏季和冬季供氧量比需氧量分別高38.99%和7.07%,夏季節能潛力較大。 好氧池污染物濃度沿程逐漸下降,末端污染物濃度幾乎保持不變,而末端DO 濃度遠高于前端,說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,存在過度曝氣現象,因此,可在保證出水水質且混合均勻的基礎上適當降低好氧池末端供氣量。