基于ASM2D模拟的双流态UNITANK改进工艺的设计与实验分析.pdf

* 广州大学新苗计划项目。 基于 ASM2D 模拟的双流态 UNITANK 改进 工艺的设计与实验分析 * 张发根 1 李笛 1 隋军 2 1. 广州大学环境科学与工程学院，广州 510006; 2. 广州市市政工程设计研究院，广州 510060 摘要 针对传统 UNITANK 污泥浓度不稳定、 低负荷释磷不充分以及池体容积比例不合理等不足， 提出了改进工艺 双 流态 UNITANK; 利用 ASM2D 模型对改进工艺进行模拟分析， 并通过实验对其进行了验证。结果表明， 基于 ASM2D 的 模拟是有效的， 双流态 UNITANK 有效克服了传统 UNITANK 存在的不足。 关键词 UNITANK;ASM2D;双流态;模拟;改进 DESIGN AND EXPERIMENTAL ANALYSIS ON DUAL FLOW- STATE MODIFIED UNITANK BY SIMULATION BASED ON ASM2D Zhang Fagen1Li Di1Sui Jun2 1. School of Environmental Science and Engineering，Guangzhou University，Guangzhou 510006，China; 2. Guangzhou Municipal Engineering Design ＆ Research Institute，Guangzhou 510060，China AbstractAimed at conventional UNITANK’ s defects such as unstable sludge concentration，deficient phosphorus release under low organic load and irrational proportion in volume among reactors，a modified process named dual flow-state UNITANK was put forward．Simulation analysis based on ASM2D was carried out for modified process and verified by experiment． Results showed that simulation based on ASM2D is effective and conventional UNITANK’ s defect is overcome by dual flow- state UNITANK． KeywordsUNITANK;ASM2D;dual flow-state;simulation;modification 0引言 UNITANK 又称交替式生物反应器， 作为一种经 济高效、 结构紧凑且运行灵活的活性污泥工艺 ［1- 3］ ， 在 我国已得到较广泛的应用 ［4- 8］。国际水协 IAWQ 于 1999 年推出了描述有机物降解以及脱氮除磷过程的 ASM2D 模型 ［9- 10］， 是目前最为流行的活性污泥数学 模型之一， 是研究活性污泥工艺特性最重要的数学手 段， 是对活性污泥工艺设计与运行进行数学分析的 基础。 关于 UNITANK 特性的研究和应用较多 ［11- 19］， 对 UNITANK 结 构 进 行 改 进 的 研 究 不 多。 笔 者 对 UNITANK 进行了分析研究 ［11- 12］， 认为传统 UNITANK 在运行过程中存在如下问题 1 污泥分布的波动性。由于没有污泥回流， 中 间池污泥主要由边池提供， 但是由于边池污泥浓度持 续降低， 使得中间池污泥浓度经历一个低高低的 变化过程， 影响到水质组分的降解， 导致出水水质不 稳定。 2 低负荷释磷不充分。在半周期的初期， 原水 直接进入边池， 但此时边池污泥浓度很高， 实测 MLSS 浓度可以达到6 000 ～ 14 000 mg/L， 使得有机负荷过 低， 聚磷菌释磷不充分， 进而使后续的好氧段超量吸 磷不足， 影响到出水中的磷酸盐浓度。 3 池体容积布局不合理。边池与中间池的有效 容积相等， 也就是在主反应阶段的 HRT 相等， 这和缺 厌 氧区容积与好氧区容积比为1∶ 2的观点不同， 不 利于磷的去除或氮的脱除。 针对传统 UNITANK 结构上的不足， 如果在不改 变池体基本结构的基础上， 经过简单的改进， 克服传 统 UNITANK 在运行过程中存在的问题， 对于原有 35 环境工程 2011 年 12 月第 29 卷第 6 期 UNITANK 的改造和新建 UNITANK 的设计具有很好 的现实意义。 1改进工艺的路线 如果边池能持续提供较高的污泥量， 中间池就能 保持相对稳定的污泥浓度。但是传统 UNITANK 工 艺每侧只有一个边池， 无法提供持续的高浓度污泥， 如果将边池改成 2 个以上， 且交替向中间池提供污 泥， 即可避免中间池污泥浓度的波动。多个边池的容 积既要考虑池体布局的紧凑性、 运行的简洁性， 又要 考虑生物脱氮除磷的容积要求。综合考虑， 改进后的 UNITANK 工艺仍然只有一个中间池， 但每侧有两个 尺寸完全一样的边池， 每个边池与中间池的容积比为 1∶ 2， 其布局如图 1 所示。 图 1改进工艺布局 运行时 A、 B 池一组， E、 D 池一组， 交替作为反应 池和沉淀池。但在半周期内， 在进水一端， A、 B 池或 E、 D 池交替进水。根据设想， 这种布局的特点有 1 工艺混合液流动的双流态。有水流推动时， 物质浓度既有池体内部变化， 也有池体之间的空间移 动形成的变化， 属于推流式反应过程; 无水流推动时， 其浓度只在内部发生变化， 属完全混合式反应过程 亦称时间推流反应过程 。因此， 本改进工艺集连 续进水、 间歇式运行、 推流式反应和完全混合式反应 特点于一体， 可以有效地提高对污染物的去除效率， 并可防止污泥膨胀。 2 有利于充分释磷。有水流推动时， 由于进水 只进入一个边池， 与生化反应区的水力停留时间比约 为1∶ 2， 比较符合一般生物除磷的设计要求， 有利于达 到较好的除磷效果。而不进水的反应器则可以在比 较安静的环境中充分释磷。由于厌氧释磷时间不宜 过长， 进水或不进水的持续时间不宜超过水力停留 时间。 3 污泥浓度稳定。由于缺乏污泥回流， 边池中 的污泥浓度受水力条件影响最大， 边池污泥损失主要 因为水流将其携带至下一反应区。同侧的两个边池 交替进水， 保证了进入生化反应区的污泥浓度。同时 边池因沉积了大量的污泥而不会导致污泥浓度降至 过低水平。因此， 整个反应器内的污泥浓度保持了相 对稳定。 但是实际运行能否与设想一致， 需要进行模拟验 证。如果模拟达到设想的效果， 然后再进行实际设计 与运行验证， 将大大减少实际运行失败的概率。 2模拟实验的准备 2. 1运行设置 运行时段安 排 见 表 1。总 水力 停 留 时 间 约 为 7. 5 h 进水池1. 5 h， C 池3. 0 h， 沉淀区3. 0 h ， 污泥 龄控制在10 ～ 15 d。 表 1改进工艺的运行时段安排 池体 上半周期下半周期 P1 － 1P1 － 2P1 － 3P1 － 4P1 － 5P1 － 6P1 － 7P1 － 8P2 － 1P2 － 2P2 － 3P2 － 4P2 － 5P2 － 6P2 － 7P2 － 8 60 min60 min30 min30 min15 min15 min1 min29 min60 min60 min30 min30 min15 min15 min1 min29 min A 池进水 搅拌 少氧 搅拌 少氧 进水 搅拌 少氧 搅拌 少氧 进水 曝气 多氧 曝气 多氧 沉淀 不出水 出水 沉淀 出水 沉淀 排泥 出水 沉淀 B 池搅拌 少氧 进水 搅拌 少氧 搅拌 少氧 进水 搅拌 少氧 曝气 多氧 进水 曝气 多氧 沉淀 不出水 出水 沉淀 出水 沉淀 排泥 出水 沉淀 C 池 曝气 多氧 搅拌 少氧 进水 曝气 多氧 曝气 多氧 搅拌 少氧 进水 曝气 多氧 D 池 出水 沉淀 出水 沉淀 排泥 出水 沉淀 进水 搅拌 少氧 搅拌 少氧 进水 搅拌 少氧 搅拌 少氧 进水 曝气 多氧 曝气 多氧 沉淀 不出水 E 池 出水 沉淀 出水 淀沉 排泥 出水 沉淀 搅拌 少氧 进水 搅拌 少氧 搅拌 少氧 进水 搅拌 少氧 曝气 多氧 进水 曝气 多氧 沉淀 不出水 45 环境工程 2011 年 12 月第 29 卷第 6 期 2. 2原水概况 实验用原水为某实验楼废水经化粪池处理后的 出水， 具体水质分布状况见表 2。模拟用的水质按照 原水实际情况分析， 主要模型水质指标如表 3 所示。 可以看出 进水中惰性 COD SI和 XI 含量较高， 这 可能因为经过化粪池后可降解 COD 大量被消耗， 相 应产生大量惰性 COD。考虑到水温较低情况， 动力 学参数采用10 ℃ 的推荐值。 表 2原水水质分布 mg/L 指标ρ COD溶解性 ρ COD ρ 氨氮ρ 硝态氮ρ 总氮ρ 磷酸盐ρ 总磷 范围120 ～ 35064 ～ 11826 ～ 650 ～ 330 ～ 690. 65 ～ 3. 981. 4 ～ 7. 6 平均值16085461. 2502. 053. 5 表 3原水 ASM2D 模型水质主要指标 mg/L 指标ρ COD ρ S F ρ S A ρ S I ρ X S ρ X Iρ 磷酸盐 ρ 氨氮 ρ 硝态氮 浓度122. 913. 89. 2412038. 91. 88271. 4 注 SF为可发酵易降解有机物; SA 为发酵产物; SI为惰性溶解性 有机物; XS为慢速可降解有机物; XI为惰性颗粒有机物。 2. 3模型构建 先确定各个池体的相关尺寸如表 4 所示， 模型构 建选用已有的方法 ［19- 20］， 因为上下半周期的运行完 全一致， 所以只设置上半周期的模拟流程， 如图 2 所示。 表 4模型的反应区尺寸 池体A 池上A 池中A 池底C 池 有效容积 /m30. 020. 010. 032 0. 108 横切面积 /m20. 12 图 2模拟流程 3结果与分析 为了便于对比， 在模拟结束后， 进行了实验测试， 模拟结果和实测结果在池体选择上保持一致。污泥 浓度 MLSS 变化主要考察 C 池以及 A、 B 池中部; 溶 解氧变化主要考察 C 池， A、B 池中部， D、 E 池的上部 和底部; 考虑到取样量等因素， 出水只考察沉淀区上 部出水， 指标主要是溶解性 COD、 氨氮、 硝态氮以及 磷酸盐。实测的污泥浓度和溶解氧是多次测量的平 均结果， 每个指标测定超过 5 次以上， 每次测定结果 的变化趋势基本一致。 3. 1污泥浓度 污泥浓度变化见图 3。 图 3污泥浓度变化 由图 3 可以看出 中间池污泥浓度波动很小， 达 到了稳定中间池污泥浓度的目的。因为交替运行， 边 池为中间池提供高浓度污泥的时间延长了， 同时边池 单位时间内提供的污泥总量减少， 中间池的污泥浓度 改变并不剧烈， 保证了污泥浓度的稳定。实测数据 中， A、 B 池先后出现高峰值， 这和模拟结果是一致的， 两者污泥浓度变化和模拟结果不完全一致， 应该是取 样或者搅拌不均匀造成的误差。 3. 2溶解氧 溶解氧变化见图 4。由图 4 可以看出 作为反应 区的边池， 在搅拌期间基本处于厌氧状态， 在曝气时 溶解氧浓度则迅速升高; 这样的氧状态有利于磷的充 分释放， 在交替作为沉淀区时， 不会使出水中含较多 磷; 中间池溶解氧因为持续曝气， 保持了较高氧水平， 保证了磷的好氧吸收， 为生物除磷形成良好的氧环 55 环境工程 2011 年 12 月第 29 卷第 6 期 a模拟结果; b实测结果 图 4溶解氧变化 境; 同时进入沉淀区的混合液不至于因反应导致氧浓 度急剧降低。 作为沉淀区的边池内氧情况有所不同， 在出水中 含有较高氧， 而底泥区则基本处于厌氧状态， 这样底 泥区有可能释放出磷酸盐， 影响出水水质。但因为出 水溶解氧由中部传输， 这说明中部有较高的氧浓度， 同时中部含有较多污泥， 进入沉淀区后， 可以吸收部 分底泥区释放的磷， 基本保证出水中的低磷状态。 实测结果与模拟结果的相对误差范围在 25 ， 误差有可能是测量仪器本身的精度造成， 当然也与实 际进水水质、 水量是变化的， 而非稳定的有关。 3. 3出水中溶解性 COD 出水中溶解性 COD 变化见图 5。 图 5出水中溶解性 COD 变化 溶解性 COD 的降解比较充分， 出水溶解性 COD 基本为惰性 COD， 和模拟结果一致。模拟与实测结 果的相对误差范围约为 25 ， 原因同 3. 2 中的相关 分析。 3. 4出水中氨氮和硝态氮 出水中氨氮和硝态氮变化见图 6。 图 6出水中氮类物质变化 氨氮和硝态氮的实测与模拟结果变化较为一致， 两者相对误差绝对值在 10 左右。氨氮的消化程度 低 可 能 与 较 低 的 水 温 有 关， 实 验 时 进 水 水 温 在 7 ～ 12 ℃ 变化， 这个温度并不利于硝化菌的生长和硝 化过程。 3. 5出水中磷酸盐 出水中磷酸盐变化见图 7。 图 7出水中磷酸盐变化 磷酸盐浓度变化差异较大， 这可能与磷酸盐的去 除过程较复杂有关。实测值为 D、 E 池出水的混合 液， 与 E 池的模拟结果更为接近， 两者相对误差绝对 值在 4 ～ 27 ， 与 D 池的误差在 16 ～ 44 。但很 明显， 出水磷酸盐浓度较低， 与设计预期基本一致。 4结论 针对传统 UNITANK 的不足之处设计了改进型 工艺， 首先利用 ASM2D 活性污泥数学模型进行模 拟， 并进行了实验研究作为验证， 结果表明 1 改进型工艺内污泥浓度稳定， 溶解性 COD 降 解充分， 出水磷酸盐浓度较低， 达到了设想的结果。 2 模 拟 结 果 与 实 测 结 果 较 为 一 致， 说 明 利 用 ASM2D 模型模拟改进工艺的运行特性是可行的， 在 一定程度上省去了对改进工艺进行的小试甚至中试 65 环境工程 2011 年 12 月第 29 卷第 6 期 研究。 当然， ASM2D 模型涉及的参数很多， 如果能对其 中的动力学参数、 化学计量系数等模型参数进行属地 化研究， 将大大提高模拟的精准性。 参考文献 ［1］李探微， 彭永臻， 何金． UNITANK 系统及污水处理研究方向的 思考［J］． 中国给水排水， 1999， 15 7 21- 23. ［2］石明岩， 强亮生， 吕锡武． 连续式一体化活性污泥工艺［J］． 环 境工程， 2003， 21 4 25- 28. ［3］羊寿生． 一体化活性污泥法 UNITANK 及其应用［J］． 给水排 水， 1998， 24 11 16- 19. ［4］冯凯， 杭世珺． UNITANK 处理城市污水工程实践［J］． 给水排 水， 2002， 28 3 1- 4. ［5］雷明， 陶涛， 苏锡波， 等． UNITANK 在东鄱污水厂的应用［J］． 中 国给水排水， 2005， 21 1 75- 78. ［6］林敏兰， 隋军， 程瑾， 等． UNITANK 在猎德污水厂的应用［J］． 中 国给水排水， 2005， 21 3 66- 69. ［7］王乐， 缪焕权， 周业勤． 大沥污水处理厂 UNITANK 的调试运行 ［J］． 中国给水排水， 2008， 24 2 92- 94. ［8］李凌云， 雷明． CAST、 UNITANK、 氧化沟的生物除磷工艺设计和 运行［J］． 中国给水排水， 2010， 26 2 45- 48. ［9］国际水协废水生物处理设计与运行数学模型课题组． 张 亚 雷， 李咏梅， 译． 活性污泥数学模型［M］． 上海 同济大学出版社， 2002. ［ 10］W Gujer，M Henze，Mino T，et al． Activated sludge model No． 2D ［J］． Wat Sci Tech， 1999， 39 1 165- 182. ［ 11］Zhang Fagen，Liu Junxin，Sui Jun． Sludge dynamic distribution and its impact on the perance of UNITANK［J］．Journal of Environmental Science， 2007， 19 2 141- 147. ［ 12］张发根， 刘俊新， 隋军． 利用 ASM2D 分析 UNITANK 的反硝化 行为［J］． 水处理技术， 2007，33 5 18- 21． ［ 13］董姗燕， 汪喜生， 王文佳， 等． UNITANK 工艺流程中磷酸盐浓 度的非稳态特征［J］． 环境化学， 2007， 26 1 1- 4. ［ 14］董姗燕， 汪喜生， 彭争梁， 等． UNITANK 工艺流程溶解氧浓度的 动态分析［J］． 安全与环境学报， 2007， 7 1 42- 45. ［ 15］董姗燕， 汪喜生， 王文佳， 等． UNITANK 工艺流程氨氮浓度的动 态特征［J］． 环境污染与防治， 2006， 28 10 731- 733. ［ 16］李凌云， 雷明， 陶涛， 等． UNITANK 工艺厌氧环境的实验研究及 工艺优化［J］． 中国给水排水， 2006， 22 9 86- 89. ［ 17］陈运进． 猎德污水处理厂 UNITANK 工艺的运行效果［J］． 中国 给水排水， 2006， 22 2 93- 95. ［ 18］雷明， 李凌云， 苏锡波， 等． 对三池式 UNITANK 工艺的几点深 入认识［J］． 环境工程， 2006， 24 6 35- 36. ［ 19］张发根， 刘俊新， 隋军． 活性污泥工艺模拟的分类及在城市污水 厂的应用［J］． 给水排水． 2006， 32 9 94- 100． ［ 20］张发根， 李 笛，罗 定 贵，等． UNITANK 工 艺 特 性 及 其 基 于 ASM2D 的模拟分析［J］． 环境工程， 2009， 27 5 60- 64. 作者通信处张发根510006广州市大学城外环西路 230 号 A129 信箱 E- maildustinzh 263． com 2011 － 04 － 21 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 102 页 ［7］吴建峰，沈锡辉，周宇光， 等．一 株 降 解 对 氯 硝 基 苯 的 Comamonas sp． CNB1 的分离鉴定及其降解特性［J］． 微生物学 报，2004，44 4 8- 12． ［8］郑春莉，周集体，王竞， 等． 硝基苯高效降解菌群对硝基苯好 氧降解［J］． 大连理工大学学报，2008，48 2 173- 177． ［9］朱明霞，车文实，王君． 分光光度法测定痕量亚硝酸根［J］． 高师理科学刊，2000，20 1 37- 38． ［ 10］国家环境保护总局． 水和废水监测分析方法［M］． 4 版． 北 京中国环境科学出版社，2002． ［ 11］Lessner D J，Johonson G R，Parales R E，et al．Molecular characterizationandsubstratespecificityofnitrobenzene dioxygenase fromComamonassp．strainJS765 ［J］． Applied Environmental Microbiology，2002，68 2 634- 641． ［ 12］Park HS， LimSJ， ChangYK， etal．Degradationof chloronitrobenzenes by a cocluture of Pseudomo-nas putida and a Rhodococcus sp［J］． Applied Environmental Microbiology，1999， 65 3 1083- 1091． ［ 13］毛月红，李江云，刘英杰． 超声波水处理技术及应用［J］． 工 业水处理，2006，26 6 10- 13． ［ 14］胡嘉东， 王宏杰，董文艺， 等． 低强度超声提高污泥活性的运 行条件优化［J］． 给水排水，2008，34 1 202- 203． 作者通信处周集体116024大连市甘井子区凌工路 2 号大连理 工大学化工与环境生命学部 电话 0411 84706252 E- mailzjiti 163． com 2011 － 06 － 21 收稿 75 环境工程 2011 年 12 月第 29 卷第 6 期