占夢潮， 洪俊明， 鄒璐鮮， 戴蘭華， 陳向強， 謝小青

(1. 華僑大學 化工學院， 福建 廈門 361021；. 廈門市排水監(jiān)測站， 福建 廈門 361005；3. 廈門水務中環(huán)污水處理有限公司， 福建 廈門 361005)

ASM2D模型的多模式AAO工藝模擬和優(yōu)化

占夢潮1， 洪俊明1， 鄒璐鮮1， 戴蘭華2,3， 陳向強3， 謝小青3

(1. 華僑大學 化工學院， 福建 廈門 361021；. 廈門市排水監(jiān)測站， 福建 廈門 361005；3. 廈門水務中環(huán)污水處理有限公司， 福建 廈門 361005)

利用活性污泥2D模型(ASM2D)構建厭氧-缺氧-好氧(AAO)多模式工藝的模型，通過靈敏度分析，對模型的動力學參數(shù)進行校正.通過改變工藝運行模式，排泥量、內(nèi)回流比和外回流比，優(yōu)化多模式AAO工藝.結果表明：該污水處理廠的最優(yōu)工藝運行模式為改良式AAO模式；當控制排泥量為2 000 m3·d-1時，內(nèi)回流比為100%，外回流比為50%，出水CODCr、氨氮和總氮質(zhì)量濃度等指標均可達到GB 18918-2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級B標準；經(jīng)過模擬和比較，曝氣能耗比原來節(jié)省28.7%，內(nèi)回流能耗相比原來節(jié)省37.3%. 關鍵詞： 多模式AAO工藝; ASM2D; 數(shù)學模擬; 工藝優(yōu)化; 活性污泥

目前污水處理工藝大多依靠工藝工程師的經(jīng)驗運行，但污水處理過程非常復雜，不確定性因素較多.因此，可能導致工藝參數(shù)調(diào)整過于保守、運行成本高等問題，甚至存在一定的風險，無法達到最優(yōu)工況，數(shù)值模擬方法是運用數(shù)學模型對各種實際問題進行研究的方法，并運用于污水處理工藝的運行模擬[1-4].活性污泥模型(ASM)是國際水協(xié)發(fā)布的關于活性污泥反應的動力學模型，近年來，污水處理廠開始采用ASM模型進行污水廠的設計、運營和控制模擬[5]，運用ASM2D模型對AAO工藝進行模擬[6-9]，優(yōu)化運行工藝和成本.Guerrero等[10]利用ASM2D模型模擬AAO，UCT，MUCT，BDP和JHB工藝，得出JHB和MUCT工藝對磷的去除效果最好，而BDP和UCT工藝由于大量的硝酸鹽進入?yún)捬鯀^(qū)導致磷的去除率最低，適合反硝化過程.Kim等[11]運用ASM模型優(yōu)化改良ABA2工藝曝氣時間，使COD，TN和TP去除率分別達到89%，73%和82%，同時節(jié)約能耗.近年來，國內(nèi)已有眾多研究將模型成功地應用于污水處理廠模擬與優(yōu)化控制研究，并取得良好的效果[12-15].活性污泥數(shù)學模型可作為一種輔助工具指導污水廠的運行，為污水廠的升級改造，優(yōu)化運行提供指導[16].本文模擬某污水廠多模式AAO工藝模式，通過靈敏度分析優(yōu)化模型參數(shù).

1 污水廠現(xiàn)狀

某城市污水處理廠采用多模式AAO工藝，文中就3種常見AAO進行模擬.通過改變進水點，回流位點及控制閥門開度，可在常規(guī)、改良型和倒置AAO模式間切換.出水達到GB 18918-2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級B標準[17]，處理能力為15 萬m3·d-1.

2 構筑物尺寸運行參數(shù)

該污水處理廠分兩期建設，由于建設和設計時間不同，設計參數(shù)取值略有不同.A，B組前面的構筑物都是八格方池，分別為預缺氧池(1號池)、厭氧池(2號池)、缺氧池(3～8號池)、好氧生物池(A，B1和B2池)、二沉池.合流并進行排泥.A組水量為5 萬m3·d-1，厭缺氧段停留時間為6.56 h，有效容積為1.36 萬m3.好氧段停留時間為7.64 h，有效容積為1.6 萬m3，ρ(DO)為1.1 mg·L-1.B組水量為10 萬m3·d-1，厭缺氧池有效容積為1.468 萬m3，停留的時間為7.12 h.好氧池有效容積V=1.599 8 萬m3，停留時間為7.6 h，ρ(DO)為1.6 mg·L-1.A，B組進水均采用分流，預缺氧池與厭氧池進水分配比為0.75.目前該污水廠是以改良AAO模式運行，A組內(nèi)的回流量為3.326 4 萬m3·d-1(回流比為150%)，B組內(nèi)回流量為9.968 4 萬m3·d-1(回流比為100%).兩組工藝的外回流分開回流，A組外回流比為50%，B組外回流比為50%.

3 模型的建立

圖1 污水處理廠工藝模擬流程圖Fig.1 Simulated flow-sheet of the waste water treatment plant

模擬工藝流程圖是根據(jù)污水廠實際運行工藝而進行設計的.污水處理廠工藝模擬流程圖，如圖1所示.針對選取的9，10，11月數(shù)據(jù)進行動態(tài)模擬，所有水質(zhì)數(shù)據(jù)均來自于該污水處理廠的日常監(jiān)測.

4 靈敏度分析

國際水協(xié)(IWA)給出了ASM2D中的動力學和化學計量參數(shù)的默認值，在實際污水處理工藝應用中，為了提高模擬結果的可信度，仍有許多參數(shù)需要重新校核[18].靈敏度是用來衡量參數(shù)變化對目標或系統(tǒng)狀態(tài)產(chǎn)生影響程度的一個量化指標.活性污泥法數(shù)學模型參數(shù)靈敏度分析中最常用的是相對靈敏度，計算公式[19]為

(1)

將9，10，11這3個月進水組分數(shù)據(jù)輸入模型中，進行動態(tài)模擬，并調(diào)節(jié)動力學參數(shù)，調(diào)節(jié)參數(shù)前和調(diào)節(jié)后的ρ(CODcr)，ρ(TN)，ρ(NH3-N)模擬結果，如圖2所示.

(a) COD (b) TN (c) NH3-N圖2 出水模擬值和實際值比較Fig.2 Comparison between the simulation and the real value of the effluent quality

圖2(a)為ρ(CODcr)模擬值和ρ(CODcr)實測值的對比圖.由圖2(a)可知：模型模擬值與實測值變化趨勢較為一致，模擬值基本能夠很好地反應實測值ρ(CODcr)的變化.圖2(b)為ρ(TN)模擬值和ρ(TN)實測值對比圖.由圖2(b)可知：ρ(TN)實測平均值為(14.42±2.18) mg·L-1，ρ(TN)模擬平均值為(20.46±3.64) mg·L-1.由圖2(c)可知：ρ(NH3-N)模擬平均值為(6.34±2.11) mg·L-1；實測平均值為(2.09±0.90) mg·L-1.因此，需要對模型的動力學參數(shù)進行一定的調(diào)整.

對模擬結果影響較大的動力學參數(shù)，如表1所示.表1中：對ρ(CODcr)影響較大的參數(shù)有μPAO，KO2，qPP，其次為KA，Kpp；對ρ(TN)有影響的參數(shù)為μPAO，KO2，qPP，其他參數(shù)影響較??；影響ρ(NH3-N)較大的參數(shù)有qpp，μPAO，KO2，KA，其他參數(shù)影響較小，甚至無影響.

表1 靈敏度較高的動力學參數(shù)Tab.1 Kinetic parameters with higher sensitivity mg·L-1

調(diào)整聚磷菌(PAO)的最大生長速率μPAO由1.0至0.8.由于該參數(shù)可影響PHA的好氧生長，PHA只與PAO有關，且PAO可進行反硝化，調(diào)節(jié)該參數(shù)可改變出水ρ(TN)值.然后，通過調(diào)整氧的飽和/抑制系數(shù)KO2由0.2至0.1.由于改變異養(yǎng)菌的氧飽和抑制系數(shù)可改變異養(yǎng)菌的發(fā)酵過程，有利于硝化菌的生長，從而可調(diào)節(jié)出水氨氮值.參數(shù)調(diào)整后，對比圖3(b)校準前和校準后數(shù)據(jù)，出水ρ(TN)模擬值(16.94±3.64) mg·L-1和實測值(14.42±2.18) mg·L-1更接近，ASM2D模型對氨氮的模擬值基本可以反映氨氮的降解趨勢，氨氮模擬值(3.20±1.73) mg·L-1和實測值(2.09±0.90) mg·L-1也基本達到一致.經(jīng)過參數(shù)校正后，模擬值與實測值的偏差率為34.7%，能模擬污水處理工藝運行的要求[20].

5 數(shù)學模型的工藝優(yōu)化

基于調(diào)整后的動力學參數(shù)模型，分別對不同的工藝模式、排泥量、內(nèi)回流比和外回流比等運行參數(shù)進行優(yōu)化.

5.1 不同運行模式下的AAO工藝

常規(guī)AAO法主要適用于污水處理廠氨氮和總磷進水質(zhì)量濃度較低的情況，即可使出水水質(zhì)達標；改良AAO法主要適用于污水處理廠進水總磷質(zhì)量濃度較高，而氨氮質(zhì)量濃度不高，且需要強化除磷的情況；倒置AAO法主要適用于污水處理廠進水氨氮較高，需要強化生物脫氮處理效果的情況，如果總磷的質(zhì)量濃度過高也可通過化學除磷的方式進行處理[21].

不同模式AAO工藝的出水水質(zhì)變化的模擬，如圖3所示.由圖3可知：3種工藝模式下ρ(CODcr)的去除，最優(yōu)者為倒置AAO工藝，其次為常規(guī)AAO工藝.因為倒置AAO工藝缺氧池位于厭氧區(qū)前面，反硝化菌可以優(yōu)先獲得碳源，所以其碳源消耗比其他工藝更快，進而出水ρ(CODcr)更低.

對于TP的去除率，最優(yōu)者為改良型AAO工藝，這是因為其在厭氧區(qū)前端有一個預缺氧區(qū).回流污泥先經(jīng)過預缺氧區(qū)消耗部分溶解氧后，再流入?yún)捬鯀^(qū)，從而減少帶入?yún)捬鯀^(qū)的溶解氧量，這樣可以改善厭氧區(qū)的厭氧環(huán)境，保證厭氧區(qū)的釋磷效果，好氧區(qū)的吸磷能力也相應得到增強[22]，故其除磷能力相對更強.而倒置AAO除磷能力相對較弱，主要是由于大部分碳源分配到缺氧池，影響厭氧池中聚磷菌厭氧釋磷及好氧吸磷的作用[23].

圖3 不同模式AAO工藝下的出水水質(zhì)Fig.3 Effluent quality under different AAO processes

5.2ρ(DO)值的影響

ρ(DO)值對模擬出水效果的影響，如圖4所示.由圖4可知：ρ(DO)從0.5 mg·L-1增加至2.0 mg·L-1時，此時有機物的消耗速率明顯地加快，微生物會在有氧的條件下，利用有機物進行有氧代謝合成新的細胞，好氧池硝化菌也可以更好地將氨氮氧化為硝態(tài)氮.因此，出水ρ(CODcr)降低，出水ρ(TN)和ρ(NH3-N)下降.出水ρ(TP)反而升高，這是因為ρ(DO)增加，好氧池中NO3-增多，導致回流至前端的NO3-增多，影響聚磷菌厭氧釋磷.因此，污水廠好氧段最優(yōu)的ρ(DO)為1.0 mg·L-1，此時出水ρ(CODcr)，ρ(TP)，ρ(NH3-N)和ρ(TN)均指標達到GB 18918-2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級B標準.通過對ρ(DO)和鼓風機曝氣能耗進行核算，工藝優(yōu)化后曝氣能耗可節(jié)省28.7%(相比污水廠A組1.1 mg·L-1和B組1.6 mg·L-1).利用污水處理廠2013年12月進水數(shù)據(jù)進行溶解氧質(zhì)量濃度調(diào)整驗證，優(yōu)化后的模型ρ(DO)設為1.0 mg·L-1.

5.3 排泥量的影響

活性污泥工藝對磷的去除主要是通過排放高含磷污泥而實現(xiàn)的，如排泥量過少，除磷效果差，同時造成污泥中磷的重新釋放，降低除磷效果[24-25].排泥過多，則回流至預缺氧池的污泥較少，進入?yún)捬醭氐奈勰鄿p少，導致脫氮效果減弱，但是排泥過多也會導致后續(xù)的污泥處理費用增加.不同排泥量條件下的出水水質(zhì)，如圖5所示.

圖4 不同ρ(DO)下水質(zhì)的變化 圖5 不同排泥量下的出水水質(zhì)Fig.4 Effluent quality of simulation Fig.5 Effluent quality of simulation under different ρ(DO) under different sludge volume

由圖5可知：排泥量增加，出水ρ(CODcr)和ρ(TP)下降，但出水ρ(TN)和ρ(NH3-N)反而上升.出水ρ(TP)的降低，主要是排泥除磷(污泥中含有大量的聚磷菌)；而排泥量增加也會導致相應的外回流污泥減少，ρ(TN)和ρ(NH3-N)增加.因此，綜合考慮兩方面的影響，排泥量應該設置在2 000 m3·d-1，這和污水處理廠原來設置值一致.

5.4 回流比的影響

模擬內(nèi)回流比為50%，100%，150%，200%條件下的污染物去除效果，結果如圖6所示.A，B組不同外回流比的出水水質(zhì)，結果如圖7所示.

圖6 不同內(nèi)回流比下的出水水質(zhì) 圖7 不同外回流比下的出水水質(zhì)Fig.6 Effluent quality of simulation under Fig.7 Effluent quality of simulation under different internal reflux ratio different external reflux ratio

由圖7可知：外回流比從50%增加至200%時，出水的ρ(CODcr)由20.72 mg·L-1增加至29.87 mg·L-1；而總磷質(zhì)量濃度則由1.12 mg·L-1增加至2.21 mg·L-1；總氮則由17.50 mg·L-1下降至14.64 mg·L-1，總氮降低19.4%；氨氮由5.69 mg·L-1降低值2.09 mg·L-1，且在外回流比100%時降至最低5.4 mg/L.外回流比的增大并沒有使得COD的去除率進一步增加，可能是因為回流比過大，導致污泥在各個反應器的沉積降低了有機物的去除.總磷增加比較明顯，這是由于回流污泥中含有大量的硝化液，使得反硝化作用也在厭氧池中進行，從而與釋磷菌爭奪碳源，影響除磷效果(特別是進水碳源較少時)，導致出水TP增加.而氨氮和總氮質(zhì)量濃度的下降，是因為回流污泥量大，反硝化作用更加充分，氮的去除較高.隨著污泥回流比的增大，運行費用也將增加.綜合各項水質(zhì)指標，建議該污水廠A，B組外回流比控制在50%，這和污水處理廠設定值一致.

6 結束語

以ASM2D模型為基礎，對污水廠AAO工藝進行模擬，通過靈敏度的分析，校正動力學參數(shù)，使得出水的ρ(CODcr)，ρ(NH3-N)和ρ(TN)模擬值與實際值基本一致.改良AAO模式為最優(yōu)的工藝模式，在ρ(DO)設置為1.0 mg·L-1時，排泥量可以控制在2 000 m3·d-1,內(nèi)回流比均為100%，外回流比50%的出水水質(zhì)最佳；同時,ρ(DO)能耗相比原來節(jié)省28.7%，內(nèi)回流能耗相比原來降低37.3%.通過工藝優(yōu)化，ρ(DO)、排泥量、內(nèi)回流比和外回流比整體能耗相比原來下降了27.3%.

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(責任編輯： 陳志賢 英文審校： 劉源崗)

Multi-Mode AAO Process Simulation and Optimization Based on ASM2D Model

ZHAN Mengchao1, HONG Junming1, ZOU Luxian1,DAI Lanhua2,3, CHEN Xiangqiang3, XIE Xiaoqing3

(1. College of Chemical Engineering, Huaqiao University, Xiamen 361021, China；2. Drainage Monitoring Station, Xiamen 361005, China；3. General Water of Xiamen Sewage Company Limited, Xiamen 361005, China)

Activated sludge model No 2D (ASM2D) has been used to establish the model of multi-mode anaerobic-anoxic-oxic (AAO) process. The kinetic parameters of the model were calibrated through the sensitivity analysis, and the sludge discharge capacity, the interior return ratio and external reflux ratio were adjusted in order to optimize the operation of multi-AAO process. The results showed that the optimal process operation of sewage treatment plant was the Modified AAO mode. If the capacity of sludge discharge was controlled to 2 000 m3·d-1, the interior return ratio could be 100%, the external reflux ratio 50%, and the concentrations of the effluentρ(CODcr),ρ(NH3-N) andρ(TN) all below the threshold values set out by the Chinese legislation ofDischargeStandardofPollutantsforMunicipalWastewaterTreatmentPlants: GB 18918-2002 Class 1B. Meanwhile, after simulations and comparisons, the aeration energy consumption decreased by 28.7%, and the consumption of the internal reflux energy dropped by 37.3% compared to those of the past. Keywords： multi-mode anaerobic-anoxic-oxic process； activated sludge model No 2D; mathematical modeling; process optimization； activated sludge

10.11830/ISSN.1000-5013.201701013

2015-09-28

洪俊明(1974-)，男，副教授，博士，主要從事水污染控制的研究.E-mail:jmhong@hqu.edu.cn.

國家水體污染控制與治理科技重大專項資助項目(2012ZX07313-001-08); 福建省高校產(chǎn)學研重大項目(2014Y4006); 福建省廈門市科技計劃項目(3502Z20140057， 3502Z20151256)

X 703

A

1000-5013(2017)01-0069-06