（模式识别与智能系统专业论文）生物营养物去除工艺自控基础试验研究.pdf

北京建筑t 程学院顾士学位论文 摘要 生物营养物去除工艺模拟一自控基础试验研究 摘要 污水处理厂进水水质、水量波动会对工艺运行造成负面影响，运行策略控制 不当不仅出水水质难以达标，还会造成无谓的能量浪费。在线检测水质水量、数 学拟技术模拟最优工况、自动控制调节工艺参数理论上可以有效解决污水处理厂 普遍面临的这一问题。这就需要工程实践中首先解决几个环节的技术基础问题， 如，数学模型进水参数划分并验证校正模型参数、在线检测数据输入计算机模型、 模拟结果反馈自控设备等等。其中，与工艺运行密切相关的数学模拟环节是实现 整个自控工艺过程的关键。 本研究建立在一试验室中试生物营养物去除工艺基础之上，模拟预测并试验 验证所选择的数学模型的准确性，同时对真实污水进行模型进水参数定量划分、 模型参数调整等进行系统方法研究，从而为在线检测仪器奠定计算机水质实时划 分基础，也为快速、准确的模拟结果输出自控设备创造可靠的技术条件。 试验与曲线拟合数据显示，试验中所采用的真实生活污水c o d 组成分别为： x i = 1 7 ；x s = 1 4 ；s a = 1 6 ；s f = 4 6 ；s i - 6 8 。利用a q u a s i m 2 0 软件运行 t u d 模型，并对工艺运行工况进行模拟预测。预测值与实际运行检测数据存在一 定差异。对此，首先借助m a e r o b a l 软件对实测数据进行工艺物料平衡检查，然后 利用实测数据对模型参数进行有效校正。 可持续预测后续试验数据。 校正后的模型与实测数据良好拟合，并 模拟预测与实测数据显示，当进水水质为c o d t = 3 0 0m g l 、t p = 6m g p l 、 t n = 6 0m gn l 时，中试系统出水t p 出现超标( 1m gp l ) 现象。作为强化生 物除磷的应对措施，此时以3 0 厌氧池上清液侧流比引出上清液实施化学磷回收 沉淀；模拟预测与实测数据一致显示，经测流磷回收后的系统出水t p 逐渐恢复至 5m gp l ) 【1 8 1 。开启厌氧池侧流化 学磷回收后，分别以侧流比为1 0 ，2 0 ，3 0 进行试验研究，试验结果显示， 调节至p h = 1 0 时厌氧池上清液磷可以达到最大沉淀效率( 9 0 ) ；随着厌氧池侧 流比的增加出水p 的浓度不断降低，当侧流比达到3 0 时出水p 达标，进一步加 大侧流比出水n 迅速升高。实际测量值与模拟值还显示厌氧池侧流化学磷回收对 于除了p 以外的其他指标影响不大。根据他们的试验结果，在b c f s 系统中，在 6 北京建筑工程学院硕i ：学位论文绪论 进水c o d p 为3 7 5 且出水p 超标的情况下，实施厌氧池上清液侧流化学磷回收 在侧流比为3 0 的情况下出水p 能够达标，化学除磷作用最多可去除进水负荷中 6 4 的磷【18 1 。 以上试验结论都是在以人工配水为试验材料而得出的，而人工配水毕竟与真 实污水还存在差距，为了经一步验证这些结论应用于实践的准确性还需要以真实 生活污水为试验材料进一步进行研究。 1 5 模拟技术在工艺自动控制过程中的应用 一般来说，在污水处理厂传统运行中人员手工操作起着主导作用，水质的监 测、工况的调节都离不开人的作用。污水处理过程纷繁复杂，其中包括很多模糊 性和不确定性，人工操作与操作所带来的后果之间的关系尚未明朗化，在传统的 p i d 控制方法中对于数学模型和分析过程的要求十分精确，无法处理复杂的污水 处理过程，所以整个过程的闭环的控制般由人工来完成。人为因素发挥主导作 用，不利于系统的稳定性，企业的效益也难以进一步提高 1 9 - 2 1 】。 自动控制指采用自动化仪器仪表或自动控制装置代替人对工业生产过程进行 控制，使之达到预期状态或性能指标。自动化技术在污水处理事业得到了广泛应 用。污水自控系统的运行，可以实现无人工参与下的工艺运行，节省了人力资源， 降低能量消耗，促进设备完好，保证出厂水质，显著提高了水厂的社会效益和经 济效益【2 l 】。 建立水厂数据自动监控系统对重要的运行参数如水厂水压、浊度、余氯、出 水流量、液位、电流电压、设备运行状态、p h 等通过计算机采集监控，并将所有 的数据备份保存，以便日后分析、取证、归档可使污水处理厂管理者能及时获得 水厂信息，了解水厂运行状况，并以此为依据进行科学的生产管理。 1 5 1 国内外污水自动控制系统研究现状 当今计算机在污水处理过程中的应用趋于普遍，现在许多国内外的大中型污 水处理厂均在采用集散型自动控制系统进行控制，在污水处理现场设置多台计算 机，从而对整个污水处理过程实行多环路反馈控制，控制指标包括曝气量、化学 药剂投加量、泵房机组流量控制等。虽然说国内的自动化污水处理研究开始较晚， 但是随着近几年的发展，也取得了一些显著进步。目前，国内污水处理控制水平 7 北京建筑t 程学院硕士学位论文绪论 大致可以分为以下三个层次： 1 ) 手动操作：通常采用常规分散式仪表对污水处理过程中的浊度、液位、p h 值、流量、温度等性能指标进行离线或在线采集，由所得数据实施控制策略，操 作员在现场控制主要设备，比如说阀门的开启、鼓风机调节、电机启停等，在这 种控制模式下工况运行完全由人工在现场操作完成【2 2 1 。 2 ) 半自动控制：通过数据采集器等手段采集局部过程量送入控制室，一般在 控制室设有上位机或工艺模拟显示屏，在模拟屏或上位机上显示浊度、液位、p h 值、流量、温度等性能指标以及电机、n f - 的运行状态，随生产过程进行监控【2 3 - 2 4 】。 3 ) 完全自动控制：以计算机技术为核心与多层次的网络结构结合对污水处理 的全程生产操作进行无人参与的全自动控制。生产过程中的各种信号通过变送输 入下位机，一般来说下位机采用可靠的p l c 作为中心控制单元，运行先进的控制 算法，以此达到现场设备的实时控制目的【2 5 2 6 1 。 1 5 2 污水处理自动控制的难点 由于污水处理的工艺流程复杂，控制系统规模庞大，各工艺过程地理位置较 为分散，所以它是一个大滞后、多变量、多回路、非线性的复杂相互联系的系统。 由于污水处理是一个批次生产过程，污水分批进入反应池中发生反应，给控制系 统带来较大的超量调节，但是控制过程比较短暂【2 7 1 。污水处理的前后工序之间存 在互锁关系，而某些监测参数的在线检测仪器存在滞后、误差等问题，从而导致 控制的实时性和精度难以把握。为此需要研究污水控制对象的特性，选择合适的 控制参数，以保证质量控制【2 7 】。污水处理涉及到的生化反应过程是一个大滞后过 程，制定怎样能既保证效果又不过于复杂的控制策略是一个很重要的研究问题。 污水处理厂的设备都是大能耗、大功率的设备，在实际的设计过程中应充分考虑 设备合理配置使用，以及能源节约的问题。如何实现污水处理控制系统中较高的 通信速率和通信质量，建立完整、可靠地综合自动化系统，应用开放性的通信接 口，还有待研究【2 8 1 。 目前，我国建成并投入运行的城市处理污水厂约8 0 0 多座，大部分为活性污 泥处理系统。全国城市污水二级处理率为9 1 0 【2 7 1 。我国城市污水的近期处 理目标是到2 0 1 0 年设市城市处理率不低于6 0 。由于国家和地方对环境保护的 日益重视，城镇污水厂的规模和数量迅速扩大。但大部分污水厂的实际运行却停 北京建筑工程学院硕+ l ：学位论文绪论 留在传统的人工控制作业模式上，不仅运行成本高昂，并且由于人工控制很难有 效地进行预测调控，长期不能处于最佳运行工况，甚至不能达标排放 2 8 之9 1 。对污 水厂实现智能化自动控制已成为广大专业人士的共识，但苦于在线检测的困难和 污水生物处理过程动态、非线性所表现出来的高度复杂性，目前仍没有实现及时 有效的多任务自动控制。 1 5 3 数学模拟技术在工艺自动控制中的应用 污水生物处理系统是一个以微生物为主体的动态复杂系统。微生物本身生理 生化的复杂性，各种微生物之间复杂相互作用以及进水水质水量动态变化使微生 物体系具有多变量、高度非线性等特点，控制决策必须应对复杂的多任务，多目 标要求【3 0 1 。如何控制参数来达到目标是其中最主要的问题。在如何解决这个问题 上存在两条完全相反的技术路线：即“黑箱 路线与“白箱”路线【3 0 】。 “黑箱”路线的代表是模糊控制，神经网络控制和专家系统等是最近才发展 起来的。这些方法具有以下3 个显著特点：一是控制变量多为中间变量和单变量 控制；二是很少涉及活性污泥系统代谢过程；三是不以精确控制为目标【3 1 1 。 “白箱”路线的代表是数学模拟技术。在过去几十年中随着一些基础理论研 究的不断深入发展，活性污泥系统代谢模型成功建立了【3 2 1 。从此以后，污水微 生物处理系统中各种微生物复杂的生化反应过程及相互间的影响已彻底明确。另 方面，计算机技术的飞速发展引发了许多功能强大的模拟软件问世。这些软件 与活性污泥模型结合不仅能实现对污水生物处理系统精确的静态模拟，更能在动 态水质、水量下实现精确的动态模拟【3 2 。3 3 1 。 数学模拟技术在污水处理厂自动控制的过程中的应用比较少见。这主要由以 下两方面的原因造成的：( 1 ) 长期以来，人们一直认为活性污泥动力学模型是基 于“稳态 假设推导的，所以对于动态的系统并不能表现出足够准确的模拟和预 测能力【3 4 1 。还有的人认为活性污泥系统需要测定的参数众多，而大部分无法或很 难直接确定，这给通过活性污泥动力学模型用来描述污水生物处理的动态特性带 来很大的困难。综合以上原因多数人对在污水生物处理系统中应用数学模拟技术 不以为然【3 卯。( 2 ) 模拟技术在实际应用中面临的最大问题是输入数据的准确性。 大的测量误差普遍存在。流量、各组分( c o d 、n 等) 的物料平衡永没有达到1 0 0 的闭合。此外，敏感性分析显示，运行参数对模拟结果的影响程度远远大于动力 9 北京建筑工程学院硕士学位论文绪论 学参数，影响程度从大到小排列为：运行参数，化学计量系数，动力学参数。如 果使用未经平衡校正的错误数据来调整动力学参数以达到校正模型的目的，其结 果必将是将错就错南辕北辙【3 4 1 。上文中已提到过，近年来国内外大量专家对实际 污水处理厂进行的模拟研究证实数学模拟技术对动态运行有很好的模拟预测效 果。另外先进的在线检测仪器已经诞生比如本人在实验过程中证实在线监测仪器 的测量数值同采用标准方法的人工检测方法所得结果基本一致。 理论和实践都表明，数学模拟技术完全可以应用到污水生物处理系统的智能 控制过程中，处于“自箱 阶段的特性更使其成为彻底解决控制决策中控制参数 确定及参数控制目标确定两大难题的关键【3 】 1 0 北京建筑工程学院硕士学位论文试验方法及装置 2 1 试验概述 2 试验方法及装置 本研究以图1 1 所示框架为中心，以建立起污水处理工艺自动控制完整体系而 在最优工况条件下运行为目标逐步推进实验进程。在此过程中数学模型为核心内 容，为了将数学模拟技术应用于工艺的自动控制中，首先应保证模拟结果的准确 性。从这一点出发，本课题研究首先在a q u a s i m 2 0 软件中建立起工艺模型和水 力模型，之后应用在线检测仪器b o d t r a k 对真实生活污水进行精确的水质划分。 以上工作完成后采用模型缺省值对于运行工况进行初步模拟预测。模拟结果显示 在大部分数据吻合良好的情况下模拟数值与实测数据存在一些差距。采用 m a c r o b a l 软件对于实际测量数据进行平衡检查无误后利用实测值校正模型。选择 另一工况对校正后的模型进行验证，结果表明经校正的模型有很好的模拟预测能 力。利用数学模型研究了低碳源条件下化学磷回收对于生物除磷的强化作用。模 拟与实测结果都显示化学磷回收可以提高低碳源进水条件下污水处理工艺的处理 效果。在这一过程中也总结出了厌氧池侧流比与厌氧池释磷浓度存在一定关系。 这为污水处理工艺自动控制策略的制定提供了一定基础。以上事实均说明数学模 拟完全可以应用到指导污水处理工艺的自动控制过程。模拟自控技术的中心处理 部分中数学模拟技术准备完毕后，后续研究中开始逐步利用模拟技术结合具体水 质制定控制参数及控制目标。与此同时完成中心处理单元两端的硬件接入。 2 2 试验装置及参数 2 2 1 试验装置 试验装置采用荷兰工艺b c f s 中试系统。此中间试验装置设计日处理水量0 4 5 m 3 。各反应器采用圆柱形有机玻璃池体，在厌氧池、缺氧池和缺好池上端设置速 度可以调节的搅拌器。缺好池和好氧池底端设有盘式曝气头，因此各反应器均可 视为完全混合式反应器。进水直接进入厌氧池，经过四个反应器在沉淀池内沉淀 后出水直接排出。进水及各混合液回流采用蠕动泵精确控制，流量相对误差小于 2 。各泵设有数据传输接口以备智能控制之用。厌氧池内设置竖直挡板，挡板底 北京建筑t 程学院硕： = 学位论文试验方法及装置 部与厌氧池主反应区连通，挡板上部与主反应区隔绝以形成沉淀区。厌氧池混合 液从挡板下部进入沉淀区，经泥水分离形成上清液，经沉淀活性污泥通过底部连 通返回主反应区。设备详细情况如图2 1 所示。设备参数如表2 1 所示 表2 1 设备参数 1 2 e 采建筑i 栏学j 学位论女试瞻 # 装置 b c f sr n 试系统俯视图 好氧池d o 在线监测探头 计量蠕动泵 n 0 3 与s v 0 0 0 在线监测探头 空气流垦计与电机调速器 图2 - 1b c f s 中试系统来用设备 北京建筑工程学院硕十学位论文试验方法及装置 2 2 2 运行参数 1 ) 水力停留时间 水力停留时间确定根据荷兰某污水处理厂实际工艺参数确定。中试试验装置 按日处理量0 5m 3 d 设计，各池体内的水力停留时间( h r t ) 如下：厌氧池2h ， 接触池1 5m i n ，缺氧池2h ，缺好池6h ，好氧池6h 。设备运行过程中实际日处 理水量为0 4 5m 3 d 。综合实际进水流量及反应器容积，实际h r t 为：厌氧池2 3 h ，接触池1 7m i n ，缺氧池2 3h ，缺好池6 9h ，好氧池6 9h 啪1 。 2 ) 回流比 2 0 0 7 至2 0 0 8 年间，胡沅胜在b c f s 中试系统基础上，以人工配水为进水研 究了模型的校正方法，以及模型预测性能的试验验证，探索了在以模拟预测为指 导的前提下研究活性污泥工艺可持续处理技术，即，使工艺向着处理效果好、节约 能源、污泥排放量少的方向发展。根据他的研究结果，在以人工配水为进水的前 提下，以模型缺省值对工艺进行模拟预测模拟值与实测值大体吻合，个别值存在 差异。经m a c r o b a l 软件检查实测数据无大误差后，校正模拟值与实际测量值吻合 后进行其它工况模拟可取的理想效果【1 4 】。另外，根据他所做的工艺运行参数的模 拟评价b c f s 最优工艺参数如下：回流a ( q a ) = 2 倍进水流量；回流b ( q s ) = 2 - - - - 3 倍进水流量；回流c ( q c ) 一般不开启进水n 负荷过高时开启【孤。本试验过程中仍 采用这些经模拟和试验验证的参数。 3 ) 污泥龄( s r t ) s r t 控制在3 0 - - , 3 5d 。为了避免二沉池底部污泥浓度波动造成的影响，已达 到对s r t 的精确控制。排泥方式采用好氧池排泥，排泥量可根据公式2 1 计算。 o ：生兰查：显 ( 2 1 ) 、”s r t xxs r t 式中：q w = 排泥量；v 眦= 反应器总体积；x = 污泥浓度；s i 汁污泥龄。 按照以上公式计算，要保证s r t 为3 5d 则排泥量为5 9m l m i n 。 4 ) 溶解氧( d o ) 好氧池d o 的浓度控制在3m g l 左右，具体控制方法通过空气转子流量计控 制好氧池底部曝气头的曝气强度来实现。好氧池内的d o 浓度已经实现在线检测， 在线检测仪器为h a c h s c l 0 0 0 在线检测探头如图2 1 所示。此探头既可以在线监 1 4 北京建筑工程学院硕- 上学位论文试验方法及装置 测d o 又可以监测温度。由于在微生物处理系统中d o 表现出强烈的滞后性，因 此对于d o 的控制为半自动人工控制。当d o 与3m g l 相差很大时手动调节空气 流量计相应增大或减小曝气量。 2 2 3 检测项目和方法 检测项目主要包括两大类：化学分析及物理分析。化学分析及物理分析中对 s s 、v s s 的分析按照中国环境出版社出版的水和废水监测分析方法( 第四版) 中的相关方法进行1 。其余需要进行物理分析的项目则需要借助相关仪器完成。 北京建筑i 程学院砸十学位* i 真姿生活污水运行状况及模型的枝f 3 真实生活污水运行状况及模型的校正 3 1 概述 一般来说对某一确定的污水处理系统进行活性污泥模拟的步骤如图3 - i 所 工艺描述 工艺的定 义和测量 大误差检测 数据修正 模型的建 立与枝证 图 i r 艺模型的建立与校正流程 本章首先在嵌入t u d 模型中的a q u a s i m 20 软件中建立起b c f s 工艺模型 及水力模型输入工况参数。之后应用荷兰s t o w a 水质组分表征方法应用在线 监测仪器b o d t r a k 对真实污水进行了c o d 水质划分，确定了各c o d 组分在c o d t 中所占的比例。利用模拟软件进行模拟预测，同时进行实际检测将模拟值与真 实试验数据对比发现模拟值与真实值存在偏差。校正模型前利用m a e r o b a l 软件进 行物料平衡检查以确定实测数据的可靠性。确定数据可靠后针对模拟值与实测值 北京建筑工程学院硕二l 二学位论文真实生活污水运行状况及模型的校正 差距校正模型，最后选择另外差异较大工况对校正后的模型进行验证。模型经验 证合理准确才是应用于工艺自动控制运行的可靠基础。 3 2 模型的建立 本研究应用a q u a s i m 2 0 模拟教学软件。此软件为开放专业模拟器，它不仅 提供了基本的构架同时也允许用户对所有模块进行修改抑或增加新的模块。因为 大部分污水处理专业人员不具备良好的计算机设计能力，同时活性污泥工艺和模 型持续不断地向前发展，a q u a s i m 2 0 模拟软件比较能体现未来的发展趋势。软 件中嵌入t u d 联合模型。该模型已经在试验室小试和污水处理厂的模拟中进行 了评估汹瑚1 。后来m e i j e r 分别通过试验室和实际污水处理厂模拟对t u d 模型进行 了进一步的评估和参数调整m ，他的的研究结果表明，试验室系统与污水处理厂 模拟中主要存在两个方面的差异，即菌胶团的大小和密度、d o 、n 0 3 - n 、p 0 4 孓 等基质的浓度。与实际污水处理厂相比，在试验室小试条件下的菌胶团更加密实， 所以传质阻力更大。如果在对实际污水厂的模拟中使用在试验室小试情况下确定 的模型，将导致在同样基质下的转化速率偏低。即，在实际污水处理厂模拟过程 中应该采用更大半饱和系数( 1 ( o ，k a c ，k e o ，k n o ) 4 1 om 询e r 根据这些差异对t u d 模型的默认参数进行了进一步调整乜羽。本研究将首先使用m e i j e r 建议的默认值。 3 3 真实污水水质定性 为了达到精确模拟之目的，本试验中进水水质定性方法按照荷兰污水水质定 性方法进行，各组分及其关系如式表3 1 所示。 表3 1c o d 组分关系 c o n i n f , t o t = s a + s f + s l + x s + x i c o d i n f = s a + s f + s l c o d i n p a fx s + x i b c o d = s a + s f + x s ( 3 1 ) ( 3 2 ) ( 3 3 ) ( 3 4 ) 该水质定性方法是以通过物理一化学方法来定性总溶解性c o d i n f , i 为基础， 1 7 北京建筑t 程学院硕士学位论文真实生活污水运行状况及模型的校正 结合b o d 测量定性可生物降解组分c o d ( x s 和s s ) 来实现的。以上c o d 组分 与c o d 越。眦已知后可通过两者差值求出x i 的值。在计算进水c o d 时一个非常重 要的假设就是忽略进水中的生物组分。本试验中没有通过生物方法确定易生物降 解c o d ( s s ) 的量因为生物方法要比物理化学方法复杂得多，而且各地研究人员 发现物理化学方法测定与生物方法测定结果相差无几h 幻。 本试验中s s 的测定采用絮凝后微孔滤膜过滤法。将进水经z n ( o h ) 2 絮凝沉淀 后用o 4 5 微米滤膜过滤后，再利用加热消解法测定。有人认为一部分絮凝的颗粒 c o d 会穿过滤膜而使得所测值偏高，然而事实上使用o 4 5 微米的滤膜可以达到 o 1 微米滤膜的处理效果而同时又不存在轻易堵塞的问题h 刳。 进水可生物降解c o d ( b c o d ) 是易生物降解溶解性c o d s ( s s ) 与慢速生 物降解颗粒性c o d ( x s ) 之和。b c o d 是通过确定b o d 与时间之间的函数关系 而获得的。之所以选择b o d 来进行分析是因为目前污水处理厂中还广泛使用这 个参数而且很容易实现b o d 常规分析。一般来说b o d 5 并不代表c o d 中全部可 以生物降解的部分。5 0 - - - 9 5 的c o d 可以在5 天后氧化，具体值要视污水水质 而定。2 0 天后9 5 、一9 9 的c o d 可以被氧化但是测量不可靠。更好的一种方法是 找出b o d 随时间的变化，画出b o d 随时间变化的曲线从而计算出污水中的 b o d t o t n 副。为了加大测量的准确性b o d 的测量引进了最新b o d 在线测定仪器 b o d t r a k ( 图3 2 ) 。将从b o d t r a k 中采集到的数据在s p s s 软件中进行线性回归 拟合结果如图3 3 所示。 k b o d 是b o d 随时间变化的一级速率常数。对于生活污水来说k b o d 的值应 该在o 1 5 0 8 之间h 别。可以通过拟合测量数据与b o d 曲线得到k a o d 的值。由非 线性拟合结果可知k b o d = 0 4 7 在0 1 5 o 8 0 之间符合要求；b c o d = 2 6 8m g0 2 l 。 s a 的确定通过通过五点p h 滴定法实现。进水s s 已知，进水s a 已知则s f 的 值可通过二者之差求出。s i 等于出水中c o d s h 羽。经数据筛选后最后确定进水 c o d i n f , t o t 各组分值为：c o d i n c t o t = 4 3 6m g l ，c o d i n c s 0 1 = 3 0 5m g l ，s a - - - - 6 9 8m g l ，s f = 19 6m g l ，s i = 2 9 6m g l ，x s = 6 1 3m g l ，x i = 7 4 7m g l 。各组分在c o d i n f , t o t 中所占比例如图3 4 所示。 1 8 j e 京建筑l 程学院学论女真实括污水运行状m & 模型的撞e s f ，4 6 圈3 4c o d 。组分比例 北京建筑工程学院硕士学位论文 真实生活污水运行状况及模型的校i f 3 4 运行与模拟结果分析 在试验进行的同时运用活性污泥数学模拟技术对系统运行状况进行了模拟预 测，并定期检测沿程及进出水水质，其中，进出水t n 、n 0 3 。、n - 1 4 + 、t p 和p 0 4 3 均已实现在线检测。待收集到足够实际测量数据后将实际测量值与模拟值比较。 3 4 1 实测结果 待系统运行一段时间处理水质达稳定后，定期采集进出水及各反应器水样进 行检测，2 0 0 8 年1 1 月份运行工况及进水水质如表3 2 、3 3 所示。 表3 2 运行工况 2 0 北京建筑t 程学院硕士学位论文真实生活污水运行状况及模型的校j 下 表3 3 实测水质数据 项目c o d tc o d a t p p043tnn 0 3 n h 4 + 位置 ( m g l )c r a g l )( m gn l ) ( m gp l ) ( m gn l )( m gn l ) ( m gn l ) 进水 4 3 62 9 64 53 25 5 01 55 1 2 厌氧池 9 5 0 2 6 o o 27 9 0 接触池 8 1 0 1 4 2一o 71 6 9 缺氧池 4 6 047 0 99 6 缺席池 3 5 0 2 4 6 56 8 好氧池 3 1 0 0 1 7 41 2 出水 4 63 0 o0 7o 16 97 o1 2 按照传统生物营养物去除规律单独去除1 单位的p 需要2 2 单位的c o d ，去 除1 单位的n 需要4 6 单位的c o d h 引，进水水质已经完全满足，所以系统处理 效果良好。出水中t n 1 0m gn l ；t p im gp l ；c o d t 5m g n l ) 。这是因为上 清液中沉淀p 0 4 3 。过多抑制了a o b 的生长，从而使硝化反应受到抑制。尽管如此 目前有关专家对于模型中a o b 生长的磷半饱和常数k p 还缺乏足够了解，但是模 拟结果对于k p 的值却非常敏感，因此出现了模拟值与实测值得偏差【5 。 3 9 北京建筑工程学院硕士学位论文侧流化学磷回收对生物除磷的强化作用 4 4 磷回收条件下处理达标的的极限c o d p l o 一8 d e l , 6 g _ 一 ”4 o 厶2 o + c o d p = 4 7 + c o d p - - 4 3 i n f r l l 毪r 3 r 4r 5 e l f 位置 ( a ) c o d 。 + c o d p = 4 7 + c o d ，p = 4 3 + c o d 伊- - 4 2 - _ c od j ，p = 4 1 砸r lr 2r 3r 4r 5e f f 位置 ( c ) p 0 4 3 。 1 0 0 8 0 掰6 0 笾 啪4 0 2 0 0 + c o d p - - 4 7 + c o d p - - 4 3 + c o d ，p - - 4 2 * 一c o d p - - 4 1 i n t r lr 2r 3 r 4 r 5e f f 位置 ( b ) n h 4 + + c o d p - - 4 7 一c o d p - - 4 3 证r lr 2r 3r 4r 5e f f 位置 + t p 去除率一t n 去除率十c o d t 去除率 -一 4 74 34 2 c o d ，p ( e ) t n t p c o d t 去除率 图4 - 5 随着c o d p 变化各指标变化对比 ( d ) n 0 3 为了探究在磷回收辅助下b n r 工艺能够处理的污水中最低c o d p 比值，在 如 如 m o 一1，z8一-z 加 加 o 一1暑暑一口ou h ! m 8 6 4 2 o 一1，z昱noz 北京建筑t 程学院硕士学位论文侧流化学磷回收对生物除磷的强化作用 上述试验的基础之上保持进水t n 、t p 浓度不变逐步降低进水中的c o d 。浓度直 至出水超出排放标准为止。模拟预测显示当进水c o d 。由3 0 0 m g l 逐渐降低到2 8 0 m g l 、2 6 0m g l 、2 5 0m g l 、2 4 5m g l ，即进水c o d p 由5 0 逐渐降低到4 7 、4 3 、 4 2 、4 1 时出水p 浓度逐渐升高最终超出排放标准。实际试验过程中c o d t 浓度虽 逐渐减低但是始终保证各组分在c o d t 中所占比例保持不变。模拟预测结果与实 际测量值吻合良好，不同c o d p 条件下处理效果如图4 - 5 所示。 从图4 5 ( a ) 中可以看出随着c o d p 的不断下降沿程反应器内溶解性c o d 的浓度几乎保持不变。由于进水碳源较低， c o d 。进入厌氧池后首先被活性污泥 吸附在表面，能够可以被直接用于厌氧释磷的部分( a ) 马上被直接利用释放 磷。不能被直接利用的部分( s f ) 经过水解后再被p a o s d p b 利用。所以原水进 入厌氧池后c o d 。迅速下降，厌氧池出水c o d 。的浓度几乎已经接近出水中的 c o d 。浓度。 随着c o d p 比值的降低沿程n h 4 + 浓度变化不大，如图4 5 ( b ) 所示。在各 c o d p 比值下的n h 4 + 去除率几乎都为1 0 0 ，出水n h 4 + 大约在l m gn l 左右， 硝化反应进行的很好，很彻底。单纯从厌氧池中的n i l , + 浓度来看，n h 4 + 浓度降 低，但是如果把厌氧池的q a 抵消的话厌氧池的n h 4 + 浓度要高于进水，这是因为 厌氧反应过程中，有机底物水解、发酵使有机氮转化为n h 4 + 。 n h 4 + 浓度在接触池和缺氧池中都有所下降，这是污泥回流的稀释作用所致， 但是同进水c o d 。浓度为3 0 0m g l 时相比下降幅度却有所提高，这是因为两个池 中发生了硝化反应。按照常理来说这两个反应器为缺氧反应器是不应该发生硝化 反应的。接接触池与缺氧池发生硝化反应的原因是因为，进行该段试验期间溶氧 仪出现故障，好氧池内d o 无法测定。进水c o d 。不断下降必然导致污泥浓度的 下降。 污泥浓度与进水c o d 。浓度的下降必然导致耗氧量下降，而因好氧池中d o 无法测量没有进行调整在曝气量不变的情况下必然导致好氧池d o 过量。剩余的 d o 有两个去向，一个去向是跟随回流b 进入到接触池，另一个去向是经二沉池 的污泥回流进入到缺氧池。剩余的d o 致使这两个池子中发生了微弱的硝化反应。 由图4 5 ( c ) 可知，随着进水中c o d p 的降低，厌氧池p 0 4 孓浓度逐渐下降。 厌氧池中p 0 4 孓浓度下降是有两方面原因引起的，首先进水中c o d 。浓度的降低越 4 l 北京建筑工程学院顾：l 二学位论文侧流化学磷同收对生物除磷的强化作用 来越不能满足p a o s d p b 释磷所需，另一方面污泥浓度下降导致p a o s d p b 数 量下降。从厌氧池到接触池p 0 4 3 浓度有所下降，但是随着厌氧池p 0 4 弘浓度的不 断降低，缺氧池中发生的反硝化除磷反应所除去的p 的量越低。同c o d p 为4 7 时相比，当c o d p 下降到4 3 时，缺氧池中反硝化除磷反应所去除的p 的量有明 显下降。反硝化反应除p 量的下降是由于厌氧池释磷量的下降所导致的。虽然说 由于进水c o d 。的下降厌氧池释放p 的浓度不断下降，但是厌氧池上清液的沉淀 效率并没有受到影响均可达到9 0 。当进水c o d p 为4 7 、4 3 、4 2 、4 1 时，厌氧 池侧流磷回收去除进水p 的负荷分别为，4 0 ，3 6 5 ，3 5 ，3 2 。当c o d p 降至4 1 时出水中t p 浓度上升至1 4 2m gp l 。由后期试验可知这时再进一步加大 侧流比，出水p 稍有好转但是依然大于1m gp l 。虽然说提高了侧流比以后厌氧 池上清液沉淀可以除去更多p ，但是从生物除磷角度来说，当侧流比增大时，厌 氧释磷量没有明显变化，而生物除磷量却呈下降趋势。因此，化学磷回收对生物 除磷的强化作用是从表观现象而言的，从实际除磷量的角度而言，当辅以化学磷 回收时，生物除磷的强度反而会下降。p a o s d p b 在厌氧条件下释放出的p 0 4 3 。 在系统外通过化学方式得以去除，进入缺氧池或好氧池中的混合液中p 0 4 3 。浓度降 低，外界环境中的p 0 4 3 。浓度梯度降低，造成生物除磷作用的下降。所以说厌氧池 上清液侧流磷回收的侧流比是存在一个最佳值的。也就是在真实生活污水为进水 的条件下该b n r - r 艺在侧流磷回收辅助下可以处理达标的进水中c o d p 最低为 4 2 。当c o d p = 4 2 时为了减少能量的消耗后续试验还试探性的将侧流比降为2 0 ， 但是经测量数据与模拟预测发现侧流比降低以后出水p 达到1 5 4m gp l ，超出了 排放指标。 4 5 厌氧池释磷浓度与侧流磷回收之间关系 通过以上磷回收实验并结合前人曾做过的磷回收实验研究可以看出厌氧池侧 流磷回收的侧流比与厌氧池释磷浓度存在一定关系。即，b n r 工艺处理污水出水 磷超标时若欲通过厌氧池侧流磷回收提高处理效果，又想不因侧流比太大而造成 能量浪费，侧流比同厌氧池释磷浓度存在以下关系：i ) 当厌氧池释磷浓度 1 5m g p l 时开启1 0 侧流磷回收出水即可达标；i i ) 厌氧池释磷浓度在1 0 1 5m gp l 时 开启3 0 侧流磷回收出水即可达标；i i i ) 若是厌氧池释磷浓度小于1 0m gp l 且开 4 2 北京建筑工程学院硕十学位论文 侧流化学磷回收对生物除磷的强化作用 启3 0 侧流磷回收不能达标时需根据具体情况减小s r t ，增大污泥排放量。这一 规律对工艺自动运行具有重要意义。 4 6 侧流化学磷回收节省碳源的研究 为了研究可持续b n r 工艺，上文中以真实生活污水为材料即水质为，t p 6 m gp l ，t n 6 0m gn l ，c o d t - 3 0 0m g l 情况下验证了实施厌氧池侧流可以强化 生物除磷，而且通过稀释加药等手段使进水c o d p 降低至4 2 的条件下辅以化学 磷回收也可以满足处理要求。本节中将研究侧流化学磷回收对于节省碳源的作用。 在此试验阶段关闭化学磷回收，保持原进水t p 、t n 浓度不变( t p 6m gp l ，t n 6 0m gn l ) ，通过加药逐渐增加进水c o d 。浓度，直至处理效果达到在化学磷 回收辅助条件下可达到的水质标准。 如果按照传统脱氮除磷反应计算，微生物每除l 单位n 大概需要4 - - 6 单位的 c o d ，去除l 单位的p 大概需要2 2 单位的c o d 。也就是说要使出水达标( t p ip m g l ，t n 5m gn l ) ，原因是反应器内的磷酸盐浓 度太低不能满足自养菌的需求。在侧流比为3 0 条件下进水c o d p 最低达到4 2 ， b c f s 工艺仍可使处理出水达标。磷回收的研究再次验证了模型对于侧流化学磷 回收模拟预测作用的准确性，并通过真实生活污水验证了在低c o d p 条件下厌氧 池化学磷回收对于生物除磷的强化作用。通过本课题阶段磷回收实验研究并结合 前人实验结果得出侧流磷回收侧流比同厌氧池释磷浓度存在一定关系。因为当污 水处理工艺排放的p 超标时单纯依靠出水p 的浓度很难确定厌氧池侧流比，所以 这一规律的发现非常有助于工艺自动控制策略的制定。文章最后增加进水中碳源 验证了化学磷回收对于生物除磷节省碳源的作用。 4 5 北京建筑t 程学院硕士学位论文自动控制策略的制定 5 1 概述 5 自动控制策略的制定 经过前期试验研究保证了数学模型结果的可靠性以后下步就是应用数学模 拟技术结合具体迸水情况及工艺运行情况制定控制参数和控制目标以保证工艺在 最佳条件下运行。完成了自控体系中的中心处理单元部分接下来就可以着手准备 中心处理单元以外的软、硬件设施了。本课题中采用w i n c c 软件实现在线监测 数据与模拟软件之间的衔接，采用p l c 体系软件完成计算机控制工况的运行，至 此自控体系完成了体系的闭合，工艺完全可以在自动运行调控下以最优工况运行。 5 2 自动控制参数及目标的确定 虽然b c f s 工艺在设计上已经充分体现了资源节约和能源回收的可持续污水 处理的思想，但归根结底最优设计目标的实现还取决于实际运行管理的效率。从 可持续的观点来看，污水处理设施运行的目标不但要保证良好的稳定的出水水质， 还要求实现处理过程中的能源消耗、运行成本、剩余污泥排放最小量化及资源回 收的最大量化。然而，实际污水处理中的进水水量、水质、温度等运行条件的动 态变化及微生物系统复杂性和相互影响，往往难于达到令人满意的目标。实际运 行中进水水量、水质及温度等运行条件是时刻变化的，这直接影响微生物的处理 效果出水出现波动。当进水负荷超出了污水处理系统的抗冲击能力，出水水质将 超标。在此条件下为了实现稳定的出水，就必须对运行工况进行相应调整。对出 水条件作出可靠预测是制定最优工况的基础，比如说，进水c o d 负荷的提高将 导致出水c o d 浓度超标，然后在此基础上确定操作变量( 曝气量，混合液回流 量，剩余污泥排放量) 及调控水平嘲。 对于出水水质的准确预测及确定操作变量调控水平比较困难。为了保证出水 达标，实际运行中往往采取保守的方式盲目加大曝气量、混合液流量、化学药剂 量来满足出水水质标准的要求，导致巨大的能量消耗和运行费用。问题是即使在 付出沉重代价后出水未必得到有效改善。污水生物处理的各个过程是相互作用相 互影响的，比如说，虽然提高曝气量和增大好氧区停留时间有利于c o d 和n h 4 + 4 6 j 匕京建筑- t 程学院硕士学位论文自动控制策略的制定 去除，但不利于反硝化过程，在出水c o d 达标的同时很可能造成t n 超标嘲。 当前国外普遍采用o r p 调节来控制b c f s 工艺的运行。有关经验参数如下： 对于q a 当厌氧池o r p - 0 0 7 8 v 则维持最小流量， 0 2 2 7 o r p 0 0 7 8 v 则回流量随o r p 值的增大而线性减小，通过这种调整维持 厌氧池污泥浓度处于最佳水平( 设计值为4gc o d m 3 ) 嘲1 。q b 与q c 的控制方式 与q a 一致。其原理是o r p 与污水中各氧化还原电对浓度间的线性关系。具体关 系如下：厌氧池o r p 随进水c o d 负荷的升高而线性下降，而c o d 负荷随进水 流量的增加而线性上升，所以，在q a 一定的情况下，厌氧池o r p 的下降进水流 量的增加或厌氧池污泥浓度的减小。缺氧池中o r p 随n 0 3 - 对数值值升高而线性 上升，般维持厌氧池n 0 3 - im gp l 侧流磷回收开启。然而，由于 长期运行中o r p 电极电位存在原因未知的漂移现象导致能量巨大浪费，所以有必 要以实测指标值来控制工艺诗鄂。 本试验中试系统自动控制通过在线监测具体指标而实现。本课题现有在线检 测仪器如图5 1 所示。经验证显示在线仪器的测量数据准确率达到9 0 以上。 1 ) h a c ha m t a x t mc o m p a c t ，n h 4 + - n 分析仪能够在线检测污水的n h 4 + - n 浓度。 它运用了全新的气、液传输技术和高性能的比色测量