MBBR生物预处理工艺硝化过程动态模型的建立

1、第38卷第5期2006年5月哈尔滨工业大学学报JOURNAL OF HARB I N I N STI T UTE OF TECHNOLOGYVol 138No 15May 2006M BBR 生物预处理工艺硝化过程动态模型的建立徐斌, 夏四清, 胡晨燕, 高乃云(同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室, 上海200092, E 2mail:tj w en wumail. t ongji . edu . cn 摘要:采用MBBR 工艺对微污染黄埔江原水硝化过程动力学和反应器动力学进行了研究. 采用考虑最小基质质量浓度的M ichaelis -Menten 方程, 氨氮去除速率方程为N =18

2、79(S -0108 /(S +1152 , 各动力学参数分别为:最大氨氮去除速率N max 为1879mg/(m 2d ; 半速率常数K s 为116mg/L;最小基质氨氮质量浓度为0108mg/L;最大细胞比增长速率max 为1105d -1. 试验表明,MBBR 反应器为典型的完全混合反应器, 结合硝化反应动力学, 建立了完全混合式原水生物预处理硝化反应器动态模拟模型. 通过模型计算与实际中试运行效果比较可以得出:在低进水氨氮质量浓度条件下, 模型计算值与实验数据略有差别; 在中高进水氨氮质量浓度条件下, 模型计算值与实验结果较为一致. 模型较好地反应了工艺硝化的过程, 可方便地应用于工

3、艺的控制和管理. 关键词:硝化; 动态模拟; 生物预处理; MBBR 中图分类号:X506文献标识码:A文章编号:(2006 -05D ynam i c si a f i on i n b i o 2pretrea t m en tg M BBR technologyXU B in, X I A Si 2qing, HU Chen 2yan, G AO Nai 2yun(State Key Laborat ory of Polluti on Contr ol and Res ource Reuse, T ongji University, Shanghai 200092, China,E 2m

4、ail:tj w en wumail. t ongji . edu . cn Abstract:The nitrifying and react or kinetics of ra w water nitrificati on in bi ol ogical p retreat m ent of m icr o 2pol 2luted water fr om Huangpu R iver by MBBR technol ogy was studied . According t o the equati on of M ichaelis 2Menten, taking the m ini m

5、um a mmonia nitr ogen concentrati on int o considerati on, the relati onshi p bet w een a m 2monia nitr ogen concentrati ons and a mmonia nitr ogen re moval rates could be p resented as N =1879(S -0108 /(S +1152 . Four nitrificati on kinetics para meters could be directly or indirectly obtained by t

6、he meas 2ure ments of the react or syste m , including the m ini m um a mmonia nitr ogen concentrati on, the half saturati on constant, the maxi m um a mmonia re moval rate and the maxi m um s pecific bacterial gr owth rate . For the experi 2mental conditi ons, the para meters were deter m ined t o

7、be 0108mg/L,116mg/L,1859mg/(m 2d and 1148d-1, res pectively . It can be dra wn that the MBBR bel ongs t o the CST R and considering the nitrifying ki 2netics the nitrificati on dyna m ic si m ulati on model of this type of react or was built . The validity of this model was testified by the p il ot

8、2scale experi m ent of Huangpu river ra w water bi o 2p retreat m ent byMBBR technol ogy . Comparing the calculati on results of the model with the results of ex peri m ent, the conclusi on could be dra wn:the higher the concentrati on of a mmonia nitr ogen in ra w water is, the less the difference

9、bet w een the model and the experi m ent is . A s a matter of fact, the results of this model are very cl ose t o the experi m ents; and it can be used t o manage and contr ol the p ractical operati on of this technol ogy effectively . Key words:nitrificati on; dyna m ic si m ulati on model; bi ol o

10、gical p retreat m ent; MBBR收稿日期:2004-08-22.基金项目:国家高技术研究发展计划资助项目(2002AA601130 ;国家科技攻关计划重大资助项目(2003BA808A17 .作者简介:徐斌(1976- , 男, 博士, 讲师;夏四清(1965- , 男, 博士, 教授, 博士生导师; 高乃云(1949- , 女, 博士, 教授, 博士生导师.原水中的氨氮在水的输送和处理过程中, 容易造成管网中亚硝酸盐质量浓度的增高、除锰困难和降低有机物氧化效率等问题; 另外原水中氨氮质量浓度过高, 需加大氯的投加量, 从而引起有害副产物增加1. 因此, 如何有效去除原水

11、中氨氮也是目前预处理工程的主要任务之一. 生物硝化是去除水中氨氮的有效方法之一, 它具有成本低、效率高等特点. 微污染原水中的氨氮质量浓度一般<3mg/L,与研究较多的污水生物硝化动力学有较大的不同2, 3. 如何正确建立原水生物处理过程中硝化动力学及其动态模拟模型, 对于深入研究原水预处理过程和指导工程实践是十分必要的. 移动床生物膜反应器(MBBR 是在生物滤池和流化床的工艺基础上发展起来的一种水处理新技术. 它具有处理能力高、能耗低、不需要反冲洗、水头损失小、不发生堵塞的工艺特点, 已广泛应用于污废水处理以及城市污水处理场的改造方面, 但应用于微污染原水处理中尚少见报道. 本文利用

12、MBBR 工艺对黄浦江微污染原水进行了为期1年, 规模为60160m 3/h的生物预处理中试实验. 对该工艺硝化过程动态模型进行研究, 以期能为该工艺的实际应用提供参考.1实验工艺与设备MBBR (钢板制 尺寸为:长×宽×高=610m ×115m ×915m (有效水深910m , 池体在长度方向上平均分为串联式两格; 池内按填充率50%投加同济大学专利悬浮填料(填料为球型,单体直径为100mm , 比表面积为100m 2/m3; 池底设置48根DN25穿孔曝气管(L =500mm , 并均匀分为4组. 实验时使用两组曝气管曝气, 以保证填料的悬流状态.

13、2氨氮的降解规律试验前MBBR 池运行效果良好, 各进出水水质指标如表1所示. , , 探.水质指标水温/U (DO /(mg L -1/(mg L -1(NH 3-N /(mg L -1(NO 3-N /(mg L -1(NO 2-N /(mg L -1进水2011138355126108113521940114出水20117161369185192013531850105在MBBR 池两格分别投加1L 25%工业氨水, 并保持气量为45m 3/h, 池体内水量为80m 3. 氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐、pH 与DO 平均质量浓度随时间的变化曲线如图1、2所示.图1氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐变化曲线

14、图2DO 与pH 值变化曲线从图1、2可以看出:随着时间的变化, 氨氮在开始阶段迅速降解, 随后氨氮质量浓度降低导致降解速率逐步降低. 硝酸盐的增长基本伴随着氨氮的降解. 但同时可以看出, 亚硝酸盐质量浓度在氨氮降解过程中, 会有一个积累过程, 但积累量非常小, 随后会逐步降解. 在降解过程中, 氨氮降解量稍大于亚硝酸盐和硝酸盐的生成量之和, 反应最后硝酸盐的生成量小于氨氮的降解量大致1mg/L.pH 值在降解初期高氨氮质量浓度条件下, 大幅度下降, 随着曝气时间的延长, 在氨氮基本降解结束后, 由于曝气作用, 逐步上升. 溶解氧的变化规律与pH 的变化规律一致, 溶解氧质量浓度保持在7mg/

15、L以上. 在进水氨氮质量浓度56mg/L条件下, 该曝气量可满足硝化过程需氧量.3原水生物预处理硝化反应动力学311最小基质氨氮质量浓度生物膜模型中有一个重要概念为最小基质质量浓度, 它是保证稳态生物膜存在的必要条件. 如果基质质量浓度小于最小基质质量浓度, 则生物膜的损失量大于生物细胞生长那个量, 从而导致生物膜不断变薄, 甚至根本不形成生物膜. R itt 2man 和McCarty 提出一般维持稳态生物膜的最小基质质量浓度可以表示为S m in =K s b /(max -b ,637哈尔滨工业大学学报第38卷max =Yq m4. S m in 为维持稳态生物膜的最小基质质量浓度, m

16、g/L;K s 为半最大比基质去除率时的基质质量浓度, 又称半速率常数, mg/L;b 为总比生物膜衰减率, 取0105d -13; Y 为细胞消耗单位基质量的实际生长量(mg/mg ; q m 为最大比基质去除率, 即单位细胞量的最大比基质去除率, mg/(mg d ; max 为最大细胞比增长速率, d -1.最小基质质量浓度可以从各中试运行工况与降解试验结果得出. 中试运行中, 当进水氨氮质量浓度接近011mg/L以后, 中试基本无去除效果; 在降解试验中, 随曝气时间的延长, 在氨氮质量浓度降低到0108mg/L左右, 继续曝气对氨氮去除效果基本无影响. 通过数据分析, 在水温为20左

17、右, 最小基质氨氮质量浓度为0108±0104mg/L.312硝化动力学及其参数确定通过反应器物质的量平衡, 氨氮去除速率可利用下式进行计算V d t =Q (S 0-S e r A 0.N r =Q (S 0-S e A.式中:V 为反应器体积, m 3; Q 为进水水量, m 3/d; S 0为进水质量浓度, mg/L;S e 为出水质量浓度, mg/L;N r 为氨氮去除速率, mg/(m 2d ; A 为填料的总表面积, m 2.在降解试验条件下, 氨氮去除速率与时间的变化如图3所示; 氨氮去除速率随氨氮质量浓度的变化如图4所示.图3氨氮去除速率与时间的变化曲线从图3、4可以

18、看出:在曝气初期氨氮质量浓度为6mg/L,其降解速度最大可达到1500mg/(m 2d , 随曝气时间延长, 氨氮质量浓度逐步降低, 相应的氨氮降解速度也随之迅速降低, 在降解到最后, 氨氮质量浓度为011mg/L,池体内基本不发生降解.图4氨氮去除速率随氨氮质量浓度的变化曲线对于单基质的降解, 氨氮去除速率的变化可利用生物处理中所经常采用的M ichaelis -Menten方程来进行描述6:N =S /s .-Ment 2N max (S -S m in /(K s +S -S m in . S m in 可通过试验获得, 在本试验中大致为0108mg/L;为了能正确求出曲线方程, 采用M

19、AT LAB软件中优化工具包中任意曲线拟合的函数curve 2fit, 计算后得出的曲线方程为N =1879(S -0108 /(116+S -0108 .该曲线与试验数据点的分布如图5所示. 图5曲线变化与试验数据点基本一致, 计算数据与试验数据具有良好的相关性, 相关性系数达到01998. 通过计算可得出硝化过程最大去除速率为N max =1879mg/(m 2d , 按此值计算氨氮比表面负荷为01078g/(m 2h , 与本中试试验测得的最大氨氮比表面负荷01072g/(m 2h 较为接近(如图6 . 半最大比基质去除率时的基质质量浓度(半速率常数 K s 为116mg/L.利用试验计

20、算出最小基质氨氮质量浓度, 半速率常数K s 以及总比生物膜衰减率b ; 依据公式可计算最大细胞比增长速率max =1105d -1.图5氨氮去除速率随氨氮质量浓度变化相关性曲线737第5期徐斌, 等:MBBR生物预处理工艺硝化过程动态模型的建立 图6氨氮填料表面负荷与水温关系图313硝化反应控制因子7, 8在微生物生活条件适宜的条件下, 硝化反应的速率主要受溶解氧与氨氮两种基质的制约. 当S NH 3-N >0127S O 2时, 氧为限制因素; 当S NH 3-N <0127S O 2时, 氨氮为限制因素7, 8; 对于完全混合形式的反应池如MBBR 反应器, 如果仅采用单反应

21、池, 按照目前处理水质的要求, 作为饮用水源的原水氨氮质量浓度最大质量浓度标准为015只要保证生化池内DO 11185mg/L,控制的要求. 0mg 计算, 只要第一级池体内能处理到氨氮质量浓度为210mg/L, 即DO 质量浓度不低于714mg/L,就可满足生物硝化不受DO 质量浓度控制. 本中试运行中第一级池体氨氮出水质量浓度均<2mg/L,而DO 质量浓度一般均高于7mg/L,因此, 可以认为在黄浦江原水生物预处理过程中, 本工艺硝化反应速率主要控制条件为氨氮质量浓度.4动态模拟模型的建立按照中试运行的情况, 对于单级池体, 由于采用底部穿孔管曝气带动水流与填料流动, 水流紊动性大

22、, 达到全池流化效果, 该反应器应属于典型的完全混合流反应器. 411反应器动力学的建立主要针对该典型的完全混合反应器建立动力学方程. 两级反应器示意图见图7. Q 为进水流量;A 1和A 2分别为两级反应池体内填料总表面积; S 0、S 1和S 2分别为原水、第一和第二级池体内氨氮的质量浓度; V 1和V 2分别为两级池体的体积 .图7两级MBBR 反应器示意图对第一级和第二级反应器建立物料平衡方程,QS 0-N 1×A 1=QS 1, QS 1-N 2×A 2=QS 2 .对于i 级反应器其方程为QS i-1-N i ×A i =QS i .依据前述内容, 原

23、水进水氨氮质量浓度较低, 在较高溶解氧条件下, 总反应速率的主要限定因素为氨氮的质量浓度, 代入已得的降解速率公式后得QS 0-1879S 1-0108S 1+1152×A 1=QS 1,QS 1-1879S -0108S 2+1152×A 2=QS 2 .(1求解方程可求出最终出水S 2的质量浓度值. 方程组(1 的第一个方程解为S 1=8×1054×105QS 0-A 1-6108×105Q 1×8Q 22×107QS 0A 1+1080+641×106A 21+4×108QA 1+51914624&

24、#215;108Q 2 1/2.如果采用多级处理时, 列出多级方程组, 先解第一级值, 其余方程的解通过上述解的形式逐级解出.412模型效果的验证模型验证采用中试试验中水温均维持在25左右的几个工况, 几个工况下原水能够提供硝化所需要的足够碱度及适合pH. 工况1、2和3主要控制工况为:进水流量80m 3/h, 曝气量45m 3/h, 水力停留时间HRT 为1h, 气水比0156. 3个工况对氨氮去除效果如表2所示. 模型预测时, 可采用中试条件下水温与氨氮填料表面负荷指数关系式(如图6 , 将水温20时的氨氮最大去除速率转化到相应温度的值.表2各工况出水氨氮质量浓度和处理效果与实测值对比编号

25、工艺控制条件水量t/HRT (氨氮 /(mg L -1进水出水效率/%工况1802712600165013005015模型0165011807213工况280261360116013907615模型116013227918工况3802419603105016807716模型3105017007711工况41201815402129018006216模型21290194059. 0中试试验两级池体中, 填料的填充率相同, 池型也相同. 按照模型预测在原水氨氮质量浓度在015、1、115、2、215、3、315和4mg/L情况下, HRT =60m in 条件下, 出水氨氮质量浓度与去除效率如图8

26、所示; 相同质量浓度范围, 水温为20837哈尔滨工业大学学报第38卷, HRT =40m in 条件下, 出水氨氮质量浓度与去除效率如图9所示.图8HRT =60m in 条件下模型预测值图9HRT =40m in 条件下模型预测值从模型模拟值与实际工况运行结果分析比较可知:采用的动力学方程与反应器方程, 在停留时间60m in 条件下, 对于中质量浓度与高质量浓度进水氨氮质量浓度, 模型预测值与实际工况运行值基本一致, 而对于低进水氨氮质量浓度, 模型计算值与实测值有一定差别. 停留时间40m in 条件下, 对于中高质量浓度氨氮进水质量浓度, 计算值与实际测定值也基本一致.依据以上结果可

27、知, 建立的动力学模型与动态模拟模型基本能正确描述中试过程中氨氮降解规律. 该动态模拟模型的建立可方便地应用于考虑不同影响因素(如水量、进水质量浓度、填料比表面积、填料填充率、反应器级数、各级池体体积分配等 对处理效果的影响, 对于MBBR 生物反应器处理微污染黄浦江原水运行具有较好的指导作用.5结论1 建立了微污染原水硝化反应速率方程, 并计算出原水硝化过程N max 为1879mg/(m 2d ;K s 为116mg/L;最小基质氨氮质量浓度为0108mg/L;max 为1105d -1.2 采用两级MBBR 反应器进行微污染原水硝化, 控制气水比在015以上时, 硝化反应控制因素为原水中氨氮的质量浓度. 由于曝气作用, 池体内悬浮填料不断运动, 该类型反应器为典型的完全混合反应器.3 在停留时间60m in 条件下, 对于中质量浓度与高质量浓度进水氨氮质量浓度, 模型预测值与实际工况运行值基本一致, 而对于低进水氨氮质量浓度, 模型计算值与实测值有一定差别. 停留时间40m in 条件下, 对于中高质量浓度氨氮进水质量浓度