工業(yè)園區(qū)污水廠的處理工藝優(yōu)化

劉勝利

(浦華環(huán)保有限公司，北京 100084)

隨著國家和地方對工業(yè)廢水治理的日益重視，工業(yè)園區(qū)的配套污水處理設施開始大量建設并投入運營。工業(yè)園區(qū)污水處理廠主要接納和處理園區(qū)企業(yè)排放的工業(yè)廢水，一般是在工業(yè)園區(qū)初建時進行設計和建設，那時大量企業(yè)還未入駐或未投產(chǎn)，各企業(yè)的廢水排放情況還不明確，工藝設計缺少實際水質依據(jù)。工業(yè)廢水在企業(yè)內(nèi)經(jīng)過生化及高級氧化處理，然后排放到園區(qū)管網(wǎng)內(nèi)，混合后的廢水成分復雜、可生化性差，且隨著新企業(yè)入駐水質會發(fā)生變化。

基于上述原因，工業(yè)園區(qū)污水處理廠的設計進水水質與實際差異會較大，工藝、設施與實際進水不匹配，導致運行效果不理想，出水水質不穩(wěn)定或能耗偏高。為解決上述普遍存在的問題，需對此類污水處理廠進行工藝優(yōu)化和改造[1]。本文以某工業(yè)園區(qū)污水處理廠為例，分析其進水水質及工藝運行問題，研究工藝優(yōu)化及改進措施。

1 污水處理廠概況

某工業(yè)園區(qū)污水處理廠位于市經(jīng)濟開發(fā)區(qū)，區(qū)內(nèi)的工業(yè)企業(yè)主要包括制藥、制漿造紙、機械、化工和印染等。污水處理廠設計規(guī)模達到4×104m3/d，出水水質執(zhí)行《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)的一級A標準。該廠采用水解酸化+氧化溝+芬頓氧化+V型濾池工藝，工藝流程如圖1所示。

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

該廠于2016年建成通水，正式運行第1年進水水量較小，進水水質變化較大，隨著工業(yè)園區(qū)企業(yè)大量入駐，2018年的進水水量已達到設計規(guī)模的70%，進水水質已基本穩(wěn)定。

2 工藝運行分析

2.1 進水和出水水質

污水處理廠2018年平均進水水質、95%概率進水水質與設計值如表1所示，實際CODCr、BOD5和SS等指標大幅低于設計值，特別是BOD5。實際進水BOD5與CODCr的比值為0.05，遠小于設計值(0.3)，且BOD5的95%概率值僅為11 mg/L，進水可生化性極差，活性污泥微生物的可利用碳源嚴重不足。

表1 2018年實際進水與設計水質對比Tab.1 Comparison of Practical and Designed Influent Wastewater Quality in 2018

污水處理廠進水包含大量制藥、化工等廢水，進廠前已經(jīng)過各企業(yè)的生化、高級氧化甚至稀釋處理，因此，可生化性非常差，廢水中大部分是難降解污染物。通過氣相色譜-質譜聯(lián)用、三維熒光光譜等分析，發(fā)現(xiàn)進水含有醚類、環(huán)氧類、酮類、碳氮雜環(huán)類、多環(huán)芳烴類、飽和烷烴等物質，部分物質難于生物降解，或者需長時間馴化才能生物降解。

污水處理廠實際出水CODCr、BOD5、TP和SS等指標基本達到設計標準，但出水TN不穩(wěn)定，水質數(shù)據(jù)如表2所示。

表2 實際出水與設計水質對比Tab.2 Comparison of Pratical and Designed Effluent Wastewater Quality

2.2 生化處理單元

(1)水解酸化反應效果差

水解酸化池水力停留時間為12 h，設計上升流速為0.6 m/h，可通過內(nèi)循環(huán)泵調整上升流速至1.4 m/h，采用大阻力均勻布水系統(tǒng)。經(jīng)過長時間的調試運行，水解酸化池的污泥量很少，進水和出水的BOD5/CODCr變化不大，可生化性基本沒有改善，進出水CODCr和BOD5變化如圖2～圖3所示。廢水中難生物降解的大分子有機物不易轉化，厭氧污泥培養(yǎng)困難，水解酸化效果較差。

圖2 水解酸化池進水和出水CODCr變化Fig.2 Changes of Influent and Effluent CODCr in Hydrolysis Acidification Tank

圖3 水解酸化池進水和出水BOD5變化Fig.3 Changes of Influent and Effluent BOD5in Hydrolysis Acidification Tank

(2)氧化溝出水TN不穩(wěn)定，外加碳源量較高

氧化溝分為厭氧區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū)，設計水力停留時間分別為1.5、3.5 h和15 h，設計混合液懸浮固體濃度(MLSS)為3 500 mg/L；好氧區(qū)的硝化液通過內(nèi)回流門自流到缺氧區(qū)，進行反硝化反應。實際運行時，氧化溝MLSS、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)約分別為7 000、3 000 mg/L，混合液SV30>90%，近半年只間歇排放少量剩余污泥；二沉池出水TN含量為13～19 mg/L，生物脫氮效果不理想。因進水BOD5較低，反硝化脫氮基本靠外加碳源，實際投加葡萄糖含量約為298 mg/L。

工藝調試過程發(fā)現(xiàn)，大幅降低碳源投加量后，反硝化效率會降低，出水TN變差，同時硝化反應有減弱趨勢。分析認為，氧化溝的內(nèi)回流效果差，不能保證硝化液回流量，影響反硝化效果以及碳源利用效率；氧化溝長時間不排污泥，污泥濃度高且沉降性差，MLSS中MLVSS占比不足0.45，有機固體物質比例偏低，減少外加碳源會導致污泥老化加劇，污泥絮體松散，硝化細菌等微生物易隨細小顆粒流失。

2.3 芬頓氧化單元

芬頓氧化工藝常用于處理難以生物降解的有機污染物。本工程芬頓氧化單元包括催化反應塔和反應絮凝池。催化反應塔水力停留時間為5 min，反應絮凝池停留時間為60 min，其中，反應區(qū)、中和絮凝區(qū)分別為40、20 min，采用空氣攪拌，氣水比為3.2∶1。原設計工藝流程：根據(jù)進水CODCr的情況，將H2SO4和FeSO4按比例混合后投加至催化反應塔，調節(jié)進水至酸性，然后投加H2O2進行催化氧化反應，反應結束后加NaOH調節(jié)pH至中性，最后加PAM絮凝沉淀，工藝流程如圖4所示。實際運行時，催化反應塔進水CODCr含量為65～131 mg/L，終沉池出水CODCr含量為28～51 mg/L，控制進水端pH值約為3.0(手持pH儀測定)，每去除1 mg/L的CODCr需投加約為2.3 mg/L的H2O2和約為3.9 mg/L的Fe2+。

圖4 芬頓氧化工藝流程Fig.4 Process Flow of Fenton Oxidation

參考工程經(jīng)驗和規(guī)范，芬頓氧化反應的H2O2投加量與CODCr比為1∶1～4∶1，H2O2與Fe2+的投加量比為1∶1～10∶1。與上述經(jīng)驗數(shù)據(jù)對比，本項目實際Fe2+消耗量明顯偏高。另外芬頓系統(tǒng)還有一些不足：①濃硫酸投加量不能單獨控制，只能與硫酸亞鐵按比例混合投加；②反應區(qū)進水及中和區(qū)pH為手動檢測，無在線pH儀表及加藥自控系統(tǒng)；③中和區(qū)與絮凝區(qū)的布置不合理，絮凝區(qū)采用空氣攪拌，絮體較松散，沉淀效果不佳。

3 工藝優(yōu)化及運行效果

3.1 水解酸化和氧化溝工藝優(yōu)化

(1)水解酸化池改為污泥水解池，利用污泥中的潛在碳源。劉智曉等[3]研究表明，活性污泥水解發(fā)酵后，能產(chǎn)生易生物降解有機物(rbCOD)及揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)，可為生化反應提供碳源，以降低外加碳源量。將20%～30%的回流污泥回流至原水解酸化池，池內(nèi)新增潛水攪拌器，攪拌器交替間歇運行，降低這兩池的進水量，控制水力停留時間>18 h，使污泥在厭氧環(huán)境下水解發(fā)酵。

(2)氧化溝改為AO工藝，重點進行生物脫氮。設進水TN含量為65 mg/L、生物池MLSS為3 500 mg/L，計算得反硝化區(qū)停留時間為8 h，硝化液回流比為300%。根據(jù)計算結果，將氧化溝原厭氧區(qū)、缺氧區(qū)改為缺氧區(qū)1、缺氧區(qū)2，好氧區(qū)進水端約1/5池容內(nèi)設置潛水攪拌器，可實現(xiàn)缺氧和好氧環(huán)境轉換；內(nèi)回流改為泵提升回流，采用低揚程潛水軸流泵，混合液可回流至缺氧區(qū)1或缺氧區(qū)2；分別在缺氧區(qū)1和缺氧區(qū)2進水端設置碳源投加點，可根據(jù)運行工況在合適位置投加碳源；在好氧區(qū)出水口設置混凝劑PAC投加點，如污泥沉降性較差時可適量投加混凝劑。

改造后AO池缺氧區(qū)停留時間為5 h(或8 h)，好氧區(qū)停留時間為15 h(或12 h)，混合液回流比為200%～300%，好氧區(qū)TN負荷小于0.03 kg TN/(kg MLSS·d)，可根據(jù)進水TN調整反硝化區(qū)容積和內(nèi)回流量。生化系統(tǒng)優(yōu)化后的工藝流程如圖5所示。

圖5 水解酸化和氧化溝工藝優(yōu)化Fig.5 Process Optimization of Hydrolysis Acidification and Oxidation Ditch

優(yōu)化運行工況，根據(jù)AO生物池MLSS、SRT等參數(shù)適量排泥，維持活性污泥微生物的更新增殖，增加污泥有機固體比例，調整MLVSS/MLSS>0.55。

3.2 芬頓氧化工藝優(yōu)化

進行正交試驗和小試試驗，初步確定芬頓氧化反應最佳參數(shù)。取二沉池出水水樣1組(24 h混合樣)，實測CODCr含量為102 mg/L，選擇初始pH、Fe2+投加量、H2O2投加量、反應時間4個因素進行4因素4水平正交試驗。結合實際運行參數(shù)確定試驗因素水平，采用正交表L16(44)安排16次試驗，測得16個CODCr去除率數(shù)據(jù)。試驗數(shù)據(jù)的極差和方差分析結果顯示，各因素對CODCr去除率影響：初始pH>反應時間>Fe2+投加量>H2O2投加量。4個因素的最優(yōu)水平組合為初始pH值為4.0、反應時間為60 min、Fe2+投加量為100 mg/L、H2O2投加量為100 mg/L。反應初始pH值為4.0時CODCr去除率可高于60%。

增加反應絮凝池有效水深，改造隔墻，將反應區(qū)、中和區(qū)、絮凝區(qū)停留時間調整至55、5、5 min；將絮凝區(qū)的空氣攪拌改為機械攪拌，采用框式攪拌器。

調整濃H2SO4和FeSO4投加方式和位置，在催化反應塔進水管上新增管道混合器，設1個加藥口投加H2SO4，然后在催化反應塔投加FeSO4和H2O2，優(yōu)化后的工藝流程如圖6所示。設置pH在線控制系統(tǒng)，可根據(jù)pH變化及時控制濃H2SO4和NaOH投加量，在催化反應塔進水端、反應池進水端、中和區(qū)末端分別設置在線pH儀表。

圖6 芬頓氧化工藝優(yōu)化Fig.6 Process Optimization of Fenton Oxidation

3.3 運行效果

經(jīng)過一段時間的調試運行，AO生物池MLSS約為5 000 mg/L，MLVSS約為2 900 mg/L，每日排剩余污泥絕干量約為1.5 t，污泥回流量為70%(約20%回流至污泥水解池)，混合液回流量為200%，系統(tǒng)出水TN含量穩(wěn)定在11～14 mg/L，出水水質對比如表2所示。外碳源葡萄糖用量降至182 mg/L，降幅為38.9%。芬頓系統(tǒng)的反應區(qū)初始pH值約為4.0，絮凝區(qū)加PAM后沉淀效果較好，出水SS降低，剔除進水水質波動的影響，F(xiàn)e2+投加量降至151 mg/L，降幅為40.3%。項目優(yōu)化后增加了水解酸化池攪拌器、生物池軸流泵、生物池攪拌器和反應絮凝池攪拌器等用電設備。其中，生物池軸流泵揚程低用電量較少，生物池和反應絮凝池的攪拌器是替代曝氣系統(tǒng)，水解酸化池的攪拌器運行后內(nèi)回流泵停運，工況優(yōu)化后生物池的曝氣用電量小幅下降。因此，污水廠噸水耗電量較優(yōu)化前變化不大(表3)。

表3 電耗和藥劑用量Tab.3 Power and Chemical Consumption

4 結語

工藝優(yōu)化后，該工業(yè)園區(qū)污水處理廠的生物脫氮效果穩(wěn)定，外碳源用量降至182 mg/L，芬頓氧化系統(tǒng)Fe2+藥耗降至151 mg/L，出水水質穩(wěn)定達到一級A標準。此工藝優(yōu)化的實施提高了出水質量，節(jié)約了運行成本，取得了較好的環(huán)境效益和經(jīng)濟效益，對類似項目的優(yōu)化及改造具有借鑒意義。另外，針對工業(yè)園區(qū)廢水可生化性差、水質難以預測等問題，建議采取規(guī)模分多期且每期分階段設計的做法，并根據(jù)園區(qū)廢水情況逐步完善污水廠工藝流程；將企業(yè)污水處理設施納入到園區(qū)污水廠管理體系，整體考慮污水處理工藝的選擇，充分利用廢水中的碳源。