[文件名称]： Data evaluation of full scale wwtps by mass balance Wat Res TUD.pdf
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基于质量平衡的全规模污水处理厂数据评估
S. Puig \(^{a,b,*}\) , M.C.M. van Loosdrecht \(^{a}\) , J. Colprim \(^{b}\) , S.C.F. Meijer \(^{a,c}\)
\(^{a}\) 代尔夫特理工大学生物技术系，荷兰代尔夫特，Julianalaan 67, 2628 BC
\(^{b}\) 赫罗纳大学环境研究所化学与环境工程实验室 (LEQUIA)，西班牙加泰罗尼亚赫罗纳，Campus Montliu, Facultat de Ciencies, E- 17071
\(^{c}\) ASM design, Alexander Numankade 205, 3572KX Utrecht, the Netherlands
## 文章信息
## 摘要
文章历史： 收稿日期 2008年5月21日
收到修订稿 2008年8月1日
接受日期 2008年8月5日
在线发布日期 2008年8月15日
关键词： 活性污泥
基准化
误差检测
质量平衡
建模
污水处理厂
污水处理厂（WWTP）的测量数据通常包含误差。这些误差可能阻碍WWTP数据用于工艺评估、工艺设计、基准化或建模目的。本文提出了一种实用的逐步方法，利用质量平衡来检查WWTP数据。研究结果表明，较差的WWTP数据质量在计算关键运行条件（如污泥龄（SRT）、耗氧量（OC）和不同的内部转化速率）时会导致较大误差。通过使用质量平衡计算改进WWTP数据质量，可以为工艺评估、WWTP设计和基准化提供有用的新信息。
① 2008 Elsevier Ltd. 保留所有权利。
## 1. 引言
text[[83, 711, 487, 856], [514, 683, 918, 739]]
对污水处理厂（WWTP）更严格的出水要求可能导致更多能源和化学品的消耗。为了满足这些要求，WWTP设计变得更加复杂且难以操作（Olsson, 2006）。为了管理日益增长的污水处理成本，可靠的工艺信息是首要要求。有了这些信息，可以优化操作并改进设计。从这个意义上说，WWTP性能基准已被证明是一种有效的管理工具，可用于比较WWTP并得出具有普遍有效性的结论（Benedetti 等，2006；Nyserda， 2008；Unie van Waterschappen， 2003）。Lindtner 等人（2004）提出了一种方法，用于比较具有不同工艺和操作模式的WWTP的技术和经济工艺指标。
历史上，关于污水处理收集的信息主要集中在排放法规上。为了满足法规要求，必须报告出水排放和总去除效率。因此，在WWTP实践中，主要测量进水和出水。这些数据，结合WWTP运行的财务数据，是当前用于比较运营效率的基准的主要来源。这些基准为水务局提供了
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通过谈判能源和化学品供应合同来降低成本的手段。然而，当前的基准并未为个别WWTP的（成本）优化提供适当的运行信息。这些信息通常是可用的（例如污泥龄（SRT）、污泥负荷和需氧量）。然而，这些信息的质量通常不足以用于WWTP管理目的。
为了提高WWTP信息的质量，Meijer 等人（2002）提出了一种基于质量平衡计算的方法。该方法改编自早期关于发酵过程的研究（Van der Heijden 等，1994a）。该方法已在荷兰的几个全规模WWTP上成功测试（Meijer 等，2001， 2002）。该方法类似于带有检查和（质量）平衡的数据管理系统。它可以检测误差，提高数据质量，并提供有关内部转化速率（例如硝化、反硝化、除磷等）的准确信息。改进后的信息非常适合WWTP评估，也可用于基准化和建模目的。
为了从原始WWTP数据中获得可靠信息，必须实施WWTP质量平衡管理系统。这需要不同于目前常用的测量策略。对于质量平衡计算，应测量所有进出流，包括活性污泥组成和污泥产量，而不仅仅是进水和出水。如本文所示，采用所提出的方法，WWTP信息的质量可以得到显著提高，从而适用于财务和技术基准测试。这种改进的基准为管理人员和工程师提供了评估、设计和优化WWTP的工具。
质量平衡是一种众所周知的技术，在工程领域广泛应用（Adgate 等，1998；Baker 和 Hites， 2000）。例如，在化工/石化行业，过程数据的质量显著影响性能和利润（Narasimhan 和 Jordache， 2000）。然而，该技术很少应用于WWTP实践中。如果没有对WWTP数据进行适当检查，测量信息可能包含较大误差。通常，工艺工程师通过在设计和中应用（大）安全系数来处理数据不确定性（Bixio 等，2002）。然而，在污水处理领域，这些误差的大小及其对计算出的运行条件的影响此前尚未被研究。
Nowak 等人（1999）已指出，对WWTP进行质量平衡是估算物质通量、比较运行条件和得出普遍有效性结论的极好工具。将质量平衡应用于WWTP数据是困难的，因为过程是动态的，且进水负荷的变异性未知。Brdjancovic 等人（2000）提出，从总磷（TP）平衡估算SRT是比从测量的剩余污泥量计算SRT更准确的方法。Meijer 等人（2002）展示了如何将综合质量平衡应用于WWTP数据以提高总体数据质量。对于这种方法，需要开发一种实用的方法。
text[[76, 902, 480, 943], [507, 80, 911, 137]]
本文提出了一种实用的逐步方法，利用质量平衡检查WWTP数据。展示了WWTP数据中的误差如何影响计算出的关键设计参数（如SRT和内部转化速率）的准确性。同时，也提出了一种实用的逐步方法，可用于检查WWTP数据中的误差，并通过数据调和来提高数据质量。
## 2. 材料与方法
### 2.1. 全规模污水处理厂的描述
本案例研究的WWTP是位于荷兰的Deventer WWTP，由荷兰水务局“Groot Salland”运营。该WWTP是一个182,000人口当量（进水 \(10140\mathrm{m}^3\mathrm{day}^{- 1}\)）的改进型UCT工艺，基于BCFS概念（Van Loosdrecht 等，1998）。该工艺设计用于生物除磷，并具有通过在线厌氧汽提工艺回收磷酸盐的特殊功能。该全规模WWTP的运行和设计参数见表1。
经过重力初沉处理后，沉淀后的污水被引入两个平行运行的活性污泥单元，每个单元由七个同心隔室组成（图1）：汽提反应器（PS）、两个厌氧反应器（R1和R2）、一个接触池（R3）、一个缺氧反应器（R4）、一个曝气交替反应器（R5）和一个好氧反应器（R6）。活性污泥在六个二沉池（C1）中沉降。沉降后，出水排入附近的受纳水体。
### 2.2. 分析方法
在3个不同的日子（2005年12月7日、13日和20日）对该WWTP进行了密集采样。所有测量均在旱流条件下进行。WWTP的流程示意图见图1。从进水、剩余污泥和出水中采集24小时混合样。在早高峰时段从汽提器出水和反应池中采集瞬时样。样品分析了总COD（TCOD）、\(\mathrm{NH_4^+}\)（铵氮）、\(\mathrm{NO_3^- }\)（硝氮）、TKN（总凯氏氮）、TP（总磷）、\(\mathrm{PO_4^{3 - }}\)（正磷酸盐）和MLSS（混合液
表1 - Deventer WWTP的设计参数
<table>工艺单元体积 (m³)深度 (m)水力停留时间 (h)汽提池，P11815.353.6厌氧池1，R13705.350.9厌氧池2，R26805.250.9缺氧接触池5785.200.8R3缺氧池，R423955.171.8交替曝气池31915.121.4R5好氧池，R630745.060.8总沉淀池，C1122152.5013.0总WWTP10469-24.8(不含沉淀池)总WWTP22684-53.7(含沉淀池)</table>
水力停留时间是根据旱流条件下通过每个隔室的总实际流量计算的。
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图1 - 全规模WWTP工艺流程图。
悬浮固体）。总氮（TN）按TKN和\(\mathrm{NO_3}\)浓度之和计算，单位为\(\mathrm{mgN L^{- 1}}\)。
### 2.3. 质量平衡评估原理
图2表示了固、液、气三相中简单的WWTP总体质量平衡。如图2所示，WWTP中的主要转化直接与产生的\(\mathrm{CO_2}\)气体（COD转化）和产生的\(\mathrm{N_2}\)气体（N转化）相关。这些平衡既可以对整个WWTP进行，也可以对单个反应池进行。由于主要转化是开放平衡——具有通常未测量的气相组分——这些平衡无法通过直接测量来闭合。转化只能从可测量的流量计算得出。因此，某个测量流量中的误差会自动导致计算出的转化量出错。为了能够检查开放平衡，另外计算了闭合的水平衡和TP平衡（式（1）和（2））。在化学除磷厂中，添加的盐（如铁盐）以及无机悬浮固体浓度也可作为质量平衡的良好指标（Ekama 等，2006）。如图2所示，磷是一个非常适于质量平衡评估的参数，因为TP仅随污水流移动，不会通过气相离开系统。在实践中，这意味着通过测量所有进出流中的TP，可以通过求解TP平衡来检查水流。在检查水流之后，通过测量所需工艺单元进出流的COD和N组分，可以可靠地计算开放COD和N平衡中的内部转化。
图2 - 表明整个WWTP质量平衡的图示。
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3.7. 测量策略
在本研究中，测量策略的目标是提供质量平衡评估和数据改进（优化信息）所需的所有信息，同时最小化测量次数（降低成本）。通常，工厂的详细布局是众所周知的。然而，随着时间的推移，可能会引入未正确记录的工艺变更。因此，绘制实际的工艺流程图（PFD）非常重要，包括所有反应器隔室、溢流口、泵、沉淀单元、阀门分流器等。所研究的全规模WWTP的完整PFD见图1。质量平衡过程的第一步是检查实际的流程图。
为了减少测量量，将完整的PFD简化为仅获取所需信息所需的质量平衡。在我们的研究中，两个厌氧池和两个缺氧池被视为组合单元（图3）。每个质量平衡系统需要最少的测量次数才能求解。如果可用测量次数较少，则系统无法求解，并且从平衡过程中无法获得任何信息。如果有更多测量可用，则系统是超定的，误差检测和通过调和进行数据改进成为可能。需要根据所需的精度和测量成本来选择是采用更多还是更少的平衡或测量。
## 3. 结果
### 3.1. 研究案例的测量结果
测量活动的结果见表2。进行了总体进出水测量以闭合总体流量平衡（图3）。在厌氧池 \((\mathbb{R}_2)\) 和缺氧池 \((\mathbb{R}_4)\) 中的测量用于检查回流流量 \((\mathbb{Q}_{\mathrm{A}}\) 和 \(\mathbb{Q}_{\mathrm{B}}\) -
text[[84, 873, 487, 944], [516, 319, 918, 361]]
表2中呈现的是3天平均测量值（从进水、剩余污泥和出水采集24小时混合样，从汽提器出水和反应池采集每日瞬时样）。观察到较高的标准偏差值和相对误差，尤其是在出水流量中，表明测量的高变异性。这是由进水动态引起的。
### 3.2. 质量平衡计算
所有选定的质量平衡（对整个WWTP、沉淀池、厌氧池和缺氧池）都以矩阵格式输入到平衡软件中。从表3的矩阵可以看出，每个隔室如何受到不同流量的影响以及它们如何相互作用（即剩余活性污泥流量 \((\mathbb{Q}_{\mathrm{WAS}})\) 影响WWTP总体平衡和沉淀池平衡）。根据完整的流量和测量矩阵系统，调和软件计算出一个唯一解，同时减少测量数据的不准确性。
表4展示了平衡前后总体流量和TP平衡的结果。从平衡可以看出，测量数据包含误差（\(998\mathrm{m}^3\mathrm{d}^{- 1}\) 和 \(4.1\mathrm{kgPd}^{- 1}\)）。当从未平衡数据计算运行条件时，误差范围在6%到\(13\%\)之间（表5），使得实际上不可能使用未平衡数据进行对比和基准化。在使用调和软件同时求解平衡系统（表3）后，水量和TP平衡都可以得到拟合（表4）。每个测量值的调和数据的标准偏差减小，尤其是进水和出水（流量：从55-60%降至\(5\%\)，TP：从21%和91%降至2%和\(7\%\)）。初始标准偏差是根据进水动态计算的。在对数据进行调和后，进水和出水流量测量的标准偏差恢复到实际测量误差（\(5\%\)）。
开放质量平衡（COD、氮和氧）的计算结果见表5。总体而言，数据调和后计算出的转化量大约增加了\(10\%\)。这一增加是流量平衡调整约\(5\%\)的直接结果，显示了内部转化对进水负荷的高度敏感性。从内部转化的计算中，也可以立即确定典型的工艺特征。基于这些信息（例如好氧和缺氧COD、净化学计量耗氧量），可以有效地
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表3 - 测量的误差诊断和数据调和。
<table><td rowspan="3">组分<td colspan="12">守恒量
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4- 闭合质量平衡计算；流量和总磷
<table><td rowspan="2"><td rowspan="2">单位<td colspan="2">测量数据<td colspan="3">平衡数据平均值 ± 标准差相对标准偏差 (%)平均值 ± 标准差相对标准偏差 (%)估计误差 (%)流量平衡进水流量m³d⁻¹10140 ± 562455.510591 ± 5084.84.3出水流量m³d⁻¹-9853 ± 593660.2-9370 ± 4494.8-5.2汽提器出流m³d⁻¹-1149 ± 14112.3-1085 ± 524.8-5.9剩余活性污泥m³d⁻¹-135 ± 2014.8-136 ± 64.80.2测量误差m³d⁻¹-9980TP平衡进水流量kgP d⁻¹67.6 ± 14.521.570.6 ± 1.31.94.3出水流量kgP d⁻¹-4.3 ± 3.991.2-4.1 ± 0.37.3-5.2汽提器出流kgP d⁻¹-17.4 ± 0.63.3-16.5 ± 0.21.2-5.9剩余活性污泥kgP d⁻¹-49.9 ± 0.40.8-50.1 ± 0.10.20.2测量误差kgP d⁻¹-4.10.0<td colspan="7">负号元素表示流出，正号元素表示流入。</table>
MLSS和\(\mathrm{COD_{TSS}}\)的测量值保持不变。然而，来自TP平衡的SRT误差变得一致并可以减小（表6）。这是因为使用P平衡时，可以在调和过程中利用更多信息来提高数据质量。对于COD平衡，未测量的耗氧量使得平衡的调和变得不可能。因此，无法检测到测量的\(\mathrm{COD_{TSS}}\)浓度中的测量误差。在调和后，TSS和TP测量精度之间的差异体现在计算出的SRT值的标准偏差中。
## 4. 讨论
### 4.1. 全规模污水处理厂的质量平衡评估和误差检测
对于全规模WWTP的评估，正确设计测量策略至关重要。在静态评估中，重要的是捕捉一个混合周期内的平均污泥组成。这需要在大约3倍SRT的时间内进行评估。还应明确研究目的，并相应地确定测量类型（例如，用于平衡目的的TP、TSS或Fe）。选择应与测量成本和所需的精度相关。在本案例中，采用了包含降雨事件的3个月平均进水WWTP流量数据。这导致流量数据的相对标准偏差较高（\(55\%\)；表4）。选择3个月的时间段是基于平均SRT为36天（表6）。对于每个无法获得24小时混合样的测量点，采集了3个瞬时样。
一旦测量活动完成，进行手动和严格的检查以识别粗大误差（例如数据库中的错误标签、错误的样品（方法或位置）、自动化系统中的错误电子连接）。在手动检查守恒平衡（即TP平衡）后，可以检测到错误数据。在粗大误差检测之后，在本研究中，基于测量数据的TP平衡显示出估计误差为 \(4.1\mathrm{kgd}^{- 1}\)（占进水TP的6%；表4），流量平衡误差为 \(998\mathrm{m}^3\mathrm{d}^{- 1}\)（占进水量的10%）。测量数据中的这些（统计）误差在实践中经常发生，尤其是在
表5 - 开放质量平衡计算；COD、氮和氧平衡
<table><td rowspan="2"><td colspan="2">测量数据<td colspan="2">平衡数据<td rowspan="2">估计误差 (%)单位平均值 ± 标准差相对标准偏差 (%)平均值 ± 标准差相对标准偏差 (%)COD平衡反硝化CODkgCOD d-1-990 ± 757.5-1073 ± 70.6COD氧化kgCOD d-1-601 ± 13221.9-687 ± 121.7氮平衡硝化kgN d-1-396 ± 4210.6-422 ± 40.9反硝化kgN d-1-345 ± 4412.8-374 ± 41.0氧平衡总耗氧量kgO2 d-12409 ± 1596.62615 ± 140.5氮氧化kgO2 d-11808 ± 905.01928 ± 80.4COD氧化kgO2 d-1601 ± 13221.9687 ± 121.7</table>
负号元素表示流出，正号元素表示流入。
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表6 - 污泥龄的计算
<table><td rowspan="2">SRT计算<td rowspan="2">单位<td colspan="2">测量数据<td colspan="3">平衡数据平均值 ± 标准差相对标准偏差 (%)平均值 ± 标准差相对标准偏差 (%)估计误差 (%)基于MLSS的SRT天36.3 ± 22.4138036.2 ± 22.213650.1基于COD_TSS的SRT天34.6 ± 12.142134.6 ± 11.9406-0.1基于TP_TSS输出的SRT天36.4 ± 2.41636.4 ± 1.56-0.1基于TP_TSS进水的SRT天39.4 ± 13.445536.4 ± 1.9108.1</table>
全规模WWTP。忽略粗大误差和统计误差都会导致运行条件的错误计算、不正确的工艺设计以及模型参数校准的误差（Meijer 等，2002；Van Veldhuizen 等，1999）。
在第一次手动检查之后，所有平衡（闭合和开放平衡）都被纳入矩阵（图2）。可以计算出一个唯一解，而没有进一步指示大误差。如表4所示，使用平衡数据，流量和TP平衡（闭合平衡）拟合得非常好。这一结果是通过仅调整流量值（大标准偏差）并认为测量浓度正确（小标准偏差）来有效拟合平衡而实现的。
开放质量平衡计算（COD和氮平衡）的结果见表5。在氮平衡中，硝化负荷为 \(422\mathrm{kgN}\mathrm{d}^{- 1}\)，反硝化负荷为 \(374\mathrm{kgN}\mathrm{d}^{- 1}\)（分别占进水氮 \(561.7\mathrm{kgN}\mathrm{d}^{- 1}\) 的75%和\(67\%\)）。对于所有内部过程速率（kg/天），平衡数据的相对标准偏差（在0.4%到\(1.9\%\)之间）小于测量数据的误差（在5.0%到\(21.9\%\)之间）。这表明内部转化速率存在系统误差，导致实际转化速率高于最初测量的值。系统误差可能与进水流量低估约\(5\%\)有关（表4）。
总耗氧量（OC）也通过质量平衡确定（表5）。建议对OC进行适当评估，因为OC直接关系到曝气输入和WWTP的运行成本。调和后，OC转化量增加了\(9\%\)，达到 \(2615\mathrm{kgO}_2\mathrm{d}^{- 1}\)。其中\(74\%\)的氧气用于脱氮。消耗的氧气与去除的氮的比例为 \(3.4\mathrm{kgO}_2\mathrm{kgN}^{- 1}\)，而与有机物的比例为 \(0.2\mathrm{kgO}_2\mathrm{kgCOD}^{- 1}\)。这些氧气量是将进水中每公斤氮和有机物转化所需的量。
#### 4.2. 测量误差对工艺参数的影响
测量中的误差影响了重要的工艺参数，如SRT和内部转化速率。我们比较了使用全规模WWTP的测量和平衡数据计算SRT的结果（图4）。基于TSS的传统SRT计算导致较高的标准偏差（表6）。尽管减少了流量平衡的误差，但基于TSS测量的SRT精度并未得到改善。这一结果与Ekama等人（2007）的观察一致，即固体不是质量守恒的，因此不能用于评估质量平衡。
基于剩余污泥中COD测量的SRT在调和后仅略有改善（表6）。这与COD是一个开放平衡，其中OC未被测量因此必须计算有关。因此，最好的SRT结果是使用磷酸盐平衡获得的（表6），表明数据调和是一种有效的技术。
最后，所有四种计算方法得出可比较的SRT这一事实表明这是一个正确的值。
<center>图4 - 使用全规模WWTP的测量或平衡数据，基于MLSS、\(\mathrm{COD}_{\mathrm{TSS}}\)、\(\mathrm{TP}_{\mathrm{TSS}}\)进水和输出计算SRT。 </center>
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<center>图5 - 基于P平衡计算SRT的全规模WWTP决策。 </center>
### 4.3. 全规模污水处理厂之间的基准化
当比较不同WWTP的效率时，计算出的SRT是一个重要的运行标准。图5展示了三个WWTP（平衡前后）的不同SRT：Katwoude WWTP（Meijer 等，2002）、Hardenberg WWTP（Meijer 等，2001）和Deventer WWTP（本研究）。
如果我们将本研究中获得的值与使用测量数据的其他研究进行比较，会发现WWTP之间的差异并不十分明显。在平衡之后，SRT的标准偏差减小（表6）。通过减少SRT计算中的误差，WWTP之间的差异变得显著。通过这种方式，其他运行条件如硝化、反硝化或OC也可以更有效地进行比较。这个例子表明，通过使用质量平衡技术和数据调和，可以开发出更好、更可靠的WWTP基准。
## 5. 结论
本文已经证明，较差的WWTP信息质量会导致关键工艺参数（如SRT和转化速率）出现较大误差。提出了一种实用的逐步方法，将质量平衡和数据调和技术应用于全规模WWTP数据。研究表明，通过使用质量平衡计算提高数据质量，可以为工艺评估、WWTP设计和基准化提供有用的新信息。
## 致谢
作者感谢西班牙政府（DPI2005-08922-C02）和荷兰Waterschap Groot Salland对本研究的财政支持。
## 参考文献
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