MBBR工藝在污水處理廠提量增效中的應用
摘要：采用MBBR對華東某污水廠進行擴容，在原池基礎上擴容2萬m3/d，改造后污水廠污水處理規模達到12萬m3/d；改造時，保持厭缺氧區不變，好氧區采用兩級MBBR設計，采用微動力混合池型，強化系統抗沖擊能力；好氧區投加SPR-3型填料，有效比表面積為800㎡/m3，符合《水處理高密度聚乙烯懸浮載體填料》行業標準；同時進行二沉池改造，改建高效沉淀池，新增轉鼓過濾，實現工藝系統匹配，達到處理標準。改造后，水量提升20%，出水水質穩定達到一級A標準，優化運行可達到準IV類標準，生化池出水TN均值為10.40mg/L，TN去除率為83.50%，好氧段發生TN去除現象可去除TN6-10mg/L；生化池出水TP為0.43mg/L，TP去除率為93.00%，缺氧段發生顯著的TP去除現象，在高效沉淀池投加鐵鹽絮凝劑后，TP可以降低到0.30mg/L以下；系統內SND及DPB的出現，實現了碳源限制下的同步強化脫氮除磷，未投加碳源情況下TN和TP穩定達標，通過SND途徑去除TN占比13.20%，通過DPB途徑去除TP達到88.00%，實現了節能降耗。
隨著城市化進程的不斷發展及人民生活水平的提高，城市人口及用水量逐步增大，很多城市污水廠面臨負荷飽和需要提量，解決方案包括原廠址內提量、擇地新建增量污水廠、全部拆遷擴建污水廠等。相比新建或擴建，原廠提量無疑是最優選擇，經濟投資省、見效周期快。污水廠最大亦是最核心的處理構筑物即生化池，具有很大提量空間，尤其是移動床生物膜(MBBR)、膜生物反應器(MBR)等工藝在國內廣泛應用后，更增加了多種技術選擇，能夠實現原池提量。不論是MBBR還是MBR，核心技術思路均為提高生物量，提高處理負荷，強化處理效果，各具優勢，需要具體項目具體分析適用性。本研究通過華東某污水廠擴容提效項目分析，以MBBR為核心，實現原廠提量20%，為國內具有類似需求污水廠改造提供技術參考。
01 項目背景
1.1 項目概況
華東某污水廠占地104畝，歷經四期工程建設。一期設計處理能力為2.5萬m3/d，采用三溝式氧化溝處理工藝，于1995年建設，1999年投入運營；二、三期工程設計處理能力均為3萬m3/d，采用A/A/O工藝，分別于2006年、2008年初建設，二期工程2007年投入運營，三期工程2009年1月投入運營；2012年實施的四期工程為對已建工程的改擴建，將一期擴建至4萬m3/d，擴建后的污水處理廠總處理規模達到10萬m3/d，建設后出水水質達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB18918-2002）中的一級A排放標準。但近幾年，隨著入住城區的企業、居民增加和排污管網的完善，污水排放量也在不斷增加，該污水廠現有規模及處理能力已不能滿足城區污水量的增長，因此本次工程根據污水量增長的情況對現狀污水廠采用MBBR工藝進行原池擴容改造，擴容后規模為12萬m3/d，出水水質仍滿足一級A排放標準，并保留水廠再次提標的可能性，設計進水水質如表1所示，現有構筑物參數如表2所示。
1.2 改造難點
本項目的改造難點包括：
1）原廠區內提量，水量從10萬m3/d增加到12萬m3/d，提量20%，水廠內已無生化池擴建用地，水廠兩邊臨海，兩邊為居民區，無法擴建；
2）進水水質波動較大，與當地季節有關，旅游季節人口增加，水質濃度波動也隨之變化較大；
3）工期緊，水廠已超負荷運行，出水因超負荷波動，對環境有較大壓力；
4）提量同時應保留未來進一步提升至準IV類水的可能性。
02 方案設計與系統調試
2.1 技術路線
項目初步確定在MBBR路線與MBR路線中進行比選。
MBR路線，即對現有四期生化池進行改造，使其處理能力由4萬m3/d提高至6萬m3/d，總處理能力達到12萬m3/d。MBR方案采用A/A/O+MBR的組合，工藝成熟、穩定、可靠，同時結合先進的膜分離技術，其占地小、流程較短、耐水質沖擊負荷、出水穩定可靠、控制管理方便，能夠保證出水穩定優質達標，出水可以直接成為多種用途的回用水資源。但需要新建曝氣設備間且需安裝整套膜處理設備，整個項目噸水投資為570.8元/m3。同時由于MBR工藝的運行需要較高的曝氣，且需要定期沖洗，所以運行成本相對較高，單位處理成本超過1.5元/m3。MBR直接與生物處理工藝相結合對膜的壽命影響也較大，更換成本較高。MBR方案需進行膜設備間、新曝氣系統、二沉池出水管線改造等，施工周期45天。
MBBR路線，即對現有二級設施進行改造，二期、三期、四期增加處理能力，總處理規模增加2萬m3/d，改造后污水廠污水處理規模達到12萬m3/d。MBBR方案工藝成熟，目前國內應用超過800萬噸/天，已在無錫蘆村[1]、青島團島[2]等項目中被廣泛應用。在提量方面，包括山東兗州[3]、青島李村河[4][5]、崇福污水廠等多個應用，處理效果好。綜合考慮二三期二沉池運行情況，MBBR方案運行管理簡單，核心組件十五年不需要更換，運行成本相對低。整個項目噸水投資為500元/m3，單位處理成本1.03元/m3。MBBR方案需對生物池部分改造、二沉池改造，施工周期40天。
綜上所述，結合該污水處理廠現有條件，綜合考慮用地、處理效果、投資及運行等因素，MBBR方案先進、可靠、穩定，因此采用MBBR工藝作為本次擴容工程的處理工藝。
2.2 改造方案
本項目最終的工藝路線如圖1所示。
改造方案主要包括五部分：
1）提量水量分配，對增加的2萬m3/d的水量其中二、三期設施各增加7500m3/d，四期設施增加5000m3/d，生化池的改造在原池基礎上進行，將原A/A/O工藝的O段鑲嵌入MBBR工藝，滿足提量要求，強化處理效果，提高系統穩定性；
2）MBBR功能區設計，為了盡可能縮短工期，在改造過程中厭氧區保持不變，把原缺氧區和好氧區的前40%部分變為缺氧區；好氧區采用兩級MBBR設計，采用微動力混合池型，強化系統抗沖擊能力，且實際運行過程中可以根據氨氮和總氮的去除情況，靈活調控第一級MBBR區溶解氧，實現同步硝化反硝化（SND），平衡氨氮和總氮處理效果；選用SPR-3型填料，有效比表面積為800m2/m3，符合《水處理高密度聚乙烯懸浮載體填料》行業標準[6]，具有水力特性好、能耗低、使用壽命長等優點；設計時考慮今后進一步提標的可能性，控制填充區域填充率<45%，為今后可能的提標留有余地；
3）二沉池改造，考慮提量后二沉池表面負荷增高的影響，對二三四期平流式沉淀池采取增加水力擋板和集水槽優化等措施，改造刮吸泥設備；
4）高效沉淀池改造，新增混合區，將原有混合區改為絮凝區，混合和絮凝設備重新優化選型，對加藥和回流位置進行優化調整。增加絮凝時間，使其處理能力達到10萬m3/d，沉淀區尺寸為29.73m×31.10m，混合時間為1min，絮凝沉淀時間為8min，上升流速為15.30m/h；
5）轉鼓過濾器；現有V型濾池尺寸為30×38m，設計規模為8萬m3/d，濾料采用石英砂均質濾料，有效粒徑d10為0.9-1.2mm，不均勻系數K80≤1.4，濾料厚度為1.20m，濾速為5.97m/h，運行時間為175min。反沖洗時間為25min；考慮到水廠現有空地及工期問題，選用轉鼓過濾器對高效出水進行過濾，去除懸浮物指標，設計進水量2萬m3/d，出水SS≤10mg/L；
2.3 系統調試
由于調試初期，系統受到沖擊，進水COD和氨氮遠高于設計值，調試分為兩個階段，第一階段使系統恢復正常，第二階段填料掛膜，填料掛膜關鍵是調節好填料的流化狀態，根據出水情況逐步提升水量，控制MBBR-1區溶解氧為2-3mg/L，控制MBBR-2區溶解氧為3-4mg/L，外回流為100%，內回流為200%，系統恢復正常后經過約30d的調試運行，水量達到設計值（12萬m3/d），穩定運行。
03 運行效果分析
3.1系統的COD和氨氮處理效果
調試初期（1-4d）進水COD遠高于設計值，約為800-1000mg/L之間，疑似部分垃圾滲濾液進入污水管線，正常條件下（5-100d）生物池進水COD均值為600.00mg/L，生化系統對COD去除效果如圖2所示。調試初期，考慮到系統受到沖擊，加大排泥量，及時將受到沖擊的污泥排出系統，促進新的活性污泥的生長。生化系統降解COD的變化規律分為三個階段，第一階段是系統恢復期（5-22d），出水COD均值為42.48mg/L；第二階段為系統恢復后（22-52d），生物池出水COD均值為28.00mg/L；第三階段為填料成熟后（52-100d），生物池出水COD均值為22.00mg/L。填料掛膜后出水COD比之前降低21.40%，分析原因可能是隨著好氧池填料的投加，某些污泥齡較長的專性菌種在填料上富集，提高了COD的去除效果。
調試初期，生化系統已遭受進水沖擊，進水COD和氨氮遠超設計值，出水嚴重波動。系統恢復后，水質波動仍然存在，進水氨氮最大值為72.00mg/L、最小值為35.00mg/L、均值為53.30mg/L，超出設計值，但出水水質已經達標，并且隨著填料上生物膜的成熟，出水氨氮降低到1.00mg/L以下，生化系統對氨氮的去除效果如圖3所示。對比系統恢復后（22-52d）和生物膜成熟后（52-100d）的氨氮數據，生物池出水氨氮均值分別為4.20mg/L和0.50mg/L，去除率分別為92.12%和99.06%。這主要是兩方面的原因，一方面是隨著懸浮填料的投加，容易使污泥齡較長的硝化菌在填料表面大量生長，增強了系統的硝化能力，另一方面是隨著硝化反應的進一步加強，回流的硝態氮濃度的升高，在缺氧區發生的反硝化反應消耗了更多的碳源，降低了好氧區的COD負荷，促進了硝化反應的進行。對于沖擊，實質上是有機物超過設計值進入了好氧區，擠占了懸浮態污泥中硝化菌群的代謝和增殖空間，使之在污泥中占比不足，難以達到預期效果；而懸浮載體的加入，盡管仍存在水質沖擊，但可提供空間讓硝化菌群逐步富集，系統的抗沖擊能力提升，系統處理效果逐步改善。
3.2 系統的TN去除效果
生物池進水TN均值為63.00mg/L，系統恢復后（5-22d）和生物膜成熟后（52-100d）生化池出水TN均值分別為13.70mg/L和10.40mg/L，去除率分別為78.25%和83.50%，出水TN穩定達標，生化系統對TN去除效果如圖4所示。改造前，系統的TN去除率平均為75.00%，且需要投加碳源20.00mg/L(BOD計，乙酸鈉)以保證處理效果穩定；改造后，未投加碳源、水量增加20.00%的情況下，TN去除率提高至83.50%。之所以改造后系統TN去除性能顯著提升，一方面，系統硝化的徹底為反硝化提供了基質，是反硝化良好的前提；另一方面，系統改造后，硝化主要由懸浮載體承擔，污泥齡控制在8-12d，顯著低于改造前的污泥齡10-20d，泥齡的降低使得污泥活性進一步提升；同時，系統的總回流比為300%，理論上TN去除率為75.00%，實際TN去除率高于理論值，推測伴隨著其他途徑的總氮去除方式。進一步的，對生化系統好氧MBBR區進出水TN進行了測定，可去除TN6-10mg/L，連續測定一周的平均值為8.30mg/L，對總氮去除率貢獻13.20%。從國內其他污水廠運行結果看，MBBR生物膜分層分布的結構，有利于SND現象的產生，且一般TN去除在3-10mg/L[4][5][6][7]。
3.3 系統的TP去除效果
生物池進水TP均值為6.13mg/L，系統恢復后和生物膜成熟后生物池出水TP均值分別為1.47mg/L和0.43mg/L，去除率分別為76.02%和93.00%，在進水TP基本不變的條件下，TP的去除率增加了17.00%，對比改造前TP去除率平均為60.00%更是有極大幅度的提升，生物除磷效果改善顯著，生化系統對TP的去除效果如圖5所示。分析原因，包括MBBR的采用使得污泥齡較改造前有大幅度降低，為聚磷菌群創造有利條件；厭氧段ORP在-260mV~-230mV之間，厭氧段TP均值為13.24mg/L，厭氧條件下釋磷效果好；缺氧段出水TP均值為0.74mg/L，至缺氧末端系統的TP去除率已達到88.00%，TP在缺氧段去除，具備典型的反硝化除磷效果，實現一碳兩用；雖然進水碳源相對充足(C/N>4)，但對于同步脫氮除磷碳源(C/N>7)是不足的，而反硝化除磷效果的出現對于碳源可極大節約，使得無需投加碳源情況下，滿足脫氮除磷需求。
好氧段出水TP均值為0.43mg/L，TP去除率達到了93.00%；系統進水STP/TP在67.00%左右，進水SS的含磷率為0.67%，污泥含磷率為3.82%，污泥含磷率達到了較高的水平。缺氧段TP的去除率為88.00%，好氧段TP的去除率為5.00%，通過對比缺氧段和好氧段的聚磷量，缺氧聚磷起主要作用，這不同于我們對傳統A/A/O工藝中缺氧段（主要作用是脫氮）的認知。聚磷菌在厭氧段主要是釋磷并合成PHB，進入缺氧區，部分聚磷菌以硝酸鹽作為電子受體分解細胞內的PHB，降低了聚磷菌體內PHB含量。反硝化除磷(DPB)的出現，對系統氮磷在碳源限制下的同步達標做出了主要貢獻。但對于DPB現象的出現，仍需進一步研究，需要做到定量化控制，也需要在其他污水廠進行效果再現。
3.4 二沉池與高效池運行
二沉池作為泥水分離的主要場所，其運行效果的好壞直接影響著生化段的處理效果。改造后二期和三期二沉池的表面負荷從0.75m3/m2·h增加到0.94m3/m2·h，四期表面負荷0.72m3/m2·h增加到0.81m3/m2·h。為了進一步降低二沉池出水懸浮物以及強化除磷效果，高效沉淀池在混合區投加三氯化鐵，投加量為10.00mg/L，在絮凝區為了進一步增加絮體體積，增加絮體的沉降性，投加絮凝劑PAM，高效沉淀池出水TP穩定在0.30mg/L以下。
04 結 論
1）采用MBBR改造，系統水量從10萬m3/d提升至 12萬m3/d，出水水質穩定達到一級A標準，優化運行可達到準IV類標準；
2）生化池出水TN均值為10.40mg/L，TN去除率為83.50%，好氧段發生TN去除現象可去除TN6-10mg/L；
3）生化池出水TP為0.43mg/L，TP去除率為93.00%，缺氧段發生顯著的TP去除現象，在高效沉淀池投加鐵鹽絮凝劑后，TP可以降低到0.30mg/L以下；
4）系統內SND及DPB的出現，實現了碳源限制下的同步強化脫氮除磷，未投加碳源情況下TN和TP穩定達標，通過SND途徑去除TN占比13.20%，通過DPB途徑去除TP達到88.00%，實現了節能降耗。
參考文獻
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