MBBR工艺在污水处理厂提量增效中的应用

摘要：采用MBBR对华东某污水厂进行扩容，在原池基础上扩容2万m³/d，改造后污水厂污水处理规模达到12万m³/d；改造时，保持厌缺氧区不变，好氧区采用两级MBBR设计，采用微动力混合池型，强化系统抗冲击能力；好氧区投加SPR-3型填料，有效比表面积为800㎡/m³，符合《水处理高密度聚乙烯悬浮载体填料》行业标准；同时进行二沉池改造，改建高效沉淀池，新增转鼓过滤，实现工艺系统匹配，达到处理标准。改造后，水量提升20%，出水水质稳定达到一级A标准，优化运行可达到准IV类标准，生化池出水TN均值为10.40mg/L，TN去除率为83.50%，好氧段发生TN去除现象可去除TN6-10mg/L；生化池出水TP为0.43mg/L，TP去除率为93.00%，缺氧段发生显著的TP去除现象，在高效沉淀池投加铁盐絮凝剂后，TP可以降低到0.30mg/L以下；系统内SND及DPB的出现，实现了碳源限制下的同步强化脱氮除磷，未投加碳源情况下TN和TP稳定达标，通过SND途径去除TN占比13.20%，通过DPB途径去除TP达到88.00%，实现了节能降耗。

随着城市化进程的不断发展及人民生活水平的提高，城市人口及用水量逐步增大，很多城市污水厂面临负荷饱和需要提量，解决方案包括原厂址内提量、择地新建增量污水厂、全部拆迁扩建污水厂等。相比新建或扩建，原厂提量无疑是最优选择，经济投资省、见效周期快。污水厂最大亦是最核心的处理构筑物即生化池，具有很大提量空间，尤其是移动床生物膜(MBBR)、膜生物反应器(MBR)等工艺在国内广泛应用后，更增加了多种技术选择，能够实现原池提量。不论是MBBR还是MBR，核心技术思路均为提高生物量，提高处理负荷，强化处理效果，各具优势，需要具体项目具体分析适用性。本研究通过华东某污水厂扩容提效项目分析，以MBBR为核心，实现原厂提量20%，为国内具有类似需求污水厂改造提供技术参考。

01 项目背景

1.1 项目概况

华东某污水厂占地104亩，历经四期工程建设。一期设计处理能力为2.5万m³/d，采用三沟式氧化沟处理工艺，于1995年建设，1999年投入运营；二、三期工程设计处理能力均为3万m³/d，采用A/A/O工艺，分别于2006年、2008年初建设，二期工程2007年投入运营，三期工程2009年1月投入运营；2012年实施的四期工程为对已建工程的改扩建，将一期扩建至4万m³/d，扩建后的污水处理厂总处理规模达到10万m³/d，建设后出水水质达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中的一级A排放标准。但近几年，随着入住城区的企业、居民增加和排污管网的完善，污水排放量也在不断增加，该污水厂现有规模及处理能力已不能满足城区污水量的增长，因此本次工程根据污水量增长的情况对现状污水厂采用MBBR工艺进行原池扩容改造，扩容后规模为12万m³/d，出水水质仍满足一级A排放标准，并保留水厂再次提标的可能性，设计进水水质如表1所示，现有构筑物参数如表2所示。

1.2 改造难点

本项目的改造难点包括：

1）原厂区内提量，水量从10万m3/d增加到12万m3/d，提量20%，水厂内已无生化池扩建用地，水厂两边临海，两边为居民区，无法扩建；

2）进水水质波动较大，与当地季节有关，旅游季节人口增加，水质浓度波动也随之变化较大；

3）工期紧，水厂已超负荷运行，出水因超负荷波动，对环境有较大压力；

4）提量同时应保留未来进一步提升至准IV类水的可能性。

02 方案设计与系统调试

2.1 技术路线

项目初步确定在MBBR路线与MBR路线中进行比选。

MBR路线，即对现有四期生化池进行改造，使其处理能力由4万m3/d提高至6万m3/d，总处理能力达到12万m3/d。MBR方案采用A/A/O+MBR的组合，工艺成熟、稳定、可靠，同时结合先进的膜分离技术，其占地小、流程较短、耐水质冲击负荷、出水稳定可靠、控制管理方便，能够保证出水稳定优质达标，出水可以直接成为多种用途的回用水资源。但需要新建曝气设备间且需安装整套膜处理设备，整个项目吨水投资为570.8元/m3。同时由于MBR工艺的运行需要较高的曝气，且需要定期冲洗，所以运行成本相对较高，单位处理成本超过1.5元/m3。MBR直接与生物处理工艺相结合对膜的寿命影响也较大，更换成本较高。MBR方案需进行膜设备间、新曝气系统、二沉池出水管线改造等，施工周期45天。

MBBR路线，即对现有二级设施进行改造，二期、三期、四期增加处理能力，总处理规模增加2万m3/d，改造后污水厂污水处理规模达到12万m3/d。MBBR方案工艺成熟，目前国内应用超过800万吨/天，已在无锡芦村[1]、青岛团岛[2]等项目中被广泛应用。在提量方面，包括山东兖州[3]、青岛李村河[4][5]、崇福污水厂等多个应用，处理效果好。综合考虑二三期二沉池运行情况，MBBR方案运行管理简单，核心组件十五年不需要更换，运行成本相对低。整个项目吨水投资为500元/m3，单位处理成本1.03元/m3。MBBR方案需对生物池部分改造、二沉池改造，施工周期40天。

综上所述，结合该污水处理厂现有条件，综合考虑用地、处理效果、投资及运行等因素，MBBR方案先进、可靠、稳定，因此采用MBBR工艺作为本次扩容工程的处理工艺。

2.2 改造方案

本项目最终的工艺路线如图1所示。

改造方案主要包括五部分：

1）提量水量分配，对增加的2万m³/d的水量其中二、三期设施各增加7500m³/d，四期设施增加5000m³/d，生化池的改造在原池基础上进行，将原A/A/O工艺的O段镶嵌入MBBR工艺，满足提量要求，强化处理效果，提高系统稳定性；

2）MBBR功能区设计，为了尽可能缩短工期，在改造过程中厌氧区保持不变，把原缺氧区和好氧区的前40%部分变为缺氧区；好氧区采用两级MBBR设计，采用微动力混合池型，强化系统抗冲击能力，且实际运行过程中可以根据氨氮和总氮的去除情况，灵活调控第一级MBBR区溶解氧，实现同步硝化反硝化（SND），平衡氨氮和总氮处理效果；选用SPR-3型填料，有效比表面积为800m2/m3，符合《水处理高密度聚乙烯悬浮载体填料》行业标准[6]，具有水力特性好、能耗低、使用寿命长等优点；设计时考虑今后进一步提标的可能性，控制填充区域填充率<45%，为今后可能的提标留有余地；

3）二沉池改造，考虑提量后二沉池表面负荷增高的影响，对二三四期平流式沉淀池采取增加水力挡板和集水槽优化等措施，改造刮吸泥设备；

4）高效沉淀池改造，新增混合区，将原有混合区改为絮凝区，混合和絮凝设备重新优化选型，对加药和回流位置进行优化调整。增加絮凝时间，使其处理能力达到10万m³/d，沉淀区尺寸为29.73m×31.10m，混合时间为1min，絮凝沉淀时间为8min，上升流速为15.30m/h；

5）转鼓过滤器；现有V型滤池尺寸为30×38m，设计规模为8万m3/d，滤料采用石英砂均质滤料，有效粒径d10为0.9-1.2mm，不均匀系数K80≤1.4，滤料厚度为1.20m，滤速为5.97m/h，运行时间为175min。反冲洗时间为25min；考虑到水厂现有空地及工期问题，选用转鼓过滤器对高效出水进行过滤，去除悬浮物指标，设计进水量2万m3/d，出水SS≤10mg/L；

2.3 系统调试

由于调试初期，系统受到冲击，进水COD和氨氮远高于设计值，调试分为两个阶段，第一阶段使系统恢复正常，第二阶段填料挂膜，填料挂膜关键是调节好填料的流化状态，根据出水情况逐步提升水量，控制MBBR-1区溶解氧为2-3mg/L，控制MBBR-2区溶解氧为3-4mg/L，外回流为100%，内回流为200%，系统恢复正常后经过约30d的调试运行，水量达到设计值（12万m³/d），稳定运行。

03 运行效果分析

3.1系统的COD和氨氮处理效果

调试初期（1-4d）进水COD远高于设计值，约为800-1000mg/L之间，疑似部分垃圾渗滤液进入污水管线，正常条件下（5-100d）生物池进水COD均值为600.00mg/L，生化系统对COD去除效果如图2所示。调试初期，考虑到系统受到冲击，加大排泥量，及时将受到冲击的污泥排出系统，促进新的活性污泥的生长。生化系统降解COD的变化规律分为三个阶段，第一阶段是系统恢复期（5-22d），出水COD均值为42.48mg/L；第二阶段为系统恢复后（22-52d），生物池出水COD均值为28.00mg/L；第三阶段为填料成熟后（52-100d），生物池出水COD均值为22.00mg/L。填料挂膜后出水COD比之前降低21.40%，分析原因可能是随着好氧池填料的投加，某些污泥龄较长的专性菌种在填料上富集，提高了COD的去除效果。

调试初期，生化系统已遭受进水冲击，进水COD和氨氮远超设计值，出水严重波动。系统恢复后，水质波动仍然存在，进水氨氮最大值为72.00mg/L、最小值为35.00mg/L、均值为53.30mg/L，超出设计值，但出水水质已经达标，并且随着填料上生物膜的成熟，出水氨氮降低到1.00mg/L以下，生化系统对氨氮的去除效果如图3所示。对比系统恢复后（22-52d）和生物膜成熟后（52-100d）的氨氮数据，生物池出水氨氮均值分别为4.20mg/L和0.50mg/L，去除率分别为92.12%和99.06%。这主要是两方面的原因，一方面是随着悬浮填料的投加，容易使污泥龄较长的硝化菌在填料表面大量生长，增强了系统的硝化能力，另一方面是随着硝化反应的进一步加强，回流的硝态氮浓度的升高，在缺氧区发生的反硝化反应消耗了更多的碳源，降低了好氧区的COD负荷，促进了硝化反应的进行。对于冲击，实质上是有机物超过设计值进入了好氧区，挤占了悬浮态污泥中硝化菌群的代谢和增殖空间，使之在污泥中占比不足，难以达到预期效果；而悬浮载体的加入，尽管仍存在水质冲击，但可提供空间让硝化菌群逐步富集，系统的抗冲击能力提升，系统处理效果逐步改善。

3.2 系统的TN去除效果

生物池进水TN均值为63.00mg/L，系统恢复后（5-22d）和生物膜成熟后（52-100d）生化池出水TN均值分别为13.70mg/L和10.40mg/L，去除率分别为78.25%和83.50%，出水TN稳定达标，生化系统对TN去除效果如图4所示。改造前，系统的TN去除率平均为75.00%，且需要投加碳源20.00mg/L(BOD计，乙酸钠)以保证处理效果稳定；改造后，未投加碳源、水量增加20.00%的情况下，TN去除率提高至83.50%。之所以改造后系统TN去除性能显著提升，一方面，系统硝化的彻底为反硝化提供了基质，是反硝化良好的前提；另一方面，系统改造后，硝化主要由悬浮载体承担，污泥龄控制在8-12d，显著低于改造前的污泥龄10-20d，泥龄的降低使得污泥活性进一步提升；同时，系统的总回流比为300%，理论上TN去除率为75.00%，实际TN去除率高于理论值，推测伴随着其他途径的总氮去除方式。进一步的，对生化系统好氧MBBR区进出水TN进行了测定，可去除TN6-10mg/L，连续测定一周的平均值为8.30mg/L，对总氮去除率贡献13.20%。从国内其他污水厂运行结果看，MBBR生物膜分层分布的结构，有利于SND现象的产生，且一般TN去除在3-10mg/L[4][5][6][7]。

3.3 系统的TP去除效果

生物池进水TP均值为6.13mg/L，系统恢复后和生物膜成熟后生物池出水TP均值分别为1.47mg/L和0.43mg/L，去除率分别为76.02%和93.00%，在进水TP基本不变的条件下，TP的去除率增加了17.00%，对比改造前TP去除率平均为60.00%更是有极大幅度的提升，生物除磷效果改善显著，生化系统对TP的去除效果如图5所示。分析原因，包括MBBR的采用使得污泥龄较改造前有大幅度降低，为聚磷菌群创造有利条件；厌氧段ORP在-260mV~-230mV之间，厌氧段TP均值为13.24mg/L，厌氧条件下释磷效果好；缺氧段出水TP均值为0.74mg/L，至缺氧末端系统的TP去除率已达到88.00%，TP在缺氧段去除，具备典型的反硝化除磷效果，实现一碳两用；虽然进水碳源相对充足(C/N>4)，但对于同步脱氮除磷碳源(C/N>7)是不足的，而反硝化除磷效果的出现对于碳源可极大节约，使得无需投加碳源情况下，满足脱氮除磷需求。

好氧段出水TP均值为0.43mg/L，TP去除率达到了93.00%；系统进水STP/TP在67.00%左右，进水SS的含磷率为0.67%，污泥含磷率为3.82%，污泥含磷率达到了较高的水平。缺氧段TP的去除率为88.00%，好氧段TP的去除率为5.00%，通过对比缺氧段和好氧段的聚磷量，缺氧聚磷起主要作用，这不同于我们对传统A/A/O工艺中缺氧段（主要作用是脱氮）的认知。聚磷菌在厌氧段主要是释磷并合成PHB，进入缺氧区，部分聚磷菌以硝酸盐作为电子受体分解细胞内的PHB，降低了聚磷菌体内PHB含量。反硝化除磷(DPB)的出现，对系统氮磷在碳源限制下的同步达标做出了主要贡献。但对于DPB现象的出现，仍需进一步研究，需要做到定量化控制，也需要在其他污水厂进行效果再现。

3.4 二沉池与高效池运行

二沉池作为泥水分离的主要场所，其运行效果的好坏直接影响着生化段的处理效果。改造后二期和三期二沉池的表面负荷从0.75m3/m2·h增加到0.94m3/m2·h，四期表面负荷0.72m3/m2·h增加到0.81m3/m2·h。为了进一步降低二沉池出水悬浮物以及强化除磷效果，高效沉淀池在混合区投加三氯化铁，投加量为10.00mg/L，在絮凝区为了进一步增加絮体体积，增加絮体的沉降性，投加絮凝剂PAM，高效沉淀池出水TP稳定在0.30mg/L以下。

04 结 论

1）采用MBBR改造，系统水量从10万m3/d提升至 12万m3/d，出水水质稳定达到一级A标准，优化运行可达到准IV类标准；

2）生化池出水TN均值为10.40mg/L，TN去除率为83.50%，好氧段发生TN去除现象可去除TN6-10mg/L；

3）生化池出水TP为0.43mg/L，TP去除率为93.00%，缺氧段发生显著的TP去除现象，在高效沉淀池投加铁盐絮凝剂后，TP可以降低到0.30mg/L以下；

4）系统内SND及DPB的出现，实现了碳源限制下的同步强化脱氮除磷，未投加碳源情况下TN和TP稳定达标，通过SND途径去除TN占比13.20%，通过DPB途径去除TP达到88.00%，实现了节能降耗。

参考文献

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