雙模式MSBR 工藝在城鎮(zhèn)污水廠雨季工況中的中試試驗

沈 磊

(可事托環(huán)保設(shè)備<上海>有限公司,上海 200030)

1 研究背景

在水體黑臭治理及海綿城市建設(shè)過程中,我國很多城市興建了沿河截污設(shè)施,并提高了截流倍數(shù),通過集中式城鎮(zhèn)排水系統(tǒng)對匯水區(qū)域的雨季流量進行快速收集及輸送。 但處于排水系統(tǒng)末端的污水廠處理規(guī)模通常按照旱季流量進行設(shè)計,并未考慮雨季峰值流量的處理,導(dǎo)致雨季超出污水廠處理能力的混合污水在廠前或中途管線溢流形成合流制溢流(CSO)污水,造成嚴重的沿途或受納水體“返黑返臭”問題[1]。

近年來,我國上海、昆明及武漢等市的部分城鎮(zhèn)污水廠通過新建化學(xué)強化一級處理(CEPT)、高效沉淀池等物化處理工藝對雨季合流制混合污水進行處理,在優(yōu)化藥劑選型及運行工況的條件下,其有機物(CODCr)去除率可達50%～80%,懸浮物(SS)去除率為60%～90%,總磷(TP)去除率為70%～90%,但對于氨氮、總氮(TN) 等指標(biāo)的去除極其有限[2-3],且新建處理單元還可能面臨投資過大和旱季設(shè)備閑置等問題[3]。 理論上二級處理對合流污水的凈化效果更優(yōu),但大部分污水處理廠的二級生化處理系統(tǒng)受水力停留時間(HRT)、微生物增長速率和二沉池活性污泥流失等因素限制,無法應(yīng)對雨季合流污水劇烈的流量和水質(zhì)變化,不具備與之匹配的處理能力[4]。

改良型序批間歇反應(yīng)器(MSBR)是一種高效穩(wěn)定且具備較強抗沖擊負荷能力的二級生化處理工藝,已在國內(nèi)外污水處理廠得到了較為廣泛的應(yīng)用。本研究以浙江某污水處理廠為場所,通過中試試驗研究,考察了雙模式MSBR 工藝應(yīng)對雨季連續(xù)沖擊負荷的效果,為該廠的運行控制提供指導(dǎo)思路,同時為提高我國城鎮(zhèn)污水處理廠對雨季合流污水的處理能力,削減雨季受納水體污染負荷提供一種新的有效途徑。

2 試驗材料與方法

2.1 污水處理廠概況

浙江某污水處理廠現(xiàn)狀處理規(guī)模為60 萬m3/d,總用地面積為49.88 萬m2,主要收集服務(wù)片區(qū)內(nèi)生活污水及部分工業(yè)廢水。 其中一、二期設(shè)計處理能力均為30 萬m3/d,二級處理工藝分別采用了膜生物反應(yīng)器(MBR)、MSBR 池及AAO 生物池,出水水質(zhì)執(zhí)行《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)中的一級A 標(biāo)準(zhǔn)。 污水廠近年實際進水水質(zhì)及設(shè)計出水水質(zhì)如表1 所示。 該污水廠進水中工業(yè)廢水比例較高,且服務(wù)區(qū)域內(nèi)的污水管網(wǎng)收集系統(tǒng)短板較為明顯,雨水的混入較為嚴重,導(dǎo)致污水廠的進水水質(zhì)波動較大,對污水廠的穩(wěn)定運行造成了一定沖擊。

表1 污水廠近年進水水質(zhì)及設(shè)計出水水質(zhì)Tab.1 Recent Influent and Designed Effluent Quality of WWTP

2.2 試驗裝置與運行方式

本次雙模式MSBR 中試裝置旱季處理規(guī)模為12 m3/d,外尺寸為3.2 m×2.2 m×2.1 m,采用集約化一池十單元結(jié)構(gòu)。 主體包含AAO 反應(yīng)單元、SBR序批單元及污泥濃縮預(yù)缺氧單元等區(qū)域,配套多點進水等功能,可根據(jù)進水量的變化快速切換運行模式,以適應(yīng)雨季合流污水流量及污染物負荷波動較大、具有非連續(xù)性、爆發(fā)性、隨機性的污染特征[5]。其旱季和雨季兩種運行方式如圖1、圖2 所示。

圖1 雙模式MSBR 系統(tǒng)旱季運行模式Fig.1 Operation Mode of Dual-Mode MSBR System during Dry Weather

圖2 雙模式MSBR 系統(tǒng)雨季運行模式Fig.2 Operation Mode of Dual-Mode MSBR System during Wet Weather

旱季或初期雨水期間,采用旱季運行模式,原水全部進入中試裝置的4 號厭氧單元,依次經(jīng)過多段缺氧、好氧反應(yīng)后通過1 號及7 號序批單元交替沉淀出水。 序批單元內(nèi)污泥回流到2 號濃縮單元后進入3 號預(yù)缺氧單元富集,經(jīng)內(nèi)源反硝化脫氮后提升進入4 號厭氧反應(yīng)單元與進水混合,濃縮單元上清液重力自流入后置1A 及7A 缺/好氧單元。

當(dāng)雨季合流污水量超過2.0 倍旱季流量時,啟動雨季運行模式,通過多點進水裝置將超量混合污水分流至6 號好氧單元末端,兩側(cè)1 號及7 號序批單元同時沉淀出水,并啟動強化污泥回流,避免污泥流失;后置1A 及7A 缺/好氧單元連續(xù)好氧曝氣,其余各單元運行狀態(tài)保持不變。

中試裝置總有效容積為11.27 m3,其中4 號厭氧單元為0.66 m3,5/5A 兩級缺氧單元均為0.73 m3,6 號好氧單元為3.17 m3,2 號濃縮單元為0.21 m3,3 號預(yù)缺氧單元為0.25 m3,后置1A/7A 缺/好氧單元均為0.60 m3,1/7 號序批單元均為2.16 m3。

厭氧/缺氧及序批單元采用攪拌器使泥水均勻混合,好氧單元通過微孔曝氣頭進行供氧及泥水混合,由空壓機供氣,氣量通過流量閥組進行控制。 試驗進水、硝化液回流及污泥回流等均采用潛污泵控制,總裝機功率為8.75 kW。 中試裝置主要工藝設(shè)計參數(shù)如表2、表3 所示。

表2 雙模式MSBR 中試裝置主要設(shè)計參數(shù)(旱季)Tab.2 Designed Parameters of Dual-Mode MSBR Pilot Unit(Dry Weather)

表3 雙模式MSBR 中試裝置主要設(shè)計參數(shù)(雨季)Tab.3 Designed Parameters of Dual-Mode MSBR Pilot Unit(Wet Weather)

2.3 試驗原水及出水目標(biāo)

本次試驗采用浙江某污水處理廠沉砂池出水作為原水,按1.0～6.0 倍旱季水力負荷分6 個工況進行沖擊負荷試驗,其中不超過2.0 倍負荷時均采用沉砂池出水,模擬降雨初期較高濃度的沖擊負荷;超過2.0 倍負荷后采用中試裝置出水稀釋調(diào)配原水,模擬降雨中后期大量雨水對于進水水質(zhì)的稀釋作用[6]。 中試裝置主要出水水質(zhì)參考《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)中的一級A標(biāo)準(zhǔn),設(shè)計進出水水質(zhì)如表4 所示。

表4 雙模式MSBR 中試試驗設(shè)計進出水水質(zhì)Tab.4 Designed Influent and Effluent Quality of Dual-Mode MSBR Pilot Test

2.4 試驗方案及分析方法

試驗按照1.0 ～6.0 倍旱季水力負荷分6 個工況有序展開,其中1.0～2.0 倍負荷模擬旱季及降雨初期工況,3.0 ～6.0 倍負荷模擬降雨中后期大水量沖擊工況,最后再恢復(fù)到1.0 倍負荷工況運行,考察中試裝置在遭受大水力沖擊負荷之后的恢復(fù)情況。 整個試驗過程約5 個月,具體方案進度如表5 所示。

表5 雙模式MSBR 中試裝置水力沖擊負荷試驗Tab.5 Hydraulic Shock Load Test for Dual-Mode MSBR Pilot Unit

試驗期間每天對中試裝置進出水取樣分析,指標(biāo)的分析方法均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版增補版)。 其中:CODCr采用重鉻酸鉀法,SS采用重量法,氨氮采用納氏試劑光度法,TN 采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法,TP 采用鉬銻抗分光光度法。

3 試驗結(jié)果分析

3.1 去除效果分析

在完成污泥接種馴化后,水力沖擊負荷試驗于2022 年6 月—11 月分7 個工況進行,共計143 d。期間取樣檢測中試裝置的進出水水質(zhì),分析不同水力負荷下系統(tǒng)對于CODCr、SS、TN、氨氮及TP 的去除效果,最后考察裝置經(jīng)歷沖擊負荷后的恢復(fù)能力。各工況段主要運行數(shù)據(jù)匯總?cè)绫?、表7 所示。

表6 水力沖擊負荷試驗運行數(shù)據(jù)Tab.6 Operation Data of Hydraulic Shock Load Test of Dual-Mode MSBR Pilot Unit

表7 水力沖擊負荷試驗去除率數(shù)據(jù)Tab.7 Removal Rate Data of Hydraulic Shock Load Test of Dual-Mode MSBR Pilot Unit

由試驗數(shù)據(jù)可知,除個別時段,雙模式MSBR 中試裝置出水CODCr、TN、氨氮濃度可穩(wěn)定達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)一級A 排放標(biāo)準(zhǔn);出水SS 及TP 濃度則可達到一級B排放標(biāo)準(zhǔn),通過高效沉淀及過濾等深度處理,可進一步達到一級A 排放標(biāo)準(zhǔn)。 對于各項指標(biāo)的達標(biāo)情況主要有以下分析。

3.1.1 CODCr去除效果分析

如圖3 所示,在1.0 ～4.0 倍水力負荷條件下,系統(tǒng)的有機物降解較為充分,CODCr平均去除率最高可達到89.81%,出水CODCr質(zhì)量濃度在30 ～50 mg/L,可達到一級A 排放標(biāo)準(zhǔn)。 而在5.0 ～6.0倍水力負荷條件下,由于采用出水回流稀釋,進水總有機負荷變化并不大,但CODCr的去除率仍然呈較為明顯的下降趨勢。 結(jié)合出水SS 指標(biāo)的變化情況,可以判斷出水CODCr的增加大部分是由沉淀時間減少后出水中顆粒性有機物的上升引起的。 在生物菌種的總量沒有嚴重流失的情況下,盡管整體HRT 有所減少,生長迅速的異養(yǎng)菌仍可在很短時間內(nèi)完成有機物降解作用。 因此,在出水不發(fā)生跑泥的情況下,水量沖擊負荷的增加對于CODCr的去除并不會產(chǎn)生很大影響。 通過適量投加混凝劑及物理過濾等手段可進一步提高出水CODCr的排放標(biāo)準(zhǔn)。

圖3 試驗階段CODCr 去除效果統(tǒng)計Fig.3 Removal Efficiency of CODCr during Hydraulic Shock Load Test

3.1.2 SS 的去除效果分析

由圖4 可知,試驗過程中出水SS 可維持在較低水平,但2.0 倍以上的水力沖擊負荷對于SS 的去除率影響逐漸增大,出水SS 質(zhì)量濃度也較難以繼續(xù)穩(wěn)定在10 mg/L 以下。

圖4 試驗階段SS 去除效果統(tǒng)計Fig.4 Removal Efficiency of SS during Hydraulic Shock Load Test

MSBR 中試裝置通過啟動多點進水及污泥強化回流,可有效避免大量活性污泥快速地被帶入到沉淀區(qū)域,從而降低了沉淀區(qū)域的入流固體負荷[7];而雨季模式下的兩側(cè)序批單元同時出水,提高了沉淀區(qū)域可承受的表面水力負荷及固體負荷,避免大量污泥流失和出水水質(zhì)嚴重超標(biāo);MSBR 沉淀區(qū)域設(shè)置的中間擋板優(yōu)化了水力學(xué)性能,當(dāng)水力負荷增加時起到消能作用,使得底部帶起的SS 有了二次沉淀效應(yīng),避免出水堰口附近污泥層的破壞,保證了出水水質(zhì)[8]。 但在5.0 ～6.0倍水力負荷條件下,沉淀區(qū)域的入流負荷超過了設(shè)計上限,導(dǎo)致了活性污泥的溢出和出水SS 較為明顯的波動。

3.1.3 氨氮去除效果分析

試驗階段各工況下的氨氮去除如圖5 所示。 除工況7 恢復(fù)階段初期,在不同水量負荷條件下系統(tǒng)的硝化去除率未出現(xiàn)明顯波動。 由于雨季運行模式的啟動確保了系統(tǒng)生物量在整個沖擊負荷試驗中未發(fā)生明顯流失,系統(tǒng)污泥齡可保持大于硝化菌世代時間,盡管系統(tǒng)實際的好氧反應(yīng)時間隨著沖擊水量的增加有所減少,但在水溫較高、曝氣充分且硝化菌種數(shù)量基本穩(wěn)定的情況下,系統(tǒng)仍可保證良好的硝化效果。 整個試驗階段氨氮去除率大部分時間保持在89.18%～97.27%,出水氨氮平均濃度顯著優(yōu)于一級A 排放標(biāo)準(zhǔn)。

圖5 試驗階段氨氮去除效果統(tǒng)計Fig.5 Removal Efficiency of Ammonia Nitrogen during Hydraulic Shock Load Test

3.1.4 TN 去除效果分析

圖6 展示了各工況條件下TN 的去除情況。 在1.0～6.0 倍水力負荷條件下,隨著進水TN 負荷總量的增加,中試裝置出水TN 指標(biāo)在大部分時段均優(yōu)于一級A 排放標(biāo)準(zhǔn),且能基本穩(wěn)定維持在10 mg/L 以下,說明開啟多點進水可有效降低雨季合流污水對于系統(tǒng)前端脫氮功能的沖擊。 但進水量的上升造成了碳源及硝酸鹽的稀釋、溶解氧的上升以及系統(tǒng)缺氧時間的縮短,且多點進水的啟動也導(dǎo)致一部分進水碳源無法進入缺氧池而被反硝化菌利用,這些因素造成系統(tǒng)反硝化所需的電子供體及動力不足,導(dǎo)致系統(tǒng)脫氮效率呈下降趨勢,而出水SS 的波動也會影響到TN 去除的穩(wěn)定性。 由此可知,在水量提升的過程中通過采取加強曝氣區(qū)域的溶解氧控制,降低回流硝化液的溶解氧濃度,優(yōu)化多點進水的流量分配比來提高缺氧池碳源總量[9],同時控制出水SS 等措施,是進一步提高系統(tǒng)在水力沖擊負荷條件下脫氮效率的關(guān)鍵。

圖6 試驗階段TN 去除效果統(tǒng)計Fig.6 Removal Efficiency of TN during Hydraulic Shock Load Test

3.1.5 TP 去除效果分析

試驗期間各工況條件下系統(tǒng)對于TP 的去除情況如圖7 所示,在不采取化學(xué)除磷的情況下,出水TP 平均質(zhì)量濃度在0.5～1.0 mg/L。 通常厭氧HRT的變化對于生物除磷的影響較為有限,但隨著進水量的上升,進水碳源尤其是揮發(fā)性脂肪酸(VFA)濃度被稀釋,多點進水亦導(dǎo)致部分碳源無法被聚磷菌有效利用;由于系統(tǒng)脫氮效率的下降,回流污泥中的硝酸鹽濃度有所上升,這也會影響到聚磷菌在厭氧區(qū)的生物釋磷效果。 此外,當(dāng)出水SS 濃度隨著水力負荷的增加而上升時,出水中的顆粒性TP 也會同步上升。 以上因素均導(dǎo)致了水力負荷提升的過程中,中試裝置出水TP 的波動及除磷率下降。 MSBR系統(tǒng)通過對回流污泥進行濃縮預(yù)缺氧處理來降低其中的硝酸鹽濃度,盡可能地消除硝酸鹽對于厭氧釋磷的抑制作用,此舉可使厭氧釋磷進行得較為充分,為后續(xù)缺氧或好氧階段的過量吸磷創(chuàng)造良好的前置條件[10]。 但影響生物除磷的因素較多,為進一步提高本系統(tǒng)在雨季沖擊負荷下的TP 去除率,確保出水TP 穩(wěn)定達到并優(yōu)于一級A 排放標(biāo)準(zhǔn),可考慮輔以化學(xué)除磷,作為生物除磷的補充[11]。

圖7 試驗階段TP 去除效果統(tǒng)計Fig.7 Removal Efficiency of TP during Hydraulic Shock Load Test

3.1.6 沖擊負荷后的恢復(fù)情況評估

由以上數(shù)據(jù)統(tǒng)計可知,本中試裝置在水力負荷提高到4.0 倍旱季流量以上時,運行穩(wěn)定性及處理效率下降,出水有活性污泥溢出現(xiàn)象發(fā)生,可見4.0倍水力負荷為本中試裝置可承受的極限沖擊負荷。為避免生物量的持續(xù)流失,將進水量由6.0 倍恢復(fù)至1.0 倍水力負荷運行,觀察裝置經(jīng)歷沖擊負荷后的運行狀況。 通過分析發(fā)現(xiàn),中試裝置在恢復(fù)初期由于污泥濃度下降、進水水質(zhì)濃度上升及水溫較低等不利因素,出水指標(biāo)出現(xiàn)較大波動,運行穩(wěn)定后期各項指標(biāo)的去除率逐步恢復(fù)到初始時的1.0 倍負荷工況。 可見,本中試裝置在經(jīng)歷了2.0 ～6.0 倍水力負荷沖擊之后,仍能較快地恢復(fù)到初始時的運行狀態(tài)。

3.2 水溫對于MSBR 中試裝置運行的影響分析

我國暴雨季節(jié)多發(fā)于夏季,因此本次試驗選擇在6 月啟動。 菲爾普斯(Phelps)公式表征溫度對于污水生物處理過程中反應(yīng)速率常數(shù)影響,如式(1)。

其中:KT——T℃時的反應(yīng)速率常數(shù),d-1;

K20——20 ℃時的反應(yīng)速率常數(shù),d-1;

T——設(shè)計溫度,℃;

θ——溫度系數(shù),一般取1.02～1.08。

根據(jù)式(1),夏季時污水中活性微生物的反應(yīng)速率最高可達到冬季的一倍以上,因此,有條件將MSBR 系統(tǒng)生物反應(yīng)所需的部分空間和時間轉(zhuǎn)換為沉淀所需的容積和時間[12]。 同時夏季污水溫度升高,水的黏滯性降低,活性污泥微生物絮體間的吸附、凝聚力增強,使得沉降所需時間縮短。 根據(jù)MSBR 系統(tǒng)特殊的構(gòu)造,在雨季模式可將兩側(cè)SBR單元均作為沉淀池使用,此時沉淀區(qū)域可承受的表面水力負荷及固體負荷可提高至旱季時的2.0 倍。通過試驗也證明,當(dāng)水溫在22 ～32 ℃時,在雨季運行模式下MSBR 中試裝置可穩(wěn)定通過最大400%的旱季設(shè)計流量。

3.3 多點進水在MSBR 中試裝置上的應(yīng)用分析

將多點進水工藝融入MSBR 系統(tǒng),在雨季運行模式下將超量污水分流至好氧單元末端,可有效避免系統(tǒng)前端活性污泥在峰值流量期間過快地被推至沉淀區(qū)域,因沉淀區(qū)域負荷陡增造成系統(tǒng)出水跑泥及整體處理效率下降等問題。 旱季和初雨時期將全部合流污水通過MSBR 系統(tǒng)全流程處理,以保證污染物降解效果及底物的充分吸附;降雨后期隨著徑流量不斷增大,進水水質(zhì)濃度由于雨水的稀釋而下降,超量污水從MSBR 池后端接入,經(jīng)過短時間曝氣及沉淀回流處理實現(xiàn)“接觸-穩(wěn)定”,與經(jīng)過MSBR 系統(tǒng)全流程處理的部分出水匯合后沉淀排放,可達到較為理想的出水水質(zhì)。該運行方式與國外的3W 法(Wet Weather Wastewater)[13]有異曲同工之處。

3.4 投資運行成本分析

雙模式MSBR 工藝可兼顧旱季及雨季污水處理,無需專門建設(shè)物理-CEPT 等雨季合流污水處理構(gòu)筑物,可有效節(jié)省項目投資及用地,且無旱季設(shè)備閑置等問題。 在試驗過程中,本中試裝置包括污水廠一級處理段的運行能耗為0.25～0.40 kW·h/m3,合0.18～0.28 元/m3,略高于常規(guī)活性污泥法,其主要原因是中試裝置設(shè)計規(guī)模較小,攪拌器、水泵及空壓機等選型偏大,且雨季模式下污泥回流及風(fēng)量需求快速上升。 本次試驗未投加碳源、聚合氯化鋁(PAC)及聚丙烯酰胺(PAM)等藥劑,因此雙模式MSBR 工藝的綜合運行成本低于常規(guī)活性污泥法+物理-CEPT 等工藝組合。

4 結(jié)論及建議

(1)試驗結(jié)果顯示,當(dāng)水力沖擊負荷不超過4.0倍旱季設(shè)計流量時,雙模式MSBR 中試裝置可連續(xù)穩(wěn)定運行,出水CODCr平均質(zhì)量濃度為33.43 ～49.85 mg/L,去除率為74.10%～89.81%;出水SS平均質(zhì)量濃度為10.38 ～13.90 mg/L,去除率為84.48%～95.50%;出水氨氮平均質(zhì)量濃度為0.68 ～2.51 mg/L,去除率為89.82%～97.27%;出水TN 平均質(zhì)量濃度為7.86～13.66 mg/L,去除率為58.17%～74.18%;出水TP 平均質(zhì)量濃度為0.45 ～1.03 mg/L,去除率為81.85%～88.65%。 各項指標(biāo)均優(yōu)于物理-CEPT 工藝,可有效緩解氮磷營養(yǎng)物等向水體的轉(zhuǎn)移釋放。

(2)融合多點進水工藝的雙模式MSBR 工藝,進一步提升了抗沖擊負荷能力及操作靈活性,可對進水水量水質(zhì)的波動做出快速響應(yīng),有效避免雨季超量混合污水沖擊情況下,活性污泥的大量流失及污水處理程度的下降,系統(tǒng)在經(jīng)歷大水量沖擊負荷后可迅速恢復(fù)至初始狀態(tài)進行旱季流量的處理。 該工藝可有效提升城鎮(zhèn)污水處理廠雨季峰值流量的處理能力,減少合流污水溢流量,削減受納水體的污染負荷。

(3)雙模式MSBR 工藝兼顧旱季及雨季污水處理,可有效節(jié)省投資及用地,其中試裝置運行能耗為0.25～0.40 kW·h/m3,合0.18～0.28 元/m3,因無需投加藥劑,其綜合運行成本低于常規(guī)活性污泥法+物理-CEPT 等工藝組合。

(4)為確保雨季峰值流量下雙模式MSBR 工藝出水指標(biāo)可穩(wěn)定達到或優(yōu)于《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)中的一級A標(biāo)準(zhǔn),建議通過高效沉淀及過濾等后續(xù)工藝進一步提高SS、TP 指標(biāo)的去除率;考慮到雨水所攜帶的大量泥砂等無機物,建議在一級處理段增設(shè)初沉池以有效減輕雨季泥砂水對于雙模式MSBR 工藝的沖擊。

(5)本次中試試驗暫未考慮在降雨初期,由于初期雨水沖刷地面攜帶進入污水處理廠的大量泥沙、黏滯泥、重金屬等污染物對水廠生化系統(tǒng)的影響,且試驗方案中各工況的持續(xù)運行時間長于實際降雨歷時。 在下一階段試驗中,將重點考察實際降雨過程中初期雨水所攜帶的這部分污染物,以及短時大流量沖擊負荷等因素對于雙模式MSBR 工藝運行的影響及可行有效的應(yīng)對措施。