MBBR應(yīng)用于污水廠提量改造及其能耗藥耗分析

韓錫友，黃子進，方金強，施巾杰，楊華仙，周家中，韓文杰,*

(1.青島西海岸公用事業(yè)集團水務(wù)有限公司，山東青島 266555；2.青島思普潤水處理股份有限公司，山東青島 266555；3.中國市政工程西南設(shè)計研究總院有限公司，四川成都 610081)

活性污泥法是目前污水廠應(yīng)用最普遍的污水處理工藝，其對污水中污染物能夠產(chǎn)生較強去除效果的同時，也存在污泥處置費用高、易發(fā)生污泥膨脹、占地面積大、承受有機負荷和水力負荷沖擊的能力較差等缺點[1]。近年來，MBBR工藝憑借其微生物多樣性高、處理能力和耐沖擊負荷強、易于運行和管理等優(yōu)點在世界范圍內(nèi)迅速發(fā)展[2]。MBBR工藝按照微生物的存在狀態(tài)可分為純膜MBBR和泥膜復(fù)合MBBR工藝。其中，泥膜復(fù)合MBBR工藝具有較低的投資費用，可原池“鑲嵌”于原有活性污泥系統(tǒng)，并且其改造周期快，對各種污染物都有很好的處理效果，特別適用于污水廠的升級改造[3]。此外，泥膜復(fù)合MBBR工藝能夠有效解決傳統(tǒng)活性污泥法脫氮除磷中不可調(diào)和的泥齡矛盾，同步提升系統(tǒng)脫氮除磷效率和工藝穩(wěn)定性[4]。

本文通過對比污水廠改造前后1年內(nèi)的運行效果，結(jié)合其節(jié)能減耗分析，旨在為其他污水廠擴容改建提供案例借鑒。

1 工程概況

1.1 項目概況

北方某污水處理廠主體采用AAO工藝，始建于1995年，運行至2009年共歷經(jīng)4期擴建，總處理能力逐漸上升至10萬m3/d，進水水質(zhì)主要為生活污水摻雜20%～30%工業(yè)廢水，出水水質(zhì)要求達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)中的一級A排放標準。在經(jīng)濟高速發(fā)展和城市化進程不斷加快的時代，伴隨著人口猛增和人民生活水平的不斷提高，用水需求量持續(xù)增長的同時，污水產(chǎn)量不斷增加。近年來，隨著入駐城區(qū)的企業(yè)和居民迅速增加，污水處理廠現(xiàn)有的處理規(guī)模無法滿足城區(qū)污水量增長現(xiàn)狀，提量改建迫在眉睫。然而污水處理廠建設(shè)用地已基本飽和，擴容工程需要在現(xiàn)有設(shè)施基礎(chǔ)上進行。經(jīng)多工藝比選，最終決定采用占地緊湊的泥膜復(fù)合MBBR工藝，以最大化利用現(xiàn)有池容和工藝流程[5]。2018年，污水廠圍繞MBBR工藝為核心進行了提量改造，處理規(guī)模擴充至12萬m3/d，改造后已穩(wěn)定運行超過2年。

1.2 改造工藝路線

本次改造后污水廠仍然執(zhí)行一級A排放標準。設(shè)計進、出水水質(zhì)如表1所示，改造的難度主要在于保障出水TN和氨氮穩(wěn)定達標。改造后污水廠工藝流程如圖1所示，生化池改造采用的技術(shù)路線為維持厭缺氧區(qū)池容不變，通過向好氧區(qū)投加懸浮載體，實現(xiàn)硝化菌的高效富集，從而在不增加額外池容的前提下，提高生物處理系統(tǒng)的硝化和反硝化能力，保證了出水氨氮和TN達標。好氧區(qū)投加懸浮載體類型為SPR-III型懸浮載體，材料為高密度聚乙烯(HDPE)，直徑為(25±0.5)mm，高為(10±1)mm，有效比表面積>800 m2/m3，附著生物膜后密度與水接近，符合《水處理用高密度聚乙烯懸浮載體》(CJ/T 461—2014)行業(yè)標準。改造后生化池各工藝參數(shù)如表2所示。另外，深度處理段在原高效沉淀池前端增設(shè)新混合區(qū)，以絮凝區(qū)替換原混合區(qū)，強化了絮凝效果，并新增轉(zhuǎn)鼓過濾設(shè)備進一步對高效沉淀池出水進行處理，保證出水SS穩(wěn)定達標。

表1 設(shè)計進、出水水質(zhì)Tab.1 Design of Influent and Effluent Quality

圖1 改造后污水廠工藝流程圖Fig.1 Flow Chart of WWTP after Reconstruction

表2 改造后生化池工藝參數(shù)Tab.2 Parameters of Biological Tanks after Reconstruction

2 改造前后污染物去除效果分析

針對系統(tǒng)主要污染物去除效果，對改造前后一年的運行數(shù)據(jù)進行分析，改造后處理水量由(8.09±1.11)萬t/d增至(9.91±1.05)萬t/d，實際提量超過20%。改造后系統(tǒng)實際污泥質(zhì)量濃度由(5 284.12±908.15)mg/L降至(4 628.51±746.12)mg/L。

2.1 有機物去除效果

CODCr去除一般并非污水廠升級改造難點，如圖2所示，改造前污水廠進水CODCr質(zhì)量濃度為(654.61±64.64)mg/L，波動較大；出水CODCr質(zhì)量濃度為(21.38±1.92)mg/L，系統(tǒng)脫碳效果良好。改造后進水CODCr質(zhì)量濃度為(515.72±25.53)mg/L，出水CODCr質(zhì)量濃度為(22.04±2.49)mg/L。改造前后污水廠CODCr去除效果穩(wěn)定，平均去除率均在95%以上，出水CODCr均能夠穩(wěn)定達到一級A排放標準。

圖2 改造前后污水廠CODCr去除效果Fig.2 CODCr Removal Effect of WWTP before and after Reconstruction

污水廠改造前后BOD5去除效果如圖3所示，改造前污水廠進出水BOD5質(zhì)量濃度分別為(331.18±32.39)、(5.33±0.42)mg/L；改造后進出水BOD5質(zhì)量濃度分別為(258.67±14.05)、(5.41±0.35)mg/L。結(jié)合實際處理水量核算，改造后系統(tǒng)BOD5去除負荷雖然由(26 428.00±4 990.10)kg/d降至(25 019.06±2 588.29)kg/d，但由于污泥濃度降低，核算系統(tǒng)污泥負荷達到0.06 kg BOD5/(kg MLSS·d-1)以上，較改造前有所提升。常規(guī)污水廠運行過程中有機物的去除并非難點，但通常為兼顧硝化菌的有效含量，維持系統(tǒng)較高的污泥濃度，MBBR工藝改造通過好氧區(qū)懸浮載體的投加，固定化培養(yǎng)并高效富集硝化菌，解決了硝化菌含量低的難題。因此，改造后系統(tǒng)可以保持相對較低的污泥濃度運行[6]。

圖3 改造前后污水廠BOD5去除效果Fig.3 BOD5 Removal Effect of WWTP before and after Reconstruction

2.2 氮素去除效果

氨氮處理效果的保證多為污水廠升級改造過程中的難點之一，尤其是系統(tǒng)硝化效果極易受低溫條件影響，該污水廠冬季水溫可低至10 ℃左右，對于硝化菌活性的發(fā)揮極為不利。如圖4所示，改造前污水廠進水氨氮質(zhì)量濃度為(45.56±4.42)mg/L，出水氨氮質(zhì)量濃度為(0.84±0.87)mg/L，氨氮去除率達到98.15%±1.90%。但比較明顯，冬季低溫季節(jié)條件下，系統(tǒng)氨氮去除率相對較低且去除效果不穩(wěn)定，多次出現(xiàn)臨近超標的現(xiàn)象。改造后進水氨氮含量升至(47.09±11.24)mg/L，水質(zhì)波動極大，有超過25%的時間已超過設(shè)計進水濃度，且多發(fā)生于低溫冬季，而出水氨氮質(zhì)量濃度為(0.85±0.61)mg/L，穩(wěn)定達到一級A排放標準，系統(tǒng)氨氮去除率仍保證在98.28%±1.06%。結(jié)合改造前后系統(tǒng)實際處理水量進行核算，改造前污水廠日處理氨氮負荷為(3 611.47±578.63)kg，改造后隨著進水水量的增加，污水廠實際日處理負荷提升至(4 540.04±974.04)kg，較改造前提升了近25%。

圖4 改造前后污水廠氨氮去除效果Fig.4 Ammonia Nitrogen Removal Effect of WWTP before and after Reconstruction

為進一步突顯改造后系統(tǒng)氨氮去除效果，分析改造前后在12月—次年2月冬季低溫階段數(shù)據(jù)。改造前，該階段進出水氨氮質(zhì)量濃度分別為(43.52±2.51)、(1.00±0.85)mg/L，系統(tǒng)處理氨氮負荷為(3 116.38±369.69)kg/d；改造后相同時段內(nèi)，系統(tǒng)進出水氨氮質(zhì)量濃度分別為(44.39±8.69)、(0.92±0.61)mg/L，結(jié)合系統(tǒng)水量的提升，核算系統(tǒng)處理氨氮負荷升至(3 906.54±678.92)kg/d，較改造前提升超20%?？梢姾醚鯀^(qū)通過懸浮載體的投加，保證了對長泥齡硝化菌群的富集，從而提升系統(tǒng)的抗低溫效果及抗沖擊負荷能力[7]。當前已有研究從微生物層面論證了泥膜復(fù)合MBBR工藝在低溫工況下對氨氮仍有較強去除效果的幾點原因[8]。

通過基于16S rDNA的擴增子測序，分析系統(tǒng)中硝化菌包括亞硝酸菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)。如圖5所示，其中，AOB優(yōu)勢菌屬亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas)在懸浮載體生物膜和活性污泥中相對豐度分別為1.33%、0.29%。而典型亞硝酸鹽氧化菌硝化螺菌(Nitrospira)在懸浮載體生物膜和活性污泥中相對豐度分別為12.82%、0.72%。生物膜對硝化菌的富集效果高達同系統(tǒng)內(nèi)活性污泥的15倍以上。另外，根據(jù)懸浮載體生物膜和活性污泥所提供的污泥濃度及兩者的VSS/SS(表3)核算不同生物相實際提供的生物量，分別為2 447.21、2 164.52 mg/L，結(jié)合兩者硝化菌相對豐度進行核算后，可見懸浮載體生物膜提供的硝化菌占比高達94.11%，說明了懸浮載體的投加顯著提升了系統(tǒng)硝化菌的富集程度。

圖5 改造后系統(tǒng)不同生物相硝化菌組成 (a)硝化菌相對豐度及生物量；(b)硝化菌絕對量Fig.5 Composition of Nitrifying Bacteria in Different Biofacies after Reconstruction (a)Relative Abundance and Biomass of Nitrifying Bacteria;(b)Absolute Biomass of Nitrifying Bacteria

表3 不同生物相生物量Tab.3 Biomass of Different Biofacies

根據(jù)好氧區(qū)實際懸浮載體填充率及運行參數(shù)，分別對改造后的冬季出水取懸浮載體和活性污泥進行硝化小試，驗證不同生物相對于硝化效果的實際貢獻率。小試進水為生化池缺氧區(qū)出水經(jīng)沉淀后的上清液，試驗同批分別設(shè)置純膜、純泥系統(tǒng)。純膜系統(tǒng)僅投加懸浮載體，填充率與污水廠好氧區(qū)實際填充率一致；純泥系統(tǒng)不投加懸浮載體，污泥濃度與污水廠生化段污泥濃度一致。小試溶解氧含量控制在3～4 mg/L，試驗時間為2 h，取樣間隔為20 min。試驗結(jié)果如圖6所示，懸浮載體生物膜和同系統(tǒng)活性污泥硝化負荷分別達到0.084、0.088 kg N/(m3·d)，懸浮載體生物膜實際硝化貢獻率為48.84%，這與兩者實際提供的硝化菌占比差異較大，可能原因主要在于活性污泥傳質(zhì)傳氧效果較好，同一系統(tǒng)中懸浮載體生物膜的傳質(zhì)傳氧效果較差，在競爭中處于劣勢。因此，富集于生物膜內(nèi)層的硝化細菌未展現(xiàn)出應(yīng)有效果，但是當進水沖擊來臨時，生物膜傳質(zhì)深度加大，內(nèi)層硝化菌則可以發(fā)揮效果，相當于生物膜生物潛力的釋放。

圖6 不同生物相實際硝化貢獻率Fig.6 Contribution Rate of Actual Nitrification of Different Biofacies

2.3 TN去除效果

如圖7所示，改造前污水廠進水、出水TN質(zhì)量濃度分別為(62.56±5.08)、(11.66±1.68)mg/L，TN去除率為81.25%±3.02%。改造后受進水氨氮影響導(dǎo)致污水廠進水TN波動劇烈，質(zhì)量濃度為(56.73±10.47)mg/L，最高質(zhì)量濃度達到了86.69 mg/L，但此時出水TN質(zhì)量濃度維持在(10.04±1.99)mg/L，穩(wěn)定滿足一級A排放標準，充分顯示出了MBBR工藝較高的抗沖擊負荷能力。結(jié)合系統(tǒng)實際處理水量進行核算，污水廠日處理TN負荷由改造前的(4 117.60±719.38)kg升至(4 594.41±931.87)kg，脫氮污泥負荷由0.009 kg TN/(kg MLSS·d-1)升至0.011 kg TN/(kg MLSS·d-1)，提升超20%。

圖7 改造前后污水廠TN去除效果Fig.7 TN Removal Performance of WWTP before and after Reconstruction

改造后，在2019年2月—5月，系統(tǒng)進水TN含量高達(68.50±7.87)mg/L，C/N一度低至3.79±0.44，屬于可生化性較差水質(zhì)，而此時系統(tǒng)總回流比僅為300%，按照傳統(tǒng)硝化反硝化計算，理論TN去除率為75%，無法實現(xiàn)出水達標。但實際運行過程中，系統(tǒng)在未投加外投碳源的基礎(chǔ)上穩(wěn)定實現(xiàn)了TN達標，結(jié)合原水中BOD5利用情況及外投碳源量，核算系統(tǒng)改造后脫氮消耗C/N由6.42降至5.44。沿程水質(zhì)測定結(jié)果顯示，好氧區(qū)存在著明顯的TN去除現(xiàn)象，TN含量可去除8～9 mg/L。該結(jié)果與路暉等[9]針對該污水廠生化段沿程水質(zhì)測定結(jié)果一致，說明好氧區(qū)存在明顯的同步硝化反硝化(SND)現(xiàn)象，在提升原水碳源利用率的同時，強化了系統(tǒng)TN去除[10]。生物膜通過影響溶解氧傳質(zhì)，使得其內(nèi)部存在缺氧微環(huán)境，微生物在懸浮載體生物膜中分層分布的特點賦予其較強的SND效果[11]。

如圖8所示，系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢微生物明串珠菌屬(Trichococcus)、Terrimonas、熱單胞菌屬(Thermo-monas)、生絲微菌屬(Hyphomicrobium)等均為反硝化脫氮菌。Trichococcus在生物膜和活性污泥中相對豐度分別為2.31%、7.47%，該菌屬具備有機物水解能力，且在纖維素分解微生物聯(lián)盟中也占主導(dǎo)地位并發(fā)揮重要作用，同時可代謝多種糖，如氨基酸、羧酸、酯和脂肪酸[12]。Terrimonas在懸浮載體生物膜和活性污泥中相對豐度分別為0.77%、2.29%，該菌屬多在活性污泥中比例較高，多屬于嚴格好氧化能異養(yǎng)菌，具有反硝化功能。此外，該菌屬對蒽類物質(zhì)也能夠產(chǎn)生一定的降解作用[13]。Thermomonas在懸浮載體生物膜和活性污泥中相對豐度分別為0.31%、1.63%，該菌屬被證實是污水處理廠的核心活性反硝化菌之一[14]。總體上，懸浮載體生物膜和活性污泥中反硝化菌相對豐度分別為7.42%、10.63%。生物膜中反硝化菌的存在也為好氧區(qū)生物膜SND現(xiàn)象奠定了微觀基礎(chǔ)。

圖8 懸浮載體生物膜及活性污泥優(yōu)勢微生物組成Fig.8 Dominant Microorganism Composition of Suspended Carrier Biofilm and Activated Sludge

2.4 TP去除效果

如圖9所示，改造前污水廠進出水TP質(zhì)量濃度分別為(5.51±0.76)、(0.36±0.04)mg/L，TP去除率為93.47%±0.92%。改造后污水廠進水TP波動劇烈，質(zhì)量濃度為(5.35±0.98)mg/L，而出水TP質(zhì)量濃度為(0.16±0.07)mg/L，系統(tǒng)TP去除效果優(yōu)于改造前。此外，TP去除率達到了96.78%±1.72%，比改造前升高近5%。結(jié)合系統(tǒng)實際處理水量進行核算，污水廠TP日處理負荷由改造前(420.11±95.08)kg 升至(509.41±94.05)kg，較改造前提升超20%。除磷效果的提升主要在于生化段生物除磷的強化。改造前生化段出水TP為(1.51±0.21)mg/L，改造后在處理水量提升超20%基礎(chǔ)上生化段出水TP降至(0.84±0.24)mg/L。生物除磷主要通過排放富磷污泥實現(xiàn)，污泥齡是影響生物除磷效果的重要因素[15]。改造前，為確保硝化菌群在污泥中的占比以保證系統(tǒng)硝化效果，一般運行中需要較高的污泥濃度和較長的泥齡，使得短泥齡的聚磷菌無法充分發(fā)揮作用。改造前該污水廠泥齡維持在18～19 d，改造后通過MBBR工藝向好氧區(qū)投加懸浮載體，為長泥齡硝化菌群提供了固定富集的區(qū)域，而除磷菌仍然富集于活性污泥中，從而實現(xiàn)了短泥齡的聚磷菌和長泥齡的硝化菌之間的泥齡分置，通過人為加大排泥則可在保證脫氮菌泥齡不受影響的前提下，盡可能降低除磷菌泥齡，使生物除磷得以強化[16]。改造后污水廠污泥排放量由(25.15±1.71)tDS/d升至(26.58±4.16)tDS/d，系統(tǒng)污泥齡降至15～16 d。通過在高效沉淀池投加混凝劑PFC排放化學(xué)污泥，實現(xiàn)TP的深度處理，根據(jù)深度處理PFC(6%有效Fe含量)加藥量進行核算，改造后除磷所需Fe/P均值為2.9，與改造前差異不大。

圖9 改造前后污水廠TP去除效果Fig.9 TP Removal Performance of WWTP before and after Reconstruction

3 運行經(jīng)濟效益核算

3.1 電耗

改造后，在日處理水量提升超20%基礎(chǔ)上，污水廠平均運行電耗由0.51 kW·h/m3略升至0.52 kW·h/m3，與改造前差異不大。電耗上升主要來源于改造過程中深度處理新增轉(zhuǎn)的鼓過濾器。而生化段MBBR改造盡管需要新增穿孔曝氣裝置以實現(xiàn)懸浮載體更好的流化，但曝氣過程中懸浮載體能夠通過對氣泡產(chǎn)生的切割作用，一定程度上增加氣液接觸面積，從而延長氣泡的逸出時間，增加氧氣利用效率[17]。因而，不至于明顯提升曝氣能耗。結(jié)合實際處理水量，改造后污水廠由于新增設(shè)備導(dǎo)致提升電耗成本約0.006元/m3。

3.2 藥劑消耗量

污水廠對TP的去除途徑主要包括生物除磷和深度除磷2個方面。深度除磷過程主要通過投加混凝劑PFC實現(xiàn)。改造前生化池出水TP濃度較高，需要更大的混凝劑投加量。如圖10所示，在改造前穩(wěn)定運行的一年內(nèi)，污水廠PFC(6%有效Fe含量)月消耗量為(267.81±62.40)t；經(jīng)MBBR工藝改造后，聚磷菌和硝化菌實現(xiàn)了泥齡分置，生物除磷得以強化，生化池出水含磷量下降，為后期深度處理節(jié)省了大量除磷藥劑。改造后運行過程中污水廠PFC月消耗量降至(201.25±38.95)t，核算年節(jié)省成本超過0.011元/m3。

AAO工藝中氮素的去除主要通過微生物的反硝化作用實現(xiàn)。秋冬季節(jié)系統(tǒng)反硝化不充分，脫氮效果差，因此，需要外投碳源補充反硝化過程有機質(zhì)的消耗。如圖10所示，改造前2017年10月—2018年3月的低溫季節(jié)，該污水廠消耗乙酸鈉(25%有效含量)總量達到1 463.88 t，而MBBR工藝改造后好氧區(qū)形成的SND效果提升了原水碳源利用率，強化了TN去除，保證了在極少量碳源消耗的條件下TN的高效去除。據(jù)統(tǒng)計，改造后運行一年時間內(nèi)碳源消耗總量僅為126.20 t，核算可節(jié)省碳源消耗費用約0.038元/m3。

圖10 改造前后污水廠藥耗Fig.10 Chemical Consumption of WWTP before and after Reconstruction

綜合分析改造前后污水廠運行能耗藥耗，MBBR改造不僅不會顯著增加生化段曝氣能耗，而且由于懸浮載體投加形成的好氧區(qū)SND現(xiàn)象及脫氮除磷泥齡分置，會明顯提升系統(tǒng)原水碳源利用率及生物除磷效果，核算可節(jié)省運行費用超0.042元/m3。

4 結(jié)論

(1)采用MBBR工藝對污水處理廠進行提量改造后，在進水水質(zhì)波動的情況下，各出水指標均能夠穩(wěn)定達到一級A排放標準。

(2)MBBR工藝通過向生化段好氧區(qū)投加懸浮載體顯著提升了系統(tǒng)硝化細菌的富集程度，其中，生物膜提供的硝化菌占比超過94%，實際硝化貢獻率達到48.84%，保證了系統(tǒng)在受到進水水質(zhì)沖擊和低溫環(huán)境下氨氮的去除效果。

(3)改造后在冬季進水C/N明顯降低的條件下，好氧區(qū)通過生物膜SND現(xiàn)象在提高原水碳源利用率的基礎(chǔ)上，保證了系統(tǒng)TN的達標。

(4)MBBR工藝實現(xiàn)了長泥齡硝化細菌和短泥齡聚磷菌的泥齡分置，從而降低了生物池出水TP。改造后污水廠TP去除負荷明顯升高，生化段出水TP大幅降低，減輕了深度處理壓力。

(5)改造后污水廠噸水電耗較改造前未明顯增加，但藥劑消耗量大大降低，PFC月消耗量下降超過65 t，乙酸鈉年消耗量同期減少超過1 300 t，核算可節(jié)省總成本超過0.042元/m3。