MBBR 工艺用于工业废水强化去除氮素的研究分析

夏超， 周浩然， 周家中， 李志伟， 王书波

（青岛思普润水处理股份有限公司， 山东 青岛 266555）

工业废水由于其成分复杂、 水质水量波动大、存在有毒有害物质等特点［1］， 在出水水质要求越来越高， 且污水处理厂面临进水超量的情况下， 使用传统工艺很难保障出水的稳定达标。

移动床生物膜反应（MBBR）是一种将生物膜法与活性污泥相结合的高效废水处理工艺， 兼具生物接触氧化和生物流化床的优点， 在国内发展迅速［2-3］， MBBR 可实现在不增容不扩建的条件下对现有污水处理厂的升级改造， 已成为目前污水处理厂升级改造的主要方法之一［4-7］。

浙江省某工业废水处理厂承担着周边工业企业的生产废水和生活污水处理， 其中70% 为工业废水， 主要为印染废水、 纺织废水、 化工废水等。 为了满足出水水质达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A 标准， 以及周围厂区不断增加的废水排放量的要求， 将原A2／O 工艺改造为A2／O-MBBR 工艺。 本研究以该污水处理厂提标提量改造为例， 对比了改造前后的氨氮、 TN 的去除效果， 分析研究了A2／O-MBBR 工艺沿程各单元对氨氮和TN 的去除效果， 并对悬浮载体和活性污泥进行高通量测序分析， 以期为同类污水处理厂运行及相关工程应用研究提供数据支撑。

1 试验部分

1.1 MBBR 池分区设计

该污水处理厂原采用A2／O 工艺， 通过向好氧区原位投加悬浮载体， 将其改造为A2／O-MBBR 工艺。 为达到分类富集功能菌和降低工程改造施工量的目的， MBBR 池实际采用2 个分区， 中间设拦截筛网， 使悬浮载体专性富集［8］。 废水经MBBR-1 区进入MBBR-2 区， MBBR-2 区对MBBR-1 区起保障作用。 实际运行控制内外回流比均为100%， 生化池污泥浓度为3 ～4 g／L， 好氧区溶解氧质量浓度为2 ～3 mg／L。 生化池总停留时间为13 h。

MBBR 池型采用微动力混合池型， 该池型有别于传统MBBR 工艺常用的循环流动池型， 在无需推流的作用下通过合理布置曝气， 即可保障悬浮载体的良好流化。 池内投加SPR_II 型悬浮载体， 直径为（25±0.5） mm， 厚为（10± 1） mm， 有效比表面积大于620 m2／m3， 符合CJ／T 461—2014《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体》行业标准， 挂膜前其比重略小于水（0.94 ～0.97）， 挂膜后比重与水接近［9］。 悬浮载体挂膜前后效果如图1 所示。

图1 悬浮载体挂膜前后效果Fig. 1 Effect of suspended carrier before and after biofilm culturing

1.2 生化单元进出水水质

MBBR 单元用于污水处理厂二级处理， 本研究主要分析氨氮和TN。 由于污水处理厂一级处理单元基本采用格栅和沉砂， 主要去除大块漂浮物和砂砾， 对氨氮和TN 几乎没有去除， 三级处理单元仅含磁混凝-紫外消毒， 无反硝化脱氮处理单元， 故实际出水TN 和氨氮即为MBBR 工艺出水TN 和氨氮。 污水处理厂设计进出水水质见表1。

1.3 沿程测试方法

根据生化池功能区布置， 分别取生化池进水、缺氧区出水、 MBBR-1 区和MBBR-2 区出水， 分析沿程各功能区对氨氮和TN 的去除效果。 取样点位于以上各功能区末端。 取样后立即静置澄清取上清液， 将其放入冰箱中冷藏保存。 每个取样点取3 次，取样时间间隔4 h， 混合后测定氨氮和TN 浓度。

表1 污水处理厂生化池进出水水质Tab. 1 Influent and effluent water quality of biochemical tank in wastewater treatment plant

1.4 分析方法

氨氮和TN 分别采用纳氏试剂分光光度法和碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定， 溶解氧和温度采用WTWMulti-3430i 进行离线测定。

1.5 高通量测序

高 通 量 测 序 通 过 试 剂 盒（E.Z.N.AMag-Bind-SoilDNAKit）提取微生物基因组DNA， 通过1% 琼脂糖凝胶电泳检测抽提基因组的完整性， 利用Qubit3.0DNA 试 剂 盒 检 测 基 因 组DNA 浓 度。 PCR扩增所用引物为341F／805R。 PCR 产物进行琼脂糖电泳， 通过DNA 胶回收试剂盒（SanPrep）对PCR产物进行回收， 利用Qubit3.0DNA 检测试剂盒对回收的DNA 精确定量， 按照1 ∶1 的等量混合后测序， 等量混合时， 每个样品DNA 量取10 ng， 最终上机测序浓度为20 pmol， 通过IlluminaMiseq 测序平台完成对样品高通量测序。

用UPARSE 软件（version7.1）根据97% 的相似度进行OTU 聚类； 用UCHIME 软件剔除嵌合体。利用RDPclassifier 对每条序列进行物种分类注释，比对Silva 数据库（SSU123）， 设置比对阈值为70%。

2 结果与讨论

2.1 MBBR 工艺对氨氮、 TN 去除效果分析

研究分析了2019 年1 月1 日至6 月25 日共计176 d 的运行数据（包含整个冬季运行阶段）， 并与改造前同期2018 年1 月1 日至6 月25 日的运行数据进行对比。 污水处理厂改造前后氨氮的去除效果见图2。

改造前， 污水处理厂生化池进出水氨氮平均质量浓度分别为（9.16±1.42） mg／L、 （1.29±0.86）mg／L， 氨氮去除率均值为85.92%； 改造后， 进出水氨氮平均质量浓度为（9.28±1.17）mg／L、 （0.76±0.55）mg／L， 氨氮去除率均值为91.81%。 改造后出水氨氮浓度明显下降且更加稳定， 完全可以达到GB 18918—2002 一级A 标准。 同时， 处理水量由3×104m3／d 增加至4×104m3／d， 结合生化池进出水氨氮浓度、 好氧区MBBR 池容及处理水量计算可知， 生化池氨氮处理能力从0.040 kg／（m3·d）增加至0.052 kg／（m3·d）， 增大了30%， 分析其原因主要是通过在好氧区投加悬浮载体， 形成附着态生物膜， 生物膜的泥龄大于30 d， 有利于长泥龄的硝化菌群的富集［10］。 此外， 悬浮载体的挂膜过程与胞外聚合物（EPS）密不可分， 当微生物活性越强时，EPS 分泌越旺盛， 越容易挂膜。 微生物活性减弱时， EPS 分泌减少， 在流化水力剪切的作用下老化生物膜脱离， 实现生物膜的自然动态更新， 保障了悬浮载体上的微生物一直处于较高的活性［11］。

图2 改造前后氨氮去除效果Fig. 2 Ammonia nitrogen removal before and after modification

污水处理厂改造前后TN 去除效果见图3。

图3 改造前后TN 去除效果Fig. 3 TN removal before and after modification

改造前， 生化池进出水TN 平均质量浓度分别为（26.72±6.12）mg／L、 （9.52±2.02）mg／L， 平均去除率为63.4%， 且出水浓度波动较大， 不稳定； 改造后， 进出水TN 平均质量浓度分别为（25.14±5.67）mg／L、 （7.62±1.87） mg／L， 平均去除率为69.7%。由于该污水处理厂接纳的工业废水都是先经过各自预处理后再排入污水处理厂， 实际进水COD 浓度和m（BOD5）／m（COD）都较低， 进水碳氮比不足3。为了节省运行费用， 污水处理厂还加入部分COD浓度高的工业废水（如对甲基苯酚、 石油废水上清液等）进行处理， 每天投加量约为60 m3， 除此之外不额外投加纯碳源。 从图3 还发现， 2019 年2 月1 日前后出水TN 浓度明显高于其他时期， 这是因为临近春节， 附近工厂基本停产， 进水COD 浓度下降导致出水TN 浓度升高， 但出水仍满足GB 18918—2002 一级A 排放标准。 2019 年3 月以后随着生物膜的成熟稳定， TN 去除效果趋于稳定，出水TN 平均质量浓度为6.2 mg／L， 实际脱氮负荷由0.019 kg［N］／（m3·d）增 加 至0.026 kg［N］／（m3·d）， 上升了36.8%。 而实际改造过程中并没有增大缺氧区的池容， 脱氮能力的提升一方面可能是由于硝化效果良好， 提高了回流硝态氮的浓度， 另一方面可能是好氧区悬浮载体生物膜的存在， 发生了同步硝化反硝化（SND）过程。

2.2 生化池沿程氮素分析

由于内外回流的稀释作用， 各功能区实际去除量按照该功能区进出水氨氮浓度差值× 流量倍数的方式计算。 流量倍数指考虑到内外回流量经过该功能区的总流量与实际进水量的比值。 如设计进水量为Q， 流经厌氧区时， 有污泥回流， 如果污泥回流比为r， 则厌氧区实际的进水为Q + rQ，（1+r）即为厌氧区的流量倍数， 同理缺氧区的流量倍数为（1+r+R）。

为验证生化段各功能区对氨氮和TN 的去除效果， 进行了沿程测定， 结果见图4。

图4 沿程断面氮素分析Fig. 4 Nitrogen analysis along fracture surface section

从图4 可以看出， 氨氮在好氧MBBR-1 区、MBBR-2 区均有去除， 在MBBR-1 区去除的氨氮量是MBBR-2 区的3 倍左右， 同时还发现好氧MBBR 区存在明显的TN 去除现象。 厌缺氧区、 好氧MBBR-1 区、 MBBR-2 区的TN 去除率分别为54.15%、 7.48%、 21.53%， 总去除率为83.16%； 好氧区TN 去除率为29%， TN 去除贡献率达到34.9%。在对生化段进行多次沿程分析之后， 发现好氧MBBR 区均存在稳定的SND 过程， TN 去除率均在20%～30%之间。

生物膜上典型的缺／好氧微环境为好氧区SND创造了可能， 溶解氧在从生物膜表面向内层传递的过程中存在浓度梯度， 生物膜表层为硝化细菌， 将氨氮氧化为硝酸盐氮， 随着溶解氧传递浓度的下降， 生物膜内层为缺氧环境， 因此在生物膜内层可以生长反硝化菌， 将硝酸盐氮还原为氮气［12-14］。 同时由于悬浮载体对功能微生物有富集作用， 进一步促进了好氧区SND 的发生， 强化了碳源的有效利用。 对于进水基质浓度不高的污水处理厂， 甚至可完全节约外投碳源， 使得MBBR 除了在池容上做到深度挖潜外， 真正实现了基质利用上的深度挖潜， 应用前景广阔［15］。 对众多使用MBBR 的污水处理厂进行调研， 发现在好氧填料区均存在显著的SND 现象， TN 去除量为3 ～8 mg／L， 对于基质浓度较高的污水处理厂， SND 效果更佳显著［16-17］。

2.3 MBBR 微生物分析

为进一步探究悬浮载体的作用， 对该污水处理厂投加的悬浮载体和活性污泥进行了高通量测序分析， 结果如表2 所示。

表2 不同区域功能菌种占比Tab. 2 Proportion of functional strains in different regions

3 组样品中均存在大量的Mycobacterium， 在MBBR-1 区存在较多的Lactococcus， 这2 种微生物均具有脱碳性能， 可以强化去除废水中的难降解有机物。 MBBR-2 区存在大量的Acinetobacter， 该菌种多为反硝化除磷菌， 部分菌属还具备异养硝化-好氧反硝化能力。 除此之外， 在悬浮载体中也检测出其他反硝化菌的存在， 如Ferruginibacter、Hyphomicrobium 等。 反硝化菌在悬浮载体和污泥中的相对丰度分别为3.84%、 28% 和4%。 反硝化菌群在悬浮载体上存在， 尤其是MBBR-2 的Acinetobacter 相对丰度高达25%以上， 为MBBR-2区21.53%的TN 去除率提供了微观基础。

系统中优势硝化菌群为Nitrospira， 其在MBBR-1 区、 MBBR-2 区悬浮载体中的相对丰度分别为5.70%、 10.73%， 在活性污泥中为1.25%。 结合悬浮载体生物膜生物量和活性污泥浓度计算硝化菌的含量， 结果显示系统中64.7% 的硝化菌来自悬浮载体， 35.3% 来源于污泥， 表明在硝化过程中， 悬浮载体起到了重要的作用。

对比其他采用MBBR 工艺进行升级改造并稳定达标的污水处理厂发现， Nitrospira 均是硝化菌群的优势菌种， 且在悬浮载体生物膜中的平均占比可达15% 以上， 而在活性污泥中平均占比仅为2%， 显示了MBBR 在极大程度上强化了对硝化菌的富集作用［18］。

3 结论

（1） 采用MBBR 工艺对工业废水原池提标提量升级改造， 改造后水量增加至4×104m3／d， 提升33%； 改造后出水氨氮、 TN 的质量浓度分别为（0.76±0.55）、 （7.62±1.87）mg／L， 氨氮和TN 去除负荷分别提升了30%和36.8%。 可以稳定达到GB 18918—2002 一级A 标准。

（2） 沿程氮素分析结果表明， MBBR-1 区悬浮载体的硝化性能优于MBBR-2 区， 其活性为MBBR-2 区的近3 倍。 相比于活性污泥法， MBBR工艺具有更好的处理效果， 保证了系统氮素稳定达标。 好氧MBBR 区存在20%～30% 的TN 去除率，保障了出水TN 稳定达标。

（3） 悬浮载体对于硝化菌和反硝化菌都具有良好的 富 集 效 果。 MBBR-1、 MBBR-2 区 悬 浮 载 体Nitrospira 的相对丰度分别为5.70%、 10.73%， 远大于活性污泥的1.25%。 反硝化菌相对丰度分别为3.84%、 28%， 也为MBBR 区SND 提供了微观基础。

（4） 工程实践表明， 采用MBBR 工艺可强化氮素去除， 出水水质稳定， 适用于工业废水提标提量改造。