MBBR应用于污水厂提量改造及其能耗药耗分析

时间：2024-07-28

韩锡友，黄子进，方金强，施巾杰，杨华仙，周家中，韩文杰,*

(1.青岛西海岸公用事业集团水务有限公司，山东青岛 266555；2.青岛思普润水处理股份有限公司，山东青岛 266555；3.中国市政工程西南设计研究总院有限公司，四川成都 610081)

活性污泥法是目前污水厂应用最普遍的污水处理工艺，其对污水中污染物能够产生较强去除效果的同时，也存在污泥处置费用高、易发生污泥膨胀、占地面积大、承受有机负荷和水力负荷冲击的能力较差等缺点[1]。近年来，MBBR工艺凭借其微生物多样性高、处理能力和耐冲击负荷强、易于运行和管理等优点在世界范围内迅速发展[2]。MBBR工艺按照微生物的存在状态可分为纯膜MBBR和泥膜复合MBBR工艺。其中，泥膜复合MBBR工艺具有较低的投资费用，可原池“镶嵌”于原有活性污泥系统，并且其改造周期快，对各种污染物都有很好的处理效果，特别适用于污水厂的升级改造[3]。此外，泥膜复合MBBR工艺能够有效解决传统活性污泥法脱氮除磷中不可调和的泥龄矛盾，同步提升系统脱氮除磷效率和工艺稳定性[4]。

本文通过对比污水厂改造前后1年内的运行效果，结合其节能减耗分析，旨在为其他污水厂扩容改建提供案例借鉴。

1 工程概况

1.1 项目概况

北方某污水处理厂主体采用AAO工艺，始建于1995年，运行至2009年共历经4期扩建，总处理能力逐渐上升至10万m3/d，进水水质主要为生活污水掺杂20%～30%工业废水，出水水质要求达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)中的一级A排放标准。在经济高速发展和城市化进程不断加快的时代，伴随着人口猛增和人民生活水平的不断提高，用水需求量持续增长的同时，污水产量不断增加。近年来，随着入驻城区的企业和居民迅速增加，污水处理厂现有的处理规模无法满足城区污水量增长现状，提量改建迫在眉睫。然而污水处理厂建设用地已基本饱和，扩容工程需要在现有设施基础上进行。经多工艺比选，最终决定采用占地紧凑的泥膜复合MBBR工艺，以最大化利用现有池容和工艺流程[5]。2018年，污水厂围绕MBBR工艺为核心进行了提量改造，处理规模扩充至12万m3/d，改造后已稳定运行超过2年。

1.2 改造工艺路线

本次改造后污水厂仍然执行一级A排放标准。设计进、出水水质如表1所示，改造的难度主要在于保障出水TN和氨氮稳定达标。改造后污水厂工艺流程如图1所示，生化池改造采用的技术路线为维持厌缺氧区池容不变，通过向好氧区投加悬浮载体，实现硝化菌的高效富集，从而在不增加额外池容的前提下，提高生物处理系统的硝化和反硝化能力，保证了出水氨氮和TN达标。好氧区投加悬浮载体类型为SPR-III型悬浮载体，材料为高密度聚乙烯(HDPE)，直径为(25±0.5)mm，高为(10±1)mm，有效比表面积>800 m2/m3，附着生物膜后密度与水接近，符合《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体》(CJ/T 461—2014)行业标准。改造后生化池各工艺参数如表2所示。另外，深度处理段在原高效沉淀池前端增设新混合区，以絮凝区替换原混合区，强化了絮凝效果，并新增转鼓过滤设备进一步对高效沉淀池出水进行处理，保证出水SS稳定达标。

表1 设计进、出水水质Tab.1 Design of Influent and Effluent Quality

图1 改造后污水厂工艺流程图Fig.1 Flow Chart of WWTP after Reconstruction

表2 改造后生化池工艺参数Tab.2 Parameters of Biological Tanks after Reconstruction

2 改造前后污染物去除效果分析

针对系统主要污染物去除效果，对改造前后一年的运行数据进行分析，改造后处理水量由(8.09±1.11)万t/d增至(9.91±1.05)万t/d，实际提量超过20%。改造后系统实际污泥质量浓度由(5 284.12±908.15)mg/L降至(4 628.51±746.12)mg/L。

2.1 有机物去除效果

CODCr去除一般并非污水厂升级改造难点，如图2所示，改造前污水厂进水CODCr质量浓度为(654.61±64.64)mg/L，波动较大；出水CODCr质量浓度为(21.38±1.92)mg/L，系统脱碳效果良好。改造后进水CODCr质量浓度为(515.72±25.53)mg/L，出水CODCr质量浓度为(22.04±2.49)mg/L。改造前后污水厂CODCr去除效果稳定，平均去除率均在95%以上，出水CODCr均能够稳定达到一级A排放标准。

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

污水厂改造前后BOD5去除效果如图3所示，改造前污水厂进出水BOD5质量浓度分别为(331.18±32.39)、(5.33±0.42)mg/L；改造后进出水BOD5质量浓度分别为(258.67±14.05)、(5.41±0.35)mg/L。结合实际处理水量核算，改造后系统BOD5去除负荷虽然由(26 428.00±4 990.10)kg/d降至(25 019.06±2 588.29)kg/d，但由于污泥浓度降低，核算系统污泥负荷达到0.06 kg BOD5/(kg MLSS·d-1)以上，较改造前有所提升。常规污水厂运行过程中有机物的去除并非难点，但通常为兼顾硝化菌的有效含量，维持系统较高的污泥浓度，MBBR工艺改造通过好氧区悬浮载体的投加，固定化培养并高效富集硝化菌，解决了硝化菌含量低的难题。因此，改造后系统可以保持相对较低的污泥浓度运行[6]。

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

2.2 氮素去除效果

氨氮处理效果的保证多为污水厂升级改造过程中的难点之一，尤其是系统硝化效果极易受低温条件影响，该污水厂冬季水温可低至10 ℃左右，对于硝化菌活性的发挥极为不利。如图4所示，改造前污水厂进水氨氮质量浓度为(45.56±4.42)mg/L，出水氨氮质量浓度为(0.84±0.87)mg/L，氨氮去除率达到98.15%±1.90%。但比较明显，冬季低温季节条件下，系统氨氮去除率相对较低且去除效果不稳定，多次出现临近超标的现象。改造后进水氨氮含量升至(47.09±11.24)mg/L，水质波动极大，有超过25%的时间已超过设计进水浓度，且多发生于低温冬季，而出水氨氮质量浓度为(0.85±0.61)mg/L，稳定达到一级A排放标准，系统氨氮去除率仍保证在98.28%±1.06%。结合改造前后系统实际处理水量进行核算，改造前污水厂日处理氨氮负荷为(3 611.47±578.63)kg，改造后随着进水水量的增加，污水厂实际日处理负荷提升至(4 540.04±974.04)kg，较改造前提升了近25%。

图4 改造前后污水厂氨氮去除效果Fig.4 Ammonia Nitrogen Removal Effect of WWTP before and after Reconstruction

为进一步突显改造后系统氨氮去除效果，分析改造前后在12月—次年2月冬季低温阶段数据。改造前，该阶段进出水氨氮质量浓度分别为(43.52±2.51)、(1.00±0.85)mg/L，系统处理氨氮负荷为(3 116.38±369.69)kg/d；改造后相同时段内，系统进出水氨氮质量浓度分别为(44.39±8.69)、(0.92±0.61)mg/L，结合系统水量的提升，核算系统处理氨氮负荷升至(3 906.54±678.92)kg/d，较改造前提升超20%。可见好氧区通过悬浮载体的投加，保证了对长泥龄硝化菌群的富集，从而提升系统的抗低温效果及抗冲击负荷能力[7]。当前已有研究从微生物层面论证了泥膜复合MBBR工艺在低温工况下对氨氮仍有较强去除效果的几点原因[8]。

通过基于16S rDNA的扩增子测序，分析系统中硝化菌包括亚硝酸菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)。如图5所示，其中，AOB优势菌属亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)在悬浮载体生物膜和活性污泥中相对丰度分别为1.33%、0.29%。而典型亚硝酸盐氧化菌硝化螺菌(Nitrospira)在悬浮载体生物膜和活性污泥中相对丰度分别为12.82%、0.72%。生物膜对硝化菌的富集效果高达同系统内活性污泥的15倍以上。另外，根据悬浮载体生物膜和活性污泥所提供的污泥浓度及两者的VSS/SS(表3)核算不同生物相实际提供的生物量，分别为2 447.21、2 164.52 mg/L，结合两者硝化菌相对丰度进行核算后，可见悬浮载体生物膜提供的硝化菌占比高达94.11%，说明了悬浮载体的投加显著提升了系统硝化菌的富集程度。

图5 改造后系统不同生物相硝化菌组成 (a)硝化菌相对丰度及生物量；(b)硝化菌绝对量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

根据好氧区实际悬浮载体填充率及运行参数，分别对改造后的冬季出水取悬浮载体和活性污泥进行硝化小试，验证不同生物相对于硝化效果的实际贡献率。小试进水为生化池缺氧区出水经沉淀后的上清液，试验同批分别设置纯膜、纯泥系统。纯膜系统仅投加悬浮载体，填充率与污水厂好氧区实际填充率一致；纯泥系统不投加悬浮载体，污泥浓度与污水厂生化段污泥浓度一致。小试溶解氧含量控制在3～4 mg/L，试验时间为2 h，取样间隔为20 min。试验结果如图6所示，悬浮载体生物膜和同系统活性污泥硝化负荷分别达到0.084、0.088 kg N/(m3·d)，悬浮载体生物膜实际硝化贡献率为48.84%，这与两者实际提供的硝化菌占比差异较大，可能原因主要在于活性污泥传质传氧效果较好，同一系统中悬浮载体生物膜的传质传氧效果较差，在竞争中处于劣势。因此，富集于生物膜内层的硝化细菌未展现出应有效果，但是当进水冲击来临时，生物膜传质深度加大，内层硝化菌则可以发挥效果，相当于生物膜生物潜力的释放。

图6 不同生物相实际硝化贡献率Fig.6 Contribution Rate of Actual Nitrification of Different Biofacies

2.3 TN去除效果

如图7所示，改造前污水厂进水、出水TN质量浓度分别为(62.56±5.08)、(11.66±1.68)mg/L，TN去除率为81.25%±3.02%。改造后受进水氨氮影响导致污水厂进水TN波动剧烈，质量浓度为(56.73±10.47)mg/L，最高质量浓度达到了86.69 mg/L，但此时出水TN质量浓度维持在(10.04±1.99)mg/L，稳定满足一级A排放标准，充分显示出了MBBR工艺较高的抗冲击负荷能力。结合系统实际处理水量进行核算，污水厂日处理TN负荷由改造前的(4 117.60±719.38)kg升至(4 594.41±931.87)kg，脱氮污泥负荷由0.009 kg TN/(kg MLSS·d-1)升至0.011 kg TN/(kg MLSS·d-1)，提升超20%。

图7 改造前后污水厂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，系统进水TN含量高达(68.50±7.87)mg/L，C/N一度低至3.79±0.44，属于可生化性较差水质，而此时系统总回流比仅为300%，按照传统硝化反硝化计算，理论TN去除率为75%，无法实现出水达标。但实际运行过程中，系统在未投加外投碳源的基础上稳定实现了TN达标，结合原水中BOD5利用情况及外投碳源量，核算系统改造后脱氮消耗C/N由6.42降至5.44。沿程水质测定结果显示，好氧区存在着明显的TN去除现象，TN含量可去除8～9 mg/L。该结果与路晖等[9]针对该污水厂生化段沿程水质测定结果一致，说明好氧区存在明显的同步硝化反硝化(SND)现象，在提升原水碳源利用率的同时，强化了系统TN去除[10]。生物膜通过影响溶解氧传质，使得其内部存在缺氧微环境，微生物在悬浮载体生物膜中分层分布的特点赋予其较强的SND效果[11]。

如图8所示，系统内优势微生物明串珠菌属(Trichococcus)、Terrimonas、热单胞菌属(Thermo-monas)、生丝微菌属(Hyphomicrobium)等均为反硝化脱氮菌。Trichococcus在生物膜和活性污泥中相对丰度分别为2.31%、7.47%，该菌属具备有机物水解能力，且在纤维素分解微生物联盟中也占主导地位并发挥重要作用，同时可代谢多种糖，如氨基酸、羧酸、酯和脂肪酸[12]。Terrimonas在悬浮载体生物膜和活性污泥中相对丰度分别为0.77%、2.29%，该菌属多在活性污泥中比例较高，多属于严格好氧化能异养菌，具有反硝化功能。此外，该菌属对蒽类物质也能够产生一定的降解作用[13]。Thermomonas在悬浮载体生物膜和活性污泥中相对丰度分别为0.31%、1.63%，该菌属被证实是污水处理厂的核心活性反硝化菌之一[14]。总体上，悬浮载体生物膜和活性污泥中反硝化菌相对丰度分别为7.42%、10.63%。生物膜中反硝化菌的存在也为好氧区生物膜SND现象奠定了微观基础。

图8 悬浮载体生物膜及活性污泥优势微生物组成Fig.8 Dominant Microorganism Composition of Suspended Carrier Biofilm and Activated Sludge

2.4 TP去除效果

如图9所示，改造前污水厂进出水TP质量浓度分别为(5.51±0.76)、(0.36±0.04)mg/L，TP去除率为93.47%±0.92%。改造后污水厂进水TP波动剧烈，质量浓度为(5.35±0.98)mg/L，而出水TP质量浓度为(0.16±0.07)mg/L，系统TP去除效果优于改造前。此外，TP去除率达到了96.78%±1.72%，比改造前升高近5%。结合系统实际处理水量进行核算，污水厂TP日处理负荷由改造前(420.11±95.08)kg 升至(509.41±94.05)kg，较改造前提升超20%。除磷效果的提升主要在于生化段生物除磷的强化。改造前生化段出水TP为(1.51±0.21)mg/L，改造后在处理水量提升超20%基础上生化段出水TP降至(0.84±0.24)mg/L。生物除磷主要通过排放富磷污泥实现，污泥龄是影响生物除磷效果的重要因素[15]。改造前，为确保硝化菌群在污泥中的占比以保证系统硝化效果，一般运行中需要较高的污泥浓度和较长的泥龄，使得短泥龄的聚磷菌无法充分发挥作用。改造前该污水厂泥龄维持在18～19 d，改造后通过MBBR工艺向好氧区投加悬浮载体，为长泥龄硝化菌群提供了固定富集的区域，而除磷菌仍然富集于活性污泥中，从而实现了短泥龄的聚磷菌和长泥龄的硝化菌之间的泥龄分置，通过人为加大排泥则可在保证脱氮菌泥龄不受影响的前提下，尽可能降低除磷菌泥龄，使生物除磷得以强化[16]。改造后污水厂污泥排放量由(25.15±1.71)tDS/d升至(26.58±4.16)tDS/d，系统污泥龄降至15～16 d。通过在高效沉淀池投加混凝剂PFC排放化学污泥，实现TP的深度处理，根据深度处理PFC(6%有效Fe含量)加药量进行核算，改造后除磷所需Fe/P均值为2.9，与改造前差异不大。

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

3 运行经济效益核算

3.1 电耗

改造后，在日处理水量提升超20%基础上，污水厂平均运行电耗由0.51 kW·h/m3略升至0.52 kW·h/m3，与改造前差异不大。电耗上升主要来源于改造过程中深度处理新增转的鼓过滤器。而生化段MBBR改造尽管需要新增穿孔曝气装置以实现悬浮载体更好的流化，但曝气过程中悬浮载体能够通过对气泡产生的切割作用，一定程度上增加气液接触面积，从而延长气泡的逸出时间，增加氧气利用效率[17]。因而，不至于明显提升曝气能耗。结合实际处理水量，改造后污水厂由于新增设备导致提升电耗成本约0.006元/m3。

3.2 药剂消耗量

污水厂对TP的去除途径主要包括生物除磷和深度除磷2个方面。深度除磷过程主要通过投加混凝剂PFC实现。改造前生化池出水TP浓度较高，需要更大的混凝剂投加量。如图10所示，在改造前稳定运行的一年内，污水厂PFC(6%有效Fe含量)月消耗量为(267.81±62.40)t；经MBBR工艺改造后，聚磷菌和硝化菌实现了泥龄分置，生物除磷得以强化，生化池出水含磷量下降，为后期深度处理节省了大量除磷药剂。改造后运行过程中污水厂PFC月消耗量降至(201.25±38.95)t，核算年节省成本超过0.011元/m3。

AAO工艺中氮素的去除主要通过微生物的反硝化作用实现。秋冬季节系统反硝化不充分，脱氮效果差，因此，需要外投碳源补充反硝化过程有机质的消耗。如图10所示，改造前2017年10月—2018年3月的低温季节，该污水厂消耗乙酸钠(25%有效含量)总量达到1 463.88 t，而MBBR工艺改造后好氧区形成的SND效果提升了原水碳源利用率，强化了TN去除，保证了在极少量碳源消耗的条件下TN的高效去除。据统计，改造后运行一年时间内碳源消耗总量仅为126.20 t，核算可节省碳源消耗费用约0.038元/m3。

图10 改造前后污水厂药耗Fig.10 Chemical Consumption of WWTP before and after Reconstruction

综合分析改造前后污水厂运行能耗药耗，MBBR改造不仅不会显著增加生化段曝气能耗，而且由于悬浮载体投加形成的好氧区SND现象及脱氮除磷泥龄分置，会明显提升系统原水碳源利用率及生物除磷效果，核算可节省运行费用超0.042元/m3。