MBBR應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集團水務有限公司，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用最普遍的污水處理工藝，其對污水中污染物能夠產生較強去除效果的同時，也存在污泥處置費用高、易發生污泥膨脹、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點在世界范圍內迅速發展[2]。MBBR工藝按照微生物的存在狀態可分為純膜MBBR和泥膜復合MBBR工藝。其中，泥膜復合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，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，泥膜復合MBBR工藝能夠有效解決傳統活性污泥法脫氮除磷中不可調和的泥齡矛盾，同步提升系統脫氮除磷效率和工藝穩定性[4]。

本文通過對比污水廠改造前后1年內的運行效果，結合其節能減耗分析，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4期擴建，總處理能力逐漸上升至10萬m3/d，進水水質主要為生活污水摻雜20%～30%工業廢水，出水水質要求達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)中的一級A排放標準。在經濟高速發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，用水需求量持續增長的同時，污水產量不斷增加。近年來，隨著入駐城區的企業和居民迅速增加，污水處理廠現有的處理規模無法滿足城區污水量增長現狀，提量改建迫在眉睫。然而污水處理廠建設用地已基本飽和，擴容工程需要在現有設施基礎上進行。經多工藝比選，最終決定采用占地緊湊的泥膜復合MBBR工藝，以最大化利用現有池容和工藝流程[5]。2018年，污水廠圍繞MBBR工藝為核心進行了提量改造，處理規模擴充至12萬m3/d，改造后已穩定運行超過2年。

1.2 改造工藝路線

本次改造后污水廠仍然執行一級A排放標準。設計進、出水水質如表1所示，改造的難度主要在于保障出水TN和氨氮穩定達標。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路線為維持厭缺氧區池容不變，通過向好氧區投加懸浮載體，實現硝化菌的高效富集，從而在不增加額外池容的前提下，提高生物處理系統的硝化和反硝化能力，保證了出水氨氮和TN達標。好氧區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)行業標準。改造后生化池各工藝參數如表2所示。另外，深度處理段在原高效沉淀池前端增設新混合區，以絮凝區替換原混合區，強化了絮凝效果，并新增轉鼓過濾設備進一步對高效沉淀池出水進行處理，保證出水SS穩定達標。

表1 設計進、出水水質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

針對系統主要污染物去除效果，對改造前后一年的運行數據進行分析，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%。改造后系統實際污泥質量濃度由(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質量濃度為(654.61±64.64)mg/L，波動較大；出水CODCr質量濃度為(21.38±1.92)mg/L，系統脫碳效果良好。改造后進水CODCr質量濃度為(515.72±25.53)mg/L，出水CODCr質量濃度為(22.04±2.49)mg/L。改造前后污水廠CODCr去除效果穩定，平均去除率均在95%以上，出水CODCr均能夠穩定達到一級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質量濃度分別為(331.18±32.39)、(5.33±0.42)mg/L；改造后進出水BOD5質量濃度分別為(258.67±14.05)、(5.41±0.35)mg/L。結合實際處理水量核算，改造后系統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，維持系統較高的污泥濃度，MBBR工藝改造通過好氧區懸浮載體的投加，固定化培養并高效富集硝化菌，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揮極為不利。如圖4所示，改造前污水廠進水氨氮質量濃度為(45.56±4.42)mg/L，出水氨氮質量濃度為(0.84±0.87)mg/L，氨氮去除率達到98.15%±1.90%。但比較明顯，冬季低溫季節條件下，系統氨氮去除率相對較低且去除效果不穩定，多次出現臨近超標的現象。改造后進水氨氮含量升至(47.09±11.24)mg/L，水質波動極大，有超過25%的時間已超過設計進水濃度，且多發生于低溫冬季，而出水氨氮質量濃度為(0.85±0.61)mg/L，穩定達到一級A排放標準，系統氨氮去除率仍保證在98.28%±1.06%。結合改造前后系統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月冬季低溫階段數據。改造前，該階段進出水氨氮質量濃度分別為(43.52±2.51)、(1.00±0.85)mg/L，系統處理氨氮負荷為(3 116.38±369.69)kg/d；改造后相同時段內，系統進出水氨氮質量濃度分別為(44.39±8.69)、(0.92±0.61)mg/L，結合系統水量的提升，核算系統處理氨氮負荷升至(3 906.54±678.92)kg/d，較改造前提升超20%。可見好氧區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內活性污泥的15倍以上。另外，根據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硝化菌的富集程度。

圖5 改造后系統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

根據好氧區實際懸浮載體填充率及運行參數，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出水經沉淀后的上清液，試驗同批分別設置純膜、純泥系統。純膜系統僅投加懸浮載體，填充率與污水廠好氧區實際填充率一致；純泥系統不投加懸浮載體，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。試驗結果如圖6所示，懸浮載體生物膜和同系統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傳氧效果較好，同一系統中懸浮載體生物膜的傳質傳氧效果較差，在競爭中處于劣勢。因此，富集于生物膜內層的硝化細菌未展現出應有效果，但是當進水沖擊來臨時，生物膜傳質深度加大，內層硝化菌則可以發揮效果，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致污水廠進水TN波動劇烈，質量濃度為(56.73±10.47)mg/L，最高質量濃度達到了86.69 mg/L，但此時出水TN質量濃度維持在(10.04±1.99)mg/L，穩定滿足一級A排放標準，充分顯示出了MBBR工藝較高的抗沖擊負荷能力。結合系統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，而此時系統總回流比僅為300%，按照傳統硝化反硝化計算，理論TN去除率為75%，無法實現出水達標。但實際運行過程中，系統在未投加外投碳源的基礎上穩定實現了TN達標，結合原水中BOD5利用情況及外投碳源量，核算系統改造后脫氮消耗C/N由6.42降至5.44。沿程水質測定結果顯示，好氧區存在著明顯的TN去除現象，TN含量可去除8～9 mg/L。該結果與路暉等[9]針對該污水廠生化段沿程水質測定結果一致，說明好氧區存在明顯的同步硝化反硝化(SND)現象，在提升原水碳源利用率的同時，強化了系統TN去除[10]。生物膜通過影響溶解氧傳質，使得其內部存在缺氧微環境，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，系統內優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盟中也占主導地位并發揮重要作用，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菌，具有反硝化功能。此外，該菌屬對蒽類物質也能夠產生一定的降解作用[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生物膜SND現象奠定了微觀基礎。

圖8 懸浮載體生物膜及活性污泥優勢微生物組成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，質量濃度為(5.35±0.98)mg/L，而出水TP質量濃度為(0.16±0.07)mg/L，系統TP去除效果優于改造前。此外，TP去除率達到了96.78%±1.72%，比改造前升高近5%。結合系統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，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工藝向好氧區投加懸浮載體，為長泥齡硝化菌群提供了固定富集的區域，而除磷菌仍然富集于活性污泥中，從而實現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排放化學污泥，實現TP的深度處理，根據深度處理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 運行經濟效益核算

3.1 電耗

改造后，在日處理水量提升超20%基礎上，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。結合實際處理水量，改造后污水廠由于新增設備導致提升電耗成本約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。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，在改造前穩定運行的一年內，污水廠PFC(6%有效Fe含量)月消耗量為(267.81±62.40)t；經MBBR工藝改造后，聚磷菌和硝化菌實現了泥齡分置，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。秋冬季節系統反硝化不充分，脫氮效果差，因此，需要外投碳源補充反硝化過程有機質的消耗。如圖10所示，改造前2017年10月—2018年3月的低溫季節，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。據統計，改造后運行一年時間內碳源消耗總量僅為126.20 t，核算可節省碳源消耗費用約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SND現象及脫氮除磷泥齡分置，會明顯提升系統原水碳源利用率及生物除磷效果，核算可節省運行費用超0.042元/m3。

4 結論

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

(2)MBBR工藝通過向生化段好氧區投加懸浮載體顯著提升了系統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%，保證了系統在受到進水水質沖擊和低溫環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，好氧區通過生物膜SND現象在提高原水碳源利用率的基礎上，保證了系統TN的達標。

(4)MBBR工藝實現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，核算可節省總成本超過0.042元/m3。