四级A/O镶嵌MBBR工艺在高原污水厂的设计应用
1.
2.
3.
Design and application of four-stage A/O and MBBR process in plateau wastewater treatment plant
1.
2.
3.
收稿日期: 2023-03-21
基金资助: |
|
Received: 2023-03-21
关键词:
Keywords:
本文引用格式
宋海东, 魏琦, 蒋伟国, 李志伟.
SONG Haidong.
“十四五”城镇污水处理及资源化利用发展规划的提出,为我国新时代废水的处理和水资源的合理利用指明了方向。我国幅员辽阔,各地的发展环境不同,因此要求各地区根据自身情况选择适合当地的水资源发展模式。我国西部高原地区的自然和社会条件普遍较差,缺水问题成为制约当地经济发展的重要原因之一。为保护和合理利用水资源,减少污染物排放量,需要提高现有污水处理厂的出水标准,加大中水回用规模,践行生态文明建设的理念。
移动床生物膜反应器(MBBR)是以悬浮载体的充分流化为核心的污水处理技术〔1〕,该技术起源于20世纪90年代的欧洲,并在2000年传入我国。2008年,无锡芦村污水处理厂实现了MBBR工艺在我国的首次成功应用〔2〕,开启了MBBR工艺在国内污水处理厂提标改造中应用的序幕。MBBR工艺启动迅速、运行稳定,具有较强的抗冲击性〔3-4〕,能够实现原池的镶嵌式改造,具备污水厂原位强化的功能,故而充分缓解了我国环保行业发展过程中占地紧缺的问题。MBBR工艺已成为国内污水处理厂升级改造项目中的主流工艺之一。当前,MBBR工艺在我国中东部地区的应用情况多有报道,但在西部高原地区的使用情况报道较少。实际上,由于西部高原地区的地理位置独特,MBBR工艺在该地区的应用效果非常值得追踪和研究。鉴于此,笔者对我国西部高原地区某污水处理厂的改造、运行效果和微生物组成进行分析,为此类项目的实施和运行维护提供一定借鉴。
1 项目概况
某高原污水处理厂于2012年12月开工建设,2015年1月1日进入单机调试,2015年8月1日开始试运行。处理厂占地面积约36 000 m2,建设规模为3.0万t/d,处理工艺采用多段多级AO生物处理,出水水质达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)中的一级A标准要求。由于其规划收集范围包含某工业园区、大学科教园区、农副产品加工区及生物科技产业园,因此进水中含有一定量的工业污水。改造前工艺流程如图1(a)所示,污水经过粗格栅间、提升泵房、细格栅、旋流沉砂池、初沉池及水解池后,进入四级A/O池;随后污水经二沉池泥水分离,进入化学除磷池进一步去除污水中的磷;最终,化学除磷池的出水经滤池过滤、接触池消毒出水。
图1
图1
改造前(a)和改造后(b)的工艺流程
Fig. 1
Process flow before transformation (a) and after transformation (b)
至2019年该污水处理厂已满负荷运行,出水水质标准仅为一级A标准,在功能上仅能用作道路浇洒及绿化用水。为使出水达到《城市污水再生利用 景观环境用水水质》(GB/T 18921—2002)中景观环境用水水质要求,进一步改善当地的用水环境,需对其进行升级改造。
2 改造难点
根据该污水处理厂的原有设计和长期运行情况,提标改造面临以下困难:
(1)占地少,生物池要求原池改造。项目所在位置偏远,并无更多规划用地,需要在原生物池基础上进行原池改造。
(2)改造期间不停水。该污水处理厂是周围园区和校区污水的唯一处理点,无法进行停水改造,需在污水厂正常进水运行的情况下进行改造。
(3)常年低温。由于该污水处理厂海拔较高,年最高水温不超过16 ℃,对微生物的活性产生不利影响。
3 技术路线选择
3.1 污水二级处理方案选择
该污水处理厂原来采用四级A/O工艺作为二级生化处理工艺,并配套相应的深度处理工艺。现场调查情况显示该工艺运行良好,各项出水指标可满足原设计执行一级A标准要求。由于此次水质提升工程满足《城市污水再生利用 景观环境用水水质》(GB/T 18921—2002)中娱乐性景观环境用水(湖泊类)水质要求,标准有所提高,且考虑到降低建设成本和原池改造等因素,本设计在原有生物反应系统内投加悬浮载体(即MBBR工艺),同时在保留原有深度处理系统的基础上,考虑在深度处理后进一步去除各污染物。MBBR工艺可根据改造的需要选用不停水施工,在保证系统正常运行的情况下,完成镶嵌式改造。不停水的改造方式,一方面能够减少停水审批的流程,另一方面避免因停水改造而造成的收入损失,是污水处理厂技术改造的优选方案之一。
3.2 深度处理方案选择
经深度处理后的出水所含悬浮物较少,并含有难以去除的色、味和有机物,与给水处理中微污染和低浊原水相似,二者在处理技术及流程方面都有相似之处,但不是常规的给水处理技术能完全替代的。为达到《城市污水再生利用 景观环境用水水质》(GB/T 18921—2002)中娱乐性景观环境用水(湖泊类)水质要求,以及反硝化深床滤池具有运行可靠、占地小、投资省且出水稳定的特点,提升工程在深度处理之后增加反硝化深床滤池工艺,以实现深层脱氮目的,保障出水总氮达标。
4 工艺设计
4.1 生物池改造
原污水厂四级A/O生物池1座,尺寸为70.4 m×59.01 m×6.0 m,有效水深5.5 m,分为2组,每组处理能力1.5×104 m3/d,生物池总水力停留时间为16.7 h。采用MBBR工艺对污水厂进行提标升级,无需征地及新建构筑物,不改变原有构筑物状态和运行方式。在二级好氧区中投加生物膜悬浮载体,悬浮载体由高密度聚乙烯材料制成(见图2),其直径为(25.0±0.5) mm,高为(10.0±1.0) mm,有效比表面积>800 m2/m3,符合《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体填料》(CJ/T 461—2014)要求。挂膜前,悬浮载体密度约为0.94~0.97 g/cm3,略小于水的密度;挂膜后,悬浮载体密度达到1.000~1.003 g/cm3,与水接近。
图2
在系统原有微孔曝气的基础上,配套MBBR区辅助穿孔曝气系统。该系统气源来自原有曝气管路,A/O池无需增加供氧量,仅需将原有气量重新分配,进而满足微生物对氧气的需求。在MBBR区出水的位置增加悬浮载体拦截装置,防止载体随水流失。项目以水下作业方式进行施工,实现了正常运行情况下的升级改造。改造后一级A池(厌氧)、一级O池(好氧)、二级A池(缺氧)、二级O池(好氧MBBR区)、三级A池(缺氧)、三级O池(好氧)、四级A池(缺氧)、四级O池(好氧)的水力停留时间分别为1.6、2.6、1.8、2.6、1.7、2.6、2.8、1.0 h。改造后的生物池功能区域分布如图3所示,其中回流污泥经过回流污泥渠道进入到一级A池,来自水解池的进水在各级进行分配。内回流泵设置于四级A池和四级O池之间,其他区域不设置单独的内回流装置。
图3
4.2 新建反硝化滤池
新建反硝化深床滤池1座,设计水量为2 083 m3/h,建筑面积614.3 m3,高度12.9 m。其中混合池内设折板桨搅拌机2台,单格滤池内气水分布块面积79 m2,石英砂滤料体积191 m3,卵石体积39 m3;设备间设置反冲洗水泵2台,1用1备;反冲洗风机3台,2用1备;空压机2台,1用1备;配套建设半地下式钢制乙酸钠储罐2套,单套容积50 m3;配套3台乙酸钠投加计量泵,2用1备。
4.3 接触池改造
接触池设计尺寸为18 m×12.4 m×4.20 m,有效水深3.5 m。接触池内设计潜水排污泵4台,其中厂区回用水泵2台,1用1备,单台参数Q=50 m3/h,H=35 m,P=11 kW。污脱机房回用水泵2台,单台参数Q=60 m3/h,H=55 m,P=22 kW。
为满足反硝化深床滤池进水压力及水量的要求,对接触池进行改造,对原有接触池内的厂区中水回用水泵进行更换,更换后水泵参数Q=630 m3/h,H=10 m,P=37 kW(2用1备,变频)。更换原有2台水泵,并新增1台备用水泵,水泵出水接入反硝化深床滤池中。
5 运行效果分析
工程于2020年改造完成,2021年开始投入运营。2021年8月至2022年2月的进出水数据如表1所示。
表1 改造后实际进出水水质
Table 1
日期 | 水量/ (万t·d-1) | 项目 | 水温/℃ | BOD5/ (mg·L-1) | COD/ (mg·L-1) | SS/ (mg·L-1) | NH4+-N/ (mg·L-1) | TN/ (mg·L-1) | TP/ (mg·L-1) |
---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
2021年8月 | 3.4±0.2 | 进水 | 15.2±0.8 | 57.2±45.7 | 225.2±115.2 | 228.8±206.9 | 7.4±0.4 | 16.7±1.2 | 1.1±0.4 |
出水 | 15.5±0.7 | 1.0±0.6 | 28.0±6.7 | 1.4±0.9 | 0.2±0.1 | 7.2±1.3 | 0.07±0.03 | ||
2021年9月 | 3.7±0.2 | 进水 | 14.2±0.5 | 84.8±65.4 | 309.3±195.6 | 305.3±179.8 | 7.5±0.6 | 16.9±2.2 | 1.8±1.2 |
出水 | 14.2±0.5 | 1.2±0.4 | 30.0±6.8 | 1.2±0.6 | 0.2±0.1 | 8.2±1.2 | 0.09±0.05 | ||
2021年10月 | 3.5±0.2 | 进水 | 12.4±0.7 | 196.6±97.7 | 527.8±222.5 | 540.4±222.7 | 7.8±0.7 | 20.9±4.0 | 2.8±1.4 |
出水 | 14.4±0.7 | 1.2±0.5 | 31.5±6.3 | 1.2±0.5 | 0.2±0.1 | 8.2±1.2 | 0.05±0.02 | ||
2021年11月 | 3.2±0.1 | 进水 | 9.4±1.0 | 116.6±66.2 | 405.0±196.7 | 347.7±263.7 | 7.4±0.5 | 18.2±2.2 | 2.2±1.0 |
出水 | 8.8±1.2 | 1.3±0.7 | 32.4±7.6 | 1.6±0.7 | 0.1±0.1 | 4.9±2.7 | 0.05±0.02 | ||
2021年12月 | 3.3±0.5 | 进水 | 7.8±0.6 | 58.7±44.2 | 178.9±117.3 | 149.7±160.8 | 7.2±0.5 | 16.9±1.6 | 1.3±0.7 |
出水 | 6.9±1.0 | 1.3±0.5 | 28.8±7.5 | 1.2±0.4 | 0.1±0.1 | 10.3±1.4 | 0.05±0.03 | ||
2022年1月 | 3.4±0.1 | 进水 | 6.5±0.5 | 75.3±48.4 | 224.9±137.2 | 205.1±193.4 | 7.0±0.6 | 17.8±3.4 | 1.5±0.8 |
出水 | 5.8±0.6 | 1.2±0.4 | 31.8±6.0 | 1.4±0.7 | 0.2±0.1 | 9.7±1.0 | 0.04±0.01 | ||
2022年2月 | 3.3±0.1 | 进水 | 6.1±0.4 | 69.8±56.6 | 231.1±163.2 | 142.4±125.0 | 6.9±0.7 | 17.2±0.8 | 1.2±0.6 |
出水 | 5.4±0.6 | 1.1±0.4 | 30.4±7.9 | 1.1±0.4 | 0.2±0.1 | 10.1±1.1 | 0.04±0.01 |
由表1可知,该项目的COD、BOD5、NH4+-N、TN、TP和SS设计进水质量浓度分别为480、200、43、50、4.0、240 mg/L。除SS外,其他指标的实际进水值明显低于设计值。实际水温明显偏低:8月至10月的水温介于10~16 ℃;进入11月后,水温降至10 ℃;1月至2月低于7 ℃。此外,设计水量为3万t/d,而实际处理水量为3.2~3.7万t/d,属超水量运行。
虽然该厂存在进水量超过设计值及常年温度较低的情况,但出水可稳定达到《城市污水再生利用 景观环境用水水质》(GB/T 18921—2002)中娱乐性景观环境用水(湖泊类)水质要求。出水COD、BOD5、NH4+-N、TN、TP和SS分别稳定低于40、2.0、0.4、12、0.15、3 mg/L,表明该工艺具有耐低温和抗水量冲击的作用,可保障污水厂稳定运行。
6 悬浮载体性能评价
生物池改造嵌入了MBBR工艺,因此需对悬浮载体的性能进行评价,以便为今后此类工程项目的改造升级提供借鉴。生物池改造时将二级好氧区(MBBR)分成两级,每一级均投加悬浮载体,因此对两级的悬浮载体及活性污泥的有机物、氨氮去除性能进行测定,如图4所示。
图4
图4
活性污泥和悬浮载体对有机物(a)和氨氮(b)的去除性能
Fig. 4
Removal of organic matter (a) and ammonia nitrogen (b) by activated sludge and suspended carrier
由图4(a)可见,0~30 min的反应时间内,活性污泥、一级MBBR和二级MBBR分别将COD由110.3、113.6、108.7 mg/L降至30.2、54.2、61.2 mg/L;随着反应时间增至120 min,COD进一步降至20.9、28.4、34.1 mg/L。对COD的去除能力由高到低分别为活性污泥、一级MBBR和二级MBBR,该结果源于活性污泥与生物膜的差异,又与有机物的浓度梯度有关。活性污泥的有机物去除能力高于MBBR,可能是活性污泥和悬浮载体的比表面积不同所致。而一级MBBR的有机物去除性能高于二级MBBR,可能是由于一级MBBR的有机物负荷高于二级MBBR。
7 微生物群落分析
污水处理系统的运行情况与微生物的群落变化息息相关。研究采用高通量测序技术,对活性污泥和生物膜上的微生物群落进行分析。活性污泥和生物膜上微生物群落的丰富度和多样性差异如表2所示。
表2 活性污泥和生物膜的微生物丰富度和多样性指数
Table 2
样品 | 原始测序序列 | OTUs | Chao1指数 | Shannon指数 | 菌群覆盖度指数 |
---|---|---|---|---|---|
活性污泥 | 42 313 | 1 090 | 1 301.7 | 4.426 | 0.991 |
一级MBBR | 41 543 | 1 171 | 1 315.4 | 4.880 | 0.992 |
二级MBBR | 39 839 | 1 153 | 1 368.6 | 4.662 | 0.992 |
Venn图能够反映3个样品中共有和独有的OTU数目,从而表明各个样品之间的种群差异性,如图5所示。
图5
图5
活性污泥和生物膜上微生物群的差异
Fig. 5
Differences in microbial community on activated sludge and biofilms
由图5可见,3个样品的OTU数目共计1 458个,其中3个样品共有的OTU数目为789(占总OTU数目的54.1%)。共有的OTU中,Actinobacteriota(放线菌门)、Firmicutes(厚壁菌门)、Proteobacteria(变形菌门)、Chloroflexi(绿弯菌门)、Acidobacteriota(酸杆菌门)、Patescibacteria(髌骨菌门)和Bacteroidota(拟杆菌门)的相对丰度分别为34.74%、26.14%、18.15%、9.19%、3.58%、2.60%、2.58%。活性污泥、一级MBBR和二级MBBR中独有的OTU数目分别为113、90、88个,共计291个,仅占总OTU数目的20.0%,表明独有OTU并不是引起样品间物种差异的主要因素。
3个样品在门水平上的物种丰度如图6(a)所示。
图6
图6
门水平(a)和属水平(b)上的物种相对丰度
Fig. 6
Relative abundance distribution at phylum (a) and genus level (b)
活性污泥和两种悬浮载体中丰度较高的微生物包括Actinobacteriota、Firmicutes、Proteobacteria和Chloroflexi等。在活性污泥中,Actinobacteriota、Firmicutes、Proteobacteria和Chloroflexi的相对丰度分别为41.7%、20.7%、18.9%、6.3%。与活性污泥相比,一级和二级悬浮载体上Actinobacteriota的相对丰度分别降至31.1%、31.7%,而Firmicutes的相对丰度分别增至30.9%、26.4%,Chloroflexi的相对丰度分别增至10.7%、10.4%。上述结果表明,即使共存于相同的污水处理系统中,活性污泥和生物膜上的微生物群落结构依然存在一定的差异性。
为探明系统中功能化微生物的情况,对属水平上的微生物组成进行分析,见图6(b)。Nitrospira(硝化螺菌属)适合生长在低基质浓度的环境〔6〕,既能将氨氮转化为亚硝酸盐氮,又能将亚硝酸盐氮转化为硝酸盐氮,具备全程硝化的功能。Nitrosomonas(亚硝化单胞菌)是常见的氨氧化菌,能够将氨氮转化为亚硝酸盐氮〔7〕。Nitrolancea是常见的亚硝酸盐氧化菌,能够将亚硝酸盐氮转化为硝酸盐氮〔7〕。Nitrospira、Nitrosomonas和Nitrolancea在活性污泥中的相对丰度分别为0.35%、0.14%、1.02%,在一级MBBR中的相对丰度为0.81%、0.24%、3.06%,而在二级MBBR中的相对丰度分别为0.90%、0.63%、3.81%。悬浮载体中Nitrospira、Nitrosomonas和Nitrolancea的相对丰度高于活性污泥,表明悬浮载体对硝化功能菌属的富集性强于活性污泥。二级MBBR悬浮载体的硝化功能菌属丰度高于一级MBBR悬浮载体,与MBBR的氨氮去除性能一致,表明一级和二级MBBR中悬浮载体上硝化菌属的丰度差异导致了其不同的氨氮去除能力。这可能是有机物对一级MBBR硝化性能的影响导致的。Propionicimonas(丙酸单胞菌)和Tetrasphaera(四球虫属)是常见的两种聚磷菌属〔8-9〕,其在活性污泥中的相对丰度分别为2.25%、4.97%,而在MBBR悬浮载体中的相对丰度低于1.20%,表明系统的生物除磷性能主要由活性污泥承担。
Trichococcus(束毛球菌属)和Candidatus_Microthrix分别与脱落生物膜的沉降性有关〔10-11〕,在缺氧悬浮载体中的相对丰度分别为0.65%、3.61%,在好氧悬浮载体中的相对丰度分别为1.59%、0.15%。Mycobacterium、Mesorhizobium、Rhodobacter、Hyphomicrobium、Defluviimonas和Terrimonas为污水处理系统中常见的反硝化菌属〔12-16〕,该类菌属的存在保障了系统的脱氮功能。由于污水生物处理系统中反硝化菌属种类繁多且功能多样,因此其相对丰度呈现出不同的变化趋势。未来仍需对反硝化菌属的环境适应性进行深入研究。
8 经济分析
此次升级改造,生物池采用MBBR与四级AO工艺相结合,实现原池改造,土建少,不额外增加占地面积。生物池采用不停水改造方式,在污水厂正常运转下提高生物池性能,为后续类似工程案例的实施提供了借鉴意义。
该污水处理厂的吨水电耗为0.537 kW·h,按电价0.6元/(kW·h)计,运行电费为0.322元/m3。该项目投加聚合氯化铝(PAC)溶液除磷,PAC费用总计0.012元/m3。投加聚丙烯酰胺(PAM)固体,PAM费用总计0.034元/m3。由于项目进水中存在部分工业水,含有一定量的难降解有机物,因此通过投加少量碳源,保证系统的正常运行,外加碳源费用总计0.01元/m3。综合能耗和药耗,该污水处理项目吨水直接运行费用为0.378元,预估月运行费用34.02万元,年运行费用408.24万元。
9 结论
高原地区某污水处理厂采用MBBR技术进行提标改造。改造后,即使在常年低温和超水量运行的情况下,出水COD、BOD5、NH4+-N、TN、SS和TP也能够稳定达到设计标准要求。项目采用不停水改造的施工方式,使污水厂在正常运行的情况下实现了生物池的升级,占地紧凑,节省土建成本。悬浮载体对硝化菌属的富集能力强于活性污泥,而活性污泥对聚磷菌属的富集性强于悬浮载体。二级MBBR悬浮载体的氨氮去除能力强于一级MBBR,而一级MBBR悬浮载体的有机物去除性能强于二级MBBR。
改造后运行电费0.322元/m3,直接运行费用0.378元/m3。此项目可为今后类似污水改造项目的实施提供借鉴。
参考文献
MBBR在国内的工程应用与发展前景
[J]. ,
Application and development prospect of MBBR in China
[J]. ,
Municipal wastewater treatment in China:Development history and future perspectives
[J]. ,
滨海工业园区初期雨水MBBR工艺预处理研究
[J]. ,
Initial rain treatment using moving bed biofilm reactor in coastal industrial clusters
[J]. ,
不同四环素废水处理系统中的抗生素抗性基因研究
[J]. ,
A study on the antibiotic resistance genes in different tetracycline wastewater treatment systems
[J]. ,
Long-term effects of ZnO nanoparticles on nitrogen and phosphorus removal,microbial activity and microbial community of a sequencing batch reactor
[J]. ,
活性污泥中硝化螺菌(Nitrospira)的富集及其动力学参数
[J]. ,
Enrichment of Nitrospira in activated sludge and kinetic characterization
[J]. ,
北方某污水处理厂抗氯离子冲击效果分析
[J]. ,
Effectiveness analysis of anti-chloride ion shock in a wastewater treatment plant in Northern China
[J]. ,
SBR系统外加磁场对微生物群落多样性和处理效果的影响
[J]. ,
Treatment efficiency and microbial community diversity in a magnetic field enhanced sequencing batch reactor(SBR)
[J]. ,
Tetrasphaera Elongata sp. nov. ,a polyphosphate-accumulating bacterium isolated from activated sludge
[J]. ,
低温条件下城市污水厂污泥膨胀的生物学成因
[J]. ,
Biological causes of sludge bulking in municipal wastewater treatment plant under low-temperature condition
[J]. ,
Candidatus amarolinea and Candidatus microthrix are mainly responsible for filamentous bulking in Danish municipal wastewater treatment plants
[J]. ,
Nitrogen removal using a membrane bioreactor with rubber particles as the fouling reducer
[J]. ,
Quantitative analyses of denitrifying bacterial diversity from a seasonally hypoxic monsoon governed tropical coastal region
[J]. ,
添加芽孢杆菌污泥反硝化特性及菌群结构分析
[J]. ,
Denitrification characteristics of Bacillus subtilis sludge and analysis of microbial community structure
[J]. ,
DNA-probing indicates the occurrence of denitrification and nitrogen fixation genes in Hyphomicrobium. Distribution of denitrifying and nitrogen fixing isolates of Hyphomicrobium in a sewage treatment plant
[J]. ,
Nitrite accumulation and microbial behavior by seeding denitrifying phosphorus removal sludge for partial denitrification(PD):The effect of COD/NO3 - ratio
[J]. ,
/
〈 | 〉 |