目前MBBR工艺主要在用地紧张的污水处理厂升级改造项目中应用,进行改造用于提高除碳和硝化效果^[1~4]。上述研究报道主要是对市政污水处理工艺的好氧区进行改造,缺氧区的MBBR工艺改造较为鲜见。因此,有必要对A/O与MBBR的组合工艺进行深入研究。

　　 本研究采用A/O-MBBR组合工艺和传统A/O工艺同时处理市政污水,主要考察HRT、回流比和低温对A/O-MBBR组合工艺和A/O工艺除碳和脱氮性能的影响,同时比较了组合工艺和A/O工艺抗冲击负荷能力和耐低温性能。

　　 试验所用种泥取自昆明某城市污水处理厂脱水污泥,试验所用生活污水来自昆明某污水处理厂曝气沉砂池出水,该水质C/N比偏低,具体水质指标如表1所示。水样经过过滤后测定,检测项目包括NH₃-N、NO₃^--N、NO₂^--N、PO₄^3--P、COD、碱度等水质指标,以上指标均采用国家规定的标准方法测定^[5] 。采用德国E+H测定仪及相应探头在线监测中试反应器内水温、溶解氧(DO)和pH。通过扫描电镜方法观察填料生物膜上微生物的微观生态结构。

　　 试验采用SPR-1型悬浮填料,填料参数如下:填料规格为Ø25×10mm,填料壁厚为5mm,填料密度为0.95~0.98g/cm,填料的比表面积为500m²/m³。

　　 本试验采用2套中试装置,一套是A/O-MBBR组合工艺中试装置(见图1);另一套是传统A/O工艺中试装置,见图1,该装置与A/O-MBBR装置唯一不同之处在于其反应器中没有投加悬浮填料。试验中2套中试装置处理的原水水质一致并采用基本一致的运行工况。

　　 上述A/O-MBBR中试装置和A/O中试装置从2015年8月开始接种污泥进行驯化培养,开展近200d的中试研究(2015年8月~2016年2月),工况1条件下的前30dA/O-MBBR中试装置中投加35%的悬浮填料开始挂膜,同时A/O中试装置接种活性污泥开始驯化培养,经过30d的驯化培养A/O-MBBR系统和A/O系统分别完成挂膜和驯化,整个试验期间采用3种不同的运行工况运行(见表2),其中工况1主要考察HRT对两个中试系统处理性能的影响;工况2主要考察回流比对两个中试系统处理性能的影响;工况3主要考察低温对两个中试系统处理性能的影响。

　　 工况1条件下,A/O-MBBR系统和A/O系统接种昆明某污水处理厂的脱水污泥分别进行挂膜启动和驯化培养。图2显示A/O-MBBR系统在挂膜启动中COD和NH₃-N去除效果。

　　 由图2可知,在启动过程前15d,中试系统COD和氨氮去除率逐渐提高,分别由最初的50.9%和31.6%上升至79.8%和75.4%;当启动过程处于第30d时,此阶段COD和氨氮去除率分别为87.5%和99.4%,此时A/O-MBBR系统的除碳和硝化性能基本维持稳定,此时确认中试系统启动完成。

　　 挂膜启动过程中A/O-MBBR组合系统中A池和O池分别投加35%悬浮填料,此时反应器中悬浮污泥浓度(MLSS)为5 000mg/L。填料投加后采用闷曝48h方法使接种污泥与悬浮填料充分接触;然后系统开始连续进水,进水水质为实际市政污水,此阶段HRT为7.2h,温度为(20±1)℃。挂膜启动阶段持续30d,前15d系统不排泥,后15d系统每天正常排泥,排泥量为200L,SRT为15d。挂膜启动运行15d后,悬浮填料表面呈现乳黄色,生物膜在填料上初步得到固定,此时生物膜上的MLVSS为800mg/L,此时初步判定挂膜成功但生物膜不够成熟。至挂膜启动30d时,悬浮污泥表面呈现黄褐色,生物膜MLVSS为1 650mg/L。填料挂膜前后生物膜对比如图3所示。采用扫描电镜观察生物膜,如图4所示。生物膜上细菌数量多且种类丰富,有大量球菌、杆菌及链球菌,此时判定生物膜挂膜成功。

　　 此外,由于A/O系统驯化过程与A/O-MBBR组合系统呈现类似的规律,只是驯化培养时间比A/O-MBBR系统挂膜启动的时间短,持续时间为15d。A/O系统驯化培养过程中碳化和硝化性能变化规律此处不再赘述。

　　 在工况1条件下A/O-MBBR和A/O系统的除碳效果受HRT影响如图5所示。从图5可知:在HRT=7.2h(进水量Q_inf=10m³/d、进水COD浓度COD_inf=121 mg/L),3.6h(Q_inf=20 m³/d、COD_inf=162 mg/L),2.4h(Q_inf=30 m³/d、COD_inf=181mg/L)和1.8h(Q_inf=40m³/d、COD_inf=150mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水COD分别为22.3mg/L、23.1mg/L、21.8mg/L和28.6mg/L;A/O-MBBR系统的平均COD去除率分别为79.3%、85.6%、88%和77.5%。对应的,A/O系统平均出水COD分别为21.6mg/L、22.1mg/L、22.5mg/L和27.8mg/L;A/O系统平均COD去除率分别为81.1%、86.2%、87.7%和78.7%。

　　 在不同HRT水平下,两个中试系统的出水COD浓度均好于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准,出水COD低于30mg/L。由于进水COD浓度偏低,同时两个中试系统的水温为18~23℃,此时异养菌的微生物活性处于最佳范围,即使在进水量处于冲击负荷的工况下两个系统的除碳性能也能维持良好的处理效果,受到进水冲击负荷的影响较小。由此可见,当进水水质为低浓度生活污水、水温为18~23℃、HRT在1.8~7.2h波动时,两个中试系统的除碳效果受HRT的影响甚微,中试系统的除碳性能耐冲击负荷的能力较强。

　　 在工况1条件下A/O-MBBR和A/O系统硝化效果的变化规律如图6所示。从图6可知:在HRT=7.2h(进水量Q_inf=10m³/d、进水氨氮NH₃-N_inf=14.7mg/L),3.6h(Q_inf=20m³/d、NH₃-N_inf=16.7mg/L),2.4h(Q_inf=30 m³/d、NH₃-N_inf=13.1mg/L)和1.8h(Q_inf=40m³/d、NH₃-N_inf=14.6mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水NH₃-N分别为0.18mg/L、0.33mg/L、0.44mg/L和5.5mg/L;A/O-MBBR系统的平均NH₃-N去除率分别为98.6%、98%、96.9%和62.8%。对应的,A/O系统平均出水NH₃-N分别为0.34mg/L、0.70mg/L、5.5mg/L和7.4mg/L;A/O系统平均NH₃-N去除率分别为97.7%、95.7%、57.9%和49%。

　　 由此可见:随着HRT从7.2h降至1.8h(Q=10m³/d→40m³/d),A/O-MBBR和A/O系统硝化效果均随着HRT下降而下降。当HRT从2.4h降至1.8h时,A/O-MBBR系统的出水氨氮从0.44mg/L上升到5.5 mg/L,A/O-MBBR系统的极限处理量为30 m³/d;当HRT从3.6h降至2.4h时,A/O系统的出水氨氮从0.7mg/L上升到5.5mg/L,A/O系统的极限处理量为20m³/d。在工况1条件下,A/O-MBBR系统比A/O系统的硝化性能提升50%。由此可见,与传统A/O系统相比,A/O-MBBR系统耐冲击负荷能力强,MBBR工艺有利于提升A/O工艺的硝化性能。

　　 在工况1条件下A/O-MBBR和A/O系统的脱氮效果受HRT影响如图7所示。从图7可知:在HRT=7.2h(进水量Q_inf=10m³/d、进水总氮TN_inf=22.1mg/L),3.6h(Q_inf=20m³/d、TN_inf=22.9mg/L),2.4h(Q_inf=30 m³/d、TN_inf=22.8 mg/L)和1.8h(Q_inf=40 m³/d、TN_inf=22.5 mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水TN分别为13.9mg/L、13.8mg/L、12.3mg/L和15.9mg/L;A/O-MBBR系统的平均TN去除率分别为35.1%、38.6%、45.5%和26.6%。对应的,A/O系统平均出水TN分别为14.2 mg/L、14.3 mg/L、15.2mg/L和17.2mg/L;A/O系统平均TN去除率分别为33.2%、34.8%、31.7%和20.8%。

　　 由此可见:在HRT为1.8~7.2h(Q_inf=10~40m³/d),A/O-MBBR和A/O系统的TN去除率均随着HRT的下降呈现先缓慢上升后下降的变化规律,A/O-MBBR和A/O系统的极限HRT分别为2.4h和3.6h。当HRT为2.4h时,A/O-MBBR系统的TN去除率比A/O系统的TN去除率高13.8%,此时两个系统的脱氮效果差异最明显,此时A/O系统处于冲击负荷状态,属于非正常工况。在进水TN浓度不高的情况下,两个中试系统的出水TN指标基本达到一级A出水标准,主要原因是原水碳氮比偏低,进水中BOD₅浓度较低,系统中反硝化过程缺乏足够的碳源,导致反硝化效果不够理想。

　　 工况2条件下,A/O-MBBR和A/O系统的除碳效果受回流比影响如图8所示。从图8可知:在回流比=50%(Q_inf=20m³/d、COD_inf=127mg/L),100%(Q_inf=20m³/d、COD_inf=158mg/L)和200%(Q_inf=20 m³/d、COD_inf=142 mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水COD分别为20.4mg/L、20.9mg/L和27mg/L;A/O-MBBR系统的平均COD去除率分别为82.8%、85.5%和77.4%。对应的,A/O系统平均出水COD分别为20.4mg/L、28.5mg/L和32.2 mg/L;A/O系统平均COD去除率分别为82.7%、80.8%和73.4%。

　　 两套中试系统的COD出水浓度在3个回流比水平下均优于一级A排放标准,出水COD低于50mg/L;同时A/O-MBBR系统的COD去除率比A/O系统高0.1%~4.7%。由此可见,当回流比为50%~200%波动时,与传统A/O工艺中试系统相比,A/O-MBBR组合工艺中试系统对除碳性能有一定程度的提升,但是提升的效果有限。

　　 工况2条件下,A/O-MBBR和A/O系统的硝化效果受回流比影响如图9所示。从图9可知:在回流比=50%(Q_inf=20 m³/d、NH₃-N_inf=10.7mg/L),100%(Q_inf=20 m³/d、NH₃-N_inf=19.6mg/L)和200%(Q_inf=20m³/d、NH₃-N_inf=13.6mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水NH₃-N分别为0.3mg/L、0.1mg/L和0.2mg/L;A/O-MBBR系统的平均NH₃-N去除率分别为97%、99.3%和98.4%。对应的,A/O系统平均出水NH₃-N分别为0.8mg/L、0.2mg/L和0.8mg/L;A/O系统平均NH₃-N去除率分别为93%、98.8%和94.3%。

　　 两套中试系统的出水氨氮浓度在3个回流比条件下均优于一级A排放标准,出水氨氮低于1mg/L;同时A/O-MBBR系统的氨氮去除率比A/O系统高0.5%~4.1%。由此可见,当回流比为50%~200%波动时,与传统A/O工艺中试系统相比,A/O-MBBR组合工艺中试系统对硝化性能有一定程度的提升,但是提升的效果有限。

　　 工况2条件下,A/O-MBBR和A/O系统的脱氮效果受回流比影响如图10所示。从图10可知:在回流比=50%(Q_inf=20m³/d、TN_inf=18mg/L),100%(Q_inf=20m³/d、TN_inf=27.3mg/L)和200%(Q_inf=20 m³/d、TN_inf=24.2 mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水TN分别为11.3mg/L、14.8mg/L和14.3mg/L;A/O-MBBR系统的平均TN去除率分别为33.4%、37.5%和39.5%。对应的,A/O系统平均出水TN分别为11.5 mg/L、15.2mg/L和14.8mg/L;A/O系统平均TN去除率分别为32.5%、35.7%和37.7%。

　　 由图10可知:A/O-MBBR和A/O系统的TN去除率随着回流比的增加呈现缓慢上升的趋势。回流比主要影响两个中试系统的脱氮效率,对其它水质指标的影响不大。实际中试系统的脱氮效率与理论计算值之间存在较大差距,其主要原因在于进水水质属于低C/N比污水,可供微生物利用的有机碳源较少。通常认为,回流比的变化会影响实际水力停留时间以及回流的硝酸盐氮量,最终影响系统的脱氮性能。综合考虑出水水质达标和节能降耗的要求,由此可见,回流比宜控制在100%的水平,不仅有利于维持A/O-MBBR系统和A/O系统良好的脱氮性能并保障出水TN稳定达标,而且可以兼顾节能降耗的要求。

　　 工况3条件下,A/O-MBBR系统和A/O系统的除碳效果受低温影响如表3所示。从表3可知:在温度=13.4℃(Q_inf=10m³/d、COD_inf=78mg/L)和12.3℃(Q_inf=15m³/d、COD_inf=123mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水COD分别为17.8mg/L和25.1 mg/L;A/O-MBBR系统的平均COD去除率分别为77.3%和78.9%。对应的,A/O系统平均出水COD分别为26 mg/L和30.2mg/L;A/O系统平均COD去除率分别为66.7%和74.9%。

　　 由此可见,当温度为10.8~14.6℃时,两个中试系统的COD去除效果均优于一级A的排放标准,出水COD低于50 mg/L。但是A/O-MBBR系统的COD去除率比A/O系统的COD去除率高4%~10.6%。与常温(18~23℃)条件相比,低温(10.8~14.6℃)条件下的A/O-MBBR系统与A/O系统之间的去除效果差异更明显。由此可见,A/O-MBBR组合工艺抗低温冲击负荷的能力较传统A/O工艺有一定程度的提升。

　　 工况3条件下,A/O-MBBR和A/O系统的硝化效果受低温影响如表4所示。从表4可知:在温度=13.4℃(Q_inf=10m³/d、NH₃-N_inf=78mg/L)和12.3℃(Q_inf=15m³/d、NH₃-N_inf=123mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水NH₃-N分别为0.1mg/L和0.5mg/L;A/O-MBBR系统的平均NH₃-N去除率分别为98.9%和96.4%。对应的,A/O系统平均出水NH₃-N分别为0.1mg/L和9.6mg/L;A/O系统平均NH₃-N去除率分别为99.1%和27.8%。

　　 当温度为10.8~14.6℃时,A/O-MBBR系统的硝化性能受低温的影响较小,出水氨氮小于0.5mg/L,氨氮去除率大于96%;A/O系统的硝化性能受低温的影响较大,当进水量从10m³/d上升到15m³/d时,A/O系统的氨氮去除率从99.1%下降到27.8%,此时传统的A/O系统的出水氨氮不达标。由此可见,低温对传统A/O工艺的影响较大,A/O-MBBR组合工艺抗低温冲击的能力较强。

　　 工况3条件下,A/O-MBBR和A/O系统的脱氮效果受低温影响如表5所示。从表5可知:在温度=13.4℃(Q_inf=10m³/d、TN_inf=20.1mg/L)和12.3℃(Q_inf=15m³/d、TN_inf=25.2mg/L)的条件下,A/O-MBBR系统的平均出水TN分别为13.5mg/L和14.9 mg/L;A/O-MBBR系统的平均TN去除率分别为32.2%和40.9%。对应的,A/O系统平均出水TN分别为15.2 mg/L和18.3mg/L;A/O系统平均TN去除率分别为23.6%和25.9%。

　　 当温度为10.8~14.6℃时,A/O-MBBR系统的脱氮性能受到低温一定程度的影响,出水TN小于15 mg/L,TN去除率在32%~37%;A/O系统的脱氮性能受低温的冲击影响较严重,当进水量从10m³/d上升到15 m³/d时,A/O系统的出水总氮从15.2mg/L上升到18.3mg/L,A/O系统在低温条件下的出水TN均没有达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A排放标准。由此可见,低温对A/O系统的脱氮性能影响较大,A/O-MBBR系统的脱氮性能也在一定程度上受到低温的抑制作用,但是与A/O系统相比,A/O-MBBR系统的抗低温冲击的能力更强。

　　 (1)当温度为10~15℃且进水量为15 m³/d时,A/O-MBBR系统运行正常而A/O系统处于崩溃状态。低温条件下A/O-MBBR组合工艺具有传统A/O工艺无法比拟的优势,MBBR工艺能有效提升系统内的生物量且能保证生物量不易流失,由此可见:A/O-MBBR系统比A/O工艺具备更强的耐低温性能。

　　 (2)在HRT为1.8~7.2h且温度为19~23℃时,A/O-MBBR和A/O系统的脱氮性能均随着HRT的下降呈现先上升后下降的趋势,A/O-MBBR和A/O系统的极限HRT分别为2.4h和3.6h。与A/O工艺相比,相同工况条件下A/O-MBBR工艺能够提高日处理能力50%,具有较强的抗冲击负荷能力。

　　 (3)当回流比为50%~200%且温度为16~18℃时,A/O-MBBR和A/O系统的TN去除率随着回流比的增加呈现缓慢上升的趋势。综合考虑出水水质达标和节能降耗的要求,回流比为100%时,A/O-MBBR系统和A/O系统总体性能处于最佳水平。

　　 (4)在填充比为35%,HRT为3.6h,DO为2~5mg/L,温度为16~18℃和回流比为100%条件下,A/O-MBBR系统和A/O系统的处理效果均处于最佳水平,A/O-MBBR组合工艺的COD、NH₃-N和TN的平均去除率分别为85.5%、99.3%和37.5%;A/O工艺的COD、NH₃-N和TN的平均去除率分别为80.8%、98.8%和35.7%。