膨胀床生物滤池用于净化厂尾水提标改造的中试研究

谢观体， 李伟， 陆少鸣， 邝自娇， 刘建生， 王铭源

（1.东莞市樟村水质净化有限公司, 广东 东莞 523808; 2.华南理工大学 环境与能源学院, 广州 510006）

目前， 深度去除氨氮最经济有效的方法是生物法， 主要有生物接触氧化法、 曝气生物滤池、 生化流化床等技术。 生物接触氧化法运行负荷低， 水力停留时间（HRT）一般在1 h 以上［1］， 且易出现积泥及滤料堵塞现象［2－3］。 曝气生物滤池的过滤水头损失一般较大， 冲洗强度大， 且易出现冲洗不充分而导致填料板结等问题［4］， 水力负荷一般较低， 滤速一般在6 m／h 以下， 空床接触时间（EBRT） 一般为20～60 min［5］。 悬浮填料流化床或纯膜MBBR 采用了与水密度接近的悬浮填料， 填料不易板结， 但为了保持填料的流化状态， 填充率须低于67%， 且须保持高强度的曝气［6－7］。 针对以上问题， 华南理工大学陆少鸣团队开发了膨胀床生物滤池工艺（EBF）， 该工艺采用浸润密度与水接近的页岩悬浮陶粒为滤料， 同时借鉴并优化了曝气生物滤池的池型结构及冲洗方式， 克服了接触氧化法水力负荷低， 曝气生物滤池水头损失大、 滤料层易积泥板结， 悬浮球流化床填料疏水、 填充率受限、 曝气强度高等问题， 在微污染水源水［8］、 城镇生活污水［9］、农村污水［10］等多个领域的应用效果良好。

本研究以东莞市某大型河道水质净化厂尾水为试验原水开展中试试验， 考察EBF 技术深度处理尾水氨氮的效果、 工艺参数及运行特性， 验证其在该净化厂的尾水深度处理技术改造中的可行性， 同时， 也为类似污水厂提标改造提供技术参考。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置如图1 所示。 膨胀床生物滤柱为全钢柱， 直径1.0 m， 高4.5 m， 底部进水， 溢流出水。滤柱上下安装滤网， 滤网之间放置专用的页岩悬浮陶粒， 上下滤网之间的高度为2.85 m， 其中填料的高度为2.00 m。 滤柱底部装有膜孔曝气管， 采用HC40S 回转式鼓风机曝气， 风量为0.61 m3／min，通过旁通阀调节气量， 维持气水体积比为1.5 ∶1～1.8 ∶1， 确保出水水质达到试验要求。

图1 膨胀床生物滤池结构示意Fig. 1 Schematic diagram of expanded bed biological filter

陶粒粒径为φ3 ～φ5 mm， 表观密度为0.75 ～0.95 g／cm3， 堆积密度为0.4～0.6 g／cm3， 空隙率不小于35%， 按堆积体积计算比表面积不小于3.0×104m2／m3， 水浸润颗粒密度为0.9～1.1 g／cm3。

1.2 试验用水

试验原水取自净化厂沉淀池末端， 原工程对出水氨氮不作要求， 提标后出水氨氮浓度要求达到GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅳ类标准，其余指标仍满足GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》三级标准（其中ρ（COD）≤60 mg／L）。 提标后出水的主要水质指标以及该净化厂2018 年的尾水水质情况详见表1 所示。

表1 提标后出水水质要求及2018 年尾水水质Tab. 1 Effluent water quality requirement after upgrading and tail water quality of 2018

1.3 试验方法

开展动态连续运行试验， 原水通过潜污泵定量泵入滤柱底部， 过滤后出水检测各项水质指标。 滤柱启动方法： 连续进水自然挂膜， 进水流量为70 m3／d， 滤速为3.7 m／h， 气水体积比为1.5 ∶1， 连续运行7 d 后， 检测出水氨氮的浓度， 待氨氮的去除率稳定在60%以上， 即可认为挂膜成功［11］。

滤柱稳定运行后， 调整进水流量为160 m3／d，滤速为8.5 m／h， 气水体积比为1.5 ∶1～1.8 ∶1， 考察COD、 氨氮、 SS 等指标的去除效果， 试验时间约2 个月。 冲洗采用气冲洗加下排水的方式， 气冲强度为7.1 L／（m2·s）， 气冲5 min， 排水流速为2.6 L／s， 历时约15 min。

1.4 分析方法

氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定， COD 采用快速消解分光光度法测定， 亚硝酸盐（以N 计）采用N－（1－萘基）－乙二胺分光光度法测定， SS 采用重量法测定， 水头损失采用管道测压法测定。

2 结果与讨论

2.1 稳定运行阶段氨氮的去除效果

在滤速为8.5 m／h， EBRT 约为14 min， 气水体积比为1.5 ∶1～1.8 ∶1 的稳定运行期间， 进水氨氮质量浓度为1.13 ～10.4 mg／L， 平均值为4.38 mg／L， 出水氨氮质量浓度为0.03 ～1.50 mg／L， 平均值为0.41 mg／L， 稳定达到GB 3838—2002 中Ⅳ类标准要求。 滤柱进出水氨氮数据的变化见图2。

图2 氨氮的去除效果Fig. 2 Removal effect of ammonia nitrogen

由图2 可知， 在高滤速、 短停留时间的条件下， 滤柱对氨氮的去除效果稳定， 并且具有较强的耐冲击负荷能力， 氨氮的去除率稳定在80% ～99%， 平均值为91.4%。 究其原因主要在于滤料的特性， 滤料是影响生物滤池处理效果的核心因素。一般认为， 影响滤料处理效能的主要因素有密度、粒径、 比表面积、 粗糙度、 表面特性等［12－13］。 本研究中的悬浮填料克服了传统塑料悬浮填料表面亲水性不足的劣势， 采用天然页岩为原材料， 制成的填料表面亲水、 粗糙， 有利于自养菌生物膜牢固附着在滤料上生长， 且填料比表面积大， 硝化细菌生物量丰富； 其次， EBF 专用填料在水中的颗粒密度接近于水， 根据曝气强度的大小， 滤料处于膨胀、 局部流化甚至全部流化状态， 所有表面均与水流接触， 保证了生物膜与氨氮、 溶解氧的高效传质， 为氨氮的快速硝化创造了优越条件。

2.2 亚硝酸盐的去除效果

在滤速为8.5 m／h， 气水体积比为1.5 ∶1～1.8 ∶1 的条件下， 为了考察EBF 在去除氨氮的过程中是否会引起亚硝酸盐积累， 试验前期对亚硝酸盐的去除效果进行了分析， 结果如图3 所示。

图3 亚硝酸盐的去除效果Fig. 3 Removal effect of nitrite

由图3 可知， 试验初期， EBF 出水的亚硝酸盐含量比进水高， 亚硝酸盐在早期出现了积累。 究其原因主要是在好氧环境下， 氨氮的去除主要是通过氨氧化细菌与硝化细菌共同完成。 氨氧化细菌与硝化细菌具有互利共生的生态关系， 后者以前者的代谢产物为基质， 且后者对氧的争夺能力弱于前者， 当硝化细菌的生长率和转化能力与氨氧化细菌不协调时， 会导致出水亚硝酸盐积累［14］。 随着EBF系统稳定运行一段时间后， 硝化细菌的转化能力逐渐与氨氧化细菌协调， 亚硝酸盐不再积累。 本研究中滤柱从挂膜完成到亚硝酸盐不积累， 历时约15 d。

2.3 COD 的去除效果

在滤速为8.5 m／h， 气水体积比为1.5 ∶1～1.8 ∶1 的条件下， 试验前期对COD 的去除效果进行了分析， 结果如图4 所示。

图4 COD 的去除效果Fig. 4 Removal effect of COD

由图4 可知， 滤池进水COD 的质量浓度为14 ～41 mg／L， 平均值为24 mg／L， 出水COD 的质量浓度为12 ～41 mg／L， 平均值为21 mg／L， 最大去除率为26.1%， 平均去除率为13.3%， COD 去除效果稳定， 试验后期未持续考察COD 的去除效果。

试验数据显示， EBF 对COD 的去除率总体上并不高， 分析其原因可能是EBF 的HRT 较短， 滤柱的EBRT 为14 min， HRT 约为20 min。 邱立平等［15］研究了HRT 对曝气生物滤池去除COD 的影响， 认为HRT 为0.6～2.5 h 时， 对COD 去除效果的影响较小； 当HRT 低于0.4 h 时， COD 的去除效果明显下降。 本研究中滤柱HRT 约为20 min， 不足以保障COD 的去除效果。 同时， 由于进水COD含量较低， 异养菌长期处于内源呼吸状态， 难以成为优势菌种， 滤柱流速大， 表面生物膜易冲脱， 有机物的降解速率不高。

2.4 悬浮物的去除效果

在滤速为8.5 m／h， 气水体积比为1.5 ∶1 ～1.8 ∶1 的条件下， 试验前期对悬浮物的去除效果进行分析， 结果如图5 所示。

图5 悬浮物的去除效果Fig. 5 Removal effect of SS

由图5 可知， 滤柱进水悬浮物质量浓度为5 ～53 mg／L， 平均值为17 mg／L， 波动较大， 出水悬浮物质量浓度为4 ～18 mg／L， 平均值为11 mg／L，平均去除率为31.6%。 EBF 对悬浮物的截留率不高， 这是EBF 工艺的特点。 EBF 的填料浸润密度与水接近， 在正常运行时处于膨胀乃至局部流化的状态， 能大幅度降低对粗大颗粒的截留作用， 而悬浮固体的积累是导致滤池水头损失增长的主要因素［16］。 通过减少对悬浮物的截留， EBF 工艺克服传统滤池容易积泥， 易堵塞， 水头损失大、 增长快的问题。 同时， 悬浮物的截留作用削弱后， 自养菌生物膜不易被惰性的悬浮物质覆盖， 能有效保障生物膜与水流之间的传质速率。

2.5 过滤水头损失及冲洗方式

水头损失是衡量生物滤池运行状况的重要控制指标， 与进水水质、 填料表面特性和微生物生长情况密切相关。 水头损失的大小和增长速度直接影响冲洗的强度和频率。 试验期间， EBF 的水头损失在0.2～1.0 kPa 之间， 远小于普通滤池5 ～9 kPa 的水头损失［3］， 当EBF 水头损失增至1.0 kPa 后， 其增长速率显著加快， 但出水水质仍能满足要求。 鉴于净化厂尾水的富余水头有限， 当EBF 的水头损失增长至约2.0 kPa 时， 进行冲洗。 试验期间， 受水质、 滤速、 气水比等各种因素影响， 冲洗周期为7～20 d， 远长于传统滤池1 ～3 d 的冲洗周期。

EBF 填料的悬浮特点使得所需的冲洗强度较低， 冲洗方式为先气冲5 min， 强度为7.1 L／（m2·s）， 再下排水15 min， 强度为2.6 L／s， 冲洗后水头损失可降至0.2 ～0.5 kPa。

3 结论

（1） 采用EBF 工艺深度处理东莞市某净化厂尾水， 在8.5 m／h 的高滤速下， EBRT 约为14 min，气水比较小， 维持在1.5 ∶1 ～1.8 ∶1 之间。 EBF 对氨氮的硝化效果稳定且彻底， 进水氨氮质量浓度为1.13 ～10.4 mg／L， 平均值为4.38 mg／L， 出水氨氮平均质量浓度为0.41 mg／L， 平均去除率为91.4%，出水氨氮浓度稳定达到GB 3838—2002 中Ⅳ类标准要求（ρ（氨氮）≤1.5 mg／L）。

（2） EBF 工艺的运行水头损失小， 约0.2～1.0 kPa， 当水头损失增长至约2.0 kPa 时， 启动冲洗，周期为7 ～20 d， 冲洗周期较长。 采取气冲洗＋下排水的冲洗方式， 无需气水联合冲洗， 冲洗强度小。

（3） EBF 工艺对悬浮固体的截留作用较曝气生物滤池大大减弱， 不易堵塞， 水头损失变化缓慢；对氨氮的硝化彻底， 硝化运行过程中亚硝酸盐不积累； 对水质的抗冲击负荷能力强， 出水水质稳定。

（4） 在高滤速、 短停留时间条件下， EBF 能高效去除污水厂尾水的氨氮， 且效果稳定， 水头损失小， 冲洗周期长， 冲洗方式简单。 在目前我国污水厂普遍面临提标改造， 且用地紧张的大环境下，EBF 是一项值得推广的技术， 尤其适用于尾水氨氮浓度较高且提标标准较严格的污水厂。