南部下水処理場における MBBR プロセス改修の効果の分析
2023 年 10 月に中華人民共和国住宅都市農村開発部が発表した「2022 年中国都市建設状況速報」によると、2022 年末までに中国の下水処理施設の処理能力は 2 億 1,600 万 m3/日に達し、前年比 4.04% 増加しました。{{5}{6}{6}}下水処理量の総量は、2013年から10年連続で増加傾向にあります。都市の急速な発展に伴い下水排出量も増加し、下水処理場の増設・改修に必要な用地と都市開発用地との矛盾が顕著になってきています。
従来の活性汚泥法では、既存の下水処理施設の能力を拡張するために、プラント拡張という手法が一般的に採用されてきました。拡張量が増えると徐々に用地取得費が上昇し、工期も長期化します。都市の下水処理能力をさらに強化し、都市開発と土地利用の間の矛盾を軽減するには、既存の下水処理施設内の処理能力の活用を深化することが現在有効な手段である。移動床バイオフィルム反応器 (MBBR) は、1980 年代後半にノルウェーで誕生しました。機能性細菌の濃縮を強化し、懸濁担体を生物学的タンクに添加してバイオフィルムを形成することにより、システムの処理能力を向上させます。元の生物系に「埋め込む」ことができるという特性により、下水処理施設のアップグレードや改修に広く使用されており、新しい土地を追加することなく現場での処理能力の向上を実現します。-さらに、膜バイオリアクター (MBR) や高濃度複合粉末担体生物流動床 (HPB) などの他の土地を節約する改修プロセスと比較して、MBBR プロセスはキャリアの定期的な交換や補充を必要としないため、経済的に有利です。
この記事では、中国南部の下水処理施設での MBBR プロセスを使用した能力拡張改修を例に取り上げます。この研究では、改修前後のプラントの運転パフォーマンス、MBBR ゾーンの硝化パフォーマンス、微生物群集構造を分析し、現場の生産能力拡大における MBBR プロセスの実際的な役割を明らかにしています。-目的は、同様の下水処理プラントの設計と運用に関する参考と提案を提供することです。
1 プロジェクト概要
中国南部の下水処理プラントの設計総処理能力は 7.5×104 m3/日で、フェーズ I の処理能力は 5×104 m3/日、フェーズ II の処理能力は 2.5×104 m3/日です。どちらの段階でも当初は改良型 Bardenpho プロセスが使用されました。主な処理対象は、収集エリアからの生活排水と工業団地からの一部の産業排水です。排水の水質は、「都市廃水処理施設の汚染物質の排出基準」(GB 18918-2002) に指定されているグレード A 基準に準拠する必要があります。都市建設と経済の急速な発展に伴い、廃水の排出量は増加しており、プロジェクトはフル稼働かそれを超えて稼働しています。 2021 年には、政府当局の要求に応じて、このプロジェクトでは当初の規模に基づいてさらに 2.5×104 m3/日の処理能力を拡張する必要があり、総処理能力は 1×105 m3/日に達しました。排水基準は GB 18918-2002 のグレード A のままでした。設計された流入水および流出水の水質は次のとおりです。表1.
本プロジェクトの周囲は農地であり、当初の工場敷地内には拡張用の確保用地が不足していました。さらに、フェーズ II の初期建設中に、5×104 m3/日の処理能力に従って前処理ユニットがすでに建設されていました。したがって、この改修プロジェクトの焦点は、既存の生物タンクの処理能力を最大限に活用し、生物タンクを改造するための土地占有を最小限に抑えることでした。 MBBR プロセスは、その「埋め込み型」特性により、廃水処理プラントの現場での能力拡張や改修に広く使用されています。-たとえば、中国北部の下水処理施設では、MBBR プロセスを容量増加に使用し、既存のタンク容量とプロセス流量を最大限に活用し、安定してグレード A 基準を満たす排水で現場で 20% の容量拡張を達成しました。-広東省の別のプラントでは、生物学的処理性能を現場で強化するために MBBR プロセスを使用しました。-その結果、放流基準を安定して上回る排水で現場での処理能力を 50% 拡大するという良好な効果を達成しました。-したがって、下水処理場の実際のニーズを考慮し、土地利用や運営などの要素を総合的に評価し、最終的に今回の容量拡張改修の処理プロセスとしてMBBRプロセスが選択されました。
2 プロセス設計
2.1 処理の流れ
この容量拡張改修の核心は、MBBR を通じて現場での生物タンクの処理能力を強化し、流量が 100% 増加したにもかかわらず、排水基準への安定した準拠を確保することでした。{0}元の前処理ユニットと高度な処理ユニットはすでに 5×104 m3/日の処理能力に合わせて建設されていたため、この改修は既存の施設の再利用に焦点を当てました。主要な改修は生物タンクであり、流量増加後の処理需要を満たすために設定された新しい二次沈殿タンクの建設も行われました。改造後のプロセスフローを以下に示します。図1。流入水は粗/細スクリーンとグリットチャンバーによる前処理を受け、その後、炭素、窒素、リン、その他の汚染物質を除去するために改良型バルデンフォ-MBBR タンクに入ります。生物タンクからの流出水は、沈殿タンクと高効率の浄化装置を通過して、SS および TP 基準への安定した準拠を保証します。-消毒後、最終排水は環境に優しい水を補充するために受け入れ河川に放出されます。
2.2 生物タンクの改修
生物タンク改修計画を以下に示します。図2。処理流量を 2 倍にしながら、元の嫌気ゾーンと無酸素ゾーンの容積は変化しませんでした。元の好気ゾーンの容積の . 20% が分割されて追加の無酸素ゾーンが作成され、脱窒需要を満たすために無酸素ゾーン全体の容積が拡大されました。懸濁した担体を好気性ゾーンの残りの容積に添加して、好気性MBBRゾーンを形成した。入口/出口スクリーニング システムをサポートし、MBBR- 専用のミキサーが設置されました。元のチェーンエアレーションシステムは、懸濁キャリアの良好な流動化を確保し、水流によるキャリアの損失を防ぐために、底部穴あきエアレーションシステムに置き換えられました。改造後、生物タンクの合計水力保持時間 (HRT) は 8.82 時間で、嫌気ゾーンの HRT は 1.13 時間、無酸素ゾーンの HRT は 3.05 時間、好気ゾーンの HRT は 4.64 時間です。システム全体の内部リサイクル率は 150%、汚泥熟成期間は 16 日間です。
Regarding equipment, 4 sets of submersible mixers were added to the anoxic zone (Power P = 4 kW, Impeller Diameter D = 620 mm). SPR-III type suspended carriers were added to the aerobic MBBR zone, with a diameter of (25.0 ± 0.5) mm, height of (10.0 ± 1.0) mm, effective specific surface area >800m2/m3、密度0.94～0.97g/cm3。バイオフィルム付着後の密度は水の密度に近づき、業界標準「水処理用高密度ポリエチレン懸濁担体フィラー」(CJ/T 461-2014) に準拠しています。{4}充填率は45%です。 2 セットの懸架式キャリア-専用の水中ミキサーが追加されました（P=5.5 kW）。昇降式曝気装置22台、固定曝気装置4台、ファインバブル曝気装置45台を追加しました。 2 つの内部リサイクル ポンプを交換しました (流量 Q=1600 m3/h、揚程 H=0.60 m、P=7.5 kW)。
2.3 新規二次沈殿池の建設
流量の増加により、既存の二次沈殿槽では排水要件を満たすことができなくなりました。処理能力の増加をサポートするには、新しい二次沈殿タンクが必要でした。新しいタンクはオリジナルのものと同じで、角形の水平流型を使用しています。有効タンク容積は 4900 m3、HRT=7 時間です。ポンプ-式汚泥スクレーパーを1台追加しました（動作速度V=0.8 m/min）。 6 台の水中軸流ポンプ (外部リサイクル ポンプ) が追加されました (Q=180 m3/h、H=4 m、P=5.5 kW)。 2 台の廃汚泥ポンプが追加されました (Q=105 m3/h、H=11 m、P=7.5 kW)。
3 MBBR改修効果の分析
MBBR改修によるシステムの処理能力向上効果を評価するために、フェーズII改修前後の運転実績、フェーズIとフェーズIIの同時運転実績、フェーズIIのプロセスに沿った水質変化、フェーズIIの生物膜相と浮遊汚泥相の硝化能力を分析した。
3.1 動作性能の比較
改装前、フェーズ II は既に設計流量を超えて稼働しており、実際の平均流量は (3.02 ± 0.46) ×104 m3/d でした。改造後、流量はさらに (5.31 ± 0.76) ×104 m3/d に増加し、実際には約 76% 増加しました。最大運転流量は7.61×104 m3/dに達し、設計値の1.52倍となりました。改修前後の流入水と流出水の水質を以下に示します。表2そして図3。流入水負荷量に関しては、改修後、アンモニア態窒素 (NH₃-N)、全窒素 (TN)、COD、および TP 負荷量は、それぞれ改修前のレベルの 1.61、1.66、1.60、および 1.53 倍に増加しました。-。実際の流入水/流出水の水質に関しては、改修前後の流入水 NH₃-N と TN はそれぞれ (22.15±3.73)/(20.17±4.74) mg/L と (26.28±4.07)/(23.19±3.66) mg/L でした。改修前後の流出水 NH₃-N および TN は (0.16±0.14)/(0.14±0.08) mg/L および (8.62±1.79)/(7.01±1.76) mg/L で、平均除去率はそれぞれ 99.28%/99.31% および 67.20%/69.77% でした。改修後、流量と流入負荷が大幅に増加したにもかかわらず、排水の品質は依然として改修前よりも良好でした。無酸素ゾーンの体積が増加したことで良好な TN 除去が保証され、改造後は流出液 TN がさらに減少しました。好気ゾーンでは、浮遊担体バイオフィルムを通じて硝化能力が大幅に向上しました。改修前と比較して好気ゾーン容積が 20% 減少し、流量と流入負荷が大幅に増加したにもかかわらず、高効率の NH3-N 除去が維持されました。改修前後の流入水 COD と TP は、それぞれ (106.82±34.37)/(100.52±25.93) mg/L と (2.16±0.54)/(1.96±0.49) mg/L でした。改修前後の排水 COD および TP は (10.76±2.04)/(11.15±3.65) mg/L および (0.14±0.07)/(0.17±0.05) mg/L で、平均除去率はそれぞれ 89.93%/93.52% および 88.91%/91.33% でした。改修後も、排水水質は設計排水基準よりも安定して良好な状態を維持しました。
11 月から翌年 1 月までの運用データ（改修後）がさらに選択され、低温条件（最低温度 12 度）におけるフェーズ I とフェーズ II の性能が比較されました。-両相の流入水と流出水の汚染物質濃度を以下に示します。図4。冬の低温条件下では、両方のプロセスからの流出水は安定して設計排出基準より良好でした。-特に、低温の影響を受けやすい NH3-N の除去では、流入水の NH3-N 濃度が (18.98±4.57) mg/L で、フェーズ I の流出液 NH3-N は (0.27±0.17) mg/L、フェーズ II は (0.29±0.15) mg/L で、どちらも低温に対する優れた耐性を示しています。特に、フェーズ II での MBBR 改修後、好気ゾーンの HRT はフェーズ I の HRT のわずか 66.07% となり、硝化性能の大幅な改善が達成されました。
3.2 MBBR ゾーンのパフォーマンス分析
各機能ゾーンの実際の効果をさらに確認するために、フェーズ I とフェーズ II の各機能ゾーンの端から水サンプルを採取し、並行して測定しました。結果は次のとおりです。図5。流入水のNH3-N濃度は18.85mg/Lと18.65mg/L、流出水のNH3-N濃度は0.35mg/Lと0.21mg/Lで、NH3-Nの除去率はそれぞれ98.14%と98.87%でした。窒素プロファイルの変化から、フェーズ II での NH₃-N 除去は主に好気性 MBBR ゾーンで発生しました。 MBBR ゾーン流出水の NH3-N 濃度は 0.31 mg/L で、全体の NH3-N 除去に 99.46% 寄与しており、すでに設計排出基準を上回っています。その後の好気性活性汚泥ゾーンは保護の役割を果たしました。さらに、好気ゾーンで MBBR を使用する廃水処理プラントでは、通常、同時硝化と脱窒 (SND) が発生します。ただし、このプロジェクトでは、好気性 MBBR ゾーンでは全無機窒素 (TIN) の除去は観察されませんでした。これは、このプロジェクトでの流入基質濃度が比較的低いことに関連している可能性があります。
システムの硝化性能に対する懸濁担体の添加の影響をさらに調査するために、フェーズ I の無酸素ゾーン流出液からの上清を採取しました。硝化性能試験は、フェーズ I の純粋な汚泥、フェーズ II の純粋な汚泥、フェーズ II の純粋なバイオフィルム、およびフェーズ II の複合バイオフィルム-汚泥システムに対して実施されました。実際のプロジェクトと一致した条件（キャリア充填率、スラッジ濃度、水温）の下で、DO は 6 mg/L に制御され、最適な硝化性能を決定します。結果は次のとおりです。表3。フェーズ I の純粋な汚泥、フェーズ II の純粋な汚泥、フェーズ II の純粋なバイオフィルム、およびフェーズ II の複合バイオフィルム-汚泥システムの硝化率は、それぞれ 0.104、0.107、0.158、および 0.267 kg/(m3・d) でした。懸濁担体を追加すると、システムの硝化性能が向上しました。フェーズ II 結合バイオフィルム-汚泥システムの硝化率は、フェーズ I の純粋な活性汚泥システムの 2.57 倍に達しました。さらに、純粋なバイオフィルム負荷はすでに活性汚泥負荷よりも高く、システムの衝撃負荷耐性が大幅に向上しました。フェーズ II 併用システムでは、バイオフィルムが硝化に 59.92% 寄与し、優勢な位置を占めていました。
3.3 改修の合理性分析
この改修に複合バイオフィルム汚泥 MBBR プロセスを使用する合理性を分析するために、キャリア添加の効果、システムの衝撃荷重耐性、流量の増加とキャリア添加の相関関係に関する計算が行われました。{0}このプロジェクトのフェーズ II が改修されず、設計された流入水/流出水 NH₃-N およびフェーズ I 活性汚泥の最適体積硝化率 (DO=6 mg/L) に基づいて従来の活性汚泥プロセスが使用された場合、計算された流出水 NH₃-N 濃度は 5.55 mg/L となり、排水基準を満たさないことになります。フェーズ II 複合システムテストから得られた最適硝化率に基づいて計算すると、設計された流入水流量で、フェーズ II は最大 55 mg/L の流入水 NH₃-N 濃度に耐えることができ、これは設計値の 2.20 倍であり、システムの衝撃負荷耐性が大幅に向上します。したがって、この改修に MBBR を使用することは合理的であり、排水基準への安定した準拠を効果的に保証します。設計された流入水/流出水の汚染物質濃度に基づいてフェーズ I も MBBR プロセスで改修された場合、処理流量は 1 倍以上増加する可能性があり、下水処理プラントが急速な都市開発に適合し、スムーズなアップグレードを達成できる可能性が得られます。
4 バイオフィルム付着状況と微生物解析
このプロジェクトで吊り下げられたキャリアに付着したバイオフィルムを図に示します。図6。バイオフィルムはキャリアの内面を均一にコーティングしており、キャリアの細孔内に綿状物質がなく緻密です。平均厚さは(345.78±74.82)μmであった。平均バイオフィルムバイオマスは (18.87 ± 0.93) g/m² で、揮発性浮遊物質 (VSS)/SS 比は 0.68 ± 0.02 で安定し、平均 VSS は (12.77 ± 0.61) g/m² でした。
システム処理能力に対する MBBR 改修の強化効果を顕微鏡の観点からさらに調査するために、フェーズ I 活性汚泥、フェーズ II 活性汚泥、およびバイオフィルムのサンプルが 16S アンプリコン ハイスループット シーケンスのために採取されました。-システム内の属レベルでの微生物の相対的な存在量を以下に示します。図7.
浮遊担体バイオフィルム上の優勢な硝化属はニトロスピラ属とニトロソモナス属であり、相対存在量はそれぞれ 7.98% と 1.01% でした。対照的に、フェーズ I とフェーズ II の両方の活性汚泥における主要な硝化属はニトロスピラであり、相対存在量はそれぞれ 1.05% と 1.27% でした。ニトロスピラは、廃水処理プラントで最も一般的な硝化属です。その種の多くは完全なアンモニア酸化 (comammox) 能力を持っていることが証明されており、これは単一の微生物がアンモニアから硝酸塩へのプロセスを完了できることを意味します。 MBBR プロセスは、バイオフィルムの形で、活性汚泥の 7.58 倍の相対存在量でニトロスピラの効率的な濃縮を達成し、システムの硝化性能を向上させるための微視的な基盤を提供しました。バイオフィルムと同じシステム (フェーズ II) の活性汚泥中の硝化細菌の相対存在量が、フェーズ I の純粋な活性汚泥システムよりもわずかに高いことも観察できます。これは、懸濁担体から脱落したバイオフィルムが動的更新中に活性汚泥に接種され、汚泥中の硝化細菌の相対量が増加したためと考えられます。
両システムの主要な脱窒属は主に活性汚泥に富んでおり、テリモナス、フラボバクテリウム、デクロロモナス、ハイフォミクロビウムなどの組成が比較的似ていました。フェーズ I とフェーズ II における脱窒属の相対存在量は、それぞれ 8.76% と 7.52% でした。機能的な観点から見ると、脱窒に加えて、テリモナス属の一部の種はアントラセン-様物質を分解することができます。フラボバクテリウムは生分解性プラスチック (PHBV など) を分解する可能性があります。ハイフォミクロビウムは、ジクロロメタン、硫化ジメチル、メタノールなど、有毒で分解が難しいさまざまな有機化合物を脱窒に利用できます。このプロジェクトの流入水には一部の工業廃水が含まれており、長期順化下での機能的な微生物群集の特殊化につながります。-このプロジェクトでは顕著な巨視的 SND 効果は示されませんでしたが、ハイフォミクロビウム、デクロロモナス、テリモナス、OLB13 などのいくつかの脱窒官能基が懸濁担体バイオフィルム上で依然として見つかり、合計割合は 2.78% でした。これは、バイオフィルムが一定の厚さに達した後、内部に形成された無酸素/嫌気性微環境が脱窒細菌の濃縮条件を提供し、好気性MBBRゾーンでSNDが発生する可能性があることを示しています。さらに、プロテイニクラスティクムはフェーズ I とフェーズ II の両方の汚泥で検出され、相対存在量はそれぞれ 1.09% と 1.18% でした。この属は、タンパク質性物質を分解および変換する優れた能力を持っています。その濃縮は、このプロジェクトの収集地域内に多数の乳製品企業が存在することに関連している可能性があります。
特に、フェーズ I 活性汚泥中の Candidatus Microthrix の相対存在量は 3.72% に達しました。これは活性汚泥によく見られる糸状細菌であり、汚泥のバルキングに関与することがよくあります。しかし、フェーズ II の汚泥とバイオフィルムにおけるその相対存在量は、それぞれわずか 0.57% と 1.03% でした。 MBBR プロセスを導入した後、懸濁担体の流動化により糸状細菌にせん断効果が生じ、活性汚泥中の糸状のバルキングの可能性が減少します。
5 経済分析
改修前後の1立方メートル当たりの電力消費量は、それぞれ0.227kWh/m3、0.242kWh/m3でした。電気料金が 0.66 RMB/(kWh) の場合、運用時の電気コストは 0.150 RMB/m3 と 0.160 RMB/m3 でした。電力消費量の増加は主に、新しい無酸素ゾーンの混合と新しい二次沈殿槽からの電気機器の追加によるものでした。このプロジェクトで使用されるリン除去化学薬品は、ポリ塩化第二鉄 (PFC) とポリアクリルアミド (PAM) です。改修の前後で投与量は一定のままでした。PFC 投与量は 2.21 t/日、コストは 0.014 RMB/m3。 PAM 投与量 17.081 kg/日、コスト 0.0028 RMB/m3。このプロジェクトでは、流入水中の炭素源を最大限に活用して脱窒を行います。改装の前後に外部の有機炭素源は追加されませんでした。改修前後の立方メートル当たりの直接電気代と化学薬品費は、それぞれ 0.167 RMB/m3 と 0.177 RMB/m3 でした。
6 結論と展望
(1) 南部下水処理場の第 2 段階では、容量拡張改修に MBBR プロセスを使用し、土地不足などの問題に対処しました。改修後、処理流量は (3.02±0.46) ×104 m3/d から (5.31±0.76) ×104 m3/d に増加し、現場処理能力の 76% の拡大を達成しました。-最大運転流量は設計値の1.52倍に達し、排水は安定して設計排水基準を上回りました。
(2) MBBR プロセスを生物学的段階に組み込むことにより、好気性 HRT が活性汚泥プロセスの 66.07% にすぎなかったにもかかわらず、冬の低温条件下で非常に効率的で安定した NH3-N 除去が達成されました。-。 MBBR ゾーンは NH₃-N の除去に 99.46% 貢献しました。フェーズ II が改修されていなかった場合、同じ流量と水質の下で、流出水 NH₃-N は 5.55 mg/L に達します。したがって、この改修に MBBR を使用することは必要かつ合理的でした。
(3)懸濁された担体バイオフィルムは、コア硝化属ニトロスピラの濃縮効果を強化した。バイオフィルム中のその相対存在量は活性汚泥中の相対存在量の 7.58 倍であり、システムの硝化性能を向上させるための微視的な基盤を提供します。さらに、バイオフィルム内の脱窒属の濃縮により、SND が発生する可能性があります。
このプロジェクトでは、複合バイオフィルム汚泥プロセスを使用して、現場での処理能力の向上を実現しました。{0}{1}{1}しかし、実際の操業は活性汚泥の滞留・回収に依然として限界があり、さらなる処理能力の向上には至っていない。現在、純粋なバイオフィルムプロセスが実際のプロジェクトに適用されており、活性汚泥を完全に放棄し、バイオフィルムの高負荷特性を利用して活性汚泥の制限に制限されずに効率的な汚染物質を除去しています。-これは、下水処理プラントの新設、改修、拡張のための新しいソリューションを提供します。