污水實現高標準排放的難點是脫氮，脫氮的關鍵是生化過程。污水生化處理的核心是利用微生物將污水中的污染物進行降解轉化，根據微生物的存在形式，生化工藝可分為生物膜法和活性污泥法兩大類。1893年，第一座基于生物膜法的生物濾池在英國Wales投入使用。1914年，第一座活性污泥法污水處理試驗廠在英國Manchester投入使用。在早期的污水處理過程中，以脫碳為主要目標，對脫氮要求不高，因此活性污泥法得到了快速的發展。從2008年無錫蘆村污水處理廠開始，我國市政污水排放標準開始執行《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB18918—2002）的一級A標準；2012年，北京市發布《城鎮污水處理廠水污染物排放標準》（DB11/890—2012），其氨氮和總氮的最嚴值分別為1.0、10mg/L；2020年，云南省昆明市發布《城鎮污水處理廠主要水污染物排放限值》（DB5301/T43—2020）標準，要求TN達到5mg/L。持續提升的氮排放標準，對污水處理生化工藝的高效性和穩定性均提出了更嚴格的要求，活性污泥法在應對高氮標準上表現出易受沖擊、穩定性差、流程長、占地大等不足。生物膜法的核心優勢是通過長泥齡實現自養菌的高效富集，從已有的研究成果來看，在同一生化系統中，生物膜法對硝化菌的富集能力是活性污泥法的10倍以上。在針對高氮標準上，生物膜法具有高效、穩定等優勢。
以北方某污水處理廠為例，介紹了在同樣進水條件下，活性污泥法和生物膜法的脫氮效果對比，以期為高氮標準下污水處理工藝的選取提供參考。
1、污水處理廠概況
該污水處理廠設計處理水量為12×104m3/d，分兩期建設，其中一期采用傳統活性污泥法，處理規模11×104m3/d，核心生化處理工藝為AAO；二期采用移動床生物膜法（純膜MBBR），處理規模1×104m3/d，核心生化處理工藝為AOAO。該項目設計進水NH3-N為50mg/L，進水TN為70mg/L。一期活性污泥法出水執行一級A標準，二期生物膜法出水要求達到地表水準Ⅳ類標準，其中要求NH3-N達到1.5mg/L、TN達到5mg/L。污水處理廠工藝流程見圖1。
一期和二期工程共用預處理段，包括細格柵、旋流沉砂池及初沉池，初沉池之后污水分流，分別進入活性污泥系統和生物膜系統，兩個系統出水最終進入同一個消毒單元后外排。活性污泥系統生化單元總水力停留時間（HRT）為23.8h，其中生物池為20.8h，厭氧區為2.3h，缺氧區為6.2h，好氧區為12.3h；污泥濃度（MLSS）為6g/L；系統總回流比為400%，其中硝化液回流比為300%，污泥回流比為100%；二沉池HRT為3h。生化單元總占地面積為18805m2，核算噸水占地為0.171m2（/m3·d-1）。二沉池出水依次通過高效沉淀池、轉盤濾池進一步進行泥水分離，停留時間分別為0.5、0.1h。生物膜系統的生物池水力停留時間為10.35h，其中前缺氧區3.45h，前好氧區4.60h，后缺氧區和后好氧區均為1.15h，硝化液回流比為250%，無污泥回流，無傳統二沉池，MLSS≤500mg/L。生物池總占地面積為600m2，噸水占地為0.06m2（/m3·d-1）。生物池投加HDPE材質SPR-Ⅲ型懸浮載體，尺寸為Ø25mm×10mm，有效比表面積≥800m2/m3。其中好氧區懸浮載體填充率為60%，缺氧區懸浮載體填充率為55%。污水經生化處理后通過超效分離工藝進行泥水分離，停留時間為0.25h。
2、運行效果分析
對該污水處理廠2022年1月—2023年3月共計432d的進、出水水質進行測定，以分析不同污水處理工藝的脫氮情況。
2.1 脫氮效果與穩定性
圖2為不同工藝系統的脫氮效果。在進水氨氮和TN濃度分別為（50.46±13.55）、（70.33±19.58）mg/L的情況下，分別經過活性污泥和生物膜的處理，出水氨氮分別為（1.04±0.85）、（0.45±0.37）mg/L，出水TN分別為（12.73±2.58）、（3.79±0.81）mg/L，可見生物膜系統脫氮效果明顯優于活性污泥系統，尤其是出水TN穩定低于5mg/L，滿足國內最嚴TN排放標準。在進水氮濃度波動較大時，生物膜法出水氮濃度較活性污泥法更為穩定。
污水處理廠進水負荷波動是影響污水處理效果的關鍵因素，其同時受到水質和水量的影響，在高負荷下出水穩定達標是污水處理工藝良好運行的重要表征。本項目中兩種工藝系統在面臨進水負荷達到1.3倍及以上沖擊時的脫氮效果如表1所示。
活性污泥法超標期間進水NH3-N負荷超過設計負荷的44.15%，出水較研究期均值提升21.41%，進水TN負荷超過設計負荷的42.83%，出水較研究期均值提升8.58%；生物膜法超標期間進水NH3-N負荷超過設計負荷的52.07%，出水較研究期間均值提升11.12%，進水TN負荷超過設計負荷48.43%，出水較研究期間均值提升0.44%。從核算結果看，在進水氨氮和TN負荷超標較多的情況下，兩種工藝均體現出了較強的抗沖擊能力，出水水質滿足相應設計標準，但生物膜法抗沖擊能力明顯優于活性污泥法，尤其在進水TN沖擊時，出水TN濃度幾乎無明顯增長。原因在于，懸浮載體生物膜依賴濃度梯度傳質，在進水負荷正常時，依靠外層生物膜即可實現污染物穩定高效去除，當出現進水負荷沖擊時，生物膜內外污染物濃度梯度增大，強化了生物膜的傳質效果，內層的生物膜開始發揮污染物去除作用，從而實現高負荷下的穩定出水達標。
進一步核算了不同工藝系統的硝化及反硝化容積負荷，不同系統的沿程氨氮、TN變化及負荷情況如圖3所示。
對于活性污泥AAO工藝，硝化主體位于好氧區，脫氮主體位于缺氧區，實際沿程測定顯示好氧區硝化負荷為0.133kgN/（m3·d）、缺氧區反硝化負荷為0.226kgN/（m3·d）。對于生物膜AOAO工藝，硝化的主體是前好氧區，脫氮的主體是前缺氧區和后缺氧區，實際沿程測定顯示前好氧區硝化負荷為0.363kgN/（m3·d）、缺氧區脫氮負荷為0.343kgN/（m3·d），其中前缺氧區為0.331kgN/（m3·d）、后缺氧區為0.367kgN/（m3·d）。后好氧區作為保障區域，實際負荷為0.013kgN/（m3·d）。針對硝化，生物膜系統中硝化負荷達到活性污泥系統的2.73倍，保障了出水氨氮的穩定達標，也為總氮的深度去除提供了基礎。后好氧區發揮保障作用，在沿程測定中負荷較低。針對反硝化，生物膜系統整體反硝化負荷達到活性污泥法的1.52倍，其中前缺氧區和后缺氧區的脫氮貢獻率分別為66.36%和20.32%，保障了出水TN穩定低于5mg/L。基于硝化和反硝化負荷的大幅提升，生物膜系統實現了占地的集約，噸水占地僅為活性污泥系統的35.08%。此外，在生物膜系統的前好氧區也出現了TN的去除，脫氮貢獻率為13.32%，容積負荷為0.091kgN/（m3·d），推測是發生了同步硝化反硝化（SND）現象。進一步核算脫氮所需的C/N，活性污泥系統為4.11，而生物膜系統為3.7，生物膜系統低于活性污泥系統。
2.2 脫氮機理分析
脫氮效率的高低取決于系統功能菌的富集效率，而功能菌的富集效率體現在兩個方面：一方面是系統內污泥絕對量的多少，另一方面是有效微生物富集能力的高低。研究期間活性污泥法MLSS為6.14g/L，MLVSS/MLSS為52%，即MLVSS為3.19g/L；生物膜系統好氧區生物量為15.22g/m2，缺氧區生物量為11.35g/m2，進一步根據總生物膜面積和池容進行核算，換算MLSS分別為7.3、5g/L，而生物膜的MLVSS/MLSS達到了71%~77%，以均值74%核算，即MLVSS分別達到5.4、3.7g/L。雖然活性污泥系統和生物膜系統的MLSS指標較為接近，但由于生物膜有機質含量更高，因此其MLVSS明顯高于活性污泥系統，在污泥絕對量上生物膜系統實現了增長。
分別取活性污泥與生物膜進行高通量測序，結果如圖4所示。
由圖4可知，兩工藝系統的優勢硝化菌主要為亞硝化單胞菌Nitrosomonas和硝化螺旋菌Nitrospira，其中Nitrosomonas為氨氧化菌（AOB），其將氨氮氧化為亞硝酸鹽氮，在活性污泥系統中的相對豐度為0.26%，在生物膜系統前好氧區的相對豐度為3.11%。Nitrospira為亞硝酸鹽氧化菌（NOB），其將亞硝酸鹽氮氧化為硝酸鹽氮，部分菌屬也具備直接將氨氮氧化為硝酸鹽氮的能力，在活性污泥系統中的相對豐度為0.95%，生物膜系統前好氧區的相對豐度為10.96%。整體來看，活性污泥系統中執行硝化功能菌屬的相對豐度為1.21%，而生物膜系統為14.07%，達到活性污泥系統的11.62倍。
活性污泥系統反硝化菌相對豐度為22.12%，優勢菌屬包括Trichococcus、Hyphomicrobium等，生物膜系統前缺氧區反硝化菌相對豐度為27.86%，優勢菌屬包括Flavobacterium、Dechloromonas等，生物膜系統對反硝化菌的富集能力略高于活性污泥系統。同時，在生物膜系統的前好氧區，同樣發現了反硝化菌的富集，相對豐度達到了16.22%，優勢菌屬包括Acetobacter、Trichococcus等，為好氧區同步硝化反硝化的現象提供了微觀證明。從功能菌相對豐度可以看出，生物膜系統對功能菌的富集能力高于活性污泥系統，這主要是由于活性污泥系統中污泥隨水流在各個功能區中循環流動，不斷經歷厭氧、缺氧、好氧的環境，造成了功能菌無法實現良好的富集，而生物膜系統中通過攔截系統的設置，將懸浮載體在特定區域、特定條件下均勻流化，實現了專性培養，大大提高了系統對功能菌的富集能力，尤其是對于自養型的硝化菌屬，強化富集效果更加明顯。
此外，生物膜系統中分別以進水有機物和外源有機物為碳源的前缺氧區與后缺氧區在反硝化菌群組成上也存在較明顯的不同，后缺氧區菌屬較為單一，優勢反硝化菌為Denitratisoma，占比達到4.87%，這與后缺氧區碳源類型較為單一有關。同時后好氧區亞硝化菌單胞菌Nitrosomonas和硝化螺旋菌Nitrospira相對豐度分別為0.35%和2.68%，仍遠高于活性污泥系統，具有較高的硝化潛力，為系統的抗沖擊能力及穩定達標提供保障。
進一步地，將污泥絕對量與功能菌相對豐度相乘，可近似得到系統內功能菌的絕對量。活性污泥系統內硝化菌絕對量為0.04g/L，反硝化菌絕對量為0.69g/L。生物膜系統內硝化菌絕對量為0.78g/L，反硝化菌絕對量為1.06g/L，分別為活性污泥系統的20.68、1.53倍。因此，生物膜系統較活性污泥系統實現了脫氮效率的大幅提升，同時，在實現高標準出水的基礎上，還具有較大的硝化和反硝化潛力尚未發揮，在面臨沖擊時，可通過調控運行條件進行充分釋放，提高系統的抗沖擊能力和運行穩定性。
2.3 運行與調控
實現工藝的穩定運行與調控，是保障系統出水穩定達標的關鍵。活性污泥法良好運行的核心要素是維持良好的污泥形態與適宜的運行環境。在進水基質濃度過低的情況下，容易發生污泥膨脹現象，原因在于絲狀菌對于基質及溶解氧的競爭能力高于自養型硝化菌，在低基質濃度下絲狀菌過量增殖導致污泥膨脹，污泥沉降性能大幅下降。此外，本項目處于北方地區，冬季水溫最低達到12℃以下，持續約2個月，由于活性污泥系統對功能菌的富集能力較低，在冬季低溫條件下，常規運行實現穩定出水達標具有較大壓力，因此冬季以高污泥濃度運行，并適當提高曝氣量與碳源投加量，確保出水穩定達標，但高污泥濃度對二沉池和深度處理的運行造成較大壓力。對于活性污泥法而言，其優勢在于運行調控相對簡便，但活性污泥受外界因素影響大，不適宜的溫度、DO、基質濃度等都易造成系統運行效果的下降，這也是導致活性污泥法抗沖擊性能較弱的原因之一。
純膜MBBR工藝，不富集活性污泥，因此無污泥膨脹、解體等相關問題。而純膜MBBR工藝運行的關鍵在于流化和攔截，良好的流化是效果的保障，穩定的攔截是安全的保障。目前市面上采用MBBR工藝多面臨懸浮載體難流化以及出現攔網磨損載體泄漏等問題。本項目載體填充率達到55%以上，在MBBR的應用領域中屬于高填充率，若控制不佳，極易在污水前進方向末端、生物池死角處出現載體堆積不流化的現象，造成懸浮載體難掛膜或傳質傳氧效果的下降。因此控制的核心是通過曝氣的均勻分配，攪拌器攪拌頻率的控制以及開啟臺數的控制來實現懸浮載體的良好流化過程。填充率高的另外一個問題就是懸浮載體數量多，增加了與攔網的摩擦頻率，雖然對攔網起到了刮洗作用，可避免發生纖維堵塞，但加速了攔網的磨損。因此在設計安裝之初，選擇了磨損指數較不銹鋼材質更低的新材料攔網。安裝厚度為12mm，目前已穩定運行2年，在攔網不同位置的磨損量約0.20~0.25mm/a，以0.25mm/a核算，使用30年后攔網仍有4.5mm的厚度，強度仍能維持正常運行。
3、結論與展望
以北方某污水處理廠為例，分析了活性污泥法和生物膜法在運行效果、工藝機理和運行控制上的差異。從運行效果來看，生物膜法抗沖擊能力更強，具有更高的硝化和脫氮能力，生物池出水NH3-N和TN分別達到（0.45±0.37）mg/L和（3.79±0.81）mg/L，同時基于SND過程實現了C/N的降低。從工藝機理來看，生物膜法實現了功能菌的高效富集，硝化菌和反硝化菌的絕對生物量分別為活性污泥系統的20.68、1.53倍，是生化效率提升的內在原因，也提高了系統的抗沖擊能力。基于生物膜生化效率的提升，生物膜法生化段噸水占地僅為活性污泥系統的35.08%，實現了集約化建設。在實際運行中，活性污泥法應重點關注污泥形態的維持及運行參數的調控；生物膜法不富集活性污泥，但應保證良好的傳質傳氧效果和結構設備的穩定。基于生物膜法高效富集功能菌和分層分布的特點，實現厭氧氨氧化菌的有效富集，在主流工藝中實現穩定的厭氧氨氧化脫氮效果，進一步降低污水處理碳排放，是生物膜法未來需要重點研究和突破的方向。（來源：煙臺市環境衛生管理中心，浙江天然城建設計有限公司，青島思普潤水處理股份有限公司，青島思普潤水處理股份有限公司青島市綠色低碳生物膜與水環境恢復重點實驗室）
