Studiu privind performanța de eliminare a azotului a MBBR pentru modernizarea Quasi-IV a stațiilor de epurare a apelor uzate din sud-vestul Chinei în timpul iernii

Studiu privind performanța de eliminare a azotului a MBBR pentru modernizarea Quasi-IV a unei stații de epurare a apelor uzate din sud-vestul Chinei în timpul iernii

Regiunea de sud-vest a Chinei este vastă, cu diferențe semnificative de climă și condiții geologice. Sursele largi de calitate a apelor uzate duc la fluctuații mari ale calității apei. Deși această regiune este situată în sud, datorită altitudinii și reliefului general ridicat, temperatura apelor uzate poate scădea sub 10 grade în timpul sezonului rece de iarnă. Combinat cu terenul complex al regiunii, cu munți împletite și văi adânci, dealuri și câmpii și diferențe mari de temperatură între zi și noapte, fluctuația zilnică a temperaturii apelor uzate este, de asemenea, evidentă. Caracteristicile complexe de influență și temperatura excesiv de scăzută a apei în timpul iernii impun cerințe mai mari pentru proiectarea și funcționarea stațiilor de epurare a apelor uzate din această regiune. Pe fondul modernizării și reconstrucției stațiilor de epurare a apelor uzate menajere, este și mai important să se selecteze un proces de epurare adecvat pentru modernizarea uzinelor din sud-vest pentru a asigura o conformitate stabilă în timpul sezonului cu temperaturi scăzute.

Procesul Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR), prin adăugarea de purtători suspendați într-o zonă fixă, îmbunătățește îmbogățirea bacteriilor funcționale și îmbunătățește rezistența la temperaturi scăzute. A fost utilizat pe scară largă în proiectele de modernizare a stațiilor de tratare a apelor uzate. În prezent, scara de aplicare a procesului MBBR în China a depășit 2,5×10⁷ m³·d⁻¹, iar MBBR a fost inclus ca „proces utilizat pe scară largă, sigur și de încredere” în noul „Standard de proiectare a drenajului exterior” (GB 50014-2021), recent revizuit. Aplicarea pe scară largă a procesului a promovat, de asemenea, cercetarea ulterioară rapidă. Punctele fierbinți de cercetare privind procesul MBBR se concentrează în principal pe analiza proiectării procesului, cercetarea mecanismelor de laborator și urmărirea efectului de inginerie. Concluziile relevante includ în principal MBBR care sporește eficiența biochimică, biofilmul care îmbunătățește rezistența la impact și creșterea rezistenței la temperaturi scăzute, îmbogățirea bacteriilor funcționale care îmbunătățește MBBR și biofilmul SND care îmbunătățește îndepărtarea azotului. De exemplu, Huang Qing și colab. a constatat că, după modernizarea cu procesul MBBR, rezistența la impact a stației de epurare a apelor uzate a fost îmbunătățită semnificativ, iar efluentul ar putea încă îndeplini standardele în mod stabil chiar și în cazul depășirii pe termen lung a DBO și TN a influențului. Liu Qiang și colab. a constatat că procesul MBBR a îmbunătățit semnificativ capacitatea de tratare a centralei la temperaturi scăzute, iar efluentul ar putea îndeplini în mod stabil standardele de proiectare la temperaturi scăzute de 9-11 grade. Luan Zhixiang și colab. a constatat că, după modernizarea unei stații de tratare a apelor uzate din nord cu procesul MBBR, zona aerobă MBBR ar putea elimina 20,12% din TN prin SND a transportatorilor suspendați. Han Wenjie și colab. a comparat cinci stații municipale de epurare a apelor uzate cu procese hibride MBBR în regiunea deltei fluviului Yangtze sub temperaturi scăzute de iarnă și a constatat că adăugarea de purtători suspendați a crescut semnificativ biomasa bacteriilor nitrificatoare din sistem, purtătorii suspendați îmbogățind 86.12%-95,36% din bacteriile nitrificante. Cu toate acestea, cercetările existente au încă anumite limitări. De exemplu, un număr mare de studii separă proiectarea MBBR de performanța operațională, lipsind verificarea comparativă a designului și performanței pentru același proiect. În ceea ce privește rezistența la impact a MBBR, sunt disponibile doar concluzii „calitative, dar nu cantitative”, fără deducerea cantitativă a sarcinii de toleranță maximă. În ceea ce privește fenomenul SND, acesta este doar „măsurabil, dar nu controlabil”, lipsind verificarea directă a sursei de îndepărtare a azotului prin macroexperimente proiectate și nici sugestiile de funcționare rațională din perspectiva controlului ingineresc.

Pe baza limitărilor cercetării existente, acest studiu ia ca exemplu modernizarea unei stații de tratare a apelor uzate CASS din sud-vestul Chinei pentru a explica principiile de proiectare și logica procesului MBBR. Combinată cu performanța reală a sistemului în cele mai nefavorabile condiții de iarnă, a fost analizată raționalitatea designului MBBR. Potențialul de tratare al sistemului a fost analizat cantitativ prin modificări ale calității apei de-a lungul rezervorului biologic și teste de laborator cu substrat înalt. Un test de laborator de denitrificare folosind biofilm aerob a fost conceput pentru a verifica direct sursa fenomenului SND în sistemul hibrid MBBR. Influența parametrilor de operare de inginerie asupra efectului SND al sistemului MBBR a fost studiată și, în combinație cu adaptarea datelor, au fost propuse sugestii de operațiuni de optimizare pentru SND. Diferențele în distribuția comunității microbiene dintre nămol și biofilm au fost analizate din perspectiva compoziției bacteriene, iar factorii de influență microscopici ai SND au fost analizați din tipurile și abundența relativă a bacteriilor denitrificatoare aerobe. Se speră că această cercetare poate oferi o referință pentru proiectarea procesului MBBR al altor stații de tratare a apelor uzate similare, să ofere date de bază pentru funcționarea stabilă a stațiilor MBBR și să ofere sugestii de operare pentru performanța eficientă a SND în sistemele MBBR.

1 Materiale și Metode

1.1 Prezentare generală a proiectului

O stație de tratare a apelor uzate din sud-vestul Chinei, cu o capacitate de proiectare de 1×10⁵ m³·d⁻¹, efluentul trebuia să îndeplinească standardul de clasă A al „Standardului de evacuare a poluanților pentru stația de tratare a apelor uzate municipale” (GB 18918-2002). Datorită restricțiilor de utilizare a terenului în timpul construcției timpurii, a fost adoptat un proces CASS fără bazine de sedimentare secundare tradiționale. Cu toate acestea, în timpul funcționării, au apărut probleme precum nitrificarea insuficientă la temperaturi scăzute de iarnă, sedimentarea slabă a nămolului și eficiența scăzută a tratamentului. În 2019, uzina a fost modernizată la standarde cvasi-Clasa IV. Modernizarea a trebuit să ia în considerare atât creșterea concentrației de azot influent, cât și îmbunătățirea standardelor de efluent. Calitatea efluentului de proiectare și efluentului înainte și după reconstrucție sunt prezentate înTabelul 1. Având în vedere că încărcările de NH₃-N și TN afluent au crescut cu 66,67% și, respectiv, 62,16%, efluentul de carbon, azot, fosfor etc., a trebuit să fie actualizat de la clasa A din GB 18918-2002 la clasa IV din "Standardele de calitate a mediului pentru apa de suprafață", care crește la echivalentul apei de suprafață38-GB. sarcinile de nitrificare și denitrificare cu 127,27% și, respectiv, 94%. Acest proiect a adoptat procesul Bardenpho-MBBR, transformând rezervorul CASS original într-un rezervor biologic și un rezervor de sedimentare.

După reconstrucție, pentru îndepărtarea azotului, nămolul activ a continuat să joace rolul principal. Timpul de retenție de denitrificare al rezervorului CASS original a fost extins de la 3,78 h la 6,35 h, iar sarcina volumetrică de denitrificare a nămolului activat a crescut de la 0,140 la 0,189 kg·(m³·d)⁻¹. Pentru a îmbunătăți denitrificarea nămolului activat, au fost create zone pre-anoxice și post-anoxice cu timpi de retenție de 4,23 ore și, respectiv, 2,12 ore. Zona post-anoxica a folosit o sursă externă de carbon pentru a îmbunătăți denitrificarea pentru a rezolva problema sursei insuficiente de carbon în apa brută. Pentru nitrificare, timpul de retenție de nitrificare al rezervorului CASS original a fost redus de la 7,55 h la 4,23 h, în timp ce sarcina de nitrificare a trebuit să fie mult crescută de la 0,079 la 0,275 kg·(m³·d)⁻¹. Pentru a spori efectul de nitrificare, purtători suspendați au fost adăugați în zona aerobă pentru a forma o zonă MBBR aerobă. Suporturile folosite au fost de tip SPR-III, cu diametrul de (25±0,5) mm și grosimea de (10±1) mm. După atașarea biofilmului, densitatea a fost apropiată de cea a apei, iar suprafața specifică efectivă a fost mai mare de 800 m²·m⁻³, respectând standardul industrial „Polietilenă de înaltă densitate în suspensie pentru tratarea apei” (CJ/T461-2014). Biofilmul de pe purtătorii suspendați a apărut gri închis după atașare (Figura 1). Zona MBBR a folosit doar aerare perforată pentru a asigura forfecarea hidraulică, controlând grosimea biofilmului la (208,82±37,57) μm, oferind condiții bune pentru transferul de masă și transferul de oxigen.

1.2 Determinarea eliminării azotului în rezervorul biologic

Pentru a înțelege calea de eliminare a azotului în fiecare zonă funcțională a rezervorului biologic la temperaturi scăzute de iarnă după reconstrucție, calitatea apei de-a lungul rezervorului biologic a fost monitorizată zilnic din 15 decembrie 2020 până în 22 decembrie 2020. În această perioadă, temperatura apei din rezervorul biologic a fost de 9,5-10,2 grade. Probele au inclus afluent al rezervorului biologic, efluent al zonei anaerobe, efluent al zonei anoxice, efluent al zonei MBBR, efluent al zonei post-anoxice, efluent al zonei post-aerobe și efluent al rezervorului de sedimentare. Probele au fost prelevate la fiecare 2-3 ore. După recoltare, probele au fost pretratate prompt. După sedimentare, supernatantul a fost colectat și trei probe au fost amestecate în cantități egale pentru a determina NH3-N, NO3-N, TN și COD, verificând calea de eliminare a poluanților și încărcarea de nitrificare/denitrificare a fiecărei zone funcționale.

1.3 Determinarea potențialului de nitrificare al sistemului MBBR și rata de contribuție a purtătorilor suspendați

Pentru a verifica sarcina maximă de toleranță a sistemului MBBR existent, a fost efectuat un test de laborator de nitrificare pe 27 și 28 februarie 2021. Purtătorii suspendați și nămolul activ din zona aerobă a instalației au fost colectați zilnic pentru a simula rezistența la impact a sistemului MBBR atunci când sarcina de influenț a crescut iarna. Testul de laborator a simulat influența reală a zonei MBBR de-a lungul căii de curgere. Supernatantul efluentului din zona anoxică după sedimentare a fost utilizat și NH3-N și alcalinitatea au fost suplimentate prin adăugarea de clorură de amoniu și bicarbonat de sodiu ca influent pentru test. Dispozitivul de testare a nitrificării este prezentat înFigura 2. Sistemele de biofilm pur, nămol pur și hibride au fost instalate în succesiune. Concentrația de nămol și raportul de umplere a purtătorului au fost în concordanță cu condițiile reale ale rezervorului biologic. Pentru a utiliza pe deplin potențialul de nitrificare al sistemului MBBR și pentru a îmbunătăți transferul de masă și transferul de oxigen, concentrația de NH₃-N influent a fost crescută de la aproximativ 10 mg·L⁻¹ de-a lungul căii de curgere la aproximativ 25 mg·L⁻¹, iar DO a fost crescut de la 2-4 mg·L⁻¹ de-a lungul căii de curgere la aproximativ 6–7 mg¹. În timpul testului, temperatura apei a fost de 9,7-10,4 grade. Pompele de aerare și generatoarele de valuri au fost folosite pentru a menține oxigenarea sistemului și fluidizarea purtătorului. Probele au fost prelevate la fiecare 30 de minute și pretratate pentru a determina modificarea concentrației de azot amoniac. Conform metodelor raportate, metoda de calcul al încărcării biofilmului în sistemul hibrid MBBR este prezentată în ecuațiile (1) și (2).

Unde: N₂ este sarcina volumetrică de nitrificare a biofilmului în sistemul hibrid, kg·(m³·d)⁻¹; N₁ este sarcina volumetrică totală de nitrificare a sistemului hibrid MBBR, kg·(m³·d)⁻¹; N₃ este sarcina volumetrică de nitrificare a nămolului activ, kg·(m³·d)⁻¹; η este rata contribuției la nitrificare a purtătorilor suspendați, %.

1.4 Verificarea și Optimizarea Controlului Analizei SND în Sistemul MBBR

Pentru fenomenul de nitrificare și denitrificare simultană (SND) în sistemul MBBR, pentru a verifica direct sursa efectului SND, a fost efectuat un test de laborator de denitrificare folosind biofilm MBBR pur pe 28 februarie 2021. Au fost colectați purtători suspendați din zona aerobă. Raportul de umplere al purtătorului a fost în concordanță cu condițiile reale ale rezervorului biologic. Influentul pentru test a fost preparat prin adăugarea de azotat de potasiu la influentul de apă brută al plantei. Probele au fost prelevate la fiecare 20 de minute și pretratate pentru a determina concentrația de azot azotat.

De la 1 decembrie 2020 până la 28 februarie 2021, calitatea apei și parametrii de funcționare ai zonei MBBR după reconstrucție au fost urmăriți zilnic pe tot parcursul iernii. Probele au inclus efluent din zona anoxică și efluent din zona MBBR. Probele au fost prelevate la fiecare 2-3 ore. După recoltare, probele au fost pretratate prompt. După sedimentare, supernatantul a fost colectat și trei probe au fost amestecate în cantități egale pentru a determina TN, NH3-N, NO3-N și COD. În același timp, a fost măsurat nivelul DO în zona aerobă MBBR. Datele măsurate au fost supuse analizei componentelor principale (PCA) pentru a verifica principalii parametri de răspuns care afectează efectul SND în zona aerobă. Parametrii optimi de control au fost determinați prin analiza de potrivire pentru a oferi o bază pentru controlul extinderii SND.

1.5 Secvențierea de mare capacitate a microorganismelor în stația de epurare a apelor uzate

Pentru a analiza diferențele dintre fazele de nămol și biofilm din sistemul MBBR în ceea ce privește diversitatea microbiană, speciile dominante și eficiența de îmbogățire a bacteriilor funcționale și pentru a verifica microscopic sursa SND, nămolul activat și purtătorii suspendați din sistemul MBBR au fost colectați pe 28 februarie 2021, cu un set de probe paralele, pentru secvențierea A16amplificării. În acest moment, sistemul a experimentat întreaga iarnă, iar compoziția comunității microbiene ar putea reflecta mai bine situația actuală în condiții de temperatură scăzută. Metodele specifice pentru determinarea și analiza de mare debit se referă la literatura raportată anterior.

1.6 Metode convenționale de determinare a calității apei

Toți parametrii de calitate a apei implicați în acest studiu au fost determinați folosind metode standard. COD a fost determinat prin metoda standard națională; NH3-N a fost determinat prin metoda spectrofotometrică cu reactiv Nessler; NO3-N a fost determinat prin metoda spectrofotometrică ultravioletă; TN a fost determinat prin metoda spectrofotometrică UV de digestie cu persulfat de potasiu alcalin; TP a fost determinat prin metoda spectrofotometrică de molibdat de amoniu; DO și temperatura apei au fost măsurate folosind un contor portabil de oxigen dizolvat.

2 Rezultate și discuții

2.1 Efectul general al tratamentului în condiții de temperatură scăzută înainte și după reconstrucție

În primul rând, a fost comparat efectul general de tratament al sistemului la temperaturi scăzute de iarnă înainte și după reconstrucție (2018-12-01 până la 2019-02-28, 2020-12-01 până la 2021-02-28). Înainte și după reconstrucție, temperatura apei de iarnă a fost practic menținută la 9-13 grade. Înainte de reconstrucție, debitul de iarnă a fost (9,12±0,58)×10⁴ m³·d⁻¹, iar după reconstrucție, a crescut la (9,42±0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. După cum se arată înFigura 3(a)-(d), după reconstrucție, încărcările medii de COD și BOD₅ influente au crescut cu 16,82% și, respectiv, 26,97%, comparativ cu înainte de reconstrucție, dar efluentul a scăzut la (20,04±2,38) și respectiv (4,47±0,84) mg·L⁻¹. După reconstrucție, încărcătura medie de TP influent a crescut cu 23,40% comparativ cu înainte de reconstrucție, dar TP efluent ar putea fi încă la fel de scăzut ca (0,26±0,02) mg·L⁻¹. După reconstrucție, încărcătura de SS afluent a fost puțin mai mică decât înainte, dar SS efluent a scăzut cu mai mult de 17,51% față de înainte, la (3,44±1,17) mg·L⁻¹, cu un maxim de numai 4,75 mg·L⁻¹.

Principalul punct culminant al acestui proiect după reconstrucție a fost îmbunătățirea capacității de îndepărtare a azotului. După reconstrucție, încărcările medii de NH₃-N și TN influente au crescut cu 21,56% și, respectiv, 19,79%, comparativ cu înainte de reconstrucție, dar efluentul a scăzut la (0,94±0,22) și respectiv (8,59±0,64) mg·L⁻¹. Efluentul maxim NH3-N a fost de numai 1,33 mg·L⁻¹, iar TN maxim a fost de numai 9,7 mg·L⁻¹. Pentru îndepărtarea azotului, deoarece nămolul activ a jucat încă rolul de bază după reconstrucție, pe baza prelungirii semnificative a timpului de retenție anoxică, sarcina volumetrică reală de denitrificare de iarnă a sistemului înainte și după reconstrucție nu s-a schimbat prea mult. Pentru nitrificare, după reconstrucție, efectul de nitrificare a fost îmbunătățit prin adăugarea de purtători suspendați pentru a forma un sistem hibrid MBBR pentru a întări îndepărtarea NH₃-N. Pe baza reducerii semnificative a timpului de retenție aerobă, sarcina reală de nitrificare de iarnă a crescut de la 0,081 la 0,182 kg·(m³·d)⁻¹ după reconstrucție, o creștere de 124,69% față de înainte de reconstrucție. Aplicarea procesului MBBR în acest proiect a realizat o îmbunătățire semnificativă a performanței de nitrificare.

2.2 Analiza performanței sistemului de eliminare a azotului, potențialului și rolului purtătorilor suspendați

Pentru a determina în continuare efectul de îndepărtare a azotului al fiecărei zone funcționale din secțiunea biologică după reconstrucție, a fost urmărită calitatea apei de-a lungul rezervorului biologic și a fost analizată calea de eliminare a azotului a fiecărei zone funcționale după reconstrucție prin parametrii medii de calitate a apei ai fiecărei secțiuni funcționale. După cum se arată înFigura 4, în timpul perioadei de măsurare, concentrațiile medii reale de TN, NH₃-N și COD ale rezervorului biologic au fost de 43,59, 38,50 și, respectiv, 278,00 mg·L⁻¹, iar efluentul TN, NH₃-N și COD au scăzut la 7,44,5, și 0,4,5, și 0,4,5 respectiv mg·L⁻¹. Pentru îndepărtarea TN, rata de îndepărtare a TN de sistem calculată din concentrațiile de TN din influent și efluent a fost de 78,95±6,01%, iar îndepărtarea a avut loc în principal în zona pre-anoxică, cu o cantitate de îndepărtare a azotului de 27,51 mg·L⁻¹. Sarcina de denitrificare și rata de contribuție au fost de 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ și, respectiv, 79,16%±2,24%. Combinat cu modificarea concentrației de COD, COD/TN consumat pentru denitrificare în zona pre-anoxică a fost de 5,22±0,21. Zona post-anoxica a folosit acetat de sodiu extern pentru denitrificare, cu o cantitate de îndepărtare a azotului și o încărcare de 4,35 mg·L⁻¹ și, respectiv, 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. COD/TN calculat consumat pentru denitrificare a fost de 4,66±0,57. Acetatul de sodiu, ca sare de acid organic molecular mic, este ușor de utilizat de către microorganisme și are o eficiență de denitrificare mai mare decât sursa complexă de carbon organic din apa brută. După reconstrucție, influentul a avut o bună biodegradabilitate, iar cerințele de denitrificare au putut fi îndeplinite practic numai prin zona pre-anoxică, reducând astfel presiunea asupra denitrificării post-anoxice și cantitatea de sursă externă de carbon. Pentru îndepărtarea NH₃-N, DO din zona MBBR în timpul funcționării efective a fost de 2–4 mg·L⁻¹, iar rata de eliminare a NH₃-N din sistem calculată din concentrațiile de NH₃-N din influent și efluent a fost de 98,67%±3,14%.

În funcționarea efectivă a stațiilor de epurare a apelor uzate, șocuri de calitate influente apar adesea din cauza factorilor naturali, cum ar fi ploile și topirea zăpezii, factori industriali, cum ar fi creșterea întreprinderilor industriale sau anomalii temporare în afaceri și factori sociali, cum ar fi sărbătorile și evenimentele speciale. Îmbunătățirea rezistenței la impact a sistemului de tratare biologică a devenit cheia pentru funcționarea sigură și stabilă a instalației. Pentru a verifica sarcina de toleranță maximă a sistemului, a fost efectuat un test de laborator de nitrificare sub substrat ridicat și DO ridicat. În același timp, pentru a verifica rolul real al purtătorilor suspendați în sistemul hibrid MBBR, au fost create de două ori trei grupuri de experimente (hibrid, pur-biofilm și pur-sludge). Modificările NH₃-N în fiecare sistem în timpul testului sunt prezentate înFigura 5. Cu NH₃-N influent la 25 mg·L⁻¹, sistemele hibride și de biofilm pur au redus NH₃-N la sub 1,5 mg·L⁻¹ în 2,5 și, respectiv, 3,0 ore, în timp ce sistemul cu nămol pur a avut o scădere mult mai lentă a NH₃-N pe toată perioada testului. Încărcările volumetrice medii de nitrificare calculate ale sistemelor de nămol pur, biofilm pur și hibrid au fost 0,072, 0,215 și, respectiv, 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. Conform ecuației (1), în prezența nămolului activ, sarcina volumetrică a purtătorilor suspendați în sistemul MBBR a fost de 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, care nu a fost semnificativ diferită de sarcina măsurată a grupului de biofilm pur. În comparație cu alte instalații care utilizează procesul hibrid MBBR, cu rapoarte de umplere a purtătorilor similare, încărcarea maximă de nitrificare a purtătorilor suspendați din acest proiect a fost, de asemenea, la un nivel relativ ridicat, ceea ce poate fi legat de îmbunătățirea în continuare a transferului de masă a purtătorilor suspendați și de creșterea activității bacteriilor funcționale în condiții de încărcare a influențelor mari. În plus, cu combinația de nămol activat, sarcina volumetrică maximă de nitrificare în condiții de substrat ridicat și DO ridicat a atins 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, îndeplinind și depășind sarcina de proiectare (0,275 kg·(m³·d)⁻¹), îndeplinind așteptările de proiectare.

Pentru a analiza cantitativ sarcina de toleranță maximă a sistemului biologic din acest proiect, pe baza încărcăturii volumetrice a sistemului hibrid măsurată în testul de laborator, combinată cu datele de calitate a apei influente de-a lungul traseului de curgere, sistemul ar putea rezista la o capacitate maximă de tratare de 1,23×10⁵ m³·d⁻¹ (calculată presupunând o relație pozitivă de reținere liniară între sistem de hidraulicizare și timp stabil de hidraulicizare) conformarea efluentului NH₃-N. Aceasta reprezintă o creștere de 30,57% față de capacitatea reală de tratare pe timp de iarnă a acestui proiect, cu timpul de reținere hidraulică a sistemului redus și mai mult la 3,43 ore. În mod similar, pe baza capacității reale de tratare după reconstrucție, concentrația tolerabilă de NH₃-N influent a rezervorului biologic a fost de până la 55 mg·L⁻¹, o creștere de 56,96% în comparație cu NH₃-N mediu real de iarnă din acest proiect.

În ceea ce privește rolul purtătorilor suspendați în sistemul hibrid MBBR al acestui proiect, conform ecuației (2), rata de contribuție la nitrificare a biofilmului purtător suspendat în acest proiect a fost de 74,83%. Se poate observa că în condiții de temperatură scăzută, purtătorii suspendați au devenit factorul dominant pentru nitrificare în sistemul hibrid MBBR. În combinație cu rapoartele din literatură, se analizează că, la temperaturi scăzute de iarnă, sistemul cu nămol activ, limitat de structura sa liberă și de suprafața specifică mare, are performanțe bune de disipare a căldurii și izolație termică slabă pentru microorganismele interne, ceea ce duce la o performanță redusă de nitrificare. În schimb, biofilmul de pe purtătorii suspendați, beneficiind de structura sa densă și de protecție EPS ridicată, asigură o bună izolare termică pentru stratul interior al biofilmului, asigurând astfel performanțe bune de nitrificare în condiții de temperatură scăzută. În plus, rezultatele măsurătorilor de-a lungul debitului din acest proiect au arătat un fenomen semnificativ de îndepărtare a TN în zona MBBR. Combinată cu modificarea concentrației de NH₃-N de-a lungul zonei aerobe și a raportului de recirculare, eliminarea TN calculată a fost de (3,42±0,11) mg·L⁻¹, cu o rată de contribuție de 9,83%±0,67%, indicând existența unui efect SND în sistem.

2.3 Verificarea efectului SND și analiza factorilor de influență

În prezent, majoritatea stațiilor de tratare a apelor uzate care aplică procesul MBBR pot observa îndepărtarea azotului în zona aerobă, îndepărtând în general 3–8 mg·L⁻¹ de TN. Motivul acestui fenomen este atribuit în principal efectului SND al biofilmului. Adică, pe măsură ce capacitatea de penetrare a oxigenului dizolvat slăbește, în stratul interior al biofilmului se formează un strat anoxic/hipoxic, oferind condiții pentru îmbogățirea bacteriilor denitrificatoare, punând astfel bazele eliminării azotului SND.

Pentru a confirma în continuare sursa SND aerob, a fost efectuat un test de laborator de denitrificare folosind biofilm aerob, așa cum se arată înFigura 6. Pe parcursul perioadei de testare, scăderea NO3-N a fost relativ blândă și uniformă, sistemul eliminând 3,72 mg·L⁻¹ de azot azotat în 120 min. C/N mediu consumat de sistem a fost de 3,43±0,05. Teoretic, C/N necesar pentru denitrificare este 2,86. Având în vedere consumul prin asimilare biologică și OD în apa brută, C/N necesar ajunge în general peste 4. Totuși, C/N necesar pentru îndepărtarea azotului de către purtătorii în suspensie în acest proiect a fost mai mic decât cel consumat prin denitrificarea microbiană generală. Se speculează că atunci când purtătorii suspendați din zona MBBR exercită eliminarea azotului SND, aceștia folosesc în principal surse interne de carbon generate de îmbătrânirea și liza biofilmului ca donatori de electroni, astfel încât rata de utilizare a materiei organice (sursa externă de carbon) în apa brută este în general scăzută. Utilizarea biofilmului îmbătrânit ca sursă internă de carbon pentru denitrificare sugerează, de asemenea, că procesul MBBR poate avea o producție mai mică de nămol. Folosind întreaga perioadă de testare ca nod, sarcina volumetrică de denitrificare calculată a biofilmului aerob a fost (0,045±0,003) kg·(m³·d)⁻¹. Biofilmul de pe purtătorii suspendați adăugați în zona aerobă a avut un efect de denitrificare, oferind dovezi pentru apariția simultană a nitrificării și denitrificării în biofilm.

SND, ca efect benefic după aplicarea procesului MBBR de modernizare în acest proiect, a îmbunătățit și mai mult rata de îndepărtare a TN a sistemului și a redus într-o anumită măsură dependența de sursele externe de carbon pentru denitrificare. Pentru a amplifica în continuare efectul aerob SND, din perspectiva funcționării optimizate, a fost explorată în continuare influența calității apei de influență și efluentă și a parametrilor de control asupra efectului SND al zonei MBBR. Prin urmărirea pe termen lung a parametrilor de control, cum ar fi azotul azotat din efluent (NO₃-Ninf), azot azotat din efluent (NO₃-Neff), materie organică influentă (CODinf), materie organică efluentă (CODeff), azot amoniac influent (NH₃-Ninf), azot amoniac din efluent (NH₃-Ninf), azot amoniac din efluent (NH₃-Ninf), azot amoniac din efluent (NH₃-Ninf), azot total de eliminare (NH₃-BTN), azotul total de îndepărtare a MBTN (ΔBR) Pe parcursul iernii, analiza componentelor principale (PCA) a fost utilizată pentru a explora corelațiile dintre acești parametri. Rezultatele sunt afișate înFigura 7. ΔTN din zona aerobă a arătat o corelație negativă relativ semnificativă cu DO, în timp ce corelația cu CODinf, CODeff și NO₃-Ninf nu a fost evidentă. DO prea mare duce la un transfer de masă mai aprofundat în biofilm, ceea ce face dificilă formarea unei zone anoxice în interior, care este nefavorabilă procesului de denitrificare și inhibă efectul SND. În plus, CODinf și NO₃-Ninf în zona MBBR nu au avut un impact semnificativ asupra efectului SND al purtătorilor suspendați. Pe de o parte, acest lucru verifică din nou că procesul SND al biofilmului utilizează în principal surse interne de carbon, mai degrabă decât surse externe de carbon. Pe de altă parte, indică, de asemenea, că NO₃-N îndepărtat de SND în zona MBBR nu provine din NO₃-N influent, ci în principal din NO₃-N generat prin nitrificare în rezervorul aerob. NO₃-Neff este corelat negativ cu ΔTN în zona aerobă. Ca rezultat al acțiunii combinate a nitrificării și a SND în zona aerobă, pe de o parte, un DO mai mare duce la o mai bună nitrificare și un efluent mai mare NO₃-Neff; pe de altă parte, DO mai mare duce la un SND mai slab și o eliminare mai inhibată a azotului, conducând în continuare la efluent mai mare NO3-Neff.

Pentru a obține SND „măsurabil și controlabil” și pentru a oferi îndrumări pentru controlul funcționării centralei, DO, care poate fi controlat manual, a fost selectat ca variabilă independentă, iar ΔTN a fost utilizat ca variabilă dependentă pentru analiza regresiei liniare. Rezultatele sunt afișate înFigura 8(o). Când DO real în zona MBBR a instalației a fost de 2,06–3,67 mg·L⁻¹, a existat un efect SND, cu eliminarea azotului de 2,36–4,10 mg·L⁻¹, iar ΔTN și DO au satisfăcut practic ΔTN=6.0040 – 0,9579 DO} (R) {7}² (R). În plus, folosind curba ajustată, s-a calculat că teoretic, atunci când DO este controlat sub 6,27 mg·L⁻¹, zona MBBR poate exercita un efect de îndepărtare a azotului SND. Acest lucru este în concordanță cu concluzia lui Wang Xuejiang și colab. în studiul efectului DO asupra efectului SND al unui sistem MBBR, unde au descoperit că rata de îndepărtare a TN poate depăși încă 30% atunci când DO era la fel de mare ca 6,0 mg·L⁻¹. Cu toate acestea, trebuie remarcat faptul că această valoare este o valoare teoretică obținută prin potrivire, iar efectul real al aplicării necesită un studiu suplimentar în operarea ulterioară. În plus, trebuie luat în considerare faptul că reglarea DO afectează simultan efectul de nitrificare al sistemului, afectând astfel eficiența de îndepărtare a NH₃-N. Prin urmare, rezultatele analizei de regresie liniară folosind DO ca variabilă independentă și ΔNH₃-N ca variabilă dependentă sunt prezentate în Figura 8(b). Conform NH₃-N influent mediu al zonei MBBR în timpul iernii (10,47 mg·L⁻¹) și standardul de proiectare pentru efluent (1,50 mg·L⁻¹), se calculează că ΔNH₃-N trebuie controlat nu mai puțin de 8,97 mg·L⁻¹. În combinație cu rezultatele regresiei liniare, DO ar trebui controlat peste 2,47 mg·L⁻¹. În rezumat, când DO în acest proiect a fost de 2,06–3,67 mg·L⁻¹, a existat un efect SND. Cu toate acestea, pe baza principiului respectării standardelor de azot amoniac efluent, reducând în același timp consumul de energie de aerare, DO ar putea fi controlat în jurul a 2,47 mg·L⁻¹, unde efectul SND al sistemului este optim, eliminând 3,64 mg·L⁻¹ de TN.

Pentru a verifica influența parametrilor de funcționare asupra efectului SND al biofilmului și pentru a obține un model general, au fost comparate efectele SND a șase stații de epurare a apelor uzate care aplică procesul MBBR în diferite condiții de funcționare. Rezultatele sunt afișate înTabelul 2. În primul rând, OD din zona aerobă a fiecărei plante a fost controlat în cea mai mare parte la 2–3 mg·L⁻¹, iar concentrația de nămol a fost de 3,0–4,0 g·L⁻¹. În aceste condiții, s-ar putea obține un efect SND relativ evident. Conform rezultatelor de potrivire ale ΔTN și DO în acest proiect, atunci când DO a fost controlat sub 6,27 mg·L⁻¹, ar putea apărea un efect SND. Acest proiect, cu un biofilm relativ mai gros iarna, a avut o toleranță mai puternică la DO. În al doilea rând, Uzina B, cu cea mai mică concentrație de nămol, a avut cel mai bun efect SND. Plantele A, D și E, cu rate mai mari de umplere cu purtători, au avut efecte SND mai evidente, toate indicând că în sistemul hibrid MBBR, fenomenul SND provine în principal din biofilm.

Pe scurt, pe lângă îmbunătățirea efectului SND prin controlul DO, acest proiect ar putea încerca, de asemenea, să reducă treptat nămolul din sistem la aproximativ 3,0 g·L⁻¹, oferind condiții mai bune pentru cultivarea grosimii biofilmului și formarea stratului anoxic prin concentrația scăzută de nămol, oferind astfel condiții pentru performanța ulterioară a SND.

2.4 Analiza compoziției comunității bacteriene care elimină azotul

În ceea ce privește diferențele în bogăția și diversitatea speciilor dintre fazele de nămol și biofilm, pe baza diferenței mici dintre rezultatele a două cicluri de secvențiere a ampliconilor, a fost selectat un set de date pentru analiză. După cum se arată înFigura 9, indicii Chao, Ace și Simpson caracterizează bogăția și uniformitatea distribuției comunității microbiene, în timp ce indicele Shannon reprezintă diversitatea comunității microbiene. Indicii Chao și Ace mai mari indică o bogăție OTU mai mare, un indice Simpson mai scăzut indică o uniformitate mai bună a distribuției speciilor, iar un indice Shannon mai mare indică o diversitate mai mare a comunității. Rezultatele au arătat că atât bogăția cât și diversitatea speciilor au fost semnificativ mai mari în biofilm decât în ​​nămolul activat, iar distribuția speciilor în biofilm a fost, de asemenea, mai uniformă decât în ​​nămolul activat. Numărul total de OTU din biofilm și nămol activ a fost de 1.652, respectiv 1.372, cu 770 de OTU partajate, reprezentând 46,6% și 56,1% din totalul de OTU din biofilm și, respectiv, nămol activat. Biofilmul a avut 882 OTU-uri unice, reprezentând aproape 40% din totalul OTU-urilor. Se poate observa că biofilmul a îmbogățit o porțiune de microorganisme care nu erau prezente în nămolul activat inițial. Adăugarea de purtători suspendați a crescut semnificativ bogăția și diversitatea comunității microbiene din sistem, iar compoziția comunității microbiene mai complexă a pus, de asemenea, bazele rezistenței la impact a sistemului MBBR.

Pentru a înțelege în continuare diferențele dintre speciile dominante și compoziția bacteriană funcțională dintre biofilm și nămolul activat și pentru a oferi suport microscopic pentru fenomenul SND din biofilm, a fost analizată compoziția microbiană la nivel de gen. După cum se arată înFigura 10, speciile dominante în sistemul biologic al acestui proiect au inclus norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium și SWB02. Printre acestea, norank_f_Caldilineaceae și norank_f_JG30-KF-CM45 ar putea fi îmbogățite atât în ​​biofilm, cât și în nămol activ, cu abundențe relative în biofilm și nămol activat de 3,05, 5,69% și, respectiv, 7,06, 3,08%. norank_f_Caldilineaceae sunt în mare parte bacterii filamentoase, iar unele genuri au capacitatea de denitrificare. Au fost îmbogățiți în biofilm, deoarece biofilmul poate secreta mai mult EPS pentru proliferarea lor. Pe de altă parte, ele pot fi, de asemenea, îmbogățite cu nămol activ ca PAO, promovând îndepărtarea fosforului. norank_f_JG30-KF-CM45 poate participa la procesele de transformare a carbonului și a azotului, îmbunătățind eliminarea materiei organice și a azotului.

Conform rapoartelor din literatura de specialitate, s-a descoperit că procesul MBBR poate obține o îmbogățire eficientă a bacteriilor nitrificatoare precum Nitrospirota, Nitrosomonas și Nitrolancea la temperaturi scăzute. Principalul gen de nitrificare din acest proiect a fost Nitrospira, care are o capacitate completă de nitrificare. Abundențele sale relative în biofilm și nămolul activat au fost de 4,73%, respectiv 0,39%. Conform rapoartelor din literatură, abundența relativă a bacteriilor nitrificatoare în alte plante care utilizează sisteme cu nămol activ la temperaturi scăzute de iarnă este în mare parte sub 1%. După reconstrucția hibridă MBBR în acest proiect, abundența relativă a bacteriilor nitrificatoare în nămolul activat a fost relativ scăzută, oferind dovezi pentru redistribuirea bacteriilor nitrificatoare în sistemul MBBR în condiții de temperatură scăzută, așa cum sa menționat mai devreme. Abundența relativă a Nitrospira în biofilmul acestui proiect a fost de peste 10 ori mai mare decât în ​​nămolul activat și s-a calculat că peste 92% din bacteriile nitrificatoare din sistem au fost îmbogățite în biofilm. Acesta este avantajul procesului MBBR în condiții de temperatură scăzută, asigurând funcționarea stabilă a sistemului.

În ceea ce privește fenomenul SND în biofilm, purtătorii în suspensie au prezentat și o capacitate de îmbogățire mai puternică pentru unele bacterii denitrificatoare decât nămolul activat. Studiile au arătat că atât SWB02, cât și Pedomicrobium pot participa la procesul de denitrificare, iar SWB02 poate secreta C6-HSL, care are un efect inhibitor bun asupra volumului nămolului. Abundența relativă de SWB02 și Pedomicrobium în biofilm a fost de 3,68%, respectiv 3,78%, mult mai mare decât abundența lor relativă în nămolul activat (0,21% și 0,22%). Mai mult, s-a calculat că proporțiile de SWB02 și Pedomicrobium în întregul sistem hibrid erau ambele de peste 94,5%. Deși purtătorii suspendați au fost adăugați doar în zona aerobă, biofilmul matur are o anumită grosime. Datorită limitărilor transferului de masă și transferului de oxigen, în stratul interior al biofilmului există un mediu anoxic/hipoxic, îmbogățind bacteriile denitrificatoare, dotând astfel biofilmul cu capacitate de denitrificare. Aceasta este baza microbiologică pentru capacitatea simultană de nitrificare și denitrificare a biofilmului. În plus, s-a constatat că Hyphomicrobium poate fi îmbogățit și în medii cu temperatură scăzută. Acest gen poate folosi compuși organici toxici și refractari pentru denitrificare. Abundența sa relativă în biofilm a fost de 1,80%, de asemenea mult mai mare decât abundența sa relativă în nămolul activat (0,12%).

Comparând bacteriile denitrificatoare dominante (DNB) și abundența lor relativă în biofilmul altor plante, rezultatele sunt prezentate înTabelul 3. În primul rând, în ceea ce privește compoziția bacteriilor denitrificatoare din biofilmul aerob, tipurile de bacterii denitrificatoare îmbogățite în biofilmul aerob al fiecărui proiect nu au fost consistente. Singurele genuri recurente au fost Terrimonas și Hyphomicrobium. Terrimonas este, de asemenea, o bacterie denitrificatoare comună în sistemele cu nămol activat și, similar cu Hyphomicrobium, poate degrada compușii antraceni, iar unii sunt clasificați ca bacterii denitrificatoare aerobe. Aceste două bacterii au apărut în plantele F, H și în acest proiect. Uzina H și acest proiect au fost frecvent afectate de apele uzate industriale în timpul funcționării efective, iar calitatea apei specifice a apei industriale poate fi unul dintre motivele îmbogățirii acestor două grupuri bacteriene. Prin urmare, se poate deduce că genurile specifice denitrificatoare din biofilmul aerob nu sunt o condiție necesară pentru SND, iar diferențele de calitate a apei între diferite proiecte pot fi principalul motiv pentru diferențele în grupurile bacteriene denitrificatoare. În al doilea rând, în ceea ce privește abundența relativă a bacteriilor denitrificatoare în biofilmul aerob, cu excepția plantelor F, H și a acestui proiect, alte proiecte au obținut o abundență relativă de bacterii denitrificatoare în biofilmul aerob de aproximativ 8%, cu eliminarea azotului SND depășind 2 mg·L⁻¹. Sub impactul apei industriale, deși abundența relativă a bacteriilor denitrificatoare în biofilmul aerob al Plant H și acest proiect a fost relativ mare, eficiența denitrificării nu a fost deosebit de remarcabilă. Se poate observa că calitatea apei influente are o prioritate mare în selectarea tipurilor de bacterii denitrificatoare din biofilmul aerob, iar impactul apei industriale inhibă eficiența denitrificării biofilmului aerob.

Pe scurt, procesul MBBR poate crește semnificativ bogăția și diversitatea comunității microbiene din sistem. Capacitatea de îmbogățire a biofilmului pentru genul nitrificator Nitrospira este de peste 10 ori mai mare decât a nămolului activat, sporind foarte mult efectul de nitrificare al sistemului. Genurile denitrificatoare precum SWB02, Pedomicrobium și Hyphomicrobium sunt mai bine îmbogățite în biofilmul aerob, oferind baza microscopică pentru performanța SND și îmbunătățind îndepărtarea TN. Cu toate acestea, din cauza impactului apei industriale, eficiența denitrificării SND nu este semnificativă.

3 Concluzii

① O stație de tratare a apelor uzate din sud-vestul Chinei și-a modernizat rezervorul CASS inițial la un rezervor biologic Bardenpho-MBBR și un rezervor de sedimentare pentru a obține modernizarea de la standardele de Clasa A la standarde cvasi-Clasa IV. După reconstrucție, temperaturile apei de iarnă de 9,3–13,1 grade și cu încărcăturile medii de NH₃-N și TN influente au crescut cu aproximativ 20% față de înainte de reconstrucție, indicatorii efluenților au îndeplinit stabil standardele de apă cvasi-Clasa IV. Sarcina maximă de nitrificare a sistemului MBBR a ajuns la 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, îndeplinind așteptările de proiectare. Rata de contribuție la nitrificare a transportatorilor suspendați a fost de 74,83%, ocupând o poziție dominantă. Sistemul are încă potențialul de a crește calitatea apei cu 56,96% și debitul cu 30,57%.

② În zona MBBR, purtătorii suspendați folosesc surse interne de carbon pentru a exercita un efect SND, realizând o rată de contribuție la eliminarea azotului de 9,83%±0,67%. Pentru a amplifica efectul SND, DO ar trebui controlat cât mai mult posibil la 2,47 mg·L⁻¹ în funcționare efectivă, unde SND poate elimina 3,64 mg·L⁻¹ de TN. Mai târziu, pot fi făcute încercări de reducere suplimentară a concentrației de nămol la aproximativ 3,0 g·L⁻1 pentru a oferi condiții pentru amplificarea ulterioară a efectului SND al biofilmului.

③ Procesul MBBR a crescut semnificativ bogăția și diversitatea comunității microbiene din sistem. Capacitatea de îmbogățire a biofilmului pentru genul nitrificator Nitrospira a fost de peste 10 ori mai mare decât a nămolului activat, oferind baza microbiologică pentru nitrificarea îmbunătățită în acest proiect. Genurile denitrificatoare îmbogățite în biofilmul aerob, cum ar fi SWB02, Pedomicrobium și Hyphomicrobium, au pus bazele microscopice pentru apariția fenomenului SND în biofilm.