Skuteczność usuwania substancji zanieczyszczających w systemie S-MBBR do oczyszczania ścieków o niskim współczynniku C/N: analiza ChZT, TN, NH₄⁺-N i TP

Analiza wydajności usuwania zanieczyszczeń w systemie S-MBBR do oczyszczania ścieków o niskim współczynniku C/N

Wstęp

Wraz z przyspieszeniem urbanizacji i industrializacji wzrasta ilość odprowadzanych ścieków o niskim stosunku C/N (niski stosunek węgla- do-azotu), pochodzących głównie ze ścieków bytowych, przetwórstwa spożywczego, rolnictwa i krążącej wody chłodzącej. Aby zaradzić słabej skuteczności usuwania azotu całkowitego (TN) w ściekach o niskim stosunku C/N, w ostatnich latach uwagę przyciągnęło-nitryfikacja-krótkotnącą-denitryfikacja oraz jednoczesna nitryfikacja i denitryfikacja (SND). Relatywnie rzecz biorąc, warunki reakcji procesu SND są łatwiejsze do kontrolowania i można w nim jednocześnie usunąć węgiel i azot. Dlatego ma znaczącą przewagę w usuwaniu azotu ze ścieków o niskim stosunku C/N. Reaktor wsadowy do sekwencjonowania (SBR) ułatwia usuwanie azotu i fosforu poprzez kontrolowanie stężenia rozpuszczonego tlenu. W połączeniu z reaktorem biofilmu z ruchomym złożem (MBBR) w celu utworzenia systemu S-MBBR, biofilm na nośnikach zapewnia warstwowe warunki wzrostu dla tlenowych bakterii nitryfikacyjnych i beztlenowych bakterii denitryfikacyjnych, tworząc mikrośrodowisko SND, jednocześnie zwiększając powierzchnię właściwą i stabilność mikrobiologiczną systemu. Badania wykazały, że S-MBBR przewyższa tradycyjne procesy pod względem wydajności usuwania azotu i fosforu, odporności na wstrząsy i stabilności systemu.

1 Materiały i metody

1.1 Konfiguracja eksperymentalna.Układ doświadczalny składał się głównie ze zbiornika dopływowego, dmuchawy powietrza, urządzenia mieszającego, zbiornika na ścieki i reaktora głównego. Efektywna objętość reaktora wynosiła 1,8 l, a wydajność oczyszczania na cykl wynosiła 1 l. Reaktor napełniono nowym rodzajem bio-nośnika afinacyjnego przy stopniu wypełnienia wynoszącym około 25%. Początkowe stężenie lotnych zawiesin w mieszaninie cieczy (MLVSS) w reaktorze wynosiło 3000 mg/l.

1.2 Materiały eksperymentalne.Wypełniacz nośny o zmodyfikowanym powinowactwie- został przygotowany poprzez fizyczne mieszanie i technologię wytłaczania ślimakowego. Specyficzna procedura była następująca: 3%-żelaza zerowartościowego, HDPE i materiały pomocnicze (2% naturalnego zeolitu, 2% poliquaternium-10 i 1% talku) zmieszano równomiernie. Następnie mieszaninę stopiono za pomocą wytłaczarki jednoślimakowej SJ-20 i wytłaczano w postaci granulowanych pasków (o średnicy około 5 mm i długości 5–10 mm). Na koniec te stałe cząstki wytłoczono przy użyciu wytłaczarki jednoślimakowej SJ-30 w celu wytworzenia końcowego nośnika.

1.3 Warunki pracy.Zbudowano dwa reaktory: jeden z nośnikami (S-MBBR, oznaczony jako R1) i jeden bez nośników (SBR, oznaczony jako R2). Wszystkie pozostałe warunki pozostały takie same. Pierwszym etapem było uruchomienie przyłącza biofilmu-w trybie SBR w stosunku 3:3:2. Cykl operacyjny obejmował etapy dopływu, statyczny, napowietrzania, mieszanie beztlenowe, osadzanie i etapy wycieku (3 godziny w warunkach beztlenowych, 3 godziny napowietrzania, 2 godziny mieszania/osiadania/wpływu/wycieku). Do dostosowania pH dopływu do około 8 użyto NaHCO₃. Po pomyślnym przyłączeniu biofilmu zmieniono stężenie azotu amonowego w celu zmniejszenia stosunku C/N i rozpoczęto doświadczenie, jak opisano szczegółowo wTabela 1.

1.4 Woda doświadczalna i zaszczepiony osad.ChZT, NH₄⁺-N i fosfor całkowity (TP) w syntetycznych ściekach wykorzystywanych do rozruchu biofilmu- pochodziły odpowiednio z C₆H₁₂O₆, NH₄Cl i KH₂PO₄. Pierwiastki śladowe składały się z EDTA-2Na (18,76 g/L), CoCl₂·6H₂O (0,3 g/L), CuSO₄·5H₂O (0,32 g/L), NiCl₂·6H₂O (0,24 g/L), H₃BO₄ (0,018 g/L), ZnSO₄·7H₂O (0,54 g/l), MnCl2·4H₂O (1,24 g/l), NaMoO₄·2H₂O (0,28 g/l) i NaWO₄·2H₂O (0,1 g/l). Skład ścieków syntetycznych był następujący: C₆H₁₂O₆ (0,47 g/L), NH₄Cl (0,095 g/L), KH₂PO₄ (0,022 g/L), NaCl (0,1 g/L), NaHCO₃ (0,15 g/L), MgSO₄·7H₂O (0,15 g/L), CaCl₂ (0,05 g/L), FeSO₄·7H₂O (0,02 g/L) i pierwiastki śladowe (1 mL/L). Osad pobierano z osadnika wtórnego oczyszczalni ścieków w Dalian.

1.5 Metody analityczne.Rutynowe wskaźniki mierzono zgodnie ze standardowymi metodami określonymi w „Standardowych metodach badania wody i ścieków” (wydanie 4) oraz normami krajowymi, w tym analizą zdolności usuwania zanieczyszczeń, analizą zanieczyszczeń membran i analizą produkcji gazu. W szczególności: NH₄⁺-N mierzono metodą spektrofotometryczną z odczynnikiem salicylowym; TP metodą spektrofotometryczną molibdenianu amonu; NO₃⁻-N metodą spektrofotometryczną z użyciem kwasu salicylowego-stężonego kwasu siarkowego; NO₂⁻-N metodą spektrofotometryczną N-(1-naftylo)etylenodiaminy; TN była sumą stężeń wszystkich form azotu; ChZT mierzono metodą szybkiego trawienia; oraz stężenie osadów (w tym MLSS i MLVSS) mierzono metodą grawimetryczną.

2 Wyniki i analiza

2.1 Wydajność usuwania ChZT

Materię organiczną wchodzącą do reaktora usuwano etapami obejmującymi etapy beztlenowe, tlenowe (napowietrzanie), mieszanie beztlenowe, osadzanie i ścieki.Rysunek 1pokazuje wydajność usuwania ChZT w reaktorach na różnych etapach operacyjnych. Etap I to etap przyczepiania się biofilmu, a etapy II, III i IV to etapy, w których stosunek C/N/P zmniejsza się odpowiednio do 100:8:1, 64:8:1 i 32:6:1. Średnie współczynniki usuwania R1 na każdym etapie wynosiły odpowiednio 95,57%, 96,25%, 92,70% i 94,18%; średnie współczynniki usuwania R2 na każdym etapie wynosiły odpowiednio 94,71%, 96,19%, 92,54% i 94,68%. Można zauważyć, że proces ten charakteryzuje się dobrą wydajnością usuwania substancji organicznych i przy stosunkowo stabilnych warunkach ścieków spełnia wymagania normy GB 18918-2002 (stężenie ChZT < 50 mg/L). Ponieważ system działał przy niskim stosunku C/N, źródło węgla stało się ograniczającym substratem napędzającym wydajny metabolizm. Nie było znaczącej różnicy w usuwaniu ChZT pomiędzy R1 i R2, co wskazuje, że zmodyfikowany nośnik miał niewielki wpływ na usuwanie ChZT.

2.2 Skuteczność usuwania NH₄⁺-N i TN

Proces usuwania TN składa się z dwóch głównych etapów: nitryfikacji i denitryfikacji. Nitryfikacja, jako proces tlenowy, opiera się na wystarczającej liczbie mikroorganizmów tlenowych, aby przekształcić azot amonowy w azotan.Rysunki 2 i 3pokaż, odpowiednio, wydajność usuwania NH₄⁺-N i TN w reaktorach. NH₄⁺-N i TN zostały usunięte głównie podczas etapów napowietrzania tlenowego i statycznego beztlenowego. Etap I to etap przyczepiania się biofilmu, a etapy II, III i IV to etapy, w których stosunek C/N/P zmniejsza się odpowiednio do 100:8:1, 64:8:1 i 32:6:1. Średnie współczynniki usuwania NH₄⁺-N dla R1 wynosiły odpowiednio 92,53%, 95,83%, 99,70% i 98,31%; średnie współczynniki usuwania NH₄⁺-N dla R2 wynosiły odpowiednio 84,34%, 91,82%, 99,70% i 97,52%. Średnie współczynniki usuwania TN dla R1 wynosiły odpowiednio 89,53%, 87,21%, 82,44% i 83,20%; średnie szybkości usuwania TN dla R2 wynosiły odpowiednio 78,3%, 78,89%, 73,26% i 76,66%. W porównaniu z R2, średni współczynnik usuwania NH₄⁺-N dla R1 wzrósł odpowiednio o 9,7%, 4,36%, 0% i 0,82%; średni współczynnik usuwania TN wzrósł odpowiednio o 14,35%, 10,55%, 12,54% i 8,3%. Można zauważyć, że system R1 przewyższał R2 w usuwaniu azotu na wszystkich etapach, szczególnie w początkowych fazach pracy systemu, przy czym różnica stopniowo stabilizowała się w późniejszych etapach.

Podczas Etapu I stężenie NH₄⁺-N na dopływie było niskie, a źródło węgla było stosunkowo wystarczające, aby zasadniczo spełnić wymagania denitryfikacji, więc stężenie TN na wylocie było niskie. Zaszczepione mikroorganizmy znajdowały się wciąż na etapie adaptacji, a funkcjonalna społeczność drobnoustrojów w systemie nie została w pełni ustalona, ​​co skutkowało niestabilnym usuwaniem NH₄⁺-N, które jednak później stopniowo się ustabilizowało. Na tym etapie nie zaobserwowano znaczącej różnicy pomiędzy dwoma reaktorami (R1 i R2). Na etapie II stężenie dopływającego NH₄⁺-N nagle wzrosło, ale warunki napowietrzania nie zostały jednocześnie dostosowane, co spowodowało znaczne wahania w systemie, zwłaszcza w usuwaniu NH₄⁺-N i TN. Po około 6 dniach pracy oba reaktory stopniowo odzyskały stabilność. Spekuluje się, że wysokie obciążenie azotem amonowym sprzyja szybkiemu namnażaniu się bakterii nitryfikacyjnych, poprawiając w ten sposób wydajność procesu nitryfikacji. W miarę kontynuowania pracy systemu system nitryfikacji-denitryfikacji w reaktorach stopniowo się ustanawiał i stabilizował, a wahania stężenia TN zmniejszyły się. Dzięki obecności zmodyfikowanego nośnika, system R1 uzyskał niższą resztkową TN, przy czym nośnik poprawił szybkość usuwania TN z reaktora, a także zwiększył zdolność adaptacji systemu do obciążeń udarowych. W 49. dniu, aby poprawić usuwanie PO₄, zwiększono intensywność napowietrzania, promując pełniejszy proces nitryfikacji. Jednakże wzrost zawartości azotanów wytwarzanych w wyniku nitryfikacji doprowadził do większego zapotrzebowania na źródła węgla do denitryfikacji, podczas gdy dopływające źródło węgla było na tym etapie stosunkowo niewystarczające, co skutkowało pewnym wzrostem TN odpływu. Na etapie III ChZT uległ dalszej redukcji, przez co źródło węgla dostępne do denitryfikacji w reaktorze było jeszcze bardziej ograniczone, co jeszcze bardziej ograniczyło usuwanie TN, a ogólny poziom stężenia TN w odciekach wzrósł. Niemniej jednak system R1 nadal utrzymywał lepszą skuteczność usuwania TN niż R2, co świadczy o wzmocnionym działaniu nośnika. W etapie IV stężenie azotu amonowego uległo dalszemu zwiększeniu. Bazując na doświadczeniach z poprzedniego etapu, nieznacznie zwiększono napowietrzanie i wydłużono czas napowietrzania do 4 godzin, co pobudziło aktywność bakterii nitryfikacyjnych, uzupełniając proces nitryfikacji i jeszcze bardziej poprawiając skuteczność usuwania NH₄⁺-N. Jednakże w obliczu wyzwania, jakim jest niedobór źródła węgla, proces denitryfikacji został ograniczony, a stężenie TN nieznacznie wzrosło w późniejszym etapie. Ogólnie rzecz biorąc, reaktor R1 był nadal lepszy od R2, wykazując większą zdolność usuwania TN, co wskazuje, że po długotrwałej-pracy stabilna struktura biofilmu i synergistyczne środowisko tlenowe-beztlenowe utworzone w R1 zapewniły dobrą przestrzeń i warunki dla jednoczesnego procesu nitryfikacji i denitryfikacji (SND). Zhang Kefang i in. zastosował proces SBR do oczyszczania ścieków o niskim stosunku C/N, uzyskując utlenianie, nitryfikację i denitryfikację materii organicznej w jednym reaktorze, przy współczynniku usuwania TN przekraczającym 80%. Wyniki te skutecznie pokazują, że jednoetapowa-biologiczna denitryfikacja jest całkowicie wykonalna.

2.3 Wydajność usuwania TP

W oczyszczaniu ścieków usuwanie fosforu opiera się głównie na określonych mikroorganizmach, takich jak organizmy-akumulujące fosfor (PAO), które absorbują rozpuszczalny fosfor w warunkach tlenowych i uwalniają fosfor w warunkach beztlenowych.Rysunek 4pokazuje wydajność usuwania TP w reaktorach. TP usunięto podczas etapu napowietrzania tlenowego. Stężenie TP w Etapach I, II i III pozostało niezmienione, przy średnim stężeniu na dopływie wynoszącym 5,01 mg/l. W etapie IV średnie stężenie TP na wlocie wynosiło 10,30 mg/l. Średnie stężenia ścieków dla R1 na każdym etapie wynosiły odpowiednio 0,27 mg/l, 0,16 mg/l, 0,13 mg/l i 1,92 mg/l, przy średnich szybkościach usuwania odpowiednio 94,73%, 96,78%, 97,54% i 81,35%. Średnie stężenia ścieków dla R2 wynosiły odpowiednio 0,39 mg/l, 0,35 mg/l, 0,33 mg/l i 0,33 mg/l, przy średnich szybkościach usuwania odpowiednio 92,19%, 93,01%, 93,61% i 68,79%. W porównaniu do R2, średni współczynnik usuwania TP dla R1 wzrósł odpowiednio o 2,75%, 4,05%, 4,20% i 18,26% na każdym etapie.

W systemie R1 nośnik zapewnia powierzchnię do przylegania drobnoustrojów, promując wzrost i metabolizm PAO, pomagając w tworzeniu stabilnego biofilmu, zwiększając aktywność społeczności drobnoustrojów, poprawiając w ten sposób zdolność usuwania fosforu w reaktorze i zwiększając efektywność biologicznego procesu usuwania fosforu. Na etapie II, zmieniając stężenie NH₄⁺-N w celu promowania nitryfikacji, wzrosło zużycie tlenu przez system. Dlatego w 49. dniu zwiększono napowietrzanie, aby przyspieszyć usuwanie fosforu. Na etapie III redukcja ChZT doprowadziła do niedoboru źródła węgla, co nie tylko utrudniało proces denitryfikacji, ale także wpływało na aktywność metaboliczną PAO. W etapie IV system się zawalił, ponieważ stosunek C/N w reaktorze spadł z 8 do 5,3. Nasilona konkurencja o źródła węgla zmniejszyła dostępne źródło węgla dla PAO w fazie beztlenowej, prowadząc do zmniejszenia syntezy PHA, co z kolei wpłynęło na hydrolizę polifosforanów i utlenianie PHA w warunkach tlenowych, ostatecznie utrudniając wzrost PAO i zdolność wchłaniania fosforu, a w rezultacie zmniejszoną skuteczność usuwania fosforu. Jednakże zawartość fosforu resztkowego w R1 była w dalszym ciągu niższa niż w R2, co wskazuje, że nadal istniało działanie promujące nośnika.

3 Wniosek

Przeprowadzono eksperyment porównawczy pomiędzy skonstruowanym systemem S-MBBR a systemem SBR w celu systematycznej oceny ich wydajności usuwania azotu i fosforu w warunkach niskiego stosunku C/N w ściekach. Wyniki pokazały, że system S-MBBR przewyższa konwencjonalny system SBR w usuwaniu ChZT, NH₄⁺-N, TN i TP. Zwłaszcza w warunkach niedoboru źródła węgla-maksymalny wzrost współczynników usuwania TN i NH₄⁺-N osiągnął odpowiednio 14,35% i 8,19%. Ponadto system S-MBBR wykazywał dużą odporność na wstrząsy obciążenia i stabilność ścieków na różnych etapach operacyjnych. Wprowadzenie zawieszonych nośników skutecznie zoptymalizowało strukturę mikrośrodowiska systemu, sprzyjało występowaniu jednoczesnej nitryfikacji i denitryfikacji (SND), zwiększało różnorodność drobnoustrojów i aktywność metaboliczną oraz poprawiało ogólną zdolność oczyszczania systemu. Wyniki badań wskazują, że technologia S-MBBR ma dobre perspektywy zastosowania w oczyszczaniu ścieków o niskim współczynniku C/N i może zapewnić wsparcie techniczne w zakresie optymalizacji i modernizacji istniejących procesów oczyszczania ścieków.