Badanie wydajności usuwania azotu przez MBBR w przypadku modernizacji quasi-IV oczyszczalni ścieków w południowo-zachodnich Chinach zimą

Badanie wydajności usuwania azotu przez MBBR w przypadku modernizacji quasi-IV oczyszczalni ścieków w południowo-zachodnich Chinach zimą

Południowo-zachodni region Chin jest rozległy i charakteryzuje się znacznymi różnicami w warunkach klimatycznych i geologicznych. Szerokie źródła jakości ścieków prowadzą do dużych wahań jakości wody. Chociaż region ten położony jest na południu, ze względu na ogólną dużą wysokość nad poziomem morza i ukształtowanie terenu, temperatura ścieków może spaść poniżej 10 stopni w okresie mroźnej zimy. W połączeniu ze złożonym ukształtowaniem terenu regionu, z przeplatającymi się górami i głębokimi dolinami, wzgórzami i równinami oraz dużymi różnicami temperatur między dniem i nocą, oczywiste są również dobowe wahania temperatury ścieków. Złożona charakterystyka dopływów i zbyt niska temperatura wody w okresie zimowym nakładają wyższe wymagania na projektowanie i eksploatację oczyszczalni ścieków w tym regionie. W kontekście modernizacji i rekonstrukcji przydomowych oczyszczalni ścieków jeszcze ważniejszy jest wybór odpowiedniego procesu oczyszczania do modernizacji w południowo-zachodnich oczyszczalniach, aby zapewnić stabilną zgodność w-sezonie niskich temperatur.

Proces reaktora biofilmowego z ruchomym złożem (MBBR) poprzez dodanie zawieszonych nośników w ustalonym obszarze poprawia wzbogacanie bakterii funkcjonalnych i zwiększa odporność na-niskie temperatury. Jest szeroko stosowany w projektach modernizacji oczyszczalni ścieków. Obecnie skala zastosowania procesu MBBR w Chinach przekroczyła 2,5×10⁷ m³·d⁻¹, a MBBR został uwzględniony jako „powszechnie stosowany, bezpieczny i niezawodny proces” w nowo zmienionej „Standardie projektowania drenażu zewnętrznego” (GB 50014-2021). Powszechne zastosowanie tego procesu przyczyniło się także do szybkiego-badań uzupełniających. Główne punkty badawcze dotyczące procesu MBBR skupiają się głównie na analizie projektu procesu, badaniach mechanizmów laboratoryjnych i śledzeniu efektów inżynieryjnych. Istotne wnioski obejmują głównie MBBR zwiększający wydajność biochemiczną, biofilm poprawiający odporność na uderzenia i zwiększający odporność na-temperatury, MBBR zwiększający wzbogacanie bakterii funkcjonalnych oraz biofilm SND poprawiający usuwanie azotu. Na przykład Huang Qing i in. odkryli, że po uszlachetnieniu procesem MBBR odporność oczyszczalni ścieków na uderzenia uległa znacznej poprawie, a ścieki nadal mogły stabilnie spełniać normy nawet przy długotrwałym przekroczeniu BZT i TN na dopływie. Liu Qiang i in. odkryli, że proces MBBR znacznie zwiększył wydajność oczyszczalni w niskich temperaturach, a ścieki mogą stabilnie spełniać standardy projektowe w niskich temperaturach 9–11 stopni. Luan Zhixiang i in. odkryli, że po modernizacji północnej oczyszczalni ścieków za pomocą procesu MBBR, tlenowa strefa MBBR może usunąć 20,12% TN przez SND zawieszonych nośników. Han Wenjie i in. porównało pięć komunalnych oczyszczalni ścieków z hybrydowymi procesami MBBR w regionie delty rzeki Jangcy w niskich temperaturach zimowych i odkryło, że dodatek zawieszonych nośników znacząco zwiększył biomasę bakterii nitryfikacyjnych w systemie, przy czym zawieszone nośniki wzbogaciły 86.12–95,36% bakterii nitryfikacyjnych. Jednakże istniejące badania nadal mają pewne ograniczenia. Na przykład w dużej liczbie badań oddzielono projekt MBBR od wydajności operacyjnej, brakuje w nich porównawczej weryfikacji projektu i wydajności tego samego projektu. Jeśli chodzi o odporność MBBR na uderzenia, dostępne są jedynie wnioski „jakościowe, ale nie ilościowe”, bez ilościowego wnioskowania o maksymalnym obciążeniu tolerowanym. Jeśli chodzi o zjawisko SND, jest ono jedynie „mierzalne, ale nie kontrolowalne”, brakuje mu bezpośredniej weryfikacji źródła usuwania azotu poprzez zaprojektowane makroeksperymenty ani sugestii racjonalnego działania z punktu widzenia kontroli inżynieryjnej.

W oparciu o ograniczenia istniejących badań, w niniejszym badaniu za przykład przyjęto modernizację oczyszczalni ścieków CASS w południowo-zachodnich Chinach, aby wyjaśnić zasady projektowania i logikę procesu MBBR. W połączeniu z rzeczywistą pracą systemu w najbardziej niesprzyjających warunkach zimowych przeanalizowano racjonalność projektu MBBR. Potencjał uzdatniania systemu został przeanalizowany ilościowo na podstawie zmian jakości wody w zbiorniku biologicznym i badań laboratoryjnych wysokiego-podłoża. Laboratorium denitryfikacji z wykorzystaniem biofilmu tlenowego miało na celu bezpośrednią weryfikację źródła zjawiska SND w hybrydowym systemie MBBR. Zbadano wpływ inżynieryjnych parametrów eksploatacyjnych na efekt SND systemu MBBR i w połączeniu z dopasowaniem danych zaproponowano sugestie działań optymalizacyjnych dla SND. Różnice w rozmieszczeniu społeczności drobnoustrojów pomiędzy osadem a biofilmem analizowano z punktu widzenia składu bakteryjnego, a mikroskopijne czynniki wpływające na SND analizowano na podstawie rodzaju i względnej liczebności tlenowych bakterii denitryfikacyjnych. Mamy nadzieję, że badania te mogą stanowić odniesienie do projektowania procesów MBBR w innych podobnych oczyszczalniach ścieków, dostarczać podstawowych danych dotyczących stabilnej pracy oczyszczalni MBBR oraz dostarczać sugestii operacyjnych dla wydajnego działania SND w systemach MBBR.

1 Materiały i metody

1.1 Przegląd projektu

Oczyszczalnia ścieków w południowo-zachodnich Chinach, o projektowej przepustowości 1×10⁵ m³·d⁻¹, ścieki musiały spełniać normę klasy A określoną w „Standardach usuwania zanieczyszczeń dla komunalnych oczyszczalni ścieków” (GB 18918-2002). Ze względu na ograniczenia w zakresie użytkowania gruntów na początku budowy przyjęto proces CASS bez tradycyjnych osadników wtórnych. Jednakże podczas eksploatacji wystąpiły problemy, takie jak niewystarczająca nitryfikacja przy niskich temperaturach zimowych, słaba osadzalność osadu i zmniejszona wydajność oczyszczania. W 2019 roku zakład został zmodernizowany do standardów quasi-klasy IV. Modernizacja musiała uwzględniać zarówno wzrost stężenia azotu na dopływie, jak i poprawę standardów ścieków. Projektową jakość dopływów i ścieków przed i po rekonstrukcji pokazano wTabela 1. Na podstawie tego, że dopływające ładunki NH₃-N i TN wzrosły odpowiednio o 66,67% i 62,16%, należy podnieść klasę A z GB 18918-2002 do klasy IV „Standardów jakości środowiska dla wód powierzchniowych” (GB 3838-2002), co odpowiada zwiększeniu ładunków nitryfikacji i denitryfikacji odpowiednio o 127,27% i 94%. W projekcie tym przyjęto proces Bardenpho-MBBR, przekształcając oryginalny zbiornik CASS w zbiornik biologiczny i osadnik.

Po rekonstrukcji, w usuwaniu azotu, główną rolę nadal odgrywał osad czynny. Czas retencji denitryfikacji oryginalnego zbiornika CASS wydłużono z 3,78 h do 6,35 h, a objętościowy ładunek denitryfikacji osadu czynnego wzrósł z 0,140 do 0,189 kg·(m³·d)⁻¹. Aby usprawnić denitryfikację osadu czynnego, utworzono strefy przed-beztlenową i po-beztlenową z czasami retencji odpowiednio 4,23 godz. i 2,12 godz. W strefie-beztlenowej zastosowano dodatek zewnętrznego źródła węgla w celu usprawnienia denitryfikacji i rozwiązania problemu niewystarczającego źródła węgla w wodzie surowej. W przypadku nitryfikacji czas retencji w oryginalnym zbiorniku CASS został skrócony z 7,55 h do 4,23 h, podczas gdy ładunek nitryfikacji musiał zostać znacznie zwiększony z 0,079 do 0,275 kg·(m³·d)⁻¹. Aby wzmocnić efekt nitryfikacji, do strefy tlenowej dodano zawieszone nośniki, tworząc tlenową strefę MBBR. Zastosowano nośniki typu SPR-III o średnicy (25±0,5) mm i grubości (10±1) mm. Po przyłączeniu biofilmu gęstość była zbliżona do wody, a efektywna powierzchnia właściwa była większa niż 800 m²·m⁻³, co spełniało normę branżową „Zawieszony nośnik z polietylenu o wysokiej{{26}gęstości do uzdatniania wody” (CJ/T461-2014). Po przyczepieniu biofilm na zawieszonych nośnikach stał się ciemnoszary (Rysunek 1). W strefie MBBR zastosowano wyłącznie napowietrzanie perforowane, aby zapewnić ścinanie hydrauliczne, kontrolując grubość biofilmu na poziomie (208,82 ± 37,57) μm, zapewniając dobre warunki przenoszenia masy i tlenu.

1.2 Oznaczanie usuwania azotu w zbiorniku biologicznym

Aby zrozumieć drogę usuwania azotu w każdej strefie funkcjonalnej zbiornika biologicznego w warunkach niskich temperatur zimowych po rekonstrukcji, jakość wody wzdłuż zbiornika biologicznego monitorowano codziennie od 15 grudnia 2020 r. do 22 grudnia 2020 r. W tym okresie temperatura wody w zbiorniku biologicznym wynosiła 9,5–10,2 stopnia. Próbki obejmowały dopływ zbiornika biologicznego, odpływ ze strefy beztlenowej, odpływ ze strefy beztlenowej, odpływ ze strefy MBBR, odpływ ze strefy po-beztlenowej, odciek ze strefy po-tlenowej i odpływ ze zbiornika sedymentacyjnego. Próbki pobierano co 2–3 godziny. Po pobraniu próbki niezwłocznie poddano obróbce wstępnej. Po sedymentacji zebrano supernatant i zmieszano trzy próbki w równych ilościach, aby oznaczyć NH₃-N, NO₃-N, TN i ChZT, weryfikując ścieżkę usuwania zanieczyszczeń oraz obciążenie nitryfikacyjne/denitryfikacyjne każdej strefy funkcjonalnej.

1.3 Określenie potencjału nitryfikacji systemu MBBR i współczynnika udziału nośników podwieszonych

W celu weryfikacji maksymalnego obciążenia tolerancji istniejącego systemu MBBR w dniach 27 i 28 lutego 2021 r. przeprowadzono laboratoryjne badanie nitryfikacji. Codziennie pobierano nośniki zawieszone i osad czynny ze strefy tlenowej zakładu w celu symulacji odporności udarowej systemu MBBR przy wzroście obciążenia napływającego w okresie zimowym. Test laboratoryjny symulował rzeczywisty wpływ strefy MBBR wzdłuż ścieżki przepływu. Zastosowano supernatant wycieku ze strefy beztlenowej po sedymentacji, a NH₃-N i zasadowość uzupełniono dodając chlorek amonu i wodorowęglan sodu jako dopływ do testu. Urządzenie do badania nitryfikacji pokazano naRysunek 2. Utworzono kolejno systemy: czysty-biofilm, czysty-szlam i systemy hybrydowe. Stężenie osadu i stopień napełnienia nośnikiem były zgodne z rzeczywistymi warunkami panującymi w zbiorniku biologicznym. Aby w pełni wykorzystać potencjał nitryfikacji systemu MBBR i usprawnić transfer masy i tlenu, stężenie dopływającego NH₃-N zwiększono z około 10 mg·L⁻¹ wzdłuż ścieżki przepływu do około 25 mg·L⁻¹, a DO zwiększono z 2–4 mg·L⁻¹ wzdłuż ścieżki przepływu do około 6–7 mg·L⁻¹. Podczas testu temperatura wody wynosiła 9,7–10,4 stopnia. Do utrzymania natlenienia układu i fluidyzacji nośnika wykorzystano pompy napowietrzające i generatory fal. Próbki pobierano co 30 minut i poddawano obróbce wstępnej w celu określenia zmiany stężenia azotu amonowego. Według przedstawionych metod sposób obliczania obciążenia biofilmu w hybrydowym systemie MBBR przedstawiono w równaniach (1) i (2).

Gdzie: N₂ to objętościowy ładunek biofilmu podczas nitryfikacji w układzie hybrydowym, kg·(m³·d)⁻¹; N₁ to całkowite obciążenie objętościowe nitryfikacji układu hybrydowego MBBR, kg·(m³·d)⁻¹; N₃ to objętościowy ładunek osadu czynnego podczas nitryfikacji, kg·(m3·d)⁻¹; η to stopień udziału zawieszonych nośników w nitryfikacji, w %.

1.4 Analiza kontroli weryfikacyjnej i optymalizacyjnej SND w systemie MBBR

Dla jednoczesnego zjawiska nitryfikacji i denitryfikacji (SND) w systemie MBBR, w celu bezpośredniej weryfikacji źródła efektu SND, w dniu 28 lutego 2021 roku przeprowadzono laboratoryjne badanie denitryfikacji z wykorzystaniem czystego biofilmu MBBR. Ze strefy tlenowej pobrano nośniki zawieszone. Stopień napełnienia nośnika był zgodny z rzeczywistymi warunkami panującymi w zbiorniku biologicznym. Dopływ do badania przygotowano dodając azotan potasu do wody surowej dopływającej z zakładu. Próbki pobierano co 20 minut i poddawano obróbce wstępnej w celu określenia stężenia azotu azotanowego.

Od 1 grudnia 2020 r. do 28 lutego 2021 r. przez całą zimę codziennie monitorowano jakość wody i parametry eksploatacyjne strefy MBBR po przebudowie. Próbki obejmowały ścieki ze strefy beztlenowej i ścieki ze strefy MBBR. Próbki pobierano co 2–3 godziny. Po pobraniu próbki niezwłocznie poddano obróbce wstępnej. Po sedymentacji zebrano supernatant i zmieszano trzy próbki w równych ilościach w celu oznaczenia TN, NH₃-N, NO₃-N i ChZT. Jednocześnie mierzono poziom DO w strefie tlenowej MBBR. Zmierzone dane poddano analizie głównych składowych (PCA) w celu sprawdzenia głównych parametrów odpowiedzi wpływających na efekt SND w strefie tlenowej. Optymalne parametry kontrolne określono na podstawie analizy dopasowania, aby zapewnić podstawę do kontroli-zwiększania skali SND.

1.5 Wysoko-wysokoprzepustowe sekwencjonowanie mikroorganizmów w oczyszczalni ścieków

Aby przeanalizować różnice między fazami osadu i biofilmu w systemie MBBR pod względem różnorodności drobnoustrojów, gatunków dominujących i efektywności wzbogacania bakterii funkcjonalnych, a także w celu mikroskopowej weryfikacji źródła SND, 28 lutego 2021 r. pobrano osad czynny i zawieszone nośniki z systemu MBBR za pomocą jednego zestawu równoległych próbek w celu-wysokoprzepustowego sekwencjonowania amplikonów 16S rDNA. W tym czasie system przetrwał całą zimę, a skład społeczności drobnoustrojów mógł lepiej odzwierciedlać rzeczywistą sytuację w warunkach niskiej-temperatury. Konkretne metody-wysokoprzepustowego określania i analizy odnoszą się do wcześniej podanej literatury.

1.6 Konwencjonalne metody oznaczania jakości wody

Wszystkie parametry jakości wody objęte niniejszym badaniem zostały określone metodami standardowymi. ChZT określono za pomocą standardowej metody krajowej; NH₃-N oznaczono metodą spektrofotometryczną z odczynnikiem Nesslera; NO₃-N oznaczono metodą spektrofotometrii w ultrafiolecie; TN oznaczono metodą spektrofotometrii UV-zasadowym trawieniem nadsiarczanem potasu; TP oznaczono metodą spektrofotometryczną molibdenianu amonu; DO i temperaturę wody mierzono za pomocą przenośnego miernika tlenu rozpuszczonego.

2 Wyniki i dyskusja

2.1 Ogólny efekt leczenia w warunkach niskiej-temperatury przed i po rekonstrukcji

Najpierw porównano ogólny efekt oczyszczania systemu w niskich temperaturach zimowych przed i po rekonstrukcji (2018-12-01 do 28.02.2019, 12.12.2020 do 28.02.2021). Przed i po rekonstrukcji zimą temperatura wody utrzymywała się zasadniczo na poziomie 9–13 stopni. Przed rekonstrukcją przepływ zimowy wynosił (9,12±0,58)×10⁴ m³·d⁻¹, a po rekonstrukcji wzrósł do (9,42±0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. Jak pokazano wRysunek 3(a)-(d), po rekonstrukcji, średnie napływające ładunki ChZT i BZT₅ wzrosły odpowiednio o 16,82% i 26,97% w porównaniu do stanu przed rekonstrukcją, ale ilość ścieków spadła odpowiednio do (20,04±2,38) i (4,47±0,84) mg·L⁻¹. Po rekonstrukcji średni ładunek TP na dopływie wzrósł o 23,40% w porównaniu do stanu przed rekonstrukcją, ale TP na wylocie mógł nadal wynosić zaledwie (0,26±0,02) mg·L⁻¹. Po rekonstrukcji ładunek SS na dopływie był nieco niższy niż poprzednio, ale SS na odpływie spadł o ponad 17,51% w porównaniu do stanu poprzedniego, do (3,44±1,17) mg·L⁻¹, maksymalnie do zaledwie 4,75 mg·L⁻¹.

Najważniejszym punktem tego projektu po przebudowie było zwiększenie zdolności usuwania azotu. Po rekonstrukcji średnie ładunki dopływającego NH₃-N i TN wzrosły odpowiednio o 21,56% i 19,79% w porównaniu do stanu przed rekonstrukcją, ale odpływ spadł odpowiednio do (0,94±0,22) i (8,59±0,64) mg·L⁻¹. Maksymalna ilość NH₃-N na odcieku wynosiła tylko 1,33 mg·L⁻¹, a maksymalna TN wynosiła tylko 9,7 mg·L⁻¹. W przypadku usuwania azotu, ponieważ osad czynny po rekonstrukcji nadal odgrywał kluczową rolę, w oparciu o znaczne wydłużenie czasu retencji beztlenowej, rzeczywiste obciążenie objętościowe układu denitryfikacją zimą przed i po rekonstrukcji nie uległo większym zmianom. W przypadku nitryfikacji, po rekonstrukcji, efekt nitryfikacji został wzmocniony poprzez dodanie zawieszonych nośników w celu utworzenia hybrydowego układu MBBR w celu wzmocnienia usuwania NH₃-N. Biorąc pod uwagę znaczne skrócenie czasu retencji tlenowej, rzeczywisty ładunek nitryfikacji zimowej wzrósł po rekonstrukcji z 0,081 do 0,182 kg·(m³·d)⁻¹, co stanowi wzrost o 124,69% w porównaniu do stanu przed rekonstrukcją. Zastosowanie procesu MBBR w tym projekcie pozwoliło na znaczną poprawę wydajności nitryfikacji.

2.2 Analiza wydajności usuwania azotu z systemu, potencjału i roli nośników podwieszonych

Aby dokładniej określić efekt usuwania azotu w każdej strefie funkcjonalnej w części biologicznej po rekonstrukcji, śledzono jakość wody wzdłuż zbiornika biologicznego i analizowano ścieżkę usuwania azotu w każdej strefie funkcjonalnej po rekonstrukcji poprzez średnie parametry jakości wody w każdej sekcji funkcjonalnej. Jak pokazano wRysunek 4w okresie pomiarowym średnie rzeczywiste stężenia TN, NH₃-N i ChZT na dopływie do zbiornika biologicznego wynosiły odpowiednio 43,59, 38,50 i 278,00 mg·L⁻¹, a TN, NH₃-N i ChZT na wylocie spadły do 7,53, 0,51 i 24,46 mg·L⁻¹, odpowiednio. W przypadku usuwania TN współczynnik usuwania TN z systemu obliczony na podstawie stężeń TN na dopływie i wypływie wyniósł 78,95 ± 6,01%, a usuwanie miało miejsce głównie w-strefie przedbeztlenowej, przy ilości usunięcia azotu wynoszącej 27,51 mg·L⁻¹. Ładunek denitryfikacji i udział wkładu wynosiły odpowiednio 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ i 79,16%±2,24%. W połączeniu ze zmianą stężenia ChZT, ChZT/TN zużyty do denitryfikacji w-strefie przedbeztlenowej wyniósł 5,22±0,21. W strefie-beztlenowej do denitryfikacji wykorzystano zewnętrzny octan sodu, przy ilości usuniętego azotu i ładunku wynoszącym odpowiednio 4,35 mg·L⁻¹ i 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. Obliczone ChZT/TN zużyte do denitryfikacji wyniosło 4,66±0,57. Octan sodu, jako drobnocząsteczkowa sól kwasu organicznego, jest łatwo wykorzystywana przez mikroorganizmy i ma wyższą skuteczność denitryfikacji niż złożone źródło węgla organicznego w wodzie surowej. Po rekonstrukcji dopływ wykazywał dobrą biodegradowalność, a wymagania dotyczące denitryfikacji można było w zasadzie spełnić jedynie w strefie przed-beztlenowej, zmniejszając w ten sposób nacisk na denitryfikację po-beztlenową i ilość zewnętrznego źródła węgla. W przypadku usuwania NH₃-N, DO w strefie MBBR podczas rzeczywistej pracy wynosił 2–4 mg·L⁻¹, a stopień usuwania NH₃-N z systemu obliczony na podstawie stężeń NH₃-N na dopływie i na wylocie wynosił 98,67%±3,14%.

W rzeczywistym działaniu oczyszczalni ścieków często dochodzi do szoków jakościowych wpływających do ścieków z powodu czynników naturalnych, takich jak opady deszczu i topnienie śniegu, czynników przemysłowych, takich jak zwiększone przedsiębiorstwa przemysłowe lub tymczasowe nieprawidłowości w działalności gospodarczej, oraz czynników społecznych, takich jak święta i imprezy specjalne. Poprawa udarności układu oczyszczania biologicznego stała się kluczem do bezpiecznej i stabilnej pracy oczyszczalni. Aby zweryfikować maksymalne obciążenie systemu, przeprowadzono laboratoryjny test nitryfikacji w warunkach wysokiego substratu i wysokiego DO. Jednocześnie, aby zweryfikować rzeczywistą rolę nośników zawieszonych w hybrydowym systemie MBBR, dwukrotnie założono trzy grupy eksperymentów (hybrydowy, czysty-biofilm i czysty-osad). Zmiany NH₃-N w każdym układzie podczas testu pokazano wRysunek 5. Przy dopływie NH₃-N na poziomie 25 mg·L⁻¹, hybrydowy i czysty-system biofilmu zredukował NH₃-N do poniżej 1,5 mg·L⁻¹ odpowiednio w 2,5 i 3,0 h, podczas gdy system z czystym-szlamem charakteryzował się znacznie wolniejszym spadkiem NH₃-N przez cały okres badania. Obliczone średnie ładunki objętościowe nitryfikacji czystego-osadu, czystego-biofilmu i systemów hybrydowych wyniosły odpowiednio 0,072, 0,215 i 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. Zgodnie z równaniem (1) w obecności osadu czynnego obciążenie objętościowe zawieszonych nośników w układzie MBBR wyniosło 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, co nie różniło się istotnie od zmierzonego ładunku grupy czystego-biofilmu. W porównaniu z innymi zakładami stosującymi hybrydowy proces MBBR, przy podobnych stopniach wypełnienia nośnikami, maksymalny ładunek nitryfikacji zawieszonych nośników w tym projekcie również był na stosunkowo wysokim poziomie, co może być związane z dalszym usprawnieniem przenoszenia masy zawieszonych nośników i zwiększoną aktywnością bakterii funkcjonalnych w warunkach dużego obciążenia napływającego. Dodatkowo, przy kombinacji osadu czynnego, maksymalne obciążenie objętościowe nitryfikacji w warunkach wysokiego podłoża i wysokiego DO osiągnęło 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, spełniając i przekraczając obciążenie projektowe (0,275 kg·(m³·d)⁻¹), spełniając oczekiwania projektowe.

Aby ilościowo przeanalizować maksymalne obciążenie układu biologicznego w tym projekcie, w oparciu o obciążenie objętościowe układu hybrydowego zmierzone w teście laboratoryjnym, w połączeniu z danymi dotyczącymi jakości wody dopływającej wzdłuż ścieżki przepływu, system może wytrzymać maksymalną wydajność oczyszczania wynoszącą 1,23×10⁵ m³·d⁻¹ (obliczoną przy założeniu dodatniej liniowej zależności pomiędzy obciążeniem nitryfikacji systemu a czasem retencji hydraulicznej), zapewniając jednocześnie stabilną zgodność ścieków z NH₃-N. Stanowi to wzrost o 30,57% w porównaniu z faktyczną wydajnością tego projektu w zakresie oczyszczania zimowego, przy dalszym skróceniu czasu retencji hydraulicznej systemu do 3,43 godziny. Podobnie, biorąc pod uwagę rzeczywistą zdolność oczyszczania po rekonstrukcji, tolerowane stężenie NH₃-N na dopływie do zbiornika biologicznego wyniosło aż 55 mg·L⁻¹, co stanowi wzrost o 56,96% w porównaniu ze średnim rzeczywistym dopływem NH₃-N w okresie zimowym w ramach tego projektu.

Jeśli chodzi o rolę zawieszonych nośników w hybrydowym systemie MBBR tego projektu, zgodnie z równaniem (2), udział nitryfikacji biofilmu zawieszonego nośnika w tym projekcie wyniósł 74,83%. Można zauważyć, że w warunkach niskiej-temperatury zawieszone nośniki stały się dominującym czynnikiem nitryfikacji w hybrydowym systemie MBBR. W połączeniu z doniesieniami literaturowymi analizuje się, że w niskich temperaturach zimowych system osadu czynnego, ograniczony luźną strukturą i dużą powierzchnią właściwą, charakteryzuje się dobrą wydajnością rozpraszania ciepła i słabą izolacją termiczną dla mikroorganizmów wewnętrznych, co prowadzi do zmniejszonej wydajności nitryfikacji. Natomiast biofilm na zawieszonych nośnikach, dzięki swojej gęstej strukturze i wysokiej ochronie EPS, zapewnia dobrą izolację termiczną wewnętrznej warstwy biofilmu, zapewniając w ten sposób dobrą wydajność nitryfikacji w warunkach-niskich temperatur. Ponadto wyniki pomiarów-wzdłużnego przepływu w ramach tego projektu wykazały znaczące zjawisko usuwania TN w strefie MBBR. W połączeniu ze zmianą stężenia NH₃-N wzdłuż strefy tlenowej i współczynnikiem recyrkulacji obliczone usunięcie TN wyniosło (3,42±0,11) mg·L⁻¹, przy współczynniku udziału 9,83%±0,67%, co wskazuje na istnienie efektu SND w systemie.

2.3 Weryfikacja efektu SND i analiza czynników wpływających

Obecnie większość oczyszczalni ścieków stosujących proces MBBR obserwuje usuwanie azotu w strefie tlenowej, usuwając na ogół 3–8 mg·L⁻¹ TN. Przyczynę tego zjawiska przypisuje się głównie efektowi SND biofilmu. Oznacza to, że gdy zdolność penetracji rozpuszczonego tlenu słabnie, w wewnętrznej warstwie biofilmu tworzy się warstwa beztlenowa/niedotleniona, zapewniająca warunki do wzbogacania bakterii denitryfikacyjnych, kładąc w ten sposób podwaliny pod usuwanie azotu SND.

Aby dodatkowo potwierdzić źródło tlenowej SND, przeprowadzono laboratoryjny test denitryfikacji z wykorzystaniem biofilmu tlenowego, jak pokazano wRysunek 6. Przez cały okres badania spadek NO₃-N był stosunkowo łagodny i równomierny, a system usunął 3,72 mg·L⁻¹ azotu azotanowego w ciągu 120 minut. Średnie zużycie C/N przez system wyniosło 3,43±0,05. Teoretycznie C/N wymagany do denitryfikacji wynosi 2,86. Biorąc pod uwagę zużycie przez asymilację biologiczną i DO w wodzie surowej, wymagana C/N na ogół osiąga powyżej 4. Jednakże C/N wymagana do usunięcia azotu przez zawieszone nośniki w tym projekcie była niższa niż ta zużywana przez ogólną denitryfikację mikrobiologiczną. Spekuluje się, że gdy zawieszone nośniki w strefie MBBR usuwają azot SND, wykorzystują głównie wewnętrzne źródła węgla powstałe w wyniku starzenia i lizy biofilmu jako donory elektronów, więc stopień wykorzystania materii organicznej (zewnętrzne źródło węgla) w wodzie surowej jest ogólnie niski. Wykorzystanie starzonego biofilmu jako wewnętrznego źródła węgla do denitryfikacji sugeruje również, że proces MBBR może powodować mniejszą produkcję osadu. Wykorzystując cały okres badania jako węzeł, obliczone obciążenie objętościowe denitryfikacji biofilmu tlenowego wyniosło (0,045±0,003) kg·(m³·d)⁻¹. Biofilm na nośnikach zawieszonych dodany w strefie tlenowej miał działanie denitryfikacyjne, co stanowi dowód na występowanie w biofilmie jednoczesnej nitryfikacji i denitryfikacji.

SND, jako korzystny efekt po zastosowaniu procesu MBBR do modernizacji w tym projekcie, jeszcze bardziej poprawiła szybkość usuwania TN z systemu i w pewnym stopniu zmniejszyła zależność denitryfikacji od zewnętrznych źródeł węgla. Aby jeszcze bardziej wzmocnić tlenowy efekt SND, z punktu widzenia zoptymalizowanego działania, zbadano wpływ jakości wody dopływającej i wypływającej oraz parametrów kontrolnych na efekt SND strefy MBBR. Poprzez długoterminowe-śledzenie parametrów kontrolnych, takich jak dopływający azot azotanowy (NO₃-Ninf), wypływający azot azotanowy (NO₃-Neff), dopływająca materia organiczna (CODinf), wypływająca materia organiczna (CODeff), dopływający azot amonowy (NH₃-Ninf), wypływający azot amonowy (NH₃-Neff), całkowite usunięcie azotu (ΔTN) i DO w strefie MBBR przez całą zimę, do zbadania korelacji między tymi parametrami wykorzystano analizę głównych składowych (PCA). Wyniki są pokazane wRysunek 7. ΔTN w strefie tlenowej wykazywała stosunkowo istotną ujemną korelację z DO, natomiast korelacja z CODinf, CODeff i NO₃-Ninf nie była oczywista. Zbyt wysoki DO prowadzi do dokładniejszego transferu masy w biofilmie, utrudniając wytworzenie się wewnątrz strefy beztlenowej, co jest niekorzystne dla procesu denitryfikacji i hamuje efekt SND. Dodatkowo CODinf i NO₃-Ninf w strefie MBBR nie miały istotnego wpływu na efekt SND zawieszonych nośników. Z jednej strony potwierdza to ponownie, że w procesie SND biofilmu wykorzystuje się głównie wewnętrzne źródła węgla, a nie zewnętrzne źródła węgla. Z drugiej strony wskazuje to również, że NO₃-N usuwany przez SND w strefie MBBR nie pochodzi z dopływającego NO₃-N, ale głównie z NO₃-N powstającego w wyniku nitryfikacji w zbiorniku tlenowym. NO₃-Neff jest ujemnie skorelowany z ΔTN w strefie tlenowej. W wyniku połączonego działania nitryfikacji i SND w strefie tlenowej, z jednej strony, wyższy DO prowadzi do lepszej nitryfikacji i wyższej emisji NO₃-Neff; z drugiej strony wyższy DO prowadzi do gorszego SND i bardziej zahamowanego usuwania azotu, co dalej prowadzi do wyższej emisji NO₃-Neff.

Aby osiągnąć „mierzalny i kontrolowany” SND i zapewnić wytyczne dotyczące sterowania pracą instalacji, jako zmienną niezależną wybrano DO, który można sterować ręcznie, a ΔTN wykorzystano jako zmienną zależną do analizy regresji liniowej. Wyniki są pokazane wRysunek 8(A). Gdy rzeczywiste DO w strefie MBBR rośliny wynosiło 2,06–3,67 mg·L⁻¹, występował efekt SND z usuwaniem azotu na poziomie 2,36–4,10 mg·L⁻¹, a ΔTN i DO zasadniczo spełniały ΔTN=6.0040 – 0,9579 DO (R²=0.9734). Ponadto, korzystając z dopasowanej krzywej, obliczono, że teoretycznie, gdy DO jest kontrolowany poniżej 6,27 mg·L⁻¹, strefa MBBR może wywierać efekt usuwania azotu przez SND. Jest to zgodne z wnioskiem Wang Xuejiang i in. w badaniu wpływu DO na efekt SND systemu MBBR, gdzie odkryli, że stopień usuwania TN może nadal przekraczać 30%, gdy DO wynosi aż 6,0 mg·L⁻¹. Należy jednak zaznaczyć, że wartość ta jest wartością teoretyczną uzyskaną poprzez dopasowanie, a rzeczywisty efekt zastosowania wymaga dalszych badań w późniejszej eksploatacji. Ponadto należy wziąć pod uwagę, że regulacja DO wpływa jednocześnie na efekt nitryfikacji układu, wpływając w ten sposób na skuteczność usuwania NH₃-N. Dlatego też wyniki analizy regresji liniowej z wykorzystaniem DO jako zmiennej niezależnej i ΔNH₃-N jako zmiennej zależnej pokazano na rysunku 8(b). Zgodnie ze średnim dopływem NH₃-N do strefy MBBR zimą (10,47 mg·L⁻¹) i projektową normą ścieków (1,50 mg·L⁻¹), oblicza się, że ΔNH₃-N należy kontrolować na poziomie nie mniejszym niż 8,97 mg·L⁻¹. W połączeniu z wynikami regresji liniowej, DO powinno być kontrolowane powyżej 2,47 mg·L⁻¹. Podsumowując, gdy DO w tym projekcie wynosiło 2,06–3,67 mg·L⁻¹, występował efekt SND. Jednakże w oparciu o zasadę spełniania norm dotyczących azotu amonowego w ściekach przy jednoczesnym zmniejszeniu zużycia energii na napowietrzanie, DO można kontrolować w okolicach 2,47 mg·L⁻¹, gdzie efekt SND systemu jest optymalny, usuwając 3,64 mg·L⁻¹ TN.

Aby zweryfikować wpływ parametrów pracy na efekt SND biofilmu i uzyskać ogólny wzór, porównano efekty SND sześciu oczyszczalni ścieków stosujących proces MBBR w różnych warunkach pracy. Wyniki są pokazane wTabela 2. Po pierwsze, DO w strefie tlenowej każdej rośliny kontrolowano najczęściej na poziomie 2–3 mg·L⁻¹, a stężenie osadu wynosiło 3,0–4,0 g·L⁻¹. W tych warunkach można uzyskać stosunkowo oczywisty efekt SND. Zgodnie z wynikami dopasowania ΔTN i DO w tym projekcie, gdy DO kontrolowano poniżej 6,27 mg·L⁻¹, mógł wystąpić efekt SND. Projekt ten, charakteryzujący się stosunkowo grubszym biofilmem zimą, charakteryzował się większą tolerancją na DO. Po drugie, zakład B o najniższym stężeniu osadu miał najlepszy efekt SND. Rośliny A, D i E, o wyższym współczynniku wypełnienia nośnikiem, wykazywały bardziej oczywiste efekty SND, co wskazuje, że w hybrydowym systemie MBBR zjawisko SND pochodzi głównie z biofilmu.

Podsumowując, oprócz wzmocnienia efektu SND poprzez kontrolę DO, w ramach tego projektu można również podjąć próbę stopniowej redukcji osadu systemowego do około 3,0 g·L⁻¹, zapewniając lepsze warunki do uprawy grubości biofilmu i tworzenia warstwy beztlenowej poprzez niskie stężenie osadu, zapewniając w ten sposób warunki dla dalszej wydajności SND.

2.4 Analiza azotu-Usuwanie składu społeczności bakteryjnej

Jeśli chodzi o różnice w bogactwie gatunków i różnorodności pomiędzy fazami osadu i biofilmu, w oparciu o niewielką różnicę w wynikach dwóch przebiegów sekwencjonowania amplikonu, do analizy wybrano jeden zestaw danych. Jak pokazano wRysunek 9, wskaźniki Chao, Ace i Simpsona charakteryzują bogactwo i jednorodność dystrybucji społeczności drobnoustrojów, podczas gdy indeks Shannona reprezentuje różnorodność społeczności drobnoustrojów. Wyższe wskaźniki Chao i Ace wskazują na większe bogactwo OTU, niższy wskaźnik Simpsona wskazuje na lepszą jednorodność rozmieszczenia gatunków, a wyższy wskaźnik Shannona wskazuje na większą różnorodność społeczności. Wyniki wykazały, że zarówno bogactwo gatunkowe, jak i różnorodność były znacznie wyższe w biofilmie niż w osadzie czynnym, a rozmieszczenie gatunków w biofilmie było również bardziej równomierne niż w osadzie czynnym. Całkowita liczba OTU w biofilmie i osadzie czynnym wyniosła odpowiednio 1652 i 1372, przy 770 wspólnych OTU, co stanowi 46,6% i 56,1% całkowitej liczby OTU odpowiednio w biofilmie i osadzie czynnym. Biofilm zawierał 882 unikalne OTU, co stanowiło prawie 40% wszystkich OTU. Można zauważyć, że biofilm wzbogacił część mikroorganizmów, których w pierwotnym osadzie czynnym nie było. Dodatek zawieszonych nośników znacznie zwiększył bogactwo i różnorodność społeczności drobnoustrojów w systemie, a bardziej złożony skład społeczności drobnoustrojów położył również podwaliny pod odporność systemu MBBR na uderzenia.

Aby lepiej zrozumieć różnice w gatunkach dominujących i składzie funkcjonalnym bakterii pomiędzy biofilmem a osadem czynnym oraz aby zapewnić mikroskopijne wsparcie dla zjawiska SND w biofilmie, przeanalizowano skład drobnoustrojów na poziomie rodzaju. Jak pokazano wRysunek 10, dominującymi gatunkami w systemie biologicznym tego projektu były norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium i SWB02. Wśród nich norank_f_Caldilineaceae i norank_f_JG30-KF-CM45 można wzbogacić zarówno w biofilm, jak i osad czynny, przy względnej zawartości biofilmu i osadu czynnego odpowiednio 3,05, 5,69% i 7,06, 3,08%. norank_f_Caldilineaceae to głównie bakterie nitkowate, a niektóre rodzaje mają zdolność denitryfikacji. Zostały one wzbogacone w biofilm, ponieważ biofilm może wydzielać więcej EPS w celu ich proliferacji. Z drugiej strony można je również wzbogacić w osad czynny jako PAO, ułatwiając usuwanie fosforu. norank_f_JG30-KF-CM45 może uczestniczyć w procesach przemiany węgla i azotu, usprawniając usuwanie materii organicznej i azotu.

Według doniesień literaturowych stwierdzono, że w procesie MBBR można skutecznie wzbogacić bakterie nitryfikacyjne, takie jak Nitrospirota, Nitrosomonas i Nitrolancea, w niskich temperaturach. Głównym rodzajem nitryfikacyjnym w tym projekcie była Nitrospira, która posiada pełną zdolność nitryfikacji. Jego względna zawartość w biofilmie i osadzie czynnym wynosiła odpowiednio 4,73% i 0,39%. Według doniesień literaturowych względna liczebność bakterii nitryfikacyjnych w innych zakładach stosujących systemy osadu czynnego w niskich temperaturach zimowych wynosi przeważnie poniżej 1%. Po hybrydowej rekonstrukcji MBBR w tym projekcie względna liczebność bakterii nitryfikacyjnych w osadzie czynnym była stosunkowo niska, co dostarczyło dowodów na redystrybucję bakterii nitryfikacyjnych w systemie MBBR w warunkach-niskiej temperatury, jak wspomniano wcześniej. Względna zawartość Nitrospira w biofilmie w ramach tego projektu była ponad 10 razy większa niż w osadzie czynnym i obliczono, że ponad 92% bakterii nitryfikacyjnych w systemie zostało wzbogaconych w biofilm. Jest to zaleta procesu MBBR w warunkach niskiej-temperatury, zapewniająca stabilną pracę systemu.

Jeśli chodzi o zjawisko SND w biofilmie, zawieszone nośniki wykazywały również większą zdolność wzbogacania w przypadku niektórych bakterii denitryfikacyjnych niż osad czynny. Badania wykazały, że zarówno SWB02, jak i Pedomicrobium mogą uczestniczyć w procesie denitryfikacji, a SWB02 może wydzielać C6-HSL, który ma dobre działanie hamujące pęcznienie osadu. Względne ilości SWB02 i Pedomicrobium w biofilmie wyniosły odpowiednio 3,68% i 3,78%, znacznie więcej niż ich względna liczebność w osadzie czynnym (0,21% i 0,22%). Ponadto obliczono, że udział SWB02 i Pedomicrobium w całym układzie hybrydowym wynosił ponad 94,5%. Chociaż zawieszone nośniki dodano jedynie w strefie tlenowej, dojrzały biofilm ma określoną grubość. Ze względu na ograniczenia przenoszenia masy i tlenu, w wewnętrznej warstwie biofilmu istnieje środowisko beztlenowe/niedotlenione, wzbogacające bakterie denitryfikacyjne, dzięki czemu biofilm ma zdolność denitryfikacji. Stanowi to mikrobiologiczną podstawę jednoczesnej zdolności biofilmu do nitryfikacji i denitryfikacji. Ponadto stwierdzono, że Hyphomicrobium można również wzbogacać w środowiskach niskotemperaturowych. Ten rodzaj może wykorzystywać toksyczne i ogniotrwałe związki organiczne do denitryfikacji. Jego względna liczebność w biofilmie wyniosła 1,80%, również znacznie więcej niż względna liczebność w osadzie czynnym (0,12%).

Porównując dominujące bakterie denitryfikacyjne (DNB) i ich względną liczebność w biofilmie innych roślin, wyniki przedstawiono naTabela 3. Po pierwsze, jeśli chodzi o skład bakterii denitryfikacyjnych w biofilmie tlenowym, rodzaje bakterii denitryfikacyjnych wzbogaconych w biofilmie tlenowym w każdym projekcie nie były spójne. Jedynymi powtarzającymi się rodzajami były Terrimonas i Hyphomicrobium. Terrimonas jest również powszechną bakterią denitryfikacyjną w systemach osadu czynnego i podobnie jak Hyphomicrobium może rozkładać związki antracenowe, a niektóre są klasyfikowane jako tlenowe bakterie denitryfikacyjne. Te dwie bakterie pojawiły się w Plants F, H i w tym projekcie. W trakcie rzeczywistej eksploatacji na zakład H i ten projekt często wpływały ścieki przemysłowe, a specyficzna jakość wody przemysłowej może być jedną z przyczyn wzbogacenia tych dwóch grup bakterii. Można zatem wywnioskować, że określone rodzaje denitryfikacyjne w biofilmie tlenowym nie są warunkiem koniecznym SND, a różnice w jakości wody pomiędzy różnymi projektami mogą być główną przyczyną różnic w grupach bakterii denitryfikacyjnych. Po drugie, jeśli chodzi o względną liczebność bakterii denitryfikacyjnych w biofilmie tlenowym, z wyjątkiem Plant F, H i tego projektu, w ramach innych projektów osiągnięto względną liczebność bakterii denitryfikacyjnych w biofilmie tlenowym na poziomie około 8%, przy usuwaniu azotu przez SND przekraczającym 2 mg·L⁻¹. Pod wpływem wody przemysłowej, mimo że względna liczebność bakterii denitryfikacyjnych w biofilmie tlenowym Zakładu H i tego projektu była stosunkowo wysoka, skuteczność denitryfikacji nie była szczególnie wybitna. Można zauważyć, że jakość wody wpływającej ma wysoki priorytet przy wyborze rodzaju bakterii denitryfikacyjnych w biofilmie tlenowym, a wpływ wody przemysłowej hamuje skuteczność denitryfikacji biofilmu tlenowego.

Podsumowując, proces MBBR może znacząco zwiększyć bogactwo i różnorodność społeczności drobnoustrojów w systemie. Zdolność wzbogacania biofilmu w nitryfikujący rodzaj Nitrospira jest ponad 10 razy większa niż w przypadku osadu czynnego, co znacznie zwiększa efekt nitryfikacji systemu. Rodzaje denitryfikacyjne, takie jak SWB02, Pedomicrobium i Hyphomicrobium są lepiej wzbogacone w biofilm tlenowy, zapewniając mikroskopijną podstawę dla wydajności SND i zwiększając usuwanie TN. Jednakże, ze względu na wpływ wód przemysłowych, skuteczność denitryfikacji SND nie jest znacząca.

3 Wnioski

① Oczyszczalnia ścieków w południowo-zachodnich Chinach zmodernizowała swój oryginalny zbiornik CASS do biologicznego zbiornika Bardenpho-MBBR i osadnika, aby uzyskać modernizację z klasy A do quasi-klasy IV. Po rekonstrukcji, przy zimowej temperaturze wody wynoszącej 9,3–13,1 stopnia i przy średnim napływającym NH₃-N i TN wzroście o około 20% w porównaniu z stanem przed rekonstrukcją, wskaźniki ścieków stabilnie spełniały quasi-normy dla wody IV klasy. Maksymalne obciążenie nitryfikacyjne systemu MBBR osiągnęło wartość 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, spełniając oczekiwania projektowe. Udział nitryfikacji nośników zawieszonych wyniósł 74,83% i zajmował pozycję dominującą. System nadal ma potencjał do poprawy jakości wody o 56,96% i przepływu o 30,57%.

② W strefie MBBR zawieszone nośniki wykorzystują wewnętrzne źródła węgla do wywierania efektu SND, osiągając stopień usuwania azotu na poziomie 9,83% ± 0,67%. Aby wzmocnić efekt SND, DO powinno być kontrolowane w jak największym stopniu przy 2,47 mg·L⁻¹ w rzeczywistej pracy, gdzie SND może usunąć 3,64 mg·L⁻¹ TN. Później można podjąć próby dalszego zmniejszenia stężenia osadu do około 3,0 g·L⁻¹, aby zapewnić warunki do dalszej amplifikacji efektu SND biofilmu.

③ Proces MBBR znacząco zwiększył bogactwo i różnorodność społeczności drobnoustrojów w systemie. Zdolność wzbogacania biofilmu w nitryfikujący rodzaj Nitrospira była ponad 10 razy większa niż w przypadku osadu czynnego, co zapewniło mikrobiologiczną podstawę do zwiększonej nitryfikacji w tym projekcie. Rodzaje denitryfikacyjne wzbogacone w biofilm tlenowy, takie jak SWB02, Pedomicrobium i Hyphomicrobium, położyły mikroskopijne podstawy dla wystąpienia zjawiska SND w biofilmie.