Analiza wpływu modernizacji procesu MBBR w południowej oczyszczalni ścieków
„Biuletyn dotyczący stanu budownictwa miejskiego w Chinach na rok 2022” opublikowany przez Ministerstwo Mieszkalnictwa i Rozwoju-Wsi Chińskiej Republiki Ludowej w październiku 2023 r. pokazuje, że do końca 2022 r. zdolność oczyszczania oczyszczalni ścieków w Chinach osiągnęła 216 mln m³/d, co oznacza-roczny wzrost-o 4,04%. Od 2013 roku ogólna ilość oczyszczonych ścieków wykazuje tendencję wzrostową od 10 lat z rzędu. Szybkiemu rozwojowi miast towarzyszy wzrost zrzutu ścieków, a sprzeczność pomiędzy terenami niezbędnymi pod rozbudowę i remonty oczyszczalni ścieków a terenami zabudowanymi jest coraz bardziej widoczna.
W celu zwiększenia wydajności istniejących oczyszczalni ścieków w konwencjonalnym procesie osadu czynnego na ogół przyjmuje się metodę rozbudowy oczyszczalni. Wraz ze wzrostem wolumenu rozbudowy koszty nabycia gruntów stopniowo rosną, a okres budowy wydłuża się. Pogłębienie wykorzystania zdolności oczyszczania w istniejącej oczyszczalni ścieków jest obecnie skutecznym środkiem pozwalającym na dalsze zwiększanie wydajności oczyszczania ścieków komunalnych i łagodzenie sprzeczności między rozwojem miast a użytkowaniem gruntów. Reaktor biofilmowy z ruchomym złożem (MBBR) powstał w Norwegii pod koniec lat 80. XX wieku. Zwiększa wzbogacanie bakterii funkcjonalnych, a tym samym poprawia wydajność oczyszczania systemu poprzez dodanie zawieszonych nośników do zbiornika biologicznego w celu utworzenia biofilmu. Ze względu na możliwość „wbudowania” w pierwotny system biologiczny, jest on szeroko stosowany w modernizacji i renowacji oczyszczalni ścieków, umożliwiając{{6}zwiększenie wydajności na miejscu bez konieczności dodawania nowego terenu. Co więcej, w porównaniu z innymi-procesami modernizacji oszczędzającymi grunty, takimi jak bioreaktor membranowy (MBR) i biologiczne złoże fluidalne o wysokim stężeniu kompozytowego nośnika proszku (HPB), proces MBBR nie wymaga okresowej wymiany ani uzupełniania nośników, co czyni go bardziej korzystnym ekonomicznie.
W artykule jako przykład wykorzystano modernizację polegającą na zwiększeniu wydajności z wykorzystaniem procesu MBBR w oczyszczalni ścieków w południowych Chinach. Analizuje wydajność operacyjną zakładu przed i po modernizacji, wydajność nitryfikacji strefy MBBR oraz strukturę społeczności drobnoustrojów, wyjaśniając praktyczną rolę procesu MBBR w-zwiększaniu wydajności in situ. Celem jest dostarczenie referencji i sugestii dotyczących projektowania i eksploatacji podobnych oczyszczalni ścieków.
1 Przegląd projektu
Oczyszczalnia ścieków w południowych Chinach ma całkowitą projektowaną wydajność oczyszczania wynoszącą 7,5 × 10⁴ m3/d, przy wydajności fazy I wynoszącej 5 × 10⁴ m3/d i fazy II wynoszącej 2,5 × 10⁴ m3/d. W obu fazach początkowo stosowano zmodyfikowany proces Bardenpho. Głównymi celami oczyszczania są ścieki bytowe ze zbiorni i częściowe ścieki przemysłowe z parku przemysłowego. Jakość ścieków musi odpowiadać normie klasy A określonej w „Normach dotyczących odprowadzania zanieczyszczeń z komunalnych oczyszczalni ścieków” (GB 18918-2002). Wraz z szybkim rozwojem budownictwa miejskiego i gospodarki, ilość odprowadzanych ścieków wzrasta, a projekt funkcjonuje z pełną wydajnością lub przekracza ją. W 2021 roku, zgodnie z wymogami władz rządowych, w ramach projektu konieczne było zwiększenie wydajności o dodatkowe 2,5×10⁴ m³/d w oparciu o pierwotną skalę, osiągając łączną wydajność oczyszczania na poziomie 1×10⁵ m³/d. Normą ścieków pozostała klasa A GB 18918-2002. Projektowana jakość dopływu i odpływu jest pokazana wTabela 1.
Teren wokół tego projektu to grunty rolne, a na pierwotnym terenie fabryki nie było wystarczającej ilości zarezerwowanych terenów do rozbudowy. Dodatkowo, już w początkowej fazie budowy Fazy II, zbudowano już jednostki podczyszczania o wydajności 5×10⁴ m³/d. Dlatego też celem tego projektu modernizacji było pełne wykorzystanie potencjału uzdatniania istniejących zbiorników biologicznych i zminimalizowanie zajmowania terenu na potrzeby modyfikacji zbiorników biologicznych. Proces MBBR jest szeroko stosowany-w zwiększaniu wydajności in situ i renowacji oczyszczalni ścieków ze względu na jego „wbudowaną” charakterystykę. Na przykład oczyszczalnia ścieków w północnych Chinach zastosowała proces MBBR w celu zwiększenia wydajności, maksymalizując wykorzystanie istniejących objętości zbiorników i przepływu procesu, osiągając-zwiększenie wydajności in situ o 20%, przy czym ścieki stabilnie spełniają standardy klasy A. Inny zakład w Guangdong wykorzystał proces MBBR do-poprawy in situ wydajności oczyszczania biologicznego, uzyskując dobry efekt w postaci zwiększenia wydajności o 50%-in situ przy ściekach stabilnie lepszych od standardu zrzutu. Dlatego też, biorąc pod uwagę rzeczywiste potrzeby oczyszczalni ścieków i wszechstronną ocenę czynników, takich jak użytkowanie terenu i eksploatacja, ostatecznie wybrano proces MBBR jako proces oczyszczania w ramach modernizacji polegającej na zwiększeniu wydajności.
2 Projektowanie procesu
2.1 Przebieg procesu
Istotą modernizacji polegającej na zwiększeniu wydajności było zwiększenie wydajności oczyszczania zbiorników biologicznych-na miejscu za pomocą MBBR, zapewniając stabilną zgodność z normami dotyczącymi ścieków pomimo 100% wzrostu przepływu. Ponieważ oryginalne jednostki obróbki wstępnej i zaawansowanego oczyszczania zostały już zbudowane dla wydajności 5×10⁴ m³/d, modernizacja skupiała się na ponownym wykorzystaniu istniejących obiektów. Zasadniczą modyfikacją były zbiorniki biologiczne wraz z budową nowego osadnika wtórnego, przystosowanego do potrzeb oczyszczania po zwiększeniu przepływu. Przebieg procesu po modernizacji pokazano wRysunek 1. Dopływ jest poddawany wstępnej obróbce przez grube/drobne sita i komorę piaskową, a następnie trafia do zmodyfikowanego zbiornika Bardenpho-MBBR w celu usunięcia węgla, azotu, fosforu i innych substancji zanieczyszczających. Ścieki ze zbiorników biologicznych przechodzą przez osadniki i-wysokowydajny osadnik, aby zapewnić stabilną zgodność z normami SS i TP. Po dezynfekcji ścieki końcowe odprowadzane są do rzeki odbiorczej w celu ekologicznego uzupełnienia wody.
2.2 Modernizacja zbiornika biologicznego
Plan modernizacji zbiornika biologicznego pokazano wRysunek 2. Podczas podwajania przepływu oczyszczania objętości pierwotnej strefy beztlenowej i beztlenowej pozostały niezmienione.. 20% objętości pierwotnej strefy tlenowej podzielono, aby utworzyć dodatkową strefę beztlenową, zwiększając całkowitą objętość strefy beztlenowej, aby sprostać zapotrzebowaniu na denitryfikację. Do pozostałej objętości strefy tlenowej dodano zawieszone nośniki, tworząc tlenową strefę MBBR. Zainstalowano obsługujące systemy ekranowania wlotu/wylotu oraz specyficzne mieszalniki MBBR-. Oryginalny łańcuchowy system napowietrzania został zastąpiony dolnym systemem napowietrzania perforowanym, aby zapewnić dobrą fluidyzację zawieszonych nośników i zapobiec ich utracie wraz z przepływem wody. Po modernizacji całkowity czas retencji hydraulicznej (HRT) zbiorników biologicznych wynosi 8,82 h, przy czym strefa beztlenowa HRT to 1,13 h, strefa beztlenowa HRT to 3,05 h, a strefa tlenowa HRT to 4,64 h. Całkowity współczynnik recyklingu wewnętrznego systemu wynosi 150%, a wiek osadu wynosi 16 dni.
Regarding equipment, 4 sets of submersible mixers were added to the anoxic zone (Power P = 4 kW, Impeller Diameter D = 620 mm). SPR-III type suspended carriers were added to the aerobic MBBR zone, with a diameter of (25.0 ± 0.5) mm, height of (10.0 ± 1.0) mm, effective specific surface area >800 m²/m³ i gęstość 0,94 ~ 0,97 g/cm³. Gęstość jest zbliżona do wody po przyłączeniu biofilmu, zgodnie z normą branżową „Wypełniacze nośnikowe z zawieszonym polietylenem o dużej gęstości do uzdatniania wody” (CJ/T 461-2014). Stopień wypełnienia wynosi 45%. Dodano dwa zestawy mieszadeł zanurzeniowych-z podwieszonym nośnikiem (P=5.5 kW). Dodano dwadzieścia dwa zestawy podnoszonych systemów napowietrzania, 4 zestawy stałych systemów napowietrzania i 45 zestawów napowietrzaczy drobnopęcherzykowych. Wymieniono dwie wewnętrzne pompy recyrkulacyjne (przepływ Q=1600 m3/h, wysokość podnoszenia=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Budowa nowego zbiornika osadu wtórnego
Ze względu na zwiększony przepływ istniejące osadniki wtórne nie były w stanie spełnić wymagań dotyczących ścieków. Aby zwiększyć wydajność oczyszczania, potrzebny był nowy osadnik wtórny. Nowy zbiornik jest zgodny z oryginalnymi, wykorzystując prostokątny, poziomy przepływ. Efektywna objętość zbiornika wynosi 4900 m3, przy HRT=7 godz. Dodano jedną pompę-zgarniacza osadu (prędkość robocza V=0.8 m/min). Dodano sześć zatapialnych pomp osiowych (zewnętrzne pompy recyrkulacyjne) (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Dodano dwie pompy do osadów ściekowych (Q=105 m3/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Analiza efektu modernizacji MBBR
Aby ocenić wpływ modernizacji MBBR na wydajność oczyszczania systemu, przeanalizowano wydajność operacyjną przed modernizacją w fazie II i po niej, równoczesną wydajność operacyjną fazy I i fazy II, zmiany jakości wody w trakcie procesu w fazie II oraz zdolność nitryfikacji faz biofilmu i osadu zawieszonego w fazie II.
3.1 Porównanie wydajności operacyjnej
Przed modernizacją faza II działała już powyżej planowanego przepływu, przy rzeczywistym średnim przepływie (3,02 ± 0,46) ×10⁴ m³/d. Po modernizacji przepływ uległ dalszemu zwiększeniu do (5,31 ± 0,76) × 10⁴ m³/d, co stanowi rzeczywisty wzrost o około 76%. Maksymalny przepływ operacyjny osiągnął 7,61×10⁴ m³/d, czyli 1,52-krotność wartości projektowej. Jakość dopływu i odpływu przed i po modernizacji pokazano wTabela 2IRysunek 3. Jeśli chodzi o ładunek dopływający, po modernizacji ładunek azotu amonowego (NH₃-N), azotu całkowitego (TN), ChZT i TP wzrósł odpowiednio do 1,61, 1,66, 1,60 i 1,53-krotności poziomów sprzed-modernizacji. Jeśli chodzi o rzeczywistą jakość dopływu/wypływu, dopływ NH₃-N i TN przed/po modernizacji wynosiły odpowiednio (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/l i (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/l. Wypływ NH₃-N i TN przed/po modernizacji wynosiły (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/l i (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/l, przy średnim współczynniku usuwania wynoszącym odpowiednio 99,28%/99,31% i 67,20%/69,77%. Pomimo znacznego wzrostu przepływu i obciążenia dopływów po modernizacji, jakość ścieków była nadal lepsza niż przed modernizacją. Zwiększona objętość strefy beztlenowej zapewniła dobre usuwanie TN, przy czym po modernizacji TN na odpływie uległ dalszemu zmniejszeniu. W strefie tlenowej uzyskano znaczną poprawę zdolności nitryfikacji dzięki zawieszonemu biofilmowi nośnemu. Nawet przy 20% zmniejszeniu objętości strefy tlenowej w porównaniu ze stanem sprzed-modernizacji oraz znacznym zwiększeniu przepływu i obciążenia dopływu, utrzymano wysoką skuteczność usuwania NH₃-N. Napływające ChZT i TP przed/po modernizacji wynosiły odpowiednio (106,82±34,37)/(100,52±25,93) mg/l i (2,16±0,54)/(1,96±0,49) mg/l. ChZT i TP w ściekach przed/po modernizacji wynosiły (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/l i (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/l, przy średnich szybkościach usuwania odpowiednio 89,93%/93,52% i 88,91%/91,33%. Po modernizacji jakość ścieków pozostała stabilnie lepsza niż projektowana norma odprowadzania ścieków.
Dane operacyjne od listopada do stycznia następnego roku (po-modernizacji) zostały następnie wybrane w celu porównania wydajności fazy I i fazy II w warunkach niskiej-temperatury (minimalna temperatura 12 stopni). Stężenia zanieczyszczeń wpływających i wypływających dla obu faz przedstawiono wRysunek 4. W zimowych warunkach niskiej-temperatury ścieki z obu procesów były stabilnie lepsze niż projektowany standard odprowadzania ścieków. Szczególnie w przypadku usuwania NH₃-N, który jest podatny na niskie temperatury, przy stężeniu dopływającego NH₃-N wynoszącego (18,98±4,57) mg/l, wypływający z fazy I NH₃-N wynosił (0,27±0,17) mg/l, a faza II (0,29±0,15) mg/l, przy czym oba wykazywały dobrą odporność na niskie temperatury. Warto zauważyć, że po modernizacji MBBR w fazie II, strefa tlenowa HRT stanowiła tylko 66,07% tej w fazie I, co oznaczało znaczną poprawę wydajności nitryfikacji.
3.2 Analiza wydajności Strefy MBBR
Aby dokładniej określić rzeczywisty wpływ każdej strefy funkcjonalnej, do równoległych pomiarów pobrano próbki wody z końca każdej strefy funkcjonalnej w fazie I i fazie II. Wyniki są pokazane wRysunek 5. Stężenia NH₃-N na dopływie wynosiły 18,85 mg/l i 18,65 mg/l, a stężenia NH₃-N na wylocie wynosiły 0,35 mg/l i 0,21 mg/l, przy współczynniku usuwania NH₃-N odpowiednio 98,14% i 98,87%. Ze zmian profilu azotowego wynika, że usuwanie NH₃-N w fazie II miało miejsce głównie w tlenowej strefie MBBR. Stężenie NH₃-N na wylocie ze strefy MBBR wyniosło 0,31 mg/l, co stanowiło 99,46% całkowitego usunięcia NH₃-N, czyli już lepiej niż projektowana norma zrzutu. Powstała później strefa aerobowego osadu czynnego pełniła rolę zabezpieczającą. Ponadto oczyszczalnie ścieków wykorzystujące MBBR w strefie tlenowej często wykazują jednoczesną nitryfikację i denitryfikację (SND). Jednakże w tym projekcie nie zaobserwowano usuwania całkowitego azotu nieorganicznego (TIN) w tlenowej strefie MBBR, co może być związane ze stosunkowo niskim stężeniem substratu dopływającego w tym projekcie.
W celu dalszego zbadania wpływu dodania zawieszonych nośników na wydajność nitryfikacji układu, pobrano supernatant z wycieku ze strefy beztlenowej fazy I. Testy wydajności nitryfikacji przeprowadzono na systemie osadu z czystego osadu fazy I, czystego osadu fazy II, czystego biofilmu fazy II i połączonego biofilmu fazy II-systemu osadu. W warunkach zgodnych z rzeczywistym projektem (stosunek wypełnienia nośnika, stężenie osadu, temperatura wody), z DO kontrolowanym na poziomie 6 mg/l w celu określenia optymalnej wydajności nitryfikacji. Wyniki są pokazane wTabela 3. Szybkości nitryfikacji dla układu osadu z czystej fazy I, czystego osadu z fazy II, czystego biofilmu fazy II i połączonego biofilmu-fazy II wynosiły odpowiednio 0,104, 0,107, 0,158 i 0,267 kg/(m3·d). Dodatek zawieszonych nośników poprawił wydajność nitryfikacji systemu. Szybkość nitryfikacji systemu osadu z połączonym biofilmem-fazy II osiągnęła 2,57 razy większą niż w systemie czystego osadu czynnego fazy I. Co więcej, obciążenie czystym biofilmem było już wyższe niż obciążenie osadem czynnym, co znacznie poprawiło odporność systemu na obciążenia udarowe. W układzie kombinowanym fazy II biofilm przyczynił się do nitryfikacji w 59,92%, zajmując pozycję dominującą.
3.3 Analiza racjonalności modernizacji
Aby przeanalizować racjonalność wykorzystania połączonego procesu MBBR z biofilmem-osadu do tej modernizacji, przeprowadzono obliczenia dotyczące wpływu dodatku nośnika, odporności układu na obciążenie udarowe oraz korelacji między wzrostem przepływu a dodatkiem nośnika. Gdyby Faza II tego projektu nie została zmodernizowana i nie zastosowano w niej tradycyjnego procesu osadu czynnego, w oparciu o zaprojektowany dopływ/wypływ NH₃-N i optymalną objętościową szybkość nitryfikacji osadu czynnego fazy I (DO=6 mg/l), obliczone stężenie NH₃-N na ściekach wyniosłoby 5,55 mg/l, co nie spełniałoby norm dla ścieków. Jeśli zostanie obliczona na podstawie optymalnej szybkości nitryfikacji uzyskanej z testu połączonego układu fazy II, przy zaprojektowanym przepływie dopływu, faza II może tolerować maksymalne stężenie dopływającego NH₃-N do 55 mg/l, czyli 2,20 razy więcej niż wartość projektowa, znacznie zwiększając odporność systemu na obciążenia udarowe. Dlatego zastosowanie MBBR do tej modernizacji jest racjonalne i skutecznie zapewnia stabilną zgodność z normami ścieków. Gdyby faza I została również wyposażona w proces MBBR, w oparciu o zaprojektowane stężenia zanieczyszczeń na dopływie/wypływie, przepływ oczyszczania mógłby zostać zwiększony ponad 1-krotnie, zapewniając oczyszczalniom ścieków możliwość dostosowania się do szybkiego rozwoju obszarów miejskich i osiągnięcia płynnej modernizacji.
4 Stan przyczepienia się biofilmu i analiza mikrobiologiczna
Mocowanie biofilmu na zawieszonych nośnikach w tym projekcie pokazano naRysunek 6. Biofilm równomiernie pokrywał wewnętrzną powierzchnię nośników, będąc gęstym, bez kłaczkowatego materiału w porach nośnika. Średnia grubość wynosiła (345,78 ± 74,82) µm. Średnia biomasa biofilmu wynosiła (18,87 ± 0,93) g/m², stosunek lotnych zawiesin ciał stałych (VSS)/SS był stabilny na poziomie 0,68 ± 0,02, a średni VSS wynosił (12,77 ± 0,61) g/m².
Aby dokładniej zbadać wpływ modernizacji MBBR na wydajność oczyszczania systemu z perspektywy mikroskopowej, pobrano próbki osadu czynnego fazy I, osadu czynnego fazy II i biofilmu do wysokowydajnego sekwencjonowania amplikonu 16S-. Względną liczebność mikroorganizmów na poziomie rodzaju w systemie pokazano wRysunek 7.
Dominującymi rodzajami nitryfikującymi na zawieszonym biofilmie nośnikowym były Nitrospira i Nitrosomonas, których względna liczebność wynosiła odpowiednio 7,98% i 1,01%. Natomiast dominującym rodzajem nitryfikującym zarówno w osadzie czynnym fazy I, jak i fazy II była Nitrospira, ze względną zawartością odpowiednio 1,05% i 1,27%. Nitrospira jest najpowszechniejszym rodzajem nitryfikacyjnym w oczyszczalniach ścieków. Udowodniono, że wiele z jego gatunków posiada pełną zdolność utleniania amoniaku (comammox), co oznacza, że pojedynczy mikroorganizm może ukończyć proces od amoniaku do azotanu. W procesie MBBR w postaci biofilmu udało się skutecznie wzbogacić Nitrospira, w względnej ilości 7,58 razy większej niż w osadzie czynnym, co stanowi mikroskopijną podstawę do poprawy wydajności systemu nitryfikacji. Można również zaobserwować, że względna liczebność bakterii nitryfikacyjnych w osadzie czynnym z tego samego układu co biofilm (faza II) była nieco wyższa niż w systemie czystego osadu czynnego fazy I. Może to być spowodowane tym, że zrzucenie biofilmu z zawieszonych nośników zaszczepiło osad czynny podczas dynamicznej odnowy, zwiększając względną liczebność bakterii nitryfikacyjnych w osadzie.
Dominujące rodzaje denitryfikacyjne w obu systemach były głównie wzbogacone w osad czynny i miały stosunkowo podobny skład, w tym Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium itp. Względna liczebność rodzajów denitryfikacyjnych w fazie I i fazie II wyniosła odpowiednio 8,76% i 7,52%. Z funkcjonalnego punktu widzenia, oprócz denitryfikacji, niektóre gatunki Terrimonas mogą rozkładać substancje-podobne do antracenu; Flavobacterium może rozkładać biodegradowalne tworzywa sztuczne (np. PHBV); Hyphomicrobium może wykorzystywać do denitryfikacji różne toksyczne i trudne-do{8}degradacji związki organiczne, takie jak dichlorometan, siarczek dimetylu, metanol itp. Dopływ tego projektu zawiera pewną ilość ścieków przemysłowych, co prowadzi do specjalizacji funkcjonalnych zbiorowisk drobnoustrojów podlegających długoterminowej-aklimatyzacji. Chociaż projekt ten nie wykazał znaczących makroskopowych efektów SND, w biofilmie zawieszonego nośnika nadal znaleziono pewne denitryfikacyjne grupy funkcyjne, w tym Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas i OLB13, w sumie 2,78%. Oznacza to, że po osiągnięciu przez biofilm określonej grubości, utworzone wewnątrz niego mikrośrodowiska beztlenowe/beztlenowe mogą zapewnić warunki do wzbogacenia bakterii denitryfikacyjnych, stwarzając jednocześnie możliwość wystąpienia SND w strefie tlenowej MBBR. Ponadto Proteiniclasticum wykryto zarówno w osadach fazy I, jak i fazy II, przy względnej zawartości odpowiednio 1,09% i 1,18%. Rodzaj ten ma dobrą zdolność rozkładania i przekształcania substancji białkowych. Jego wzbogacenie można wiązać z obecnością na obszarze skupu tego projektu licznych przedsiębiorstw produkujących produkty mleczne.
Warto zauważyć, że względna zawartość Candidatus Microthrix w osadzie czynnym fazy I osiągnęła 3,72%. Jest to powszechna bakteria nitkowata występująca w osadzie czynnym, często powiązana z pęcznieniem osadu. Jednakże jego względna zawartość w osadach fazy II i biofilmie wynosiła odpowiednio tylko 0,57% i 1,03%. Po modernizacji w procesie MBBR, fluidyzacja zawieszonych nośników ma działanie ścinające na bakterie nitkowate, zmniejszając prawdopodobieństwo pęcznienia nitkowatych w osadzie czynnym.
5 Analiza ekonomiczna
Zużycie energii elektrycznej na metr sześcienny przed i po modernizacji wyniosło odpowiednio 0,227 kWh/m3 i 0,242 kWh/m3. Przy cenie energii elektrycznej wynoszącej 0,66 RMB/(kWh) operacyjne koszty energii elektrycznej wyniosły 0,150 RMB/m3 i 0,160 RMB/m3. Wzrost zużycia energii elektrycznej wynikał głównie z zastosowania nowej strefy beztlenowej mieszania oraz dodatkowego wyposażenia elektrycznego z nowego osadnika wtórnego. Chemikalia usuwające fosfor stosowane w tym projekcie to chlorek poliżelazowy (PFC) i poliakryloamid (PAM). Dawkowanie pozostało takie samo przed i po modernizacji: dozowanie PFC 2,21 t/d, koszt 0,014 RMB/m3; Dawka PAM 17,081 kg/d, koszt 0,0028 RMB/m3. Projekt ten w pełni wykorzystuje źródło węgla zawarte w surowym dopływie do denitryfikacji. Przed modernizacją ani po niej nie dodano żadnego zewnętrznego źródła węgla organicznego. Bezpośrednie koszty energii elektrycznej i środków chemicznych na metr sześcienny przed i po modernizacji wyniosły odpowiednio 0,167 RMB/m3 i 0,177 RMB/m3.
6 Wnioski i perspektywy
(1) W fazie II południowej oczyszczalni ścieków wykorzystano proces MBBR do modernizacji polegającej na zwiększeniu wydajności, rozwiązując problemy takie jak niedobór gruntów. Po modernizacji przepływ oczyszczania wzrósł z (3,02±0,46) ×10⁴ m³/d do (5,31±0,76) ×10⁴ m³/d, osiągając 76%-zwiększenia wydajności in situ. Maksymalny przepływ operacyjny osiągnął 1,52-krotność wartości projektowej, a ścieki były stabilnie lepsze niż projektowany standard przepływu.
(2) Dzięki osadzeniu procesu MBBR na etapie biologicznym uzyskano wysoce wydajne i stabilne usuwanie NH₃-N w zimowych warunkach niskiej-temperatury, mimo że tlenowa HRT stanowiła tylko 66,07% tego w procesie z osadem czynnym. Strefa MBBR przyczyniła się do usunięcia NH₃-N w 99,46%. Gdyby Faza II nie została zmodernizowana, przy tym samym przepływie i jakości wody, wypływający NH₃-N osiągnąłby 5,55 mg/l. Dlatego użycie MBBR do tej modernizacji było konieczne i racjonalne.
(3) Zawieszony biofilm nośnikowy wzmocnił efekt wzbogacania rdzenia nitryfikującego z rodzaju Nitrospira. Jego względna zawartość w biofilmie była 7,58 razy większa niż w osadzie czynnym, co stanowiło mikroskopijną podstawę do poprawy wydajności systemu nitryfikacji. Dodatkowo wzbogacenie rodzajów denitryfikacyjnych w biofilmie stwarza możliwość wystąpienia SND.
W tym projekcie wykorzystano łączony proces osadu-z biofilmem, aby osiągnąć-zwiększenie wydajności na miejscu. Jednak faktyczna eksploatacja jest nadal ograniczona przez zatrzymywanie i odzyskiwanie osadu czynnego, co uniemożliwia dalsze zwiększanie wydajności oczyszczania. Obecnie w rzeczywistych projektach stosowano procesy wykorzystujące czysty biofilm, całkowicie rezygnując z osadu czynnego i wykorzystując charakterystykę biofilmu o wysokim-obciążeniu w celu skutecznego usuwania substancji zanieczyszczających, bez ograniczeń związanych z ograniczeniami osadu czynnego. Stanowi to nowe rozwiązanie przy nowej budowie, renowacji lub rozbudowie oczyszczalni ścieków.