Studie om ytelsen til nitrogenfjerning av MBBR for Quasi-IV-oppgradering av avløpsrenseanlegg i Sørvest-Kina om vinteren

Studie om nitrogenfjerningsytelse for MBBR for Quasi-IV-oppgradering av et avløpsrenseanlegg i Sørvest-Kina om vinteren

Den sørvestlige regionen i Kina er enorm, med betydelige forskjeller i klima og geologiske forhold. De brede kildene til avløpsvannkvalitet fører til store svingninger i vannkvaliteten. Selv om denne regionen ligger i sør, på grunn av den generelle høyden og terrenget, kan avløpsvannstemperaturen falle under 10 grader i den kalde vintersesongen. Kombinert med det komplekse terrenget i regionen, med sammenvevde fjell og dype daler, åser og sletter, og store temperaturforskjeller mellom dag og natt, er den daglige svingningen i avløpsvannstemperaturen også åpenbar. De komplekse innflytelsesegenskapene og den for lave vanntemperaturen om vinteren stiller høyere krav til design og drift av avløpsrenseanlegg i denne regionen. På bakgrunn av oppgradering og gjenoppbygging av husholdningsavløpsrenseanlegg er det enda viktigere å velge en passende renseprosess for oppgradering i sørvestlige anlegg for å sikre stabil overholdelse under lav-temperatursesongen.

Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)-prosessen, ved å legge til suspenderte bærere i et fast område, forbedrer anrikningen av funksjonelle bakterier og forbedrer motstanden mot lav- temperatur. Det har blitt mye brukt i oppgraderingsprosjekter av avløpsrenseanlegg. For øyeblikket har applikasjonsskalaen for MBBR-prosessen i Kina overskredet 2,5×10⁷ m³·d⁻¹, og MBBR har blitt inkludert som en «utbredt og sikker og pålitelig prosess» i den nylig reviderte «Outdoor Drainage Design Standard» (GB 50014-2021). Den utbredte anvendelsen av prosessen har også fremmet rask{10}}oppfølgingsforskning. Forskningshotspots på MBBR-prosessen fokuserer hovedsakelig på prosessdesignanalyse, laboratoriemekanismeforskning og ingeniøreffektsporing. Relevante konklusjoner inkluderer hovedsakelig MBBR som øker biokjemisk effektivitet, biofilm som forbedrer slagfasthet og forbedrer motstandsdyktighet mot lav-temperatur, MBBR som forbedrer funksjonell bakterieanrikning og biofilm SND som øker nitrogenfjerning. For eksempel, Huang Qing et al. fant at etter oppgradering med MBBR-prosessen, ble slagfastheten til avløpsrenseanlegget betydelig forbedret, og avløpet kunne fortsatt oppfylle standardene stabilt selv under langsiktig overskridelse av innflytende BOD og TN. Liu Qiang et al. fant at MBBR-prosessen betydelig forbedret rensekapasiteten til anlegget ved lave temperaturer, og avløpet kunne stabilt oppfylle designstandardene ved lave temperaturer på 9–11 grader. Luan Zhixiang et al. fant at etter oppgradering av et nordlig avløpsvannbehandlingsanlegg med MBBR-prosessen, kunne den aerobe MBBR-sonen fjerne 20,12 % av TN gjennom SND av suspenderte transportører. Han Wenjie et al. sammenlignet fem kommunale renseanlegg for avløpsvann med hybrid MBBR-prosesser i Yangtze River Delta-regionen under lave vintertemperaturer og fant ut at tilsetningen av suspenderte bærere økte biomassen av nitrifiserende bakterier betydelig i systemet, og de suspenderte bærerne beriket 86.12 %–95,36 % av de nitrifiserende bakteriene. Imidlertid har eksisterende forskning fortsatt visse begrensninger. For eksempel skiller et stort antall studier MBBR-design fra operasjonell ytelse, og mangler sammenlignende verifisering av design og ytelse for samme prosjekt. Når det gjelder slagfastheten til MBBR, er kun "kvalitative, men ikke kvantitative" konklusjoner tilgjengelige, uten kvantitativ slutning om maksimal toleransebelastning. Når det gjelder SND-fenomenet, er det bare "målbart, men ikke kontrollerbart", og mangler direkte verifisering av kilden til nitrogenfjerning gjennom konstruerte makroeksperimenter, og heller ikke rasjonelle operasjonsforslag fra perspektivet til teknisk kontroll.

Basert på begrensningene til eksisterende forskning, tar denne studien oppgraderingen av et CASS avløpsrenseanlegg i Sørvest-Kina som et eksempel for å forklare designprinsippene og logikken til MBBR-prosessen. Kombinert med den faktiske systemytelsen under de mest ugunstige vinterforholdene, ble rasjonaliteten til MBBR-designet analysert. Systemets behandlingspotensial ble kvantitativt analysert gjennom endringer i vannkvaliteten langs den biologiske tanken og høye-substratlaboratorietester. En denitrifikasjonslaboratorietest ved bruk av aerob biofilm ble designet for å direkte bekrefte kilden til SND-fenomenet i hybrid MBBR-systemet. Påvirkningen av tekniske driftsparametre på SND-effekten til MBBR-systemet ble studert, og kombinert med datatilpasning ble det foreslått optimaliseringsoperasjonsforslag for SND. Forskjellene i mikrobiell fellesskapsfordeling mellom slam og biofilm ble analysert fra perspektivet av bakteriesammensetning, og de mikroskopiske påvirkningsfaktorene til SND ble analysert ut fra typene og den relative forekomsten av aerobe denitrifiserende bakterier. Det er å håpe at denne forskningen kan gi en referanse for MBBR-prosessdesignet til andre lignende renseanlegg for avløpsvann, gi grunnleggende data for stabil drift av MBBR-anlegg og gi forslag til drift for effektiv ytelse av SND i MBBR-systemer.

1 Materialer og metoder

1.1 Prosjektoversikt

Et avløpsrenseanlegg i Sørvest-Kina, med en designkapasitet på 1×10⁵ m³·d⁻¹, var avløpsvannet pålagt å oppfylle klasse A-standarden for "Utslippsstandard for forurensninger for kommunalt avløpsrenseanlegg" (GB 18918-2002). På grunn av arealbruksbegrensninger under tidlig bygging, ble en CASS-prosess uten tradisjonelle sekundære sedimentasjonstanker tatt i bruk. Under drift oppstod imidlertid problemer som utilstrekkelig nitrifikasjon ved lave vintertemperaturer, dårlig slamavsetning og redusert renseeffektivitet. I 2019 ble anlegget oppgradert til kvasi-klasse IV-standarder. Oppgraderingen måtte vurdere både økningen i innflytende nitrogenkonsentrasjon og forbedring av avløpsstandarder. Designinnflytende og avløpskvalitet før og etter rekonstruksjon er vist iTabell 1. På grunnlag av at de innflytende NH₃-N- og TN-belastningene økte med henholdsvis 66,67 % og 62,16 %, måtte avløpskarbon, nitrogen, fosfor osv. oppgraderes fra klasse A av GB 18918-2002 til "Environal Quality" for "Environal Quality" (standard for GB) 3838-2002), som tilsvarer å øke nitrifikasjons- og denitrifikasjonsbelastningen med henholdsvis 127,27 % og 94 %. Dette prosjektet tok i bruk Bardenpho-MBBR-prosessen, og konverterte den originale CASS-tanken til en biologisk tank og en sedimentasjonstank.

Etter rekonstruksjon, for nitrogenfjerning, fortsatte aktivert slam å spille hovedrollen. Denitrifikasjonsretensjonstiden til den originale CASS-tanken ble forlenget fra 3,78 timer til 6,35 timer, og denitrifikasjonsvolumetriske belastningen av det aktiverte slammet økte fra 0,140 til 0,189 kg·(m³·d)⁻¹. For å forbedre denitrifisering av aktivert slam ble pre-anoksiske og post-anoksiske soner satt opp med retensjonstider på henholdsvis 4,23 timer og 2,12 timer. Den post{11}}anoksiske sonen brukte ekstern karbonkildetilsetning for å forbedre denitrifiseringen for å løse problemet med utilstrekkelig karbonkilde i råvannet. For nitrifikasjon ble nitrifikasjonsretensjonstiden til den opprinnelige CASS-tanken redusert fra 7,55 timer til 4,23 timer, mens nitrifikasjonsbelastningen måtte økes kraftig fra 0,079 til 0,275 kg·(m³·d)⁻¹. For å forsterke nitrifikasjonseffekten ble suspenderte bærere tilsatt i den aerobe sonen for å danne en aerob MBBR-sone. Bærerne som ble brukt var av typen SPR-III, med en diameter på (25±0,5) mm og en tykkelse på (10±1) mm. Etter biofilmfesting var tettheten nær vann, og det effektive spesifikke overflatearealet var større enn 800 m²·m⁻³, og oppfyller industristandarden "Høy-opphengt polyetylenbærer for vannbehandling" (CJ/T461-2014). Biofilmen på de suspenderte bærerne virket mørkegrå etter festing (Figur 1). MBBR-sonen brukte kun perforert lufting for å gi hydraulisk skjærkraft, og kontrollerte biofilmtykkelsen ved (208,82±37,57) μm, og ga gode forhold for masseoverføring og oksygenoverføring.

1.2 Bestemmelse av nitrogenfjerning i biologisk tank

For å forstå nitrogenfjerningsveien i hver funksjonssone i den biologiske tanken under lave vintertemperaturer etter rekonstruksjon, ble vannkvaliteten langs den biologiske tanken overvåket daglig fra 15. desember 2020 til 22. desember 2020. I denne perioden var vanntemperaturen i den biologiske tanken 9,5–10,2 grader. Prøvene inkluderte innløp fra den biologiske tanken, avløp fra den anaerobe sonen, avløp fra den anoksiske sonen, avløp fra MBBR-sonen, avløp fra den post-anoksiske sonen, avløp fra den post-aerobe sonen og avløpstanken fra sedimenttanken. Prøver ble tatt hver 2-3 time. Etter innsamling ble prøvene forbehandlet umiddelbart. Etter sedimentering ble supernatanten samlet, og tre prøver ble blandet i like mengder for å bestemme NH₃-N, NO₃-N, TN og COD, for å verifisere forurensningsveien og nitrifikasjons-/denitrifikasjonsbelastningen i hver funksjonssone.

1.3 Bestemmelse av nitrifikasjonspotensialet til MBBR-systemet og bidragsraten til suspenderte transportører

For å verifisere den maksimale toleransebelastningen til det eksisterende MBBR-systemet, ble det utført en nitrifikasjonslaboratorietest 27. og 28. februar 2021. Suspenderte bærere og aktivert slam fra den aerobe sonen til anlegget ble samlet inn daglig for å simulere slagfastheten til MBBR-systemet når innflytende belastning økte om vinteren. Laboratorietesten simulerte den faktiske innflytelsen fra MBBR-sonen langs strømningsbanen. Supernatanten av den anoksiske sone-avløpet etter sedimentering ble brukt, og NH3-N og alkalitet ble supplert ved å tilsette ammoniumklorid og natriumbikarbonat som innløpet for testen. Nitrifikasjonstestenheten er vist iFigur 2. Ren-biofilm, rent-slam og hybridsystemer ble satt opp i rekkefølge. Slamkonsentrasjonen og bærerfyllingsforholdet var i samsvar med de faktiske forholdene til den biologiske tanken. For å utnytte nitrifikasjonspotensialet til MBBR-systemet fullt ut og øke masseoverføring og oksygenoverføring, ble den innflytende NH₃-N-konsentrasjonen økt fra ca. 10 mg·L⁻1 langs strømningsveien til ca. 25 mg·L⁻1, og DO ble økt fra 2–4 ​​mg·L⁻¹ til ca. 6–7 mg. Under testen var vanntemperaturen 9,7–10,4 grader. Luftepumper og bølgemakere ble brukt for å opprettholde systemets oksygenering og bærerfluidisering. Prøver ble tatt hvert 30. minutt og forbehandlet for å bestemme endringen i ammoniakknitrogenkonsentrasjon. I henhold til rapporterte metoder er biofilmlastberegningsmetoden i hybrid MBBR-systemet vist i ligning (1) og (2).

Hvor: N₂ er den volumetriske nitrifikasjonsbelastningen til biofilmen i hybridsystemet, kg·(m³·d)⁻¹; N1 er den totale volumetriske nitrifikasjonsbelastningen til MBBR-hybridsystemet, kg·(m3·d)⁻1; N3 er den volumetriske nitrifikasjonsbelastningen til det aktiverte slammet, kg·(m3·d)⁻1; η er nitrifikasjonsbidragsraten til de suspenderte bærerne, %.

1.4 Verifikasjon og optimalisering Kontrollanalyse av SND i MBBR-system

For fenomenet simultan nitrification and denitrification (SND) i MBBR-systemet, for direkte å verifisere kilden til SND-effekten, ble det utført en denitrifikasjonslaboratorietest ved bruk av ren MBBR-biofilm 28. februar 2021. Suspenderte bærere fra den aerobe sonen ble samlet inn. Bærerfyllingsforholdet var i samsvar med de faktiske forholdene til den biologiske tanken. Innløpet for testen ble tilberedt ved å tilsette kaliumnitrat til råvannet til planten. Prøver ble tatt hvert 20. minutt og forbehandlet for å bestemme nitratnitrogenkonsentrasjonen.

Fra 1. desember 2020 til 28. februar 2021 ble vannkvaliteten og driftsparametrene for MBBR-sonen etter gjenoppbygging sporet daglig gjennom vinteren. Prøvene inkluderte avløp fra den anoksiske sonen og avløp fra MBBR-sonen. Prøver ble tatt hver 2-3 time. Etter innsamling ble prøvene forbehandlet umiddelbart. Etter sedimentering ble supernatanten samlet, og tre prøver ble blandet i like mengder for å bestemme TN, NH₃-N, NO₃-N og COD. Samtidig ble DO-nivået i den aerobe MBBR-sonen målt. De målte dataene ble gjenstand for hovedkomponentanalyse (PCA) for å verifisere de viktigste responsparametrene som påvirker SND-effekten i den aerobe sonen. De optimale kontrollparametrene ble bestemt gjennom tilpasningsanalyse for å gi et grunnlag for oppskaleringskontrollen av SND.

1.5 Høy-gjennomstrømningssekvensering av mikroorganismer i avløpsrenseanlegget

For å analysere forskjellene mellom slam- og biofilmfasene i MBBR-systemet når det gjelder mikrobiell mangfold, dominerende arter og funksjonell bakterieanrikningseffektivitet, og for å mikroskopisk verifisere kilden til SND, ble aktivert slam og suspenderte bærere fra MBBR-systemet samlet inn 28. februar 2021, med ett sett med høye{2}prøver, 16S rDNA-amplikoner. På dette tidspunktet hadde systemet opplevd hele vinteren, og sammensetningen av mikrobielle fellesskap kunne bedre gjenspeile den faktiske situasjonen under lave-temperaturforhold. De spesifikke metodene for høy-gjennomstrømningsbestemmelse og analyse refererer til tidligere rapportert litteratur.

1.6 Konvensjonelle metoder for bestemmelse av vannkvalitet

Alle vannkvalitetsparametere involvert i denne studien ble bestemt ved bruk av standardmetoder. COD ble bestemt etter den nasjonale standardmetoden; NH3-N ble bestemt ved Nesslers reagensspektrofotometriske metode; NO3-N ble bestemt ved den ultrafiolette spektrofotometriske metoden; TN ble bestemt ved den alkaliske kaliumpersulfatfordøyelse-UV-spektrofotometrisk metode; TP ble bestemt ved den ammoniummolybdat-spektrofotometriske metoden; DO og vanntemperatur ble målt ved hjelp av en bærbar måler for oppløst oksygen.

2 Resultater og diskusjon

2.1 Samlet behandlingseffekt under lav-temperaturforhold før og etter rekonstruksjon

Først ble den samlede behandlingseffekten av systemet under lave vintertemperaturer før og etter rekonstruksjon (2018-12-01 til 2019-02-28, 2020-12-01 til 2021-02-28) sammenlignet. Før og etter rekonstruksjon ble vintervanntemperaturen i utgangspunktet holdt på 9–13 grader. Før rekonstruksjon var vinterstrømmen (9,12±0,58)×10⁴ m³·d⁻¹, og etter rekonstruksjon økte den til (9,42±0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. Som vist iFigur 3(a)-(d), etter rekonstruksjon økte den gjennomsnittlige innflytende COD- og BOD₅-belastningen med henholdsvis 16,82 % og 26,97 % sammenlignet med før rekonstruksjon, men avløpet sank til hhv. Etter rekonstruksjon økte den gjennomsnittlige innflytende TP-belastningen med 23,40 % sammenlignet med før rekonstruksjon, men avløps-TP kan fortsatt være så lav som (0,26±0,02) mg·L⁻¹. Etter rekonstruksjon var den innflytende SS-belastningen litt lavere enn før, men avløps-SS sank med mer enn 17,51 % sammenlignet med tidligere, til (3,44±1,17) mg·L⁻¹, med et maksimum på bare 4,75 mg·L⁻¹.

Hovedhøydepunktet i dette prosjektet etter rekonstruksjon var forbedringen av nitrogenfjerningskapasiteten. Etter rekonstruksjon økte den gjennomsnittlige innflytende NH₃-N- og TN-belastningen med henholdsvis 21,56 % og 19,79 % sammenlignet med før rekonstruksjon, men avløpet sank til henholdsvis (0,94±0,22) og (8,59±0,64) mg·L⁻¹. Maksimal avløp NH3-N var bare 1,33 mg·L⁻1, og maksimal TN var bare 9,7 mg·L⁻1. For nitrogenfjerning, siden aktivert slam fortsatt spilte kjernerollen etter rekonstruksjon, basert på den betydelige forlengelsen av anoksisk retensjonstid, endret ikke den faktiske vinterdenitrifikasjonsvolumetriske belastningen av systemet før og etter rekonstruksjon mye. For nitrifikasjon, etter rekonstruksjon, ble nitrifikasjonseffekten forsterket ved å legge til suspenderte bærere for å danne et hybrid MBBR-system for å styrke NH₃-N-fjerning. Basert på den betydelige reduksjonen av aerob retensjonstid, økte den faktiske vinternitrifikasjonsbelastningen fra 0,081 til 0,182 kg·(m³·d)⁻¹ etter rekonstruksjon, en økning på 124,69 % sammenlignet med før rekonstruksjon. Bruken av MBBR-prosessen i dette prosjektet oppnådde en betydelig forbedring i nitrifikasjonsytelsen.

2.2 Analyse av systemnitrogenfjerningsytelse, potensial og rolle til suspenderte transportører

For ytterligere å bestemme nitrogenfjerningseffekten av hver funksjonell sone i den biologiske seksjonen etter rekonstruksjon, ble vannkvaliteten langs den biologiske tanken sporet, og nitrogenfjerningsveien til hver funksjonell sone etter rekonstruksjon ble analysert gjennom gjennomsnittlig vannkvalitetsparametere for hver funksjonell seksjon. Som vist iFigur 4, i løpet av måleperioden var den gjennomsnittlige faktiske innløpskonsentrasjonen TN, NH3-N og COD i den biologiske tanken henholdsvis 43,59, 38,50 og 278,00 mg·L⁻¹, og avløpsvannet TN, NH₃- og . 24,46 mg-L-1, henholdsvis. For TN-fjerning var systemets TN-fjerningshastighet beregnet fra innløps- og avløps-TN-konsentrasjoner 78,95±6,01 %, og fjerningen skjedde hovedsakelig i den pre{11}}anoksiske sonen, med en nitrogenfjerningsmengde på 27,51 mg·L⁻¹. Denitrifikasjonsbelastningen og bidragsraten var henholdsvis 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ og 79,16 %±2,24 %. Kombinert med endringen i COD-konsentrasjon var COD/TN forbrukt for denitrifikasjon i den pre{18}}anoksiske sonen 5,22±0,21. Den post-anoksiske sonen brukte eksternt natriumacetat for denitrifikasjon, med en nitrogenfjerningsmengde og belastning på henholdsvis 4,35 mg·L⁻¹ og 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. Den beregnede COD/TN forbrukt for denitrifikasjon var 4,66±0,57. Natriumacetat, som et lite molekylært organisk syresalt, brukes lett av mikroorganismer og har høyere denitrifikasjonseffektivitet enn den komplekse organiske karbonkilden i råvann. Etter rekonstruksjon hadde influenten god biologisk nedbrytbarhet, og denitrifikasjonskravene kunne i utgangspunktet bare oppfylles gjennom den pre-anoksiske sonen, og derved reduserte trykket på post-anoksisk denitrifikasjon og mengden ekstern karbonkilde. For NH₃-N-fjerning var DO i MBBR-sonen under faktisk drift 2–4 mg·L⁻¹, og systemets NH₃-N-fjerningshastighet beregnet fra inn- og utløps-NH₃-N-konsentrasjoner var 938,14 %±.

Ved faktisk drift av avløpsrenseanlegg oppstår ofte sjokk av innflytende kvalitet på grunn av naturlige faktorer som nedbør og snøsmelting, industrielle faktorer som økte industribedrifter eller midlertidige forretningsavvik, og sosiale faktorer som høytider og spesielle begivenheter. Forbedring av slagfastheten til det biologiske behandlingssystemet har blitt nøkkelen til sikker og stabil drift av anlegget. For å verifisere den maksimale toleransebelastningen til systemet, ble det utført en nitrifikasjonslaboratorietest under høyt substrat og høy DO. Samtidig, for å verifisere den faktiske rollen til suspenderte bærere i hybrid MBBR-systemet, ble tre grupper av eksperimenter (hybrid, ren-biofilm og ren-slam) satt opp to ganger. Endringene i NH₃-N i hvert system under testen vises iFigur 5. Med innflytende NH₃-N ved 25 mg·L⁻¹, reduserte hybrid- og rene-biofilmsystemene NH₃-N til under 1,5 mg·L⁻¹ på henholdsvis 2,5 og 3,0 timer, mens den rene-reduksjonen i NH₃}-systemet hadde en mye langsommere-N-slam gjennom hele systemet testperiode. De beregnede gjennomsnittlige volumetriske nitrifikasjonsbelastningene av det rene-slammet, den rene-biofilmen og hybridsystemene var henholdsvis 0,072, 0,215 og 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. I henhold til ligning (1), under tilstedeværelse av aktivert slam, var den volumetriske belastningen av de suspenderte bærerne i MBBR-systemet 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, som ikke var signifikant forskjellig fra den målte belastningen til den rene-biofilmgruppen. Sammenlignet med andre anlegg som bruker hybrid MBBR-prosessen, med lignende bærerfyllingsforhold, var den maksimale nitrifikasjonsbelastningen til de suspenderte bærerne i dette prosjektet også på et relativt høyt nivå, noe som kan ha sammenheng med ytterligere forbedring av masseoverføringen av de suspenderte bærerne og økt aktivitet av funksjonelle bakterier under forhold med høy innflytende belastning. I tillegg, med kombinasjonen av aktivert slam, nådde den maksimale volumetriske nitrifikasjonsbelastningen under høye substrat- og høye DO-forhold 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, oppfylt og overskredet designbelastningen (0,275 kg·(m³·d)⁻¹), og oppfyller designforventningene.

For å kvantitativt analysere den maksimale toleransebelastningen til det biologiske systemet i dette prosjektet, basert på den volumetriske belastningen til hybridsystemet målt i laboratorietesten, kombinert med dataene for innflytende vannkvalitet langs strømningsveien, kunne systemet tåle en maksimal behandlingskapasitet på 1,23×10⁵ m³·d⁻¹ (beregnet lineær belastningsrelasjon mellom et hydraulisk retentionstidsforhold) og et positivt lineært system. samtidig som det sikres stabil NH₃-N-overholdelse av avløpsvann. Dette er en økning på 30,57 % sammenlignet med den faktiske vinterbehandlingskapasiteten til dette prosjektet, med systemets hydrauliske retensjonstid ytterligere redusert til 3,43 timer. På samme måte, basert på den faktiske behandlingskapasiteten etter rekonstruksjon, var den tolerable innflytende NH₃-N-konsentrasjonen i den biologiske tanken så høy som 55 mg·L⁻¹, en økning på 56,96 % sammenlignet med gjennomsnittlig faktisk vinterinnflytende NH₃-N i dette prosjektet.

Når det gjelder rollen til suspenderte bærere i hybrid MBBR-systemet i dette prosjektet, ifølge ligning (2), var nitrifikasjonsbidragsraten til den suspenderte bærerbiofilmen i dette prosjektet 74,83 %. Det kan sees at under lave-temperaturforhold har de suspenderte bærerne blitt den dominerende faktoren for nitrifikasjon i hybrid MBBR-systemet. Kombinert med litteraturrapporter er det analysert at under lave vintertemperaturer har det aktiverte slamsystemet, begrenset av sin løse struktur og høye spesifikke overflateareal, god varmeavledningsytelse og dårlig termisk isolasjon for interne mikroorganismer, noe som fører til redusert nitrifikasjonsytelse. I motsetning til dette gir biofilmen på de suspenderte bærerne, som drar nytte av dens tette struktur og høye EPS-beskyttelse, god termisk isolasjon for det indre laget av biofilmen, og sikrer dermed god nitrifikasjonsytelse under lave-temperaturforhold. I tillegg viste-strømmålingsresultatene fra dette prosjektet et betydelig TN-fjerningsfenomen i MBBR-sonen. Kombinert med endringen i NH₃-N-konsentrasjon langs den aerobe sonen og resirkulasjonsforholdet, var den beregnede TN-fjerningen (3,42±0,11) mg·L⁻¹, med en bidragsrate på 9,83%±0,67%, noe som indikerer eksistensen av en SND-effekt i systemet.

2.3 Verifikasjon av SND-effekt og analyse av påvirkningsfaktorer

For tiden kan de fleste avløpsrenseanlegg som bruker MBBR-prosessen observere nitrogenfjerning i den aerobe sonen, og fjerner vanligvis 3–8 mg·L⁻¹ TN. Årsaken til dette fenomenet tilskrives hovedsakelig SND-effekten til biofilmen. Det vil si at når penetrasjonsevnen til oppløst oksygen svekkes, dannes det et anoksisk/hypoksisk lag i det indre laget av biofilmen, som gir betingelser for anrikning av denitrifiserende bakterier, og legger dermed grunnlaget for SND nitrogenfjerning.

For ytterligere å bekrefte kilden til aerob SND, ble det utført en denitrifikasjonslaboratorietest med aerob biofilm, som vist iFigur 6. Gjennom testperioden var reduksjonen i NO3-N relativt skånsom og jevn, og systemet fjernet 3,72 mg·L⁻1 nitratnitrogen i løpet av 120 minutter. Gjennomsnittlig C/N forbrukt av systemet var 3,43±0,05. Teoretisk er C/N nødvendig for denitrifikasjon 2,86. Tatt i betraktning forbruket ved biologisk assimilering og DO i råvannet, når den nødvendige C/N generelt over 4. Imidlertid var C/N nødvendig for nitrogenfjerning av de suspenderte bærerne i dette prosjektet lavere enn det som forbrukes ved generell mikrobiell denitrifikasjon. Det spekuleres i at når de suspenderte bærerne i MBBR-sonen utøver SND-nitrogenfjerning, bruker de hovedsakelig interne karbonkilder generert fra aldring og lysis av biofilmen som elektrondonorer, så utnyttelsesgraden av organisk materiale (ekstern karbonkilde) i råvannet er generelt lav. Bruken av gammel biofilm som en intern karbonkilde for denitrifisering antyder også at MBBR-prosessen kan ha lavere slamproduksjon. Ved å bruke hele testperioden som en node, var den beregnede denitrifikasjonsvolumetriske belastningen av den aerobe biofilmen (0,045±0,003) kg·(m³·d)⁻1. Biofilmen på de suspenderte bærerne tilsatt i den aerobe sonen hadde en denitrifikasjonseffekt, og ga bevis for forekomsten av samtidig nitrifikasjon og denitrifikasjon i biofilmen.

SND, som en gunstig effekt etter bruk av MBBR-prosessen for oppgradering i dette prosjektet, forbedret systemets TN-fjerningshastighet ytterligere og reduserte avhengigheten av eksterne karbonkilder for denitrifikasjon til en viss grad. For ytterligere å forsterke den aerobe SND-effekten, fra perspektivet til optimalisert drift, ble påvirkningen av innflytende og avløpsvannkvalitet og kontrollparametere på SND-effekten til MBBR-sonen undersøkt ytterligere. Gjennom lang-sporing av kontrollparametere som innflytende nitratnitrogen (NO₃-Ninf), avløpsnitratnitrogen (NO₃-Neff), innflytende organisk materiale (CODinf), avløpsorganisk materiale (CODeff), innflytende ammoniakk ({NH nif}), effluent ammoniakknitrogen (NH₃-Neff), total nitrogenfjerning (ΔTN) og DO i MBBR-sonen gjennom vinteren, ble hovedkomponentanalyse (PCA) brukt for å utforske korrelasjonene mellom disse parameterne. Resultatene vises iFigur 7. ΔTN i den aerobe sonen viste en relativt signifikant negativ korrelasjon med DO, mens korrelasjonen med CODinf, CODeff og NO₃-Ninf ikke var åpenbar. For høy DO fører til mer grundig masseoverføring i biofilmen, noe som gjør det vanskelig å danne en anoksisk sone inne, noe som er ugunstig for denitrifikasjonsprosessen og hemmer SND-effekten. I tillegg hadde ikke CODinf og NO₃-Ninf i MBBR-sonen noen signifikant innvirkning på SND-effekten til de suspenderte bærerne. På den ene siden bekrefter dette igjen at SND-prosessen til biofilmen hovedsakelig bruker interne karbonkilder i stedet for eksterne karbonkilder. På den annen side indikerer det også at NO₃-N fjernet av SND i MBBR-sonen ikke kommer fra innflytende NO₃-N, men hovedsakelig fra NO₃-N generert av nitrifikasjon i den aerobe tanken. NO₃-Neff er negativt korrelert med ΔTN i den aerobe sonen. Som et resultat av den kombinerte virkningen av nitrifikasjon og SND i den aerobe sonen, på den ene siden, fører høyere DO til bedre nitrifikasjon og høyere avløp NO₃-Neff; på den annen side fører høyere DO til dårligere SND og mer hemmet nitrogenfjerning, noe som ytterligere fører til høyere NO₃ -Neff avløpsvann.

For å oppnå "målbar og kontrollerbar" SND og gi veiledning for anleggsdriftskontroll ble DO, som kan styres manuelt, valgt som uavhengig variabel, og ΔTN ble brukt som avhengig variabel for lineær regresjonsanalyse. Resultatene vises iFigur 8(en). Når den faktiske DO i MBBR-sonen til anlegget var 2,06–3,67 mg·L⁻¹, eksisterte en SND-effekt, med nitrogenfjerning på 2,36–4,10 mg·L⁻¹, og ΔTN og DO tilfredsstilte i utgangspunktet ΔTN=6.0040 – {9 DO}}R²). Videre, ved å bruke den tilpassede kurven, ble det beregnet at teoretisk, når DO kontrolleres under 6,27 mg·L⁻¹, kan MBBR-sonen utøve en SND-nitrogenfjerningseffekt. Dette samsvarer med konklusjonen til Wang Xuejiang et al. ved å studere effekten av DO på SND-effekten til et MBBR-system, der de fant at TN-fjerningsraten fortsatt kunne overstige 30 % når DO var så høy som 6,0 mg·L⁻¹. Det skal imidlertid bemerkes at denne verdien er en teoretisk verdi oppnådd ved tilpasning, og den faktiske påføringseffekten må studeres videre i etterfølgende drift. I tillegg bør det tas i betraktning at DO-regulering samtidig påvirker nitrifikasjonseffekten til systemet, og dermed påvirker effektiviteten til fjerning av NH₃-N. Derfor er resultatene av lineær regresjonsanalyse ved bruk av DO som den uavhengige variabelen og ΔNH₃-N som den avhengige variabelen vist i figur 8(b). I henhold til den gjennomsnittlige innflytende NH₃-N i MBBR-sonen om vinteren (10,47 mg·L⁻¹) og designavløpsstandarden (1,50 mg·L⁻¹), er det beregnet at ΔNH₃-N bør kontrolleres ikke mindre enn 7 mg.·L⁻1. Kombinert med de lineære regresjonsresultatene bør DO kontrolleres over 2,47 mg·L⁻¹. Oppsummert, når DO i dette prosjektet var 2,06–3,67 mg·L⁻¹, eksisterte det en SND-effekt. Basert på prinsippet om å oppfylle standarder for ammoniakknitrogen i avløpet og samtidig redusere luftingsenergiforbruket, kan DO kontrolleres rundt 2,47 mg·L⁻¹, der SND-effekten til systemet er optimal, og fjerner 3,64 mg·L⁻¹ av TN.

For å verifisere påvirkningen av driftsparametere på SND-effekten til biofilmen og få et generelt mønster, ble SND-effektene av seks avløpsrenseanlegg som anvender MBBR-prosessen under forskjellige driftsforhold sammenlignet. Resultatene vises iTabell 2. For det første ble DO i den aerobe sonen til hver plante for det meste kontrollert til 2–3 mg·L⁻¹, og slamkonsentrasjonen var 3,0–4,0 g·L⁻¹. Under disse forholdene kunne en relativt åpenbar SND-effekt oppnås. I henhold til tilpasningsresultatene til ΔTN og DO i dette prosjektet, når DO ble kontrollert under 6,27 mg·L⁻¹, kunne en SND-effekt oppstå. Dette prosjektet, med en relativt tykkere biofilm om vinteren, hadde en sterkere toleranse for DO. For det andre hadde anlegg B, med lavest slamkonsentrasjon, best SND-effekt. Plantene A, D og E, med høyere bærerfyllingsforhold, hadde mer åpenbare SND-effekter, som alle indikerer at i hybrid MBBR-systemet stammer SND-fenomenet hovedsakelig fra biofilmen.

Oppsummert, i tillegg til å forsterke SND-effekten ved å kontrollere DO, kan dette prosjektet også prøve å gradvis redusere systemslammet til ca. 3,0 g·L⁻¹, noe som gir bedre betingelser for dyrking av biofilmtykkelse og anoksisk lagdannelse gjennom lav slamkonsentrasjon, og dermed gi betingelser for ytterligere SND-ytelse.

2.4 Analyse av nitrogen-Fjerning av bakteriesamfunnssammensetning

Når det gjelder forskjellene i artsrikdom og mangfold mellom slam- og biofilmfasene, basert på den lille forskjellen i resultatene av to amplikonsekvenseringskjøringer, ble ett sett med data valgt ut for analyse. Som vist iFigur 9, Chao-, Ace- og Simpson-indeksene karakteriserer det mikrobielle fellesskapets rikdom og distribusjonsenhet, mens Shannon-indeksen representerer mangfoldet i det mikrobielle samfunnet. Høyere Chao- og Ace-indekser indikerer høyere OTU-rikdom, en lavere Simpson-indeks indikerer bedre artsfordelingsuniformitet, og en høyere Shannon-indeks indikerer høyere samfunnsmangfold. Resultatene viste at både artsrikdom og mangfold var signifikant høyere i biofilmen enn i aktivslammet, og artsfordelingen i biofilmen var også mer jevn enn i aktivslammet. Det totale antallet OTUer i biofilmen og aktivert slam var henholdsvis 1 652 og 1 372, med 770 delte OTUer, som utgjør henholdsvis 46,6 % og 56,1 % av de totale OTUene i biofilmen og aktivert slam. Biofilmen hadde 882 unike OTU-er, som utgjorde nesten 40% av de totale OTU-ene. Det kan sees at biofilmen beriket en del mikroorganismer som ikke var til stede i det opprinnelige aktiverte slammet. Tilsetningen av suspenderte bærere økte betydelig rikdommen og mangfoldet til det mikrobielle samfunnet i systemet, og den mer komplekse sammensetningen av mikrobielle fellesskap la også grunnlaget for slagfastheten til MBBR-systemet.

For ytterligere å forstå forskjellene i dominerende arter og funksjonell bakteriesammensetning mellom biofilmen og aktivert slam og for å gi mikroskopisk støtte for SND-fenomenet i biofilmen, ble den mikrobielle sammensetningen på slektsnivå analysert. Som vist iFigur 10, inkluderte de dominerende artene i det biologiske systemet i dette prosjektet norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium og SWB02. Blant dem kan norank_f_Caldilineaceae og norank_f_JG30-KF-CM45 anrikes i både biofilmen og aktivert slam, med relative mengder i biofilmen og aktivert slam på henholdsvis 3,05, 5,69 % og 7,06, 3,08 %. norank_f_Caldilineaceae er stort sett filamentøse bakterier, og noen slekter har denitrifiseringsevne. De ble beriket i biofilmen fordi biofilmen kan skille ut mer EPS for deres spredning. På den annen side kan de også anrikes på aktivert slam som PAO, noe som fremmer fjerning av fosfor. norank_f_JG30-KF-CM45 kan delta i karbon- og nitrogentransformasjonsprosesser, og forbedrer fjerningen av organisk materiale og nitrogen.

I følge litteraturrapporter har det blitt funnet at MBBR-prosessen kan oppnå effektiv berikelse av nitrifiserende bakterier som Nitrospirota, Nitrosomonas og Nitrolancea ved lave temperaturer. Den viktigste nitrifiseringsslekten i dette prosjektet var Nitrospira, som har fullstendig nitrifikasjonsevne. Dens relative mengde i biofilmen og aktivert slam var henholdsvis 4,73 % og 0,39 %. I følge litteraturrapporter er den relative forekomsten av nitrifiserende bakterier i andre anlegg som bruker aktivert slamsystemer under lave vintertemperaturer stort sett under 1 %. Etter hybrid MBBR-rekonstruksjonen i dette prosjektet var den relative forekomsten av nitrifiserende bakterier i det aktiverte slammet relativt lav, noe som ga bevis for omfordeling av nitrifiserende bakterier i MBBR-systemet under lave-temperaturforhold, som nevnt tidligere. Den relative forekomsten av Nitrospira i biofilmen til dette prosjektet var mer enn 10 ganger større enn i det aktiverte slammet, og det ble beregnet at mer enn 92 % av de nitrifiserende bakteriene i systemet var anriket i biofilmen. Dette er fordelen med MBBR-prosessen under lave-temperaturforhold, som sikrer stabil drift av systemet.

Når det gjelder SND-fenomenet i biofilmen, viste de suspenderte bærerne også en sterkere anrikningsevne for noen denitrifiserende bakterier enn det aktiverte slammet. Studier har vist at både SWB02 og Pedomicrobium kan delta i denitrifikasjonsprosessen, og SWB02 kan skille ut C6-HSL, som har en god hemmende effekt på slambulking. Den relative forekomsten av SWB02 og Pedomicrobium i biofilmen var henholdsvis 3,68 % og 3,78 %, mye høyere enn deres relative mengde i det aktiverte slammet (0,21 % og 0,22 %). Dessuten ble det beregnet at proporsjonene av SWB02 og Pedomicrobium i hele hybridsystemet begge var over 94,5 %. Selv om de suspenderte bærerne kun ble tilsatt i den aerobe sonen, har den modne biofilmen en viss tykkelse. På grunn av begrensningene for masseoverføring og oksygenoverføring eksisterer et anoksisk/hypoksisk miljø i det indre laget av biofilmen, som beriker denitrifiserende bakterier, og gir dermed biofilmen denitrifiseringsevne. Dette er det mikrobiologiske grunnlaget for biofilmens samtidige nitrifikasjons- og denitrifikasjonsevne. I tillegg ble det funnet at Hyphomicrobium også kan anrikes i miljøer med lav temperatur. Denne slekten kan bruke giftige og ildfaste organiske forbindelser for denitrifisering. Dens relative mengde i biofilmen var 1,80 %, også mye høyere enn dens relative mengde i det aktiverte slammet (0,12 %).

Ved å sammenligne de dominerende denitrifiserende bakteriene (DNB) og deres relative forekomst i biofilmen til andre planter, vises resultatene iTabell 3. For det første, når det gjelder sammensetningen av denitrifiserende bakterier i den aerobe biofilmen, var typene denitrifiserende bakterier anriket i den aerobe biofilmen i hvert prosjekt ikke konsistente. De eneste tilbakevendende slektene var Terrimonas og Hyphomicrobium. Terrimonas er også en vanlig denitrifiserende bakterie i aktivert slamsystemer, og i likhet med Hyphomicrobium kan den bryte ned antracenforbindelser, og noen er klassifisert som aerobe denitrifiserende bakterier. Disse to bakteriene dukket opp i planter F, H og dette prosjektet. Anlegg H og dette prosjektet ble ofte påvirket av industrielt avløpsvann under faktisk drift, og den spesifikke vannkvaliteten til industrivann kan være en av årsakene til anrikningen av disse to bakteriegruppene. Derfor kan det utledes at spesifikke denitrifiserende slekter i den aerobe biofilmen ikke er en nødvendig betingelse for SND, og ​​forskjeller i vannkvalitet mellom ulike prosjekter kan være hovedårsaken til forskjeller i denitrifiserende bakteriegrupper. For det andre, når det gjelder den relative mengden av denitrifiserende bakterier i den aerobe biofilmen, bortsett fra Plantene F, H, og dette prosjektet, oppnådde andre prosjekter en relativ overflod av denitrifiserende bakterier i den aerobe biofilmen på ca. 8 %, med SND nitrogenfjerning over 2 mg·L⁻¹. Under påvirkningen av industrivann, selv om den relative mengden av denitrifiserende bakterier i den aerobe biofilmen til Plant H og dette prosjektet var relativt høy, var denitrifikasjonseffektiviteten ikke spesielt enestående. Det kan sees at den innflytende vannkvaliteten har høy prioritet ved valg av typene denitrifiserende bakterier i den aerobe biofilmen, og virkningen av industrivann hemmer denitrifikasjonseffektiviteten til den aerobe biofilmen.

Oppsummert kan MBBR-prosessen øke rikdommen og mangfoldet til det mikrobielle samfunnet i systemet betydelig. Anrikningskapasiteten til biofilmen for den nitrifiserende slekten Nitrospira er mer enn 10 ganger større enn det aktiverte slammet, noe som i stor grad forbedrer nitrifikasjonseffekten til systemet. Denitrifiserende slekter som SWB02, Pedomicrobium og Hyphomicrobium er bedre beriket i den aerobe biofilmen, og gir det mikroskopiske grunnlaget for SND-ytelse og forbedrer TN-fjerning. På grunn av virkningen av industrivann er imidlertid SND-denitrifikasjonseffektiviteten ikke signifikant.

3 Konklusjoner

① Et avløpsrenseanlegg i Sørvest-Kina oppgraderte sin originale CASS-tank til en Bardenpho-MBBR biologisk tank og sedimentasjonstank for å oppnå oppgradering fra klasse A til kvasi-klasse IV-standarder. Etter rekonstruksjon, under vintervanntemperaturer på 9,3–13,1 grader og med gjennomsnittlig innflytende NH₃-N- og TN-belastning økte med omtrent 20 % sammenlignet med før rekonstruksjon, oppfylte avløpsindikatorene stabilt kvasi-klasse IV-vannstandardene. Den maksimale nitrifikasjonsbelastningen til MBBR-systemet nådde 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, og oppfyller designforventningene. Nitrifikasjonsbidragsraten til de suspenderte transportørene var 74,83 %, og inntok en dominerende posisjon. Systemet har fortsatt potensial til å øke vannkvaliteten med 56,96 % og flyten med 30,57 %.

② I MBBR-sonen bruker de suspenderte bærerne interne karbonkilder for å utøve en SND-effekt, og oppnår en bidragsrate på nitrogenfjerning på 9,83 %±0,67 %. For å forsterke SND-effekten bør DO kontrolleres så mye som mulig ved 2,47 mg·L⁻¹ i faktisk drift, hvor SND kan fjerne 3,64 mg·L⁻¹ av TN. Senere kan det gjøres forsøk på å redusere slamkonsentrasjonen ytterligere til ca. 3,0 g·L⁻1 for å gi betingelser for ytterligere forsterkning av SND-effekten til biofilmen.

③ MBBR-prosessen økte rikdommen og mangfoldet til det mikrobielle samfunnet i systemet betydelig. Anrikningskapasiteten til biofilmen for den nitrifiserende slekten Nitrospira var mer enn 10 ganger større enn det aktiverte slammet, og ga det mikrobiologiske grunnlaget for forbedret nitrifikasjon i dette prosjektet. De denitrifiserende slektene beriket i den aerobe biofilmen, som SWB02, Pedomicrobium og Hyphomicrobium, la det mikroskopiske grunnlaget for forekomsten av SND-fenomenet i biofilmen.