Onderzoek naar de stikstofverwijderingsprestaties van MBBR voor quasi-IV-upgrade van afvalwaterzuiveringsinstallaties in Zuidwest-China tijdens de winter

Onderzoek naar de stikstofverwijderingsprestaties van MBBR voor quasi-IV Upgrade van een afvalwaterzuiveringsinstallatie in Zuidwest-China tijdens de winter

De zuidwestelijke regio van China is uitgestrekt, met aanzienlijke verschillen in klimaat en geologische omstandigheden. De brede bronnen van afvalwaterkwaliteit leiden tot grote schommelingen in de waterkwaliteit. Hoewel deze regio in het zuiden ligt, kan de afvalwatertemperatuur vanwege de grote hoogte en het terrein tijdens het koude winterseizoen onder de 10 graden dalen. Gecombineerd met het complexe terrein van de regio, met verweven bergen en diepe valleien, heuvels en vlakten, en grote temperatuurverschillen tussen dag en nacht, is de dagelijkse fluctuatie van de afvalwatertemperatuur ook duidelijk. De complexe influentkarakteristieken en de extreem lage watertemperatuur in de winter stellen hogere eisen aan het ontwerp en de exploitatie van afvalwaterzuiveringsinstallaties in deze regio. Tegen de achtergrond van de modernisering en wederopbouw van huishoudelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties is het zelfs nog belangrijker om een ​​geschikt behandelingsproces te selecteren voor de modernisering van installaties in het zuidwesten, om een ​​stabiele naleving tijdens het lage- seizoen te garanderen.

Het Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)-proces verbetert, door het toevoegen van zwevende dragers in een vast gebied, de verrijking van functionele bacteriën en verbetert de weerstand tegen lage- temperaturen. Het wordt veel gebruikt bij het upgraden van projecten voor afvalwaterzuiveringsinstallaties. Momenteel is de toepassingsschaal van het MBBR-proces in China groter dan 2,5×10⁷ m³·d⁻¹, en MBBR is opgenomen als een "veel gebruikt en veilig en betrouwbaar proces" in de onlangs herziene "Outdoor Drainage Design Standard" (GB 50014-2021). De wijdverbreide toepassing van het proces heeft ook snel vervolgonderzoek bevorderd. Onderzoekshotspots op het MBBR-proces richten zich voornamelijk op procesontwerpanalyse, onderzoek naar laboratoriummechanismen en het volgen van technische effecten. Relevante conclusies zijn onder meer het verbeteren van de biochemische efficiëntie door MBBR, het verbeteren van de slagvastheid door biofilm en het verbeteren van de weerstand bij lage temperaturen, het verbeteren van de functionele bacterieverrijking door MBBR, en het verbeteren van de stikstofverwijdering door biofilm SND. Huang Qing et al. ontdekte dat na het upgraden met het MBBR-proces de slagvastheid van de afvalwaterzuiveringsinstallatie aanzienlijk was verbeterd en dat het effluent nog steeds stabiel aan de normen kon voldoen, zelfs bij langdurige overschrijding van de BZV en TN. Liu Qiang et al. ontdekte dat het MBBR-proces de behandelingscapaciteit van de fabriek bij lage temperaturen aanzienlijk verbeterde, en dat het effluent stabiel kon voldoen aan de ontwerpnormen bij lage temperaturen van 9–11 graden. Luan Zhixiang et al. ontdekte dat na het upgraden van een noordelijke afvalwaterzuiveringsinstallatie met het MBBR-proces, de aërobe MBBR-zone 20,12% van de TN via SND van hangende dragers zou kunnen verwijderen. Han Wenjie et al. vergeleek vijf gemeentelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties met hybride MBBR-processen in het Yangtze River Delta-gebied bij lage wintertemperaturen en ontdekte dat de toevoeging van gesuspendeerde dragers de biomassa van nitrificerende bacteriën in het systeem aanzienlijk verhoogde, waarbij de gesuspendeerde dragers 86.12%–95,36% van de nitrificerende bacteriën verrijkten. Bestaand onderzoek kent echter nog steeds bepaalde beperkingen. In een groot aantal onderzoeken wordt bijvoorbeeld het MBBR-ontwerp gescheiden van de operationele prestaties, waarbij een vergelijkende verificatie van het ontwerp en de prestaties voor hetzelfde project ontbreekt. Met betrekking tot de slagvastheid van MBBR zijn alleen "kwalitatieve maar niet kwantitatieve" conclusies beschikbaar, zonder kwantitatieve gevolgtrekking van de maximale tolerantiebelasting. Wat het SND-fenomeen betreft, het is alleen ‘meetbaar maar niet controleerbaar’, waarbij directe verificatie van de bron van stikstofverwijdering door middel van ontworpen macro-experimenten ontbreekt, noch rationele werkingssuggesties vanuit het perspectief van technische controle.

Gebaseerd op de beperkingen van bestaand onderzoek, neemt deze studie de modernisering van een CASS-afvalwaterzuiveringsinstallatie in Zuidwest-China als voorbeeld om de ontwerpprincipes en logica van het MBBR-proces uit te leggen. Gecombineerd met de daadwerkelijke systeemprestaties onder de meest ongunstige winteromstandigheden werd de rationaliteit van het MBBR-ontwerp geanalyseerd. Het zuiveringspotentieel van het systeem werd kwantitatief geanalyseerd door veranderingen in de waterkwaliteit langs de biologische tank en laboratoriumtests op hoge-substraten. Een denitrificatielaboratoriumtest met behulp van aërobe biofilm werd ontworpen om de bron van het SND-fenomeen in het hybride MBBR-systeem rechtstreeks te verifiëren. De invloed van technische bedrijfsparameters op het SND-effect van het MBBR-systeem werd bestudeerd, en in combinatie met data-aanpassing werden suggesties voor optimalisatie van de SND voorgesteld. De verschillen in de verdeling van de microbiële gemeenschap tussen slib en biofilm werden geanalyseerd vanuit het perspectief van de bacteriële samenstelling, en de microscopische beïnvloedende factoren van SND werden geanalyseerd op basis van de typen en relatieve overvloed aan aërobe denitrificerende bacteriën. Gehoopt wordt dat dit onderzoek een referentie kan bieden voor het MBBR-procesontwerp van andere vergelijkbare afvalwaterzuiveringsinstallaties, basisgegevens kan verschaffen voor de stabiele werking van MBBR-installaties en bedieningssuggesties kan bieden voor de efficiënte prestaties van SND in MBBR-systemen.

1 Materialen en methoden

1.1 Projectoverzicht

Bij een afvalwaterzuiveringsinstallatie in het zuidwesten van China, met een ontwerpcapaciteit van 1×10⁵ m³·d⁻¹, moest het effluent voldoen aan de klasse A-norm van de "Lozingsnorm voor verontreinigende stoffen voor gemeentelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties" (GB 18918-2002). Vanwege beperkingen op het gebied van landgebruik tijdens de vroege bouw werd een CASS-proces zonder traditionele secundaire sedimentatietanks toegepast. Tijdens bedrijf deden zich echter problemen voor zoals onvoldoende nitrificatie bij lage wintertemperaturen, slechte slibbezinking en verminderde behandelingsefficiëntie. In 2019 werd de fabriek geüpgraded naar quasi-Klasse IV-normen. Bij de opwaardering moest zowel rekening worden gehouden met de toename van de stikstofconcentratie in het influent als met de verbetering van de effluentnormen. De ontwerpinfluent- en effluentkwaliteit voor en na de reconstructie worden weergegevenTabel 1. Op basis van het feit dat de influent NH₃-N- en TN-belasting met respectievelijk 66,67% en 62,16% toenam, moesten de uitstromende koolstof, stikstof, fosfor, enz. worden opgewaardeerd van klasse A van GB 18918-2002 naar klasse IV van de "Environmental Quality Standards for Surface Water" (GB 3838-2002), wat gelijk staat aan het verhogen van de nitrificatie- en denitrificatiebelastingen met respectievelijk 127,27% en 94%. Bij dit project werd het Bardenpho-MBBR-proces toegepast, waarbij de oorspronkelijke CASS-tank werd omgebouwd tot een biologische tank en een sedimentatietank.

Na de reconstructie bleef actief slib voor de stikstofverwijdering de hoofdrol spelen. De denitrificatieretentietijd van de oorspronkelijke CASS-tank werd verlengd van 3,78 uur naar 6,35 uur, en de denitrificatievolumetrische belasting van het actiefslib nam toe van 0,140 naar 0,189 kg·(m³·d)⁻¹. Om de denitrificatie van actief slib te verbeteren, werden pre-anoxische en post-anoxische zones ingericht met retentietijden van respectievelijk 4,23 uur en 2,12 uur. De post-anoxische zone maakte gebruik van externe toevoeging van koolstofbronnen om de denitrificatie te verbeteren en zo het probleem van onvoldoende koolstofbronnen in het ruwe water op te lossen. Voor nitrificatie werd de nitrificatieretentietijd van de oorspronkelijke CASS-tank teruggebracht van 7,55 uur naar 4,23 uur, terwijl de nitrificatiebelasting sterk moest worden verhoogd van 0,079 naar 0,275 kg·(m³·d)⁻¹. Om het nitrificatie-effect te versterken werden zwevende dragers in de aërobe zone toegevoegd om een ​​aërobe MBBR-zone te vormen. De gebruikte dragers waren van het SPR-III-type, met een diameter van (25±0,5) mm en een dikte van (10±1) mm. Na hechting van de biofilm lag de dichtheid dicht bij die van water en was het effectieve specifieke oppervlak groter dan 800 m²·m⁻³, wat voldoet aan de industriestandaard "Hoge-dichtheidspolyethyleen hangende drager voor waterbehandeling" (CJ/T461-2014). De biofilm op de opgehangen dragers zag er na bevestiging donkergrijs uit (Figuur 1). De MBBR-zone maakte alleen gebruik van geperforeerde beluchting om hydraulische afschuiving te bewerkstelligen, waarbij de biofilmdikte op (208,82 ± 37,57) μm werd geregeld, wat goede omstandigheden bood voor massaoverdracht en zuurstofoverdracht.

1.2 Bepaling van de stikstofverwijdering in de biologische tank

Om het stikstofverwijderingstraject in elke functionele zone van de biologische tank bij lage wintertemperaturen na reconstructie te begrijpen, werd de waterkwaliteit langs de biologische tank dagelijks gecontroleerd van 15 december 2020 tot 22 december 2020. Gedurende deze periode was de watertemperatuur in de biologische tank 9,5–10,2 graden. De monsters omvatten influent van de biologische tank, effluent van de anaërobe zone, effluent van de anoxische zone, effluent van de MBBR-zone, effluent van de post-anoxische zone, effluent van de post-aërobe zone en effluent van de sedimentatietank. Er werden elke 2-3 uur monsters genomen. Na verzameling werden de monsters snel voorbehandeld. Na sedimentatie werd het supernatant verzameld en werden drie monsters in gelijke hoeveelheden gemengd om NH₃-N, NO₃-N, TN en CZV te bepalen, waarbij de route voor de verwijdering van verontreinigende stoffen en de nitrificatie/denitrificatiebelasting van elke functionele zone werden geverifieerd.

1.3 Bepaling van het nitrificatiepotentieel van het MBBR-systeem en het bijdragepercentage van geschorste vervoerders

Om de maximale tolerantiebelasting van het bestaande MBBR-systeem te verifiëren, werd op 27 en 28 februari 2021 een nitrificatielaboratoriumtest uitgevoerd. Hangende dragers en actief slib uit de aërobe zone van de installatie werden dagelijks verzameld om de slagvastheid van het MBBR-systeem te simuleren wanneer de influentbelasting in de winter toenam. De laboratoriumtest simuleerde het feitelijke influent van de MBBR-zone langs het stroompad. Het supernatant van het effluent van de anoxische zone na sedimentatie werd gebruikt, en NH3-N en de alkaliteit werden aangevuld door ammoniumchloride en natriumbicarbonaat toe te voegen als het influent voor de test. Het nitrificatietestapparaat wordt getoond inFiguur 2. Pure-biofilm, puur-slib en hybride systemen werden achtereenvolgens opgezet. De slibconcentratie en de vullingsgraad van de drager kwamen overeen met de werkelijke omstandigheden van de biologische tank. Om het nitrificatiepotentieel van het MBBR-systeem volledig te benutten en de massa- en zuurstofoverdracht te verbeteren, werd de influent NH₃-N-concentratie verhoogd van ongeveer 10 mg·L⁻¹ langs het stroompad naar ongeveer 25 mg·L⁻¹, en de DO werd verhoogd van 2–4 mg·L⁻¹ langs het stroompad naar ongeveer 6–7 mg·L⁻¹. Tijdens de test was de watertemperatuur 9,7–10,4 graden. Beluchtingspompen en golfmakers werden gebruikt om de oxygenatie van het systeem en de fluïdisatie van de drager op peil te houden. Elke 30 minuten werden monsters genomen en voorbehandeld om de verandering in de ammoniak-stikstofconcentratie te bepalen. Volgens gerapporteerde methoden wordt de berekeningsmethode voor de biofilmbelasting in het hybride MBBR-systeem weergegeven in vergelijkingen (1) en (2).

Waarbij: N₂ de volumetrische nitrificatiebelasting van de biofilm in het hybride systeem is, kg·(m³·d)⁻¹; N₁ is de totale volumetrische nitrificatiebelasting van het MBBR-hybridesysteem, kg·(m³·d)⁻¹; N₃ is de volumetrische last van de nitrificatie van het actiefslib, kg·(m³·d)⁻¹; η is de nitrificatiebijdrage van de geschorste vervoerders, %.

1.4 Verificatie- en optimalisatiecontroleanalyse van SND in MBBR-systeem

Om het fenomeen gelijktijdige nitrificatie en denitrificatie (SND) in het MBBR-systeem rechtstreeks te verifiëren, werd op 28 februari 2021 een denitrificatielaboratoriumtest uitgevoerd met behulp van pure MBBR-biofilm. Om de bron van het SND-effect rechtstreeks te verifiëren, werden hangende dragers uit de aërobe zone verzameld. De vulverhouding van de drager kwam overeen met de werkelijke omstandigheden van de biologische tank. Het influent voor de test werd bereid door kaliumnitraat toe te voegen aan het ruwe waterinfluent van de installatie. Elke 20 minuten werden monsters genomen en voorbehandeld om de nitraatstikstofconcentratie te bepalen.

Van 1 december 2020 tot 28 februari 2021 werden de waterkwaliteit en de bedrijfsparameters van de MBBR-zone na de reconstructie de hele winter dagelijks gevolgd. De monsters omvatten effluent van de anoxische zone en effluent van de MBBR-zone. Er werden elke 2-3 uur monsters genomen. Na verzameling werden de monsters snel voorbehandeld. Na sedimentatie werd het supernatant verzameld en werden drie monsters in gelijke hoeveelheden gemengd om TN, NH3-N, NO3-N en CZV te bepalen. Tegelijkertijd werd het DO-niveau in de aerobe MBBR-zone gemeten. De gemeten gegevens werden onderworpen aan een hoofdcomponentenanalyse (PCA) om de belangrijkste responsparameters die het SND-effect in de aërobe zone beïnvloeden, te verifiëren. De optimale controleparameters werden bepaald door middel van passende analyse om een ​​basis te bieden voor de opschaling van de controle over SND.

1.5 Hoge-doorvoersequentie van micro-organismen in de afvalwaterzuiveringsinstallatie

Om de verschillen tussen de slib- en biofilmfasen in het MBBR-systeem te analyseren in termen van microbiële diversiteit, dominante soorten en de verrijkingsefficiëntie van functionele bacteriën, en om de bron van SND microscopisch te verifiëren, werden op 28 februari 2021 actief slib en gesuspendeerde dragers uit het MBBR-systeem verzameld met één set parallelle monsters, voor sequencing met hoge doorvoer van 16S rDNA-amplicons. Op dat moment had het systeem de hele winter doorgemaakt en kon de samenstelling van de microbiële gemeenschap de werkelijke situatie onder lage- omstandigheden beter weerspiegelen. De specifieke methoden voor bepaling en analyse van hoge- doorvoer verwijzen naar eerder gerapporteerde literatuur.

1.6 Conventionele methoden voor het bepalen van de waterkwaliteit

Alle waterkwaliteitsparameters die bij dit onderzoek betrokken zijn, zijn bepaald met behulp van standaardmethoden. CZV werd bepaald volgens de nationale standaardmethode; NH3-N werd bepaald met de spectrofotometrische methode van Nessler's reagens; NO3-N werd bepaald met de ultraviolette spectrofotometrische methode; TN werd bepaald met de alkalische kaliumpersulfaatdigestie-UV-spectrofotometrische methode; TP werd bepaald met de ammoniummolybdaat-spectrofotometrische methode; DO en watertemperatuur werden gemeten met behulp van een draagbare meter voor opgeloste zuurstof.

2 Resultaten en discussie

2.1 Algemeen behandelingseffect onder lage- omstandigheden vóór en na de reconstructie

Eerst werd het algehele zuiveringseffect van het systeem bij lage wintertemperaturen vóór en na de wederopbouw (01-12-2018 tot 28-02-2019, 01-12-2020 tot 28-02-2021) vergeleken. Voor en na de wederopbouw werd de watertemperatuur in de winter in principe op 9–13 graden gehouden. Vóór de reconstructie bedroeg de winterstroom (9,12±0,58)×10⁴ m³·d⁻¹, en na de reconstructie nam deze toe tot (9,42±0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. Zoals getoond inFiguur 3(a)-(d), na reconstructie is de gemiddelde CZV- en BZV₅-belasting met respectievelijk 16,82% en 26,97% toegenomen vergeleken met vóór de reconstructie, maar het effluent daalde tot respectievelijk (20,04±2,38) en (4,47±0,84) mg·L⁻¹. Na de reconstructie nam de gemiddelde TP-belasting in het influent met 23,40% toe in vergelijking met vóór de reconstructie, maar de TP in het effluent kon nog steeds zo laag zijn als (0,26 ± 0,02) mg·L⁻¹. Na reconstructie was de influent SS-belasting iets lager dan voorheen, maar de effluent SS daalde met ruim 17,51% vergeleken met voorheen, tot (3,44±1,17) mg·L⁻¹, met een maximum van slechts 4,75 mg·L⁻¹.

Het belangrijkste hoogtepunt van dit project na de wederopbouw was de verbetering van de stikstofverwijderingscapaciteit. Na de reconstructie nam de gemiddelde NH₃-N- en TN-belasting met respectievelijk 21,56% en 19,79% toe vergeleken met vóór de reconstructie, maar het effluent daalde tot respectievelijk (0,94±0,22) en (8,59±0,64) mg·L⁻¹. Het maximale effluent NH3-N bedroeg slechts 1,33 mg·L⁻¹, en het maximale TN bedroeg slechts 9,7 mg·L⁻¹. Voor stikstofverwijdering, aangezien actief slib nog steeds de kernrol speelde na de reconstructie, op basis van de aanzienlijke verlenging van de anoxische retentietijd, veranderde de feitelijke winterdenitrificatievolumetrische belasting van het systeem voor en na de reconstructie niet veel. Voor nitrificatie werd na reconstructie het nitrificatie-effect versterkt door zwevende dragers toe te voegen om een ​​hybride MBBR-systeem te vormen om de NH₃-N-verwijdering te versterken. Gebaseerd op de significante verkorting van de aerobe retentietijd, is de feitelijke nitrificatiebelasting in de winter na de wederopbouw gestegen van 0,081 naar 0,182 kg·(m³·d)⁻¹, een stijging van 124,69% vergeleken met vóór de wederopbouw. De toepassing van het MBBR-proces in dit project zorgde voor een aanzienlijke verbetering van de nitrificatieprestaties.

2.2 Analyse van de prestaties van het systeem voor stikstofverwijdering, het potentieel en de rol van hangende vervoerders

Om het stikstofverwijderingseffect van elke functionele zone in de biologische sectie na reconstructie verder te bepalen, werd de waterkwaliteit langs de biologische tank gevolgd en werd het stikstofverwijderingstraject van elke functionele zone na reconstructie geanalyseerd aan de hand van de gemiddelde waterkwaliteitsparameters van elke functionele sectie. Zoals getoond inFiguur 4Tijdens de meetperiode waren de gemiddelde werkelijke concentraties TN, NH₃-N en CZV van de biologische tank respectievelijk 43,59, 38,50 en 278,00 mg·L⁻¹, en daalden de effluentconcentraties TN, NH₃-N en CZV naar 7,53, 0,51 en 24,46 respectievelijk mg·L⁻¹. Voor de verwijdering van TN bedroeg de TN-verwijderingssnelheid, berekend op basis van de TN-concentraties in het influent en het effluent, 78,95±6,01%, en de verwijdering vond voornamelijk plaats in de pre-anoxische zone, met een stikstofverwijderingshoeveelheid van 27,51 mg·L⁻¹. De denitrificatiebelasting en het bijdragepercentage waren respectievelijk 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ en 79,16%±2,24%. Gecombineerd met de verandering in de CZV-concentratie bedroeg het CZV/TN dat werd verbruikt voor denitrificatie in de pre-anoxische zone 5,22±0,21. De post{21}}anoxische zone gebruikte extern natriumacetaat voor denitrificatie, met een stikstofverwijderingshoeveelheid en belasting van respectievelijk 4,35 mg·L⁻¹ en 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. Het berekende COD/TN verbruikt voor denitrificatie was 4,66 ± 0,57. Natriumacetaat wordt als klein moleculair organisch zuurzout gemakkelijk door micro-organismen gebruikt en heeft een hogere denitrificatie-efficiëntie dan de complexe organische koolstofbron in ruw water. Na reconstructie was het influent goed biologisch afbreekbaar, en aan de denitrificatievereisten kon in principe alleen worden voldaan via de pre-anoxische zone, waardoor de druk op post-anoxische denitrificatie en de hoeveelheid externe koolstofbron werd verminderd. Voor NH₃-N-verwijdering was de DO in de MBBR-zone tijdens feitelijk bedrijf 2–4 mg·L⁻¹, en de NH₃-N-verwijderingssnelheid van het systeem, berekend op basis van influent en effluent NH₃-N-concentraties, was 98,67%±3,14%.

Bij de feitelijke exploitatie van afvalwaterzuiveringsinstallaties treden kwaliteitsschokken van invloed vaak op als gevolg van natuurlijke factoren zoals regenval en smeltende sneeuw, industriële factoren zoals toegenomen industriële ondernemingen of tijdelijke bedrijfsafwijkingen, en sociale factoren zoals vakanties en speciale evenementen. Het verbeteren van de schokbestendigheid van het biologische behandelingssysteem is de sleutel geworden tot de veilige en stabiele werking van de installatie. Om de maximale tolerantiebelasting van het systeem te verifiëren, werd een nitrificatielaboratoriumtest onder hoog substraat en hoge DO uitgevoerd. Tegelijkertijd werden, om de feitelijke rol van zwevende dragers in het hybride MBBR-systeem te verifiëren, tweemaal drie groepen experimenten (hybride, pure-biofilm en puur-slib) opgezet. De veranderingen in NH₃-N in elk systeem tijdens de test worden weergegeven inFiguur 5. Met influent NH₃-N bij 25 mg·L⁻¹ verlaagden de hybride en pure-biofilmsystemen NH₃-N tot minder dan 1,5 mg·L⁻¹ in respectievelijk 2,5 en 3,0 uur, terwijl het zuivere-slibsysteem een ​​veel langzamere afname in NH₃-N had gedurende de testperiode. De berekende gemiddelde volumetrische nitrificatiebelastingen van zuiver-slib, zuivere-biofilm en hybride systemen waren respectievelijk 0,072, 0,215 en 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. Volgens vergelijking (1) bedroeg de volumetrische belasting van de opgehangen dragers in het MBBR-systeem, onder aanwezigheid van actief slib, 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, wat niet significant verschilde van de gemeten belasting van de pure-biofilmgroep. Vergeleken met andere installaties die het hybride MBBR-proces gebruiken, met vergelijkbare vullingsverhoudingen, lag de maximale nitrificatiebelasting van de zwevende dragers in dit project ook op een relatief hoog niveau, wat verband kan houden met de verdere verbetering van de massaoverdracht van de zwevende dragers en verhoogde activiteit van functionele bacteriën onder omstandigheden met hoge influentbelasting. Bovendien bereikte met de combinatie van actief slib de maximale volumetrische belasting van nitrificatie onder omstandigheden met veel substraat en hoge DO 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, wat ruimschoots voldoet aan de ontwerpbelasting (0,275 kg·(m³·d)⁻¹), wat voldoet aan de ontwerpverwachtingen.

Om de maximale tolerantiebelasting van het biologische systeem in dit project kwantitatief te analyseren, op basis van de volumetrische belasting van het hybride systeem gemeten in de laboratoriumtest, gecombineerd met de gegevens over de kwaliteit van het influent langs het stroompad, zou het systeem een ​​maximale zuiveringscapaciteit van 1,23×10⁵ m³·d⁻¹ kunnen weerstaan ​​(berekend uitgaande van een positieve lineaire relatie tussen de nitrificatiebelasting van het systeem en de hydraulische retentietijd), terwijl een stabiele NH₃-N-conformiteit van het effluent wordt gegarandeerd. Dit is een stijging van 30,57% vergeleken met de werkelijke winterbehandelingscapaciteit van dit project, waarbij de hydraulische verblijftijd van het systeem verder werd teruggebracht tot 3,43 uur. Op vergelijkbare wijze was, op basis van de werkelijke zuiveringscapaciteit na reconstructie, de toelaatbare NH₃-N-concentratie van de biologische tank maar liefst 55 mg·L⁻¹, een stijging van 56,96% vergeleken met het gemiddelde werkelijke winterinfluent NH₃-N van dit project.

Wat betreft de rol van zwevende dragers in het hybride MBBR-systeem van dit project, bedroeg volgens vergelijking (2) de nitrificatiebijdrage van de gesuspendeerde dragerbiofilm in dit project 74,83%. Het is duidelijk dat onder lage- temperatuuromstandigheden de zwevende dragers de dominante factor zijn geworden voor nitrificatie in het hybride MBBR-systeem. Gecombineerd met literatuurrapporten wordt geanalyseerd dat het actiefslibsysteem bij lage wintertemperaturen, beperkt door zijn losse structuur en hoge specifieke oppervlakte, goede warmtedissipatieprestaties en slechte thermische isolatie voor interne micro-organismen heeft, wat leidt tot verminderde nitrificatieprestaties. Daarentegen biedt de biofilm op de opgehangen dragers, die profiteert van zijn dichte structuur en hoge EPS-bescherming, een goede thermische isolatie voor de binnenste laag van de biofilm, waardoor goede nitrificatieprestaties worden gegarandeerd onder lage- temperatuuromstandigheden. Bovendien lieten de meetresultaten van dit project langs-stroming een significant fenomeen van TN-verwijdering zien in de MBBR-zone. Gecombineerd met de verandering in de NH₃-N-concentratie langs de aërobe zone en de recirculatieverhouding bedroeg de berekende TN-verwijdering (3,42±0,11) mg·L⁻¹, met een bijdragepercentage van 9,83%±0,67%, wat wijst op het bestaan ​​van een SND-effect in het systeem.

2.3 Verificatie van het SND-effect en analyse van beïnvloedende factoren

Momenteel kunnen de meeste afvalwaterzuiveringsinstallaties die het MBBR-proces toepassen de stikstofverwijdering in de aerobe zone waarnemen, waarbij doorgaans 3–8 mg·L⁻¹ TN wordt verwijderd. De reden voor dit fenomeen wordt voornamelijk toegeschreven aan het SND-effect van de biofilm. Dat wil zeggen dat naarmate het penetratievermogen van opgeloste zuurstof zwakker wordt, er zich een anoxische/hypoxische laag vormt in de binnenste laag van de biofilm, die omstandigheden schept voor de verrijking van denitrificerende bacteriën, en zo de basis legt voor de verwijdering van SND-stikstof.

Om de bron van aerobe SND verder te bevestigen, werd een denitrificatielaboratoriumtest uitgevoerd met behulp van aerobe biofilm, zoals weergegeven inFiguur 6. Gedurende de testperiode was de afname van NO₃-N relatief mild en gelijkmatig, waarbij het systeem 3,72 mg·L⁻¹ nitraatstikstof in 120 minuten verwijderde. De gemiddelde C/N die door het systeem werd verbruikt was 3,43 ± 0,05. Theoretisch is de voor denitrificatie benodigde C/N 2,86. Rekening houdend met het verbruik door biologische assimilatie en DO in het ruwe water, bedraagt ​​de vereiste C/N over het algemeen meer dan 4. De C/N die nodig is voor stikstofverwijdering door de gesuspendeerde dragers in dit project was echter lager dan die verbruikt door algemene microbiële denitrificatie. Er wordt gespeculeerd dat wanneer de zwevende dragers in de MBBR-zone SND-stikstofverwijdering uitvoeren, ze voornamelijk interne koolstofbronnen gebruiken die zijn gegenereerd door de veroudering en lyse van de biofilm als elektronendonoren, dus de benuttingsgraad van organisch materiaal (externe koolstofbron) in het ruwe water is over het algemeen laag. Het gebruik van verouderde biofilm als interne koolstofbron voor denitrificatie suggereert ook dat het MBBR-proces mogelijk een lagere slibproductie oplevert. Gebruikmakend van de gehele testperiode als knooppunt, bedroeg de berekende denitrificatievolumetrische belasting van de aërobe biofilm (0,045±0,003) kg·(m³·d)⁻¹. De biofilm op de in de aerobe zone toegevoegde zwevende dragers had een denitrificatie-effect, wat bewijs leverde voor het optreden van gelijktijdige nitrificatie en denitrificatie in de biofilm.

Als gunstig effect na de toepassing van het MBBR-proces voor opwaardering in dit project verbeterde SND de TN-verwijderingssnelheid van het systeem verder en verminderde de afhankelijkheid van externe koolstofbronnen voor denitrificatie tot op zekere hoogte. Om het aërobe SND-effect verder te versterken, vanuit het perspectief van een geoptimaliseerde bedrijfsvoering, werd de invloed van de kwaliteit van influent en effluentwater en controleparameters op het SND-effect van de MBBR-zone verder onderzocht. Door middel van langetermijntracking van controleparameters zoals influent nitraatstikstof (NO₃-Ninf), effluent nitraatstikstof (NO₃-Neff), influent organisch materiaal (CODinf), effluent organisch materiaal (CODeff), influent ammoniakstikstof (NH₃-Ninf), effluent ammoniakstikstof (NH₃-Neff), totale stikstofverwijdering (ΔTN) en DO in de MBBR-zone gedurende de winter, werd hoofdcomponentenanalyse (PCA) gebruikt om de correlaties tussen deze parameters te onderzoeken. De resultaten worden getoond inFiguur 7. De ΔTN in de aerobe zone vertoonde een relatief significante negatieve correlatie met DO, terwijl de correlatie met CODinf, CODeff en NO₃-Ninf niet duidelijk was. Een te hoge DO leidt tot een grondigere massaoverdracht in de biofilm, waardoor het moeilijk wordt om binnenin een anoxische zone te vormen, wat ongunstig is voor het denitrificatieproces en het SND-effect remt. Bovendien hadden CODinf en NO₃-Ninf in de MBBR-zone geen significante impact op het SND-effect van de opgeschorte luchtvaartmaatschappijen. Aan de ene kant bevestigt dit opnieuw dat het SND-proces van de biofilm voornamelijk interne koolstofbronnen gebruikt in plaats van externe koolstofbronnen. Aan de andere kant geeft het ook aan dat de NO₃-N die door SND in de MBBR-zone wordt verwijderd, niet afkomstig is van influent NO₃-N, maar voornamelijk van NO₃-N die wordt gegenereerd door nitrificatie in de aerobe tank. NO₃-Neff is negatief gecorreleerd met ΔTN in de aerobe zone. Als resultaat van de gecombineerde werking van nitrificatie en SND in de aerobe zone leidt een hogere DO enerzijds tot een betere nitrificatie en een hogere effluent NO₃-Neff; aan de andere kant leidt een hogere DO tot een slechtere SND en een meer geremde stikstofverwijdering, wat verder leidt tot een hogere NO₃-uitstoot in het effluent.-Neff.

Om "meetbare en controleerbare" SND te bereiken en richtlijnen te bieden voor de controle van de werking van de fabriek, werd DO, dat handmatig kan worden geregeld, geselecteerd als de onafhankelijke variabele, en werd ATN gebruikt als de afhankelijke variabele voor lineaire regressieanalyse. De resultaten worden getoond inFiguur 8(A). Toen de werkelijke DO in de MBBR-zone van de plant 2,06–3,67 mg·L⁻¹ bedroeg, bestond er een SND-effect, met een stikstofverwijdering van 2,36–4,10 mg·L⁻¹, en ΔTN en DO voldeden feitelijk aan ΔTN=6.0040 – 0,9579 DO (R²=0.9734). Bovendien werd met behulp van de aangepaste curve berekend dat, wanneer de DO onder 6,27 mg·L⁻¹ wordt geregeld, de MBBR-zone theoretisch een SND-stikstofverwijderingseffect kan uitoefenen. Dit komt overeen met de conclusie van Wang Xuejiang et al. bij het bestuderen van het effect van DO op het SND-effect van een MBBR-systeem, waarbij ze ontdekten dat het TN-verwijderingspercentage nog steeds hoger dan 30% kon zijn als DO zo hoog was als 6,0 mg·L⁻¹. Er moet echter worden opgemerkt dat deze waarde een theoretische waarde is die wordt verkregen door aanpassing, en dat het daadwerkelijke toepassingseffect verder moet worden onderzocht tijdens het daaropvolgende gebruik. Bovendien moet er rekening mee worden gehouden dat DO-regulering tegelijkertijd het nitrificatie-effect van het systeem beïnvloedt, waardoor de NH₃-N-verwijderingsefficiëntie wordt beïnvloed. Daarom worden de resultaten van lineaire regressieanalyse met DO als de onafhankelijke variabele en ΔNH₃-N als de afhankelijke variabele weergegeven in figuur 8(b). Op basis van het gemiddelde influent NH₃-N van de MBBR-zone in de winter (10,47 mg·L⁻¹) en de ontwerpeffluentnorm (1,50 mg·L⁻¹), wordt berekend dat ΔNH₃-N niet lager moet zijn dan 8,97 mg·L⁻¹. Gecombineerd met de lineaire regressieresultaten moet de DO onder de 2,47 mg·L⁻¹ worden gehouden. Samenvattend: toen de DO in dit project 2,06–3,67 mg·L⁻¹ bedroeg, was er sprake van een SND-effect. Gebaseerd op het principe om te voldoen aan de ammoniak-stikstofnormen voor afvalwater en tegelijkertijd het energieverbruik voor de beluchting te verminderen, zou de DO kunnen worden geregeld rond 2,47 mg·L⁻¹, waarbij het SND-effect van het systeem optimaal is, waarbij 3,64 mg·L⁻¹ TN wordt verwijderd.

Om de invloed van bedrijfsparameters op het SND-effect van de biofilm te verifiëren en een algemeen patroon te verkrijgen, werden de SND-effecten van zes afvalwaterzuiveringsinstallaties die het MBBR-proces toepasten onder verschillende bedrijfsomstandigheden vergeleken. De resultaten worden getoond inTabel 2. Ten eerste werd de DO in de aerobe zone van elke installatie grotendeels gecontroleerd op 2–3 mg·L⁻¹, en de slibconcentratie was 3,0–4,0 g·L⁻¹. Onder deze omstandigheden zou een relatief duidelijk SND-effect kunnen worden bereikt. Volgens de passende resultaten van ATN en DO in dit project zou er een SND-effect kunnen optreden als de DO onder de 6,27 mg·L⁻¹ werd gehouden. Dit project, met een relatief dikkere biofilm in de winter, had een sterkere tolerantie voor DO. Ten tweede had Installatie B, met de laagste slibconcentratie, het beste SND-effect. Planten A, D en E, met hogere dragervullingsratio's, hadden duidelijkere SND-effecten, wat er allemaal op wijst dat het SND-fenomeen in het hybride MBBR-systeem voornamelijk voortkomt uit de biofilm.

Samenvattend zou dit project, naast het versterken van het SND-effect door het beheersen van DO, ook kunnen proberen het systeemslib geleidelijk te verminderen tot ongeveer 3,0 g·L⁻¹, waardoor betere omstandigheden worden geboden voor de cultivering van biofilmdikte en de vorming van anoxische lagen door een lage slibconcentratie, waardoor voorwaarden worden geschapen voor verdere SND-prestaties.

2.4 Analyse van stikstof-Verwijdering van de samenstelling van de bacteriële gemeenschap

In termen van de verschillen in soortenrijkdom en diversiteit tussen de slib- en biofilmfasen, op basis van het kleine verschil in de resultaten van twee amplicon-sequencing-runs, werd één set gegevens geselecteerd voor analyse. Zoals getoond inFiguur 9karakteriseren de Chao-, Ace- en Simpson-indices de rijkdom en distributie-uniformiteit van de microbiële gemeenschap, terwijl de Shannon-index de diversiteit van de microbiële gemeenschap vertegenwoordigt. Hogere Chao- en Ace-indexen duiden op een hogere OTU-rijkdom, een lagere Simpson-index duidt op een betere uniformiteit van de soortenverdeling, en een hogere Shannon-index duidt op een grotere gemeenschapsdiversiteit. De resultaten toonden aan dat zowel de soortenrijkdom als de diversiteit significant hoger waren in de biofilm dan in het actiefslib, en dat de soortenverdeling in de biofilm ook uniformer was dan in het actiefslib. Het totale aantal OTU's in de biofilm en het actiefslib bedroeg respectievelijk 1.652 en 1.372, met 770 gedeelde OTU's, goed voor respectievelijk 46,6% en 56,1% van de totale OTU's in de biofilm en het actiefslib. De biofilm had 882 unieke OTU's, goed voor bijna 40% van de totale OTU's. Te zien is dat de biofilm een ​​deel van de micro-organismen verrijkte die niet aanwezig waren in het oorspronkelijke actiefslib. De toevoeging van zwevende dragers verhoogde de rijkdom en diversiteit van de microbiële gemeenschap in het systeem aanzienlijk, en de complexere samenstelling van de microbiële gemeenschap legde ook de basis voor de schokbestendigheid van het MBBR-systeem.

Om de verschillen in dominante soorten en functionele bacteriële samenstelling tussen de biofilm en actief slib verder te begrijpen en om microscopische ondersteuning te bieden voor het SND-fenomeen in de biofilm, werd de microbiële samenstelling op geslachtsniveau geanalyseerd. Zoals getoond inFiguur 10, omvatten de dominante soorten in het biologische systeem van dit project norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium en SWB02. Onder hen zouden norank_f_Caldilineaceae en norank_f_JG30-KF-CM45 verrijkt kunnen worden in zowel de biofilm als het actief slib, met relatieve hoeveelheden in de biofilm en het actief slib van respectievelijk 3,05, 5,69% en 7,06, 3,08%. norank_f_Caldilineaceae zijn meestal filamenteuze bacteriën, en sommige geslachten hebben het denitrificatievermogen. Ze waren verrijkt in de biofilm omdat de biofilm meer EPS kan afscheiden voor hun proliferatie. Aan de andere kant kunnen ze ook verrijkt worden met actief slib als PAO’s, waardoor de fosforverwijdering bevorderd wordt. norank_f_JG30-KF-CM45 kan deelnemen aan koolstof- en stikstoftransformatieprocessen, waardoor de verwijdering van organisch materiaal en stikstof wordt verbeterd.

Volgens literatuurrapporten is ontdekt dat het MBBR-proces bij lage temperaturen een efficiënte verrijking van nitrificerende bacteriën zoals Nitrospirota, Nitrosomonas en Nitrolancea kan bereiken. Het belangrijkste nitrificerende geslacht in dit project was Nitrospira, dat een volledig nitrificerend vermogen heeft. De relatieve hoeveelheden ervan in de biofilm en het actiefslib waren respectievelijk 4,73% en 0,39%. Volgens literatuurrapporten ligt de relatieve overvloed aan nitrificerende bacteriën in andere installaties die actiefslibsystemen gebruiken bij lage wintertemperaturen meestal onder de 1%. Na de hybride MBBR-reconstructie in dit project was de relatieve overvloed aan nitrificerende bacteriën in het actiefslib relatief laag, wat bewijs levert voor de herverdeling van nitrificerende bacteriën in het MBBR-systeem onder lage- temperatuuromstandigheden, zoals eerder vermeld. De relatieve overvloed aan Nitrospira in de biofilm van dit project was meer dan tien keer zo groot als die in het actiefslib, en er werd berekend dat meer dan 92% van de nitrificerende bacteriën in het systeem verrijkt waren in de biofilm. Dit is het voordeel van het MBBR-proces onder lage-omstandigheden, waardoor de stabiele werking van het systeem wordt gegarandeerd.

Wat het SND-fenomeen in de biofilm betreft, vertoonden de zwevende dragers ook een sterker verrijkingsvermogen voor sommige denitrificerende bacteriën dan het actiefslib. Uit onderzoek is gebleken dat zowel SWB02 als Pedomicrobium kunnen deelnemen aan het denitrificatieproces, en dat SWB02 C6-HSL kan afscheiden, wat een goed remmend effect heeft op de slibophoping. De relatieve hoeveelheden SWB02 en Pedomicrobium in de biofilm waren respectievelijk 3,68% en 3,78%, veel hoger dan hun relatieve hoeveelheden in het actiefslib (0,21% en 0,22%). Bovendien werd berekend dat de hoeveelheden SWB02 en Pedomicrobium in het gehele hybridesysteem beide ruim 94,5% bedroegen. Hoewel de zwevende dragers alleen in de aerobe zone zijn toegevoegd, heeft de volwassen biofilm een ​​bepaalde dikte. Vanwege de beperkingen van massaoverdracht en zuurstofoverdracht bestaat er een anoxische/hypoxische omgeving in de binnenste laag van de biofilm, waardoor denitrificerende bacteriën worden verrijkt, waardoor de biofilm denitrificatievermogen krijgt. Dit is de microbiologische basis voor het gelijktijdige nitrificatie- en denitrificatievermogen van de biofilm. Bovendien werd gevonden dat Hyphomicrobium ook kan worden verrijkt in omgevingen met lage temperaturen. Dit geslacht kan giftige en vuurvaste organische verbindingen gebruiken voor denitrificatie. De relatieve hoeveelheid in de biofilm was 1,80%, ook veel hoger dan de relatieve hoeveelheid in het actiefslib (0,12%).

Door de dominante denitrificerende bacteriën (DNB) en hun relatieve hoeveelheden in de biofilm van andere planten te vergelijken, worden de resultaten weergegeven inTabel 3. Ten eerste waren de soorten denitrificerende bacteriën verrijkt in de aerobe biofilm van elk project niet consistent wat betreft de samenstelling van de denitrificerende bacteriën in de aërobe biofilm. De enige terugkerende geslachten waren Terrimonas en Hyphomicrobium. Terrimonas is ook een veel voorkomende denitrificerende bacterie in actiefslibsystemen, en kan, net als Hyphomicrobium, antraceenverbindingen afbreken, en sommige worden geclassificeerd als aerobe denitrificerende bacteriën. Deze twee bacteriën verschenen in Planten F, H en dit project. Plant H en dit project werden tijdens de feitelijke exploitatie vaak getroffen door industrieel afvalwater, en de specifieke waterkwaliteit van industrieel water kan een van de redenen zijn voor de verrijking van deze twee bacteriegroepen. Daarom kan worden geconcludeerd dat specifieke denitrificerende geslachten in de aerobe biofilm geen noodzakelijke voorwaarde zijn voor SND, en dat verschillen in waterkwaliteit tussen verschillende projecten de belangrijkste reden kunnen zijn voor verschillen in denitrificerende bacteriegroepen. Ten tweede bereikten andere projecten, in termen van de relatieve overvloed aan denitrificerende bacteriën in de aerobe biofilm, met uitzondering van Planten F, H en dit project, een relatieve overvloed aan denitrificerende bacteriën in de aerobe biofilm van ongeveer 8%, waarbij de SND-stikstofverwijdering groter was dan 2 mg·L⁻¹. Onder invloed van industrieel water was de denitrificatie-efficiëntie, hoewel de relatieve overvloed aan denitrificerende bacteriën in de aërobe biofilm van Plant H en dit project relatief hoog was, niet bijzonder uitmuntend. Het is duidelijk dat de kwaliteit van het influentwater een hoge prioriteit heeft bij het selecteren van de soorten denitrificerende bacteriën in de aerobe biofilm, en dat de impact van industrieel water de denitrificatie-efficiëntie van de aerobe biofilm remt.

Samenvattend kan het MBBR-proces de rijkdom en diversiteit van de microbiële gemeenschap in het systeem aanzienlijk vergroten. De verrijkingscapaciteit van de biofilm voor het nitrificerende geslacht Nitrospira is meer dan tien keer zo groot als die van het actiefslib, waardoor het nitrificatie-effect van het systeem aanzienlijk wordt versterkt. Denitrificerende geslachten zoals SWB02, Pedomicrobium en Hyphomicrobium zijn beter verrijkt in de aerobe biofilm, waardoor de microscopische basis wordt gelegd voor SND-prestaties en de verwijdering van TN wordt verbeterd. Vanwege de impact van industrieel water is de denitrificatie-efficiëntie van SND echter niet significant.

3 Conclusies

① Een afvalwaterzuiveringsinstallatie in Zuidwest-China heeft zijn oorspronkelijke CASS-tank geüpgraded naar een Bardenpho-MBBR biologische tank en sedimentatietank om een ​​upgrade van klasse A naar quasi-Klasse IV-normen te bereiken. Na de reconstructie, bij een winterwatertemperatuur van 9,3–13,1 graden en met een gemiddelde NH₃-N- en TN-belasting die met ongeveer 20% toenam in vergelijking met vóór de reconstructie, voldeden de effluentindicatoren stabiel aan de quasi-Klasse IV-waternormen. De maximale nitrificatiebelasting van het MBBR-systeem bedroeg 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, wat voldoet aan de ontwerpverwachtingen. De nitrificatiebijdrage van de geschorste vervoerders bedroeg 74,83% en bezette daarmee een dominante positie. Het systeem heeft nog steeds het potentieel om de waterkwaliteit met 56,96% en de doorstroming met 30,57% te verhogen.

② In de MBBR-zone gebruiken de hangende vervoerders interne koolstofbronnen om een ​​SND-effect uit te oefenen, waardoor een bijdrage aan de stikstofverwijdering van 9,83% ± 0,67% wordt bereikt. Om het SND-effect te versterken moet DO zoveel mogelijk worden gecontroleerd op 2,47 mg·L⁻¹ tijdens daadwerkelijk gebruik, waarbij SND 3,64 mg·L⁻¹ TN kan verwijderen. Later kunnen pogingen worden ondernomen om de slibconcentratie verder te verlagen tot ongeveer 3,0 g·L⁻¹ om omstandigheden te scheppen voor verdere versterking van het SND-effect van de biofilm.

③ Het MBBR-proces heeft de rijkdom en diversiteit van de microbiële gemeenschap in het systeem aanzienlijk vergroot. De verrijkingscapaciteit van de biofilm voor het nitrificerende geslacht Nitrospira was meer dan 10 keer zo groot als die van het actiefslib, wat de microbiologische basis vormde voor verbeterde nitrificatie in dit project. De denitrificerende geslachten verrijkt in de aërobe biofilm, zoals SWB02, Pedomicrobium en Hyphomicrobium, legden de microscopische basis voor het optreden van het SND-fenomeen in de biofilm.