Uuring MBBR lämmastiku eemaldamise toimivuse kohta kvaasi{0}}IV reoveepuhastusjaamade uuendamisel Edela-Hiinas talvel

Uuring MBBR lämmastiku eemaldamise toimivuse kohta Edela-Hiinas asuva reoveepuhastusjaama kvaasi{0}}IV uuendamisel talvel

Hiina edelaosa on tohutu, kliima- ja geoloogilistes tingimustes on olulisi erinevusi. Reovee kvaliteedi laialdased allikad põhjustavad suuri veekvaliteedi kõikumisi. Kuigi see piirkond asub lõunas, võib üldise kõrge kõrguse ja maastiku tõttu reovee temperatuur külmal talveperioodil langeda alla 10 kraadi. Koos piirkonna keeruka maastikuga, põimunud mägede ja sügavate orgude, küngaste ja tasandikega ning suurte päeva- ja öiste temperatuuride erinevustega, on ilmne ka reovee temperatuuri igapäevane kõikumine. Keerulised sissevooluomadused ja talvel liialt madal veetemperatuur seavad antud piirkonna reoveepuhastite projekteerimisele ja tööle kõrgemad nõuded. Olmereoveepuhastite ümberehitamise ja rekonstrueerimise taustal on veelgi olulisem valida Edela jaamade uuendamiseks sobiv puhastusprotsess, et tagada stabiilne nõuetele vastavus madalal -temperatuurihooajal.

Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) protsess, lisades fikseeritud alale rippuvad kandjad, parandab funktsionaalsete bakterite rikastamist ja suurendab vastupidavust madalale{0}}temperatuurile. Seda on laialdaselt kasutatud reoveepuhastite uuendamise projektides. Praegu on MBBR-i protsessi rakendusskaala Hiinas ületanud 2,5 × 10⁷ m³·d⁻¹ ning MBBR on kaasatud äsja muudetud välikanalisatsiooni projekteerimisstandardisse (GB 50014{7}}2021) kui "laialt kasutatav ning ohutu ja usaldusväärne protsess". Protsessi laialdane rakendamine on soodustanud ka kiiret{10}}järeluuringut. MBBR-protsessi uurimispunktid keskenduvad peamiselt protsessi kavandamise analüüsile, laboratoorsete mehhanismide uurimisele ja tehniliste mõjude jälgimisele. Asjakohased järeldused hõlmavad peamiselt MBBR-i, mis suurendab biokeemilist efektiivsust, biokile, mis parandab löögikindlust ja madala temperatuurikindlust, MBBR-i, mis suurendab funktsionaalset bakterite rikastamist, ja biokile SND-d, mis suurendab lämmastiku eemaldamist. Näiteks Huang Qing et al. leidis, et pärast MBBR-protsessiga uuendamist paranes oluliselt reoveepuhasti löögikindlus ning heitvesi võiks siiski stabiilselt standarditele vastata ka pikaajalise sissevoolu BHT ja TN ületamise korral. Liu Qiang jt. leidis, et MBBR-protsess suurendas märkimisväärselt tehase puhastusvõimsust madalatel temperatuuridel ja heitvesi võib stabiilselt vastata projekteerimisstandarditele madalatel temperatuuridel 9–11 kraadi. Luan Zhixiang jt. leidis, et pärast põhjapoolse reoveepuhasti uuendamist MBBR-protsessiga võib aeroobne MBBR-tsoon eemaldada 20,12% TN-st rippkandjate SND kaudu. Han Wenjie et al. võrdles viit olmereoveepuhastit hübriidsete MBBR-protsessidega Jangtse jõe delta piirkonnas madalate talvetemperatuuride korral ja leidis, et suspendeeritud kandjate lisamine suurendas oluliselt nitrifitseerivate bakterite biomassi süsteemis, kusjuures suspendeeritud kandjad rikastasid 86.12%–95,36% nitrifitseerivatest bakteritest. Olemasolevatel uuringutel on siiski teatud piirangud. Näiteks eraldab suur hulk uuringuid MBBR-i disaini töövõimest, kuna puudub sama projekti disaini ja jõudluse võrdlev kontroll. MBBR löögikindluse kohta on saadaval ainult "kvalitatiivsed, kuid mitte kvantitatiivsed" järeldused, ilma et oleks võimalik teha kvantitatiivseid järeldusi maksimaalse taluvuskoormuse kohta. Seoses SND nähtusega on see ainult "mõõdetav, kuid mitte kontrollitav", millel puudub lämmastiku eemaldamise allika otsene kontrollimine kavandatud makrokatsete kaudu ega ratsionaalsed soovitused insenerikontrolli vaatenurgast.

Olemasolevate uuringute piirangute põhjal on selles uuringus eeskujuks Edela-Hiinas asuva CASS-i reoveepuhasti uuendamine, et selgitada MBBR-protsessi projekteerimispõhimõtteid ja loogikat. Koos süsteemi tegeliku jõudlusega kõige ebasoodsamate talvetingimuste korral analüüsiti MBBR-i disaini ratsionaalsust. Süsteemi puhastuspotentsiaali analüüsiti kvantitatiivselt bioloogilise mahuti veekvaliteedi muutuste ja kõrgete-substraadi laborikatsete kaudu. Aeroobset biofilmi kasutav denitrifikatsiooni laborikatse kavandati SND nähtuse allika otseseks kontrollimiseks hübriid-MBBR-süsteemis. Uuriti tehniliste tööparameetrite mõju MBBR-süsteemi SND-efektile ja koos andmete sobitamisega pakuti välja SND optimeerimise soovitused. Mikroobikoosluse jaotumise erinevusi muda ja biokile vahel analüüsiti bakterite koostise vaatenurgast ning SND mikroskoopilisi mõjutegureid analüüsiti aeroobsete denitrifitseerivate bakterite tüüpide ja suhtelise arvukuse alusel. Loodetakse, et see uurimus võib anda võrdlusaluse teiste sarnaste reoveepuhastite MBBR-protsessi kavandamiseks, anda põhiandmeid MBBR-jaamade stabiilseks tööks ja anda soovitusi SND tõhusaks toimimiseks MBBR-süsteemides.

1 Materjalid ja meetodid

1.1 Projekti ülevaade

Edela-Hiinas asuv reoveepuhastusjaam projekteeritud võimsusega 1 × 10⁵ m³·d⁻¹, pidi heitvesi vastama A-klassi standardile "Saasteainete heitestandard kommunaalreoveepuhastusjaamades" (GB 18918-2002). Varajase ehituse ajal kehtinud maakasutuse piirangute tõttu võeti kasutusele CASS-protsess ilma traditsiooniliste sekundaarsete settepaakideta. Kuid töö käigus ilmnesid sellised probleemid nagu ebapiisav nitrifikatsioon madalatel talvistel temperatuuridel, muda halb settivus ja töötlemise efektiivsuse vähenemine. 2019. aastal uuendati tehas peaaegu IV klassi standarditele. Uuendamisel tuli arvestada nii sissevoolu lämmastiku kontsentratsiooni tõusu kui ka heitvee normide parandamisega. Projekteeritud sisse- ja heitvee kvaliteet enne ja pärast rekonstrueerimist on näidatudTabel 1. Lähtudes sellest, et sissevoolu NH₃-N ja TN koormus suurenes vastavalt 66,67% ja 62,16%, tuli süsiniku, lämmastiku, fosfori jne väljavoolav väljavool tõsta GB 18918{10}}2002. aasta veekvaliteedistandardi IV klassi A-st (Vesi kvaliteedistandardi IV klassile foronvirviration). 3838-2002), mis võrdub nitrifikatsiooni- ja denitrifikatsioonikoormuse suurendamisega vastavalt 127,27% ja 94%. See projekt võttis kasutusele Bardenpho-MBBR protsessi, muutes algse CASS-paagi bioloogiliseks ja settepaagiks.

Pärast rekonstrueerimist oli lämmastiku eemaldamisel põhiroll jätkuvalt aktiivmudal. Algse CASS-paagi denitrifikatsiooni retentsiooniaega pikendati 3,78 tunnilt 6,35 tunnini ja aktiivmuda denitrifikatsiooni mahukoormust suurenes 0,140-lt 0,189 kg·(m³·d)⁻¹-le. Aktiivmuda denitrifikatsiooni tõhustamiseks loodi anoksilised tsoonid, mille retentsiooniaeg on vastavalt 4,23 tundi ja 2,12 tundi. Post-anoksiline tsoon kasutas denitrifikatsiooni suurendamiseks välise süsinikuallika lisamist, et lahendada toorvee ebapiisava süsinikuallika probleem. Nitrifikatsiooni jaoks vähendati algse CASS-paagi nitrifikatsiooni retentsiooniaega 7,55 tunnilt 4,23 tunnini, samas kui nitrifikatsioonikoormust oli vaja oluliselt suurendada 0,079-lt 0,275 kg·(m³·d)⁻¹-le. Nitrifikatsiooniefekti tugevdamiseks lisati aeroobsesse tsooni suspendeeritud kandjaid, et moodustada aeroobne MBBR tsoon. Kasutatud kandjad olid SPR-III tüüpi, läbimõõduga (25±0,5) mm ja paksusega (10±1) mm. Pärast biokile kinnitamist oli tihedus lähedane vee tihedusele ja efektiivne eripind oli suurem kui 800 m²·m⁻³, mis vastab tööstusstandardile "Kõrge tihedusega polüetüleenist suspendeeritud kandja veetöötluseks" (CJ/T461-2014). Rippuvate kandjate biokile näis pärast kinnitamist tumehall (Joonis 1). MBBR-tsoonis kasutati hüdraulilise nihke tagamiseks ainult perforeeritud aeratsiooni, mis kontrollis biokile paksust (208,82 ± 37,57) μm juures, pakkudes häid tingimusi massiülekandeks ja hapnikuülekandeks.

1.2 Lämmastiku eemaldamise määramine bioloogilises paagis

Et mõista lämmastiku eemaldamise rada bioloogilise mahuti igas funktsionaalses tsoonis pärast rekonstrueerimist madalate talvetemperatuuride korral, jälgiti 15. detsembrist 2020 kuni 22. detsembrini 2020 iga päev bioloogilise mahuti vee kvaliteeti. Sel perioodil oli vee temperatuur bioloogilises paagis 9,5–10,2 kraadi. Proovid hõlmasid bioloogilise mahuti sissevoolu, anaeroobse tsooni heitvett, anoksilise tsooni heitvett, MBBR tsooni heitvett, post-anoksilise tsooni heitvett, post-aeroobse tsooni heitvett ja settepaagi heitvett. Proove võeti iga 2–3 tunni järel. Pärast kogumist töödeldi proove kohe. Pärast settimist koguti supernatant ja kolm proovi segati võrdsetes kogustes, et määrata NH₃-N, NO₃-N, TN ja KHT, kontrollides iga funktsionaalse tsooni saasteainete eemaldamise rada ja nitrifikatsiooni/denitrifikatsiooni koormust.

1.3 MBBR-süsteemi nitrifikatsioonipotentsiaali ja rippuvate kandjate panuse määra määramine

Olemasoleva MBBR süsteemi maksimaalse taluvuskoormuse kontrollimiseks viidi 27. ja 28. veebruaril 2021 läbi nitrifikatsiooni laborikatse. Tehase aeroobsest tsoonist koguti igapäevaselt hõljuvaid kandjaid ja aktiivmuda, et simuleerida MBBR süsteemi löögikindlust talvel sissevoolu koormuse suurenemisel. Laboratoorsed katsed simuleerisid MBBR-tsooni tegelikku mõju piki vooluteed. Pärast settimist kasutati anoksilise tsooni heitvee supernatanti ning NH₃-N ja leeliselisust täiendati ammooniumkloriidi ja naatriumvesinikkarbonaadi lisamisega testi sissevooluna. Nitrifikatsiooni katseseade on näidatud jooniselJoonis 2. Puhas-biokile, puhas-muda ja hübriidsüsteemid loodi järjestikku. Muda kontsentratsioon ja kandja täitmise suhe olid kooskõlas bioloogilise mahuti tegelike tingimustega. MBBR-süsteemi nitrifikatsioonipotentsiaali täielikuks ärakasutamiseks ning massiülekande ja hapnikuülekande parandamiseks suurendati sissevoolu NH₃-N kontsentratsiooni ligikaudu 10 mg·L⁻¹-lt piki vooluteed umbes 25 mg·L-¹-ni ja DO-d suurendati 2–4 mg·L-¹-lt umbes 6–7 mg-ni. Katse ajal oli veetemperatuur 9,7–10,4 kraadi. Süsteemi hapnikuga varustamise ja kandja fluidisatsiooni säilitamiseks kasutati aeratsioonipumpasid ja lainetekitajaid. Proove võeti iga 30 minuti järel ja neid töödeldi ammoniaaklämmastiku kontsentratsiooni muutuse määramiseks. Esitatud meetodite kohaselt on biokile koormuse arvutamise meetod hübriid-MBBR-süsteemis näidatud valemites (1) ja (2).

kus: N2 on biokile nitrifikatsiooni mahukoormus hübriidsüsteemis, kg·(m³·d)⁻¹; N1 on MBBR hübriidsüsteemi üldine nitrifikatsiooni mahukoormus, kg·(m³·d)⁻¹; N3 on aktiivmuda nitrifikatsiooni mahukoormus, kg·(m³·d)⁻¹; η on rippkandjate nitrifikatsiooni panuse määr, %.

1.4 SND kontrollimise ja optimeerimise kontrolli analüüs MBBR süsteemis

MBBR-süsteemis samaaegse nitrifikatsiooni ja denitrifikatsiooni (SND) nähtuse jaoks, et SND-efekti allikat otseselt kontrollida, viidi 28. veebruaril 2021 läbi denitrifikatsiooni laborikatse, milles kasutati puhast MBBR-i biokilet. Aeroobsest tsoonist koguti hõljuvad kandjad. Kandja täituvus oli kooskõlas bioloogilise paagi tegelike tingimustega. Katse influent valmistati kaaliumnitraadi lisamisega taime toorvee sissevoolule. Proove võeti iga 20 minuti järel ja neid töödeldi nitraadi lämmastiku kontsentratsiooni määramiseks.

Alates 1. detsembrist 2020 kuni 28. veebruarini 2021 jälgiti kogu talve jooksul igapäevaselt MBBR tsooni vee kvaliteeti ja tööparameetreid pärast rekonstrueerimist. Proovid sisaldasid anoksilise tsooni heitvett ja MBBR tsooni heitvett. Proove võeti iga 2–3 tunni järel. Pärast kogumist töödeldi proove kohe. Pärast settimist koguti supernatant ja kolm proovi segati võrdsetes kogustes, et määrata TN, NH₃-N, NO₃-N ja COD. Samal ajal mõõdeti DO taset aeroobses MBBR tsoonis. Mõõdetud andmetele viidi läbi põhikomponentide analüüs (PCA), et kontrollida peamisi vastuse parameetreid, mis mõjutavad SND-efekti aeroobses tsoonis. Optimaalsed juhtimisparameetrid määrati sobivusanalüüsi abil, et luua alus SND suurendamiseks{15}.

1.5{1}}Suure läbilaskevõimega mikroorganismide järjestamine reoveepuhastusjaamas

Et analüüsida muda ja biokile faaside vahelisi erinevusi MBBR süsteemis mikroobide mitmekesisuse, domineerivate liikide ja funktsionaalsete bakterite rikastamise efektiivsuse osas ning mikroskoopiliselt kontrollida SND allikat, koguti 28. veebruaril 2021 MBBR süsteemist aktiivmuda ja hõljuvad kandjad, ühe paralleelse võimsusega {{2ncque}}. 16S rDNA amplikonid. Sel ajal oli süsteem terve talve läbi elanud ja mikroobikoosluse koosseis võiks paremini kajastada tegelikku olukorda madalal{5}}temperatuuril. Spetsiifilised meetodid suure-tootlikkuse määramiseks ja analüüsimiseks viitavad varem avaldatud kirjandusele.

1.6 Tavapärased veekvaliteedi määramise meetodid

Kõik selles uuringus osalenud veekvaliteedi parameetrid määrati standardmeetoditega. KHT määrati riikliku standardi meetodil; NH₃-N määrati Nessleri reaktiivi spektrofotomeetrilise meetodiga; NO₃-N määrati ultraviolettspektrofotomeetrilise meetodiga; TN määrati aluselise kaaliumpersulfaadi lagundamise-UV-spektrofotomeetrilise meetodiga; TP määrati ammooniummolübdaadi spektrofotomeetrilise meetodiga; DO ja vee temperatuuri mõõdeti kaasaskantava lahustunud hapniku mõõturi abil.

2 Tulemused ja arutelu

2.1 Üldine raviefekt madalal temperatuuril enne ja pärast rekonstrueerimist

Esiteks võrreldi süsteemi üldist raviefekti madalatel talvistel temperatuuridel enne ja pärast rekonstrueerimist (2018-12-01 kuni 2019-02-28, 2020-12-01 kuni 2021-02-28). Enne ja pärast rekonstrueerimist hoiti talvine veetemperatuur põhimõtteliselt 9–13 kraadi juures. Enne rekonstrueerimist oli talvine vooluhulk (9,12±0,58)×10⁴ m³·d⁻¹ ja pärast rekonstrueerimist suurenes see (9,42±0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. Nagu näidatudJoonis 3(a)-(d), pärast rekonstrueerimist suurenesid keskmised sissevoolu KHT ja BHT₅ koormused vastavalt 16,82% ja 26,97%, võrreldes rekonstrueerimise eelsega, kuid heitvesi vähenes vastavalt (20,04±2,38) ja (4,47±0,84)» mg·L. Rekonstrueerimise järgselt suurenes keskmine sissevoolu TP koormus 23,40% võrreldes enne rekonstrueerimist, kuid heitvee TP võis siiski olla nii madal kui (0,26±0,02) mg·L⁻¹. Pärast rekonstrueerimist oli sissevoolu SS koormus veidi väiksem kui varem, kuid heitvee SS vähenes varasemaga võrreldes enam kui 17,51%, (3,44±1,17) mg·L⁻¹, maksimaalselt vaid 4,75 mg·L⁻¹.

Selle projekti peamine esiletõst pärast rekonstrueerimist oli lämmastiku eemaldamise võime suurendamine. Pärast rekonstrueerimist suurenesid keskmised sissevoolu NH₃-N ja TN koormused vastavalt 21,56% ja 19,79%, võrreldes rekonstrueerimise eelsega, kuid heitvesi vähenes vastavalt (0,94±0,22) ja (8,59±0,64) mg·L⁻¹-ni. Maksimaalne heitvee NH₃-N oli ainult 1,33 mg·L⁻¹ ja maksimaalne TN oli ainult 9,7 mg·L⁻¹. Lämmastiku eemaldamisel, kuna aktiivmuda mängis anoksilise retentsiooniaja olulise pikenemise põhjal pärast rekonstrueerimist endiselt põhirolli, ei muutunud süsteemi tegelik talvine denitrifikatsiooni mahukoormus enne ja pärast rekonstrueerimist palju. Nitrifikatsiooni jaoks suurendati pärast rekonstrueerimist nitrifikatsiooniefekti, lisades suspendeeritud kandjaid, et moodustada hübriidne MBBR-süsteem, et tugevdada NH₃-N eemaldamist. Aeroobse peetumisaja olulise vähenemise põhjal tõusis talvine tegelik nitrifikatsioonikoormus pärast rekonstrueerimist 0,081-lt 0,182 kg·(m³·d)⁻¹-le, mis on 124,69% tõus võrreldes enne rekonstrueerimist. MBBR protsessi rakendamine selles projektis saavutas nitrifikatsiooni jõudluse olulise paranemise.

2.2 Süsteemi lämmastiku eemaldamise jõudluse, potentsiaali ja rippuvate kandjate rolli analüüs

Iga funktsionaalse tsooni lämmastiku eemaldamise efekti edasiseks määramiseks bioloogilises sektsioonis pärast rekonstrueerimist jälgiti vee kvaliteeti piki bioloogilist paaki ja iga funktsionaalse tsooni lämmastiku eemaldamise rada pärast rekonstrueerimist analüüsiti iga funktsionaalse sektsiooni keskmiste veekvaliteedi parameetrite kaudu. Nagu näidatudJoonis 4, mõõtmisperioodi jooksul olid bioloogilise paagi keskmised tegelikud sissevoolu TN, NH₃-N ja COD kontsentratsioonid vastavalt 43,59, 38,50 ja 278,00 mg·L⁻¹ ning heitvee TN, NH₃-N vähenes 3 ja 07 COD1, ..7. vastavalt 24,46 mg·L-1. TN eemaldamiseks oli süsteemi TN eemaldamise kiirus, mis arvutati sissevoolu ja väljavoolu TN kontsentratsioonide põhjal 78,95 ± 6,01% ja eemaldamine toimus peamiselt anoksilises tsoonis, lämmastiku eemaldamise kogus oli 27,51 mg·L⁻¹. Denitrifikatsioonikoormus ja panuse määr olid vastavalt 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ ja 79,16%±2,24%. Koos KHT kontsentratsiooni muutusega oli pre-anoksilises tsoonis denitrifikatsiooniks kulunud KHT/TN 5,22±0,21. Post-anoksiline tsoon kasutas denitrifikatsiooniks välist naatriumatsetaati, mille lämmastiku eemaldamise kogus ja koormus oli vastavalt 4,35 mg·L⁻¹ ja 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. Arvutatud denitrifikatsiooniks kulunud COD/TN oli 4,66±0,57. Naatriumatsetaati väikese molekulaarse orgaanilise happe soolana kasutavad mikroorganismid kergesti ja sellel on kõrgem denitrifikatsioonitõhusus kui komplekssel orgaanilise süsiniku allikal toores vees. Pärast rekonstrueerimist oli sissevoolul hea biolagunevus ja denitrifikatsiooninõudeid sai põhimõtteliselt täita ainult anoksilise tsooni kaudu, vähendades seeläbi survet anoksilisele denitrifikatsioonile ja välise süsinikuallika hulka. NH₃-N eemaldamise korral oli DO MBBR tsoonis tegeliku töötamise ajal 2–4 mg·L⁻¹ ja süsteemi NH₃-N eemaldamise kiirus, mis arvutati sissevoolu ja väljavoolu NH₃-N kontsentratsioonide põhjal, oli 98,67%±3,14%.

Reoveepuhastite tegelikus töös tekivad mõjukad kvaliteedišokid sageli looduslike tegurite (nt vihmasaju ja lumesulamise), tööstuslike tegurite (nt tööstusettevõtete arvu suurenemine või ajutiste äritegevuse kõrvalekallete) ning sotsiaalsete tegurite (nt puhkused ja erisündmused) tõttu. Bioloogilise puhastussüsteemi löögikindluse parandamine on saanud tehase ohutu ja stabiilse töö võtmeks. Süsteemi maksimaalse taluvuskoormuse kontrollimiseks viidi läbi kõrge substraadi ja kõrge DO nitrifikatsiooni laborikatse. Samal ajal, et kontrollida rippkandjate tegelikku rolli hübriidses MBBR-süsteemis, koostati kaks korda kolm katserühma (hübriid, puhas -biokile ja puhas{4} sete). NH₃-N muutused igas süsteemis testi ajal on näidatudJoonis 5. Sissevoolava NH₃-N väärtusel 25 mg·L⁻¹ vähendasid hübriid- ja puhas-biokilesüsteemid NH₃-N alla 1,5 mg·L⁻¹ vastavalt 2,5 ja 3,0 tunniga, samas kui puhta{8}}muda N{9} katses vähenes palju aeglasemalt. perioodi. Puhta-muda, puhta-biokile ja hübriidsüsteemide arvutatud keskmised nitrifikatsiooni mahukoormused olid vastavalt 0,072, 0,215 ja 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. Vastavalt võrrandile (1) oli MBBR-süsteemi hõljuvate kandjate mahuline koormus aktiivmuda juuresolekul 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, mis ei erinenud oluliselt puhta -biokile rühma mõõdetud koormusest. Võrreldes teiste hübriid-MBBR-protsessi kasutavate, sarnaste kandjatäite vahekordadega tehastega, oli ka selle projekti rippkandjate maksimaalne nitrifikatsioonikoormus suhteliselt kõrgel tasemel, mis võib olla seotud hõljuvate kandjate massiülekande edasise paranemisega ja funktsionaalsete bakterite aktiivsuse suurenemisega suure sissevoolu koormuse tingimustes. Lisaks saavutas aktiivmuda kombinatsiooni maksimaalne nitrifikatsiooni mahukoormus kõrge substraadi ja kõrge DO tingimustes 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, mis vastab ja ületab arvutusliku koormuse (0,275 kg·(m³·d)⁻¹, mis vastab projekteerimise ootustele.

Bioloogilise süsteemi maksimaalse tolerantsi koormuse kvantitatiivseks analüüsimiseks selles projektis, mis põhineb hübriidsüsteemi laborikatses mõõdetud mahukoormusel ja vooluteel sissetuleva vee kvaliteedi andmetel, suudab süsteem vastu pidada maksimaalsele puhastusvõimsusele 1,23 × 10⁵ m³·d⁻¹ tagades samal ajal stabiilse heitvee NH₃-N vastavuse. Võrreldes selle projekti tegeliku talvise puhastusvõimsusega, on see 30,57% suurem, kusjuures süsteemi hüdrauliline retentsiooniaeg väheneb veelgi 3,43 tunnini. Samamoodi, võttes aluseks rekonstrueerimise järgse tegeliku puhastusvõimsuse, oli bioloogilise paagi talutav sissevoolu NH₃-N kontsentratsioon koguni 55 mg·L⁻¹, mis on 56,96% võrra suurem võrreldes selle projekti keskmise tegeliku talvise sissevoolu NH₃-N-ga.

Seoses rippkandjate rolliga selle projekti hübriidses MBBR-süsteemis, oli valemi (2) kohaselt rippkandjate biokile nitrifikatsiooni määr selles projektis 74,83%. On näha, et madalal -temperatuuril on hõljuvad kandjad muutunud hübriidse MBBR süsteemi nitrifikatsiooni domineerivaks teguriks. Koos kirjanduse aruannetega on analüüsitud, et madalate talviste temperatuuride korral on aktiivmudasüsteemil, mis on piiratud selle lahtise struktuuri ja suure eripinnaga, hea soojuseraldusvõime ja halb soojusisolatsioon sisemiste mikroorganismide jaoks, mis vähendab nitrifikatsiooni. Seevastu rippuvatel kanduritel olev biokile, mis saab kasu oma tihedast struktuurist ja kõrgest EPS-kaitsest, tagab biokile sisemise kihi hea soojusisolatsiooni, tagades seega hea nitrifikatsioonivõime madalal -temperatuuril. Lisaks näitasid selle projekti piki{8}}vooluhulga mõõtmise tulemused märkimisväärset TN-i eemaldamise nähtust MBBR-tsoonis. Koos NH₃-N kontsentratsiooni muutusega piki aeroobset tsooni ja retsirkulatsiooni suhtega saadi arvutatud TN eemaldamine (3,42±0,11) mg·L⁻¹, panuse määraga 9,83%±0,67%, mis näitab SND-efekti olemasolu süsteemis.

2.3 SND mõju kontrollimine ja mõjutegurite analüüs

Praegu on enamikus MBBR-protsessi kasutavates reoveepuhastites võimalik jälgida lämmastiku eemaldamist aeroobses tsoonis, eemaldades üldiselt 3–8 mg·L⁻¹ TN-i. Selle nähtuse põhjuseks on peamiselt biokile SND-efekt. See tähendab, et kui lahustunud hapniku läbitungimisvõime nõrgeneb, tekib biokile sisemisse kihti anoksiline/hüpoksiline kiht, mis loob tingimused denitrifitseerivate bakterite rikastamiseks, pannes sellega aluse SND lämmastiku eemaldamisele.

Aeroobse SND allika täiendavaks kinnitamiseks viidi läbi aeroobse biokile abil denitrifikatsiooni laborikatse, nagu on näidatudJoonis 6. Kogu katseperioodi vältel oli NO₃-N vähenemine suhteliselt õrn ja ühtlane, süsteem eemaldas 120 minutiga 3,72 mg·L⁻¹ nitraatlämmastikku. Keskmine süsteemi tarbitud C/N oli 3,43±0,05. Teoreetiliselt on denitrifikatsiooniks vajalik C/N 2,86. Arvestades bioloogilise assimilatsiooni ja DO tarbimist toorvees, ulatub nõutav C/N üldjuhul üle 4. Siiski oli selles projektis hõljuvate kandjate poolt lämmastiku eemaldamiseks vajalik C/N madalam kui üldise mikroobse denitrifikatsiooni korral. Spekuleeritakse, et kui MBBR tsoonis suspendeeritud kandjad avaldavad SND lämmastikueemaldust, kasutavad nad elektronidoonoritena peamiselt biokile vananemisel ja lüüsimisel tekkivaid sisemisi süsinikuallikaid, mistõttu orgaanilise aine (väline süsinikuallika) kasutusmäär toorvees on üldiselt madal. Vananenud biokile kasutamine sisemise süsinikuallikana denitrifikatsiooniks viitab ka sellele, et MBBR protsessil võib olla väiksem muda tootmine. Kasutades kogu katseperioodi sõlmena, oli aeroobse biokile arvutatud denitrifikatsiooni mahukoormus (0,045±0,003) kg·(m³·d)⁻¹. Aeroobses tsoonis lisatud suspendeeritud kandjatel oleval biokilel oli denitrifikatsiooniefekt, mis tõendab samaaegset nitrifikatsiooni ja denitrifikatsiooni esinemist biokiles.

SND, mis oli kasulik mõju pärast MBBR protsessi rakendamist selle projekti uuendamiseks, parandas veelgi süsteemi TN eemaldamise kiirust ja vähendas teatud määral sõltuvust välistest süsinikuallikatest denitrifikatsioonil. Aeroobse SND-efekti edasiseks võimendamiseks optimeeritud töö vaatenurgast uuriti täiendavalt sisse- ja väljavooluvee kvaliteedi ja kontrolliparameetrite mõju MBBR-tsooni SND-efektile. Kontrollparameetrite, nagu sissevoolava nitraatlämmastiku (NO₃-Ninf), väljavoolu nitraatlämmastiku (NO₃-Neff), sissevoolu orgaanilise aine (CODinf), väljavoolu orgaanilise aine (CODemmonia) ja sissevoolulämmastiku (NO₃-Ninf) pikaajalise jälgimise kaudu (NH₃-Ninf), heitvee ammoniaaklämmastikku (NH₃-Neff), kogu lämmastiku eemaldamist (ΔTN) ja DO MBBR tsoonis kogu talve jooksul, nende parameetrite vaheliste seoste uurimiseks kasutati põhikomponentide analüüsi (PCA). Tulemused on näidatudJoonis 7. ΔTN aeroobses tsoonis näitas suhteliselt olulist negatiivset korrelatsiooni DO-ga, samas kui korrelatsioon CODinfi, CODeffi ja NO₃-Ninfiga ei olnud ilmne. Liiga kõrge DO viib biokiles põhjalikuma massiülekandeni, mis muudab selle sees anoksilise tsooni moodustumise keeruliseks, mis on denitrifikatsiooniprotsessi jaoks ebasoodne ja pärsib SND-efekti. Lisaks ei avaldanud CODinf ja NO₃-Ninf MBBR-tsoonis olulist mõju peatatud kandjate SND-efektile. Ühest küljest kinnitab see taas, et biokile SND-protsess kasutab peamiselt sisemisi süsinikuallikaid, mitte väliseid süsinikuallikaid. Teisest küljest näitab see ka seda, et SND poolt MBBR tsoonis eemaldatud NO₃-N ei pärine sissevoolust NO₃-N, vaid peamiselt NO₃-N-st, mis tekib aeroobse paagi nitrifikatsioonil. NO₃-Neff on aeroobses tsoonis negatiivses korrelatsioonis ΔTN-ga. Ühest küljest põhjustab kõrgem DO aeroobses tsoonis nitrifikatsiooni ja SND koosmõju tulemusena paremat nitrifikatsiooni ja suuremat heitvett NO₃-Neff; teisest küljest põhjustab kõrgem DO kehvemat SND-d ja rohkem pärsitud lämmastiku eemaldamist, mis viib veelgi suurema väljavooluni NO₃-Neff.

"Mõõdetava ja juhitava" SND saavutamiseks ja tehase töö juhtimiseks juhiste andmiseks valiti sõltumatuks muutujaks DO, mida saab käsitsi juhtida, ja ΔTN kasutati sõltuva muutujana lineaarse regressioonianalüüsi jaoks. Tulemused on näidatudJoonis 8(a). Kui tegelik DO taime MBBR-tsoonis oli 2,06–3,67 mg·L⁻¹, eksisteeris SND-efekt koos lämmastiku eemaldamisega 2,36–4,10 mg·L⁻¹ ning ΔTN ja DO rahuldasid põhimõtteliselt ΔTN=6.0040 – 0,95}² (7) 79. Lisaks arvutati sobitatud kõverat kasutades, et teoreetiliselt, kui DO on kontrollitud alla 6,27 mg·L-1, võib MBBR tsoon avaldada SND lämmastiku eemaldamise efekti. See on kooskõlas Wang Xuejiangi jt järeldusega. uurides DO mõju MBBR-süsteemi SND-efektile, kus nad leidsid, et TN-i eemaldamise määr võib siiski ületada 30%, kui DO oli koguni 6,0 mg·L⁻¹. Siiski tuleb märkida, et see väärtus on teoreetiline väärtus, mis on saadud paigaldamise teel ja tegelik rakenduse mõju vajab edasisel kasutamisel täiendavat uurimist. Lisaks tuleb arvestada, et DO reguleerimine mõjutab samaaegselt süsteemi nitrifikatsiooniefekti, mõjutades seeläbi NH₃-N eemaldamise efektiivsust. Seetõttu on lineaarse regressioonianalüüsi tulemused, kasutades sõltumatu muutujana DO ja sõltuva muutujana ΔNH₃-N, näidatud joonisel 8(b). Vastavalt MBBR tsooni keskmisele sissevoolu NH₃-N talvel (10,47 mg·L⁻¹) ja projekteeritud heitvee standardile (1,50 mg·L⁻¹) on arvutatud, et ΔNH₃-N tuleks kontrollida vähemalt 8,97 mg. Kombineerituna lineaarse regressiooni tulemustega peaks DO olema kontrollitud üle 2,47 mg·L⁻¹. Kokkuvõttes, kui selle projekti DO oli 2,06–3,67 mg · L⁻¹, eksisteeris SND-efekt. Kuid lähtudes põhimõttest järgida heitvee ammoniaaklämmastiku standardeid, vähendades samal ajal aeratsiooni energiatarbimist, saab DO-d reguleerida ligikaudu 2,47 mg·L⁻¹, kus süsteemi SND-efekt on optimaalne, eemaldades 3,64 mg·L⁻¹ TN-i.

Tööparameetrite mõju kontrollimiseks biokile SND-efektile ja üldise mustri saamiseks võrreldi kuue MBBR-protsessi rakendava reoveepuhasti SND-efekte erinevates töötingimustes. Tulemused on näidatudTabel 2. Esiteks kontrolliti iga taime aeroobses tsoonis DO-d enamasti 2–3 mg·L⁻¹ ja muda kontsentratsioon oli 3,0–4,0 g·L⁻¹. Nendel tingimustel võib saavutada suhteliselt ilmse SND-efekti. Vastavalt ΔTN ja DO sobitustulemustele selles projektis, kui DO kontrolliti alla 6,27 mg·L⁻¹, võib tekkida SND-efekt. Sellel talvel suhteliselt paksema biofilmiga projektil oli DO suhtes tugevam tolerants. Teiseks, kõige madalama mudakontsentratsiooniga tehasel B oli parim SND-efekt. Taimedel A, D ja E, millel on suuremad kandja täitesuhted, olid SND-efektid ilmsemad, mis kõik näitab, et hübriidses MBBR-süsteemis pärineb SND nähtus peamiselt biokilest.

Kokkuvõtteks võib öelda, et lisaks SND-efekti suurendamisele DO kontrollimise kaudu võiks see projekt proovida ka järk-järgult vähendada süsteemi muda kuni umbes 3,0 g · L⁻¹, pakkudes paremaid tingimusi biokile paksuse kultiveerimiseks ja anoksilise kihi moodustamiseks muda madala kontsentratsiooni kaudu, luues seeläbi tingimused edasiseks SND toimimiseks.

2.4 Lämmastiku analüüs{1}}Bakterikoosluse eemaldamine

Seoses muda ja biokile faaside liigirikkuse ja mitmekesisuse erinevustega, lähtudes kahe amplikonide sekveneerimiskäigu tulemuste väikesest erinevusest, valiti analüüsimiseks üks andmekogum. Nagu näidatudJoonis 9Chao, Ace ja Simpsoni indeksid iseloomustavad mikroobikoosluse rikkust ja leviku ühtlust, Shannoni indeks aga mikroobikoosluse mitmekesisust. Kõrgemad Chao ja Ace indeksid näitavad suuremat OTU rikkust, madalam Simpsoni indeks näitab liikide paremat jaotust ja kõrgem Shannoni indeks näitab kogukonna suuremat mitmekesisust. Tulemused näitasid, et nii liigirikkus kui ka mitmekesisus olid biokiles oluliselt suuremad kui aktiivmudas, samuti oli liikide jaotus biokiles ühtlasem kui aktiivmudas. OTU-de koguarv biokiles ja aktiivmudas oli vastavalt 1652 ja 1372, kusjuures 770 jagatud OTU-d moodustasid vastavalt 46,6% ja 56,1% kõigist biokile ja aktiivmuda OTU-dest. Biokilel oli 882 ainulaadset OTU-d, mis moodustab peaaegu 40% kõigist OTU-dest. On näha, et biokile rikastas osa mikroorganisme, mida algses aktiivmudas ei olnud. Suspensioonikandjate lisamine suurendas oluliselt mikroobikoosluse rikkust ja mitmekesisust süsteemis ning keerulisem mikroobikoosluse koostis pani aluse ka MBBR süsteemi löögikindlusele.

Biokile ja aktiivmuda domineerivate liikide ja funktsionaalse bakterikoostise erinevuste paremaks mõistmiseks ning SND-nähtuse mikroskoopiliseks toetamiseks biokiles analüüsiti mikroobide koostist perekonna tasandil. Nagu näidatudJoonis 10, olid selle projekti bioloogilises süsteemis domineerivad liigid norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium ja SWB02. Nende hulgas võib norank_f_Caldilineaceae ja norank_f_JG30-KF-CM45 olla rikastatud nii biokile kui ka aktiivmudaga, suhteline arvukus biokile ja aktiivmudas on vastavalt 3,05, 5,69% ja 7,08%. norank_f_Caldilineaceae on enamasti filamentsed bakterid ja mõnel perekonnal on denitrifikatsioonivõime. Neid rikastati biokilega, kuna biokile võib nende vohamiseks eritada rohkem EPS-i. Teisest küljest saab neid rikastada ka aktiivmudaga PAO-dena, soodustades fosfori eemaldamist. norank_f_JG30-KF-CM45 võib osaleda süsiniku ja lämmastiku muundamise protsessides, tõhustades orgaanilise aine ja lämmastiku eemaldamist.

Kirjanduse aruannete kohaselt on leitud, et MBBR-protsess võib madalatel temperatuuridel saavutada nitrifitseerivate bakterite, nagu Nitrospirota, Nitrosomonas ja Nitrolancea, tõhusa rikastamise. Selle projekti peamine nitrifitseeriv perekond oli Nitrospira, millel on täielik nitrifikatsioonivõime. Selle suhteline arvukus biokiles ja aktiivmudas olid vastavalt 4,73% ja 0,39%. Kirjanduse andmetel on nitrifitseerivate bakterite suhteline arvukus teistes aktiivmudasüsteeme kasutavates taimedes madalatel talvistel temperatuuridel enamasti alla 1%. Pärast hübriidset MBBR rekonstrueerimist selles projektis oli nitrifitseerivate bakterite suhteline arvukus aktiivmudas suhteliselt madal, andes tunnistust nitrifitseerivate bakterite ümberjaotumisest MBBR-süsteemis madalal -temperatuuril, nagu varem mainitud. Nitrospira suhteline arvukus selle projekti biofilmis oli rohkem kui 10 korda suurem kui aktiivmudas ja arvutati, et enam kui 92% süsteemis leiduvatest nitrifitseerivatest bakteritest oli biokiles rikastatud. See on MBBR-protsessi eelis madalal{12}}temperatuuril, tagades süsteemi stabiilse töö.

Seoses SND nähtusega biokiles näitasid suspendeeritud kandjad ka mõnede denitrifitseerivate bakterite tugevamat rikastamisvõimet kui aktiivmuda. Uuringud on näidanud, et nii SWB02 kui ka Pedomicrobium võivad osaleda denitrifikatsiooniprotsessis ning SWB02 võib sekreteerida C6-HSL-i, millel on hea muda mahutamist pärssiv toime. SWB02 ja Pedomicrobiumi suhteline arvukus biokiles oli vastavalt 3,68% ja 3,78%, mis on palju suurem kui nende suhteline arvukus aktiivmudas (0,21% ja 0,22%). Lisaks arvutati välja, et SWB02 ja Pedomicrobiumi osakaal kogu hübriidsüsteemis oli mõlemad üle 94,5%. Kuigi suspendeeritud kandjaid lisati ainult aeroobses tsoonis, on küpsel biokilel teatud paksus. Massiülekande ja hapnikuülekande piirangute tõttu eksisteerib biokile sisemises kihis anoksiline / hüpoksiline keskkond, mis rikastab denitrifitseerivaid baktereid, andes seega biokile denitrifikatsioonivõime. See on biokile samaaegse nitrifikatsiooni ja denitrifikatsioonivõime mikrobioloogiline alus. Lisaks leiti, et Hyphomicrobiumi saab rikastada ka madala temperatuuriga keskkondades. See perekond võib denitrifikatsiooniks kasutada toksilisi ja tulekindlaid orgaanilisi ühendeid. Selle suhteline arvukus biokiles oli 1,80%, samuti palju suurem kui selle suhteline arvukus aktiivmudas (0,12%).

Võrreldes domineerivaid denitrifitseerivaid baktereid (DNB) ja nende suhtelist arvukust teiste taimede biokiledes, on tulemused näidatudTabel 3. Esiteks ei olnud aeroobses biofilmis denitrifitseerivate bakterite koostise osas iga projekti aeroobses biofilmis rikastatud denitrifitseerivate bakterite tüübid järjepidevad. Ainsad korduvad perekonnad olid Terrimonas ja Hyphomicrobium. Terrimonas on ka tavaline denitrifitseeriv bakter aktiivmudasüsteemides ja sarnaselt Hyphomicrobiumiga võib see lagundada antratseenühendeid ja mõned liigitatakse aeroobseteks denitrifitseerivateks bakteriteks. Need kaks bakterit ilmusid taimedes F, H ja selles projektis. Tehast H ja seda projekti mõjutas tegeliku töötamise ajal sageli tööstuslik reovesi ning tööstusliku vee spetsiifiline veekvaliteet võib olla nende kahe bakterirühma rikastamise üks põhjusi. Seetõttu võib järeldada, et spetsiifilised denitrifitseerivad perekonnad aeroobses biofilmis ei ole SND jaoks vajalik tingimus ja veekvaliteedi erinevused erinevate projektide vahel võivad olla denitrifitseerivate bakterirühmade erinevuste peamiseks põhjuseks. Teiseks, mis puudutab denitrifitseerivate bakterite suhtelist arvukust aeroobses biokiles, välja arvatud taimed F, H ja see projekt, saavutasid teised projektid denitrifitseerivate bakterite suhtelise arvukuse aeroobses biokiles umbes 8%, kusjuures SND lämmastiku eemaldamine ületas 2 mg · L–¹. Tööstusliku vee mõjul, kuigi denitrifitseerivate bakterite suhteline arvukus taime H ja selle projekti aeroobses biokiles oli suhteliselt kõrge, ei olnud denitrifikatsiooni efektiivsus eriti silmapaistev. Näha on, et aeroobses biokiles denitrifitseerivate bakterite tüüpide valimisel on esmatähtis sissevoolava vee kvaliteet ning tööstusliku vee mõju pärsib aeroobse biokile denitrifikatsiooni efektiivsust.

Kokkuvõttes võib MBBR-protsess oluliselt suurendada süsteemi mikroobikoosluse rikkust ja mitmekesisust. Nitrifitseeriva perekonna Nitrospira biokile rikastamisvõime on enam kui 10 korda suurem kui aktiivmuda oma, mis suurendab oluliselt süsteemi nitrifikatsiooniefekti. Denitrifitseerivad perekonnad, nagu SWB02, Pedomicrobium ja Hyphomicrobium, on paremini rikastatud aeroobses biokiles, pakkudes mikroskoopilist alust SND jõudlusele ja tõhustades TN eemaldamist. Kuid tööstusliku vee mõju tõttu ei ole SND denitrifikatsiooni efektiivsus märkimisväärne.

3 Järeldused

① Edela-Hiinas asuv reoveepuhastusjaam täiendas oma algset CASS-mahutit Bardenpho{0}}MBBR-i bioloogiliseks paagiks ja settepaagiks, et viia A-klassilt kvaasi{1}}klassi IV standarditele. Rekonstrueerimise järgselt, talvise veetemperatuuri 9,3–13,1 juures ning keskmise sissevoolu NH₃-N ja TN koormusega võrreldes rekonstrueerimise eelsega tõusid heitvee näitajad stabiilselt kvaasi-IV klassi veestandarditele. MBBR-süsteemi maksimaalne nitrifikatsioonikoormus saavutas 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, mis vastab projekteerimise ootustele. Peatatud kandjate nitrifikatsiooni panuse määr oli 74,83%, mis oli domineerival positsioonil. Süsteemil on endiselt potentsiaali tõsta vee kvaliteeti 56,96% ja vooluhulka 30,57%.

② MBBR-tsoonis kasutavad riputatud kandurid sisemisi süsinikuallikaid, et avaldada SND-efekti, saavutades lämmastiku eemaldamise osakaalu 9,83%±0,67%. SND efekti võimendamiseks tuleks DO-d kontrollida nii palju kui võimalik 2,47 mg·L⁻¹ juures tegelikus töös, kus SND suudab eemaldada 3,64 mg·L-1 TN-i. Hiljem võib teha katseid muda kontsentratsiooni veelgi vähendada kuni ligikaudu 3,0 g·L⁻¹, et luua tingimused biokile SND-efekti edasiseks võimendamiseks.

③ MBBR-protsess suurendas oluliselt süsteemi mikroobikoosluse rikkust ja mitmekesisust. Nitrifitseeriva perekonna Nitrospira biokile rikastamisvõime oli enam kui 10 korda suurem kui aktiivmuda oma, pakkudes selles projektis mikrobioloogilise aluse tõhustatud nitrifikatsioonile. Aeroobses biokiles rikastatud denitrifitseerivad perekonnad, nagu SWB02, Pedomicrobium ja Hyphomicrobium, panid mikroskoopilise aluse SND nähtuse esinemisele biofilmis.