تجزیه و تحلیل بهسازی فرآیند MBBR برای{0}}گسترش ظرفیت درجا در یک کارخانه تصفیه فاضلاب جنوبی

تجزیه و تحلیل اثر مقاوم سازی فرآیند MBBR در یک تصفیه خانه فاضلاب جنوب

"بولتن وضعیت ساخت و ساز شهری 2022 چین" منتشر شده توسط وزارت مسکن و شهرسازی-توسعه روستایی جمهوری خلق چین در اکتبر سال 2023 نشان می‌دهد که تا پایان سال 2022، ظرفیت تصفیه تصفیه خانه‌های فاضلاب در چین به 216 میلیون مترمربع در روز رسیده است، یعنی یک سال{4}{4}. حجم کل فاضلاب تصفیه شده به مدت 10 سال متوالی از سال 2013 روند رو به رشدی داشته است. توسعه سریع شهرها با افزایش تخلیه فاضلاب همراه است و تضاد بین زمین مورد نیاز برای توسعه و نوسازی تصفیه خانه های فاضلاب و زمین های توسعه شهری به طور فزاینده ای برجسته می شود.

برای افزایش ظرفیت تصفیه خانه های فاضلاب موجود، فرآیند لجن فعال معمولی به طور کلی روش گسترش کارخانه را اتخاذ می کند. با افزایش حجم توسعه، هزینه های تملک زمین به تدریج افزایش می یابد و دوره ساخت و ساز تمدید می شود. تعمیق ظرفیت تصفیه در تصفیه خانه فاضلاب موجود در حال حاضر یک اقدام موثر برای افزایش بیشتر ظرفیت تصفیه فاضلاب شهری و کاهش تضاد بین توسعه شهری و کاربری زمین است. راکتور بیوفیلم بستر متحرک (MBBR) در اواخر دهه 1980 در نروژ ایجاد شد. غنی سازی باکتری های عملکردی را افزایش می دهد و در نتیجه ظرفیت تصفیه سیستم را با افزودن حامل های معلق به مخزن بیولوژیکی برای تشکیل بیوفیلم ها بهبود می بخشد. با توجه به ویژگی «جاسازی» آن در سیستم بیولوژیکی اصلی، به طور گسترده در ارتقا و نوسازی تصفیه خانه‌های فاضلاب استفاده می‌شود و-به‌صورت{6}}به افزایش ظرفیت بدون افزودن زمین جدید دست می‌یابد. علاوه بر این، در مقایسه با سایر فرآیندهای مقاوم‌سازی زمین{8}}مانند بیوراکتور غشایی (MBR) و بستر سیال بیولوژیکی حامل پودر مرکب با غلظت بالا (HPB)، فرآیند MBBR نیازی به جایگزینی یا تکمیل دوره‌ای حامل‌ها ندارد و از نظر اقتصادی سودمندتر می‌شود.

این مقاله به‌عنوان مثال، بازسازی ظرفیت افزایش ظرفیت را با استفاده از فرآیند MBBR در یک کارخانه تصفیه فاضلاب در جنوب چین می‌گیرد. عملکرد عملیاتی نیروگاه را قبل و بعد از مقاوم‌سازی، عملکرد نیتریفیکاسیون ناحیه MBBR و ساختار جامعه میکروبی تجزیه و تحلیل می‌کند و نقش عملی فرآیند MBBR را در{1}}گسترش ظرفیت درجا روشن می‌کند. هدف ارائه منابع و پیشنهادات برای طراحی و بهره برداری از تصفیه خانه های فاضلاب مشابه است.

1 بررسی اجمالی پروژه

یک تصفیه خانه فاضلاب در جنوب چین دارای ظرفیت کل تصفیه طراحی شده 7.5×104 m3/d، با ظرفیت فاز I 5×104 m3/d و فاز II 2.5×104 m3/d است. هر دو فاز در ابتدا از فرآیند باردنفو اصلاح شده استفاده کردند. اهداف اصلی تصفیه فاضلاب خانگی از منطقه جمع آوری و فاضلاب صنعتی جزئی از یک شهرک صنعتی است. کیفیت پساب باید مطابق با استاندارد درجه A باشد که در "استاندارد تخلیه آلاینده ها برای کارخانه های تصفیه فاضلاب شهری" (GB 18918-2002) مشخص شده است. با توسعه سریع ساخت و ساز شهری و اقتصاد، تخلیه فاضلاب افزایش یافته است و پروژه با ظرفیت کامل یا فراتر از ظرفیت کامل کار می کند. در سال 2021، طبق درخواست مقامات دولتی، این پروژه نیاز داشت که ظرفیت خود را به میزان 2.5×104 m³ در روز بر اساس مقیاس اصلی افزایش دهد و به ظرفیت کل تصفیه 1×105 m³ در روز برسد. استاندارد پساب خروجی درجه A GB 18918-2002 باقی ماند. کیفیت ورودی و پساب طراحی شده در نشان داده شده استجدول 1.

منطقه اطراف این پروژه زمین کشاورزی است و زمین ذخیره شده کافی برای توسعه در محل کارخانه اولیه وجود نداشت. علاوه بر این، در طول ساخت اولیه فاز دوم، واحدهای پیش تصفیه قبلاً با ظرفیت 5×104 m³/d ساخته شده بودند. بنابراین، تمرکز این پروژه مقاوم سازی، بهره برداری کامل از پتانسیل تصفیه مخازن بیولوژیکی موجود و به حداقل رساندن اشغال زمین برای اصلاح مخازن بیولوژیکی بود. فرآیند MBBR به دلیل ویژگی "جاسازی شده" آن به طور گسترده در{5}}توسعه ظرفیت درجا و نوسازی تصفیه خانه های فاضلاب استفاده می شود. به عنوان مثال، یک کارخانه تصفیه فاضلاب در شمال چین از فرآیند MBBR برای افزایش ظرفیت، به حداکثر رساندن استفاده از حجم مخزن موجود و جریان فرآیند استفاده کرد، و به 20% افزایش ظرفیت در محل با پساب به طور پایدار مطابق با استانداردهای درجه A دست یافت. کارخانه دیگری در گوانگدونگ از فرآیند MBBR برای بهبود عملکرد تصفیه بیولوژیکی در محل استفاده کرد و به یک اثر خوب 50% در{12}}گسترش ظرفیت درجا با پساب به طور پایدار بهتر از استاندارد تخلیه دست یافت. بنابراین، با توجه به نیازهای واقعی تصفیه خانه فاضلاب و ارزیابی جامع عواملی مانند کاربری و بهره برداری، در نهایت فرآیند MBBR به عنوان فرآیند تصفیه این مقاوم سازی افزایش ظرفیت انتخاب شد.

2 طراحی فرآیند

2.1 جریان فرآیند

هسته اصلی این مقاوم سازی افزایش ظرفیت، افزایش ظرفیت تصفیه مخازن بیولوژیکی در{0}}جا از طریق MBBR بود، و از انطباق پایدار با استانداردهای پساب علیرغم افزایش 100٪ در جریان، اطمینان حاصل کرد. از آنجایی که واحدهای اولیه پیش تصفیه و درمان پیشرفته قبلاً برای ظرفیت 5×104 m³ در روز ساخته شده بودند، این مقاوم سازی بر استفاده مجدد از امکانات موجود متمرکز شد. اصلاح اصلی مخازن بیولوژیکی، همراه با ساخت یک مخزن ته نشینی ثانویه جدید بود که برای پاسخگویی به نیاز تصفیه پس از افزایش جریان تنظیم شده بود. جریان فرآیند پس از مقاوم سازی در نشان داده شده استشکل 1. پساب از طریق صفحه‌های درشت/ریز و یک محفظه سنگ‌ریزه تحت پیش تصفیه قرار می‌گیرد، سپس برای حذف کربن، نیتروژن، فسفر و سایر آلاینده‌ها وارد مخزن اصلاح‌شده Bardenpho{1}}MBBR می‌شود. پساب مخازن بیولوژیکی از مخازن ته نشینی و یک زلال کننده با کارایی بالا عبور می کند تا از انطباق پایدار با استانداردهای SS و TP اطمینان حاصل شود. پس از گندزدایی، پساب نهایی برای تکمیل آب اکولوژیکی به رودخانه دریافت کننده تخلیه می شود.

2.2 مقاوم سازی مخزن بیولوژیکی

طرح مقاوم سازی مخزن بیولوژیکی در نشان داده شده استشکل 2. در حالی که جریان تصفیه دوبرابر شد، حجم مناطق بی هوازی و بدون اکسیژن اولیه بدون تغییر باقی ماندند. 20% حجم از ناحیه هوازی اولیه برای ایجاد یک منطقه بدون اکسیژن اضافی تقسیم شد، و حجم کلی منطقه بدون اکسیژن را برای پاسخگویی به تقاضای نیترات زدایی افزایش داد. حامل های معلق به حجم باقیمانده منطقه هوازی اضافه شدند تا منطقه هوازی MBBR را تشکیل دهند. پشتیبانی از سیستم های غربالگری ورودی/خروجی و میکسرهای خاص MBBR{4} نصب شد. سیستم هوادهی زنجیری اصلی با یک سیستم هوادهی سوراخ شده در پایین جایگزین شد تا از سیال شدن خوب حامل های معلق و جلوگیری از تلف شدن آنها با جریان آب جلوگیری شود. پس از مقاوم سازی، کل زمان نگهداری هیدرولیک (HRT) مخازن بیولوژیکی 8.82 ساعت، با HRT منطقه بی هوازی در 1.13 ساعت، HRT منطقه بدون اکسیژن در 3.05 ساعت و HRT منطقه هوازی در 4.64 ساعت است. کل نسبت بازیافت داخلی سیستم 150% و سن لجن 16 روز است.

Regarding equipment, 4 sets of submersible mixers were added to the anoxic zone (Power P = 4 kW, Impeller Diameter D = 620 mm). SPR-III type suspended carriers were added to the aerobic MBBR zone, with a diameter of (25.0 ± 0.5) mm, height of (10.0 ± 1.0) mm, effective specific surface area >800 متر مربع در متر مکعب، و چگالی 0.94 ~ 0.97 g/cm³. چگالی آب پس از اتصال بیوفیلم، مطابق با استاندارد صنعتی "پرکننده‌های حامل معلق پلی اتیلن با چگالی بالا برای تصفیه آب" (CJ/T 461-2014) است. نسبت پر شدن 45 درصد است. دو مجموعه از میکسرهای شناور مخصوص حامل معلق اضافه شد (P=5.5 کیلووات). 22 مجموعه از سیستم های هوادهی قابل بالابر، 4 مجموعه سیستم هوادهی ثابت و 45 مجموعه هواده حباب ریز اضافه شد. دو پمپ بازیافت داخلی جایگزین شد (جریان Q=1600 m³/h، هد H=0.60 m، P=7.5 کیلووات).

2.3 ساخت مخزن ته نشینی ثانویه جدید

با توجه به افزایش جریان، مخازن ته نشینی ثانویه موجود نمی توانند نیازهای پساب را برآورده کنند. یک مخزن رسوب ثانویه جدید برای پشتیبانی از افزایش ظرفیت تصفیه مورد نیاز بود. مخزن جدید با مخزن اصلی مطابقت دارد و از نوع جریان افقی مستطیل شکل استفاده می کند. حجم موثر مخزن 4900 m³ با HRT=7 ساعت است. یک پمپ-لجن خراش نوع اضافه شد (سرعت عملیاتی V=0.8 متر در دقیقه). شش پمپ جریان محوری شناور (پمپ های بازیافت خارجی) اضافه شد (Q=180 m³/h، H=4 m، P=5.5 kW). دو پمپ لجن زباله اضافه شد (Q=105 m³/h، H=11 m، P=7.5 kW).

3 تجزیه و تحلیل اثر MBBR Retrofit

عملکرد عملیاتی قبل و بعد از مقاوم‌سازی فاز دوم، عملکرد عملیاتی همزمان فاز اول و فاز دوم، تغییرات کیفیت آب در طول فرآیند در فاز دوم، و ظرفیت نیتریفیکاسیون فازهای بیوفیلم و لجن معلق در فاز دوم برای ارزیابی اثر افزایشی مقاوم‌سازی MBBR بر ظرفیت تصفیه سیستم مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت.

3.1 مقایسه عملکرد عملیاتی

قبل از بهسازی، فاز II در حال حاضر بالاتر از جریان طراحی شده خود، با جریان متوسط ​​واقعی (0.46 ± 3.02) × 104 m³ در روز کار می کرد. پس از مقاوم سازی، جریان بیشتر به (0.76 ± 5.31) × 104 m3 / d افزایش یافت که افزایش واقعی تقریباً 76٪ بود. حداکثر جریان عملیاتی به 7.61×104 m³/d رسید که 1.52 برابر مقدار طراحی بود. کیفیت ورودی و پساب قبل و بعد از مقاوم سازی نشان داده شده استجدول 2وشکل 3. با توجه به بارگذاری ورودی، پس از مقاوم سازی، نیتروژن آمونیاکی (NH3-N)، نیتروژن کل (TN)، COD و بارگیری TP به ترتیب به 1.61، 1.66، 1.60 و 1.53 برابر سطوح قبل از مقاوم سازی افزایش یافت. از نظر کیفیت ورودی/پساب واقعی، NH3-N و TN ورودی قبل/پس از مقاوم‌سازی به ترتیب (22.15±3.73)/(20.17±4.74) mg/L و (26.28±4.07)/(23.19±3.66) میلی‌گرم در لیتر بودند. پساب NH3{18}}N و TN قبل/بعد از مقاوم سازی (0.16±0.14)/(0.14±0.08) mg/L و (8.62±1.79)/(7.01±1.76) میلی گرم در لیتر، با میانگین میزان حذف 99.28% و 7.28% و 7.9% 99.7% بود. به ترتیب. علیرغم افزایش قابل توجه جریان و بارگذاری پساب پس از مقاوم سازی، کیفیت پساب همچنان بهتر از قبل از مقاوم سازی بود. افزایش حجم منطقه بدون اکسیژن، حذف TN خوب را تضمین کرد، با پساب TN پس از مقاوم‌سازی کاهش بیشتری یافت. منطقه هوازی به افزایش قابل توجهی در ظرفیت نیتریفیکاسیون از طریق بیوفیلم حامل معلق دست یافت. حتی با کاهش 20 درصدی حجم منطقه هوازی در مقایسه با قبل از مقاوم سازی و افزایش قابل توجه جریان و بارگذاری ورودی، حذف NH3{37}N بسیار کارآمد حفظ شد. COD ورودی و TP قبل/بعد از مقاوم سازی به ترتیب (106.82±34.37)/(100.52±25.93) mg/L و (2.16±0.54)/ (1.96±0.49) میلی گرم در لیتر بودند. COD و TP پساب قبل/پس از مقاوم سازی (10.76±2.04)/(11.15±3.65) mg/L و (0.14±0.07)/(0.05±0.17) mg/L به ترتیب با میانگین میزان حذف به ترتیب 89.93٪/93.52٪ و 89.93٪ و 89.3٪ / 81.3٪ بود. پس از مقاوم سازی، کیفیت پساب به طور پایدار بهتر از استاندارد تخلیه طراحی باقی ماند.

داده های عملیاتی از نوامبر تا ژانویه سال بعد (پس از-بهسازی) بیشتر برای مقایسه عملکرد فاز I و فاز II در شرایط دمای پایین{1} (حداقل دمای 12 درجه) انتخاب شدند. غلظت آلاینده ورودی و پساب برای هر دو فاز در نشان داده شده استشکل 4. در شرایط دمای پایین-زمستان، پساب‌های حاصل از هر دو فرآیند به طور پایدار بهتر از استاندارد تخلیه طراحی بودند. به ویژه برای حذف NH3-N، که مستعد دماهای پایین است، با غلظت NH3- ورودی (4.57±18.98) میلی‌گرم در لیتر، پساب فاز I NH3- N هر دو (0.27±0.17) mg/L 0.17±) mg/L 0.17±2.9 mg/L بود. مقاومت خوبی در برابر دماهای پایین نشان می دهد. قابل توجه، پس از مقاوم سازی MBBR در فاز دوم، HRT ناحیه هوازی تنها 66.07 درصد از آن در فاز I بود که به بهبود قابل توجهی در عملکرد نیتریفیکاسیون دست یافت.

3.2 تجزیه و تحلیل عملکرد منطقه MBBR

برای تعیین بیشتر اثر واقعی هر ناحیه عملکردی، نمونه‌های آب از انتهای هر ناحیه عملکردی در فاز I و فاز II برای اندازه‌گیری موازی گرفته شد. نتایج در نشان داده شده استشکل 5. غلظت NH3- ورودی 18.85 میلی‌گرم در لیتر و 18.65 میلی‌گرم در لیتر، و غلظت NH3-N خروجی 0.35 میلی‌گرم در لیتر و 0.21 میلی‌گرم در لیتر، با نرخ حذف NH3-N به ترتیب 98.18% و 98.7% بود. از تغییرات مشخصات نیتروژن، حذف NH3{11}N در فاز II عمدتاً در منطقه هوازی MBBR رخ داد. غلظت NH3-N در پساب منطقه MBBR 0.31 میلی گرم در لیتر بود، که 99.46٪ به حذف کلی NH3{16} N کمک می کند، در حال حاضر بهتر از استاندارد تخلیه طراحی شده است. منطقه لجن فعال هوازی بعدی نقش حفاظتی را ایفا کرد. علاوه بر این، تصفیه خانه های فاضلاب با استفاده از MBBR در منطقه هوازی معمولاً نیتریفیکاسیون و نیترات زدایی همزمان (SND) را نشان می دهند. با این حال، در این پروژه، حذف نیتروژن معدنی کل (TIN) در منطقه هوازی MBBR مشاهده نشد، که ممکن است مربوط به غلظت نسبتا پایین بستر ورودی در این پروژه باشد.

برای بررسی بیشتر اثر افزودن حامل های معلق بر عملکرد نیتریفیکاسیون سیستم، مایع رویی از پساب ناحیه بدون اکسیژن فاز I گرفته شد. آزمایش‌های عملکرد نیتریفیکاسیون روی سیستم لجن خالص فاز I، لجن خالص فاز II، بیوفیلم خالص فاز II و بیوفیلم ترکیبی فاز II انجام شد. تحت شرایط مطابق با پروژه واقعی (نسبت پر شدن حامل، غلظت لجن، دمای آب)، با DO کنترل شده در 6 میلی گرم در لیتر برای تعیین عملکرد بهینه نیتریفیکاسیون. نتایج در نشان داده شده استجدول 3. نرخ نیتریفیکاسیون برای سیستم لجن خالص فاز I، لجن خالص فاز II، بیوفیلم خالص فاز II و سیستم لجن ترکیبی بیوفیلم فاز II به ترتیب 0.104، 0.107، 0.158 و 0.267 کیلوگرم بر (m³·d) بود. افزودن حامل های معلق عملکرد نیتریفیکاسیون سیستم را افزایش داد. نرخ نیتریفیکاسیون سیستم لجن بیوفیلم ترکیبی فاز II به 2.57 برابر سیستم لجن فعال خالص فاز I رسید. علاوه بر این، بار بیوفیلم خالص قبلاً بیشتر از بار لجن فعال بود و مقاومت بار ضربه ای سیستم را به طور قابل توجهی بهبود بخشید. در سیستم ترکیبی فاز دوم، بیوفیلم 59.92 درصد به نیتریفیکاسیون کمک کرد و موقعیت غالب را داشت.

3.3 تجزیه و تحلیل عقلانیت مقاوم سازی

برای تجزیه و تحلیل منطقی استفاده از فرآیند MBBR بیوفیلم ترکیبی-برای این مقاوم سازی، محاسباتی در رابطه با اثر افزودن حامل، مقاومت بار ضربه ای سیستم، و همبستگی بین افزایش جریان و افزودن حامل انجام شد. اگر فاز دوم این پروژه مقاوم‌سازی نمی‌شد و از فرآیند لجن فعال سنتی استفاده نمی‌کرد، بر اساس ورودی/پساب طراحی‌شده NH3-N و نرخ بهینه نیتریفیکاسیون حجمی لجن فعال فاز یک (DO=6 mg/L)، پساب محاسبه‌شده غلظت NH3، NH3، N5 تا {4}L خواهد بود. استاندارد پساب اگر بر اساس نرخ بهینه نیتریفیکاسیون به دست آمده از آزمایش سیستم ترکیبی فاز II محاسبه شود، در جریان ورودی طراحی شده، فاز II می تواند حداکثر غلظت NH3{7}} NH3{7}} تا 55 میلی گرم در لیتر را تحمل کند، که 2.20 برابر مقدار طراحی است، که به طور قابل توجهی مقاومت بار ضربه ای سیستم را افزایش می دهد. بنابراین، استفاده از MBBR برای این مقاوم سازی منطقی است و به طور موثر انطباق پایدار با استانداردهای پساب را تضمین می کند. اگر فاز I نیز با فرآیند MBBR، بر اساس غلظت‌های آلاینده ورودی/پساب طراحی‌شده، تقویت شود، جریان تصفیه می‌تواند بیش از یک برابر افزایش یابد و این امکان را برای تصفیه خانه‌های فاضلاب فراهم می‌کند تا با توسعه شهری سریع مطابقت داشته باشند و به ارتقای هموار دست یابند.

4 وضعیت پیوست بیوفیلم و تجزیه و تحلیل میکروبی

پیوست بیوفیلم بر روی حامل های معلق در این پروژه در نشان داده شده استشکل 6. بیوفیلم به طور یکنواخت سطح داخلی حامل ها را پوشانده و متراکم و بدون مواد لخته ای در منافذ حامل است. میانگین ضخامت (74.82 ± 345.78) میکرومتر بود. متوسط ​​زیست توده بیوفیلم (18.87 ± 0.93) گرم در متر مربع، نسبت جامدات معلق فرار (VSS) / SS در 0.02 ± 0.68 پایدار بود و میانگین VSS (0.61 ± 12.77) گرم در متر مربع بود.

برای بررسی بیشتر تأثیر تقویت‌کننده MBBR بر ظرفیت تصفیه سیستم از منظر میکروسکوپی، نمونه‌هایی از لجن فعال فاز I، لجن فعال فاز II و بیوفیلم برای توالی‌یابی 16S آمپلیکون{1}}گرفته شد. فراوانی نسبی میکروارگانیسم ها در سطح جنس در سیستم نشان داده شده استشکل 7.

جنسهای نیتریفیک کننده غالب در بیوفیلم حامل معلق Nitrospira و Nitrosomonas با فراوانی نسبی 7.98٪ و 1.01٪ بودند. در مقابل، جنس نیتریفیک کننده غالب در هر دو فاز لجن فعال فاز I و فاز II Nitrospira با فراوانی نسبی 1.05٪ و 1.27٪ بود. Nitrospira رایج ترین جنس نیتریفیکاسیون در تصفیه خانه های فاضلاب است. ثابت شده است که بسیاری از گونه های آن دارای قابلیت اکسیداسیون کامل آمونیاک (comammox) هستند، به این معنی که یک میکروارگانیسم واحد می تواند فرآیند از آمونیاک به نیترات را تکمیل کند. فرآیند MBBR، به شکل بیوفیلم، به غنی‌سازی کارآمد نیتروسیرا، با فراوانی نسبی 7.58 برابر لجن فعال، دست یافت که پایه‌ای میکروسکوپی برای بهبود عملکرد نیتریفیکاسیون سیستم فراهم می‌کند. همچنین می توان مشاهده کرد که فراوانی نسبی باکتری های نیتریف کننده در لجن فعال از همان سیستم بیوفیلم (فاز II) کمی بیشتر از سیستم لجن فعال خالص فاز I بود. این ممکن است به این دلیل باشد که ریختن بیوفیلم از حامل‌های معلق، لجن فعال را در طول تجدید دینامیکی تلقیح می‌کند و فراوانی نسبی باکتری‌های نیتریف کننده را در لجن افزایش می‌دهد.

جنسهای دنیتر زدایی غالب در هر دو سیستم عمدتاً در لجن فعال غنی شده بودند و از نظر ترکیب نسبتاً مشابه بودند، از جمله Terrimonas، Flavobacterium، Dechloromonas، Hyphomicrobium و غیره. فراوانی نسبی جنسهای نیترات زدایی در فاز I و فاز II به ترتیب 8.56% و 7.7% بود. از دیدگاه عملکردی، علاوه بر نیترات زدایی، برخی از گونه‌های موجود در Terrimonas می‌توانند موادی مانند آنتراسن- را تجزیه کنند. فلاووباکتریوم می تواند پلاستیک های زیست تخریب پذیر (مانند PHBV) را تجزیه کند. هیفومیکروبیوم می تواند از ترکیبات سمی و سخت برای تجزیه آلی برای نیترات زدایی استفاده کند، مانند دی کلرومتان، دی متیل سولفید، متانول و غیره. پساب این پروژه حاوی مقداری فاضلاب صنعتی است که منجر به تخصصی شدن جوامع میکروبی عملکردی تحت محدودسازی طولانی مدت می شود. اگرچه این پروژه اثرات SND ماکروسکوپی قابل‌توجهی را نشان نداد، برخی از گروه‌های عاملی نیترات‌زدایی همچنان روی بیوفیلم حامل معلق، از جمله Hyphomicrobium، Dechloromonas، Terrimonas، و OLB13، با نسبت کل 2.78 درصد یافت شدند. این نشان می‌دهد که پس از رسیدن بیوفیلم به ضخامت معین، ریزمحیط‌های بدون اکسیژن/بی هوازی تشکیل‌شده در داخل می‌توانند شرایطی را برای غنی‌سازی باکتری‌های نیترات زدایی فراهم کنند، همچنین امکان وقوع SND را در منطقه هوازی MBBR فراهم می‌کنند. علاوه بر این، Proteiniclasticum در هر دو لجن فاز I و فاز II، با فراوانی نسبی 1.09٪ و 1.18٪ به ترتیب شناسایی شد. این جنس قابلیت خوبی برای تجزیه و تبدیل مواد پروتئینی دارد. غنی‌سازی آن ممکن است به حضور شرکت‌های فرآورده‌های لبنی متعدد در محدوده مجموعه این پروژه مربوط باشد.

شایان ذکر است، فراوانی نسبی Candidatus Microthrix در لجن فعال فاز یک به 3.72 درصد رسید. این یک باکتری رشته ای رایج در لجن فعال است که اغلب با حجیم شدن لجن همراه است. با این حال، فراوانی نسبی آن در لجن فاز دوم و بیوفیلم به ترتیب تنها 0.57٪ و 1.03٪ بود. پس از مقاوم سازی با فرآیند MBBR، سیال شدن حامل های معلق اثر برشی بر روی باکتری های رشته ای دارد و احتمال حجیم شدن رشته ای در لجن فعال را کاهش می دهد.

5 تحلیل اقتصادی

مصرف برق در هر متر مکعب قبل و بعد از این مقاوم سازی به ترتیب 0.227 کیلووات ساعت در متر مکعب و 0.242 کیلووات ساعت بر متر مکعب بوده است. با قیمت برق 0.66 RMB/(kWh)، هزینه های عملیاتی برق 0.150 RMB/m³ و 0.160 RMB/m³ بود. افزایش مصرف برق عمدتاً به دلیل اختلاط منطقه بدون اکسیژن جدید و تجهیزات الکتریکی اضافی از مخزن رسوب ثانویه جدید بود. مواد شیمیایی حذف فسفر مورد استفاده در این پروژه پلی فریک کلراید (PFC) و پلی آکریل آمید (PAM) می باشد. دوز قبل و بعد از بازسازی ثابت باقی ماند: دوز PFC 2.21 تن در روز، هزینه 0.014 RMB/m³. دوز PAM 17.081 کیلوگرم در روز، هزینه 0.0028 RMB/m³. این پروژه به طور کامل از منبع کربن موجود در پساب خام برای نیترات زدایی استفاده می کند. هیچ منبع کربن آلی خارجی قبل یا بعد از مقاوم سازی اضافه نشده است. هزینه مستقیم برق و مواد شیمیایی در هر متر مکعب قبل و بعد از مقاوم سازی به ترتیب 0.167 RMB/m³ و 0.177 RMB/m³ بود.

6 نتیجه گیری و چشم انداز

(1) فاز دوم یک تصفیه خانه فاضلاب جنوبی از فرآیند MBBR برای مقاوم سازی افزایش ظرفیت استفاده کرد و به مسائلی مانند کمبود زمین پرداخت. پس از مقاوم سازی، جریان درمان از (0.46±3.02) × 104 m3/d به (5.31±0.76) ×104 m³/d افزایش یافت و به 76% در -گسترش ظرفیت درجا دست یافت. حداکثر جریان عملیاتی به 1.52 برابر مقدار طراحی رسید، با پساب به طور پایدار بهتر از استاندارد تخلیه طراحی.

(2) با تعبیه فرآیند MBBR در مرحله بیولوژیکی، حذف بسیار کارآمد و پایدار NH3-N تحت شرایط دمای پایین زمستان{2}}به دست آمد، حتی اگر HRT هوازی تنها 66.07 درصد از آن در فرآیند لجن فعال بود. منطقه MBBR 99.46٪ به حذف NH3-N کمک کرد. اگر فاز دوم مقاوم سازی نشده بود، با جریان و کیفیت آب یکسان، پساب NH3- به ۵.۵۵ میلی گرم در لیتر می رسید. بنابراین استفاده از MBBR برای این مقاوم سازی ضروری و منطقی بود.

(3) بیوفیلم حامل معلق اثر غنی‌سازی جنس نیتریفیک کننده هسته Nitrospira را افزایش داد. فراوانی نسبی آن در بیوفیلم 7.58 برابر لجن فعال بود که یک پایه میکروسکوپی برای بهبود عملکرد سیستم نیتریفیکاسیون فراهم می کند. علاوه بر این، غنی‌سازی جنس‌های نیترات زدایی در بیوفیلم امکان وقوع SND را فراهم می‌کند.

این پروژه از فرآیند ترکیبی بیوفیلم-لجن برای دستیابی به-افزایش ظرفیت درجا استفاده کرد. با این حال، عملیات واقعی هنوز با حفظ و بازیابی لجن فعال محدود می شود و از افزایش بیشتر ظرفیت تصفیه جلوگیری می کند. در حال حاضر، فرآیندهای بیوفیلم خالص در پروژه‌های واقعی به کار گرفته شده‌اند، که به طور کامل لجن فعال را کنار گذاشته و از ویژگی‌های{4} بار بالای بیوفیلم برای حذف موثر آلاینده‌ها استفاده می‌کند، بدون محدودیت با محدودیت‌های لجن فعال. این یک راه حل جدید برای ساخت و ساز جدید، نوسازی، یا گسترش تصفیه خانه های فاضلاب فراهم می کند.