การปรับปรุงจุลินทรีย์บำบัดน้ำเสียกระเทียมโดยใช้กระบวนการ MBBR + A/O
ภาพรวม
น้ำเสียกระเทียมส่วนใหญ่มาจากกระบวนการหั่นและการล้างระหว่างการแปรรูปกระเทียม มีลักษณะเป็นสารอินทรีย์ที่มีความเข้มข้นสูง, sระดับไนโตรเจนและฟอสฟอรัสที่สำคัญ และมีอัลลิซินในปริมาณมาก- Allicin (diallyl thiosulfinate) เป็นของเหลวระเหยง่ายที่ทำให้เกิดกลิ่นฉุนของกระเทียม และไม่เสถียรทางเคมีและมีปฏิกิริยาสูง อัลลิซินสามารถยับยั้งการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ต่างๆ การปล่อยน้ำเสียกระเทียมที่มีความเข้มข้นสูง-โดยไม่มีการบำบัดทำให้เกิดผลกระทบต่อสิ่งแวดล้อมอย่างร้ายแรง นักวิจัยบางคนได้ใช้เทคนิคต่างๆ เช่น การกรองเมมเบรน การออกซิเดชันของเฟนตัน และไมโคร-อิเล็กโตรไลซิส แต่วิธีการเหล่านี้ไม่ได้ผลในการบำบัดน้ำเสียจากกระเทียม และการใช้สารเคมีในปริมาณมากจะทำให้ต้นทุนการบำบัดตามมาเพิ่มขึ้น นักวิชาการหลายคนได้เสนอวิธีบำบัดทางชีวภาพโดยใช้กระบวนการแบบไม่ใช้ออกซิเจน-แบบผสมผสานแบบแอโรบิก อย่างไรก็ตาม เนื่องจากคุณสมบัติต้านเชื้อแบคทีเรียของอัลลิซิน จุลินทรีย์จึงเพาะเลี้ยงได้ยาก และประสิทธิภาพการรักษาไม่เหมาะ ดังนั้นการบำบัดทางชีวภาพจึงเน้นไปที่เพาะเลี้ยงและปรับสภาพสายพันธุ์จุลินทรีย์ให้สามารถปรับตัวเข้ากับน้ำเสียจากกระเทียมและเพิ่มประสิทธิภาพการย่อยสลายทางชีวภาพ.
การศึกษาครั้งนี้เกี่ยวข้องกับการเพาะปลูกและการคัดกรองแบคทีเรียสายพันธุ์ที่มีประสิทธิภาพในการย่อยสลายน้ำเสียกระเทียมซึ่งก็ได้นำมาสู่การเครื่องปฏิกรณ์ชีวฟิล์มแบบเคลื่อนย้ายเบด (MBBR)- การใช้กากตะกอนที่ฉีดวัคซีนและอัตราการไหล-จะเพิ่มวิธีสร้างฟิล์มชีวภาพ จึงมีการสร้างแผ่นชีวะขึ้นเพื่อเพิ่มความสามารถในการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสออกจากน้ำเสีย ตามด้วยการบำบัดทางชีวเคมี A/O (Anoxic/Oxic) เพิ่มเติม ตามมาตรฐาน GB18918-2002 ระดับ COD ของน้ำทิ้งและแอมโมเนียไนโตรเจน (NH₃-N) สามารถเป็นไปตามมาตรฐานรอง (COD: 100 มก-/ลิตร, NH₃-N: 25-30 มก-/ลิตร) กระบวนการนี้ช่วยลดปริมาณสารอินทรีย์ในน้ำทิ้งได้อย่างมีประสิทธิภาพ ลดความยากในขั้นตอนการบำบัดที่ตามมา
1. ส่วนทดลอง
1.1 การออกแบบผังกระบวนการ
แสดงผังกระบวนการโดยรวมสำหรับการบำบัดน้ำเสียจากกระเทียมรูปที่ 1โดยมีองค์ประกอบหลักคือการย่อยสลายทางชีวภาพในระบบ MBBR + A/O- กรองและแยกสายพันธุ์ 3 สายพันธุ์ที่มีประสิทธิภาพในการย่อยสลายน้ำเสียกระเทียม ได้แก่ Alcaligenes sp-, Acinetobacter sp- และ Achromobacter sp- – ผสมกับตะกอนเร่งแล้วนำเข้าไปในหน่วย MBBR เพื่ออำนวยความสะดวกในการสตาร์ทเครื่องอย่างรวดเร็ว-
1.2 กระบวนการบำบัด MBBR + A/O
หลังจากผ่านตะแกรงหยาบและละเอียดเพื่อกำจัดของแข็งแขวนลอย น้ำเสียจากกระเทียมจะถูกสูบเข้าไปใน MBBR โดยตรง คุณภาพที่มีอิทธิพลจะแสดงอยู่ในตารางที่ 1- น้ำทิ้งจาก MBBR จะไหลเข้าสู่ระบบ A/O โดยตรง เนื่องจากมีปริมาณอินทรีย์ต่ำของน้ำทิ้ง MBBR น้ำเสียกระเทียมดิบจึงถูกเติมอย่างเหมาะสมลงในถัง Oxic (O) เพื่อเสริมแหล่งคาร์บอนสำหรับกระบวนการ A/O เพื่อทดสอบความต้านทานแรงกระแทกของระบบ อัตราการโหลดอินทรีย์ของ MBBR จะค่อยๆ เพิ่มขึ้นในระหว่างการทำงานอย่างต่อเนื่อง และตรวจสอบคุณภาพน้ำทิ้ง
1.3 พารามิเตอร์กระบวนการ
1.3.1 ออกซิเจนละลายน้ำ (DO)
ค่า DO ภายในแผ่นชีวะที่สูงเกินไปสามารถป้องกันการดีไนตริฟิเคชั่นได้ ทำให้ MBBR สูญเสียความสามารถในการไนตริฟิเคชันและดีไนตริฟิเคชันไปพร้อมๆ กัน ค่า DO ที่ต่ำมากเกินไปสามารถนำไปสู่การแพร่กระจายของแบคทีเรียที่เป็นเส้นใย ส่งผลต่อคุณภาพน้ำทิ้ง และยับยั้งกระบวนการไนตริฟิเคชัน
1.3.2 เวลากักเก็บไฮดรอลิก (HRT)
HRT ที่สั้นเกินไปทำให้เกิดสภาวะปฏิกิริยาที่รุนแรง โดยที่น้ำเสียที่มีอินทรียวัตถุส่วนใหญ่จะถูกระบายออกก่อนที่จะถูกดูดซับจนหมด การไหลเข้าอย่างต่อเนื่องทำให้จุลินทรีย์อยู่ในสถานะการย่อยสลายทางชีวภาพอย่างต่อเนื่อง ลดประสิทธิภาพและเพิ่มการใช้พลังงาน HRT ที่ยาวเกินไปจะทำให้สารอาหารหมดไป หากไม่มีสารอาหาร จุลินทรีย์ก็จะลดกิจกรรมและความต้องการในการเผาผลาญลงเพื่อรักษาความอยู่รอดเอาไว้เท่านั้น
1.3.3 อัตราส่วนคาร์บอน-ต่อ-ไนโตรเจน (C/N)
อัตราส่วน C/N ที่ต่ำสามารถนำไปสู่การเร่งปฏิกิริยาของการเปลี่ยนแอมโมเนียไปเป็นสารอื่นๆ ซึ่งส่งผลต่อการกำจัดแอมโมเนียไนโตรเจน นอกจากนี้ยังทำให้เกิดการพองตัวของเส้นใยได้ง่าย การเจริญเติบโตอย่างต่อเนื่องส่งผลต่อการจับตัวเป็นก้อน นำไปสู่การรวมตัวของตะกอนและตะกอนลอย อัตราส่วน C/N ที่สูงไม่เอื้ออำนวยต่อการย่อยสลายทางชีวภาพและการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ ส่งผลให้ปริมาณสารอินทรีย์ในจุลินทรีย์เพิ่มขึ้น
1.4 MBBR ไบโอฟิล์มเริ่มต้น-
ไบโอฟิล์มเริ่มต้น-: ใช้วิธีการเพิ่มอัตราการไหลของตะกอน + การไหล-- ตะกอนกัมมันต์เสริมสมรรถนะ MBR- ได้รับการฉีดเชื้อเข้าไปในเครื่องปฏิกรณ์ โดยมีความเข้มข้นของของแข็งแขวนลอยของสุราผสมเริ่มต้น (MLSS) ที่ประมาณ 5-82 กรัม/ลิตร การเติมอากาศเริ่มต้นขึ้น และตัวพาโพลีเอทิลีนถูกเติมไปยังเครื่องปฏิกรณ์ด้วย aอัตราส่วนการบรรจุประมาณ 60%- ที่ทำในเครื่องปฏิกรณ์ถูกควบคุมมากกว่า 4.0 มก./ล- อัตราการไหลที่ไหลเข้าเพิ่มขึ้นทีละขั้นตอนโดยเพิ่มขึ้นทีละ 20 ลิตร/ชม-: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 ลิตร/ชม- โดยรักษาอัตราการไหลแต่ละรายการไว้เป็นเวลา 1 วัน ไม่มีกากตะกอนที่สูญเปล่าในระหว่างขั้นตอนนี้ แผ่นชีวะสีเหลืองอ่อนก่อตัวขึ้นบนพื้นผิวของพาหะซึ่งมีจุลินทรีย์เกาะติดและเติบโต หลังจากที่ฟิล์มชีวะเริ่มต้นได้สำเร็จ- การทำงานที่เสถียรยังคงดำเนินต่อไป โดยรักษาระยะเวลากักเก็บตะกอน (SRT) 30 วัน- ในระหว่างการทำงานที่เสถียร อัตราการโหลดสารอินทรีย์ของ MBBR ได้รับการปรับเพื่อสังเกตผลกระทบต่อการกำจัด COD ไนโตรเจน และฟอสฟอรัส
2. ผลลัพธ์และการสนทนา
2.1 การวิเคราะห์คุณภาพน้ำทิ้งของ MBBR ระหว่างการเริ่มต้นฟิล์มชีวะ-
ความเข้มของการเติมอากาศใน MBBR ถูกปรับเพื่อควบคุมความเข้มข้นของ DO เมื่อ DO ต่ำกว่า 4.0 มก./ลิตร ความเข้มข้นของการเติมอากาศไม่เพียงพอที่จะรองรับการเคลื่อนที่ของพาหะที่มีการไหลปั่นป่วนสม่ำเสมอและสูง- ทำให้ไม่สามารถผสมได้อย่างเพียงพอ และทำให้ยากต่อการสร้างฟิล์มชีวะบนพื้นผิวพาหะ เมื่อ DO อยู่ระหว่าง 4.0–6.0 มก./ลิตร ตัวพาจะผสมให้เข้ากันกับตะกอนเร่งและน้ำเสีย มีการสังเกตการเปลี่ยนสีจากสีขาวเป็นสีเหลือง-บนพาหะ ซึ่งบ่งชี้ว่าการเกาะตัวของจุลินทรีย์ประสบความสำเร็จและการเจริญเติบโตภายใต้ความเข้มข้นของการเติมอากาศ ดังที่แสดงในรูปที่ 2.
กราฟความแปรผันของ COD ที่มีอิทธิพลและของไหลทิ้งในระหว่าง-ระยะเริ่มต้นจะแสดงอยู่ในนั้นรูปที่ 3(ก)- ประสิทธิภาพการบำบัดลดลงในช่วงแรกเนื่องมาจากปริมาณจุลินทรีย์ที่เกาะอยู่บนพาหะมีปริมาณน้อยมาก การย่อยสลายโดยจุลินทรีย์ในตะกอนเร่งเพียงอย่างเดียวไม่เพียงพอที่จะกำจัดสารอินทรีย์จำนวนมากได้ เมื่อการเริ่มต้น-ดำเนินไป ปริมาณจุลินทรีย์ที่เกาะอยู่บนพาหะก็เพิ่มขึ้น และค่อยๆ ก่อตัวเป็นแผ่นชีวะ ความเข้มข้นของซีโอดีของน้ำทิ้งจะค่อยๆ คงที่ และประสิทธิภาพในการกำจัดซีโอดีมีความเสถียรมากกว่า 90%
เส้นโค้งการเปลี่ยนแปลงของ MBBR ที่มีอิทธิพลและน้ำทิ้ง NH₃-N แสดงอยู่ในรูปที่ 3(ข)- ไนตริฟิเคชั่นโดยแบคทีเรียแอโรบิกในตะกอนเร่งสามารถกำจัดแอมโมเนียไนโตรเจนได้อย่างมีประสิทธิภาพ เริ่มตั้งแต่วันที่ 7 ความเข้มข้นของ NH₃-N ที่มีอิทธิพลค่อยๆ เพิ่มขึ้น ภายในวันที่ 23 แม้ว่าอิทธิพลของ NH₃-N ยังคงเพิ่มขึ้น แต่อัตราการกำจัดก็เพิ่มขึ้นเช่นกัน เนื่องจากแบคทีเรียไนตริไฟริ่งเติบโตช้าในช่วงแรก เมื่อเวลาผ่านไป จำนวนประชากรก็เพิ่มขึ้น ฟิล์มชีวะก็เจริญเติบโต และอัตราการกำจัด NH₃-N ก็ค่อยๆ เพิ่มขึ้นและคงที่
เส้นโค้งการเปลี่ยนแปลงของ TN ที่มีอิทธิพลและน้ำทิ้งของ MBBR แสดงอยู่ในรูปที่ 3(ค)- ต่างจากการกำจัดแอมโมเนียไนโตรเจน ประสิทธิภาพการกำจัด TN ลดลงในตอนแรก เนื่องจากสภาพแวดล้อมของเครื่องปฏิกรณ์มีแหล่งออกซิเจนและคาร์บอนเพียงพอ ซึ่งจำกัดการเจริญเติบโตของแบคทีเรียที่ทำให้เกิดการแยกตัว อย่างไรก็ตาม เมื่อแผ่นชีวะก่อตัวขึ้น ประสิทธิภาพการกำจัด TN ก็เริ่มดีขึ้น ภายในวันที่ 20 แม้ว่าความเข้มข้นของ TN ที่มีอิทธิพลจะเพิ่มขึ้น แต่ TN ของเสียและอัตราการกำจัดก็มีเสถียรภาพ โดยอยู่ระหว่าง 50%–60%
กราฟความแปรผันของ TP ที่มีอิทธิพลและน้ำทิ้งของ MBBR แสดงอยู่ในรูปที่ 3(ง)- ตั้งแต่เริ่มต้น-จนถึงการทำงานที่เสถียร อัตราการถอด TP ยังคงมีเสถียรภาพ แม้ว่าความเข้มข้นของ TP ที่มีอิทธิพลจะสูงในตอนแรกและลดลงในภายหลัง แต่ประสิทธิภาพในการกำจัดไม่แสดงการเปลี่ยนแปลงที่มีนัยสำคัญ ซึ่งบ่งชี้ถึงความสามารถของระบบในการกำจัดฟอสฟอรัส อัตราการกำจัด TP ในระบบยังคงอยู่ระหว่าง 80%–90%
โดยสรุปรักษาระบบ MBBR DO ให้อยู่ระหว่าง 4–6 มก./ลิตร ซึ่งเป็นฟิล์มชีวะที่พัฒนาเต็มที่หลังจากให้อาหารต่อเนื่องเป็นเวลา 20 วัน- เมื่อเปรียบเทียบกับกระบวนการตะกอนเร่งแบบเดิม ระบบ MBBR ให้ความต้านทานต่อแรงกระแทกที่แข็งแกร่งและมีประสิทธิภาพในการบำบัดสูง ซึ่งช่วยลดความยากในขั้นตอนการบำบัดน้ำเสียจากกระบวนการผลิตกระเทียมที่ตามมาได้อย่างมีประสิทธิภาพ
2.2 การวิเคราะห์คุณภาพน้ำทิ้งระหว่างการทำงานที่มีเสถียรภาพ
หลังจากระยะเริ่มต้นของแผ่นชีวะ- แผ่นชีวะก็จะสุกเต็มที่ เพื่อทดสอบความต้านทานแรงกระแทกของระบบ MBBR อัตราการโหลดแบบอินทรีย์จะเพิ่มขึ้นอย่างต่อเนื่องระหว่างการทำงานที่เสถียร
กราฟการเปลี่ยนแปลงของ COD ที่มีอิทธิพลและของเสียของ MBBR ในระหว่างการทำงานที่เสถียรจะแสดงอยู่ในรูปที่ 4(ก)- ตั้งแต่วันที่ 1-5 โดยมีการไหลเข้าอย่างต่อเนื่อง ประสิทธิภาพการกำจัด COD ยังคงสูงกว่า 95% และความเข้มข้นของ COD ของน้ำทิ้งอยู่ที่ประมาณ 100 มก-/ลิตร ตั้งแต่วันที่ 5–20 อัตราการไหลเข้าเพิ่มขึ้น โดยค่อยๆ เพิ่มปริมาณสารอินทรีย์จาก 20 กิโลกรัมCOD/m³·d เป็น 30 กิโลกรัมCOD/m³·d ไม่พบการเปลี่ยนแปลงที่มีนัยสำคัญในประสิทธิภาพการกำจัด และค่า COD ของน้ำทิ้งยังคงอยู่ระหว่าง 80–100 มก-/ลิตร ซึ่งแสดงให้เห็นถึงความต้านทานต่อแรงกระแทกที่รุนแรง หลังจากวันที่ 20 อัตราการไหลเข้าเพิ่มขึ้นอีก โดยเพิ่มปริมาณสารอินทรีย์ในเครื่องปฏิกรณ์อย่างต่อเนื่องจาก 30 กิโลกรัมCOD/m³·d เป็น 37 กิโลกรัมCOD/m³·d โดยคงไว้เป็นเวลา 5 วัน ความสามารถในการกำจัด COD ของ MBBR ยังคงสูงกว่า 95%
รูปที่ 4(b) และ (c)แสดงเส้นโค้งการเปลี่ยนแปลงของ NH₃-N และ TN ตามลำดับ ในระหว่างการทำงานที่เสถียร ตั้งแต่วันที่ 1-5 โดยมีการไหลเข้าอย่างต่อเนื่อง แผ่นชีวะ MBBR จะแสดงปฏิกิริยาไนตริฟิเคชั่นและดีไนตริฟิเคชั่นพร้อมกัน แบคทีเรียไนตริไฟอิงแบบแอโรบิกที่ติดอยู่กับชั้นนอกของฟิล์มชีวะ ซึ่งผสมกับน้ำเสียภายใต้การเติมอากาศอย่างสมบูรณ์ จะใช้แหล่งไนโตรเจนที่สำคัญผ่านทางไนตริฟิเคชัน แบคทีเรียที่ทำลายไนตริไฟเออร์ในชั้นที่เป็นพิษชั้นในสามารถกำจัดไนเตรตไนโตรเจนได้อย่างมีประสิทธิภาพโดยผ่านกระบวนการดีไนตริฟิเคชั่น ตั้งแต่วันที่ 5–20 เมื่ออัตราการไหลเข้าเพิ่มขึ้น ประสิทธิภาพการกำจัดของ NH₃-N และ TN เริ่มแรกลดลงอย่างมีนัยสำคัญ หลังจากดำเนินการต่อเนื่องประมาณ 7 วัน ระบบก็ค่อยๆ ปรับตัว แม้ว่าประสิทธิภาพการกำจัดของ NH₃-N และ TN จะเพิ่มขึ้น แต่ก็ยังต่ำกว่าในช่วง-การไหลต่ำ ภายใต้การไหลเข้าอย่างต่อเนื่อง การกำจัด NH₃-N ถึงมากกว่า 90% โดยมีน้ำทิ้ง NH₃-N ระหว่าง 10–15 มก./ลิตร และการกำจัด TN โดยทั่วไปจะคงไว้สูงกว่า 80% โดยมี TN ของเสียประมาณ 30 มก./ลิตร หลังจากเพิ่มการไหลเข้าและระบบถึงจุดสมดุลใหม่ภายใต้การกระแทกอย่างต่อเนื่อง การกำจัด NH₃-N มีความเสถียรประมาณ 80% โดยมีน้ำทิ้ง NH₃-N ระหว่าง 50–70 มก./ลิตร และการกำจัด TN ประมาณ 60% โดยมี TN ของเสียต่ำกว่า 50 มก./ลิตร
กราฟความแปรผันของ TP ระหว่างการทำงานที่เสถียรจะแสดงอยู่ในรูปที่ 4(ง)- โดยทั่วไปความเข้มข้นของ TP ของน้ำทิ้งจะอยู่ที่ประมาณ 10 มก-/ลิตร ในตอนแรก ด้วยการไหลต่ำอย่างต่อเนื่องและความเข้มข้นของ TP ที่มีอิทธิพลต่ำ ผลการรักษาจึงมีจำกัด เมื่ออัตราการไหลเข้าและความเข้มข้นของ TP ที่มีอิทธิพลเพิ่มขึ้น ประสิทธิภาพการบำบัดที่สูงก็บรรลุผลตลอดระยะการกระแทกและการดำเนินการโหลดสูง-ในเวลาต่อมา โดยอัตราการกำจัด TP มีความผันผวนประมาณ 90%
โดยสรุปภายใต้การโหลดแบบออร์แกนิกสูง ประสิทธิภาพการกำจัด COD ของระบบยังคงไม่เปลี่ยนแปลงส่วนใหญ่ แต่การกำจัด NH₃-N และ TN ลดลงอย่างมีนัยสำคัญมากขึ้น- เมื่อปริมาณสารอินทรีย์ถึงค่าสูงสุด 37 กิโลกรัมCOD/m³·d ประสิทธิภาพการกำจัดของระบบสำหรับ NH₃-N และ TN ลดลงอย่างเห็นได้ชัด
2.3 การวิเคราะห์คุณภาพน้ำทิ้งของระบบ MBBR + A/O
หลังจากที่ฟิล์มชีวะเริ่มต้น-ในระยะเริ่มต้นและหนึ่งเดือนของการทำงานที่เสถียร กระบวนการ A/O ได้ถูกเพิ่มเข้าไปที่ปลายน้ำเพื่อการบำบัดขั้นสูงของน้ำทิ้ง MBBR การเพิ่มเกรเดียนต์ในอัตราการไหลเข้าถูกนำมาใช้เพื่อเพิ่มปริมาณสารอินทรีย์โดยรวม โดยมีจุดมุ่งหมายเพื่อกำหนดอัตราการไหลเข้าที่เหมาะสมที่สุด ซึ่งสอดคล้องกับ HRT ที่เหมาะสมที่สุด
กราฟความแปรผันของ COD แสดงอยู่ในรูปที่ 5(ก)- อัตราการไหลเข้าเพิ่มขึ้นตามลำดับ: 100, 120, 130, 150, 170 ลิตร/ชม- จากจุดเริ่มต้นจนถึงอัตราการไหลสูงสุด ปริมาณสารอินทรีย์บนระบบ MBBR เพิ่มขึ้นจาก 20 กก-COD/m³·d เป็น 37 กก-COD/m³·d น้ำทิ้งสุดท้ายจากระบบรวมยังคงมีเสถียรภาพ โดยมีความเข้มข้นของ COD ต่ำกว่า 100 มก-/ลิตร ภายใต้แรงกระตุ้นจากการโหลดอินทรีย์สูงอย่างต่อเนื่อง ระบบ MBBR ทำงานได้ดี แม้ว่า COD ของเสียจะแสดงการเพิ่มขึ้นเล็กน้อยเมื่ออัตราการไหลถึง 150 ลิตร/ชม- หลังจากรักษาอัตราการไหล 170 ลิตร/ชม- ไว้เป็นเวลาหลายวัน พบว่ามีแนวโน้มเพิ่มขึ้นอย่างเห็นได้ชัดใน COD ของน้ำทิ้ง MBBR อย่างไรก็ตาม ด้วยกระบวนการ A/O ที่ตามมา น้ำทิ้งของระบบรวมขั้นสุดท้ายยังคงอยู่ที่ต่ำกว่า 100 มก-/ลิตร สิ่งนี้บ่งชี้ว่าแม้ภายใต้สภาวะโหลดอินทรีย์ที่สูงถึง 37 กก-COD/m³·d กระบวนการรวมยังคงมีผลในการกำจัดน้ำเสียจากกระบวนการผลิตกระเทียมอย่างรุนแรง
เส้นโค้งความแปรผันของ NH₃-N และ TN แสดงไว้รูปที่ 5(b) และ (c)ตามลำดับ น้ำเสียจากกระบวนการผลิตกระเทียมมีแอมโมเนียไนโตรเจนและไนโตรเจนทั้งหมดที่มีความเข้มข้นสูง ซึ่งสามารถเพิ่มขึ้นได้อีกเมื่อเวลาผ่านไปเนื่องจากการเกิดออกซิเดชัน โดยทั่วไป ความเข้มข้นของแอมโมเนียไนโตรเจนอยู่ในช่วง 300–500 มก./ลิตร และไนโตรเจนทั้งหมดอยู่ระหว่าง 450–600 มก./ลิตร ภายใต้การทำไนตริฟิเคชั่นและดีไนตริฟิเคชันพร้อมกันใน MBBR การกำจัดแอมโมเนียไนโตรเจนมีประสิทธิผลมากกว่า เนื่องจากแบคทีเรียไนตริไฟติ้งใช้น้ำเสียได้อย่างมีประสิทธิภาพมากขึ้นภายใต้การเติมอากาศ แบคทีเรียที่ทำการดีไนตริฟิเคชันจำเป็นต้องมีสภาวะที่ไม่เป็นพิษ และมักจะขึ้นอยู่กับคาร์บอนอินทรีย์ที่บริโภคไปในการดีไนตริฟิเคชั่น เมื่อเพิ่มอัตราการไหลเข้า ประสิทธิภาพการกำจัดของ NH₃-N และ TN ถือเป็นข้อพิจารณาเบื้องต้น ตั้งแต่วันที่ 1–4 เนื่องจากอัตราการไหลต่ำและ NH₃-N ปานกลาง อัตราการกำจัด NH₃-N ยังคงสูงกว่า 90% และประสิทธิภาพการกำจัด TN ค่อยๆ เพิ่มขึ้น ต่อมามีอัตราการไหลเข้าเพิ่มขึ้นอย่างมาก สังเกตได้อย่างชัดเจนว่าเมื่ออัตราไหลเข้าเพิ่มขึ้น ความเข้มข้นของน้ำทิ้งของ NH₃-N และ TN ที่ระยะต่างๆ จะเพิ่มขึ้นตามลำดับ โดยอัตราการไหลเข้าที่สูงขึ้นนำไปสู่ความเข้มข้นของน้ำทิ้งที่สูงขึ้น เมื่ออัตราการไหลเพิ่มขึ้น มวลชีวมวลบนตัวพาฟิล์มชีวะก็เพิ่มขึ้น ซึ่งช่วยเพิ่มไนตริฟิเคชัน โดยที่แอมโมเนียไนโตรเจนจะถูกออกซิไดซ์โดยแบคทีเรียไนตริไฟริงให้เป็นไนเตรตและไนไตรท์ภายใต้ออกซิเจน
กราฟความแปรผันของความเข้มข้น TP แสดงอยู่ในรูปที่ 5(ง)- เมื่อพิจารณาถึงความเข้มข้นของ COD และ TN ที่มีอิทธิพลสูง ความเข้มข้นของ TP ที่เหมาะสมตามทฤษฎีสำหรับการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์จะสูงกว่า 100 มก-/ลิตร อย่างไรก็ตาม ความเข้มข้นของ TP ที่มีอิทธิพลนั้นต่ำกว่าข้อกำหนดทางทฤษฎีนี้มาก ดังนั้นความเข้มข้น TP ของน้ำทิ้งของ MBBR ยังคงอยู่ประมาณ 10 มก-/ลิตร และความเข้มข้น TP ของน้ำทิ้งของระบบรวมสุดท้ายยังคงอยู่ระหว่าง 2–3 มก-/ลิตร
มีการวัดคุณลักษณะของตะกอนของระบบ MBBR และระบบ A/O ที่ตามมาก่อนและหลังการทำงาน ดังแสดงในตารางที่ 2.
โดยสรุปเมื่ออัตราการไหลเพิ่มขึ้นเป็น 150 ลิตร/ชม. อัตราการกำจัดของ COD, NH₃-N, TN และ TP นั้นเหนือกว่าอัตราการไหลอื่นๆ- HRT ที่อัตราการไหลนี้คือ 27 ชั่วโมง นอกจากนี้ ความเข้มข้นของตะกอนในระบบ MBBR และ A/O เพิ่มขึ้นอย่างมากหลังการทำงาน
3. บทสรุป
หลังจากการก่อตัวของฟิล์มชีวะใน MBBR ประสิทธิภาพการกำจัด COD, NH₃-N, TN และ TP มีเสถียรภาพ ในระหว่างหนึ่งเดือนของการดำเนินการต่อเนื่องภายใต้สภาวะที่มั่นคง การกำจัด COD สูงถึงมากกว่า 95% การกำจัด NH₃- N และ TN มีความเสถียรประมาณ 80% และการกำจัด TP มีความเสถียรประมาณ 90%
น้ำทิ้งของ MBBR ได้รับการบำบัดเพิ่มเติมในระบบ A/O กระบวนการแบบผสมผสานสามารถทนต่อการรับสารอินทรีย์ได้ถึง 37 กก.COD/m³·d การดำเนินการที่เหมาะสมที่สุดสำหรับกระบวนการโดยรวมอยู่ภายใต้ HRT 27 ชั่วโมง ค่า COD ของน้ำทิ้งสุดท้ายมีความเสถียรต่ำกว่า 100 มก./ลิตร, NH₃-N ระหว่าง 10–20 มก./ลิตร, TN ต่ำกว่า 30 มก./ลิตร และ TP ต่ำกว่า 10 มก./ลิตร ความเข้มข้นของตะกอนในระบบ MBBR หลังการทำงานคือ 8.5 กรัม/ลิตร และในระบบ A/O อยู่ที่ 4.1 กรัม/ลิตร ซึ่งทั้งคู่สูงกว่าก่อนการใช้งานอย่างมีนัยสำคัญ ซึ่งบ่งชี้ว่าชีวมวลจุลินทรีย์เพิ่มขึ้นอย่างมาก ระดับซีโอดีและแอมโมเนียไนโตรเจนหลังการบำบัดทางชีวภาพเป็นไปตามมาตรฐานการปล่อยสำรองที่ GB18918-2002 สำหรับการบำบัดขั้นต่อไป อาจใช้เทคโนโลยีออกซิเดชันขั้นสูงของเฟนตันเพื่อการบำบัดน้ำทิ้งที่ผ่านการบำบัดทางชีวภาพอย่างล้ำลึก เพื่อให้ได้มาตรฐานการปล่อยออกระดับแรก