การศึกษาประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนของ MBBR สำหรับการอัพเกรด Quasi{0}}IV ของโรงบำบัดน้ำเสียในประเทศจีนตะวันตกเฉียงใต้ในช่วงฤดูหนาว

การศึกษาประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนของ MBBR สำหรับการอัพเกรดกึ่ง-โรงบำบัดน้ำเสียในประเทศจีนตะวันตกเฉียงใต้ในช่วงฤดูหนาว

ภูมิภาคตะวันตกเฉียงใต้ของจีนมีพื้นที่กว้างใหญ่ โดยมีความแตกต่างอย่างมากในด้านสภาพภูมิอากาศและสภาพทางธรณีวิทยา แหล่งที่มาของคุณภาพน้ำเสียที่กว้างขวางทำให้เกิดความผันผวนอย่างมากในคุณภาพน้ำ แม้ว่าภูมิภาคนี้จะตั้งอยู่ทางใต้ แต่เนื่องจากพื้นที่และภูมิประเทศโดยรวมมีความสูง อุณหภูมิน้ำเสียอาจลดลงต่ำกว่า 10 องศาในช่วงฤดูหนาว เมื่อรวมกับภูมิประเทศที่ซับซ้อนของภูมิภาค ด้วยภูเขาและหุบเขาลึก เนินเขา และที่ราบ และอุณหภูมิที่แตกต่างกันอย่างมากระหว่างกลางวันและกลางคืน ความผันผวนของอุณหภูมิน้ำเสียในแต่ละวันก็เห็นได้ชัดเช่นกัน ลักษณะเฉพาะที่มีอิทธิพลที่ซับซ้อนและอุณหภูมิของน้ำที่ต่ำเกินไปในฤดูหนาวทำให้มีข้อกำหนดที่สูงขึ้นในการออกแบบและการดำเนินงานโรงบำบัดน้ำเสียในภูมิภาคนี้ เมื่อเทียบกับพื้นหลังของการอัพเกรดและการสร้างโรงบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนขึ้นมาใหม่ การเลือกกระบวนการบำบัดที่เหมาะสมสำหรับการอัพเกรดในโรงงานทางตะวันตกเฉียงใต้มีความสำคัญยิ่งกว่านั้น เพื่อให้มั่นใจว่ามีการปฏิบัติตามข้อกำหนดอย่างมีเสถียรภาพในช่วง-ฤดูที่มีอุณหภูมิต่ำ

กระบวนการเครื่องปฏิกรณ์ชีวฟิล์มแบบเคลื่อนย้ายเตียง (MBBR) โดยการเพิ่มตัวพาแขวนลอยในพื้นที่คงที่ จะช่วยเพิ่มคุณค่าของแบคทีเรียที่ใช้งานได้และเพิ่มความต้านทานต่ออุณหภูมิต่ำ- มีการใช้กันอย่างแพร่หลายในการยกระดับโครงการโรงบำบัดน้ำเสีย ปัจจุบัน ขนาดการใช้งานของกระบวนการ MBBR ในประเทศจีนเกิน 2.5×107 m³·d⁻¹ และ MBBR ถูกรวมไว้เป็น "กระบวนการที่ใช้กันอย่างแพร่หลายและปลอดภัยและเชื่อถือได้" ใน "มาตรฐานการออกแบบการระบายน้ำกลางแจ้ง" ที่ปรับปรุงใหม่ (GB 50014-2021) การนำกระบวนการนี้ไปใช้อย่างกว้างขวางยังได้ส่งเสริม-การวิจัยที่ติดตามผลอย่างรวดเร็ว จุดสนใจการวิจัยเกี่ยวกับกระบวนการ MBBR มุ่งเน้นไปที่การวิเคราะห์การออกแบบกระบวนการ การวิจัยกลไกในห้องปฏิบัติการ และการติดตามผลทางวิศวกรรมเป็นหลัก ข้อสรุปที่เกี่ยวข้องส่วนใหญ่รวมถึงการเพิ่มประสิทธิภาพทางชีวเคมีของ MBBR, ฟิล์มชีวะปรับปรุงความต้านทานแรงกระแทกและเพิ่มความต้านทานต่ออุณหภูมิต่ำ-, MBBR เพิ่มสมรรถนะแบคทีเรียที่ใช้งานได้ และฟิล์มชีวะ SND เพิ่มการกำจัดไนโตรเจน ตัวอย่างเช่น Huang Qing และคณะ พบว่าหลังจากอัปเกรดด้วยกระบวนการ MBBR แล้ว ความต้านทานต่อแรงกระแทกของโรงบำบัดน้ำเสียได้รับการปรับปรุงอย่างมีนัยสำคัญ และน้ำทิ้งยังคงสามารถเป็นไปตามมาตรฐานได้อย่างเสถียร แม้ภายใต้อิทธิพลของ BOD และ TN ที่มีอิทธิพลในระยะยาว หลิวเฉียง และคณะ พบว่ากระบวนการ MBBR เพิ่มความสามารถในการบำบัดของพืชที่อุณหภูมิต่ำอย่างมีนัยสำคัญ และน้ำทิ้งสามารถตอบสนองมาตรฐานการออกแบบได้อย่างเสถียรที่อุณหภูมิต่ำ 9–11 องศา หลวน ซีเซียง และคณะ พบว่าหลังจากอัพเกรดโรงบำบัดน้ำเสียภาคเหนือด้วยกระบวนการ MBBR แล้ว โซน MBBR แบบแอโรบิกสามารถกำจัด TN ได้ 20.12% ผ่าน SND ของพาหะแขวนลอย หาน เหวินเจี๋ย และคณะ เมื่อเปรียบเทียบโรงบำบัดน้ำเสียชุมชน 5 แห่งที่มีกระบวนการ MBBR แบบไฮบริดในภูมิภาคสามเหลี่ยมปากแม่น้ำแยงซีภายใต้อุณหภูมิฤดูหนาวที่ต่ำ และพบว่าการเพิ่มตัวพาแบบแขวนลอยเพิ่มมวลชีวมวลของแบคทีเรียไนตริไฟริงในระบบอย่างมีนัยสำคัญ โดยตัวพาแบบแขวนลอยทำให้แบคทีเรียไนตริไฟติ้งเพิ่มขึ้น 86.12%–95.36% อย่างไรก็ตาม การวิจัยที่มีอยู่ยังคงมีข้อจำกัดบางประการ ตัวอย่างเช่น การศึกษาจำนวนมากแยกการออกแบบ MBBR ออกจากประสิทธิภาพการปฏิบัติงาน โดยขาดการตรวจสอบเปรียบเทียบการออกแบบและประสิทธิภาพของโครงการเดียวกัน ในส่วนของความต้านทานแรงกระแทกของ MBBR มีเพียงข้อสรุป "เชิงคุณภาพแต่ไม่ใช่เชิงปริมาณ" เท่านั้นที่พร้อมใช้งาน โดยไม่มีการอนุมานเชิงปริมาณของภาระที่ยอมรับได้สูงสุด สำหรับปรากฏการณ์ SND นั้น "สามารถวัดได้แต่ควบคุมไม่ได้" เท่านั้น โดยขาดการตรวจสอบแหล่งที่มาของการกำจัดไนโตรเจนโดยตรงผ่านการทดลองระดับมหภาคที่ออกแบบไว้ หรือข้อเสนอแนะการดำเนินการที่สมเหตุสมผลจากมุมมองของการควบคุมทางวิศวกรรม

จากข้อจำกัดของการวิจัยที่มีอยู่ การศึกษานี้นำการอัปเกรดโรงบำบัดน้ำเสีย CASS ในประเทศจีนตะวันตกเฉียงใต้มาเป็นตัวอย่างในการอธิบายหลักการออกแบบและตรรกะของกระบวนการ MBBR เมื่อรวมกับประสิทธิภาพของระบบจริงภายใต้สภาวะฤดูหนาวที่ไม่เอื้ออำนวยที่สุด จึงมีการวิเคราะห์เหตุผลของการออกแบบ MBBR ศักยภาพในการรักษาของระบบได้รับการวิเคราะห์เชิงปริมาณผ่านการเปลี่ยนแปลงคุณภาพน้ำตลอดถังชีวภาพและการทดสอบในห้องปฏิบัติการที่มี-สารตั้งต้นสูง การทดสอบในห้องปฏิบัติการดีไนตริฟิเคชันโดยใช้ฟิล์มชีวะแบบแอโรบิกได้รับการออกแบบเพื่อตรวจสอบแหล่งที่มาของปรากฏการณ์ SND ในระบบ MBBR แบบไฮบริดโดยตรง มีการศึกษาอิทธิพลของพารามิเตอร์การปฏิบัติงานทางวิศวกรรมต่อผลกระทบของ SND ของระบบ MBBR และเมื่อรวมกับการปรับข้อมูลให้เหมาะสม จึงเสนอข้อเสนอแนะการดำเนินการเพิ่มประสิทธิภาพสำหรับ SND วิเคราะห์ความแตกต่างในการกระจายตัวของชุมชนจุลินทรีย์ระหว่างตะกอนและฟิล์มชีวะจากมุมมองขององค์ประกอบของแบคทีเรีย และวิเคราะห์ปัจจัยที่มีอิทธิพลด้วยกล้องจุลทรรศน์ของ SND จากชนิดและความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ของแบคทีเรียดีไนตริไฟอิงแบบแอโรบิก หวังว่างานวิจัยนี้จะสามารถเป็นข้อมูลอ้างอิงสำหรับการออกแบบกระบวนการ MBBR ของโรงบำบัดน้ำเสียอื่นๆ ที่คล้ายคลึงกัน ให้ข้อมูลพื้นฐานสำหรับการดำเนินงานที่มีเสถียรภาพของโรงงาน MBBR และให้คำแนะนำในการปฏิบัติงานเพื่อประสิทธิภาพที่มีประสิทธิภาพของ SND ในระบบ MBBR

1 วัสดุและวิธีการ

1.1 ภาพรวมโครงการ

โรงงานบำบัดน้ำเสียทางตะวันตกเฉียงใต้ของจีน ด้วยกำลังการผลิตออกแบบ 1×10⁵ m³·d⁻¹ น้ำทิ้งต้องเป็นไปตามมาตรฐานคลาส A ของ "มาตรฐานการปล่อยมลพิษสำหรับโรงบำบัดน้ำเสียชุมชน" (GB 18918-2002) เนื่องจากข้อจำกัดการใช้ที่ดินในระหว่างการก่อสร้างในช่วงแรก จึงมีการนำกระบวนการ CASS ที่ไม่มีถังตกตะกอนรองแบบดั้งเดิมมาใช้ อย่างไรก็ตาม ในระหว่างการปฏิบัติงาน เกิดปัญหาต่างๆ เช่น ไนตริฟิเคชันไม่เพียงพอที่อุณหภูมิฤดูหนาวต่ำ การตกตะกอนของตะกอนไม่ดี และประสิทธิภาพการบำบัดลดลง ในปี 2019 โรงงานได้รับการยกระดับเป็นมาตรฐานกึ่งคลาส 4 การอัพเกรดต้องพิจารณาทั้งการเพิ่มความเข้มข้นของไนโตรเจนที่มีอิทธิพลและการปรับปรุงมาตรฐานน้ำทิ้ง การออกแบบที่มีอิทธิพลและคุณภาพน้ำทิ้งก่อนและหลังการสร้างใหม่แสดงไว้ในนั้นตารางที่ 1. บนพื้นฐานที่ว่าโหลด NH₃-N และ TN ที่มีอิทธิพลเพิ่มขึ้น 66.67% และ 62.16% ตามลำดับ คาร์บอนที่ปล่อยออกมา ไนโตรเจน ฟอสฟอรัส ฯลฯ จำเป็นต้องได้รับการอัปเกรดจากคลาส A ของ GB 18918-2002 เป็นคลาส IV ของ "มาตรฐานคุณภาพสิ่งแวดล้อมสำหรับน้ำผิวดิน" (GB 3838-2002) ซึ่งเทียบเท่ากับ เพิ่มโหลดไนตริฟิเคชั่นและดีไนตริฟิเคชั่น 127.27% และ 94% ตามลำดับ โครงการนี้นำกระบวนการ Bardenpho-MBBR มาใช้ โดยเปลี่ยนถัง CASS ดั้งเดิมให้เป็นถังชีวภาพและถังตกตะกอน

หลังจากการสร้างใหม่ สำหรับการกำจัดไนโตรเจน ตะกอนเร่งยังคงมีบทบาทหลักต่อไป เวลากักเก็บดีไนตริฟิเคชันของถัง CASS เดิมได้ขยายจาก 3.78 ชั่วโมงเป็น 6.35 ชั่วโมง และภาระปริมาตรเชิงปริมาตรของดีไนตริฟิเคชันของตะกอนเร่งเพิ่มขึ้นจาก 0.140 เป็น 0.189 กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹ เพื่อปรับปรุงการดีไนตริฟิเคชั่นของตะกอนเร่ง ได้มีการตั้งค่าโซนก่อน{6}}เป็นพิษและหลัง-โดยมีเวลากักเก็บที่ 4.23 ชั่วโมงและ 2.12 ชั่วโมงตามลำดับ โซนหลัง-ขาดออกซิเจนใช้การเติมแหล่งคาร์บอนภายนอกเพื่อปรับปรุงการแยกไนตริฟิเคชันเพื่อแก้ไขปัญหาแหล่งคาร์บอนที่ไม่เพียงพอในน้ำดิบ สำหรับการทำไนตริฟิเคชั่น เวลากักเก็บไนตริฟิเคชันของถัง CASS เดิมลดลงจาก 7.55 ชม. เหลือ 4.23 ชม. ในขณะที่ภาระการทำไนตริฟิเคชั่นจำเป็นต้องเพิ่มขึ้นอย่างมากจาก 0.079 เป็น 0.275 กก.(m³·d)⁻¹ เพื่อเพิ่มผลของไนตริฟิเคชั่น จึงเพิ่มตัวพาสารแขวนลอยในโซนแอโรบิกเพื่อสร้างโซน MBBR แบบแอโรบิก ตัวพาที่ใช้เป็นแบบ SPR-III โดยมีเส้นผ่านศูนย์กลาง (25±0.5) มม. และความหนา (10±1) มม. หลังจากการติดแผ่นชีวะ ความหนาแน่นจะใกล้เคียงกับน้ำ และพื้นที่ผิวจำเพาะที่มีประสิทธิภาพมากกว่า 800 ตร.ม.·m⁻³ ซึ่งเป็นไปตามมาตรฐานอุตสาหกรรม "ตัวพาโพลีเอทิลีนความหนาแน่นสูง{26}}ชนิดแขวนลอยสำหรับการบำบัดน้ำ" (CJ/T461-2014) แผ่นชีวะบนตัวพาที่ถูกระงับปรากฏเป็นสีเทาเข้มหลังจากสิ่งที่แนบมา (รูปที่ 1). โซน MBBR ใช้เฉพาะการเติมอากาศแบบมีรูเพื่อให้เกิดแรงเฉือนแบบไฮดรอลิก โดยควบคุมความหนาของฟิล์มชีวะที่ (208.82±37.57) μm ซึ่งเป็นสภาวะที่ดีสำหรับการถ่ายโอนมวลและการถ่ายโอนออกซิเจน

1.2 การหาปริมาณไนโตรเจนในถังชีวภาพ

เพื่อให้เข้าใจถึงวิถีการกำจัดไนโตรเจนในแต่ละโซนการทำงานของถังชีวภาพภายใต้อุณหภูมิฤดูหนาวที่ต่ำหลังจากการสร้างใหม่ จึงได้มีการตรวจสอบคุณภาพน้ำตามถังชีวภาพทุกวันตั้งแต่วันที่ 15 ธันวาคม 2020 ถึงวันที่ 22 ธันวาคม 2020 ในช่วงเวลานี้ อุณหภูมิของน้ำในถังชีวภาพอยู่ที่ 9.5–10.2 องศา ตัวอย่างประกอบด้วยอิทธิพลของถังชีวภาพ น้ำทิ้งของโซนแอนแอโรบิก น้ำทิ้งของโซนแอนซิก น้ำทิ้งของโซน MBBR น้ำทิ้งของโซนหลัง-ของเสีย น้ำทิ้งของโซนแอโรบิกหลัง- และน้ำทิ้งของถังตกตะกอน เก็บตัวอย่างทุกๆ 2-3 ชั่วโมง หลังจากการรวบรวม ตัวอย่างจะถูกปรับสภาพล่วงหน้าทันที หลังจากการตกตะกอน จะมีการรวบรวมส่วนลอยเหนือตะกอน และตัวอย่างสามตัวอย่างถูกผสมในปริมาณที่เท่ากันเพื่อกำหนด NH₃-N, NO₃-N, TN และ COD เพื่อยืนยันเส้นทางการกำจัดสารมลพิษและโหลดไนตริฟิเคชั่น/ดีไนตริฟิเคชั่นของแต่ละโซนการทำงาน

1.3 การกำหนดศักยภาพไนตริฟิเคชันของระบบ MBBR และอัตราการบริจาคของผู้ให้บริการที่ถูกระงับ

เพื่อตรวจสอบโหลดความทนทานสูงสุดของระบบ MBBR ที่มีอยู่ จึงมีการดำเนินการทดสอบในห้องปฏิบัติการไนตริฟิเคชั่นในวันที่ 27 และ 28 กุมภาพันธ์ 2021 ตัวพาหะแขวนลอยและตะกอนเร่งจากโซนแอโรบิกของโรงงานจะถูกรวบรวมทุกวันเพื่อจำลองความต้านทานแรงกระแทกของระบบ MBBR เมื่อภาระที่ไหลเข้าเพิ่มขึ้นในฤดูหนาว การทดสอบในห้องปฏิบัติการจำลองอิทธิพลที่แท้จริงของโซน MBBR ตามเส้นทางการไหล ส่วนลอยเหนือตะกอนของน้ำทิ้งโซนแอนซิกหลังจากใช้การตกตะกอน และเสริม NH₃-N และความเป็นด่างด้วยการเติมแอมโมเนียมคลอไรด์และโซเดียมไบคาร์บอเนตที่มีอิทธิพลต่อการทดสอบ แสดงอุปกรณ์ทดสอบไนตริฟิเคชั่นในรูปที่ 2. ระบบ-ฟิล์มชีวภาพบริสุทธิ์ ตะกอนบริสุทธิ์- และระบบไฮบริดได้รับการตั้งค่าตามลำดับ ความเข้มข้นของตะกอนและอัตราส่วนการเติมตัวพาสอดคล้องกับสภาวะที่แท้จริงของถังชีวภาพ เพื่อใช้ประโยชน์จากศักยภาพไนตริฟิเคชันของระบบ MBBR อย่างเต็มที่และเพิ่มการถ่ายโอนมวลและการถ่ายโอนออกซิเจน ความเข้มข้นของ NH₃-N ที่มีอิทธิพลจึงเพิ่มขึ้นจากประมาณ 10 มก.·L⁻¹ ตามเส้นทางการไหลเป็นประมาณ 25 มก.·L⁻¹ และ DO เพิ่มขึ้นจาก 2–4 มก.·L⁻¹ ไปตามเส้นทางการไหลเป็นประมาณ 6–7 มก.·L⁻¹ ในระหว่างการทดสอบอุณหภูมิของน้ำอยู่ที่ 9.7–10.4 องศา ปั๊มเติมอากาศและเครื่องทำคลื่นถูกนำมาใช้เพื่อรักษาระบบการให้ออกซิเจนและการฟลูอิไดซ์ของตัวพา เก็บตัวอย่างทุกๆ 30 นาทีและปรับสภาพล่วงหน้าเพื่อตรวจสอบการเปลี่ยนแปลงของความเข้มข้นของแอมโมเนียไนโตรเจน ตามวิธีการที่รายงาน วิธีการคำนวณปริมาณฟิล์มชีวะในระบบ MBBR แบบไฮบริดจะแสดงในสมการ (1) และ (2)

โดยที่: N₂ คือปริมาณโหลดเชิงปริมาตรของไนตริฟิเคชันของฟิล์มชีวะในระบบไฮบริด, กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹; N₁ คือโหลดปริมาตรปริมาตรไนตริฟิเคชั่นโดยรวมของระบบไฮบริด MBBR, กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹; N₃ คือปริมาณโหลดเชิงปริมาตรของไนตริฟิเคชันของตะกอนเร่ง, กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹; η คืออัตราการมีส่วนทำให้เกิดไนตริฟิเคชันของตัวพาที่ถูกระงับ, %

1.4 การวิเคราะห์การตรวจสอบและการควบคุมการปรับให้เหมาะสมของ SND ในระบบ MBBR

สำหรับปรากฏการณ์ไนตริฟิเคชันและดีไนตริฟิเคชัน (SND) พร้อมกันในระบบ MBBR เพื่อตรวจสอบแหล่งที่มาของผลกระทบของ SND โดยตรง ได้มีการดำเนินการทดสอบในห้องปฏิบัติการดีไนตริฟิเคชันโดยใช้ฟิล์มชีวะ MBBR บริสุทธิ์เมื่อวันที่ 28 กุมภาพันธ์ 2021 โดยมีการรวบรวมพาหะที่ถูกระงับจากโซนแอโรบิก อัตราการบรรจุตัวพาสอดคล้องกับสภาวะที่แท้จริงของถังชีวภาพ อิทธิพลสำหรับการทดสอบถูกเตรียมโดยการเติมโพแทสเซียมไนเตรตลงในน้ำดิบที่มีอิทธิพลต่อพืช เก็บตัวอย่างทุกๆ 20 นาทีและปรับสภาพล่วงหน้าเพื่อหาความเข้มข้นของไนเตรตไนโตรเจน

ตั้งแต่วันที่ 1 ธันวาคม 2020 ถึงวันที่ 28 กุมภาพันธ์ 2021 คุณภาพน้ำและพารามิเตอร์การทำงานของโซน MBBR หลังจากการสร้างใหม่ได้รับการติดตามทุกวันตลอดฤดูหนาว ตัวอย่างประกอบด้วยน้ำทิ้งจากโซน Anoxic และน้ำทิ้งจากโซน MBBR เก็บตัวอย่างทุกๆ 2-3 ชั่วโมง หลังจากการรวบรวม ตัวอย่างจะถูกปรับสภาพล่วงหน้าทันที หลังจากการตกตะกอน จะมีการรวบรวมส่วนลอยเหนือตะกอน และตัวอย่างสามตัวอย่างถูกผสมในปริมาณที่เท่ากันเพื่อหาค่า TN, NH₃-N, NO₃-N และ COD ในเวลาเดียวกัน วัดระดับ DO ในโซน MBBR แบบแอโรบิก ข้อมูลที่วัดได้อยู่ภายใต้การวิเคราะห์องค์ประกอบหลัก (PCA) เพื่อตรวจสอบพารามิเตอร์การตอบสนองหลักที่ส่งผลต่อผลกระทบ SND ในโซนแอโรบิก พารามิเตอร์ควบคุมที่เหมาะสมที่สุดถูกกำหนดโดยการวิเคราะห์ที่เหมาะสมเพื่อเป็นพื้นฐานสำหรับ-การควบคุมการเพิ่มขนาดของ SND

1.5 ลำดับปริมาณงานสูง-ของจุลินทรีย์ในโรงบำบัดน้ำเสีย

เพื่อวิเคราะห์ความแตกต่างระหว่างระยะของตะกอนและฟิล์มชีวะในระบบ MBBR ในแง่ของความหลากหลายของจุลินทรีย์ ชนิดพันธุ์ที่โดดเด่น และประสิทธิภาพการเพิ่มคุณค่าของแบคทีเรียเชิงฟังก์ชัน และเพื่อตรวจสอบแหล่งที่มาของ SND ด้วยกล้องจุลทรรศน์ ตะกอนเร่งและตัวพาแขวนลอยจากระบบ MBBR ได้ถูกรวบรวมเมื่อวันที่ 28 กุมภาพันธ์ 2021 ด้วยตัวอย่างคู่ขนานหนึ่งชุด เพื่อให้ได้ลำดับ-ปริมาณงานสูงของแอมพลิคอน 16S rDNA ในเวลานี้ ระบบได้เผชิญประสบการณ์ตลอดฤดูหนาว และองค์ประกอบของชุมชนจุลินทรีย์สามารถสะท้อนสถานการณ์จริงได้ดีขึ้นภายใต้สภาวะที่มีอุณหภูมิต่ำ- วิธีการเฉพาะสำหรับการกำหนด-ปริมาณงานและการวิเคราะห์ปริมาณงานสูงอ้างอิงถึงเอกสารรายงานก่อนหน้านี้

1.6 วิธีการตรวจวัดคุณภาพน้ำแบบทั่วไป

พารามิเตอร์คุณภาพน้ำทั้งหมดที่เกี่ยวข้องกับการศึกษานี้ถูกกำหนดโดยใช้วิธีมาตรฐาน ซีโอดีถูกกำหนดโดยวิธีมาตรฐานแห่งชาติ NH₃-N ถูกกำหนดโดยวิธีรีเอเจนต์สเปกโตรโฟโตเมตริกของ Nessler NO₃-N ถูกกำหนดโดยวิธีอัลตราไวโอเลตสเปกโตรโฟโตเมตริก TN ถูกกำหนดโดยการย่อยด้วยอัลคาไลน์โพแทสเซียมเพอร์ซัลเฟต-วิธีสเปกโตรโฟโตเมตริกด้วยรังสียูวี TP ถูกกำหนดโดยวิธีแอมโมเนียมโมลิบเดตสเปกโตรโฟโตเมตริก วัด DO และอุณหภูมิของน้ำโดยใช้เครื่องวัดออกซิเจนละลายน้ำแบบพกพา

2 ผลลัพธ์และการสนทนา

2.1 ผลการรักษาโดยรวมภายใต้สภาวะอุณหภูมิต่ำ-ก่อนและหลังการสร้างใหม่

ประการแรก มีการเปรียบเทียบผลการรักษาโดยรวมของระบบภายใต้อุณหภูมิฤดูหนาวต่ำก่อนและหลังการฟื้นฟู (01-12-2561 ถึง 28-02-2562, 01-12-2563 ถึง 02-28-2564) ก่อนและหลังการก่อสร้างใหม่ อุณหภูมิของน้ำในฤดูหนาวโดยทั่วไปจะอยู่ที่ 9–13 องศา ก่อนการสร้างใหม่ ปริมาณน้ำในฤดูหนาวอยู่ที่ (9.12±0.58)×10⁴ m³·d⁻¹ และหลังจากการสร้างใหม่ ปริมาณน้ำในฤดูหนาวเพิ่มขึ้นเป็น (9.42±0.44)×10⁴ m³·d⁻¹ ดังแสดงในรูปที่ 3(a)-(d) หลังการสร้างใหม่ ปริมาณ COD และ BOD₅ ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยเพิ่มขึ้น 16.82% และ 26.97% ตามลำดับ เมื่อเทียบกับก่อนการสร้างใหม่ แต่น้ำทิ้งลดลงเหลือ (20.04±2.38) และ (4.47±0.84) mg·L⁻¹ ตามลำดับ หลังจากการสร้างใหม่ ปริมาณ TP ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยเพิ่มขึ้น 23.40% เมื่อเทียบกับก่อนการสร้างใหม่ แต่ TP ของเสียที่ปล่อยออกมายังคงต่ำถึง (0.26±0.02) mg·L⁻¹ หลังจากการสร้างใหม่ ปริมาณ SS ที่มีอิทธิพลลดลงกว่าเดิมเล็กน้อย แต่ SS ของน้ำทิ้งลดลงมากกว่า 17.51% เมื่อเทียบกับเมื่อก่อน เป็น (3.44±1.17) mg·L⁻¹ โดยสูงสุดเพียง 4.75 mg·L⁻¹

จุดเด่นหลักของโครงการนี้หลังจากการบูรณะใหม่คือการเพิ่มขีดความสามารถในการกำจัดไนโตรเจน หลังจากการสร้างใหม่ ปริมาณโหลด NH₃-N และ TN ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยเพิ่มขึ้น 21.56% และ 19.79% ตามลำดับ เมื่อเทียบกับก่อนการสร้างใหม่ แต่น้ำทิ้งลดลงเป็น (0.94±0.22) และ (8.59±0.64) mg·L⁻¹ ตามลำดับ น้ำทิ้งสูงสุด NH₃-N อยู่ที่ 1.33 มก.·L⁻¹ และ TN สูงสุดเพียง 9.7 มก.·L⁻¹ สำหรับการกำจัดไนโตรเจน เนื่องจากตะกอนเร่งยังคงมีบทบาทหลักหลังจากการสร้างใหม่ โดยขึ้นอยู่กับการขยายเวลากักเก็บที่เป็นพิษอย่างมีนัยสำคัญ ปริมาณปริมาตรเชิงปริมาตรของการดีไนตริฟิเคชั่นในฤดูหนาวที่เกิดขึ้นจริงของระบบก่อนและหลังการสร้างใหม่ไม่ได้เปลี่ยนแปลงมากนัก สำหรับการทำไนตริฟิเคชัน หลังจากการสร้างใหม่ ผลของไนตริฟิเคชั่นได้รับการปรับปรุงโดยการเพิ่มตัวพาแบบแขวนลอยเพื่อสร้างระบบ MBBR แบบไฮบริดเพื่อเพิ่มความแข็งแกร่งให้กับการกำจัด NH₃-N จากการลดเวลากักเก็บแบบแอโรบิกลงอย่างมีนัยสำคัญ ปริมาณไนตริฟิเคชั่นที่เกิดขึ้นจริงในฤดูหนาวเพิ่มขึ้นจาก 0.081 เป็น 0.182 กก.·(m³·d)⁻¹ หลังจากการสร้างใหม่ เพิ่มขึ้น 124.69% เมื่อเทียบกับก่อนการสร้างใหม่ การประยุกต์ใช้กระบวนการ MBBR ในโครงการนี้ทำให้ประสิทธิภาพการทำงานของไนตริฟิเคชันได้รับการปรับปรุงอย่างมีนัยสำคัญ

2.2 การวิเคราะห์ประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนในระบบ ศักยภาพ และบทบาทของพาหะที่ถูกระงับ

เพื่อตรวจสอบเพิ่มเติมผลการกำจัดไนโตรเจนของแต่ละโซนการทำงานในส่วนทางชีววิทยาหลังการสร้างใหม่ มีการติดตามคุณภาพน้ำตามถังชีวภาพ และเส้นทางการกำจัดไนโตรเจนของแต่ละโซนการทำงานหลังการสร้างใหม่ได้รับการวิเคราะห์ผ่านพารามิเตอร์คุณภาพน้ำเฉลี่ยของแต่ละส่วนการทำงาน ดังแสดงในรูปที่ 4ในระหว่างช่วงการวัด ความเข้มข้นเฉลี่ยที่มีอิทธิพลตามจริงของ TN, NH₃-N และ COD ของถังชีวภาพคือ 43.59, 38.50 และ 278.00 มก.·L⁻¹ ตามลำดับ และน้ำทิ้ง TN, NH₃-N และ COD ลดลงเป็น 7.53, 0.51 และ 24.46 mg·L⁻¹ ตามลำดับ สำหรับการกำจัด TN อัตราการกำจัด TN ของระบบที่คำนวณจากความเข้มข้นของ TN ที่ไหลเข้าและน้ำทิ้งคือ 78.95±6.01% และการกำจัดส่วนใหญ่เกิดขึ้นในบริเวณก่อน-โซนที่เป็นพิษ โดยมีปริมาณการกำจัดไนโตรเจน 27.51 มก.·L⁻¹ โหลดและอัตราการแบ่งของดีไนตริฟิเคชันคือ 0.149 กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹ และ 79.16%±2.24% ตามลำดับ เมื่อรวมกับการเปลี่ยนแปลงความเข้มข้นของ COD แล้ว COD/TN ที่ใช้สำหรับการแยกไนตริฟิเคชั่นในโซนก่อน{18}}เป็นพิษคือ 5.22±0.21 โพสต์-โซนแอนซิกใช้โซเดียมอะซิเตตภายนอกสำหรับการแยกไนตริฟิเคชั่น โดยมีปริมาณและปริมาณการขจัดไนโตรเจน 4.35 มก.·L⁻¹ และ 0.024 กก.·(m³·d)⁻¹ ตามลำดับ ค่า COD/TN ที่คำนวณได้ที่ใช้สำหรับดีไนตริฟิเคชันคือ 4.66±0.57 โซเดียมอะซิเตตเป็นเกลือกรดอินทรีย์โมเลกุลขนาดเล็กที่จุลินทรีย์นำไปใช้ได้ง่ายและมีประสิทธิภาพในการดีไนตริฟิเคชันสูงกว่าแหล่งคาร์บอนอินทรีย์เชิงซ้อนในน้ำดิบ หลังจากการสร้างใหม่ สิ่งที่มีอิทธิพลมีความสามารถในการย่อยสลายทางชีวภาพได้ดี และโดยพื้นฐานแล้วข้อกำหนดในการดีไนตริฟิเคชั่นสามารถทำได้ผ่านโซนก่อน{28}}เป็นพิษเท่านั้น ซึ่งช่วยลดแรงกดดันต่อ-การดีไนตริฟิเคชั่นที่เป็นพิษและปริมาณของแหล่งคาร์บอนภายนอก สำหรับการกำจัด NH₃-N DO ในโซน MBBR ระหว่างการทำงานจริงคือ 2–4 มก.·L⁻¹ และระบบอัตราการกำจัด NH₃-N คำนวณจากความเข้มข้นของ NH₃{35}}N ที่เข้ามาและของเสียคือ 98.67%±3.14%

ในการดำเนินงานจริงของโรงบำบัดน้ำเสีย ผลกระทบด้านคุณภาพมักเกิดขึ้นเนื่องจากปัจจัยทางธรรมชาติ เช่น ปริมาณน้ำฝนและหิมะละลาย ปัจจัยทางอุตสาหกรรม เช่น สถานประกอบการอุตสาหกรรมที่เพิ่มขึ้นหรือความผิดปกติทางธุรกิจชั่วคราว และปัจจัยทางสังคม เช่น วันหยุดและกิจกรรมพิเศษ การปรับปรุงความต้านทานแรงกระแทกของระบบบำบัดทางชีวภาพได้กลายเป็นกุญแจสำคัญในการทำงานที่ปลอดภัยและมั่นคงของโรงงาน เพื่อตรวจสอบโหลดที่พิกัดความเผื่อสูงสุดของระบบ ได้ทำการทดสอบในห้องปฏิบัติการไนตริฟิเคชันภายใต้ซับสเตรตสูงและ DO ที่สูง ในเวลาเดียวกัน เพื่อตรวจสอบบทบาทที่แท้จริงของพาหะแขวนลอยในระบบ MBBR แบบผสม การทดลองสามกลุ่ม (ไฮบริด ฟิล์มชีวภาพ-บริสุทธิ์ และตะกอนบริสุทธิ์-) ได้รับการตั้งค่าสองครั้ง การเปลี่ยนแปลงใน NH₃-N ในแต่ละระบบระหว่างการทดสอบจะแสดงอยู่ในรูปที่ 5. ด้วยอิทธิพลของ NH₃-N ที่ 25 มก.·L⁻¹ ระบบฟิล์มชีวภาพแบบผสมและบริสุทธิ์-จึงลด NH₃-N ให้เหลือต่ำกว่า 1.5 มก.·L⁻¹ ใน 2.5 และ 3.0 ชั่วโมง ตามลำดับ ในขณะที่ระบบตะกอนบริสุทธิ์-มีการลดลงของ NH₃-N ช้ากว่ามากตลอดระยะเวลาการทดสอบ โหลดเฉลี่ยของไนตริฟิเคชันตามปริมาตรที่คำนวณได้ของระบบ-ตะกอนบริสุทธิ์ ฟิล์มชีวภาพ- บริสุทธิ์ และระบบไฮบริดคือ 0.072, 0.215 และ 0.286 กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹ ตามลำดับ ตามสมการ (1) ภายใต้การมีตะกอนเร่ง ปริมาณปริมาตรของตัวพาแขวนลอยในระบบ MBBR อยู่ที่ 0.214 กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹ ซึ่งไม่แตกต่างอย่างมีนัยสำคัญจากปริมาณที่วัดได้ของกลุ่มฟิล์มชีวะบริสุทธิ์- เมื่อเปรียบเทียบกับโรงงานอื่นๆ ที่ใช้กระบวนการ MBBR แบบไฮบริด ซึ่งมีอัตราส่วนการเติมตัวพาที่คล้ายกัน ปริมาณไนตริฟิเคชันสูงสุดของตัวพาแบบแขวนลอยในโครงการนี้ก็อยู่ในระดับที่ค่อนข้างสูงเช่นกัน ซึ่งอาจเกี่ยวข้องกับการเพิ่มประสิทธิภาพการถ่ายโอนมวลของตัวพาแบบแขวนลอย และเพิ่มกิจกรรมของแบคทีเรียเชิงฟังก์ชันภายใต้สภาวะโหลดที่มีอิทธิพลสูง นอกจากนี้ ด้วยการผสมผสานของแอคทิเวเตดสลัดจ์ โหลดปริมาตรไนตริฟิเคชั่นสูงสุดภายใต้ซับสเตรตสูงและสภาวะ DO ที่สูงถึง 0.286 กก.·(m³·d)⁻¹ ซึ่งตอบสนองและเกินภาระการออกแบบ (0.275 กก.·(m³·d)⁻¹) ซึ่งตรงตามความคาดหวังในการออกแบบ

เพื่อวิเคราะห์เชิงปริมาณโหลดที่ยอมรับได้สูงสุดของระบบชีวภาพในโครงการนี้ โดยอิงจากโหลดเชิงปริมาตรของระบบไฮบริดที่วัดในการทดสอบในห้องปฏิบัติการ รวมกับข้อมูลคุณภาพน้ำที่ไหลเข้าตามเส้นทางการไหล ระบบสามารถทนต่อความสามารถในการบำบัดสูงสุดที่ 1.23×10⁵ m³·d⁻¹ (คำนวณโดยสมมติว่ามีความสัมพันธ์เชิงเส้นเชิงบวกระหว่างโหลดไนตริฟิเคชันของระบบและเวลากักเก็บไฮดรอลิก) ในขณะเดียวกันก็รับประกันน้ำทิ้งที่เสถียร การปฏิบัติตามข้อกำหนดของNH₃-N ซึ่งเพิ่มขึ้น 30.57% เมื่อเทียบกับความสามารถในการบำบัดฤดูหนาวจริงของโครงการนี้ โดยเวลากักเก็บไฮดรอลิกของระบบลดลงอีกเป็น 3.43 ชั่วโมง ในทำนองเดียวกัน เมื่อพิจารณาจากความสามารถในการบำบัดจริงหลังการสร้างใหม่ ความเข้มข้นของ NH₃-N ที่มีอิทธิพลที่ยอมรับได้ของถังชีวภาพสูงถึง 55 มก.·L⁻¹ เพิ่มขึ้น 56.96% เมื่อเปรียบเทียบกับค่าเฉลี่ยฤดูหนาวที่ส่งผลต่อ NH₃-N ของโครงการนี้

สำหรับบทบาทของตัวพาแบบแขวนลอยในระบบ MBBR แบบไฮบริดของโครงการนี้ ตามสมการ (2) อัตราการมีส่วนร่วมของไนตริฟิเคชันของแผ่นชีวะตัวพาแบบแขวนลอยในโครงการนี้คือ 74.83% จะเห็นได้ว่าภายใต้สภาวะอุณหภูมิต่ำ- ตัวพาที่แขวนลอยได้กลายเป็นปัจจัยหลักสำหรับการทำไนตริฟิเคชั่นในระบบ MBBR แบบไฮบริด เมื่อรวมกับรายงานที่ตีพิมพ์แล้ว จะได้รับการวิเคราะห์ว่าภายใต้อุณหภูมิฤดูหนาวที่ต่ำ ระบบตะกอนเร่งที่ถูกจำกัดด้วยโครงสร้างที่หลวมและพื้นที่ผิวจำเพาะสูง มีประสิทธิภาพการกระจายความร้อนที่ดีและเป็นฉนวนความร้อนที่ไม่ดีสำหรับจุลินทรีย์ภายใน ส่งผลให้ประสิทธิภาพไนตริฟิเคชันลดลง ในทางตรงกันข้าม แผ่นชีวะบนตัวพาแบบแขวนลอย ซึ่งได้รับประโยชน์จากโครงสร้างที่หนาแน่นและการป้องกัน EPS สูง จะให้ฉนวนกันความร้อนที่ดีสำหรับชั้นในของแผ่นชีวะ จึงรับประกันประสิทธิภาพการทำไนตริฟิเคชันที่ดีภายใต้สภาวะอุณหภูมิต่ำ- นอกจากนี้ ผลการวัดการไหลตาม-ของโครงการนี้แสดงให้เห็นปรากฏการณ์การกำจัด TN ที่สำคัญในโซน MBBR เมื่อรวมกับการเปลี่ยนแปลงความเข้มข้นของ NH₃-N ตามแนวโซนแอโรบิกและอัตราส่วนการหมุนเวียน การกำจัด TN ที่คำนวณได้คือ (3.42±0.11) mg·L⁻¹ โดยมีอัตราการสนับสนุน 9.83%±0.67% ซึ่งบ่งชี้ถึงการมีอยู่ของผลกระทบ SND ในระบบ

2.3 การตรวจสอบผลกระทบของ SND และการวิเคราะห์ปัจจัยที่มีอิทธิพล

ในปัจจุบัน โรงบำบัดน้ำเสียส่วนใหญ่ที่ใช้กระบวนการ MBBR สามารถสังเกตการกำจัดไนโตรเจนในโซนแอโรบิก โดยทั่วไปจะกำจัด TN 3–8 มก.·L⁻¹ สาเหตุของปรากฏการณ์นี้มีสาเหตุหลักมาจากผลกระทบ SND ของแผ่นชีวะ กล่าวคือ เมื่อความสามารถในการแทรกซึมของออกซิเจนละลายน้ำลดลง ชั้นที่เป็นพิษหรือขาดออกซิเจนจะก่อตัวขึ้นในชั้นในของฟิล์มชีวะ ทำให้เกิดเงื่อนไขในการเสริมสมรรถนะของแบคทีเรียที่แยกตัวเป็นไนตริไฟเออร์ ซึ่งจะเป็นการวางรากฐานสำหรับการกำจัดไนโตรเจน SND

เพื่อยืนยันแหล่งที่มาของแอโรบิก SND เพิ่มเติม ได้ทำการทดสอบในห้องปฏิบัติการดีไนตริฟิเคชันโดยใช้ฟิล์มชีวะแบบแอโรบิก ดังที่แสดงในรูปที่ 6. ตลอดระยะเวลาการทดสอบ การลดลงของ NO₃-N ค่อนข้างอ่อนโยนและสม่ำเสมอ โดยระบบจะกำจัดไนเตรตไนโตรเจน 3.72 mg·L⁻¹ ใน 120 นาที C/N เฉลี่ยที่ระบบใช้คือ 3.43±0.05 ตามทฤษฎี C/N ที่จำเป็นสำหรับการแยกไนตริฟิเคชั่นคือ 2.86 เมื่อพิจารณาการบริโภคโดยการดูดซึมทางชีวภาพและ DO ในน้ำดิบ โดยทั่วไป C/N ที่ต้องการจะสูงกว่า 4 อย่างไรก็ตาม C/N ที่จำเป็นสำหรับการกำจัดไนโตรเจนโดยตัวพาที่แขวนลอยในโครงการนี้ต่ำกว่าปริมาณที่ใช้โดยการดีไนตริฟิเคชั่นของจุลินทรีย์ทั่วไป มีการคาดเดาว่าเมื่อตัวพาแบบแขวนลอยในโซน MBBR ออกแรงกำจัดไนโตรเจน SND พวกมันส่วนใหญ่ใช้แหล่งคาร์บอนภายในที่เกิดจากการแก่และการสลายของฟิล์มชีวะในฐานะผู้บริจาคอิเล็กตรอน ดังนั้นอัตราการใช้อินทรียวัตถุ (แหล่งคาร์บอนภายนอก) ในน้ำดิบโดยทั่วไปจึงต่ำ การใช้ฟิล์มชีวะที่มีอายุมากเป็นแหล่งคาร์บอนภายในสำหรับการแยกไนตริฟิเคชันยังชี้ให้เห็นว่ากระบวนการ MBBR อาจมีการผลิตตะกอนลดลง การใช้ระยะเวลาการทดสอบทั้งหมดเป็นโหนด โหลดปริมาตรเชิงปริมาตรของดีไนตริฟิเคชันที่คำนวณของฟิล์มชีวะแบบแอโรบิกคือ (0.045±0.003) กิโลกรัม·(m³·d)⁻¹ แผ่นชีวะบนพาหะแขวนลอยที่เพิ่มเข้าไปในโซนแอโรบิกมีผลดีไนตริฟิเคชัน ซึ่งเป็นหลักฐานสำหรับการเกิดไนตริฟิเคชั่นและดีไนตริฟิเคชั่นพร้อมกันในแผ่นชีวะ

SND ซึ่งเป็นผลประโยชน์หลังจากการประยุกต์ใช้กระบวนการ MBBR สำหรับการอัพเกรดในโครงการนี้ ได้ปรับปรุงอัตราการกำจัด TN ของระบบเพิ่มเติม และลดการพึ่งพาแหล่งคาร์บอนภายนอกเพื่อการแยกไนตริฟิเคชันในระดับหนึ่ง เพื่อขยายเอฟเฟกต์ SND แบบแอโรบิกเพิ่มเติม จากมุมมองของการดำเนินงานที่เหมาะสมที่สุด อิทธิพลของคุณภาพน้ำที่ไหลเข้าและน้ำทิ้งและพารามิเตอร์การควบคุมต่อเอฟเฟกต์ SND ของโซน MBBR ได้ถูกสำรวจเพิ่มเติม ด้วยการติดตาม-ระยะยาวของพารามิเตอร์ควบคุม เช่น ไนโตรเจนไนเตรตที่มีอิทธิพล (NO₃-Ninf), ไนโตรเจนไนเตรตที่ไหลออก (NO₃-Neff), สารอินทรีย์ที่มีอิทธิพล (CODinf), สารอินทรีย์ที่ไหลออก (CODeff), ไนโตรเจนแอมโมเนียที่มีอิทธิพล (NH₃-Ninf), ไนโตรเจนแอมโมเนียที่ไหลออก (NH₃-Neff) การกำจัดไนโตรเจนทั้งหมด (ΔTN) และ DO ในโซน MBBR ตลอดฤดูหนาว การวิเคราะห์องค์ประกอบหลัก (PCA) ถูกนำมาใช้เพื่อสำรวจความสัมพันธ์ระหว่างพารามิเตอร์เหล่านี้ ผลลัพธ์จะแสดงในรูปที่ 7. ΔTN ในโซนแอโรบิกแสดงความสัมพันธ์เชิงลบที่ค่อนข้างมีนัยสำคัญกับ DO ในขณะที่ความสัมพันธ์กับ CODinf, CODeff และ NO₃-Ninf ไม่ชัดเจน DO ที่สูงเกินไปทำให้เกิดการถ่ายโอนมวลในแผ่นชีวะได้ละเอียดยิ่งขึ้น ทำให้ยากต่อการสร้างโซนที่เป็นพิษภายใน ซึ่งไม่เอื้ออำนวยต่อกระบวนการดีไนตริฟิเคชันและยับยั้งผลของ SND นอกจากนี้ CODinf และ NO₃-Ninf ในโซน MBBR ไม่มีผลกระทบที่มีนัยสำคัญต่อผลกระทบ SND ของพาหะที่ถูกระงับ ในแง่หนึ่ง นี่เป็นการยืนยันอีกครั้งว่ากระบวนการ SND ของแผ่นชีวะส่วนใหญ่ใช้แหล่งคาร์บอนภายในมากกว่าแหล่งคาร์บอนภายนอก ในทางกลับกัน มันยังบ่งชี้ด้วยว่า NO₃-N ที่ลบออกโดย SND ในโซน MBBR ไม่ได้มาจาก NO₃-N ที่มีอิทธิพล แต่ส่วนใหญ่มาจาก NO₃-N ที่สร้างขึ้นโดยไนตริฟิเคชันในถังแอโรบิก NO₃-เนฟฟ์มีความสัมพันธ์เชิงลบกับ ΔTN ในโซนแอโรบิก ในด้านหนึ่งเป็นผลจากการทำงานร่วมกันของไนตริฟิเคชันและ SND ในโซนแอโรบิก ในด้านหนึ่ง DO ที่สูงกว่าจะนำไปสู่การไนตริฟิเคชั่นที่ดีขึ้นและของเสีย NO₃ ที่สูงกว่า-Neff; ในทางกลับกัน DO ที่สูงขึ้นจะทำให้ SND แย่ลงและยับยั้งการกำจัดไนโตรเจนได้มากขึ้น ส่งผลให้ NO₃ ของเสียสูงขึ้น-Neff

เพื่อให้บรรลุ SND ที่ "วัดได้และควบคุมได้" และให้คำแนะนำสำหรับการควบคุมการปฏิบัติงานของโรงงาน DO ซึ่งสามารถควบคุมได้ด้วยตนเองได้รับเลือกเป็นตัวแปรอิสระ และใช้ ΔTN เป็นตัวแปรตามสำหรับการวิเคราะห์การถดถอยเชิงเส้น ผลลัพธ์จะแสดงในรูปที่ 8(ก) เมื่อค่า DO จริงในโซน MBBR ของโรงงานอยู่ที่ 2.06–3.67 มก.·L⁻¹ จะมีผลกระทบ SND เกิดขึ้น โดยมีการกำจัดไนโตรเจนอยู่ที่ 2.36–4.10 มก.·L⁻¹ และโดยพื้นฐานแล้ว ΔTN และ DO เป็นที่พอใจ ΔTN=6.0040 – 0.9579 DO (R²=0.9734) นอกจากนี้ ด้วยการใช้เส้นโค้งพอดี มีการคำนวณว่าตามทฤษฎีแล้ว เมื่อ DO ถูกควบคุมต่ำกว่า 6.27 มก.·L⁻¹ โซน MBBR สามารถออกฤทธิ์กำจัดไนโตรเจน SND ได้ ซึ่งสอดคล้องกับข้อสรุปของ Wang Xuejiang และคณะ ในการศึกษาผลกระทบของ DO ต่อผลกระทบ SND ของระบบ MBBR โดยพบว่าอัตราการกำจัด TN ยังคงเกิน 30% เมื่อ DO สูงถึง 6.0 มก.·L⁻¹ อย่างไรก็ตาม ควรสังเกตว่าค่านี้เป็นค่าทางทฤษฎีที่ได้รับจากการติดตั้ง และผลการใช้งานจริงจำเป็นต้องมีการศึกษาเพิ่มเติมในการดำเนินการครั้งต่อไป นอกจากนี้ ควรพิจารณาว่ากฎระเบียบ DO ส่งผลต่อผลกระทบของไนตริฟิเคชันของระบบไปพร้อมๆ กัน ซึ่งส่งผลต่อประสิทธิภาพการกำจัด NH₃-N ดังนั้น ผลลัพธ์ของการวิเคราะห์การถดถอยเชิงเส้นโดยใช้ DO เป็นตัวแปรอิสระและ ΔNH₃-N เป็นตัวแปรตามจะแสดงในรูปที่ 8(b) อ้างอิงจากค่าเฉลี่ยอิทธิพลของ NH₃-N ของโซน MBBR ในฤดูหนาว (10.47 มก.·L⁻¹) และมาตรฐานน้ำทิ้งการออกแบบ (1.50 มก.·L⁻¹) มีการคำนวณว่า ΔNH₃-N ควรได้รับการควบคุมไม่น้อยกว่า 8.97 มก.·L⁻¹ เมื่อรวมกับผลลัพธ์การถดถอยเชิงเส้น ควรควบคุม DO ให้สูงกว่า 2.47 mg·L⁻¹ โดยสรุป เมื่อ DO ในโครงการนี้คือ 2.06–3.67 มก.·L⁻¹ เอฟเฟกต์ SND ก็มีอยู่ อย่างไรก็ตาม ตามหลักการของการปฏิบัติตามมาตรฐานแอมโมเนียไนโตรเจนของเสียในขณะที่ลดการใช้พลังงานในการเติมอากาศ DO สามารถควบคุมได้ประมาณ 2.47 มก.·L⁻¹ โดยที่ผลของ SND ของระบบจะเหมาะสมที่สุด โดยลบ 3.64 มก.·L⁻¹ ของ TN

เพื่อตรวจสอบอิทธิพลของพารามิเตอร์การทำงานต่อผลกระทบของ SND ของฟิล์มชีวะและรับรูปแบบทั่วไป จึงมีการเปรียบเทียบผลกระทบของ SND ของโรงบำบัดน้ำเสีย 6 แห่งที่ใช้กระบวนการ MBBR ภายใต้สภาวะการทำงานที่แตกต่างกัน ผลลัพธ์จะแสดงในตารางที่ 2. ประการแรก DO ในเขตแอโรบิกของแต่ละโรงงานส่วนใหญ่ถูกควบคุมที่ 2–3 มก.·L⁻¹ และความเข้มข้นของตะกอนอยู่ที่ 3.0–4.0 g·L⁻¹ ภายใต้เงื่อนไขเหล่านี้ สามารถสร้างเอฟเฟกต์ SND ที่ค่อนข้างชัดเจนได้ ตามผลลัพธ์การปรับเทียบของ ΔTN และ DO ในโครงการนี้ เมื่อ DO ถูกควบคุมต่ำกว่า 6.27 มก.·L⁻¹ ผลกระทบ SND อาจเกิดขึ้นได้ โปรเจ็กต์นี้ซึ่งมีแผ่นชีวะค่อนข้างหนาขึ้นในช่วงฤดูหนาว จึงมีความทนทานต่อ DO มากขึ้น ประการที่สอง โรงงาน B ซึ่งมีความเข้มข้นของตะกอนต่ำสุด มีผล SND ที่ดีที่สุด พืช A, D และ E ซึ่งมีอัตราส่วนการเติมตัวพาที่สูงกว่า มีผลกระทบ SND ที่ชัดเจนมากขึ้น ทั้งหมดนี้บ่งชี้ว่าในระบบ MBBR แบบไฮบริด ปรากฏการณ์ SND ส่วนใหญ่มาจากฟิล์มชีวะ

โดยสรุป นอกเหนือจากการเพิ่มเอฟเฟกต์ SND ด้วยการควบคุม DO แล้ว โครงการนี้ยังสามารถลองค่อยๆ ลดตะกอนของระบบลงเหลือประมาณ 3.0 กรัม·L⁻¹ ซึ่งให้เงื่อนไขที่ดีกว่าสำหรับการปลูกฝังความหนาของฟิล์มชีวะและการก่อตัวของชั้นที่เป็นพิษผ่านความเข้มข้นของตะกอนที่ต่ำ ดังนั้นจึงเป็นเงื่อนไขสำหรับประสิทธิภาพของ SND เพิ่มเติม

2.4 การวิเคราะห์ไนโตรเจน-การกำจัดองค์ประกอบชุมชนแบคทีเรีย

ในแง่ของความแตกต่างในความอุดมสมบูรณ์และความหลากหลายของชนิดพันธุ์ระหว่างระยะของตะกอนและฟิล์มชีวะ โดยขึ้นอยู่กับความแตกต่างเล็กน้อยในผลลัพธ์ของการหาลำดับแอมพลิคอนสองครั้ง จะมีการเลือกข้อมูลหนึ่งชุดสำหรับการวิเคราะห์ ดังแสดงในรูปที่ 9ดัชนี Chao, Ace และ Simpson แสดงถึงความสมบูรณ์และความสม่ำเสมอในการกระจายของชุมชนจุลินทรีย์ ในขณะที่ดัชนี Shannon แสดงถึงความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ ดัชนี Chao และ Ace ที่สูงขึ้นบ่งชี้ถึงความสมบูรณ์ของ OTU ที่สูงขึ้น ดัชนี Simpson ที่ต่ำกว่าบ่งชี้ถึงความสม่ำเสมอในการกระจายพันธุ์ที่ดีขึ้น และดัชนีแชนนอนที่สูงขึ้นบ่งชี้ถึงความหลากหลายของชุมชนที่สูงขึ้น ผลการวิจัยพบว่าความสมบูรณ์และความหลากหลายของทั้งสองสายพันธุ์ในแผ่นชีวะสูงกว่าในตะกอนเร่งอย่างมีนัยสำคัญ และการกระจายพันธุ์ในแผ่นชีวะยังมีความสม่ำเสมอมากกว่าในแผ่นตะกอนเร่งด้วย จำนวน OTU ทั้งหมดในแผ่นชีวะและตะกอนเร่งอยู่ที่ 1,652 และ 1,372 ตามลำดับ โดยมี OTU ที่ใช้ร่วมกัน 770 รายการ คิดเป็น 46.6% และ 56.1% ของ OTU ทั้งหมดในแผ่นชีวะและตะกอนเร่ง ตามลำดับ แผ่นชีวะมี OTU ที่ไม่ซ้ำกัน 882 ชิ้น คิดเป็นเกือบ 40% ของ OTU ทั้งหมด จะเห็นได้ว่าแผ่นชีวะได้เพิ่มคุณค่าของจุลินทรีย์บางส่วนที่ไม่มีอยู่ในตะกอนกัมมันต์ดั้งเดิม การเพิ่มตัวพาแบบแขวนลอยช่วยเพิ่มความสมบูรณ์และความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ในระบบอย่างมีนัยสำคัญ และองค์ประกอบชุมชนจุลินทรีย์ที่ซับซ้อนมากขึ้นยังวางรากฐานสำหรับการต้านทานแรงกระแทกของระบบ MBBR

เพื่อทำความเข้าใจเพิ่มเติมถึงความแตกต่างของสายพันธุ์ที่โดดเด่นและองค์ประกอบแบคทีเรียเชิงหน้าที่ระหว่างแผ่นชีวะและตะกอนเร่ง และเพื่อให้การสนับสนุนด้วยกล้องจุลทรรศน์สำหรับปรากฏการณ์ SND ในแผ่นชีวะ จึงมีการวิเคราะห์องค์ประกอบของจุลินทรีย์ในระดับสกุล ดังแสดงในรูปที่ 10ชนิดที่โดดเด่นในระบบชีวภาพของโครงการนี้ ได้แก่ norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium และ SWB02 ในบรรดาสิ่งเหล่านั้น norank_f_Caldilineaceae และ norank_f_JG30-KF-CM45 สามารถเสริมสมรรถนะได้ทั้งในฟิล์มชีวะและตะกอนเร่ง โดยมีปริมาณสัมพัทธ์ในฟิล์มชีวะและตะกอนเร่งที่ 3.05, 5.69% และ 7.06, 3.08% ตามลำดับ norank_f_Caldilineaceae ส่วนใหญ่เป็นแบคทีเรียที่มีเส้นใย และบางสกุลมีความสามารถในการดีไนตริฟิเคชัน พวกมันอุดมไปด้วยแผ่นชีวะเพราะแผ่นชีวะสามารถหลั่ง EPS ได้มากขึ้นสำหรับการแพร่กระจาย ในทางกลับกัน พวกมันยังสามารถเสริมสมรรถนะด้วยตะกอนเร่งในฐานะ PAO ซึ่งส่งเสริมการกำจัดฟอสฟอรัส norank_f_JG30-KF-CM45 สามารถมีส่วนร่วมในกระบวนการเปลี่ยนรูปคาร์บอนและไนโตรเจน เพิ่มประสิทธิภาพการกำจัดอินทรียวัตถุและไนโตรเจน

ตามรายงานทางวรรณกรรม พบว่ากระบวนการ MBBR สามารถเพิ่มประสิทธิภาพของแบคทีเรียไนตริไฟริ่ง เช่น Nitrospirota, Nitrosomonas และ Nitrolancea ที่อุณหภูมิต่ำได้อย่างมีประสิทธิภาพ สกุลไนตริฟิเคชันหลักในโครงการนี้คือไนโตรสไปรา ซึ่งมีความสามารถในการไนตริฟิเคชันโดยสมบูรณ์ ปริมาณสัมพัทธ์ในแผ่นชีวะและตะกอนเร่งอยู่ที่ 4.73% และ 0.39% ตามลำดับ ตามรายงานทางวรรณกรรม ความอุดมสมบูรณ์ของแบคทีเรียไนตริไฟนิ่งในพืชอื่นๆ ที่ใช้ระบบแอคทิเวเต็ดสเลจจ์ภายใต้อุณหภูมิต่ำในฤดูหนาวส่วนใหญ่ต่ำกว่า 1% หลังจากการสร้าง MBBR แบบลูกผสมขึ้นใหม่ในโครงการนี้ ความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ของแบคทีเรียไนตริไฟดิ้งในตะกอนเร่งนั้นค่อนข้างต่ำ ซึ่งเป็นหลักฐานสำหรับการกระจายตัวของแบคทีเรียไนตริไฟดิ้งในระบบ MBBR ภายใต้สภาวะอุณหภูมิต่ำ- ตามที่กล่าวไว้ข้างต้น ปริมาณไนโตรสไปราสัมพัทธ์ในแผ่นชีวะของโครงการนี้มากกว่า 10 เท่าของปริมาณในตะกอนเร่ง และคำนวณได้ว่าแบคทีเรียไนตริไฟดิ้งในระบบมากกว่า 92% ได้รับการเสริมสมรรถนะในแผ่นชีวะ นี่คือข้อได้เปรียบของกระบวนการ MBBR ภายใต้-สภาวะอุณหภูมิต่ำ ซึ่งรับประกันการทำงานที่เสถียรของระบบ

เกี่ยวกับปรากฏการณ์ SND ในแผ่นชีวะ ตัวพาแบบแขวนลอยยังแสดงให้เห็นถึงความสามารถในการเสริมสมรรถนะสำหรับแบคทีเรียดีไนตริไฟเออร์บางชนิดได้ดีกว่าตะกอนเร่ง การศึกษาพบว่าทั้ง SWB02 และ Pedomicrobium สามารถมีส่วนร่วมในกระบวนการดีไนตริฟิเคชันได้ และ SWB02 สามารถหลั่ง C6-HSL ได้ ซึ่งมีฤทธิ์ยับยั้งที่ดีต่อการรวมตัวของตะกอน ปริมาณสัมพัทธ์ของ SWB02 และ Pedomicrobium ในฟิล์มชีวะอยู่ที่ 3.68% และ 3.78% ตามลำดับ ซึ่งสูงกว่าปริมาณสัมพัทธ์ในตะกอนเร่ง (0.21% และ 0.22%) มาก ยิ่งไปกว่านั้น มีการคำนวณว่าสัดส่วนของ SWB02 และ Pedomicrobium ในระบบลูกผสมทั้งหมดมีค่ามากกว่า 94.5% ทั้งคู่ แม้ว่าตัวพาสารแขวนลอยจะถูกเพิ่มในโซนแอโรบิกเท่านั้น แต่ฟิล์มชีวะที่เจริญเต็มที่ก็มีความหนาในระดับหนึ่ง เนื่องจากข้อจำกัดของการถ่ายโอนมวลและการถ่ายโอนออกซิเจน สภาพแวดล้อมที่เป็นพิษ/ขาดออกซิเจนจึงมีอยู่ในชั้นในของแผ่นชีวะ ซึ่งทำให้แบคทีเรียที่ทำการดีไนตริฟิเคชันเพิ่มขึ้น ส่งผลให้ฟิล์มชีวะมีความสามารถในการดีไนตริฟิเคชัน นี่เป็นพื้นฐานทางจุลชีววิทยาสำหรับความสามารถในการไนตริฟิเคชันและดีไนตริฟิเคชั่นพร้อมกันของฟิล์มชีวะ นอกจากนี้ยังพบว่า Hyphomicrobium สามารถเสริมสมรรถนะได้ในสภาพแวดล้อมที่มีอุณหภูมิต่ำ สกุลนี้สามารถใช้สารประกอบอินทรีย์ที่เป็นพิษและทนไฟสำหรับการแยกไนตริฟิเคชั่น ความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ในแผ่นชีวะคือ 1.80% ซึ่งสูงกว่าความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ในแผ่นตะกอนเร่งปฏิกิริยา (0.12%) มาก

เมื่อเปรียบเทียบแบคทีเรียดีไนตริไฟเออร์ชนิดเด่น (DNB) และปริมาณสัมพัทธ์ของพวกมันในแผ่นชีวะของพืชชนิดอื่น ผลลัพธ์จะแสดงในตารางที่ 3. ประการแรก ในแง่ขององค์ประกอบของแบคทีเรียดีไนตริไฟติ้งในฟิล์มชีวะแบบแอโรบิก ประเภทของแบคทีเรียดีไนตริไฟติ้งที่เสริมสมรรถนะในฟิล์มชีวะแบบแอโรบิกของแต่ละโครงการไม่สอดคล้องกัน สกุลที่เกิดซ้ำเพียงสกุลเดียวคือ Terrimonas และ Hyphomicrobium Terrimonas ยังเป็นแบคทีเรีย denitrifying ทั่วไปในระบบตะกอนเร่ง และคล้ายกับ Hyphomicrobium มันสามารถย่อยสลายสารประกอบแอนทราซีน และบางชนิดจัดเป็นแบคทีเรีย denitrifying แบบแอโรบิก แบคทีเรียทั้งสองชนิดนี้ปรากฏในพืช F, H และโครงการนี้ โรงงาน H และโครงการนี้มักได้รับผลกระทบจากน้ำเสียอุตสาหกรรมในระหว่างการดำเนินการจริง และคุณภาพน้ำจำเพาะของน้ำอุตสาหกรรมอาจเป็นสาเหตุหนึ่งที่ทำให้แบคทีเรียทั้งสองกลุ่มเพิ่มมากขึ้น ดังนั้นจึงสามารถอนุมานได้ว่าประเภทการแยกส่วนเฉพาะในฟิล์มชีวะแบบแอโรบิกนั้นไม่ใช่เงื่อนไขที่จำเป็นสำหรับ SND และความแตกต่างของคุณภาพน้ำในโครงการต่าง ๆ อาจเป็นสาเหตุหลักของความแตกต่างในกลุ่มแบคทีเรียที่แยกส่วน ประการที่สอง ในแง่ของความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ของแบคทีเรียดีไนตริไฟติ้งในแผ่นชีวะแบบแอโรบิก ยกเว้นพืช F, H และโครงการนี้ โครงการอื่นๆ ประสบความสำเร็จในการมีแบคทีเรียดีไนตริไฟติ้งจำนวนมากในแผ่นชีวะแบบแอโรบิกประมาณ 8% โดยมีการกำจัดไนโตรเจน SND เกิน 2 มก.·ลิตร⁻¹ ภายใต้ผลกระทบของน้ำอุตสาหกรรม แม้ว่าแบคทีเรียดีไนตริไฟอิงในฟิล์มชีวะแบบแอโรบิกของพืช H และโครงการนี้ค่อนข้างจะค่อนข้างสูง แต่ประสิทธิภาพในการดีไนตริฟิเคชันไม่ได้โดดเด่นเป็นพิเศษ จะเห็นได้ว่าคุณภาพน้ำที่มีอิทธิพลมีความสำคัญสูงในการเลือกประเภทของแบคทีเรียดีไนตริไฟอิงในฟิล์มชีวะแบบแอโรบิก และผลกระทบของน้ำอุตสาหกรรมจะยับยั้งประสิทธิภาพการแยกไนตริฟิเคชั่นของฟิล์มชีวะแบบแอโรบิก

โดยสรุป กระบวนการ MBBR สามารถเพิ่มความสมบูรณ์และความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ในระบบได้อย่างมีนัยสำคัญ ความสามารถในการเสริมสมรรถนะของแผ่นชีวะสำหรับสกุลไนตริฟิเคชั่น ไนโตรสไปรา นั้นมากกว่า 10 เท่าของความสามารถในการเร่งตะกอน ซึ่งช่วยเพิ่มผลของไนตริฟิเคชั่นของระบบได้อย่างมาก สกุล Denitrifying เช่น SWB02, Pedomicrobium และ Hyphomicrobium นั้นได้รับการเสริมสมรรถนะให้ดีขึ้นในฟิล์มชีวะแบบแอโรบิก โดยให้พื้นฐานทางจุลทรรศน์สำหรับประสิทธิภาพของ SND และเพิ่มประสิทธิภาพการกำจัด TN อย่างไรก็ตาม เนื่องจากผลกระทบของน้ำอุตสาหกรรม ประสิทธิภาพการแยกไนตริฟิเคชันของ SND จึงไม่มีนัยสำคัญ

3 ข้อสรุป

1 โรงงานบำบัดน้ำเสียในภาคตะวันตกเฉียงใต้ของจีนได้อัปเกรดถัง CASS เดิมเป็นถังชีวภาพ Bardenpho-MBBR และถังตกตะกอน เพื่อให้ได้รับการอัปเกรดจากคลาส A ไปเป็นมาตรฐานเสมือน-คลาส IV หลังจากการสร้างใหม่ ภายใต้อุณหภูมิของน้ำในฤดูหนาวที่ 9.3–13.1 องศา และด้วยปริมาณ NH₃-N และ TN ที่มีอิทธิพลเฉลี่ยเพิ่มขึ้นประมาณ 20% เมื่อเทียบกับก่อนการสร้างใหม่ เครื่องชี้วัดของเสียก็เป็นไปตามมาตรฐานน้ำเสมือน-คลาส IV อย่างเสถียร โหลดไนตริฟิเคชั่นสูงสุดของระบบ MBBR อยู่ที่ 0.286 กก.·(m³·d)⁻¹ ซึ่งเป็นไปตามความคาดหวังในการออกแบบ อัตราการมีส่วนร่วมของไนตริฟิเคชั่นของผู้ให้บริการที่ถูกระงับอยู่ที่ 74.83% ซึ่งครองตำแหน่งที่โดดเด่น ระบบยังคงมีศักยภาพในการเพิ่มคุณภาพน้ำ 56.96% และการไหล 30.57%

2 ในโซน MBBR ตัวพาแบบแขวนลอยใช้แหล่งคาร์บอนภายในเพื่อสร้างผลกระทบ SND โดยบรรลุอัตราการสนับสนุนการกำจัดไนโตรเจนที่ 9.83%±0.67% เพื่อขยายเอฟเฟกต์ SND ควรควบคุม DO ให้ได้มากที่สุดที่ 2.47 มก.·L⁻¹ ในการทำงานจริง โดยที่ SND สามารถกำจัด TN ได้ 3.64 มก.·L⁻¹ ต่อมา สามารถพยายามลดความเข้มข้นของตะกอนเพิ่มเติมให้เหลือประมาณ 3.0 กรัม·L⁻¹ เพื่อให้มีเงื่อนไขสำหรับการขยายผลกระทบ SND ของฟิล์มชีวะต่อไป

3 กระบวนการ MBBR เพิ่มความสมบูรณ์และความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ในระบบอย่างมีนัยสำคัญ ความสามารถในการเสริมสมรรถนะของแผ่นชีวะสำหรับสกุลไนตริฟิเคชั่น Nitrospira นั้นมากกว่า 10 เท่าของความสามารถในการเร่งตะกอน ซึ่งเป็นพื้นฐานทางจุลชีววิทยาสำหรับการปรับปรุงไนตริฟิเคชั่นในโครงการนี้ จำพวกดีไนตริฟายเออร์ที่อุดมไปด้วยฟิล์มชีวะแบบแอโรบิก เช่น SWB02, Pedomicrobium และ Hyphomicrobium ได้วางรากฐานทางจุลภาคสำหรับการเกิดปรากฏการณ์ SND ในฟิล์มชีวะ