Analisi dell'effetto dell'adeguamento del processo MBBR in un impianto di trattamento delle acque reflue del sud
Il "2022 China Urban Construction Status Bulletin" pubblicato dal Ministero dell'edilizia abitativa e dello sviluppo urbano-rurale della Repubblica popolare cinese nell'ottobre 2023 mostra che entro la fine del 2022, la capacità di trattamento degli impianti di trattamento delle acque reflue in Cina aveva raggiunto 216 milioni di m³/giorno, con un aumento-su-anno pari al 4,04%. Dal 2013, il volume totale delle acque reflue trattate ha registrato un trend di crescita per 10 anni consecutivi. Il rapido sviluppo delle città è accompagnato da un aumento degli scarichi di acque reflue e la contraddizione tra la superficie necessaria per l’espansione e il rinnovamento degli impianti di trattamento delle acque reflue e i terreni per lo sviluppo urbano sta diventando sempre più evidente.
Per espandere la capacità degli impianti di trattamento delle acque reflue esistenti, il processo convenzionale a fanghi attivi adotta generalmente il metodo di espansione dell'impianto. All’aumentare del volume di espansione, i costi di acquisizione del terreno aumentano gradualmente e il periodo di costruzione si allunga. L’intensificazione dello sfruttamento della capacità di trattamento all’interno dell’impianto di trattamento delle acque reflue esistente è attualmente una misura efficace per migliorare ulteriormente la capacità di trattamento delle acque reflue urbane e alleviare la contraddizione tra sviluppo urbano e uso del territorio. Il Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) è nato in Norvegia alla fine degli anni '80. Migliora l'arricchimento dei batteri funzionali e quindi migliora la capacità di trattamento del sistema aggiungendo trasportatori sospesi al serbatoio biologico per formare biofilm. Per la sua caratteristica di poter essere "incorporato" nel sistema biologico originale, è ampiamente utilizzato nell'ammodernamento e nel rinnovamento degli impianti di trattamento delle acque reflue, ottenendo un miglioramento della capacità in-situ senza aggiungere nuovi terreni. Inoltre, rispetto ad altri processi di retrofit-che consentono di risparmiare spazio come il bioreattore a membrana (MBR) e il letto fluido biologico con trasportatore di polvere composita ad alta concentrazione (HPB), il processo MBBR non richiede la sostituzione periodica o il rifornimento dei trasportatori, il che lo rende economicamente più vantaggioso.
Questo articolo prende come esempio l'ammodernamento dell'espansione della capacità utilizzando il processo MBBR in un impianto di trattamento delle acque reflue nel sud della Cina. Analizza le prestazioni operative dell'impianto prima e dopo l'ammodernamento, le prestazioni di nitrificazione della zona MBBR e la struttura della comunità microbica, chiarendo il ruolo pratico del processo MBBR nell'espansione della capacità in-situ. L'obiettivo è fornire riferimenti e suggerimenti per la progettazione e la gestione di impianti di trattamento delle acque reflue simili.
1 Panoramica del progetto
Un impianto di trattamento delle acque reflue nel sud della Cina ha una capacità di trattamento totale progettata di 7,5×10⁴ m³/d, con una capacità di Fase I di 5×10⁴ m³/d e di Fase II di 2,5×10⁴ m³/d. Entrambe le fasi inizialmente utilizzavano il processo Bardenpho modificato. I principali obiettivi di trattamento sono le acque reflue domestiche provenienti dall'area di raccolta e le acque reflue industriali parziali provenienti da un parco industriale. La qualità dell'effluente deve essere conforme allo standard di Grado A specificato nello "Standard di scarico degli inquinanti per gli impianti di trattamento delle acque reflue municipali" (GB 18918-2002). Con il rapido sviluppo dell’edilizia urbana e dell’economia, lo scarico delle acque reflue è aumentato e il progetto ha funzionato a pieno regime o oltre. Nel 2021, come richiesto dalle autorità governative, il progetto doveva espandere la propria capacità di ulteriori 2,5×10⁴ m³/giorno rispetto alla scala originale, raggiungendo una capacità di trattamento totale di 1×10⁵ m³/giorno. Lo standard degli effluenti è rimasto il Grado A di GB 18918-2002. La qualità dell'affluente e dell'effluente progettata è mostrata inTabella 1.
L'area circostante questo progetto è un terreno agricolo e non c'era abbastanza terreno riservato per l'espansione all'interno del sito originale dell'impianto. Inoltre, durante la costruzione iniziale della Fase II, le unità di pretrattamento erano già state costruite con una capacità di 5×10⁴ m³/d. Pertanto, l'obiettivo di questo progetto di retrofit è stato quello di sfruttare appieno il potenziale di trattamento dei serbatoi biologici esistenti e ridurre al minimo l'occupazione del terreno per la modifica dei serbatoi biologici. Il processo MBBR è ampiamente utilizzato nell'espansione della capacità in situ e nel rinnovamento degli impianti di trattamento delle acque reflue grazie alla sua caratteristica "incorporata". Ad esempio, un impianto di trattamento delle acque reflue nel nord della Cina ha utilizzato il processo MBBR per aumentare la capacità, massimizzando l'uso dei volumi dei serbatoi esistenti e del flusso di processo, ottenendo un'espansione della capacità in-situ del 20% con effluenti che soddisfano stabilmente gli standard di grado A. Un altro impianto nel Guangdong ha utilizzato il processo MBBR per il miglioramento in-situ delle prestazioni del trattamento biologico, ottenendo un buon effetto di espansione della capacità in-situ del 50% con effluenti stabilmente migliori rispetto allo standard di scarico. Pertanto, considerando le effettive esigenze dell'impianto di trattamento delle acque reflue e valutando in modo completo fattori quali l'uso del territorio e il funzionamento, il processo MBBR è stato infine selezionato come processo di trattamento per questo ammodernamento di espansione della capacità.
2 Progettazione del processo
2.1 Flusso del processo
L'obiettivo principale di questo ammodernamento per l'espansione della capacità è stato quello di migliorare la capacità di trattamento dei serbatoi biologici in-situ tramite MBBR, garantendo una conformità stabile agli standard sugli effluenti nonostante un aumento del flusso del 100%. Poiché le unità di pretrattamento originali e di trattamento avanzato erano già state costruite per una capacità di 5×10⁴ m³/giorno, questo ammodernamento si è concentrato sul riutilizzo delle strutture esistenti. La modifica principale ha riguardato i serbatoi biologici, insieme alla costruzione di un nuovo serbatoio di sedimentazione secondaria destinato a soddisfare la domanda di trattamento dopo l'aumento del flusso. Il flusso del processo dopo il retrofit è mostrato inFigura 1. L'affluente viene sottoposto a pretrattamento attraverso setacci grossolani/fini e una camera di sabbiatura, quindi entra nel serbatoio Bardenpho-MBBR modificato per la rimozione di carbonio, azoto, fosforo e altri inquinanti. Gli effluenti dei serbatoi biologici passano attraverso vasche di sedimentazione e un chiarificatore ad alta-efficienza per garantire la conformità stabile agli standard SS e TP. Dopo la disinfezione, gli effluenti finali vengono scaricati nel fiume ricevente per il rifornimento idrico ecologico.
2.2 Ammodernamento del serbatoio biologico
Il piano di ammodernamento del serbatoio biologico è mostrato inFigura 2. Pur raddoppiando il flusso di trattamento, i volumi delle zone anaerobica e anossica originali sono rimasti invariati.. 20% del volume della zona aerobica originale è stato suddiviso per creare una zona anossica aggiuntiva, espandendo il volume complessivo della zona anossica per soddisfare la domanda di denitrificazione. I trasportatori sospesi sono stati aggiunti al volume rimanente della zona aerobica per formare la zona MBBR aerobica. Sono stati installati sistemi di screening di ingresso/uscita e miscelatori specifici per MBBR-. Il sistema di aerazione originale a catena è stato sostituito con un sistema di aerazione a fondo forato per garantire una buona fluidificazione dei vettori sospesi ed evitarne la perdita con il flusso dell'acqua. Dopo l'aggiornamento, il tempo di ritenzione idraulica (HRT) totale dei serbatoi biologici è di 8,82 ore, con la HRT in zona anaerobica a 1,13 h, la HRT in zona anossica a 3,05 h e la HRT in zona aerobica a 4,64 h. Il rapporto di riciclo interno totale del sistema è del 150% e l'età del fango è di 16 giorni.
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 m²/m³ e densità di 0,94 ~ 0,97 g/cm³. La densità si avvicina a quella dell'acqua dopo l'adesione del biofilm, in conformità con lo standard di settore "Caricatori sospesi in polietilene ad alta- densità per il trattamento dell'acqua" (CJ/T 461-2014). Il rapporto di riempimento è del 45%. Sono stati aggiunti due set di miscelatori sommergibili specifici per il vettore sospeso-(P=5.5 kW). Sono stati aggiunti ventidue set di sistemi di aerazione sollevabili, 4 set di sistemi di aerazione fissi e 45 set di aeratori a bolle fini. Sono state sostituite due pompe di riciclo interne (Portata Q=1600 m³/h, Prevalenza H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Costruzione di una nuova vasca di sedimentazione secondaria
A causa dell'aumento del flusso, i serbatoi di sedimentazione secondaria esistenti non potevano soddisfare i requisiti degli effluenti. Era necessaria una nuova vasca di sedimentazione secondaria per supportare la maggiore capacità di trattamento. Il nuovo serbatoio è coerente con quelli originali, utilizzando un tipo di flusso orizzontale rettangolare. Il volume effettivo del serbatoio è di 4900 m³, con HRT=7 h. È stato aggiunto un raschia fanghi di tipo pompa- (velocità operativa V=0.8 m/min). Sono state aggiunte sei pompe sommergibili a flusso assiale (pompe di riciclo esterne) (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Sono state aggiunte due pompe per i fanghi di scarico (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Analisi dell'effetto retrofit MBBR
Sono state analizzate le prestazioni operative prima e dopo l'adeguamento della Fase II, le prestazioni operative simultanee della Fase I e della Fase II, i cambiamenti della qualità dell'acqua lungo il processo nella Fase II e la capacità di nitrificazione delle fasi di biofilm e dei fanghi sospesi nella Fase II per valutare l'effetto di miglioramento dell'adeguamento MBBR sulla capacità di trattamento del sistema.
3.1 Confronto delle prestazioni operative
Prima dell'adeguamento, la Fase II funzionava già al di sopra della portata progettata, con una portata media effettiva di (3,02 ± 0,46) ×10⁴ m³/d. Dopo l'adeguamento, il flusso è ulteriormente aumentato fino a (5,31 ± 0,76) ×10⁴ m³/giorno, con un aumento effettivo di circa il 76%. La portata operativa massima ha raggiunto 7,61×10⁴ m³/d, 1,52 volte il valore di progetto. Sono mostrate la qualità degli affluenti e degli effluenti prima e dopo l'adeguamentoTabella 2EFigura 3. Per quanto riguarda il carico influente, dopo l'adeguamento, i carichi di azoto ammoniacale (NH₃-N), azoto totale (TN), COD e TP sono aumentati rispettivamente a 1,61, 1,66, 1,60 e 1,53 volte i livelli pre-dell'adeguamento. In termini di qualità effettiva dell'affluente/effluente, l'NH₃-N e il TN prima/dopo l'adeguamento erano (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/L e (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/L, rispettivamente. NH₃-N e TN dell'effluente prima/dopo l'adeguamento erano (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/L e (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/L, con tassi di rimozione medi rispettivamente del 99,28%/99,31% e 67,20%/69,77%. Nonostante il sostanziale aumento del flusso e del carico degli affluenti dopo la ristrutturazione, la qualità degli effluenti era ancora migliore rispetto a prima della ristrutturazione. L'aumento del volume della zona anossica ha assicurato una buona rimozione del TN, con un'ulteriore riduzione del TN dell'effluente dopo l'adeguamento. La zona aerobica ha ottenuto un miglioramento significativo della capacità di nitrificazione attraverso il biofilm trasportatore sospeso. Anche con una riduzione del 20% del volume della zona aerobica rispetto al pre-retrofit e aumenti significativi del flusso e del carico affluente, è stata mantenuta la rimozione altamente efficiente di NH₃-N. COD e TP influenti prima/dopo l'aggiornamento erano (106,82±34,37)/(100,52±25,93) mg/L e (2,16±0,54)/(1,96±0,49) mg/L, rispettivamente. Il COD e il TP dell'effluente prima/dopo l'adeguamento erano (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/L e (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/L, con tassi di rimozione medi rispettivamente di 89,93%/93,52% e 88,91%/91,33%. Dopo l'adeguamento, la qualità degli effluenti è rimasta stabilmente migliore rispetto allo standard di scarico previsto.
I dati operativi da novembre a gennaio dell'anno successivo (post-retrofit) sono stati ulteriormente selezionati per confrontare le prestazioni della Fase I e della Fase II in condizioni di bassa-temperatura (temperatura minima 12 gradi). Sono mostrate le concentrazioni degli inquinanti in entrata e in uscita per entrambe le fasiFigura 4. In condizioni invernali di bassa-temperatura, gli effluenti di entrambi i processi erano stabilmente migliori rispetto allo standard di scarico previsto. In particolare per la rimozione di NH₃-N, che è suscettibile alle basse temperature, con una concentrazione di NH₃-N in ingresso di (18,98±4,57) mg/L, l'effluente della Fase I NH₃-N era (0,27±0,17) mg/L e la Fase II era (0,29±0,15) mg/L, entrambi dimostrando una buona resistenza alle basse temperature. In particolare, dopo l’aggiornamento dell’MBBR nella Fase II, la HRT nella zona aerobica era solo il 66,07% di quella della Fase I, ottenendo un miglioramento significativo nelle prestazioni di nitrificazione.
3.2 Analisi delle prestazioni della zona MBBR
Per determinare ulteriormente l'effetto reale di ciascuna zona funzionale, sono stati prelevati campioni di acqua dall'estremità di ciascuna zona funzionale nella Fase I e nella Fase II per misurazioni parallele. I risultati sono mostrati inFigura 5. Le concentrazioni di NH₃-N nell'affluente erano 18,85 mg/L e 18,65 mg/L, mentre le concentrazioni di NH₃-N nell'effluente erano 0,35 mg/L e 0,21 mg/L, con tassi di rimozione di NH₃-N rispettivamente del 98,14% e 98,87%. Dai cambiamenti del profilo dell'azoto, la rimozione di NH₃-N nella Fase II si è verificata principalmente nella zona aerobica dell'MBBR. La concentrazione di NH₃-N nell'effluente della zona MBBR era di 0,31 mg/l, contribuendo per il 99,46% alla rimozione complessiva di NH₃-N, già migliore dello standard di scarico di progetto. La successiva zona a fanghi attivi aerobici ha svolto un ruolo di salvaguardia. Inoltre, gli impianti di trattamento delle acque reflue che utilizzano MBBR nella zona aerobica presentano comunemente nitrificazione e denitrificazione simultanea (SND). Tuttavia, in questo progetto, non è stata osservata alcuna rimozione dell'azoto inorganico totale (TIN) nella zona aerobica dell'MBBR, il che potrebbe essere correlato alla concentrazione relativamente bassa del substrato influente in questo progetto.
Per studiare ulteriormente l'effetto dell'aggiunta di trasportatori sospesi sulle prestazioni di nitrificazione del sistema, è stato prelevato il surnatante dall'effluente della zona anossica della Fase I. Sono stati condotti test sulle prestazioni di nitrificazione su fanghi puri di Fase I, fanghi puri di Fase II, biofilm puro di Fase II e sistema di fanghi a biofilm combinato di Fase II. In condizioni coerenti con il progetto reale (rapporto di riempimento del trasportatore, concentrazione dei fanghi, temperatura dell'acqua), con DO controllato a 6 mg/L per determinare le prestazioni di nitrificazione ottimali. I risultati sono mostrati inTabella 3. I tassi di nitrificazione per i fanghi puri di Fase I, i fanghi puri di Fase II, il biofilm puro di Fase II e il sistema di fanghi biofilm-combinato di Fase II erano rispettivamente 0,104, 0,107, 0,158 e 0,267 kg/(m³·d). L'aggiunta di trasportatori sospesi ha migliorato le prestazioni di nitrificazione del sistema. Il tasso di nitrificazione del sistema a fanghi a biofilm combinato di Fase II- ha raggiunto 2,57 volte quello del sistema a fanghi attivi puri di Fase I. Inoltre, il carico di biofilm puro era già superiore al carico di fanghi attivi, migliorando significativamente la resistenza ai carichi d'urto del sistema. Nel sistema combinato di Fase II, il biofilm ha contribuito per il 59,92% alla nitrificazione, mantenendo una posizione dominante.
3.3 Analisi della razionalità dell'adeguamento
Per analizzare la razionalità dell'utilizzo del processo MBBR combinato con biofilm-fanghi per questo ammodernamento, sono stati eseguiti calcoli riguardanti l'effetto dell'aggiunta del trasportatore, la resistenza al carico d'urto del sistema e la correlazione tra l'aumento del flusso e l'aggiunta del trasportatore. Se la Fase II di questo progetto non fosse stata adattata e non fosse stato utilizzato il tradizionale processo a fanghi attivi, basato sull'affluente/effluente progettato NH₃-N e sul tasso di nitrificazione volumetrica ottimale dei fanghi attivi di Fase I (DO=6 mg/L), la concentrazione calcolata di NH₃-N nell'effluente sarebbe di 5,55 mg/L, non riuscendo a soddisfare lo standard di effluente. Se calcolata in base al tasso di nitrificazione ottimale ottenuto dal test del sistema combinato di Fase II, al flusso in affluente progettato, la Fase II potrebbe tollerare una concentrazione massima di NH₃-N in ingresso fino a 55 mg/L, ovvero 2,20 volte il valore di progettazione, migliorando significativamente la resistenza al carico d'urto del sistema. Pertanto, l'utilizzo di MBBR per questo retrofit è razionale e garantisce efficacemente la conformità stabile agli standard sugli effluenti. Se anche la Fase I venisse adattata al processo MBBR, in base alle concentrazioni di inquinanti influenti/effluenti progettate, il flusso di trattamento potrebbe essere aumentato di oltre 1 volta, offrendo la possibilità agli impianti di trattamento delle acque reflue di adattarsi al rapido sviluppo urbano e ottenere aggiornamenti graduali.
4 Stato di adesione del biofilm e analisi microbica
L'attacco del biofilm sui trasportatori sospesi in questo progetto è mostrato inFigura 6. Il biofilm ricopriva uniformemente la superficie interna dei carrier, essendo denso senza materiale flocculante nei pori dei carrier. Lo spessore medio era (345,78 ± 74,82) μm. La biomassa media del biofilm era (18,87 ± 0,93) g/m², il rapporto Solidi Sospesi Volatili (VSS)/SS era stabile a 0,68 ± 0,02 e il VSS medio era (12,77 ± 0,61) g/m².
Per esplorare ulteriormente l'effetto di potenziamento del retrofit MBBR sulla capacità di trattamento del sistema da una prospettiva microscopica, sono stati prelevati campioni di fanghi attivi di Fase I, fanghi attivi di Fase II e biofilm per il sequenziamento ad alta produttività con amplicone 16S. È mostrata l'abbondanza relativa di microrganismi a livello di genere all'interno del sistemaFigura 7.
I generi nitrificanti dominanti sul biofilm del vettore sospeso erano Nitrospira e Nitrosomonas, con abbondanze relative rispettivamente del 7,98% e 1,01%. Al contrario, il genere nitrificante dominante sia nei fanghi attivi di Fase I che di Fase II era Nitrospira, con abbondanze relative rispettivamente dell'1,05% e dell'1,27%. Nitrospira è il genere nitrificante più comune negli impianti di trattamento delle acque reflue. È stato dimostrato che molte delle sue specie possiedono una capacità completa di ossidazione dell'ammoniaca (comammox), il che significa che un singolo microrganismo può completare il processo dall'ammoniaca al nitrato. Il processo MBBR, sotto forma di biofilm, ha ottenuto un arricchimento efficiente di Nitrospira, con un'abbondanza relativa 7,58 volte superiore a quella dei fanghi attivi, fornendo una base microscopica per il miglioramento delle prestazioni di nitrificazione del sistema. Si può anche osservare che l'abbondanza relativa di batteri nitrificanti nei fanghi attivi dello stesso sistema del biofilm (Fase II) era leggermente superiore rispetto al sistema a fanghi attivi puri della Fase I. Ciò potrebbe essere dovuto al fatto che la perdita di biofilm dai trasportatori sospesi ha inoculato i fanghi attivi durante il rinnovamento dinamico, aumentando l'abbondanza relativa di batteri nitrificanti nei fanghi.
I generi denitrificanti dominanti in entrambi i sistemi erano principalmente arricchiti nei fanghi attivi ed erano relativamente simili nella composizione, inclusi Terrimonas, Flavobacterium, Decloromonas, Hyphomicrobium, ecc. Le abbondanze relative dei generi denitrificanti nella Fase I e nella Fase II erano rispettivamente dell'8,76% e del 7,52%. Da un punto di vista funzionale, oltre alla denitrificazione, alcune specie all'interno di Terrimonas possono degradare sostanze simili all'antracene-; Il Flavobacterium può degradare la plastica biodegradabile (ad es. PHBV); Hyphomicrobium può utilizzare vari composti organici tossici e difficili da degradare- per la denitrificazione, come diclorometano, dimetilsolfuro, metanolo, ecc. L'affluente di questo progetto contiene alcune acque reflue industriali, che portano alla specializzazione di comunità microbiche funzionali soggette ad acclimatazione a lungo-termine. Sebbene questo progetto non abbia mostrato effetti SND macroscopici significativi, sono stati comunque trovati alcuni gruppi funzionali denitrificanti sul biofilm del trasportatore sospeso, tra cui Hyphomicrobium, Decloromonas, Terrimonas e OLB13, con una proporzione totale del 2,78%. Ciò indica che dopo che il biofilm raggiunge un certo spessore, i microambienti anossici/anaerobici formati all’interno possono fornire le condizioni per l’arricchimento di batteri denitrificanti, offrendo anche la possibilità che si verifichi SND nella zona aerobica MBBR. Inoltre, Proteiniclasticum è stato rilevato sia nei fanghi di Fase I che di Fase II, con abbondanze relative rispettivamente dell'1,09% e dell'1,18%. Questo genere ha una buona capacità di decomporre e trasformare le sostanze proteiche. Il suo arricchimento potrebbe essere legato alla presenza di numerose aziende lattiero-casearie all'interno dell'area di raccolta di questo progetto.
In particolare, l'abbondanza relativa di Candidatus Microthrix nei fanghi attivi della Fase I ha raggiunto il 3,72%. Si tratta di un batterio filamentoso comune nei fanghi attivi, spesso associato all'accumulo dei fanghi. Tuttavia, la sua abbondanza relativa nei fanghi e nel biofilm della Fase II era rispettivamente solo dello 0,57% e dell'1,03%. Dopo l'adeguamento con il processo MBBR, la fluidificazione dei trasportatori sospesi ha un effetto di taglio sui batteri filamentosi, riducendo la probabilità di rigonfiamento filamentoso nei fanghi attivi.
5 Analisi economica
Il consumo di elettricità per metro cubo prima e dopo questo ammodernamento era rispettivamente di 0,227 kWh/m³ e 0,242 kWh/m³. Ad un prezzo dell'elettricità di 0,66 RMB/(kWh), i costi operativi dell'elettricità erano 0,150 RMB/m³ e 0,160 RMB/m³. L'aumento del consumo di energia elettrica è dovuto principalmente alla nuova miscelazione della zona anossica e alle apparecchiature elettriche aggiuntive provenienti dalla nuova vasca di sedimentazione secondaria. I prodotti chimici per la rimozione del fosforo utilizzati in questo progetto sono cloruro poliferrico (PFC) e poliacrilammide (PAM). Il dosaggio è rimasto coerente prima e dopo l'adeguamento: dosaggio PFC 2,21 t/giorno, costo 0,014 RMB/m³; Dosaggio PAM 17,081 kg/giorno, costo 0,0028 RMB/m³. Questo progetto utilizza completamente la fonte di carbonio nell'affluente grezzo per la denitrificazione. Nessuna fonte esterna di carbonio organico è stata aggiunta prima o dopo l'adeguamento. I costi diretti dell'elettricità e dei prodotti chimici per metro cubo prima e dopo la ristrutturazione erano rispettivamente di 0,167 RMB/m³ e 0,177 RMB/m³.
6 Conclusioni e prospettive
(1) La Fase II di un impianto di trattamento delle acque reflue del sud ha utilizzato il processo MBBR per l'ammodernamento dell'espansione della capacità, affrontando problemi come la carenza di terreno. Dopo l'adeguamento, il flusso di trattamento è aumentato da (3,02±0,46) ×10⁴ m³/giorno a (5,31±0,76) ×10⁴ m³/giorno, raggiungendo un'espansione della capacità in-situ del 76%. Il flusso operativo massimo ha raggiunto 1,52 volte il valore di progetto, con effluenti stabilmente migliori rispetto allo standard di scarico di progetto.
(2) Incorporando il processo MBBR nella fase biologica, è stata ottenuta una rimozione altamente efficiente e stabile di NH₃-N in condizioni invernali di bassa-temperatura, anche se la HRT aerobica era solo il 66,07% di quella del processo a fanghi attivi. La zona MBBR ha contribuito per il 99,46% alla rimozione di NH₃-N. Se la Fase II non fosse stata adattata, con lo stesso flusso e qualità dell'acqua, l'effluente NH₃-N raggiungerebbe 5,55 mg/L. Pertanto, l'utilizzo di MBBR per questo retrofit era necessario e razionale.
(3) Il biofilm del vettore sospeso ha potenziato l'effetto di arricchimento del genere nitrificante principale Nitrospira. La sua abbondanza relativa nel biofilm era 7,58 volte quella nei fanghi attivi, fornendo una base microscopica per il miglioramento delle prestazioni di nitrificazione del sistema. Inoltre, l'arricchimento di generi denitrificanti nel biofilm offre la possibilità della comparsa di SND.
Questo progetto ha utilizzato il processo combinato dei fanghi del biofilm-per ottenere un aumento della capacità in-situ. Tuttavia, il funzionamento effettivo è ancora limitato dalla ritenzione e dal recupero dei fanghi attivi, impedendo un ulteriore miglioramento della capacità di trattamento. Attualmente, i processi con biofilm puro sono stati applicati in progetti reali, abbandonando completamente i fanghi attivi e utilizzando le caratteristiche di carico elevato-del biofilm per un'efficiente rimozione degli inquinanti, senza limitazioni da parte dei fanghi attivi. Ciò fornisce una nuova soluzione per la nuova costruzione, ristrutturazione o ampliamento degli impianti di trattamento delle acque reflue.