Studie zur Stickstoffentfernungsleistung von MBBR für die Quasi-IV-Modernisierung von Kläranlagen im Südwesten Chinas im Winter

Studie zur Stickstoffentfernungsleistung von MBBR für die Quasi-IV-Modernisierung einer Kläranlage im Südwesten Chinas im Winter

Die südwestliche Region Chinas ist riesig und weist erhebliche Unterschiede im Klima und den geologischen Bedingungen auf. Die vielfältigen Quellen der Abwasserqualität führen zu großen Schwankungen der Wasserqualität. Obwohl diese Region im Süden liegt, kann die Abwassertemperatur aufgrund der insgesamt großen Höhenlage und des Geländes in der kalten Wintersaison unter 10 Grad fallen. In Kombination mit dem komplexen Gelände der Region mit miteinander verwobenen Bergen und tiefen Tälern, Hügeln und Ebenen sowie großen Temperaturunterschieden zwischen Tag und Nacht sind auch die täglichen Schwankungen der Abwassertemperatur offensichtlich. Die komplexen Zuflusseigenschaften und die zu niedrige Wassertemperatur im Winter stellen höhere Anforderungen an die Auslegung und den Betrieb von Kläranlagen in dieser Region. Vor dem Hintergrund der Modernisierung und Sanierung häuslicher Kläranlagen ist es umso wichtiger, für die Modernisierung südwestlicher Anlagen ein geeignetes Aufbereitungsverfahren auszuwählen, um eine stabile Einhaltung während der Niedrigtemperatursaison sicherzustellen.

Der Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)-Prozess verbessert durch die Zugabe suspendierter Träger in einem festen Bereich die Anreicherung funktioneller Bakterien und erhöht die Kältebeständigkeit. Es wird häufig bei Modernisierungsprojekten von Kläranlagen eingesetzt. Derzeit hat der Anwendungsbereich des MBBR-Verfahrens in China 2,5×10⁷ m³·d⁻¹ überschritten, und MBBR wurde als „weit verbreitetes, sicheres und zuverlässiges Verfahren“ in den neu überarbeiteten „Outdoor Drainage Design Standard“ (GB 50014-2021) aufgenommen. Die weit verbreitete Anwendung des Verfahrens hat auch eine schnelle Folgeforschung gefördert. Forschungsschwerpunkte zum MBBR-Prozess konzentrieren sich hauptsächlich auf die Analyse des Prozessdesigns, die Erforschung von Labormechanismen und die Verfolgung technischer Effekte. Zu den relevanten Schlussfolgerungen zählen vor allem MBBR zur Verbesserung der biochemischen Effizienz, Biofilm zur Verbesserung der Schlagfestigkeit und der Kältebeständigkeit, MBBR zur Verbesserung der funktionellen Bakterienanreicherung und Biofilm-SND zur Verbesserung der Stickstoffentfernung. Beispielsweise haben Huang Qing et al. fanden heraus, dass nach der Aufrüstung mit dem MBBR-Verfahren die Schlagfestigkeit der Abwasseraufbereitungsanlage erheblich verbessert wurde und das Abwasser die Standards auch bei langfristiger BSB- und TN-Überschreitung des Zuflusses immer noch stabil erfüllen konnte. Liu Qiang et al. fanden heraus, dass das MBBR-Verfahren die Behandlungskapazität der Anlage bei niedrigen Temperaturen erheblich steigerte und das Abwasser die Designstandards bei niedrigen Temperaturen von 9–11 Grad stabil erfüllen konnte. Luan Zhixiang et al. fanden heraus, dass nach der Modernisierung einer nördlichen Kläranlage mit dem MBBR-Verfahren die aerobe MBBR-Zone 20,12 % des TN durch SND von suspendierten Trägern entfernen konnte. Han Wenjie et al. verglichen fünf kommunale Kläranlagen mit hybriden MBBR-Verfahren in der Jangtse-Delta-Region bei niedrigen Wintertemperaturen und stellten fest, dass die Zugabe suspendierter Träger die Biomasse der nitrifizierenden Bakterien im System deutlich erhöhte, wobei die suspendierten Träger 86.12 %–95,36 % der nitrifizierenden Bakterien anreicherten. Allerdings weist die bestehende Forschung noch gewisse Einschränkungen auf. Beispielsweise trennen viele Studien das MBBR-Design von der Betriebsleistung, da es an einer vergleichenden Überprüfung von Design und Leistung für dasselbe Projekt mangelt. Bezüglich der Schlagzähigkeit von MBBR liegen nur „qualitative, aber keine quantitativen“ Aussagen vor, ohne quantitativen Rückschluss auf die maximale Toleranzbelastung. Was das SND-Phänomen betrifft, so ist es nur „messbar, aber nicht kontrollierbar“, da es weder eine direkte Überprüfung der Quelle der Stickstoffentfernung durch geplante Makroexperimente noch rationale Betriebsvorschläge aus der Perspektive der technischen Kontrolle gibt.

Basierend auf den Einschränkungen der bestehenden Forschung nimmt diese Studie die Modernisierung einer CASS-Kläranlage im Südwesten Chinas als Beispiel, um die Konstruktionsprinzipien und die Logik des MBBR-Prozesses zu erläutern. In Kombination mit der tatsächlichen Systemleistung unter den ungünstigsten Winterbedingungen wurde die Rationalität des MBBR-Designs analysiert. Das Aufbereitungspotenzial des Systems wurde durch Änderungen der Wasserqualität entlang des biologischen Beckens und Labortests mit hohem Substratgehalt quantitativ analysiert. Um die Quelle des SND-Phänomens im Hybrid-MBBR-System direkt zu überprüfen, wurde ein Denitrifikationslabortest mit aerobem Biofilm entwickelt. Der Einfluss technischer Betriebsparameter auf den SND-Effekt des MBBR-Systems wurde untersucht und in Kombination mit der Datenanpassung wurden Optimierungsvorschläge für den SND-Betrieb vorgeschlagen. Die Unterschiede in der mikrobiellen Gemeinschaftsverteilung zwischen Schlamm und Biofilm wurden aus der Perspektive der Bakterienzusammensetzung analysiert, und die mikroskopischen Einflussfaktoren von SND wurden anhand der Arten und der relativen Häufigkeit aerober denitrifizierender Bakterien analysiert. Es besteht die Hoffnung, dass diese Forschung eine Referenz für das MBBR-Prozessdesign anderer ähnlicher Abwasseraufbereitungsanlagen liefern, grundlegende Daten für den stabilen Betrieb von MBBR-Anlagen liefern und Betriebsvorschläge für die effiziente Leistung von SND in MBBR-Systemen liefern kann.

1 Materialien und Methoden

1.1 Projektübersicht

Bei einer Abwasseraufbereitungsanlage im Südwesten Chinas mit einer Auslegungskapazität von 1×10⁵ m³·d⁻¹ musste das Abwasser den Klasse-A-Standard des „Discharge Standard of Pollutants for Municipal Wastewater Treatment Plant“ (GB 18918-2002) erfüllen. Aufgrund von Landnutzungsbeschränkungen während der frühen Bauphase wurde ein CASS-Verfahren ohne herkömmliche Nachklärbecken eingeführt. Während des Betriebs traten jedoch Probleme wie unzureichende Nitrifikation bei niedrigen Wintertemperaturen, schlechte Absetzbarkeit des Schlamms und verminderte Behandlungseffizienz auf. Im Jahr 2019 wurde die Anlage auf Quasi-Klasse-IV-Standards modernisiert. Bei der Modernisierung mussten sowohl die Erhöhung der Stickstoffkonzentration im Zufluss als auch die Verbesserung der Abwasserstandards berücksichtigt werden. Die Bemessungszu- und -abflussqualität vor und nach der Sanierung ist in dargestelltTabelle 1. Basierend auf der Tatsache, dass die NH₃-N- und TN-Fracht im Zufluss um 66,67 % bzw. 62,16 % zunahm, musste der Kohlenstoff-, Stickstoff-, Phosphorgehalt usw. im Abwasser von der Klasse A der GB 18918-2002 auf die Klasse IV der „Environmental Quality Standards for Surface Water“ (GB 3838-2002) hochgestuft werden, was einer Erhöhung der Nitrifikation und Denitrifikation gleichkommt Lasten um 127,27 % bzw. 94 %. Dieses Projekt übernahm das Bardenpho-MBBR-Verfahren und wandelte den ursprünglichen CASS-Tank in einen biologischen Tank und einen Sedimentationstank um.

Auch nach dem Umbau spielte Belebtschlamm bei der Stickstoffentfernung weiterhin die Hauptrolle. Die Denitrifikationsverweilzeit des ursprünglichen CASS-Tanks wurde von 3,78 h auf 6,35 h verlängert und die volumetrische Denitrifikationsbelastung des Belebtschlamms stieg von 0,140 auf 0,189 kg·(m³·d)⁻¹. Um die Denitrifikation des Belebtschlamms zu verbessern, wurden präanoxische und postanoxische Zonen mit Verweilzeiten von 4,23 h bzw. 2,12 h eingerichtet. Die postanoxische Zone nutzte die Zugabe externer Kohlenstoffquellen, um die Denitrifikation zu verbessern und das Problem der unzureichenden Kohlenstoffquelle im Rohwasser zu lösen. Für die Nitrifikation wurde die Nitrifikationsverweilzeit des ursprünglichen CASS-Beckens von 7,55 h auf 4,23 h verkürzt, während die Nitrifikationslast stark von 0,079 auf 0,275 kg·(m³·d)⁻¹ erhöht werden musste. Um den Nitrifikationseffekt zu verstärken, wurden suspendierte Träger in die aerobe Zone gegeben, um eine aerobe MBBR-Zone zu bilden. Die verwendeten Träger waren vom Typ SPR-III mit einem Durchmesser von (25 ± 0,5) mm und einer Dicke von (10 ± 1) mm. Nach der Anlagerung des Biofilms lag die Dichte nahe an der von Wasser und die effektive spezifische Oberfläche betrug mehr als 800 m²·m⁻³ und erfüllte damit den Industriestandard „Schwebeträger aus hochdichtem Polyethylen zur Wasseraufbereitung“ (CJ/T461-2014). Der Biofilm auf den suspendierten Trägern erschien nach der Anlagerung dunkelgrau (Abbildung 1). Die MBBR-Zone nutzte nur eine perforierte Belüftung, um eine hydraulische Scherung bereitzustellen, wodurch die Biofilmdicke auf (208,82 ± 37,57) μm gesteuert wurde und gute Bedingungen für den Stoff- und Sauerstofftransfer geschaffen wurden.

1.2 Bestimmung der Stickstoffentfernung im Biologiebecken

Um den Weg der Stickstoffentfernung in jeder Funktionszone des Biotanks bei niedrigen Wintertemperaturen nach dem Umbau zu verstehen, wurde die Wasserqualität entlang des Biotanks vom 15. Dezember 2020 bis zum 22. Dezember 2020 täglich überwacht. Während dieser Zeit betrug die Wassertemperatur im Biotank 9,5–10,2 Grad. Die Proben umfassten Zulauf des biologischen Tanks, Ablauf der anaeroben Zone, Ablauf der anoxischen Zone, Ablauf der MBBR-Zone, Ablauf der postanoxischen Zone, Ablauf der postaeroben Zone und Ablauf des Sedimentationstanks. Die Probenentnahme erfolgte alle 2–3 Stunden. Nach der Entnahme wurden die Proben zeitnah vorbehandelt. Nach der Sedimentation wurde der Überstand gesammelt und drei Proben in gleichen Mengen gemischt, um NH₃-N, NO₃-N, TN und CSB zu bestimmen und den Schadstoffentfernungsweg und die Nitrifikations-/Denitrifikationsbelastung jeder Funktionszone zu überprüfen.

1.3 Bestimmung des Nitrifikationspotenzials des MBBR-Systems und der Beitragsrate suspendierter Träger

Um die maximale Toleranzbelastung des bestehenden MBBR-Systems zu überprüfen, wurde am 27. und 28. Februar 2021 ein Nitrifikationslabortest durchgeführt. Dabei wurden täglich Schwebstoffe und Belebtschlamm aus der aeroben Zone der Anlage gesammelt, um die Schlagfestigkeit des MBBR-Systems bei steigender Zulaufbelastung im Winter zu simulieren. Der Labortest simulierte den tatsächlichen Zufluss der MBBR-Zone entlang des Fließwegs. Der Überstand des Abflusses der anoxischen Zone nach der Sedimentation wurde verwendet, und NH₃-N und Alkalität wurden durch Zugabe von Ammoniumchlorid und Natriumbicarbonat als Zufluss für den Test ergänzt. Das Nitrifikationstestgerät ist in abgebildetAbbildung 2. Es wurden nacheinander Reinbiofilm-, Reinschlamm- und Hybridsysteme aufgebaut. Die Schlammkonzentration und das Trägerfüllverhältnis stimmten mit den tatsächlichen Bedingungen des biologischen Tanks überein. Um das Nitrifikationspotenzial des MBBR-Systems voll auszunutzen und den Stoff- und Sauerstofftransfer zu verbessern, wurde die NH₃-N-Konzentration im Zulauf von etwa 10 mg·L⁻¹ entlang des Fließwegs auf etwa 25 mg·L⁻¹ erhöht und der Sauerstoffgehalt wurde von 2–4 mg·L⁻¹ entlang des Fließwegs auf etwa 6–7 mg·L⁻¹ erhöht. Während des Tests betrug die Wassertemperatur 9,7–10,4 Grad. Belüftungspumpen und Wellenerzeuger wurden verwendet, um die Sauerstoffversorgung des Systems und die Fluidisierung des Trägers aufrechtzuerhalten. Alle 30 Minuten wurden Proben entnommen und vorbehandelt, um die Änderung der Ammoniak-Stickstoff-Konzentration zu bestimmen. Den gemeldeten Methoden zufolge ist die Methode zur Berechnung der Biofilmbelastung im Hybrid-MBBR-System in den Gleichungen (1) und (2) dargestellt.

Dabei ist: N₂ die volumetrische Nitrifikationsbelastung des Biofilms im Hybridsystem, kg·(m³·d)⁻¹; N₁ ist die gesamte volumetrische Nitrifikationsbelastung des MBBR-Hybridsystems, kg·(m³·d)⁻¹; N₃ ist die volumetrische Nitrifikationsbelastung des Belebtschlamms, kg·(m³·d)⁻¹; η ist die Nitrifikationsbeitragsrate der suspendierten Träger, %.

1.4 Verifizierungs- und Optimierungskontrollanalyse von SND im MBBR-System

Für das Phänomen der gleichzeitigen Nitrifikation und Denitrifikation (SND) im MBBR-System wurde am 28. Februar 2021 ein Denitrifikationslabortest mit reinem MBBR-Biofilm durchgeführt, um die Quelle des SND-Effekts direkt zu überprüfen. Dabei wurden suspendierte Träger aus der aeroben Zone gesammelt. Das Trägerfüllverhältnis entsprach den tatsächlichen Bedingungen des biologischen Tanks. Der Zulauf für den Test wurde durch Zugabe von Kaliumnitrat zum Rohwasserzulauf der Anlage vorbereitet. Alle 20 Minuten wurden Proben entnommen und vorbehandelt, um die Nitratstickstoffkonzentration zu bestimmen.

Vom 1. Dezember 2020 bis zum 28. Februar 2021 wurden die Wasserqualität und die Betriebsparameter der MBBR-Zone nach dem Wiederaufbau den ganzen Winter über täglich verfolgt. Zu den Proben gehörten Abwässer aus der anoxischen Zone und Abwässer aus der MBBR-Zone. Die Probenentnahme erfolgte alle 2–3 Stunden. Nach der Entnahme wurden die Proben zeitnah vorbehandelt. Nach der Sedimentation wurde der Überstand gesammelt und drei Proben in gleichen Mengen gemischt, um TN, NH₃-N, NO₃-N und CSB zu bestimmen. Gleichzeitig wurde der DO-Gehalt in der aeroben MBBR-Zone gemessen. Die gemessenen Daten wurden einer Hauptkomponentenanalyse (PCA) unterzogen, um die Hauptreaktionsparameter zu überprüfen, die den SND-Effekt in der aeroben Zone beeinflussen. Die optimalen Kontrollparameter wurden durch Anpassungsanalyse ermittelt, um eine Grundlage für die Scale-up-Kontrolle von SND zu schaffen.

1.5 Hochdurchsatzsequenzierung von Mikroorganismen in der Kläranlage

Um die Unterschiede zwischen den Schlamm- und Biofilmphasen im MBBR-System im Hinblick auf mikrobielle Diversität, dominante Arten und Effizienz der Anreicherung funktioneller Bakterien zu analysieren und die Quelle von SND mikroskopisch zu überprüfen, wurden am 28. Februar 2021 Belebtschlamm und suspendierte Träger aus dem MBBR-System mit einem Satz paralleler Proben für die Hochdurchsatzsequenzierung von 16S-rDNA-Amplifikaten gesammelt. Zu diesem Zeitpunkt hatte das System den gesamten Winter überstanden und die Zusammensetzung der Mikrobengemeinschaft konnte die tatsächliche Situation unter Niedrigtemperaturbedingungen besser widerspiegeln. Die spezifischen Methoden zur Hochdurchsatzbestimmung und -analyse beziehen sich auf zuvor veröffentlichte Literatur.

1.6 Konventionelle Methoden zur Bestimmung der Wasserqualität

Alle an dieser Studie beteiligten Wasserqualitätsparameter wurden mit Standardmethoden bestimmt. Der CSB wurde nach der nationalen Standardmethode bestimmt; NH₃-N wurde mit der spektrophotometrischen Methode des Nessler-Reagenzes bestimmt; NO₃-N wurde durch das ultraviolettspektrophotometrische Verfahren bestimmt; TN wurde durch die UV-spektrophotometrische Methode des alkalischen Kaliumpersulfataufschlusses bestimmt; TP wurde mit der spektrophotometrischen Ammoniummolybdat-Methode bestimmt; Der gelöste Sauerstoff und die Wassertemperatur wurden mit einem tragbaren Messgerät für gelösten Sauerstoff gemessen.

2 Ergebnisse und Diskussion

2.1 Gesamtwirkung der Behandlung unter Niedrigtemperaturbedingungen vor und nach der Rekonstruktion

Zunächst wurde der Gesamtbehandlungseffekt des Systems bei niedrigen Wintertemperaturen vor und nach dem Umbau (01.12.2018 bis 28.02.2019, 01.12.2020 bis 28.02.2021) verglichen. Vor und nach dem Umbau wurde die Wassertemperatur im Winter grundsätzlich bei 9–13 Grad gehalten. Vor der Rekonstruktion betrug der Winterabfluss (9,12 ± 0,58)×10⁴ m³·d⁻¹ und nach der Rekonstruktion stieg er auf (9,42 ± 0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. Wie in gezeigtAbbildung 3(a)-(d): Nach der Rekonstruktion stiegen die durchschnittlichen CSB- und BSB₅-Belastungen im Zufluss um 16,82 % bzw. 26,97 % im Vergleich zu vor der Rekonstruktion, aber der Abfluss sank auf (20,04 ± 2,38) bzw. (4,47 ± 0,84) mg·L⁻¹. Nach dem Wiederaufbau stieg die durchschnittliche TP-Belastung des Zuflusses um 23,40 % im Vergleich zu vor dem Wiederaufbau, aber der TP des Abflusses konnte immer noch nur (0,26 ± 0,02) mg·L⁻¹ betragen. Nach der Rekonstruktion war die einströmende SS-Belastung etwas geringer als zuvor, aber die abfließende SS sank im Vergleich zu vorher um mehr als 17,51 % auf (3,44 ± 1,17) mg·L⁻¹, mit einem Maximum von nur 4,75 mg·L⁻¹.

Der wichtigste Höhepunkt dieses Projekts nach dem Wiederaufbau war die Verbesserung der Stickstoffentfernungskapazität. Nach der Rekonstruktion stiegen die durchschnittlichen NH₃-N- und TN-Frachten im Zufluss um 21,56 % bzw. 19,79 % im Vergleich zu vor der Rekonstruktion, aber der Abfluss sank auf (0,94 ± 0,22) bzw. (8,59 ± 0,64) mg·L⁻¹. Der maximale NH₃-N-Abfluss betrug nur 1,33 mg·L⁻¹ und der maximale TN betrug nur 9,7 mg·L⁻¹. Da bei der Stickstoffentfernung Belebtschlamm nach dem Umbau aufgrund der deutlichen Verlängerung der anoxischen Verweilzeit immer noch die zentrale Rolle spielte, änderte sich die tatsächliche volumetrische Winterdenitrifikationsbelastung des Systems vor und nach dem Umbau nicht wesentlich. Bei der Nitrifikation wurde nach der Rekonstruktion der Nitrifikationseffekt durch Zugabe suspendierter Träger verstärkt, um ein Hybrid-MBBR-System zu bilden und die NH₃-N-Entfernung zu verstärken. Basierend auf der deutlichen Verkürzung der aeroben Verweilzeit stieg die tatsächliche Nitrifikationsbelastung im Winter nach dem Umbau von 0,081 auf 0,182 kg·(m³·d)⁻¹, was einem Anstieg von 124,69 % im Vergleich zu vor dem Umbau entspricht. Durch die Anwendung des MBBR-Verfahrens konnte in diesem Projekt eine deutliche Verbesserung der Nitrifikationsleistung erzielt werden.

2.2 Analyse der Leistung, des Potenzials und der Rolle suspendierter Träger im System zur Stickstoffentfernung

Um den Stickstoffentfernungseffekt jeder Funktionszone im biologischen Abschnitt nach der Rekonstruktion weiter zu bestimmen, wurde die Wasserqualität entlang des biologischen Tanks verfolgt und der Stickstoffentfernungsweg jeder Funktionszone nach der Rekonstruktion anhand der mittleren Wasserqualitätsparameter jedes Funktionsabschnitts analysiert. Wie in gezeigtAbbildung 4Während des Messzeitraums betrugen die mittleren tatsächlichen Zufluss-TN-, NH₃-N- und CSB-Konzentrationen des biologischen Tanks 43,59, 38,50 bzw. 278,00 mg·L⁻¹, und die abfließenden TN-, NH₃-N- und COD-Konzentrationen sanken auf 7,53, 0,51 bzw. 24,46 mg·L⁻¹. Für die TN-Entfernung betrug die TN-Entfernungsrate des Systems, berechnet aus den TN-Konzentrationen im Zu- und Ablauf, 78,95 ± 6,01 %, und die Entfernung erfolgte hauptsächlich in der voranoxischen Zone mit einer Stickstoffentfernungsmenge von 27,51 mg·L⁻¹. Die Denitrifikationslast und die Beitragsrate betrugen 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ bzw. 79,16 % ± 2,24 %. In Kombination mit der Änderung der CSB-Konzentration betrug der für die Denitrifikation in der voranoxischen Zone verbrauchte CSB/TN 5,22 ± 0,21. Die postanoxische Zone verwendete externes Natriumacetat zur Denitrifikation mit einer Stickstoffentfernungsmenge und -belastung von 4,35 mg·L⁻¹ bzw. 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. Der berechnete CSB/TN-Verbrauch für die Denitrifikation betrug 4,66 ± 0,57. Natriumacetat wird als niedermolekulares organisches Säuresalz leicht von Mikroorganismen verwertet und weist eine höhere Denitrifikationseffizienz auf als die komplexe organische Kohlenstoffquelle im Rohwasser. Nach dem Wiederaufbau wies der Zufluss eine gute biologische Abbaubarkeit auf, und der Denitrifikationsbedarf konnte im Wesentlichen nur durch die voranoxische Zone gedeckt werden, wodurch der Druck auf die postanoxische Denitrifikation und die Menge an externen Kohlenstoffquellen verringert wurden. Für die NH₃-N-Entfernung betrug der gelöste Sauerstoff in der MBBR-Zone während des tatsächlichen Betriebs 2–4 mg·L⁻¹, und die NH₃-N-Entfernungsrate des Systems, berechnet aus den NH₃-N-Konzentrationen im Zu- und Ablauf, betrug 98,67 % ± 3,14 %.

Beim tatsächlichen Betrieb von Kläranlagen kommt es häufig zu Qualitätsschwankungen im Zulauf, die auf natürliche Faktoren wie Regenfälle und Schneeschmelze, industrielle Faktoren wie vermehrte Industriebetriebe oder vorübergehende Geschäftsstörungen sowie gesellschaftliche Faktoren wie Feiertage und besondere Ereignisse zurückzuführen sind. Die Verbesserung der Schlagfestigkeit des biologischen Behandlungssystems ist zum Schlüssel für den sicheren und stabilen Betrieb der Anlage geworden. Um die maximale Toleranzbelastung des Systems zu überprüfen, wurde ein Nitrifikationslabortest unter hohem Substrat- und hohem Sauerstoffgehalt durchgeführt. Um die tatsächliche Rolle suspendierter Träger im Hybrid-MBBR-System zu überprüfen, wurden gleichzeitig drei Versuchsgruppen (Hybrid, reiner Biofilm und reiner Schlamm) zweimal aufgebaut. Die Änderungen von NH₃-N in jedem System während des Tests sind in dargestelltAbbildung 5. Mit einem einströmenden NH₃-N von 25 mg·L⁻¹ reduzierten die Hybrid- und reinen Biofilmsysteme den NH₃-N-Gehalt in 2,5 bzw. 3,0 Stunden auf unter 1,5 mg·L⁻¹, während das reine Schlammsystem während des gesamten Testzeitraums einen viel langsameren NH₃-N-Abbau aufwies. Die berechneten mittleren volumetrischen Nitrifikationsbelastungen der Reinschlamm-, Reinbiofilm- und Hybridsysteme betrugen 0,072, 0,215 bzw. 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. Gemäß Gleichung (1) betrug die volumetrische Belastung der suspendierten Träger im MBBR-System unter Anwesenheit von Belebtschlamm 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, was sich nicht wesentlich von der gemessenen Belastung der reinen Biofilmgruppe unterschied. Im Vergleich zu anderen Anlagen, die das Hybrid-MBBR-Verfahren mit ähnlichen Trägerfüllverhältnissen verwenden, lag die maximale Nitrifikationsbelastung der suspendierten Träger in diesem Projekt ebenfalls auf einem relativ hohen Niveau, was möglicherweise mit der weiteren Verbesserung des Stofftransfers der suspendierten Träger und der erhöhten Aktivität funktioneller Bakterien unter Bedingungen hoher Zulaufbelastung zusammenhängt. Darüber hinaus erreichte mit der Kombination von Belebtschlamm die maximale volumetrische Nitrifikationslast unter Bedingungen mit hohem Substrat- und hohem Sauerstoffgehalt 0,286 kg·(m³·d)⁻¹ und erfüllte bzw. übertraf damit die Auslegungslast (0,275 kg·(m³·d)⁻¹) und erfüllte damit die Designerwartungen.

Um die maximale Toleranzbelastung des biologischen Systems in diesem Projekt quantitativ zu analysieren, konnte das System basierend auf der im Labortest gemessenen volumetrischen Belastung des Hybridsystems in Kombination mit den Daten zur Qualität des Zulaufwassers entlang des Fließwegs einer maximalen Behandlungskapazität von 1,23×10⁵ m³·d⁻¹ standhalten (berechnet unter der Annahme einer positiven linearen Beziehung zwischen der Nitrifikationsbelastung des Systems und der hydraulischen Verweilzeit) und gleichzeitig eine stabile NH₃-N-Konformität des Abwassers gewährleisten. Dies ist eine Steigerung von 30,57 % im Vergleich zur tatsächlichen Winterbehandlungskapazität dieses Projekts, wobei die hydraulische Verweilzeit des Systems weiter auf 3,43 Stunden reduziert wurde. Basierend auf der tatsächlichen Behandlungskapazität nach dem Umbau betrug die tolerierbare NH₃-N-Zulaufkonzentration des biologischen Tanks 55 mg·L⁻¹, was einer Steigerung von 56,96 % im Vergleich zum mittleren tatsächlichen NH₃-N-Zulauf im Winter dieses Projekts entspricht.

Was die Rolle suspendierter Träger im Hybrid-MBBR-System dieses Projekts betrifft, so betrug die Nitrifikationsbeitragsrate des suspendierten Trägerbiofilms in diesem Projekt gemäß Gleichung (2) 74,83 %. Es ist ersichtlich, dass unter Niedrigtemperaturbedingungen die suspendierten Trägerstoffe zum dominierenden Faktor für die Nitrifikation im Hybrid-MBBR-System geworden sind. In Kombination mit Literaturberichten wird analysiert, dass das Belebtschlammsystem, das durch seine lockere Struktur und die hohe spezifische Oberfläche begrenzt ist, bei niedrigen Wintertemperaturen eine gute Wärmeableitungsleistung und eine schlechte Wärmeisolierung für interne Mikroorganismen aufweist, was zu einer verringerten Nitrifikationsleistung führt. Im Gegensatz dazu sorgt der Biofilm auf den suspendierten Trägern aufgrund seiner dichten Struktur und seines hohen EPS-Schutzes für eine gute Wärmedämmung der inneren Schicht des Biofilms und sorgt so für eine gute Nitrifikationsleistung bei niedrigen Temperaturen. Darüber hinaus zeigten die Ergebnisse der Messungen entlang der Strömung dieses Projekts ein signifikantes TN-Entfernungsphänomen in der MBBR-Zone. In Kombination mit der Änderung der NH₃-N-Konzentration entlang der aeroben Zone und dem Rezirkulationsverhältnis betrug die berechnete TN-Entfernung (3,42 ± 0,11) mg·L⁻¹ mit einer Beitragsrate von 9,83 % ± 0,67 %, was auf die Existenz eines SND-Effekts im System hinweist.

2.3 Überprüfung des SND-Effekts und Analyse der Einflussfaktoren

Derzeit können die meisten Kläranlagen, die das MBBR-Verfahren anwenden, eine Stickstoffentfernung in der aeroben Zone beobachten, wobei im Allgemeinen 3–8 mg·L⁻¹ TN entfernt werden. Der Grund für dieses Phänomen wird hauptsächlich auf den SND-Effekt des Biofilms zurückgeführt. Das heißt, wenn die Durchdringungskapazität von gelöstem Sauerstoff abnimmt, bildet sich in der inneren Schicht des Biofilms eine anoxische/hypoxische Schicht, die Bedingungen für die Anreicherung denitrifizierender Bakterien schafft und so den Grundstein für die Entfernung von SND-Stickstoff legt.

Um die Quelle der aeroben SND weiter zu bestätigen, wurde ein Denitrifikationslabortest mit aerobem Biofilm durchgeführt, wie in gezeigtAbbildung 6. Während des gesamten Testzeitraums war der Rückgang von NO₃-N relativ sanft und gleichmäßig, wobei das System in 120 Minuten 3,72 mg·L⁻¹ Nitratstickstoff entfernte. Der durchschnittliche C/N-Verbrauch des Systems betrug 3,43 ± 0,05. Theoretisch beträgt das für die Denitrifikation erforderliche C/N 2,86. Unter Berücksichtigung des Verbrauchs durch biologische Assimilation und Sauerstoff im Rohwasser liegt der erforderliche C/N-Wert im Allgemeinen über 4. Der für die Stickstoffentfernung durch die suspendierten Träger in diesem Projekt erforderliche C/N-Wert war jedoch niedriger als der durch die allgemeine mikrobielle Denitrifikation verbrauchte. Es wird spekuliert, dass die suspendierten Träger in der MBBR-Zone bei der SND-Stickstoffentfernung hauptsächlich interne Kohlenstoffquellen, die durch Alterung und Lyse des Biofilms entstehen, als Elektronendonoren nutzen, sodass die Nutzungsrate organischer Stoffe (externe Kohlenstoffquelle) im Rohwasser im Allgemeinen niedrig ist. Die Verwendung von gealtertem Biofilm als interne Kohlenstoffquelle für die Denitrifikation lässt auch darauf schließen, dass das MBBR-Verfahren möglicherweise zu einer geringeren Schlammproduktion führt. Unter Verwendung des gesamten Testzeitraums als Knoten betrug die berechnete volumetrische Denitrifikationsbelastung des aeroben Biofilms (0,045 ± 0,003) kg·(m³·d)⁻¹. Der Biofilm auf den in der aeroben Zone zugesetzten suspendierten Trägerstoffen hatte eine denitrifizierende Wirkung, was den Nachweis für das gleichzeitige Auftreten von Nitrifikation und Denitrifikation im Biofilm lieferte.

Als positiver Effekt nach der Anwendung des MBBR-Verfahrens zur Modernisierung in diesem Projekt verbesserte SND die TN-Entfernungsrate des Systems weiter und reduzierte die Abhängigkeit von externen Kohlenstoffquellen für die Denitrifizierung bis zu einem gewissen Grad. Um den aeroben SND-Effekt im Hinblick auf einen optimierten Betrieb weiter zu verstärken, wurde der Einfluss der Qualität des Zu- und Abwassers sowie der Kontrollparameter auf den SND-Effekt der MBBR-Zone weiter untersucht. Durch langfristige Verfolgung von Kontrollparametern wie zufließender Nitratstickstoff (NO₃-Ninf), abfließender Nitratstickstoff (NO₃-Neff), zufließendes organisches Material (CODinf), abfließendes organisches Material (CODeff), zufließender Ammoniakstickstoff (NH₃-Ninf), abfließendes Ammoniakstickstoff (NH₃-Neff), Gesamtstickstoffentfernung (ΔTN) und DO in der MBBR-Zone während des Winters, Hauptkomponentenanalyse (PCA) wurde verwendet, um die Korrelationen zwischen diesen Parametern zu untersuchen. Die Ergebnisse sind in dargestelltAbbildung 7. Die ΔTN in der aeroben Zone zeigte eine relativ signifikante negative Korrelation mit DO, während die Korrelation mit CODinf, CODeff und NO₃-Ninf nicht offensichtlich war. Ein zu hoher Sauerstoffgehalt führt zu einem gründlicheren Stoffaustausch im Biofilm, was die Bildung einer anoxischen Zone im Inneren erschwert, was für den Denitrifikationsprozess ungünstig ist und den SND-Effekt hemmt. Darüber hinaus hatten CODinf und NO₃-Ninf in der MBBR-Zone keinen signifikanten Einfluss auf den SND-Effekt der suspendierten Träger. Einerseits bestätigt dies erneut, dass der SND-Prozess des Biofilms hauptsächlich interne Kohlenstoffquellen und nicht externe Kohlenstoffquellen nutzt. Andererseits weist es auch darauf hin, dass das durch SND in der MBBR-Zone entfernte NO₃-N nicht von zufließendem NO₃-N stammt, sondern hauptsächlich von NO₃-N, das durch Nitrifikation im Aerobic-Becken erzeugt wird. NO₃-Neff korreliert negativ mit ΔTN in der aeroben Zone. Als Ergebnis der kombinierten Wirkung von Nitrifikation und SND in der aeroben Zone führt einerseits ein höherer Sauerstoffgehalt zu einer besseren Nitrifikation und einem höheren NO₃-Neff im Abwasser; Andererseits führt ein höherer Sauerstoffgehalt zu einem schlechteren SND und einer stärker gehemmten Stickstoffentfernung, was wiederum zu einem höheren NO₃-Neff im Abwasser führt.

Um eine „messbare und kontrollierbare“ SND zu erreichen und Leitlinien für die Steuerung des Anlagenbetriebs bereitzustellen, wurde DO, der manuell gesteuert werden kann, als unabhängige Variable ausgewählt und ΔTN als abhängige Variable für die lineare Regressionsanalyse verwendet. Die Ergebnisse sind in dargestelltAbbildung 8(A). Wenn der tatsächliche Sauerstoffgehalt in der MBBR-Zone der Anlage 2,06–3,67 mg·L⁻¹ betrug, lag ein SND-Effekt mit einer Stickstoffentfernung von 2,36–4,10 mg·L⁻¹ vor, und ΔTN und Sauerstoff erfüllten im Wesentlichen ΔTN=6.0040 – 0,9579 Sauerstoffgehalt (R²=0.9734). Darüber hinaus wurde unter Verwendung der angepassten Kurve berechnet, dass die MBBR-Zone theoretisch einen SND-Stickstoffentfernungseffekt ausüben kann, wenn der Sauerstoffgehalt auf unter 6,27 mg·L⁻¹ geregelt wird. Dies steht im Einklang mit der Schlussfolgerung von Wang Xuejiang et al. bei der Untersuchung der Wirkung von DO auf die SND-Wirkung eines MBBR-Systems, wobei sie herausfanden, dass die TN-Entfernungsrate immer noch über 30 % liegen konnte, wenn DO bis zu 6,0 mg·L⁻¹ betrug. Es ist jedoch zu beachten, dass es sich bei diesem Wert um einen durch Anpassung ermittelten theoretischen Wert handelt und der tatsächliche Anwendungseffekt im späteren Betrieb weiter untersucht werden muss. Darüber hinaus sollte berücksichtigt werden, dass die DO-Regulierung gleichzeitig die Nitrifikationswirkung des Systems und damit die Effizienz der NH₃-N-Entfernung beeinflusst. Daher sind die Ergebnisse der linearen Regressionsanalyse unter Verwendung von DO als unabhängiger Variable und ΔNH₃-N als abhängiger Variable in Abbildung 8(b) dargestellt. Basierend auf dem mittleren NH₃-N-Zufluss der MBBR-Zone im Winter (10,47 mg·L⁻¹) und dem geplanten Abwasserstandard (1,50 mg·L⁻¹) wird berechnet, dass ΔNH₃-N auf nicht weniger als 8,97 mg·L⁻¹ kontrolliert werden sollte. In Kombination mit den Ergebnissen der linearen Regression sollte der Sauerstoffgehalt auf über 2,47 mg·L⁻¹ kontrolliert werden. Zusammenfassend lässt sich sagen, dass bei einem DO-Wert in diesem Projekt von 2,06–3,67 mg·L⁻¹ ein SND-Effekt vorlag. Basierend auf dem Prinzip, die Ammoniak-Stickstoffstandards im Abwasser zu erfüllen und gleichzeitig den Energieverbrauch bei der Belüftung zu reduzieren, könnte der Sauerstoffgehalt auf etwa 2,47 mg·L⁻¹ kontrolliert werden, wobei der SND-Effekt des Systems optimal ist und 3,64 mg·L⁻¹ TN entfernt werden.

Um den Einfluss von Betriebsparametern auf den SND-Effekt des Biofilms zu überprüfen und ein allgemeines Muster zu erhalten, wurden die SND-Effekte von sechs Kläranlagen, die das MBBR-Verfahren anwenden, unter verschiedenen Betriebsbedingungen verglichen. Die Ergebnisse sind in dargestelltTabelle 2. Erstens wurde der Sauerstoffgehalt in der aeroben Zone jeder Anlage größtenteils auf 2–3 mg·L⁻¹ kontrolliert, und die Schlammkonzentration betrug 3,0–4,0 g·L⁻¹. Unter diesen Bedingungen konnte ein relativ deutlicher SND-Effekt erzielt werden. Gemäß den Anpassungsergebnissen von ΔTN und DO in diesem Projekt könnte ein SND-Effekt auftreten, wenn DO unter 6,27 mg·L⁻¹ kontrolliert wird. Dieses Projekt mit einem relativ dickeren Biofilm im Winter wies eine stärkere Toleranz gegenüber gelöstem Sauerstoff auf. Zweitens hatte Anlage B mit der niedrigsten Schlammkonzentration den besten SND-Effekt. Die Pflanzen A, D und E mit höheren Trägerfüllverhältnissen zeigten deutlichere SND-Effekte, was alles darauf hindeutet, dass das SND-Phänomen im Hybrid-MBBR-System hauptsächlich vom Biofilm herrührt.

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass dieses Projekt neben der Verbesserung des SND-Effekts durch die Kontrolle von gelöstem Sauerstoff auch versuchen könnte, den Systemschlamm schrittweise auf etwa 3,0 g·L⁻¹ zu reduzieren, um bessere Bedingungen für die Kultivierung der Biofilmdicke und die Bildung einer anoxischen Schicht durch eine niedrige Schlammkonzentration zu schaffen und so Bedingungen für eine weitere SND-Leistung zu schaffen.

2.4 Analyse der Zusammensetzung der stickstoffentfernenden Bakteriengemeinschaft

Im Hinblick auf die Unterschiede im Artenreichtum und in der Artenvielfalt zwischen der Schlamm- und der Biofilmphase wurde basierend auf dem geringen Unterschied in den Ergebnissen zweier Amplikon-Sequenzierungsläufe ein Datensatz für die Analyse ausgewählt. Wie in gezeigtAbbildung 9Die Chao-, Ace- und Simpson-Indizes charakterisieren den Reichtum und die Verteilungsgleichmäßigkeit der mikrobiellen Gemeinschaft, während der Shannon-Index die Vielfalt der mikrobiellen Gemeinschaft darstellt. Höhere Chao- und Ace-Indizes weisen auf einen höheren OTU-Reichtum hin, ein niedrigerer Simpson-Index auf eine bessere Gleichmäßigkeit der Artenverteilung und ein höherer Shannon-Index auf eine höhere Gemeinschaftsvielfalt. Die Ergebnisse zeigten, dass sowohl der Artenreichtum als auch die Artenvielfalt im Biofilm deutlich höher waren als im Belebtschlamm und auch die Artenverteilung im Biofilm gleichmäßiger war als im Belebtschlamm. Die Gesamtzahl der OTUs im Biofilm und im Belebtschlamm betrug 1.652 bzw. 1.372, wobei 770 gemeinsame OTUs 46,6 % bzw. 56,1 % der gesamten OTUs im Biofilm und im Belebtschlamm ausmachten. Der Biofilm hatte 882 einzigartige OTUs, was fast 40 % der gesamten OTUs ausmachte. Es ist zu erkennen, dass der Biofilm einen Teil der Mikroorganismen anreicherte, die im ursprünglichen Belebtschlamm nicht vorhanden waren. Die Zugabe von suspendierten Trägern steigerte den Reichtum und die Vielfalt der Mikrobengemeinschaft im System erheblich, und die komplexere Zusammensetzung der Mikrobengemeinschaft legte auch den Grundstein für die Schlagfestigkeit des MBBR-Systems.

Um die Unterschiede in den dominanten Arten und der funktionellen Bakterienzusammensetzung zwischen Biofilm und Belebtschlamm besser zu verstehen und das SND-Phänomen im Biofilm mikroskopisch zu unterstützen, wurde die mikrobielle Zusammensetzung auf Gattungsebene analysiert. Wie in gezeigtAbbildung 10Zu den vorherrschenden Arten im biologischen System dieses Projekts gehörten norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomikrobium und SWB02. Unter ihnen konnten norank_f_Caldilineaceae und norank_f_JG30-KF-CM45 sowohl im Biofilm als auch im Belebtschlamm angereichert werden, mit relativen Häufigkeiten im Biofilm und Belebtschlamm von 3,05, 5,69 % bzw. 7,06, 3,08 %. norank_f_Caldilineaceae sind größtenteils filamentöse Bakterien, und einige Gattungen verfügen über die Fähigkeit zur Denitrifikation. Sie wurden im Biofilm angereichert, da der Biofilm mehr EPS für ihre Vermehrung absondern kann. Andererseits können sie auch als PAOs im Belebtschlamm angereichert werden und so die Phosphorentfernung fördern. norank_f_JG30-KF-CM45 kann an Kohlenstoff- und Stickstoffumwandlungsprozessen teilnehmen und so die Entfernung von organischem Material und Stickstoff verbessern.

Literaturberichten zufolge wurde festgestellt, dass mit dem MBBR-Verfahren eine effiziente Anreicherung nitrifizierender Bakterien wie Nitrospirota, Nitrosomonas und Nitrolancea bei niedrigen Temperaturen erreicht werden kann. Die wichtigste nitrifizierende Gattung in diesem Projekt war Nitrospira, die über eine vollständige Nitrifikationsfähigkeit verfügt. Seine relative Häufigkeit im Biofilm und im Belebtschlamm betrug 4,73 % bzw. 0,39 %. Laut Literaturberichten liegt die relative Häufigkeit nitrifizierender Bakterien in anderen Anlagen, die Belebtschlammsysteme nutzen, bei niedrigen Wintertemperaturen meist unter 1 %. Nach der Hybrid-MBBR-Rekonstruktion in diesem Projekt war die relative Häufigkeit nitrifizierender Bakterien im Belebtschlamm relativ gering, was, wie bereits erwähnt, Hinweise auf die Umverteilung nitrifizierender Bakterien im MBBR-System unter Niedrigtemperaturbedingungen liefert. Die relative Häufigkeit von Nitrospira im Biofilm dieses Projekts war mehr als zehnmal so hoch wie im Belebtschlamm, und es wurde berechnet, dass mehr als 92 % der nitrifizierenden Bakterien im System im Biofilm angereichert waren. Dies ist der Vorteil des MBBR-Prozesses unter Niedrigtemperaturbedingungen, der den stabilen Betrieb des Systems gewährleistet.

Bezüglich des SND-Phänomens im Biofilm zeigten die suspendierten Träger auch eine stärkere Anreicherungskapazität für einige denitrifizierende Bakterien als der Belebtschlamm. Studien haben gezeigt, dass sowohl SWB02 als auch Pedomikrobium am Denitrifikationsprozess beteiligt sein können und SWB02 C6-HSL absondern kann, was eine gute hemmende Wirkung auf die Schlammblähung hat. Die relativen Häufigkeiten von SWB02 und Pedomikrobien im Biofilm betrugen 3,68 % bzw. 3,78 % und waren damit deutlich höher als ihre relativen Häufigkeiten im Belebtschlamm (0,21 % bzw. 0,22 %). Darüber hinaus wurde berechnet, dass die Anteile von SWB02 und Pedomikrobien im gesamten Hybridsystem jeweils über 94,5 % lagen. Obwohl die suspendierten Trägerstoffe nur in der aeroben Zone zugesetzt wurden, weist der reife Biofilm eine gewisse Dicke auf. Aufgrund der Einschränkungen des Stoff- und Sauerstofftransfers herrscht in der inneren Schicht des Biofilms eine anoxische/hypoxische Umgebung, die denitrifizierende Bakterien anreichert und so dem Biofilm die Fähigkeit zur Denitrifizierung verleiht. Dies ist die mikrobiologische Grundlage für die gleichzeitige Nitrifikations- und Denitrifikationsfähigkeit des Biofilms. Darüber hinaus wurde festgestellt, dass Hyphomicrobium auch in Umgebungen mit niedrigen Temperaturen angereichert werden kann. Diese Gattung kann giftige und feuerfeste organische Verbindungen zur Denitrifikation nutzen. Seine relative Häufigkeit im Biofilm betrug 1,80 % und war damit ebenfalls viel höher als seine relative Häufigkeit im Belebtschlamm (0,12 %).

Die Ergebnisse werden im Vergleich der dominanten denitrifizierenden Bakterien (DNB) und ihrer relativen Häufigkeit im Biofilm anderer Pflanzen dargestelltTabelle 3. Erstens waren hinsichtlich der Zusammensetzung denitrifizierender Bakterien im aeroben Biofilm die Arten denitrifizierender Bakterien, die im aeroben Biofilm der einzelnen Projekte angereichert waren, nicht konsistent. Die einzigen wiederkehrenden Gattungen waren Terrimonas und Hyphomicrobium. Terrimonas ist auch ein häufig vorkommendes denitrifizierendes Bakterium in Belebtschlammsystemen und kann ähnlich wie Hyphomicrobium Anthracenverbindungen abbauen. Einige werden als aerobe denitrifizierende Bakterien eingestuft. Diese beiden Bakterien kamen in den Pflanzen F, H und diesem Projekt vor. Anlage H und dieses Projekt waren während des tatsächlichen Betriebs häufig mit Industrieabwässern belastet, und die spezifische Wasserqualität von Industriewasser könnte einer der Gründe für die Anreicherung dieser beiden Bakteriengruppen sein. Daraus lässt sich schließen, dass bestimmte denitrifizierende Gattungen im aeroben Biofilm keine notwendige Voraussetzung für SND sind und Unterschiede in der Wasserqualität zwischen verschiedenen Projekten der Hauptgrund für Unterschiede bei denitrifizierenden Bakteriengruppen sein können. Zweitens, im Hinblick auf die relative Häufigkeit denitrifizierender Bakterien im aeroben Biofilm, mit Ausnahme von Plants F, H und diesem Projekt, erreichten andere Projekte eine relative Häufigkeit denitrifizierender Bakterien im aeroben Biofilm von etwa 8 %, wobei die SND-Stickstoffentfernung mehr als 2 mg·L⁻¹ betrug. Unter dem Einfluss von Industriewasser war die relative Häufigkeit denitrifizierender Bakterien im aeroben Biofilm von Anlage H und diesem Projekt zwar relativ hoch, die Denitrifikationseffizienz war jedoch nicht besonders herausragend. Es ist ersichtlich, dass die Qualität des Zuflusswassers eine hohe Priorität bei der Auswahl der Arten denitrifizierender Bakterien im aeroben Biofilm hat und der Einfluss von Brauchwasser die Denitrifikationseffizienz des aeroben Biofilms hemmt.

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass der MBBR-Prozess den Reichtum und die Vielfalt der mikrobiellen Gemeinschaft im System erheblich steigern kann. Die Anreicherungskapazität des Biofilms für die nitrifizierende Gattung Nitrospira ist mehr als zehnmal so hoch wie die des Belebtschlamms, wodurch die Nitrifikationswirkung des Systems erheblich verstärkt wird. Denitrifizierende Gattungen wie SWB02, Pedomicrobium und Hyphomicrobium werden im aeroben Biofilm besser angereichert, was die mikroskopische Grundlage für die SND-Leistung bildet und die TN-Entfernung verbessert. Aufgrund der Auswirkungen von Industriewasser ist die Denitrifikationseffizienz des SND jedoch nicht signifikant.

3 Schlussfolgerungen

① Eine Abwasseraufbereitungsanlage im Südwesten Chinas rüstete ihren ursprünglichen CASS-Tank zu einem Bardenpho-MBBR-Biotank und Sedimentationstank um, um eine Aufwertung von Klasse A auf Quasi-Klasse IV zu erreichen. Nach dem Umbau erfüllten die Abwasserindikatoren bei winterlichen Wassertemperaturen von 9,3–13,1 Grad und mit um etwa 20 % im Vergleich zu vor dem Umbau um etwa 20 % erhöhten mittleren NH₃-N- und TN-Belastungen die Wasserstandards der Quasi-Klasse IV. Die maximale Nitrifikationslast des MBBR-Systems erreichte 0,286 kg·(m³·d)⁻¹ und erfüllte damit die Designerwartungen. Der Nitrifikationsbeitrag der suspendierten Träger betrug 74,83 % und nahm damit eine dominierende Stellung ein. Das System hat immer noch das Potenzial, die Wasserqualität um 56,96 % und den Durchfluss um 30,57 % zu steigern.

② In der MBBR-Zone nutzen die suspendierten Träger interne Kohlenstoffquellen, um einen SND-Effekt auszuüben, wodurch eine Stickstoffentfernungsbeitragsrate von 9,83 % ± 0,67 % erreicht wird. Um den SND-Effekt zu verstärken, sollte DO im tatsächlichen Betrieb so weit wie möglich auf 2,47 mg·L⁻¹ kontrolliert werden, wobei SND 3,64 mg·L⁻¹ TN entfernen kann. Später können Versuche unternommen werden, die Schlammkonzentration weiter auf etwa 3,0 g·L⁻¹ zu reduzieren, um Bedingungen für eine weitere Verstärkung des SND-Effekts des Biofilms zu schaffen.

③ Der MBBR-Prozess erhöhte den Reichtum und die Vielfalt der mikrobiellen Gemeinschaft im System erheblich. Die Anreicherungskapazität des Biofilms für die nitrifizierende Gattung Nitrospira war mehr als zehnmal so hoch wie die des Belebtschlamms und bildete die mikrobiologische Grundlage für eine verstärkte Nitrifikation in diesem Projekt. Die im aeroben Biofilm angereicherten denitrifizierenden Gattungen wie SWB02, Pedomicrobium und Hyphomicrobium legten die mikroskopische Grundlage für das Auftreten des SND-Phänomens im Biofilm.