Analyse der Auswirkungen der MBBR-Prozessnachrüstung in einer südlichen Kläranlage
Aus dem „China Urban Construction Status Bulletin 2022“, das im Oktober 2023 vom Ministerium für Wohnungsbau und städtische -ländliche Entwicklung der Volksrepublik China herausgegeben wurde, geht hervor, dass die Behandlungskapazität der Abwasseraufbereitungsanlagen in China bis Ende 2022 216 Millionen m³/Tag erreicht hatte, was einer Steigerung von 4,04 % gegenüber dem Vorjahr entspricht. Die Gesamtmenge des gereinigten Abwassers verzeichnet seit 2013 zehn Jahre in Folge einen Wachstumstrend. Mit der rasanten Entwicklung der Städte geht ein Anstieg der Abwassereinleitungen einher und der Widerspruch zwischen den für den Ausbau und die Sanierung von Kläranlagen benötigten Flächen und den städtebaulichen Flächen tritt immer deutlicher hervor.
Zur Kapazitätserweiterung bestehender Kläranlagen greift das konventionelle Belebtschlammverfahren in der Regel auf die Methode der Anlagenerweiterung zurück. Mit zunehmendem Ausbauvolumen steigen sukzessive die Grundstückserwerbskosten und die Bauzeit verlängert sich. Die Vertiefung der Aufbereitungskapazität innerhalb der bestehenden Kläranlage ist derzeit eine wirksame Maßnahme, um die städtische Abwasseraufbereitungskapazität weiter zu verbessern und den Widerspruch zwischen Stadtentwicklung und Flächennutzung zu mildern. Der Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) entstand Ende der 1980er Jahre in Norwegen. Es steigert die Anreicherung funktioneller Bakterien und verbessert dadurch die Behandlungskapazität des Systems, indem es dem biologischen Tank suspendierte Träger hinzufügt, um Biofilme zu bilden. Aufgrund seiner Eigenschaft, in das ursprüngliche biologische System „eingebettet“ zu werden, wird es häufig bei der Modernisierung und Erneuerung von Abwasseraufbereitungsanlagen eingesetzt, um eine Kapazitätserweiterung vor Ort zu erreichen, ohne dass neues Land hinzugefügt werden muss. Darüber hinaus erfordert das MBBR-Verfahren im Vergleich zu anderen flächensparenden Nachrüstverfahren wie dem Membranbioreaktor (MBR) und dem biologischen Wirbelschichtbett (High Concentration Composite Powder Carrier, HPB) keinen regelmäßigen Austausch oder Nachschub der Träger, was es wirtschaftlich vorteilhafter macht.
In diesem Artikel wird als Beispiel die Nachrüstung der Kapazitätserweiterung mithilfe des MBBR-Verfahrens in einer Abwasseraufbereitungsanlage in Südchina herangezogen. Es analysiert die Betriebsleistung der Anlage vor und nach der Sanierung, die Nitrifikationsleistung der MBBR-Zone und die mikrobielle Gemeinschaftsstruktur und verdeutlicht die praktische Rolle des MBBR-Prozesses bei der In-situ-Kapazitätserweiterung. Ziel ist es, Hinweise und Anregungen für die Auslegung und den Betrieb ähnlicher Kläranlagen zu geben.
1 Projektübersicht
Eine Abwasseraufbereitungsanlage in Südchina verfügt über eine geplante Gesamtaufbereitungskapazität von 7,5×10⁴ m³/Tag, wobei die Kapazität der Phase I bei 5×10⁴ m³/Tag und der Phase II bei 2,5×10⁴ m³/Tag liegt. In beiden Phasen wurde zunächst das modifizierte Bardenpho-Verfahren verwendet. Die Hauptziele der Behandlung sind häusliches Abwasser aus dem Sammelgebiet und teilweise industrielles Abwasser aus einem Industriepark. Die Abwasserqualität muss dem Grad A-Standard entsprechen, der im „Discharge Standard of Pollutants for Municipal Wastewater Treatment Plants“ (GB 18918-2002) festgelegt ist. Mit der rasanten Entwicklung des städtischen Bauwesens und der Wirtschaft hat die Abwasserentsorgung zugenommen, und das Projekt ist bis zur Vollauslastung oder sogar darüber hinaus in Betrieb. Im Jahr 2021 musste das Projekt, wie von den Regierungsbehörden gefordert, seine Kapazität um weitere 2,5×10⁴ m³/Tag basierend auf dem ursprünglichen Maßstab erweitern, um eine Gesamtbehandlungskapazität von 1×10⁵ m³/Tag zu erreichen. Der Abwasserstandard blieb Klasse A von GB 18918-2002. Die geplante Zu- und Ablaufqualität ist in dargestelltTabelle 1.
Das Gebiet rund um dieses Projekt besteht aus landwirtschaftlich genutzten Flächen und es gab nicht genügend reserviertes Land für eine Erweiterung innerhalb des ursprünglichen Werksgeländes. Darüber hinaus wurden bereits beim ersten Bau der Phase II die Vorbehandlungseinheiten mit einer Kapazität von 5×10⁴ m³/Tag gebaut. Daher lag der Schwerpunkt dieses Nachrüstungsprojekts darauf, das Behandlungspotenzial der vorhandenen biologischen Tanks voll auszuschöpfen und den Flächenverbrauch für die Modifizierung der biologischen Tanks zu minimieren. Das MBBR-Verfahren wird aufgrund seiner „eingebetteten“ Eigenschaft häufig bei der In-situ-Kapazitätserweiterung und Sanierung von Kläranlagen eingesetzt. Beispielsweise nutzte eine Abwasseraufbereitungsanlage im Norden Chinas das MBBR-Verfahren zur Kapazitätssteigerung, wodurch die Nutzung vorhandener Tankvolumina und Prozessabläufe maximiert und eine In-{8}}-Kapazitätserweiterung um 20 % erreicht wurde, wobei das Abwasser stabil den Standards der Klasse A entsprach. Eine andere Anlage in Guangdong nutzte das MBBR-Verfahren zur In-{10}}Verbesserung der Leistung der biologischen Aufbereitung und erzielte einen guten Effekt einer In-{12}}-Kapazitätserweiterung um 50 %, wobei das Abwasser stabil über dem Einleitungsstandard lag. Unter Berücksichtigung des tatsächlichen Bedarfs der Abwasseraufbereitungsanlage und einer umfassenden Bewertung von Faktoren wie Landnutzung und Betrieb wurde daher letztendlich das MBBR-Verfahren als Aufbereitungsverfahren für diese Nachrüstung zur Kapazitätserweiterung ausgewählt.
2 Prozessdesign
2.1 Prozessablauf
Der Kern dieser Nachrüstung zur Kapazitätserweiterung bestand darin, die Aufbereitungskapazität der biologischen Tanks vor Ort durch MBBR zu erhöhen und so trotz einer 100-prozentigen Durchflusssteigerung eine stabile Einhaltung der Abwasserstandards sicherzustellen. Da die ursprünglichen Vorbehandlungs- und Vorbehandlungseinheiten bereits für eine Kapazität von 5×10⁴ m³/Tag ausgelegt waren, konzentrierte sich diese Nachrüstung auf die Wiederverwendung bestehender Anlagen. Die wichtigste Änderung waren die biologischen Tanks sowie der Bau eines neuen Nachklärbeckens, das den Behandlungsbedarf nach der Durchflusssteigerung decken sollte. Der Prozessablauf nach der Umrüstung ist in dargestelltAbbildung 1. Der Zufluss wird durch grobe/feine Siebe und eine Sandkammer vorbehandelt und gelangt dann in den modifizierten Bardenpho-MBBR-Tank zur Entfernung von Kohlenstoff, Stickstoff, Phosphor und anderen Schadstoffen. Das Abwasser aus den biologischen Tanks durchläuft Sedimentationstanks und ein hocheffizientes Klärbecken, um eine stabile Einhaltung der SS- und TP-Standards sicherzustellen. Nach der Desinfektion wird das endgültige Abwasser zur ökologischen Wasserauffüllung in den Vorfluter eingeleitet.
2.2 Nachrüstung biologischer Tanks
Der Plan zur Sanierung des Biotanks ist in dargestelltAbbildung 2. Während der Behandlungsfluss verdoppelt wurde, blieben die Volumina der ursprünglichen anaeroben und anoxischen Zonen unverändert. . 20 % des Volumens der ursprünglichen aeroben Zone wurden aufgeteilt, um eine zusätzliche anoxische Zone zu schaffen, wodurch das Gesamtvolumen der anoxischen Zone vergrößert wurde, um den Denitrifikationsbedarf zu decken. Dem verbleibenden Volumen der aeroben Zone wurden suspendierte Träger zugesetzt, um die aerobe MBBR-Zone zu bilden. Unterstützende Einlass-/Auslasssiebsysteme und MBBR-spezifische Mischer wurden installiert. Das ursprüngliche Kettenbelüftungssystem wurde durch ein perforiertes Bodenbelüftungssystem ersetzt, um eine gute Fluidisierung der suspendierten Trägerstoffe zu gewährleisten und deren Verlust durch den Wasserfluss zu verhindern. Nach der Umrüstung beträgt die gesamte hydraulische Verweilzeit (HRT) der biologischen Tanks 8,82 Stunden, wobei die HRT der anaeroben Zone 1,13 Stunden, die HRT der anoxischen Zone 3,05 Stunden und die HRT der aeroben Zone 4,64 Stunden beträgt. Die gesamte systeminterne Recyclingquote beträgt 150 %, und das Schlammalter beträgt 16 Tage.
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 und eine Dichte von 0,94 ~ 0,97 g/cm³. Die Dichte nähert sich der von Wasser nach der Anlagerung des Biofilms an und entspricht dem Industriestandard „High-Density Polyethylene Suspended Carrier Fillers for Water Treatment“ (CJ/T 461-2014). Der Füllgrad beträgt 45 %. Es wurden zwei Sätze hängender träger-spezifischer Tauchrührwerke hinzugefügt (P=5.5 kW). Es wurden 22 Sätze anhebbarer Belüftungssysteme, 4 Sätze fester Belüftungssysteme und 45 Sätze Feinblasenbelüfter hinzugefügt. Zwei interne Umwälzpumpen wurden ersetzt (Durchfluss Q=1600 m³/h, Förderhöhe H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Bau eines neuen Nachklärbeckens
Aufgrund des erhöhten Durchflusses konnten die vorhandenen Nachklärbecken den Abwasserbedarf nicht decken. Zur Unterstützung der erhöhten Behandlungskapazität war ein neuer Nachklärbehälter erforderlich. Der neue Tank entspricht den Originaltanks und verwendet einen rechteckigen horizontalen Durchflusstyp. Das effektive Tankvolumen beträgt 4900 m³, bei einer HRT von=7 h. Ein Schlammschaber vom Typ Pumpe- wurde hinzugefügt (Betriebsgeschwindigkeit V=0.8 m/min). Es wurden sechs axiale Tauchpumpen (externe Rückführpumpen) hinzugefügt (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Zwei Abwasserschlammpumpen wurden hinzugefügt (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Analyse des MBBR-Retrofit-Effekts
Die Betriebsleistung vor und nach der Phase-II-Nachrüstung, die gleichzeitige Betriebsleistung von Phase I und Phase II, die Wasserqualitätsänderungen entlang des Prozesses in Phase II und die Nitrifikationskapazität der Biofilm- und Schwebschlammphasen in Phase II wurden analysiert, um den Verbesserungseffekt der MBBR-Nachrüstung auf die Behandlungskapazität des Systems zu bewerten.
3.1 Vergleich der Betriebsleistung
Vor der Nachrüstung wurde in Phase II bereits über dem vorgesehenen Durchfluss gearbeitet, mit einem tatsächlichen durchschnittlichen Durchfluss von (3,02 ± 0,46) × 10⁴ m³/Tag. Nach der Sanierung stieg der Durchfluss weiter auf (5,31 ± 0,76) × 10⁴ m³/d, was einer tatsächlichen Steigerung von etwa 76 % entspricht. Der maximale Betriebsdurchfluss erreichte 7,61×10⁴ m³/d, das 1,52-fache des Auslegungswerts. Die Qualität des Zu- und Abwassers vor und nach der Sanierung ist in dargestelltTabelle 2UndAbbildung 3. Bezüglich der Zuflussbelastung stiegen nach der Sanierung die Ammoniakstickstoff- (NH₃-N), Gesamtstickstoff- (TN), CSB- und TP-Frachten auf das 1,61-, 1,66-, 1,60- bzw. 1,53-fache der Werte vor der Sanierung. Im Hinblick auf die tatsächliche Qualität des Zuflusses/Abflusses betrugen die NH₃-N- und TN-Zuflüsse vor/nach der Sanierung (22,15 ± 3,73)/(20,17 ± 4,74) mg/L bzw. (26,28 ± 4,07)/(23,19 ± 3,66) mg/L. Die abfließenden NH₃-N- und TN-Werte betrugen vor/nach der Umrüstung (0,16 ± 0,14)/(0,14 ± 0,08) mg/L und (8,62 ± 1,79)/(7,01 ± 1,76) mg/L, mit durchschnittlichen Entfernungsraten von 99,28 %/99,31 % bzw. 67,20 %/69,77 %. Trotz des erheblichen Anstiegs des Durchflusses und der Zulaufbelastung nach der Sanierung war die Abwasserqualität immer noch besser als vor der Sanierung. Das vergrößerte Volumen der anoxischen Zone sorgte für eine gute TN-Entfernung, wobei das abfließende TN nach der Nachrüstung weiter reduziert wurde. Die aerobe Zone erreichte durch den suspendierten Trägerbiofilm eine deutliche Steigerung der Nitrifikationskapazität. Selbst bei einer Reduzierung des aeroben Zonenvolumens um 20 % im Vergleich zur Zeit vor der Sanierung und erheblichen Steigerungen des Durchflusses und der Zuflussbelastung konnte eine hocheffiziente NH₃-N-Entfernung aufrechterhalten werden. Zufluss-CSB und TP vor/nach der Umrüstung betrugen (106,82 ± 34,37)/(100,52 ± 25,93) mg/L bzw. (2,16 ± 0,54)/(1,96 ± 0,49) mg/L. Der CSB und TP im Abwasser betrugen vor/nach der Umrüstung (10,76 ± 2,04)/(11,15 ± 3,65) mg/L und (0,14 ± 0,07)/(0,17 ± 0,05) mg/L, mit durchschnittlichen Entfernungsraten von 89,93 %/93,52 % bzw. 88,91 %/91,33 %. Nach der Sanierung blieb die Abwasserqualität stabil besser als der geplante Abflussstandard.
Darüber hinaus wurden Betriebsdaten von November bis Januar des folgenden Jahres (nach-Retrofit) ausgewählt, um die Leistung von Phase I und Phase II unter Niedrigtemperaturbedingungen (Mindesttemperatur 12 Grad) zu vergleichen. Die Schadstoffkonzentrationen im Zu- und Ablauf für beide Phasen sind in dargestelltAbbildung 4. Unter winterlichen Niedrigtemperaturbedingungen waren die Abwässer beider Prozesse stabil besser als der geplante Abflussstandard. Insbesondere für die NH₃-N-Entfernung, die anfällig für niedrige Temperaturen ist, mit einer einströmenden NH₃-N-Konzentration von (18,98 ± 4,57) mg/L, betrug das abfließende NH₃-N der Phase I (0,27 ± 0,17) mg/L und das der Phase II (0,29 ± 0,15) mg/L, was beide eine gute Beständigkeit gegenüber niedrigen Temperaturen zeigen Temperaturen. Bemerkenswert ist, dass nach der MBBR-Nachrüstung in Phase II die HRT der aeroben Zone nur 66,07 % derjenigen in Phase I betrug, was zu einer deutlichen Verbesserung der Nitrifikationsleistung führte.
3.2 Leistungsanalyse der MBBR-Zone
Um die tatsächliche Wirkung jeder Funktionszone weiter zu bestimmen, wurden Wasserproben vom Ende jeder Funktionszone in Phase I und Phase II zur parallelen Messung entnommen. Die Ergebnisse werden in angezeigtAbbildung 5. Die NH₃-N-Konzentrationen im Zufluss betrugen 18,85 mg/L und 18,65 mg/L, und die NH₃-N-Konzentrationen im Abfluss betrugen 0,35 mg/L und 0,21 mg/L, mit NH₃{7}}N-Entfernungsraten von 98,14 % bzw. 98,87 %. Aufgrund der Änderungen des Stickstoffprofils erfolgte die NH₃-N-Entfernung in Phase II hauptsächlich in der aeroben MBBR-Zone. Die NH₃-N-Konzentration im Abfluss der MBBR-Zone betrug 0,31 mg/L und trug 99,46 % zur gesamten NH₃-N-Entfernung bei, was bereits besser ist als der geplante Abflussstandard. Die anschließende aerobe Belebtschlammzone erfüllte eine schützende Funktion. Darüber hinaus weisen Kläranlagen, die MBBR in der aeroben Zone verwenden, häufig eine gleichzeitige Nitrifikation und Denitrifikation (SND) auf. Bei diesem Projekt wurde jedoch keine Entfernung des gesamten anorganischen Stickstoffs (TIN) in der aeroben MBBR-Zone beobachtet, was möglicherweise mit der relativ geringen Substratkonzentration im Zufluss in diesem Projekt zusammenhängt.
Um die Auswirkung der Zugabe suspendierter Träger auf die Nitrifikationsleistung des Systems weiter zu untersuchen, wurde Überstand aus dem Abfluss der anoxischen Zone von Phase I entnommen. Nitrifikationsleistungstests wurden an reinem Schlamm der Phase I, reinem Schlamm der Phase II, reinem Biofilm der Phase II und kombiniertem Biofilm-Schlammsystem der Phase II durchgeführt. Unter Bedingungen, die mit dem tatsächlichen Projekt übereinstimmen (Trägerfüllverhältnis, Schlammkonzentration, Wassertemperatur), wobei der Sauerstoffgehalt auf 6 mg/L geregelt wird, um die optimale Nitrifikationsleistung zu bestimmen. Die Ergebnisse werden in angezeigtTabelle 3. Die Nitrifikationsraten für den reinen Schlamm der Phase I, den reinen Schlamm der Phase II, den reinen Biofilm der Phase II und das kombinierte Biofilmschlammsystem der Phase II betrugen 0,104, 0,107, 0,158 bzw. 0,267 kg/(m³·d). Die Zugabe suspendierter Trägerstoffe steigerte die Nitrifikationsleistung des Systems. Die Nitrifikationsrate des kombinierten Biofilm-{8}}Schlammsystems der Phase II erreichte das 2,57-fache der des reinen Belebtschlammsystems der Phase I. Darüber hinaus war die reine Biofilmbelastung bereits höher als die Belebtschlammbelastung, was die Stoßbelastungsfestigkeit des Systems deutlich verbesserte. Im kombinierten System der Phase II trug der Biofilm 59,92 % zur Nitrifikation bei und nahm eine dominierende Stellung ein.
3.3 Rationalitätsanalyse der Nachrüstung
Um die Rationalität der Verwendung des kombinierten Biofilmschlamm-MBBR-Verfahrens für diese Nachrüstung zu analysieren, wurden Berechnungen hinsichtlich der Auswirkung der Trägerzugabe, der Stoßlastbeständigkeit des Systems und der Korrelation zwischen Durchflussanstieg und Trägerzugabe durchgeführt. Wenn Phase II dieses Projekts nicht nachgerüstet worden wäre und das traditionelle Belebtschlammverfahren verwendet worden wäre, basierend auf dem geplanten Zulauf-/Ablauf-NH₃-N und der optimalen volumetrischen Nitrifikationsrate des Phase-I-Belebtschlamms (DO=6 mg/L), würde die berechnete NH₃-N-Konzentration im Ablauf 5,55 mg/L betragen und den Abwasserstandard nicht erfüllen. Wenn die Berechnung auf der Grundlage der optimalen Nitrifikationsrate aus dem kombinierten Systemtest der Phase II erfolgt, könnte Phase II bei dem vorgesehenen Zufluss eine maximale NH₃-N-Konzentration im Zulauf von bis zu 55 mg/L tolerieren, was dem 2,20-fachen des Auslegungswerts entspricht und die Stoßbelastungsbeständigkeit des Systems erheblich erhöht. Daher ist die Verwendung von MBBR für diese Nachrüstung sinnvoll und gewährleistet effektiv die stabile Einhaltung der Abwasserstandards. Wenn Phase I auch mit dem MBBR-Verfahren nachgerüstet würde, basierend auf den geplanten Schadstoffkonzentrationen im Zu- und Ablauf, könnte der Behandlungsfluss um mehr als das 1-fache erhöht werden, was den Kläranlagen die Möglichkeit bietet, mit der schnellen Stadtentwicklung Schritt zu halten und reibungslose Modernisierungen zu erreichen.
4 Biofilm-Anhaftungsstatus und mikrobielle Analyse
Die Biofilmanhaftung an den suspendierten Trägern in diesem Projekt wird in gezeigtAbbildung 6. Der Biofilm bedeckte die Innenfläche der Träger gleichmäßig und war dicht, ohne dass sich in den Poren des Trägers flockiges Material befand. Die durchschnittliche Dicke betrug (345,78 ± 74,82) μm. Die durchschnittliche Biofilm-Biomasse betrug (18,87 ± 0,93) g/m², das Verhältnis flüchtiger suspendierter Feststoffe (VSS)/SS lag stabil bei 0,68 ± 0,02 und der durchschnittliche VSS betrug (12,77 ± 0,61) g/m².
Um die Verbesserungswirkung der MBBR-Nachrüstung auf die Systembehandlungskapazität aus mikroskopischer Sicht weiter zu untersuchen, wurden Proben von Phase-I-Belebtschlamm, Phase-II-Belebtschlamm und Biofilm für die 16S-Amplikon-Hochdurchsatzsequenzierung entnommen. Die relative Häufigkeit von Mikroorganismen auf Gattungsebene innerhalb des Systems ist in dargestelltAbbildung 7.
Die dominierenden nitrifizierenden Gattungen auf dem suspendierten Trägerbiofilm waren Nitrospira und Nitrosomonas mit relativen Häufigkeiten von 7,98 % bzw. 1,01 %. Im Gegensatz dazu war Nitrospira die dominierende nitrifizierende Gattung sowohl im Belebtschlamm der Phase I als auch der Phase II mit relativen Häufigkeiten von 1,05 % bzw. 1,27 %. Nitrospira ist die häufigste nitrifizierende Gattung in Kläranlagen. Viele seiner Arten besitzen nachweislich die Fähigkeit zur vollständigen Ammoniakoxidation (Comammox), was bedeutet, dass ein einzelner Mikroorganismus den Prozess von Ammoniak zu Nitrat abschließen kann. Durch den MBBR-Prozess wurde in Form von Biofilm eine effiziente Anreicherung von Nitrospira mit einer relativen Häufigkeit erreicht, die 7,58-mal höher ist als die in Belebtschlamm, und so eine mikroskopische Grundlage für die Verbesserung der Nitrifikationsleistung des Systems geschaffen. Es lässt sich auch beobachten, dass die relative Häufigkeit nitrifizierender Bakterien im Belebtschlamm aus demselben System wie der Biofilm (Phase II) etwas höher war als im reinen Belebtschlammsystem der Phase I. Dies kann darauf zurückzuführen sein, dass die Ablösung des Biofilms von den suspendierten Trägern den Belebtschlamm während der dynamischen Erneuerung beimpfte und so die relative Häufigkeit nitrifizierender Bakterien im Schlamm erhöhte.
Die dominierenden denitrifizierenden Gattungen in beiden Systemen waren hauptsächlich im Belebtschlamm angereichert und hatten eine relativ ähnliche Zusammensetzung, darunter Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium usw. Die relative Häufigkeit denitrifizierender Gattungen in Phase I und Phase II betrug 8,76 % bzw. 7,52 %. Aus funktioneller Sicht können einige Arten innerhalb von Terrimonas zusätzlich zur Denitrifikation anthracenähnliche Substanzen abbauen; Flavobacterium kann biologisch abbaubare Kunststoffe (z. B. PHBV) abbauen; Hyphomicrobium kann verschiedene giftige und schwer abbaubare organische Verbindungen zur Denitrifikation nutzen, wie etwa Dichlormethan, Dimethylsulfid, Methanol usw. Der Zufluss dieses Projekts enthält einige Industrieabwässer, was zur Spezialisierung funktioneller mikrobieller Gemeinschaften unter langfristiger Akklimatisierung führt. Obwohl dieses Projekt keine signifikanten makroskopischen SND-Effekte zeigte, wurden dennoch einige denitrifizierende funktionelle Gruppen auf dem suspendierten Trägerbiofilm gefunden, darunter Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas und OLB13, mit einem Gesamtanteil von 2,78 %. Dies weist darauf hin, dass nach Erreichen einer bestimmten Dicke des Biofilms die im Inneren gebildeten anoxischen/anaeroben Mikroumgebungen Bedingungen für die Anreicherung denitrifizierender Bakterien bieten können, was auch die Möglichkeit des Auftretens von SND in der aeroben MBBR-Zone bietet. Darüber hinaus wurde Proteiniclasticum sowohl im Phase-I- als auch im Phase-II-Schlamm mit relativen Häufigkeiten von 1,09 % bzw. 1,18 % nachgewiesen. Diese Gattung verfügt über eine gute Fähigkeit, proteinhaltige Substanzen abzubauen und umzuwandeln. Seine Bereicherung hängt möglicherweise mit der Präsenz zahlreicher Milchproduktunternehmen im Sammelgebiet dieses Projekts zusammen.
Bemerkenswert ist, dass die relative Häufigkeit von Candidatus Microthrix im Belebtschlamm der Phase I 3,72 % erreichte. Es handelt sich um ein häufig vorkommendes filamentöses Bakterium in Belebtschlamm, das häufig mit der Bildung von Schlammblähungen in Verbindung gebracht wird. Seine relative Häufigkeit im Schlamm und Biofilm der Phase II betrug jedoch nur 0,57 % bzw. 1,03 %. Nach der Umrüstung auf das MBBR-Verfahren hat die Fluidisierung suspendierter Trägerstoffe einen Schereffekt auf filamentöse Bakterien und verringert so die Wahrscheinlichkeit einer filamentösen Ansammlung im Belebtschlamm.
5 Wirtschaftsanalyse
Der Stromverbrauch pro Kubikmeter betrug vor und nach dieser Sanierung 0,227 kWh/m³ bzw. 0,242 kWh/m³. Bei einem Strompreis von 0,66 RMB/(kWh) lagen die betrieblichen Stromkosten bei 0,150 RMB/m³ und 0,160 RMB/m³. Der Anstieg des Stromverbrauchs war hauptsächlich auf die neue Mischung der anoxischen Zone und zusätzliche elektrische Ausrüstung aus dem neuen Nachklärbecken zurückzuführen. Die in diesem Projekt verwendeten Chemikalien zur Phosphorentfernung sind Polyeisenchlorid (PFC) und Polyacrylamid (PAM). Die Dosierung blieb vor und nach der Sanierung konstant: PFC-Dosierung 2,21 t/d, Kosten 0,014 RMB/m³; PAM-Dosierung 17,081 kg/Tag, Kosten 0,0028 RMB/m³. Dieses Projekt nutzt die Kohlenstoffquelle im Rohzufluss vollständig zur Denitrifikation. Vor oder nach der Umrüstung wurde keine externe organische Kohlenstoffquelle hinzugefügt. Die direkten Strom- und Chemikalienkosten pro Kubikmeter vor und nach der Sanierung betrugen 0,167 RMB/m³ bzw. 0,177 RMB/m³.
6 Schlussfolgerungen und Ausblick
(1) In Phase II einer südlichen Kläranlage wurde das MBBR-Verfahren zur Nachrüstung der Kapazitätserweiterung eingesetzt, um Probleme wie Landknappheit anzugehen. Nach der Nachrüstung erhöhte sich der Behandlungsdurchfluss von (3,02 ± 0,46) × 10⁴ m³/Tag auf (5,31 ± 0,76) × 10⁴ m³/Tag, wodurch eine In{9}}-Kapazitätserweiterung von 76 % erreicht wurde. Der maximale Betriebsdurchfluss erreichte das 1,52-fache des Auslegungswerts, wobei das Abwasser konstant über dem Auslegungsabflussstandard lag.
(2) Durch die Einbettung des MBBR-Prozesses in die biologische Stufe wurde eine hocheffiziente und stabile NH₃-N-Entfernung unter winterlichen Niedrigtemperaturbedingungen erreicht, obwohl die aerobe HRT nur 66,07 % derjenigen im Belebtschlammverfahren betrug. Die MBBR-Zone trug 99,46 % zur NH₃-N-Entfernung bei. Wäre Phase II nicht nachgerüstet worden, würde der abfließende NH₃-N bei gleichem Durchfluss und gleicher Wasserqualität 5,55 mg/L erreichen. Daher war die Verwendung von MBBR für diese Nachrüstung notwendig und sinnvoll.
(3) Der suspendierte Trägerbiofilm verstärkte den Anreicherungseffekt der nitrifizierenden Kerngattung Nitrospira. Seine relative Häufigkeit im Biofilm betrug das 7,58-fache der im Belebtschlamm und bildete eine mikroskopische Grundlage für die Verbesserung der Nitrifikationsleistung des Systems. Darüber hinaus bietet die Anreicherung denitrifizierender Gattungen im Biofilm die Möglichkeit des Auftretens von SND.
Dieses Projekt nutzte den kombinierten Biofilm--Schlammprozess, um eine In-{1}}Kapazitätssteigerung zu erreichen. Der tatsächliche Betrieb wird jedoch immer noch durch die Rückhaltung und Rückgewinnung von Belebtschlamm eingeschränkt, was eine weitere Verbesserung der Behandlungskapazität verhindert. Derzeit werden in konkreten Projekten reine Biofilmverfahren angewendet, bei denen vollständig auf Belebtschlamm verzichtet wird und die Hoch-Belastungseigenschaften von Biofilm für eine effiziente Schadstoffentfernung genutzt werden, ohne durch Belebtschlammbeschränkungen eingeschränkt zu werden. Dies bietet eine neue Lösung für den Neubau, die Sanierung oder die Erweiterung von Kläranlagen.