Nghiên cứu về hiệu suất loại bỏ nitơ của MBBR để nâng cấp Quasi-IV các nhà máy xử lý nước thải ở Tây Nam Trung Quốc trong mùa đông

Nghiên cứu về hiệu suất loại bỏ nitơ của MBBR để nâng cấp Quasi-IV nhà máy xử lý nước thải ở Tây Nam Trung Quốc trong mùa đông

Vùng Tây Nam Trung Quốc rộng lớn, có sự khác biệt đáng kể về điều kiện khí hậu và địa chất. Các nguồn chất lượng nước thải rộng rãi dẫn đến sự biến động lớn về chất lượng nước. Mặc dù khu vực này nằm ở phía Nam nhưng do độ cao và địa hình tổng thể nên nhiệt độ nước thải có thể giảm xuống dưới 10 độ trong mùa đông lạnh giá. Kết hợp với địa hình phức tạp của khu vực, núi non trùng điệp, thung lũng sâu, đồi núi và đồng bằng, chênh lệch nhiệt độ ngày và đêm lớn, sự biến động hàng ngày của nhiệt độ nước thải cũng thể hiện rõ. Các đặc điểm ảnh hưởng phức tạp và nhiệt độ nước quá thấp vào mùa đông đặt ra yêu cầu cao hơn đối với việc thiết kế và vận hành các nhà máy xử lý nước thải ở khu vực này. Trong bối cảnh nâng cấp và xây dựng lại các nhà máy xử lý nước thải sinh hoạt, việc lựa chọn quy trình xử lý thích hợp để nâng cấp ở các nhà máy phía Tây Nam còn quan trọng hơn để đảm bảo tuân thủ ổn định trong mùa nhiệt độ thấp.

Quy trình Lò phản ứng màng sinh học di chuyển (MBBR), bằng cách thêm chất mang lơ lửng vào một khu vực cố định, cải thiện việc làm giàu vi khuẩn chức năng và tăng cường khả năng chịu nhiệt độ thấp. Nó đã được sử dụng rộng rãi trong các dự án nâng cấp nhà máy xử lý nước thải. Hiện tại, quy mô ứng dụng của quy trình MBBR ở Trung Quốc đã vượt quá 2,5×10⁷ m³·d⁻¹ và MBBR đã được đưa vào danh sách "quy trình được sử dụng rộng rãi, an toàn và đáng tin cậy" trong "Tiêu chuẩn thiết kế thoát nước ngoài trời" mới sửa đổi (GB 50014-2021). Việc áp dụng rộng rãi quy trình này cũng đã thúc đẩy quá trình nghiên cứu tiếp theo nhanh chóng. Các điểm nóng nghiên cứu về quy trình MBBR chủ yếu tập trung vào phân tích thiết kế quy trình, nghiên cứu cơ chế trong phòng thí nghiệm và theo dõi hiệu quả kỹ thuật. Các kết luận có liên quan chủ yếu bao gồm MBBR tăng cường hiệu quả sinh hóa, màng sinh học cải thiện khả năng chống va đập và tăng cường khả năng chịu nhiệt độ thấp, MBBR tăng cường làm giàu vi khuẩn chức năng và màng sinh học SND tăng cường loại bỏ nitơ. Ví dụ, Huang Qing và cộng sự. nhận thấy rằng sau khi nâng cấp quy trình MBBR, khả năng chống va đập của nhà máy xử lý nước thải đã được cải thiện đáng kể và nước thải vẫn có thể đáp ứng tiêu chuẩn ổn định ngay cả khi vượt quá BOD và TN ảnh hưởng lâu dài. Lưu Cường và cộng sự. nhận thấy rằng quy trình MBBR đã nâng cao đáng kể khả năng xử lý của nhà máy ở nhiệt độ thấp và nước thải có thể đáp ứng ổn định các tiêu chuẩn thiết kế ở nhiệt độ thấp 9–11 độ. Luân Zhixiang và cộng sự. nhận thấy rằng sau khi nâng cấp nhà máy xử lý nước thải phía bắc bằng quy trình MBBR, vùng MBBR hiếu khí có thể loại bỏ 20,12% TN thông qua SND của chất mang lơ lửng. Han Wenjie và cộng sự. so sánh năm nhà máy xử lý nước thải đô thị với các quy trình MBBR lai ở vùng Đồng bằng sông Dương Tử trong điều kiện nhiệt độ mùa đông thấp và nhận thấy rằng việc bổ sung chất mang lơ lửng làm tăng đáng kể sinh khối vi khuẩn nitrat hóa trong hệ thống, trong đó chất mang lơ lửng làm giàu 86.12%–95,36% vi khuẩn nitrat hóa. Tuy nhiên, nghiên cứu hiện tại vẫn còn những hạn chế nhất định. Ví dụ, một số lượng lớn các nghiên cứu tách thiết kế MBBR khỏi hiệu suất vận hành, thiếu sự xác minh so sánh về thiết kế và hiệu suất cho cùng một dự án. Về khả năng chống va đập của MBBR, chỉ có kết luận "định tính chứ không định lượng" mà không có suy luận định lượng về tải trọng dung sai tối đa. Về hiện tượng SND, nó chỉ “có thể đo lường được nhưng không thể kiểm soát được”, thiếu xác minh trực tiếp về nguồn loại bỏ nitơ thông qua các thí nghiệm vĩ mô được thiết kế, cũng như các đề xuất vận hành hợp lý từ góc độ kiểm soát kỹ thuật.

Dựa trên những hạn chế của nghiên cứu hiện tại, nghiên cứu này lấy việc nâng cấp nhà máy xử lý nước thải CASS ở Tây Nam Trung Quốc làm ví dụ để giải thích các nguyên tắc thiết kế và logic của quy trình MBBR. Kết hợp với hiệu suất thực tế của hệ thống trong điều kiện mùa đông bất lợi nhất, tính hợp lý của thiết kế MBBR đã được phân tích. Tiềm năng xử lý của hệ thống được phân tích định lượng thông qua những thay đổi về chất lượng nước dọc theo bể sinh học và các thử nghiệm trong phòng thí nghiệm với chất nền cao. Thử nghiệm khử nitrat trong phòng thí nghiệm sử dụng màng sinh học hiếu khí được thiết kế để xác minh trực tiếp nguồn gốc của hiện tượng SND trong hệ thống MBBR lai. Ảnh hưởng của các thông số vận hành kỹ thuật đến hiệu ứng SND của hệ thống MBBR đã được nghiên cứu và kết hợp với việc khớp dữ liệu, đề xuất vận hành tối ưu hóa cho SND. Sự khác biệt trong sự phân bố cộng đồng vi sinh vật giữa bùn và màng sinh học được phân tích từ góc độ thành phần vi khuẩn và các yếu tố ảnh hưởng vi mô của SND được phân tích từ các loại và mức độ phong phú tương đối của vi khuẩn khử nitrat hiếu khí. Hy vọng rằng nghiên cứu này có thể cung cấp tài liệu tham khảo cho thiết kế quy trình MBBR của các nhà máy xử lý nước thải tương tự khác, cung cấp dữ liệu cơ bản cho hoạt động ổn định của các nhà máy MBBR và đưa ra các đề xuất vận hành để SND hoạt động hiệu quả trong hệ thống MBBR.

1 Vật liệu và phương pháp

1.1 Tổng quan dự án

Một nhà máy xử lý nước thải ở Tây Nam Trung Quốc, với công suất thiết kế 1×10⁵ m³·d⁻¹, nước thải được yêu cầu phải đáp ứng tiêu chuẩn Loại A của "Tiêu chuẩn xả thải chất ô nhiễm cho nhà máy xử lý nước thải thành phố" (GB 18918-2002). Do những hạn chế về sử dụng đất trong quá trình xây dựng ban đầu, quy trình CASS không có bể lắng thứ cấp truyền thống đã được áp dụng. Tuy nhiên, trong quá trình vận hành, đã xảy ra các vấn đề như quá trình nitrat hóa không đủ ở nhiệt độ mùa đông thấp, khả năng lắng bùn kém và hiệu quả xử lý giảm. Năm 2019, nhà máy được nâng cấp đạt tiêu chuẩn gần cấp IV. Việc nâng cấp phải xem xét cả việc tăng nồng độ nitơ đầu vào và cải thiện các tiêu chuẩn nước thải. Ảnh hưởng của thiết kế và chất lượng nước thải trước và sau khi tái thiết được thể hiện trongBảng 1. Trên cơ sở tải lượng NH₃-N và TN chảy vào tăng lần lượt là 66,67% và 62,16%, lượng carbon, nitơ, phốt pho, v.v. trong nước thải cần được nâng cấp từ Loại A của GB 18918-2002 lên Loại IV của "Tiêu chuẩn Chất lượng Môi trường cho Nước bề mặt" (GB 3838-2002), tương đương với việc tăng tải lượng nitrat hóa và khử nitrat lên thêm lần lượt là 127,27% và 94%. Dự án này áp dụng quy trình Bardenpho-MBBR, chuyển đổi bể CASS ban đầu thành bể sinh học và bể lắng.

Sau khi tái thiết, để loại bỏ nitơ, bùn hoạt tính tiếp tục đóng vai trò chính. Thời gian lưu khử nitrat của bể CASS ban đầu được kéo dài từ 3,78 giờ lên 6,35 giờ và tải lượng thể tích khử nitrat của bùn hoạt tính tăng từ 0,140 lên 0,189 kg·(m³·d)⁻¹. Để tăng cường quá trình khử nitơ trong bùn hoạt tính, các vùng tiền thiếu khí và hậu thiếu khí được thiết lập với thời gian lưu lần lượt là 4,23 giờ và 2,12 giờ. Vùng hậu anoxic sử dụng nguồn carbon bổ sung bên ngoài để tăng cường quá trình khử nitrat nhằm giải quyết vấn đề không đủ nguồn carbon trong nước thô. Đối với quá trình nitrat hóa, thời gian lưu nitrat hóa của bể CASS ban đầu đã giảm từ 7,55 giờ xuống 4,23 giờ, trong khi tải lượng nitrat hóa cần tăng lên đáng kể từ 0,079 lên 0,275 kg·(m³·d)⁻¹. Để tăng cường hiệu quả nitrat hóa, chất mang lơ lửng được thêm vào vùng hiếu khí để tạo thành vùng MBBR hiếu khí. Giá đỡ được sử dụng là loại SPR-III, có đường kính (25±0,5) mm và độ dày (10±1) mm. Sau khi gắn màng sinh học, mật độ gần bằng nước và diện tích bề mặt riêng hiệu quả lớn hơn 800 m2·m⁻³, đáp ứng tiêu chuẩn ngành "Chất mang lơ lửng polyetylen mật độ cao để xử lý nước" (CJ/T461-2014). Màng sinh học trên các chất mang lơ lửng xuất hiện màu xám đen sau khi gắn vào (Hình 1). Vùng MBBR chỉ sử dụng sục khí đục lỗ để cung cấp lực cắt thủy lực, kiểm soát độ dày màng sinh học ở mức (208,82±37,57) μm, tạo điều kiện tốt cho quá trình chuyển khối và vận chuyển oxy.

1.2 Xác định khả năng loại bỏ nitơ trong bể sinh học

Để hiểu rõ quá trình loại bỏ nitơ trong từng vùng chức năng của bể sinh học dưới nhiệt độ mùa đông thấp sau khi tái thiết, chất lượng nước dọc theo bể sinh học được theo dõi hàng ngày từ ngày 15 tháng 12 năm 2020 đến ngày 22 tháng 12 năm 2020. Trong thời gian này, nhiệt độ nước trong bể sinh học là 9,5–10,2 độ. Các mẫu bao gồm nước thải của bể sinh học, nước thải của vùng kỵ khí, nước thải của vùng thiếu khí, nước thải của vùng MBBR, nước thải của vùng hậu thiếu khí, nước thải của vùng hậu hiếu khí và nước thải của bể lắng. Mẫu được lấy mỗi 2-3 giờ. Sau khi thu thập, các mẫu được xử lý trước kịp thời. Sau khi lắng, chất nổi phía trên được thu thập và ba mẫu được trộn với lượng bằng nhau để xác định NH₃-N, NO₃-N, TN và COD, xác minh con đường loại bỏ chất ô nhiễm và tải lượng nitrat hóa/khử nitrat của từng vùng chức năng.

1.3 Xác định tiềm năng nitrat hóa của hệ thống MBBR và tỷ lệ đóng góp của chất mang lơ lửng

Để xác minh khả năng chịu tải tối đa của hệ thống MBBR hiện tại, một thử nghiệm trong phòng thí nghiệm nitrat hóa đã được tiến hành vào ngày 27 và 28 tháng 2 năm 2021. Chất mang lơ lửng và bùn hoạt tính từ vùng hiếu khí của nhà máy được thu thập hàng ngày để mô phỏng khả năng chống va đập của hệ thống MBBR khi tải lượng nước vào tăng lên vào mùa đông. Thử nghiệm trong phòng thí nghiệm đã mô phỏng ảnh hưởng thực tế của vùng MBBR dọc theo đường dẫn dòng chảy. Chất nổi phía trên của nước thải vùng anoxic sau khi lắng được sử dụng, NH₃-N và độ kiềm được bổ sung bằng cách thêm amoni clorua và natri bicarbonate làm chất đầu vào cho thử nghiệm. Thiết bị kiểm tra quá trình nitrat hóa được thể hiện trongHình 2. Các hệ thống màng sinh học tinh khiết, bùn tinh khiết và hỗn hợp được thiết lập theo trình tự. Nồng độ bùn và tỷ lệ lấp đầy chất mang phù hợp với điều kiện thực tế của bể sinh học. Để tận dụng tối đa khả năng nitrat hóa của hệ thống MBBR và tăng cường chuyển khối và vận chuyển oxy, nồng độ NH₃-N chảy vào đã tăng từ khoảng 10 mg·L⁻¹ dọc theo đường dẫn dòng chảy lên khoảng 25 mg·L⁻¹ và DO được tăng từ 2–4 mg·L⁻¹ dọc theo đường dẫn dòng chảy lên khoảng 6–7 mg·L⁻¹. Trong quá trình thử nghiệm, nhiệt độ nước là 9,7–10,4 độ. Máy bơm sục khí và máy tạo sóng được sử dụng để duy trì quá trình oxy hóa hệ thống và tạo tầng sôi. Các mẫu được lấy mỗi 30 phút và được xử lý trước để xác định sự thay đổi nồng độ nitơ amoniac. Theo các phương pháp được báo cáo, phương pháp tính toán tải lượng màng sinh học trong hệ thống MBBR lai được thể hiện trong các phương trình (1) và (2).

Trong đó: N₂ là tải trọng thể tích nitrat hóa của màng sinh học trong hệ thống lai, kg·(m³·d)⁻¹; N₁ là tải lượng thể tích nitrat hóa tổng thể của hệ thống lai MBBR, kg·(m³·d)⁻¹; N₃ là tải lượng thể tích nitrat hóa của bùn hoạt tính, kg·(m³·d)⁻¹; η là tỷ lệ đóng góp vào quá trình nitrat hóa của các chất mang lơ lửng, %.

1.4 Phân tích kiểm soát xác minh và tối ưu hóa SND trong hệ thống MBBR

Đối với hiện tượng nitrat hóa và khử nitrat (SND) đồng thời trong hệ thống MBBR, để xác minh trực tiếp nguồn gốc của hiệu ứng SND, một thử nghiệm khử nitrat trong phòng thí nghiệm sử dụng màng sinh học MBBR tinh khiết đã được tiến hành vào ngày 28 tháng 2 năm 2021. Các chất mang lơ lửng từ vùng hiếu khí đã được thu thập. Tỷ lệ lấp đầy chất mang phù hợp với điều kiện thực tế của bể sinh học. Nước thải dùng cho thử nghiệm được chuẩn bị bằng cách thêm kali nitrat vào nước thô đầu vào của nhà máy. Các mẫu được lấy mỗi 20 phút và được xử lý trước để xác định nồng độ nitơ nitrat.

Từ ngày 1 tháng 12 năm 2020 đến ngày 28 tháng 2 năm 2021, chất lượng nước và các thông số vận hành của khu MBBR sau khi tái thiết được theo dõi hàng ngày trong suốt mùa đông. Các mẫu bao gồm nước thải của vùng anoxic và nước thải của vùng MBBR. Mẫu được lấy mỗi 2-3 giờ. Sau khi thu thập, các mẫu được xử lý trước kịp thời. Sau khi lắng, phần nổi phía trên được thu thập và ba mẫu được trộn với lượng bằng nhau để xác định TN, NH₃-N, NO₃-N và COD. Đồng thời, đo mức DO trong vùng MBBR hiếu khí. Dữ liệu đo được sẽ được phân tích thành phần chính (PCA) để xác minh các thông số phản ứng chính ảnh hưởng đến hiệu ứng SND trong vùng hiếu khí. Các thông số điều khiển tối ưu được xác định thông qua phân tích phù hợp để làm cơ sở cho việc mở rộng kiểm soát SND.

1.5 Giải trình tự vi sinh vật công suất cao trong nhà máy xử lý nước thải

Để phân tích sự khác biệt giữa các giai đoạn bùn và màng sinh học trong hệ thống MBBR về tính đa dạng của vi sinh vật, loài chiếm ưu thế và hiệu quả làm giàu vi khuẩn chức năng, đồng thời để xác minh bằng kính hiển vi nguồn SND, bùn hoạt tính và chất mang lơ lửng từ hệ thống MBBR đã được thu thập vào ngày 28 tháng 2 năm 2021, với một bộ mẫu song song, để giải trình tự thông lượng cao của bộ khuếch đại 16S rDNA. Vào thời điểm này, hệ thống đã trải qua cả mùa đông và thành phần cộng đồng vi sinh vật có thể phản ánh tốt hơn tình hình thực tế trong điều kiện nhiệt độ thấp. Các phương pháp cụ thể để xác định và phân tích hiệu suất cao tham khảo tài liệu đã được báo cáo trước đó.

1.6 Phương pháp xác định chất lượng nước thông thường

Tất cả các thông số chất lượng nước liên quan đến nghiên cứu này được xác định bằng các phương pháp tiêu chuẩn. COD được xác định bằng phương pháp chuẩn quốc gia; NH₃-N được xác định bằng phương pháp quang phổ thuốc thử Nessler; NO₃-N được xác định bằng phương pháp đo quang phổ tử ngoại; TN được xác định bằng phương pháp quang phổ UV-phân hủy kali persulfate kiềm; TP được xác định bằng phương pháp quang phổ amoni molybdat; DO và nhiệt độ nước được đo bằng máy đo oxy hòa tan cầm tay.

2 Kết quả và thảo luận

2.1 Hiệu quả xử lý tổng thể trong điều kiện nhiệt độ thấp trước và sau khi tái thiết

Đầu tiên, hiệu quả xử lý tổng thể của hệ thống trong điều kiện nhiệt độ mùa đông thấp trước và sau khi tái thiết (2018-12-01 đến 28-02-2019, 2020-12-01 đến 2021-02-28) được so sánh. Trước và sau khi tái thiết, nhiệt độ nước mùa đông về cơ bản được duy trì ở mức 9–13 độ. Trước khi tái thiết, dòng chảy mùa đông là (9,12±0,58)×10⁴ m³·d⁻¹, và sau khi tái thiết, nó tăng lên (9,42±0,44)×10⁴ m³·d⁻¹. Như thể hiện trongHình 3(a)-(d), sau khi tái thiết, lượng COD và BOD₅ ảnh hưởng trung bình tăng lần lượt là 16,82% và 26,97% so với trước khi tái thiết, nhưng nước thải giảm xuống lần lượt là (20,04±2,38) và (4,47±0,84) mg·L⁻¹. Sau khi tái thiết, tải lượng TP vào trung bình tăng 23,40% so với trước khi tái thiết, nhưng TP nước thải vẫn có thể ở mức thấp (0,26±0,02) mg·L⁻¹. Sau khi tái thiết, tải SS đầu vào thấp hơn một chút so với trước, nhưng SS thải ra giảm hơn 17,51% so với trước, xuống còn (3,44±1,17) mg·L⁻¹, tối đa chỉ 4,75 mg·L⁻¹.

Điểm nổi bật cốt lõi của dự án này sau khi tái thiết là nâng cao khả năng loại bỏ nitơ. Sau khi tái thiết, tải lượng NH₃-N và TN trung bình vào đầu vào tăng lần lượt là 21,56% và 19,79% so với trước khi tái thiết, nhưng lượng nước thải giảm xuống lần lượt là (0,94±0,22) và (8,59±0,64) mg·L⁻¹. NH₃-N thải ra tối đa chỉ là 1,33 mg·L⁻¹ và TN tối đa chỉ là 9,7 mg·L⁻¹. Đối với việc loại bỏ nitơ, do bùn hoạt tính vẫn đóng vai trò cốt lõi sau khi tái thiết, dựa trên việc kéo dài đáng kể thời gian lưu thiếu khí, tải lượng thể tích khử nitrat thực tế vào mùa đông của hệ thống trước và sau khi tái thiết không thay đổi nhiều. Đối với quá trình nitrat hóa, sau khi tái thiết, hiệu quả quá trình nitrat hóa được tăng cường bằng cách thêm chất mang lơ lửng để tạo thành hệ thống MBBR lai nhằm tăng cường khả năng loại bỏ NH₃-N. Dựa trên việc giảm đáng kể thời gian lưu giữ hiếu khí, tải lượng nitrat hóa thực tế vào mùa đông đã tăng từ 0,081 lên 0,182 kg·(m³·d)⁻¹ sau khi tái thiết, tăng 124,69% so với trước khi tái thiết. Việc áp dụng quy trình MBBR trong dự án này đã đạt được sự cải thiện đáng kể về hiệu suất quá trình nitrat hóa.

2.2 Phân tích hiệu suất loại bỏ nitơ của hệ thống, tiềm năng và vai trò của các chất mang lơ lửng

Để xác định thêm hiệu quả loại bỏ nitơ của từng vùng chức năng trong phần sinh học sau khi tái thiết, chất lượng nước dọc theo bể sinh học đã được theo dõi và quá trình loại bỏ nitơ của từng vùng chức năng sau khi tái thiết được phân tích thông qua các thông số chất lượng nước trung bình của từng phần chức năng. Như thể hiện trongHình 4, trong khoảng thời gian đo, nồng độ TN, NH₃-N và COD thực tế trung bình của bể sinh học lần lượt là 43,59, 38,50 và 278,00 mg·L⁻¹ và TN, NH₃-N và COD thải ra lần lượt giảm xuống 7,53, 0,51 và 24,46 mg·L⁻¹. Đối với việc loại bỏ TN, tốc độ loại bỏ TN của hệ thống được tính toán từ nồng độ TN nước vào và nước thải là 78,95±6,01% và việc loại bỏ chủ yếu xảy ra ở vùng tiền thiếu oxy, với lượng loại bỏ nitơ là 27,51 mg·L⁻¹. Tải lượng khử nitrat và tỷ lệ đóng góp lần lượt là 0,149 kg·(m³·d)⁻¹ và 79,16%±2,24%. Kết hợp với sự thay đổi nồng độ COD, COD/TN tiêu tốn cho quá trình khử nitrat ở vùng tiền thiếu oxy là 5,22±0,21. Vùng hậu thiếu oxy sử dụng natri axetat bên ngoài để khử nitrat, với lượng loại bỏ nitơ và tải lượng lần lượt là 4,35 mg·L⁻¹ và 0,024 kg·(m³·d)⁻¹. COD/TN tính toán tiêu tốn cho quá trình khử nitrat là 4,66±0,57. Natri axetat, là một loại muối axit hữu cơ phân tử nhỏ, dễ dàng được vi sinh vật sử dụng và có hiệu suất khử nitrat cao hơn nguồn cacbon hữu cơ phức tạp trong nước thô. Sau khi tái thiết, dòng nước vào có khả năng phân hủy sinh học tốt và về cơ bản, các yêu cầu khử nitrat chỉ có thể được đáp ứng thông qua vùng tiền anoxic, từ đó giảm áp lực lên quá trình khử nitrat sau anoxic và lượng nguồn carbon bên ngoài. Đối với việc loại bỏ NH₃-N, DO trong vùng MBBR trong quá trình vận hành thực tế là 2–4 mg·L⁻¹ và tốc độ loại bỏ NH₃-N của hệ thống được tính toán từ nồng độ NH₃-N nước vào và nước thải là 98,67%±3,14%.

Trong hoạt động thực tế của các nhà máy xử lý nước thải, những cú sốc về chất lượng nước thải thường xảy ra do các yếu tố tự nhiên như lượng mưa và tuyết tan, các yếu tố công nghiệp như số lượng doanh nghiệp công nghiệp tăng lên hoặc những bất thường trong kinh doanh tạm thời và các yếu tố xã hội như ngày lễ và sự kiện đặc biệt. Cải thiện khả năng chống va đập của hệ thống xử lý sinh học đã trở thành chìa khóa cho sự vận hành an toàn và ổn định của nhà máy. Để xác minh khả năng chịu tải tối đa của hệ thống, một thử nghiệm trong phòng thí nghiệm nitrat hóa với chất nền cao và DO cao đã được tiến hành. Đồng thời, để xác minh vai trò thực tế của chất mang lơ lửng trong hệ thống MBBR lai, ba nhóm thí nghiệm (lai, màng sinh học thuần túy và bùn nguyên chất) đã được thiết lập hai lần. Những thay đổi về NH₃-N trong mỗi hệ thống trong quá trình thử nghiệm được thể hiện trongHình 5. Với NH₃-N chảy vào ở mức 25 mg·L⁻¹, hệ thống màng sinh học lai và màng sinh học tinh khiết đã giảm NH₃-N xuống dưới 1,5 mg·L⁻¹ lần lượt trong 2,5 và 3,0 giờ, trong khi hệ thống bùn tinh khiết có mức giảm NH₃-N chậm hơn nhiều trong suốt thời gian thử nghiệm. Tải lượng thể tích nitrat hóa trung bình được tính toán của các hệ thống bùn nguyên chất, màng sinh học tinh khiết và hỗn hợp lần lượt là 0,072, 0,215 và 0,286 kg·(m³·d)⁻¹. Theo phương trình (1), dưới sự có mặt của bùn hoạt tính, tải trọng thể tích của chất mang lơ lửng trong hệ thống MBBR là 0,214 kg·(m³·d)⁻¹, không khác biệt đáng kể so với tải trọng đo được của nhóm màng sinh học nguyên chất. So với các nhà máy khác sử dụng quy trình MBBR lai, với tỷ lệ lấp đầy chất mang tương tự, tải lượng nitrat hóa tối đa của chất mang lơ lửng trong dự án này cũng ở mức tương đối cao, điều này có thể liên quan đến việc tăng cường hơn nữa khả năng truyền khối của chất mang lơ lửng và tăng hoạt động của vi khuẩn chức năng trong điều kiện tải trọng dòng vào cao. Ngoài ra, với sự kết hợp của bùn hoạt tính, tải lượng thể tích nitrat hóa tối đa trong điều kiện nền cao và DO cao đạt 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, đáp ứng và vượt tải trọng thiết kế (0,275 kg·(m³·d)⁻¹), đáp ứng mong đợi thiết kế.

Để phân tích định lượng tải chịu đựng tối đa của hệ thống sinh học trong dự án này, dựa trên tải trọng thể tích của hệ thống lai đo được trong thử nghiệm trong phòng thí nghiệm, kết hợp với dữ liệu chất lượng nước đầu vào dọc theo đường dẫn dòng chảy, hệ thống có thể chịu được công suất xử lý tối đa 1,23×10⁵ m³·d⁻¹ (được tính toán giả định mối quan hệ tuyến tính tích cực giữa tải lượng nitrat hóa của hệ thống và thời gian lưu thủy lực) trong khi vẫn đảm bảo tuân thủ NH₃-N nước thải ổn định. Đây là mức tăng 30,57% so với công suất xử lý thực tế vào mùa đông của dự án này, đồng thời thời gian lưu thủy lực của hệ thống tiếp tục giảm xuống còn 3,43 giờ. Tương tự, dựa trên công suất xử lý thực tế sau khi tái thiết, nồng độ NH₃-N đầu vào có thể chấp nhận được của bể sinh học lên tới 55 mg·L⁻¹, tăng 56,96% so với NH₃-N đầu vào trung bình thực tế trung bình vào mùa đông của dự án này.

Về vai trò của chất mang lơ lửng trong hệ thống MBBR lai của dự án này, theo phương trình (2), tỷ lệ đóng góp quá trình nitrat hóa của màng sinh học chất mang lơ lửng trong dự án này là 74,83%. Có thể thấy rằng trong điều kiện nhiệt độ thấp, chất mang lơ lửng đã trở thành yếu tố chi phối quá trình nitrat hóa trong hệ thống MBBR lai. Kết hợp với các báo cáo tài liệu, người ta phân tích rằng dưới nhiệt độ mùa đông thấp, hệ thống bùn hoạt tính, bị hạn chế bởi cấu trúc lỏng lẻo và diện tích bề mặt riêng cao, có hiệu suất tản nhiệt tốt và cách nhiệt kém đối với các vi sinh vật bên trong, dẫn đến hiệu suất nitrat hóa giảm. Ngược lại, màng sinh học trên các chất mang lơ lửng, được hưởng lợi từ cấu trúc dày đặc và khả năng bảo vệ EPS cao, cung cấp khả năng cách nhiệt tốt cho lớp bên trong của màng sinh học, do đó đảm bảo hiệu suất nitrat hóa tốt trong điều kiện nhiệt độ thấp. Ngoài ra, kết quả đo dọc dòng chảy của dự án này cho thấy hiện tượng loại bỏ TN đáng kể ở vùng MBBR. Kết hợp với sự thay đổi nồng độ NH₃-N dọc theo vùng hiếu khí và tỷ lệ tuần hoàn, khả năng loại bỏ TN được tính toán là (3,42±0,11) mg·L⁻¹, với tỷ lệ đóng góp là 9,83%±0,67%, cho thấy sự tồn tại của hiệu ứng SND trong hệ thống.

2.3 Xác minh tác động SND và phân tích các yếu tố ảnh hưởng

Hiện nay, hầu hết các nhà máy xử lý nước thải áp dụng quy trình MBBR đều có thể quan sát quá trình loại bỏ nitơ trong vùng hiếu khí, thường loại bỏ 3–8 mg·L⁻¹ TN. Nguyên nhân của hiện tượng này chủ yếu là do hiệu ứng SND của màng sinh học. Nghĩa là, khi khả năng xâm nhập của oxy hòa tan suy yếu, lớp thiếu oxy/thiếu oxy hình thành ở lớp bên trong của màng sinh học, tạo điều kiện cho vi khuẩn khử nitrat phát triển, do đó đặt nền tảng cho việc loại bỏ nitơ SND.

Để xác nhận thêm nguồn SND hiếu khí, một thử nghiệm khử nitrat trong phòng thí nghiệm sử dụng màng sinh học hiếu khí đã được tiến hành, như thể hiện trongHình 6. Trong suốt thời gian thử nghiệm, mức giảm NO₃-N tương đối nhẹ nhàng và đồng đều, hệ thống loại bỏ 3,72 mg·L⁻¹ nitơ nitrat trong 120 phút. C/N trung bình mà hệ thống tiêu thụ là 3,43±0,05. Về mặt lý thuyết, C/N cần thiết cho quá trình khử nitrat là 2,86. Xem xét mức tiêu thụ bằng quá trình đồng hóa sinh học và DO trong nước thô, C/N cần thiết thường đạt trên 4. Tuy nhiên, C/N cần thiết để loại bỏ nitơ bằng chất mang lơ lửng trong dự án này thấp hơn mức tiêu thụ cho quá trình khử nitơ nói chung của vi khuẩn. Người ta suy đoán rằng khi các chất mang lơ lửng trong vùng MBBR thực hiện loại bỏ nitơ SND, chúng chủ yếu sử dụng các nguồn carbon bên trong được tạo ra từ quá trình lão hóa và phân giải màng sinh học làm chất cho điện tử, do đó tỷ lệ sử dụng chất hữu cơ (nguồn carbon bên ngoài) trong nước thô nhìn chung thấp. Việc sử dụng màng sinh học lâu năm làm nguồn carbon bên trong để khử nitrat cũng cho thấy rằng quy trình MBBR có thể tạo ra lượng bùn thấp hơn. Sử dụng toàn bộ giai đoạn thử nghiệm làm nút, tải lượng thể tích khử nitrat được tính toán của màng sinh học hiếu khí là (0,045±0,003) kg·(m³·d)⁻¹. Màng sinh học trên các chất mang lơ lửng được thêm vào vùng hiếu khí có tác dụng khử nitrat, cung cấp bằng chứng cho sự xuất hiện đồng thời của quá trình nitrat hóa và khử nitrat trong màng sinh học.

SND, như một tác động có lợi sau khi áp dụng quy trình MBBR để nâng cấp trong dự án này, đã cải thiện hơn nữa tốc độ loại bỏ TN của hệ thống và giảm sự phụ thuộc vào các nguồn carbon bên ngoài để khử nitrat ở một mức độ nhất định. Để khuếch đại hơn nữa hiệu ứng SND hiếu khí, từ góc độ vận hành được tối ưu hóa, ảnh hưởng của các thông số kiểm soát và chất lượng nước đầu vào và nước thải đến hiệu ứng SND của vùng MBBR đã được khám phá thêm. Thông qua việc theo dõi lâu dài các thông số kiểm soát như nitơ nitrat đầu vào (NO₃-Ninf), nitơ nitrat nước thải (NO₃-Neff), chất hữu cơ đầu vào (CODinf), chất hữu cơ nước thải (CODeff), nitơ amoniac đầu vào (NH₃-Ninf), nitơ amoniac nước thải (NH₃-Neff), tổng lượng nitơ loại bỏ (ΔTN) và DO trong vùng MBBR trong suốt mùa đông, phân tích thành phần chính (PCA) đã được sử dụng để khám phá mối tương quan giữa những thông số này. Kết quả được thể hiện ởHình 7. ΔTN trong vùng hiếu khí cho thấy mối tương quan nghịch tương đối đáng kể với DO, trong khi mối tương quan với CODinf, CODeff và NO₃-Ninf là không rõ ràng. DO quá cao dẫn đến sự chuyển khối triệt để hơn trong màng sinh học, gây khó khăn cho việc hình thành vùng thiếu khí bên trong, không thuận lợi cho quá trình khử nitrat và ức chế hiệu ứng SND. Ngoài ra, CODinf và NO₃-Ninf trong vùng MBBR không có tác động đáng kể đến hiệu ứng SND của các chất mang lơ lửng. Một mặt, điều này một lần nữa xác minh rằng quy trình SND của màng sinh học chủ yếu sử dụng nguồn carbon bên trong hơn là nguồn carbon bên ngoài. Mặt khác, nó cũng chỉ ra rằng NO₃-N được SND loại bỏ trong vùng MBBR không đến từ NO₃-N đầu vào mà chủ yếu đến từ NO₃-N được tạo ra bởi quá trình nitrat hóa trong bể hiếu khí. NO₃-Neff có tương quan nghịch với ΔTN trong vùng hiếu khí. Là kết quả của hoạt động kết hợp giữa quá trình nitrat hóa và SND trong vùng hiếu khí, một mặt, DO cao hơn dẫn đến quá trình nitrat hóa tốt hơn và NO₃-Neff thải ra cao hơn; mặt khác, DO cao hơn dẫn đến SND kém hơn và khả năng loại bỏ nitơ bị ức chế nhiều hơn, hơn nữa dẫn đến NO₃-Neff thải ra cao hơn.

Để đạt được SND "có thể đo lường và kiểm soát được" cũng như đưa ra hướng dẫn kiểm soát vận hành nhà máy, DO, có thể được điều khiển thủ công, đã được chọn làm biến độc lập và ΔTN được sử dụng làm biến phụ thuộc để phân tích hồi quy tuyến tính. Kết quả được thể hiện ởHình 8(Một). Khi DO thực tế trong vùng MBBR của nhà máy là 2,06–3,67 mg·L⁻¹, hiệu ứng SND tồn tại, với khả năng loại bỏ nitơ là 2,36–4,10 mg·L⁻¹, và về cơ bản ΔTN và DO thỏa mãn ΔTN=6.0040 – 0,9579 DO (R²=0.9734). Hơn nữa, bằng cách sử dụng đường cong phù hợp, người ta đã tính toán rằng về mặt lý thuyết, khi DO được kiểm soát dưới 6,27 mg·L⁻¹, vùng MBBR có thể tạo ra hiệu ứng loại bỏ nitơ SND. Điều này phù hợp với kết luận của Wang Xuejiang et al. khi nghiên cứu ảnh hưởng của DO đến hiệu ứng SND của hệ thống MBBR, trong đó họ phát hiện ra rằng tỷ lệ loại bỏ TN vẫn có thể vượt quá 30% khi DO cao tới 6,0 mg·L⁻¹. Tuy nhiên, cần lưu ý rằng giá trị này là giá trị lý thuyết thu được bằng cách lắp và hiệu quả ứng dụng thực tế cần được nghiên cứu thêm trong hoạt động tiếp theo. Ngoài ra, cần lưu ý rằng quy định DO ảnh hưởng đồng thời đến hiệu quả nitrat hóa của hệ thống, từ đó ảnh hưởng đến hiệu quả loại bỏ NH₃-N. Do đó, kết quả phân tích hồi quy tuyến tính sử dụng DO làm biến độc lập và ΔNH₃-N làm biến phụ thuộc được thể hiện trong Hình 8(b). Theo lượng NH₃-N chảy vào trung bình của vùng MBBR vào mùa đông (10,47 mg·L⁻¹) và tiêu chuẩn nước thải thiết kế (1,50 mg·L⁻¹), tính toán rằng ΔNH₃-N phải được kiểm soát không dưới 8,97 mg·L⁻¹. Kết hợp với kết quả hồi quy tuyến tính, DO nên được kiểm soát trên 2,47 mg·L⁻¹. Tóm lại, khi DO trong dự án này là 2,06–3,67 mg·L⁻¹ thì hiệu ứng SND đã tồn tại. Tuy nhiên, dựa trên nguyên tắc đáp ứng tiêu chuẩn nitơ amoniac trong nước thải đồng thời giảm tiêu thụ năng lượng sục khí, DO có thể được kiểm soát ở khoảng 2,47 mg·L⁻¹, trong đó hiệu ứng SND của hệ thống là tối ưu, loại bỏ 3,64 mg·L⁻¹ TN.

Để xác minh ảnh hưởng của các thông số vận hành đến hiệu ứng SND của màng sinh học và thu được mô hình chung, tác động SND của sáu nhà máy xử lý nước thải áp dụng quy trình MBBR trong các điều kiện vận hành khác nhau đã được so sánh. Kết quả được thể hiện ởBảng 2. Đầu tiên, DO trong vùng hiếu khí của mỗi nhà máy hầu hết được kiểm soát ở mức 2–3 mg·L⁻¹ và nồng độ bùn là 3,0–4,0 g·L⁻¹. Trong những điều kiện này, có thể đạt được hiệu ứng SND tương đối rõ ràng. Theo kết quả phù hợp của ΔTN và DO trong dự án này, khi DO được kiểm soát dưới 6,27 mg·L⁻¹, hiệu ứng SND có thể xảy ra. Dự án này, với màng sinh học tương đối dày hơn vào mùa đông, có khả năng chịu đựng DO cao hơn. Thứ hai, Nhà máy B, với nồng độ bùn thấp nhất, có hiệu quả SND tốt nhất. Cây A, D và E, với tỷ lệ lấp đầy chất mang cao hơn, có hiệu ứng SND rõ ràng hơn, tất cả đều chỉ ra rằng trong hệ thống MBBR lai, hiện tượng SND chủ yếu bắt nguồn từ màng sinh học.

Tóm lại, ngoài việc tăng cường hiệu ứng SND bằng cách kiểm soát DO, dự án này cũng có thể cố gắng giảm dần bùn hệ thống xuống khoảng 3,0 g·L⁻¹, cung cấp điều kiện tốt hơn cho việc nuôi dưỡng độ dày màng sinh học và hình thành lớp anoxic thông qua nồng độ bùn thấp, từ đó tạo điều kiện cho hiệu suất SND cao hơn.

2.4 Phân tích thành phần cộng đồng vi khuẩn loại bỏ nitơ

Xét về sự khác biệt về độ phong phú và đa dạng loài giữa các pha bùn và màng sinh học, dựa trên sự khác biệt nhỏ trong kết quả của hai lần chạy giải trình tự khuếch đại, một bộ dữ liệu đã được chọn để phân tích. Như thể hiện trongHình 9, các chỉ số Chao, Ace và Simpson đặc trưng cho sự phong phú và tính đồng nhất phân bố của cộng đồng vi sinh vật, trong khi chỉ số Shannon thể hiện sự đa dạng của cộng đồng vi sinh vật. Chỉ số Chao và Ace cao hơn biểu thị mức độ phong phú OTU cao hơn, chỉ số Simpson thấp hơn biểu thị tính đồng nhất phân bố loài tốt hơn và chỉ số Shannon cao hơn biểu thị sự đa dạng cộng đồng cao hơn. Kết quả cho thấy cả độ phong phú và đa dạng của loài trong màng sinh học đều cao hơn đáng kể so với trong bùn hoạt tính và sự phân bố loài trong màng sinh học cũng đồng đều hơn trong bùn hoạt tính. Tổng số OTU trong màng sinh học và bùn hoạt tính lần lượt là 1.652 và 1.372, với 770 OTU dùng chung, chiếm lần lượt 46,6% và 56,1% tổng số OTU trong màng sinh học và bùn hoạt tính. Màng sinh học có 882 OTU duy nhất, chiếm gần 40% tổng số OTU. Có thể thấy màng sinh học đã làm giàu một phần vi sinh vật không có trong bùn hoạt tính ban đầu. Việc bổ sung các chất mang lơ lửng làm tăng đáng kể sự phong phú và đa dạng của cộng đồng vi sinh vật trong hệ thống, đồng thời thành phần cộng đồng vi sinh vật phức tạp hơn cũng đặt nền tảng cho khả năng chống va đập của hệ thống MBBR.

Để hiểu rõ hơn về sự khác biệt về các loài chiếm ưu thế và thành phần vi khuẩn chức năng giữa màng sinh học và bùn hoạt tính, đồng thời cung cấp hỗ trợ vi mô cho hiện tượng SND trong màng sinh học, thành phần vi sinh vật ở cấp độ chi đã được phân tích. Như thể hiện trongHình 10, các loài chiếm ưu thế trong hệ thống sinh học của dự án này bao gồm norank_f_Caldilineaceae, norank_f_JG30-KF-CM45, Nitrospira, Pedomicrobium và SWB02. Trong số đó, norank_f_Caldilineaceae và norank_f_JG30-KF-CM45 có thể được làm giàu trong cả màng sinh học và bùn hoạt tính, với mức độ phong phú tương đối trong màng sinh học và bùn hoạt tính lần lượt là 3,05, 5,69% và 7,06, 3,08%. norank_f_Caldilineaceae chủ yếu là vi khuẩn dạng sợi và một số chi có khả năng khử nitrat. Chúng được làm giàu nhờ màng sinh học vì màng sinh học có thể tiết ra nhiều EPS hơn cho sự tăng sinh của chúng. Mặt khác, chúng cũng có thể được làm giàu trong bùn hoạt tính dưới dạng PAO, thúc đẩy quá trình loại bỏ phốt pho. norank_f_JG30-KF-CM45 có thể tham gia vào quá trình chuyển hóa carbon và nitơ, tăng cường loại bỏ chất hữu cơ và nitơ.

Theo các báo cáo tài liệu, người ta thấy rằng quy trình MBBR có thể đạt được hiệu quả làm giàu vi khuẩn nitrat hóa như Nitrospirota, Nitrosomonas và Nitrolancea ở nhiệt độ thấp. Giống nitrat hóa chính trong dự án này là Nitrospira, có khả năng nitrat hóa hoàn toàn. Sự phong phú tương đối của nó trong màng sinh học và bùn hoạt tính lần lượt là 4,73% và 0,39%. Theo các báo cáo tài liệu, sự phong phú tương đối của vi khuẩn nitrat hóa ở các nhà máy khác sử dụng hệ thống bùn hoạt tính dưới nhiệt độ mùa đông thấp hầu hết là dưới 1%. Sau khi tái thiết MBBR lai trong dự án này, lượng vi khuẩn nitrat hóa tương đối dồi dào trong bùn hoạt tính tương đối thấp, cung cấp bằng chứng cho sự phân phối lại vi khuẩn nitrat hóa trong hệ thống MBBR trong điều kiện nhiệt độ thấp, như đã đề cập trước đó. Lượng Nitrospira tương đối dồi dào trong màng sinh học của dự án này cao hơn 10 lần so với trong bùn hoạt tính và người ta tính toán rằng hơn 92% vi khuẩn nitrat hóa trong hệ thống đã được làm giàu trong màng sinh học. Đây là ưu điểm của quá trình MBBR trong điều kiện nhiệt độ thấp, đảm bảo hệ thống hoạt động ổn định.

Liên quan đến hiện tượng SND trong màng sinh học, chất mang lơ lửng cũng cho thấy khả năng làm giàu đối với một số vi khuẩn khử nitrat mạnh hơn so với bùn hoạt tính. Các nghiên cứu đã chỉ ra rằng cả SWB02 và Pedomicrobium đều có thể tham gia vào quá trình khử nitrat và SWB02 có thể tiết ra C6-HSL, có tác dụng ức chế tốt quá trình tạo bùn. Hàm lượng tương đối của SWB02 và Pedomicrobium trong màng sinh học lần lượt là 3,68% và 3,78%, cao hơn nhiều so với hàm lượng tương đối của chúng trong bùn hoạt tính (0,21% và 0,22%). Hơn nữa, người ta tính toán rằng tỷ lệ SWB02 và Pedomicrobium trong toàn bộ hệ thống lai đều trên 94,5%. Mặc dù các chất mang lơ lửng chỉ được bổ sung vào vùng hiếu khí nhưng màng sinh học trưởng thành có độ dày nhất định. Do những hạn chế của việc chuyển khối và vận chuyển oxy, môi trường thiếu oxy/thiếu oxy tồn tại ở lớp bên trong của màng sinh học, làm giàu cho vi khuẩn khử nitrat, do đó tạo cho màng sinh học khả năng khử nitrat. Đây là cơ sở vi sinh cho khả năng nitrat hóa và khử nitrat đồng thời của màng sinh học. Ngoài ra, người ta còn phát hiện ra rằng Hyphomicrobium cũng có thể được làm giàu trong môi trường nhiệt độ thấp. Chi này có thể sử dụng các hợp chất hữu cơ độc hại và khó cháy để khử nitrat. Độ phong phú tương đối của nó trong màng sinh học là 1,80%, cũng cao hơn nhiều so với độ phong phú tương đối của nó trong bùn hoạt tính (0,12%).

So sánh vi khuẩn khử nitơ chiếm ưu thế (DNB) và mức độ phong phú tương đối của chúng trong màng sinh học của các loại thực vật khác, kết quả được thể hiện ởBảng 3. Đầu tiên, xét về thành phần vi khuẩn khử nitrat trong màng sinh học hiếu khí, các loại vi khuẩn khử nitrat được làm giàu trong màng sinh học hiếu khí của từng dự án là không nhất quán. Các chi định kỳ duy nhất là Terrimonas và Hyphomicrobium. Terrimonas cũng là một loại vi khuẩn khử nitrat phổ biến trong hệ thống bùn hoạt tính, và tương tự như Hyphomicrobium, nó có thể phân hủy các hợp chất anthracene, và một số được phân loại là vi khuẩn khử nitrat hiếu khí. Hai loại vi khuẩn này xuất hiện ở thực vật F, H và dự án này. Nhà máy H và dự án này thường xuyên bị ảnh hưởng bởi nước thải công nghiệp trong quá trình vận hành thực tế và chất lượng nước đặc thù của nước công nghiệp có thể là một trong những nguyên nhân làm giàu hai nhóm vi khuẩn này. Do đó, có thể suy ra rằng các loại vi khuẩn khử nitrat cụ thể trong màng sinh học hiếu khí không phải là điều kiện cần thiết cho SND và sự khác biệt về chất lượng nước giữa các dự án khác nhau có thể là lý do chính dẫn đến sự khác biệt về các nhóm vi khuẩn khử nitrat. Thứ hai, xét về mức độ dồi dào tương đối của vi khuẩn khử nitrat trong màng sinh học hiếu khí, ngoại trừ Thực vật F, H và dự án này, các dự án khác đã đạt được mức độ dồi dào tương đối của vi khuẩn khử nitrat trong màng sinh học hiếu khí khoảng 8%, với khả năng loại bỏ nitơ SND vượt quá 2 mg·L⁻¹. Dưới tác động của nước công nghiệp, mặc dù lượng vi khuẩn khử nitrat tương đối dồi dào trong màng sinh học hiếu khí của Nhà máy H và dự án này tương đối cao nhưng hiệu quả khử nitrat không đặc biệt nổi bật. Có thể thấy, chất lượng nước đầu vào được ưu tiên cao trong việc lựa chọn các loại vi khuẩn khử nitrat trong màng sinh học hiếu khí, đồng thời tác động của nước công nghiệp sẽ ức chế hiệu quả khử nitrat của màng sinh học hiếu khí.

Tóm lại, quy trình MBBR có thể làm tăng đáng kể sự phong phú và đa dạng của cộng đồng vi sinh vật trong hệ thống. Khả năng làm giàu của màng sinh học đối với chủng nitrat hóa Nitrospira gấp hơn 10 lần so với bùn hoạt tính, giúp nâng cao đáng kể hiệu quả quá trình nitrat hóa của hệ thống. Các loài khử nitrat như SWB02, Pedomicrobium và Hyphomicrobium được làm giàu tốt hơn trong màng sinh học hiếu khí, cung cấp cơ sở vi mô cho hiệu suất SND và tăng cường loại bỏ TN. Tuy nhiên, do chịu tác động của nước công nghiệp nên hiệu suất khử Nitơ SND không đáng kể.

3 Kết luận

① Một nhà máy xử lý nước thải ở Tây Nam Trung Quốc đã nâng cấp bể CASS ban đầu của mình lên bể sinh học và bể lắng Bardenpho-MBBR để nâng cấp từ tiêu chuẩn Loại A lên gần như Loại IV. Sau khi tái thiết, dưới nhiệt độ nước mùa đông là 9,3–13,1 độ và với tải lượng NH₃-N và TN trung bình tăng khoảng 20% ​​so với trước khi tái thiết, các chỉ số nước thải đã đáp ứng ổn định các tiêu chuẩn nước gần như Loại IV. Tải lượng nitrat hóa tối đa của hệ thống MBBR đạt 0,286 kg·(m³·d)⁻¹, đáp ứng mong đợi về thiết kế. Tỷ lệ đóng góp quá trình nitrat hóa của các chất mang lơ lửng là 74,83%, chiếm vị trí thống trị. Hệ thống vẫn có khả năng tăng chất lượng nước lên 56,96% và lưu lượng thêm 30,57%.

② Trong vùng MBBR, chất mang lơ lửng sử dụng nguồn carbon bên trong để tạo ra hiệu ứng SND, đạt tỷ lệ góp phần loại bỏ nitơ là 9,83%±0,67%. Để khuếch đại hiệu ứng SND, DO phải được kiểm soát nhiều nhất có thể ở mức 2,47 mg·L⁻¹ trong hoạt động thực tế, trong đó SND có thể loại bỏ 3,64 mg·L⁻¹ TN. Sau đó, có thể thực hiện các nỗ lực nhằm giảm hơn nữa nồng độ bùn xuống khoảng 3,0 g·L⁻¹ nhằm tạo điều kiện khuếch đại hơn nữa hiệu ứng SND của màng sinh học.

③ Quá trình MBBR đã làm tăng đáng kể sự phong phú và đa dạng của cộng đồng vi sinh vật trong hệ thống. Khả năng làm giàu của màng sinh học đối với chủng nitrat hóa Nitrospira gấp hơn 10 lần so với bùn hoạt tính, cung cấp cơ sở vi sinh cho việc tăng cường quá trình nitrat hóa trong dự án này. Các chủng khử nitrat được làm giàu trong màng sinh học hiếu khí, chẳng hạn như SWB02, Pedomicrobium và Hyphomicrobium, đã đặt nền tảng vi mô cho sự xuất hiện của hiện tượng SND trong màng sinh học.