Diagrama de flujo del proceso MBBR y análisis del diagrama de curvatura
Principio del proceso MBBR
El principio del proceso MBBR consiste en aumentar la biomasa y las especies biológicas del reactor mediante la adición de una cantidad determinada de portadores suspendidos, lo que mejora su eficiencia de procesamiento. Dado que la densidad del relleno es similar a la del agua, se mezcla completamente con ella durante la aireación, creando un entorno propicio para el crecimiento de microorganismos en fase gaseosa, líquida y sólida. La colisión y el efecto de cizallamiento del portador en el agua afinan las burbujas de aire y aumentan la tasa de utilización de oxígeno. Además, cada portador alberga diferentes especies biológicas internas y externas, incluyendo el crecimiento interno de bacterias anaeróbicas o partenogenéticas y bacterias aeróbicas externas. Por lo tanto, cada portador funciona como un microrreactor, permitiendo que las reacciones de nitrificación y desnitrificación se produzcan simultáneamente, mejorando así el efecto del tratamiento.
El proceso MBBR combina las ventajas del lecho fluidizado tradicional y el método de oxidación por contacto biológico. Es un nuevo método de tratamiento de aguas residuales que se basa en la aireación en el tanque de aireación y la mejora del flujo de agua para fluidizar el portador y, posteriormente, generar un crecimiento en suspensión de lodos activados y una biopelícula adherida. Esto permite que la biopelícula de lecho móvil ocupe todo el espacio del reactor, aprovechando al máximo la superioridad biológica de ambas fases, complementándose. A diferencia del relleno anterior, el relleno suspendido puede entrar en contacto con las aguas residuales con frecuencia, por lo que se denomina "biopelícula móvil".
Factores que influyen en el control del MBBR:
1. Reactor de biopelícula de temperatura El sistema debe funcionar entre 15 ℃ y 35 ℃.
2. oxígeno disuelto El oxígeno disuelto es un factor importante que afecta la eliminación de materia orgánica. Especialmente en el caso de la eliminación de fósforo para la eliminación de nitrógeno, el control de la concentración de oxígeno disuelto es particularmente importante. En diferentes tipos de procesos con reactores de biopelícula, la mezcla en diversas formas en el reactor biológico forma secciones aeróbicas, anóxicas y anaeróbicas. El rango de control de oxígeno disuelto del reactor para cada sección: sección anaeróbica por debajo de 0,2 mg/L, sección anóxica entre 0,2 mg/L y 0,5 mg/L. Entre la sección aeróbica, la concentración de oxígeno disuelto no debe ser inferior a 2 mg/L. 3, Reactor aeróbico MLSS MBBR.
3. La concentración de lodos del área aeróbica (piscina) del MLSS MBBR debe controlarse entre 3000 mg/L y 20000 mg/L. En general, cuando la concentración de lodos en la solución de alimentación aumenta, debido a su alta concentración, estos se depositan fácilmente en la superficie de la biopelícula, formando una gruesa capa. Sin embargo, la concentración de lodos en la solución de alimentación no debe ser demasiado baja; de lo contrario, la tasa de degradación de contaminantes es baja y, al mismo tiempo, la capacidad de adsorción y degradación de los lodos activados sobre la materia orgánica disuelta se ve afectada, aumentando así la concentración de materia orgánica disuelta en el sobrenadante de la mezcla. Por lo tanto, se debe mantener una concentración moderada de lodos en el líquido del material; una concentración demasiado alta o demasiado baja provocará una disminución del flujo de agua.
4. Valor de pH El valor de pH del agua entrante del reactor MBBR debe ser de 6 a 9.
Proceso MBBR en la aplicación de ingeniería de problemas comunes
(1) ¿Cuánto tiempo tarda el relleno en colgarse? En un mes para poder alcanzar un buen estándar. Colgar la película es un proceso, que se divide en dos perspectivas: la primera es que a simple vista podemos ver el relleno en la biopelícula obvia, lo que requiere siete días; la segunda es el tiempo para alcanzar el estándar, esta vez en invierno, luego probablemente en un mes; la tercera es el tiempo de maduración completa de la biopelícula, que será más largo, porque desde un punto de vista profesional, la biopelícula madura completamente al menos a través de una alternancia de invierno y verano, por encima de la colonia para finalmente lograr la estabilidad.
(2) ¿El proceso MBBR requiere biocidas adicionales?MBBR en el sentido estricto de la palabra no necesita agregar bacterias, entonces es a través de la optimización razonable de los parámetros, que puede llegar al enriquecimiento natural.
(3) ¿Es necesario retrolavar el MBBR? La mayor ventaja del MBBR en comparación con la biopelícula tradicional es que no necesita retrolavado porque la biopelícula se desprende automáticamente. Nuestra investigación encontró que cuando la actividad de su biopelícula es relativamente fuerte, su secreción de polímero extracelular será más fuerte y su viscosidad será fuerte.
(4) ¿Qué hay en el núcleo de MBBR? MBBR es el núcleo de dos, uno es el relleno y el otro es la fluidización, el relleno se utiliza como portador, no existe un estudio unificado para mostrar cuánto afecta el rendimiento, pero su forma en la fluidización tendrá un impacto, de modo que desde el punto de vista nacional y extranjero de la mayoría de las aplicaciones o relleno cilíndrico plano, la evaluación de las dimensiones como el rendimiento, la velocidad de la película, la estabilización final del efecto de la vida, la resistencia a la abrasión, etc., así que desde el punto de vista de ahora, el núcleo de la suspensión del portador todavía está en la fluidización.
(5) ¿Problemas con la tasa de llenado de los sistemas MBBR? La tasa de llenado límite verificada es del 67 %, y el máximo que se puede alcanzar en el proyecto es del 60 % en la zona aeróbica y del 50 % en la zona anóxica.
(6) ¿Puede el MBBR funcionar con una temperatura del agua de 3 grados Celsius? En Xinjiang, la temperatura del agua, de aproximadamente 7 a 8 grados, puede funcionar de forma estable. No se ha registrado una temperatura del agua de 3 grados en el país, pero se sabe que la entrada de agua de la planta de aguas residuales de Nordheim, Noruega, es agua de deshielo, y la temperatura del agua de 3 grados, tras la práctica, cumple con los estándares de estabilidad.
(7) ¿El relleno será propenso a la expansión de lodos? La expansión de lodos se debe principalmente a la formación de bacterias filamentosas. Sin embargo, informes internacionales indican que el relleno ayuda a debilitar la expansión de lodos, ya que puede estar en el sistema de lodos, donde las bacterias filamentosas se rompen. Si se trata de un flóculo de lodo normal, y su tamaño es mucho menor que el del relleno, este no romperá el lodo. Por lo tanto, investigaciones internacionales demuestran que el MBBR contribuye a mejorar la eficiencia de la expansión de lodos. Por lo tanto, según investigaciones internacionales que demuestran que el MBBR contribuye a mejorar la sedimentación de lodos, nuestra práctica de ingeniería no ha encontrado que el sistema MBBR tenga características evidentes de expansión de lodos.
Estudio de caso:
Una planta de tratamiento de aguas residuales en el norte
El proceso principal es A2/O modificado.
Los tanques bioquímicos, desde el influente hasta el efluente, se componen de una zona preanóxica, una zona anaeróbica, una zona anóxica, una zona aeróbica y una zona aeróbica.
Desde el extremo influente hasta el extremo efluente, el tanque bioquímico consta de una zona preanóxica, una zona anaeróbica, una zona anóxica, una zona aeróbica y
La duración del tratamiento hormonal fue de 1, 1,6, 10 y 11,2 h, respectivamente.
Los valores de monitoreo dinámico de DO en cada zona de reacción son
0~0,1, 0, 0~0,1, 2,0~3,0 mg-L-1, respectivamente.
La concentración de lodos del tanque bioquímico fue de 2,5-4,5 gL-1.
En la zona anóxica se añadió acetato de sodio al 25% por aproximadamente 5 td-1, equivalente a 10 mg-L-1 de DBO.
Durante la determinación de muestras, incluyendo agua de tanques bioquímicos, anaeróbicos, anóxicos, aeróbicos y de sedimentación secundaria, se ubicaron puntos de muestreo en el área funcional de la salida. Cada 2 a 3 horas, se tomaron tres muestras y se mezclaron para su determinación. Tras la recolección de las muestras, se realizó un pretratamiento oportuno y se midieron los niveles de nitrógeno amoniaco, nitrógeno nítrico, TN, TP y DQO, tras mezclar las tres muestras en cantidades iguales.
La concentración de nitrógeno amoniaco del afluente fue de 52,34 mg-L-1 y la concentración de nitrógeno amoniaco del efluente fue de 0,99 mg-L-1, lo que resultó en una eliminación de nitrógeno amoniaco del 98,1%, que ocurrió principalmente en el tanque aeróbico MBBR, mientras que no se observó una eliminación significativa de nitrógeno amoniaco en el tanque anaeróbico/anóxico.
La concentración de nitrógeno total (NT) del influente fue de 62,53 mg-L-1, la concentración de NT del efluente fue de 7,69 mg-L-1 y la tasa de remoción de NT fue del 87,39 %. Al analizar las concentraciones reales de NT del influente y del efluente, así como el flujo de retorno en cada área funcional, se puede determinar que el efecto de remoción de NT existe en cada área funcional. Tomando el NT del influente como referencia, las tasas de remoción de NT en las zonas anaeróbica, anóxica y aeróbica fueron del 22,76 %, 44,51 % y 20,12 %, respectivamente, donde el fenómeno de remoción de NT en la zona aeróbica predijo la existencia de un proceso SND (Nitrificación Desnitrificación Sincronizada) estable.
La concentración de nitrógeno total (NT) del influente fue de 62,53 mg-L-1, la concentración de NT del efluente fue de 7,69 mg-L-1 y la tasa de remoción de NT fue del 87,39 %. Al analizar las concentraciones reales de NT del influente y del efluente, así como el flujo de retorno en cada área funcional, se puede determinar que el efecto de remoción de NT existe en cada área funcional. Tomando el NT del influente como referencia, las tasas de remoción de NT en las zonas anaeróbica, anóxica y aeróbica fueron del 22,76 %, 44,51 % y 20,12 %, respectivamente, donde el fenómeno de remoción de NT en la zona aeróbica predijo la existencia de un proceso SND (Nitrificación Desnitrificación Sincronizada) estable.
En la etapa anaeróbica, A. polyphosphate descompuso el fósforo acumulado en el cuerpo para generar energía, parte de la cual fue utilizada para su propia supervivencia, y parte de la cual fue utilizada por A. polyphosphate para absorber los glicósidos de acetato convertidos de materia orgánica, que se convirtieron a PHA (fosfato polihidroxi) y se almacenaron en la célula. Al final de la liberación anaeróbica de fósforo, la concentración de fosfato aumentó de 4,74 mg-L-1 a 16,81 mg-L-1, y la tasa de liberación de fósforo durante la fase anaeróbica fue de 0,566 g-(gd)-1. A los 90 min, se administró nitrato al sistema, y bajo condiciones anóxicas, B. polyphosphate utilizó el nitrógeno de nitrato como aceptor de electrones para oxidar PHA in vivo, y la energía generada se utilizó para sobreabsorber ortofosfato de la columna de agua y se almacenó como polifosfato en el cuerpo celular. La fase anóxica se prolongó hasta las 5,5 h, momento en el que la concentración de fosfato disminuyó a 3,62 mg-L-1, momento en el que la tasa de absorción de fósforo fue de 0,188 g-(gd)-1.
Los resultados experimentales mostraron que la razón de absorción de fósforo y desnitrificación (P/N) fue de 1.001, lo que indicó que la energía generada por la desnitrificación en el sistema estaba bien acoplada con la absorción anóxica de fósforo, lo que podría reducir el consumo innecesario de capacidad de desnitrificación y reflejó el papel dominante de los microorganismos desnitrificantes removedores de fósforo en el lodo activado del sistema. En la renovación, se amplió la capacidad del tanque de la zona anóxica y se aumentó el HRT de la zona anóxica de 6 a 10 horas, lo que creó condiciones para una desnitrificación y eliminación de fósforo adecuadas, y las bacterias desnitrificantes agregadoras de fósforo podrían usar nitrato como aceptor de electrones para la absorción de fósforo. El aumento del HRT anóxico se basó en la disminución del HRT en la zona aeróbica y la adición de un portador suspendido. La adición adicional de portadores suspendidos libera la edad de lodo suspendido del sistema, y la edad de lodo siempre es de aproximadamente 12 días en invierno, lo que puede crear buenas condiciones para la eliminación biológica de fósforo.
1) Después de modernizar la planta de aguas residuales con MBBR, la tasa de eliminación de TN en la sección bioquímica fue tan alta como 87,4% en otoño e invierno, con la adición de una fuente de carbono al agua afluente y la relación C/N fue solo 3,05.
En otoño e invierno, la tasa de eliminación de TN en la sección bioquímica fue tan alta como 87,4% y la tasa de eliminación de TP fue 91,9%.
2) Hubo una eliminación significativa de TN en la zona aeróbica, que representa alrededor del 15-20%, y una eliminación significativa de TP en la zona anóxica, que representa el 63,04%, por lo que se supone que la tasa de eliminación de TN fue tan alta como 87,4% y la tasa de eliminación de TP fue 91,9%.
63,04%, por lo que se supone que se produjo nitrificación-desnitrificación sincrónica (SND) y eliminación de fósforo por desnitrificación; la SND y la eliminación de fósforo por desnitrificación son los factores más importantes para la alta eficiencia de eliminación de nitrógeno y fósforo en el sistema.
La SND y la desnitrificación son las principales razones de la alta eficiencia del sistema en la eliminación de nitrógeno y fósforo y el bajo consumo de carbono; la SND proviene principalmente del portador suspendido; la desnitrificación se debe al largo tiempo de residencia anóxica del sistema.
El fenómeno SND proviene principalmente del portador suspendido; el fenómeno de desnitrificación se debe al mayor tiempo de residencia anóxica y a la menor edad del lodo del sistema.
3) La abundancia relativa de bacterias nitrificantes en el portador suspendido fue del 28,56%, que fue 14 veces mayor que la del lodo, y la abundancia relativa de bacterias desnitrificantes fue de aproximadamente el 8,34%.
La abundancia relativa de bacterias desnitrificantes fue de aproximadamente 8,34%, lo que proporcionó una garantía microscópica de la ocurrencia del efecto SND; se detectó la presencia de bacterias con función de desnitrificación y eliminación de fósforo en el lodo y el relleno suspendido.
Se detectó la presencia de bacterias con funciones de desnitrificación y remoción de fósforo en los lodos y relleno suspendido, lo que proporcionó evidencia microscópica de la existencia de desnitrificación y remoción biológica eficiente de fósforo en esta planta de aguas residuales.
R1, R2 y R3 representan tres pozas con tres condiciones de salinidad diferentes de 12%, 16% y 35% respectivamente.
Los perfiles de concentración de amoníaco influente y efluente, eficiencia de remoción y concentración de nitrito para los tres MBBR durante los tres períodos de operación se muestran en la Fig. 1a.b. En el primer período de operación, la salinidad del influente se mantuvo a 12‰ durante 26 días. Según la Fig. 1a (Período 1), en el día 26, la remoción promedio estable general de amonio lograda por R3 fue mayor, seguida por R2 y R1, y las concentraciones de NH+4-N en el efluente de 0,11 ± 0,08, 0,47 ± 0,06 y 0,5 ± 0,04 mg/L. Cabe destacar que durante los primeros diez días (Fig. 1a), R2 y R3 se pusieron en marcha rápidamente mucho antes que los biorreactores de control, lo que podría atribuirse a la modificación de la superficie de C2FeO4 que promovió el crecimiento de la biopelícula. Estudios previos reportaron resultados similares, indicando que el C₂FeO₄ condujo a una mejora significativa en la capacidad de eliminación de amoníaco de las fibras modificadas. Además, las nanopartículas en dosis bajas proporcionaron nutrientes y sitios activos a los microorganismos, facilitaron el metabolismo enzimático y estimularon la biodegradación microbiana.
En la segunda fase (26-56 d), los biorreactores fueron operados a un nivel de salinidad de 26‰ durante 30 d. La actividad de nitrificación de los tres biorreactores permaneció sin cambios y fue menos afectada por el aumento de la salinidad (Fig. 1a). Se observó una tendencia similar durante este período, en el cual el NO-2-N fue oxidado eficientemente sin acumulación de nitrito cuando su concentración se mantuvo a 0,10-0,42 mg/L (Fig. 1b). Además, no hubo diferencia en la concentración de NO-2-N entre biorreactores durante este período. Estos resultados son consistentes con los resultados de Nevada et al. quienes usaron un MBBR nitrificante para tratar aguas residuales de maricultura. El NO-2-N es un subproducto intermedio de la oxidación del amoníaco y el nitrógeno producido por bacterias oxidantes de amoníaco (AOBs), y la detección de NO-2-N a concentraciones más bajas sugiere una nitrificación completa.
Al inicio de la tercera etapa (días 56-92), R1, R2 y R3 mostraron una ligera disminución en la eficiencia del reactor y la calidad del efluente entre los días 56 y 58. Durante los siguientes 36 días, el biorreactor mostró un rendimiento estable (Fig. 1a, período III). La remoción promedio de nitrógeno amoniacal para los tres MBBR, R1, R2 y R3, fue del 91,66 ± 1,5 %, 95,18 ± 2,8 % y 98,86 ± 0,7 %, respectivamente. La acumulación de NO₂₄₄ en ambos reactores se produjo inmediatamente al aumentar la concentración de sal del 26 ‰ al 35 ‰.
