Análisis del efecto de la modernización del proceso MBBR en una planta de tratamiento de aguas residuales del sur
El "Boletín sobre el estado de la construcción urbana en China 2022" publicado por el Ministerio de Vivienda y Desarrollo-Rural Urbano de la República Popular China en octubre de 2023 muestra que a finales de 2022, la capacidad de tratamiento de las plantas de tratamiento de aguas residuales en China había alcanzado los 216 millones de m³/d, un aumento interanual del 4,04%. El volumen total de aguas residuales tratadas ha seguido una tendencia de crecimiento durante 10 años consecutivos desde 2013. El rápido desarrollo de las ciudades va acompañado de un aumento de los vertidos de aguas residuales, y la contradicción entre el suelo necesario para la ampliación y renovación de las plantas de tratamiento de aguas residuales y el suelo urbanizable es cada vez más evidente.
Para ampliar la capacidad de las plantas de tratamiento de aguas residuales existentes, el proceso de lodos activados convencional generalmente adopta el método de expansión de la planta. A medida que aumenta el volumen de expansión, los costos de adquisición de terrenos aumentan gradualmente y el período de construcción se extiende. Profundizar el aprovechamiento de la capacidad de tratamiento dentro de la planta de tratamiento de aguas residuales existente es actualmente una medida eficaz para mejorar aún más la capacidad de tratamiento de aguas residuales urbanas y aliviar la contradicción entre el desarrollo urbano y el uso del suelo. El reactor de biopelícula de lecho móvil (MBBR) se originó en Noruega a finales de los años 1980. Mejora el enriquecimiento de bacterias funcionales y, por lo tanto, mejora la capacidad de tratamiento del sistema al agregar portadores suspendidos al tanque biológico para formar biopelículas. Debido a su característica de poder "incrustarse" en el sistema biológico original, se utiliza ampliamente en la mejora y renovación de plantas de tratamiento de aguas residuales, logrando una mejora de la capacidad in-in situ sin añadir nuevos terrenos. Además, en comparación con otros procesos de modernización que ahorran tierra-como el biorreactor de membrana (MBR) y el lecho fluidizado biológico (HPB) con portador de polvo compuesto de alta concentración, el proceso MBBR no requiere reemplazo o reposición periódica de los portadores, lo que lo hace más ventajoso económicamente.
Este artículo toma como ejemplo la modernización de la capacidad mediante el proceso MBBR en una planta de tratamiento de aguas residuales en el sur de China. Analiza el desempeño operativo de la planta antes y después de la modernización, el desempeño de nitrificación de la zona MBBR y la estructura de la comunidad microbiana, aclarando el papel práctico del proceso MBBR en-la expansión de la capacidad in situ. El objetivo es proporcionar referencias y sugerencias para el diseño y operación de plantas de tratamiento de aguas residuales similares.
1 Descripción general del proyecto
Una planta de tratamiento de aguas residuales en el sur de China tiene una capacidad de tratamiento total diseñada de 7,5×10⁴ m³/d, con una capacidad de la Fase I de 5×10⁴ m³/d y la Fase II de 2,5×10⁴ m³/d. Ambas fases utilizaron inicialmente el proceso de Bardenpho modificado. Los principales objetivos de tratamiento son las aguas residuales domésticas de la zona de captación y las aguas residuales industriales parciales de un parque industrial. La calidad del efluente debe cumplir con el estándar de Grado A especificado en el "Estándar de descarga de contaminantes para plantas de tratamiento de aguas residuales municipales" (GB 18918-2002). Con el rápido desarrollo de la construcción urbana y la economía, la descarga de aguas residuales ha ido aumentando y el proyecto ha estado funcionando a plena capacidad o más allá. En 2021, según lo requerido por las autoridades gubernamentales, el proyecto necesitaba ampliar su capacidad en 2,5×10⁴ m³/d adicionales con base en la escala original, alcanzando una capacidad total de tratamiento de 1×10⁵ m³/d. El estándar para efluentes siguió siendo el Grado A de GB 18918-2002. La calidad diseñada del afluente y del efluente se muestra enTabla 1.
El área que rodea este proyecto es tierra agrícola y no había suficiente tierra reservada para la expansión dentro del sitio de la planta original. Además, durante la construcción inicial de la Fase II, las unidades de pretratamiento ya estaban construidas según una capacidad de 5×10⁴ m³/d. Por lo tanto, el objetivo de este proyecto de modernización fue aprovechar al máximo el potencial de tratamiento de los tanques biológicos existentes y minimizar la ocupación de terreno para modificar los tanques biológicos. El proceso MBBR se utiliza ampliamente en-la expansión de capacidad in situ y la renovación de plantas de tratamiento de aguas residuales debido a su característica "integrada". Por ejemplo, una planta de tratamiento de aguas residuales en el norte de China utilizó el proceso MBBR para aumentar la capacidad, maximizando el uso de los volúmenes de los tanques existentes y el flujo del proceso, logrando una expansión de la capacidad in-in situ del 20% con un efluente que cumplió de manera estable los estándares de Grado A. Otra planta en Guangdong utilizó el proceso MBBR para mejorar in-el rendimiento del tratamiento biológico, logrando un buen efecto de expansión de la capacidad in-in situ del 50 % con un efluente establemente mejor que el estándar de descarga. Por lo tanto, considerando las necesidades reales de la planta de tratamiento de aguas residuales y evaluando exhaustivamente factores como el uso del suelo y la operación, finalmente se seleccionó el proceso MBBR como el proceso de tratamiento para esta modernización de expansión de capacidad.
2 Diseño de procesos
2.1 Flujo del proceso
El núcleo de esta modernización de expansión de capacidad fue mejorar la capacidad de tratamiento de los tanques biológicos in-in situ a través de MBBR, garantizando un cumplimiento estable de los estándares de efluentes a pesar de un aumento del 100 % en el flujo. Dado que las unidades originales de pretratamiento y tratamiento avanzado ya estaban construidas para una capacidad de 5×10⁴ m³/d, esta modernización se centró en reutilizar las instalaciones existentes. La modificación central fueron los tanques biológicos, junto con la construcción de un nuevo tanque de sedimentación secundario destinado a satisfacer la demanda de tratamiento luego del aumento de caudal. El flujo del proceso después de la modernización se muestra enFigura 1. El afluente se somete a un tratamiento previo a través de cribas gruesas/finas y una cámara de arena, luego ingresa al tanque Bardenpho-MBBR modificado para eliminar carbono, nitrógeno, fósforo y otros contaminantes. El efluente de los tanques biológicos pasa a través de tanques de sedimentación y un clarificador de alta-eficiencia para garantizar el cumplimiento estable de los estándares SS y TP. Después de la desinfección, el efluente final se vierte al río receptor para la reposición ecológica de agua.
2.2 Modernización del tanque biológico
El plan de modernización del tanque biológico se muestra enFigura 2. Mientras se duplicaba el flujo de tratamiento, los volúmenes de las zonas anaeróbicas y anóxicas originales permanecieron sin cambios. . 20% del volumen de la zona aeróbica original se dividió para crear una zona anóxica adicional, expandiendo el volumen general de la zona anóxica para satisfacer la demanda de desnitrificación. Se agregaron vehículos suspendidos al volumen restante de la zona aeróbica para formar la zona MBBR aeróbica. Se instalaron sistemas de cribado de entrada/salida de apoyo y mezcladores específicos de MBBR-. El sistema de aireación de cadena original fue reemplazado por un sistema de aireación de fondo perforado para asegurar una buena fluidización de los transportadores suspendidos y evitar su pérdida con el flujo de agua. Después de la modernización, el tiempo de retención hidráulica (TRH) total de los tanques biológicos es de 8,82 h, con TRH de zona anaeróbica de 1,13 h, TRH de zona anóxica de 3,05 h y TRH de zona aeróbica de 4,64 h. La proporción total de reciclaje interno del sistema es del 150% y la edad del lodo es de 16 días.
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 y densidad de 0,94 ~ 0,97 g/cm³. La densidad se acerca a la del agua después de la fijación de la biopelícula, lo que cumple con el estándar de la industria "Rellenos portadores suspendidos de polietileno de alta-densidad para el tratamiento del agua" (CJ/T 461-2014). La proporción de llenado es del 45%. Se agregaron dos juegos de mezcladores sumergibles específicos para portadores suspendidos (P=5.5 kW). Se agregaron veintidós juegos de sistemas de aireación elevables, 4 juegos de sistemas de aireación fijos y 45 juegos de aireadores de burbuja fina. Se reemplazaron dos bombas de reciclaje internas (Flujo Q=1600 m³/h, Altura H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Construcción de Nuevo Tanque de Sedimentación Secundaria
Debido al aumento del caudal, los tanques de sedimentación secundarios existentes no pudieron satisfacer las necesidades de efluentes. Se necesitaba un nuevo tanque de sedimentación secundario para soportar la mayor capacidad de tratamiento. El nuevo tanque es consistente con los originales, utilizando un tipo de flujo horizontal rectangular. El volumen efectivo del tanque es de 4900 m³, con HRT=7 h. Se agregó un raspador de lodos tipo bomba-(Velocidad de operación V=0.8 m/min). Se agregaron seis bombas sumergibles de flujo axial (bombas de reciclaje externo) (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Se agregaron dos bombas de lodos residuales (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Análisis del efecto de modernización de MBBR
Se analizaron el desempeño operativo antes y después de la modernización de la Fase II, el desempeño operativo simultáneo de la Fase I y la Fase II, los cambios en la calidad del agua a lo largo del proceso en la Fase II y la capacidad de nitrificación de las fases de biopelícula y lodos suspendidos en la Fase II para evaluar el efecto de mejora de la modernización de MBBR en la capacidad de tratamiento del sistema.
3.1 Comparación del desempeño operativo
Antes de la modernización, la Fase II ya estaba operando por encima de su caudal diseñado, con un caudal promedio real de (3,02 ± 0,46) ×10⁴ m³/d. Después de la modernización, el flujo aumentó aún más a (5,31 ± 0,76) ×10⁴ m³/d, un aumento real de aproximadamente el 76%. El caudal operativo máximo alcanzó 7,61×10⁴ m³/d, 1,52 veces el valor de diseño. La calidad del afluente y del efluente antes y después de la modernización se muestra enTabla 2yFigura 3. Con respecto a la carga del afluente, después de la modernización, las cargas de nitrógeno amoniacal (NH₃-N), nitrógeno total (TN), DQO y TP aumentaron a 1,61, 1,66, 1,60 y 1,53 veces los niveles anteriores a la modernización, respectivamente. En términos de calidad real del afluente/efluente, el NH₃-N y el TN afluentes antes/después de la modernización fueron (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/L y (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/L, respectivamente. El NH₃-N y el TN efluentes antes/después de la modernización fueron (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/L y (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/L, con tasas de eliminación promedio de 99,28%/99,31% y 67,20%/69,77%, respectivamente. A pesar del aumento sustancial en el flujo y la carga del afluente después de la modernización, la calidad del efluente aún era mejor que antes de la modernización. El mayor volumen de la zona anóxica aseguró una buena eliminación de TN, y el TN efluente se redujo aún más después de la modernización. La zona aeróbica logró una mejora significativa en la capacidad de nitrificación a través de la biopelícula portadora suspendida. Incluso con una reducción del 20 % en el volumen de la zona aeróbica en comparación con la remodelación previa{-y aumentos significativos en el flujo y la carga del afluente, se mantuvo la eliminación altamente eficiente de NH₃-N. La DQO y TP del afluente antes/después de la modernización fueron (106,82 ± 34,37)/(100,52 ± 25,93) mg/L y (2,16 ± 0,54)/(1,96 ± 0,49) mg/L, respectivamente. La DQO y TP del efluente antes/después de la modernización fueron (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/L y (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/L, con tasas de eliminación promedio de 89,93%/93,52% y 88,91%/91,33%, respectivamente. Después de la modernización, la calidad del efluente se mantuvo establemente mejor que el estándar de descarga de diseño.
Se seleccionaron además los datos operativos de noviembre a enero del año siguiente (pos-reequipamiento) para comparar el rendimiento de la Fase I y la Fase II en condiciones de baja-temperatura (temperatura mínima de 12 grados). Las concentraciones de contaminantes afluentes y efluentes para ambas fases se muestran enFigura 4. En condiciones invernales de baja-temperatura, los efluentes de ambos procesos fueron establemente mejores que el estándar de descarga de diseño. Particularmente para la eliminación de NH₃-N, que es susceptible a las bajas temperaturas, con una concentración de NH₃-N en el afluente de (18,98±4,57) mg/L, el NH₃-N efluente de la Fase I fue de (0,27±0,17) mg/L y la Fase II fue de (0,29±0,15) mg/L, ambos demostrando una buena resistencia a las bajas temperaturas. En particular, después de la modernización del MBBR en la Fase II, la HRT de la zona aeróbica fue solo el 66,07% de la de la Fase I, logrando una mejora significativa en el rendimiento de la nitrificación.
3.2 Análisis de rendimiento de la zona MBBR
Para determinar aún más el efecto real de cada zona funcional, se tomaron muestras de agua del final de cada zona funcional en la Fase I y la Fase II para mediciones paralelas. Los resultados se muestran enFigura 5. Las concentraciones de NH₃-N en el afluente fueron 18,85 mg/L y 18,65 mg/L, y las concentraciones de NH₃-N en el efluente fueron de 0,35 mg/L y 0,21 mg/L, con tasas de eliminación de NH₃-N de 98,14% y 98,87%, respectivamente. A partir de los cambios en el perfil de nitrógeno, la eliminación de NH₃-N en la Fase II se produjo principalmente en la zona aeróbica de MBBR. La concentración de NH₃-N en el efluente de la zona MBBR fue de 0,31 mg/L, lo que contribuyó con el 99,46 % a la eliminación general de NH₃-N, que ya es mejor que el estándar de descarga de diseño. La posterior zona de lodos activados aeróbicamente cumplió un papel de protección. Además, las plantas de tratamiento de aguas residuales que utilizan MBBR en la zona aeróbica comúnmente exhiben nitrificación y desnitrificación simultáneas (SND). Sin embargo, en este proyecto, no se observó eliminación de nitrógeno inorgánico total (TIN) en la zona aeróbica de MBBR, lo que puede estar relacionado con la concentración relativamente baja de sustrato afluente en este proyecto.
Para investigar más a fondo el efecto de agregar portadores suspendidos sobre el rendimiento de nitrificación del sistema, se tomó el sobrenadante del efluente de la zona anóxica de la Fase I. Se realizaron pruebas de rendimiento de nitrificación en lodos puros de Fase I, lodos puros de Fase II, biopelícula pura de Fase II y sistema de lodos de biopelícula-combinado de Fase II. En condiciones consistentes con el proyecto real (relación de llenado del portador, concentración de lodo, temperatura del agua), con OD controlado a 6 mg/L para determinar el rendimiento óptimo de nitrificación. Los resultados se muestran enTabla 3. Las tasas de nitrificación para el sistema de lodo puro de Fase I, lodo puro de Fase II, biopelícula pura de Fase II y sistema de lodo de biopelícula combinada-fase II fueron 0,104, 0,107, 0,158 y 0,267 kg/(m³·d), respectivamente. La adición de transportadores suspendidos mejoró el rendimiento de nitrificación del sistema. La tasa de nitrificación del sistema de lodos de biopelícula-combinado de Fase II alcanzó 2,57 veces la del sistema de lodos activados puros de Fase I. Además, la carga de biopelícula pura ya era mayor que la carga de lodos activados, lo que mejoró significativamente la resistencia a la carga de impacto del sistema. En el sistema combinado Fase II, el biofilm contribuyó con el 59,92% a la nitrificación, manteniendo una posición dominante.
3.3 Análisis de racionalidad de la modernización
Para analizar la racionalidad de utilizar el proceso MBBR de lodos de biopelícula-combinado para esta modernización, se realizaron cálculos sobre el efecto de la adición de portadores, la resistencia a la carga de impacto del sistema y la correlación entre el aumento del flujo y la adición de portadores. Si la Fase II de este proyecto no se hubiera adaptado y utilizado el proceso tradicional de lodos activados, basado en el NH₃-N afluente/efluente diseñado y la tasa de nitrificación volumétrica óptima del lodo activado de la Fase I (DO=6 mg/L), la concentración calculada de NH₃-N en el efluente sería de 5,55 mg/L, lo que no cumpliría con el estándar de efluente. Si se calcula con base en la tasa de nitrificación óptima obtenida de la prueba del sistema combinado de la Fase II, en el flujo de afluente diseñado, la Fase II podría tolerar una concentración máxima de NH₃-N en el afluente de hasta 55 mg/L, que es 2,20 veces el valor de diseño, lo que mejora significativamente la resistencia a la carga de impacto del sistema. Por lo tanto, utilizar MBBR para esta modernización es racional y garantiza de manera efectiva el cumplimiento estable de los estándares de efluentes. Si la Fase I también se modernizara con el proceso MBBR, basándose en las concentraciones de contaminantes afluentes/efluentes diseñadas, el flujo de tratamiento podría incrementarse en más de 1 veces, brindando la posibilidad de que las plantas de tratamiento de aguas residuales coincidan con el rápido desarrollo urbano y logren mejoras sin problemas.
4 Estado de unión de biopelículas y análisis microbiano
La unión de biopelículas en los soportes suspendidos en este proyecto se muestra enFigura 6. La biopelícula recubrió uniformemente la superficie interna de los soportes, siendo densa sin material floculante en los poros del soporte. El espesor promedio fue de (345,78 ± 74,82) μm. La biomasa promedio de biopelícula fue (18,87 ± 0,93) g/m², la relación de sólidos suspendidos volátiles (VSS)/SS se mantuvo estable en 0,68 ± 0,02 y la VSS promedio fue (12,77 ± 0,61) g/m².
Para explorar más a fondo el efecto de mejora de la modernización de MBBR en la capacidad de tratamiento del sistema desde una perspectiva microscópica, se tomaron muestras de lodo activado de Fase I, lodo activado de Fase II y biopelícula para una secuenciación de alto rendimiento del amplicón 16S. La abundancia relativa de microorganismos a nivel de género dentro del sistema se muestra enFigura 7.
Los géneros nitrificantes dominantes en la biopelícula portadora suspendida fueron Nitrospira y Nitrosomonas, con abundancias relativas de 7,98% y 1,01%, respectivamente. En contraste, el género nitrificante dominante en los lodos activados de Fase I y II fue Nitrospira, con abundancias relativas de 1,05% y 1,27%, respectivamente. Nitrospira es el género nitrificante más común en plantas de tratamiento de aguas residuales. Se ha demostrado que muchas de sus especies poseen capacidad completa de oxidación de amoníaco (comammox), lo que significa que un solo microorganismo puede completar el proceso de amoníaco a nitrato. El proceso MBBR, en forma de biopelícula, logró un enriquecimiento eficiente de Nitrospira, con una abundancia relativa de 7,58 veces mayor que en lodos activados, proporcionando una base microscópica para mejorar el rendimiento de nitrificación del sistema. También se puede observar que la abundancia relativa de bacterias nitrificantes en el lodo activado del mismo sistema que la biopelícula (Fase II) fue ligeramente mayor que en el sistema de lodo activado puro de la Fase I. Esto puede deberse a que la biopelícula desprendida de los portadores suspendidos inoculó el lodo activado durante la renovación dinámica, aumentando la abundancia relativa de bacterias nitrificantes en el lodo.
Los géneros desnitrificantes dominantes en ambos sistemas se enriquecieron principalmente en lodos activados y tenían una composición relativamente similar, incluidos Terrimonas, Flavobacterium, Decloromonas, Hyphomicrobium, etc. Las abundancias relativas de géneros desnitrificantes en la Fase I y la Fase II fueron del 8,76% y el 7,52%, respectivamente. Desde una perspectiva funcional, además de la desnitrificación, algunas especies dentro de Terrimonas pueden degradar sustancias similares al antraceno-; Flavobacterium puede degradar plásticos biodegradables (p. ej., PHBV); Hyphomicrobium puede utilizar diversos compuestos orgánicos tóxicos y difíciles-de-degradar para la desnitrificación, como diclorometano, sulfuro de dimetilo, metanol, etc. El afluente de este proyecto contiene algunas aguas residuales industriales, lo que lleva a la especialización de comunidades microbianas funcionales bajo una aclimatación a largo-plazo. Aunque este proyecto no mostró efectos macroscópicos significativos de SND, todavía se encontraron algunos grupos funcionales desnitrificantes en la biopelícula portadora suspendida, incluidos Hyphomicrobium, Decloromonas, Terrimonas y OLB13, con una proporción total del 2,78%. Esto indica que después de que la biopelícula alcanza un cierto espesor, los microambientes anóxicos/anaeróbicos formados en el interior pueden proporcionar condiciones para el enriquecimiento de bacterias desnitrificantes, ofreciendo también la posibilidad de que se produzca SND en la zona aeróbica de MBBR. Además, se detectó Proteiniclasticum tanto en lodos de Fase I como de Fase II, con abundancias relativas de 1,09% y 1,18%, respectivamente. Este género tiene buena capacidad para descomponer y transformar sustancias proteicas. Su enriquecimiento puede estar relacionado con la presencia de numerosas empresas de productos lácteos dentro del área de acopio de este proyecto.
En particular, la abundancia relativa de Candidatus Microthrix en los lodos activados de la Fase I alcanzó el 3,72%. Es una bacteria filamentosa común en los lodos activados, a menudo asociada con la acumulación de lodos. Sin embargo, su abundancia relativa en lodos y biopelículas de la Fase II fue sólo del 0,57% y 1,03%, respectivamente. Después de la modernización con el proceso MBBR, la fluidización de los portadores suspendidos tiene un efecto de corte sobre las bacterias filamentosas, lo que reduce la probabilidad de que los filamentos se acumule en el lodo activado.
5 Análisis Económico
El consumo de electricidad por metro cúbico antes y después de esta modernización fue de 0,227 kWh/m³ y 0,242 kWh/m³, respectivamente. A un precio de la electricidad de 0,66 RMB/(kWh), los costos operativos de electricidad fueron de 0,150 RMB/m³ y 0,160 RMB/m³. El aumento en el consumo de electricidad se debió principalmente a la nueva zona de mezcla anóxica y al equipo eléctrico adicional del nuevo tanque de sedimentación secundario. Los productos químicos para la eliminación de fósforo utilizados en este proyecto son el cloruro poliférrico (PFC) y la poliacrilamida (PAM). La dosis se mantuvo constante antes y después de la modernización: dosis de PFC 2,21 t/d, costo 0,014 RMB/m³; Dosis de PAM 17,081 kg/d, costo 0,0028 RMB/m³. Este proyecto utiliza plenamente la fuente de carbono en el afluente crudo para la desnitrificación. No se agregó ninguna fuente externa de carbono orgánico antes o después de la modernización. Los costos directos de electricidad y productos químicos por metro cúbico antes y después de la modernización fueron de 0,167 RMB/m³ y 0,177 RMB/m³, respectivamente.
6 Conclusiones y perspectivas
(1) La Fase II de una planta de tratamiento de aguas residuales en el sur utilizó el proceso MBBR para modernizar la expansión de la capacidad, abordando problemas como la escasez de tierra. Después de la modernización, el flujo de tratamiento aumentó de (3,02±0,46) ×10⁴ m³/d a (5,31±0,76) ×10⁴ m³/d, logrando una expansión de la capacidad in-in situ del 76 %. El flujo operativo máximo alcanzó 1,52 veces el valor de diseño, con un efluente establemente mejor que el estándar de descarga de diseño.
(2) Al incorporar el proceso MBBR en la etapa biológica, se logró una eliminación altamente eficiente y estable de NH₃-N en condiciones invernales de baja-temperatura, a pesar de que la HRT aeróbica fue solo el 66,07 % de la del proceso de lodo activado. La zona MBBR contribuyó con el 99,46 % a la eliminación de NH₃-N. Si no se hubiera modernizado la Fase II, con el mismo caudal y calidad de agua, el efluente NH₃-N alcanzaría 5,55 mg/L. Por lo tanto, utilizar MBBR para esta modernización era necesario y racional.
(3) La biopelícula portadora suspendida mejoró el efecto de enriquecimiento del género nitrificante central Nitrospira. Su abundancia relativa en la biopelícula fue 7,58 veces mayor que en el lodo activado, lo que proporciona una base microscópica para mejorar el rendimiento de la nitrificación del sistema. Además, el enriquecimiento de géneros desnitrificantes en la biopelícula ofrece la posibilidad de que se produzca SND.
Este proyecto utilizó el proceso combinado de lodos-de biopelículas para lograr un aumento de capacidad-in situ. Sin embargo, el funcionamiento real todavía está limitado por la retención y recuperación de lodos activados, lo que impide seguir mejorando la capacidad de tratamiento. Actualmente, se han aplicado procesos de biopelícula pura en proyectos reales, abandonando por completo los lodos activados y utilizando las características de alta-carga de la biopelícula para una eliminación eficiente de contaminantes, sin restricciones por los lodos activados. Esto proporciona una nueva solución para la nueva construcción, renovación o ampliación de plantas de tratamiento de aguas residuales.