Пилотно -мащабно проучване на много-етапна A/O-MBBR система за отстраняване на азот при средно-ниски температури
Преглед
През последните години Китай постигна значителни резултати в управлението на водната среда, но все още е изправен пред проблеми като недостиг на водни ресурси, замърсяване на водната среда и щети на водната екологична среда. От гледна точка на опазването на водните ресурси, предотвратяването на замърсяването на водата и възстановяването на водната екология, непрекъснатото насърчаване на подобряването на ефективността и ефективността на пречистването на отпадъчните води е от голямо значение за увеличаване на степента на използване на водните ресурси, подобряване на качеството на водната среда, повишаване на националното качество на живот, ускоряване на изграждането на екологична среда и спечелване на битката за чиста вода. Понастоящем, въз основа на съществуващия национален „Стандарт за изхвърляне на замърсители за градски пречиствателни станции за отпадъчни води“ (GB18918-2002), местните власти последователно предлагат нови изисквания за качеството на отпадните води на градските пречиствателни станции за отпадъчни води, с особено по-строги изисквания към показатели като органична материя, амонячен азот и общ азот. Традиционните технологии за пречистване на водата, представени от процеса на активна утайка, се сблъскват с тесни места като ограничена биологична нитрификация при ниски температури. Многобройни проучвания показват, че ефективността на нитрификация на процеса на активна утайка значително намалява при ниски -температурни условия, придружени от проблеми като силно натрупване на утайки и биологична измет. Следователно, пробивът през нискотемпературното препятствие и постигането на стабилно и ефективно биологично отстраняване на азот се превърна в спешен проблем, който трябва да бъде решен в областта на пречистването на отпадъчни води. Технологията Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) е приложена в стотици пречиствателни станции за отпадъчни води по целия свят. Благодарение на прикрепеното състояние на растеж на биофилма в реактора и способността му за непрекъснато обновяване, той не само притежава висока биомаса, но също така поддържа висока активност. Резултатите от приложението в скандинавските страни също показват, че има по-добра адаптивност към ниски температури в сравнение с процеса на активна утайка.
Поради тази причина това проучване, насочено към характеристиките на градските отпадъчни води в Китай, използва предимствата на MBBR и много{0}}етапния аноксичен/кислороден (A/O) процес за биологично отстраняване на азот, за да се изградитри{0}}степенна A/O-MBBR пилотна-мащабна система. Беше изследван капацитетът на системата за отстраняване на органична материя, амонячен азот и общ неорганичен азот при средно-ниски температурни условия. Капацитетът на нитрификация и морфологичните промени на биофилма при статични експериментални условия бяха анализирани, осигурявайки техническа подкрепа за постигане на стабилно и ефективно отстраняване на азот от градските отпадъчни води при ниски -температурни условия и за изграждането и регулирането на много-етапни A/O-MBBR системи.
1. Материали и методи
1.1 Експериментална настройка и режим на работа на-системата в пилотен мащаб
Потокът на процеса на изградената три{0}}етапна A/O-MBBR пилотна-мащабна система е показана вФигура 1. Пилотната -мащабна система се състои от три етапа на аноксична/кислородна (A/O), разделени на общо 10 реакционни зони.Първият-етапПодсистемата A/O-MBBR се състои от аноксични реакционни зони (A1, A2) и аеробни реакционни зони (O3, O4).Вторият-етапПодсистемата A/O-MBBR се състои от аноксични реакционни зони (A5, A6) и аеробни реакционни зони (O7, O8).Третият-етапПодсистемата A/O-MBBR се състои от аноксична реакционна зона (A9) и аеробна реакционна зона (O10). Ефективният обем навсяка гореспомената реакционна зона е 1,4 m³ (1m * 1m * 1,4m), с ефективна дълбочина на водата от 1,4 m. Суспендирани носители на биофилм (среда) със специфична повърхност от 500 m²/m³ бяха добавени към всеки сегмент на реакционната зона, със съотношение на запълване на носителя от 35% за всички. В аноксичните реакционни зони се използва механично смесване, за да се запазят флуидизираните носители, докато в аеробните реакционни зони се използва аерация с перфорирана тръба, контролиращаконцентрация на разтворен кислород при 3-9 mg/L.
Действителният дебит на притока на пилотната -мащабна система беше (23.6 + 5.4) m³/d, като се използва дву-точково разпределение на вливането, с входящи точки, зададени в реакционни зони A1 и O5, и съотношение на вливане 1:1. Пилотната -мащабна система имаше два комплекта рециркулация на нитрифицирана течност (от O4 до A1 и от O8 до A5), със съотношение на рециркулация от 100% до 200% (на базата на скоростта на входящия поток на всеки етап). За да се осигури подходяща пост{15}}денитрификация, 50-90 mg/L натриев ацетат (изчислен като COD) беше добавен като външен източник на въглерод в реакционната зона A9. Цялото експериментално изследване беше разделено на 2 фази: Фаза I - Нормална температура (18-29 градуса); Фаза II - Средно-ниска температура (10-16 градуса).
1.2 Тествайте водата
Пилотният тест беше проведен на-на място в градска пречиствателна станция за отпадъчни води в град Циндао. Тестовата вода беше взета от отпадъчния поток на първичния утаителен резервоар на тази инсталация и влезе в пилотната система след подобрена предварителна обработка чрез флотация. Условията за качество на водата след подобрена предварителна флотационна обработка са показани вТаблица 1.
1.3 Индикатори и методи за откриване
1.3.1 Конвенционални индикатори
Конвенционалните показатели като SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS и MLVSS бяха измерени с помощта на стандартни методи от „Методи за мониторинг и анализ на вода и отпадъчни води“. Разтвореният кислород, температурата, pH и ORP се измерват с помощта на aпреносим измервател за разтворен кислород (HACH HQ40d). Дебелината на биофилма се измерва с помощта наобърнат флуоресцентен микроскоп (Olympus, IX71).
1.3.2 Статичен експеримент на нитрификация
По време на работа на системата периодично се вземат проби от носители от аеробните зони за измерване на нитрификационния капацитет на биофилма при статични реакционни условия. Носителите от всяка аеробна реакционна зона се поставят в 5L реактор със съотношение на пълнене, идентично с пилотната система при 35%. Тестваната вода беше изкуствено конфигуриран разтвор на NH4Cl с масова концентрация 20-25 mg/L (изчислено като N). По време на експеримента беше използвана малка въздушна помпа за аериране, за да се поддържат флуидизираните носители, докато се контролира разтвореният кислород при 7-11 mg/L. Продължителността на теста беше 2 часа, с интервали на вземане на проби от 30 минути, измервайки промяната в концентрацията на NH4⁺-N, за да се изчисли капацитетът на нитрификация на биофилма при статични реакционни условия.
2. Резултати и анализ
2.1 Оперативна ефективност на три-степенната A/O-MBBR пилотна система
Оперативната ефективност на три-степенната пилотна система A/O-MBBR е показана вФигура 2. Във фазата на нормална температура (Фаза I), с реакционна температура от 18-29 градуса, скорост на потока на обработка от (23.6+5.4) m³/d и доза въглероден източник от 50 mg/L (изчислено като COD, същото по-долу) в аноксичната зона на третия-етап A/O-MBBR подсистема, влиятелният SCOD на системата, Концентрациите на NH4⁺-N и TIN бяха съответно (160±31), (35,0±7,2) и (35,8±7,0) mg/L, а концентрациите на третираните отпадъчни води бяха съответно (27±8), (0,6±0,5) и (2,7±2,2) mg/L, ссредните нива на отстраняване достигат 83,1%, 98,3% и 92,5%. Във фазата на средна-ниска температура (Фаза II), с реакционна температура от 10-16 градуса, същият дебит на обработка от (23.6+5.4) m³/d и доза въглероден източник от 50-90 mg/L в аноксичната зона на третата-етап A/O-MBBR подсистема, влиятелният SCOD на системата, Концентрациите на NH4⁺-N и TIN бяха съответно (147±30), (38,3±2,1) и (39,6±2,3) mg/L, а концентрациите в отпадъчните води бяха съответно (26±6), (0,4±0,6) и (6,8±3,6) mg/L, ссредните нива на отстраняване достигат 82,3%, 99,0% и 82,8%. Освен това, по време на дни 56-62 от работата на системата, когато дозата на въглеродния източник беше 50 mg/L, се появи значително натрупване на NO₂⁻-N в реакционната зона A9. Въпреки това, след постепенно увеличаване на дозата на въглеродния източник до 90 mg/L, натрупването на NO₂⁻-N в реакционната зона A9 постепенно изчезна и концентрацията на TIN в изтичащия поток намаля до разумно ниво.
2.2 Промени в капацитета на нитрификация на биофилма във всяка аеробна реакционна зона при различни реакционни температури
За да се оценят промените в капацитета на нитрификация на три{0}}степенната A/O-MBBR система от цялостна гледна точка, бяха анализирани степента на принос на нитрификация на NH₄⁺-N и капацитетът на нитрификация на биофилма във всяка аеробна реакционна зона при различни реакционни температури, като резултатите бяха показани вФигури 3 и 4, съответно.
Фигура 4 Натоварване при отстраняване на нитрификация и криви на напасване в аеробните зони на подсистеми A/O-MBBR от първи и втори етап при различни реакционни температури
отФигура 3, може да се види, че в рамките на три-степенната A/O-MBBR система, поради дву-точковото влияние, реакционните зони O3 и O4 на първата-етап A/O-MBBR подсистема и O7 и O8 реакционните зони на втората-етап A/O-MBBR подсистема поемат основното натоварване от нитрификация на системата. При нормални и средно{12}}ниски температурни условия,Степента на принос на нитрификация на NH4⁺-N на тези две подсистеми е съответно 43,1%, 49,6% и 33,8%, 54,0%. Това показва, че при средно-ниски температурни условия степента на принос на нитрификация на NH4₄⁺-N на подсистемата на втория-етап е с 20,2% по-висока от тази на подсистемата на първия-етап.
отФигури 4(a) и (c), може да се види, че за биофилмите в аеробните реакционни зони O3 и O7 при нормална температура, те са основните реакционни зони в три-етапната A/O-MBBR система за разграждане на органична материя, съчетана с нитрификационна функция. Когато натоварването на премахване на SCOD за повърхност на носител (съкратено като „натоварване на отстраняване на SCOD“, изчислено като COD) е по-малко от 2,0 g/(m²·d) и натоварването на нитрификация на площ на повърхността на носител (съкратено като „натоварване на нитрификация“, изчислено като N) е по-малко от 1,6 g/(m²·d), връзката между натоварването на отстраняване на нитрификация на площ на повърхността на носител (съкратено като „натоварване на отстраняване на нитрификация“, изчислено като N) и натоварването на нитрификация следват линейна реакция от първи-порядък, с наклони съответно от 0,83 и 0,84. Когато натоварването на нитрификация се увеличи до 1,6-6,0 g/(m²·d), връзката между натоварването на отстраняване на нитрификация и натоварването на нитрификация последва реакция от нулев-порядък, със съответните средни натоварвания на отстраняване на нитрификация от 1,31 и 1,34 g/(m²·d), съответно. Когато натоварването при отстраняване на SCOD беше 2,0-4,0 g/(m²·d) и натоварването при нитрификация беше 1,6-6,0 g/(m²·d), въпреки че реакционната връзка от нулев ред между натоварването при отстраняване на нитрификация и натоварването при нитрификация остана непроменена, съответните средни натоварвания при отстраняване на нитрификация намаляха съответно до 0,95 и 0,97 g/(m²·d). За биофилмите в O3 и O7 аеробни реакционни зони при средно-ниска температура, когато натоварването при отстраняване на SCOD е по-малко от 2,0 g/(m²·d) и натоварването на нитрификация е по-малко от 1,1 g/(m²·d), линейните наклони на натоварването при отстраняване на нитрификация спрямо натоварването на нитрификация намаляват съответно до 0,71 и 0,81. Когато натоварването на нитрификация се увеличи до 1,1-6,0 g/(m²·d), съответните средни натоварвания на отстраняване на нитрификация намаляха до 0,78 и 0,94 g/(m²·d), съответно, което представлява понижение от 40,4% и 19,4% в сравнение с нормалните температурни условия. Когато натоварването при отстраняване на SCOD се увеличи до 2,0-4,0 g/(m²·d), съответните средни натоварвания при отстраняване на нитрификация намаляват до 0,66 и 0,91 g/(m²·d), съответно, което представлява намаление от 30,5% и 6,2% в сравнение с нормалните температурни условия. Капацитетът на нитрификация на биофилма в реакционната зона O3 е в съответствие с резултатите от изследването на HEM et al. при съответните условия. Трябва да се отбележи обаче, че при условия на средно-ниска температура, в сравнение с биофилма на реакционната зона O3, биофилмът на реакционната зона O7 показва по-силен капацитет на нитрификация.
отФигури 4(b) и (d), може да се види, че за биофилмите в аеробните реакционни зони O4 и O8 при нормална температура, те са реакционните зони в три-етапната A/O-MBBR система, обслужваща основно допълнителна функция на нитрификация. Когато натоварването на премахване на SCOD е по-малко от 1,0 g/(m²·d) и натоварването на нитрификация е по-малко от 1,3 g/(m²·d), връзката между натоварването на отстраняване на нитрификация и натоварването на нитрификация следва линейна реакция от първи-порядък, с наклони съответно от 0,86 и 0,88. Когато натоварването на нитрификация се увеличи до 1,3-3,0 g/(m²·d), връзката между натоварването на отстраняване на нитрификация и натоварването на нитрификация последва реакция от нулев-порядък, със съответните средни натоварвания на отстраняване на нитрификация от 1,11 и 1,13 g/(m²·d), съответно. При средно-ниски температурни условия, когато SCOD натоварването при отстраняване е по-малко от 1,0 g/(m²·d) и нитрификационното натоварване е по-малко от 1,0 g/(m²·d), линейните наклони на натоварването при нитрификация спрямо натоварването при нитрификация намаляват съответно до 0,72 и 0,84. Когато натоварването на нитрификация се увеличи до 1,0-3,0 g/(m²·d), съответните средни натоварвания на отстраняване на нитрификация бяха съответно 0,72 и 0,86 g/(m²·d), което представлява понижение от 35,1% и 23,9% в сравнение с нормалните температурни условия.
От горния анализ може да се види, че при средно-ниски температури точките на инфлексия на връзката между натоварването за отстраняване на нитрификация и натоварването на нитрификация за биофилма във всяка реакционна зона са настъпили по-рано в сравнение с нормалната температура. Това явление е относително в съответствие с резултатите от изследването на SAFWAT. Като цяло, въпреки че капацитетът на нитрификация на биофилма във всяка аеробна зона на системата показва низходяща тенденция при средно-ниски температури,капацитетът на нитрификация на биофилма в реакционната зона O7 на втория -етап A/O-MBBR подсистема се увеличи с 20,5%-37,9% в сравнение с реакционната зона O3, а капацитетът на нитрификация на биофилма в реакционната зона O8 се увеличи с около 19,4% в сравнение с реакционната зона O4. Това показва, че настройката на втората-етапна реакционна зона в три-етапна A/O-MBBR система е от полза за подобряване на общия капацитет на нитрификация на системата.
2.3 Промени в капацитета за денитрификация на биофилма във всяка аноксична реакционна зона при различни реакционни температури
За да се оценят промените в капацитета за денитрификация на три{0}}степенната A/O-MBBR система от цялостна гледна точка, това проучване анализира капацитета за денитрификация на биофилма във всяка аноксична реакционна зона при различни реакционни температури, като резултатите са показани вФигура 5.
Фигура 5 Натоварване за премахване на денитрификация във всяка аноксична зона на три-степенна A/O-MBBR система при различни реакционни температури
отФигури 5(a) и (c), може да се види, че за аноксичните реакционни зони А1 и А5 те са основните денитрификационни зони в три-етапната A/O-MBBR система, използваща източници на въглерод от сурова вода като субстрат. Както при нормални, така и при средно{5}}ниски температурни условия, когато съответното съотношение на аноксичен денитрификация въглерод-към-азот (ΔCBSCOD / CNOx--N) е по-голямо от 5,0 и натоварването на денитрификация за площ на повърхността на носителя (съкратено като "натоварване на денитрификация", изчислено като NOx--N) е по-малко от 0,95 g/(m²·d), връзката между натоварването при денитрификация за премахване на повърхностна площ на носителя (съкратено като „натоварване при денитрификация при отстраняване“, изчислено като NOx--N) и натоварването при денитрификация следва линейна реакция от първи-порядък, с наклони от 0,87, 0,88 и 0,82, 0,84, съответно. Когато натоварването при денитрификация се увеличи над 0,95 g/(m²·d), връзката между натоварването при денитрификация при отстраняване и натоварването при денитрификация последва реакция от нулев -порядък, със съответните средни натоварвания при денитрификация при отстраняване от 0,82, 0,82 g/(m²·d) и 0,78, 0,77 g/(m²·d), съответно. С намаляването на ΔCBSCOD / CNOx--N инфлексната точка на връзката между натоварването при денитрификация при отстраняване и натоварването при денитрификация се измества напред, линейният наклон при условия на ниско натоварване показва низходяща тенденция и едновременно с това средното натоварване при денитрификация при условия на високо натоварване също показва низходяща тенденция. Тези резултати показват, че за денитрификацията на биофилма в реакционните зони A1 и A5, използващи източници на въглерод в сурова вода, съотношението въглерод към азот е основният фактор, определящ денитрификационната функция, и при условията на качеството на тестовата вода идеалното съотношение въглерод към азот за аноксичните реакционни зони A1 и A5 трябва да бъде по-голямо от 5.
От фигури 5(b) и (d), може да се види, че за А2 и А6 аноксичните реакционни зони, тъй като А1 и А5 аноксичните реакционни зони премахнаха и изразходиха източниците на въглерод в суровата отпадъчна вода и по-голямата част от нитратите, носени от рециркулационния поток, А2 и А6 аноксичните реакционни зони бяха дългосрочно-субстратно-дефицитно ниско-натоварено състояние. Следователно, както при нормални, така и при средно{10}}ниски температурни условия, когато ΔCBSCOD / CNOx--N беше между 1,0-2,0 и натоварването на денитрификация беше по-малко от 0,50 g/(m²·d), линейните наклони на натоварването при денитрификация спрямо натоварването при денитрификация бяха съответно само 0,51, 0,40 и 0,47, 0,37. Освен това, когато товарът при денитрификация се увеличи до 0,50-1,50 g/(m²·d), съответните средни натоварвания при денитрификация на отстраняване бяха съответно само 0,25, 0,20 и 0,20, 0,17 g/(m²·d). Въпреки това, резултатите от статичния експеримент в това проучване показаха, че при условия на достатъчен източник на въглерод и нитратен субстрат, натоварването при денитрификация на биофилма в аноксичните реакционни зони А2 и А6 може да достигне съответно (0,66±0,14) и (0,68±0,11) g/(m²·d). Този резултат отразява, че биофилмът в А2 и А6 аноксичните реакционни зони действително притежава сравнително силен капацитет за денитрификация, който е ограничен от липсата на източник на въглерод и нитратни субстрати в тази пилотна система.
отФигура 5(д), може да се види, че за аноксична реакционна зона A9 тя носи денитрификационния товар за всички нитрати, изтичащи от първите два етапа на три-етапа A/O-MBBR система, като се използва външно добавен натриев ацетат като източник на въглерод за денитрификация. Както при нормални, така и при средно{4}}ниски температурни условия, когато ΔCBSCOD / CNOx--N беше по-голямо от 5 и натоварването на денитрификация беше по-малко от 2,5 g/(m²·d), връзката между натоварването на отстраняване на денитрификация и натоварването на денитрификация следваше линейна реакция от първи{16}}порядък, с наклони съответно от 0,93 и 0,94. Въпреки това, тъй като ΔCBSCOD / CNOx--N намалява, линейният наклон на връзката между натоварването при денитрификация и натоварването при денитрификация показва низходяща тенденция. Този резултат също показва, че за денитрификацията на биофилма в реакционната зона A9, използвайки външен източник на въглерод, съотношението въглерод към азот също е основният фактор, определящ денитрификационната функция, с необходимо съотношение въглерод към азот за денитрификация, по-голямо от 3. Едновременно с това влиянието на промените в реакционната температура върху неговата денитрификационна функция е сравнително малко.
2.4 Капацитет на нитрификация и морфологични характеристики на биофилма във всяка аеробна реакционна зона при статични експериментални условия
Капацитетът на нитрификация на биофилма във всяка аеробна реакционна зона при статични експериментални условия е показан вФигура 6. От фигура 6 може да се види, че при нормална температура капацитетът на нитрификация на биофилма в аеробните реакционни зони O3, O4, O7 и O8 е съответно (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) и (1,25±0,13) g/(m²·d). При средно -ниска температура капацитетът на нитрификация на биофилма в съответните аеробни реакционни зони беше (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) и (1,03±0,05) g/(m²·d), съответно, намалявайки с 21,9%, 18,7%, 22,9% и 17,6% спрямо нормалната температура. Тези резултати от статичен експеримент са в съответствие с тенденцията на измерените стойности в пилотната система. Освен това може да се отбележи, че измереният капацитет на нитрификация на биофилма във всяка аеробна зона при статични експериментални условия е малко по-висок от действителните стойности в пилотната система. Анализът приписва това на използването на единичен амониев азотен субстрат и почти -наситени условия с високо съдържание на разтворен кислород по време на статичните експерименти, което води до по-високо ниво на капацитет за нитрификация на биофилма. При нормална температура, действителният капацитет на нитрификация в реакционните зони O3, O4, O7 и O8 на три-етап A/O-MBBR система е съответно 95,6%, 90,6%, 95,7% и 90,4% от максималния капацитет на нитрификация при статични експерименти. При средно-ниска температура действителният капацитет на нитрификация в реакционните зони O3, O4, O7 и O8 намалява съответно до 72,9%, 72,0%, 87,0% и 84,5%.
Допълнителен анализ показа, че при нормална температура специфичните скорости на окисление на амоняк (скорост на нитрификация за единица маса MLVSS, изчислена като N) на биофилма в зоните на аеробна реакция O3, O4, O7 и O8 са (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,0086) и (0,060±0,0063) g/(g·d), съответно. При средно -ниска температура, специфичните скорости на окисление на амоняка на биофилма в зоните на аеробна реакция O3 и O4 са съответно само (0,046±0,0004) и (0,041±0,0016) g/(g·d), като намаляват с 25,8% и 30,5% в сравнение с нормалната температура. Обратно, специфичните скорости на окисление на амоняка на биофилма в аеробните реакционни зони O7 и O8 са съответно (0.062±0.0051) и (0.060±0.0029) g/(g·d). В сравнение с нормалните температурни условия, капацитетът на окисление на амоняка на биофилма на реакционната зона O8 остава непроменен, докато капацитетът на окисление на амоняка на биофилма на аеробната реакционна зона O7 дори се увеличава с 3,3%. Този резултат добре демонстрира, че при условия на средна-ниска температура, биофилмът в реакционната зона на втория-етап на пилотната система има по-добър капацитет за нитрификация и рационалността на приноса на подсистемата на втория-етап към общата нитрификация на системата.
Резултатите от наблюдението на морфологията на биофилма във всяка аеробна реакционна зона на първи и втори етап A/O-MBBR подсистеми са показани вФигура 7. При нормална температура дебелините на биофилма в аеробните реакционни зони O3, O4, O7 и O8 са съответно (217.6±54.6), (175.7±38.7), (168.1±38.2) и (152.4±37.8) μm. При средно -ниска температура дебелините на биофилма в реакционните зони O3 и O4 бяха (289,4±59,9) и (285,3±61,9) μm, съответно, което представлява увеличение от 33,0% и 62,4% в сравнение с дебелината на биофилма при нормална температура. За разлика от това, дебелините на биофилма в реакционните зони O7 и O8 бяха съответно (173.1 ± 40.2) и (178.3 ± 31.2) μm, увеличавайки се само с 3.0% и 17.0% в сравнение с нормалната температура. Някои проучвания показват, че по-тънките биофилми имат по-силен капацитет за окисляване на амоняк, което е относително в съответствие с експерименталните резултати от това изследване. Анализът приписва това на факта, че нитрифициращите бактерии в биофилма са вертикално разпределени в слоестата структура на биофилма; прекомерната дебелина на биофилма води до намалена ефективност на трансфер на маса на субстрата и афинитет към субстрата. Освен това, при условия на средна -ниска температура, концентрацията на разтворен кислород във всяка аеробна зона на пилотната система беше много по-ниска от тази в статичния експериментален реактор (разлика с 3,0-5,0 mg/L). Особено за по-дебелите биофилми в реакционните зони O3 и O4, намаляването на капацитета за пренос на кислородна маса в рамките на биофилма доведе до намаляване на техния действителен капацитет на нитрификация (само около 70% от максималния капацитет на нитрификация, измерен при статични условия). Следователно, за чист биофилм MBBR, е необходимо да се подобри обновяването на биофилма чрез укрепване на интензитета на срязване и разумно контролиране на дебелината на биофилма, за да се поддържа капацитетът на нитрификация на биофилма.
3. Заключение
① При условия на реакционна температура от 10-16 градуса (средно-ниска температура), скорост на потока на обработка от (23,6±5,4) m³/d и доза въглероден източник от 50-90 mg/L (изчислено като COD) в аноксичната зона на третия-етап A/O-MBBR подсистема, Концентрациите на SCOD, NH4⁺-N и TIN в тристепенната пилотна система A/O-MBBR бяха съответно (26±6), (0,4±0,6) и (6,8±3,6) mg/L, ссредните нива на отстраняване достигат 82,3%, 99,0% и 82,8%.
② При условия на средна-ниска температура, поради разликите в биофилма на аеробните реакционни зони между подсистемите A/O-MBBR на първия-етап и втория-етап, се формира разлика в капацитета на нитрификация на биофилма между двете подсистеми. Особено за първия-етап A/O-MBBR подсистема, капацитетът на нитрификация намаля поради увеличената дебелина на биофилма. За да се поддържа капацитетът на нитрификация на биофилма, е необходимо да се контролира разумно дебелината на биофилма.
③ В три-степенната A/O-MBBR пилотна система ефектът от промените в реакционната температура върху денитрификационната функция беше сравнително малък. При различни реакционни температури съотношението въглерод-към-азот при денитрификация при използване на сурова вода като източник на въглерод трябва да бъде по-голямо от 5, а съотношението въглерод-към-азот при денитрификация при използване на външно добавен натриев ацетат като източник на въглерод трябва да бъде по-голямо от 3.