Pilotná-štúdia o viac-stupňovom A/O-systéme MBBR na odstraňovanie dusíka pri stredných-nízkych teplotách
Prehľad
V posledných rokoch Čína dosiahla významné výsledky v manažmente vodného prostredia, no stále čelí problémom, akými sú nedostatok vodných zdrojov, znečistenie vodného prostredia a ekologické poškodzovanie vodného prostredia. Z hľadiska ochrany vodných zdrojov, predchádzania znečisťovaniu vôd a obnovy ekológie vôd má neustála podpora zlepšovania účinnosti a efektívnosti čistenia odpadových vôd veľký význam pre zvyšovanie miery využívania vodných zdrojov, zlepšovanie kvality vodného prostredia, zvyšovanie kvality života v krajine, urýchlenie výstavby ekologického prostredia a víťazstvo v boji o čistú vodu. V súčasnosti na základe existujúceho národného „Štandardu vypúšťania znečisťujúcich látok pre mestské čistiarne odpadových vôd“ (GB18918-2002) miestne samosprávy postupne navrhli nové požiadavky na kvalitu odpadovej vody z mestských čistiarní odpadových vôd s obzvlášť prísnejšími požiadavkami na ukazovatele, ako sú organické látky, amoniakálny dusík a celkový dusík. Tradičné technológie úpravy vody reprezentované procesom aktivovaného kalu čelia problémom, ako je obmedzená biologická nitrifikácia pri nízkych teplotách. Početné štúdie ukázali, že výkon nitrifikácie procesu s aktivovaným kalom výrazne klesá v podmienkach nízkej-teploty, čo je sprevádzané problémami, ako je silné zhlukovanie kalu a biologický kal. Preto sa prelomenie nízkoteplotného úzkeho miesta a dosiahnutie stabilného a účinného biologického odstraňovania dusíka stalo naliehavým problémom, ktorý treba vyriešiť v oblasti čistenia odpadových vôd. Technológia Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) bola aplikovaná v stovkách čistiarní odpadových vôd po celom svete. V dôsledku pripojeného stavu rastu biofilmu v reaktore a jeho schopnosti nepretržitej obnovy má nielen vysokú biomasu, ale tiež si zachováva vysokú aktivitu. Výsledky aplikácie v severských krajinách tiež naznačujú, že má silnejšiu adaptabilitu na nízke teploty v porovnaní s procesom aktivovaného kalu.
Z tohto dôvodu táto štúdia, zameraná na charakteristiky komunálnych odpadových vôd v Číne, využíva výhody MBBR a viacstupňový proces Anoxic/Oxic (A/O) na biologické odstraňovanie dusíka na konštrukciutrojstupňový A/O-pilotný systém MBBR-. Skúmala sa schopnosť systému odstraňovať organickú hmotu, amoniakálny dusík a celkový anorganický dusík v podmienkach stredne-nízkych teplôt. Analyzovala sa nitrifikačná kapacita a morfologické zmeny biofilmu za statických experimentálnych podmienok, čo poskytlo technickú podporu na dosiahnutie stabilného a efektívneho odstraňovania dusíka z komunálnych odpadových vôd pri nízkych-teplotných podmienkach a na konštrukciu a reguláciu viacstupňových A/O-systémov MBBR.
1. Materiály a metódy
1.1 Pilotné-rozsahové experimentálne nastavenie systému a prevádzkový režim
Priebeh procesu skonštruovaného troj{0}}stupňového A/O-pilotného systému MBBR-je znázornený naObrázok 1. Pilotný-systém stupnice pozostáva z troch stupňov anoxic/oxic (A/O), rozdelených celkovo do 10 reakčných zón.Prvá-etapaSubsystém A/O-MBBR pozostáva z anoxických reakčných zón (A1, A2) a aeróbnych reakčných zón (O3, O4).Druhá-etapaSubsystém A/O-MBBR pozostáva z anoxických reakčných zón (A5, A6) a aeróbnych reakčných zón (O7, O8).Tretia-etapaSubsystém A/O-MBBR pozostáva z anoxickej reakčnej zóny (A9) a aeróbnej reakčnej zóny (O10). Efektívny objemkaždá vyššie uvedená reakčná zóna má 1,4 m³ (1 m * 1 m * 1,4 m), s efektívnou hĺbkou vody 1,4 m. Suspendované nosiče biofilmu (médiá) so špecifickým povrchom 500 m²/m³ sa pridali do každého segmentu reakčnej zóny s pomerom plnenia nosiča 35 % pre všetky. V anoxických reakčných zónach sa použilo mechanické miešanie, aby sa nosiče udržiavali vo fluidnom stave, zatiaľ čo v aeróbnych reakčných zónach sa použilo prevzdušňovanie perforovaným potrubím, ktoré kontrolovalokoncentrácia rozpusteného kyslíka 3-9 mg/l.
Skutočná rýchlosť prítoku pilotného-stupňového systému bola (23.6 + 5.4) m³/d pri použití dvojbodového rozdelenia prítoku, so vstupnými bodmi nastavenými v reakčných zónach A1 a O5 a pomerom prítoku 1:1. Pilotný-systém váhy mal dve sady recirkulácie nitrifikovanej kvapaliny (z O4 do A1 a z O8 do A5) s recirkulačným pomerom 100 % až 200 % (na základe rýchlosti prítoku každého stupňa). Na zaistenie správnej denitrifikácie po-denitrifikácii sa do reakčnej zóny A9 pridalo 50-90 mg/l octanu sodného (vypočítané ako CHSK) ako externý zdroj uhlíka. Celá experimentálna štúdia bola rozdelená do 2 fáz: I. fáza - Normálna teplota (18-29 stupňov); Fáza II - Stredne nízka teplota (10-16 stupňov).
1.2 Testovacia voda
Pilotný test sa uskutočnil-na mieste v mestskej čističke odpadových vôd v meste Qingdao. Skúšobná voda sa odoberala z odtoku z primárnej sedimentačnej nádrže tohto zariadenia a po zvýšenej predúprave flotáciou vstúpila do pilotného systému. Podmienky kvality vody po zvýšenej flotačnej predúprave sú uvedené vTabuľka 1.
1.3 Detekčné indikátory a metódy
1.3.1 Konvenčné ukazovatele
Bežné ukazovatele ako SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS a MLVSS sa merali pomocou štandardných metód z „Metódy monitorovania a analýzy vôd a odpadových vôd“. Rozpustený kyslík, teplota, pH a ORP sa merali pomocou aprenosný merač rozpusteného kyslíka (HACH HQ40d). Hrúbka biofilmu sa merala pomocou aninvertovaný fluorescenčný mikroskop (Olympus, IX71).
1.3.2 Nitrifikačný statický experiment
Počas prevádzky systému boli nosiče z aeróbnych zón pravidelne odoberané na meranie nitrifikačnej kapacity biofilmu za podmienok statickej reakcie. Nosiče z každej aeróbnej reakčnej zóny sa umiestnili do 5 1 reaktora s plniacim pomerom identickým s pilotným systémom 35 %. Testovanou vodou bol umelo upravený roztok NH4Cl s hmotnostnou koncentráciou 20-25 mg/l (vypočítané ako N). Počas experimentu sa na prevzdušňovanie použilo malé vzduchové čerpadlo, aby sa nosiče udržiavali vo fluidnom stave, pričom sa obsah rozpusteného kyslíka reguloval na 7-11 mg/l. Test trval 2 hodiny s intervalmi odberu vzoriek 30 minút, pričom sa merala zmena koncentrácie NH4+-N na výpočet nitrifikačnej kapacity biofilmu za podmienok statickej reakcie.
2. Výsledky a analýza
2.1 Prevádzkový výkon troj-stupňového A/O-pilotného systému MBBR
Prevádzková výkonnosť trojstupňového A/O-pilotného systému MBBR je znázornená naObrázok 2. V normálnej teplotnej fáze (Fáza I), s reakčnou teplotou 18-29 stupňov, prietokom ošetrenia (23.6+5.4) m³/d a dávkovaním zdroja uhlíka 50 mg/l (vypočítané ako CHSK, to isté nižšie) v anoxickej zóne tretieho-štádia A/O-systému SCBROD, subsystému MBBR Koncentrácie NH4⁺-N a TIN boli (160 ± 31), (35,0 ± 7,2) a (35,8 ± 7,0) mg/l, v uvedenom poradí, a koncentrácie spracovaných odpadových vôd boli (27 ± 8), (0,6 ± 0,5) a (2,7 ± 2,2) mg/l, v tomto poradí,priemerné miery odstraňovania dosahujúce 83,1 %, 98,3 % a 92,5 %. V stredne-fáze nízkej teploty (Fáza II), s reakčnou teplotou 10-16 stupňov, rovnakým prietokom ošetrenia (23.6+5.4) m³/d a dávkovaním zdroja uhlíka 50-90 mg/l v anoxickej zóne tretej-etapy A/O-MBOD, subsystém SC'MBODsflu Koncentrácie NH4⁺-N a TIN boli (147 ± 30), (38,3 ± 2,1) a (39,6 ± 2,3) mg/l, v uvedenom poradí, a koncentrácie v odpade boli (26 ± 6), (0,4 ± 0,6) a (6,8 ± 3,6) mg/l, v tomto poradí,priemerné miery odstraňovania dosahujúce 82,3 %, 99,0 % a 82,8 %. Okrem toho počas 56-62 dní prevádzky systému, keď dávka zdroja uhlíka bola 50 mg/l, sa v reakčnej zóne A9 objavila významná akumulácia NO₂⁻-N. Avšak po postupnom zvyšovaní dávky zdroja uhlíka na 90 mg/l akumulácia N02⁻-N v reakčnej zóne A9 postupne zmizla a koncentrácia TIN vo výtoku klesla na primeranú úroveň.
2.2 Zmeny v kapacite nitrifikácie biofilmu v každej aeróbnej reakčnej zóne pri rôznych reakčných teplotách
Na vyhodnotenie zmien v nitrifikačnej kapacite trojstupňového A/O-MBBR systému z celkovej perspektívy sa analyzovala miera príspevku NH₄⁺-N k nitrifikácii a nitrifikačná kapacita biofilmu v každej aeróbnej reakčnej zóne pri rôznych reakčných teplotách, pričom výsledky sú uvedené naObrázky 3 a 4, resp.
Obrázok 4 Záťažové a fitovacie krivky odstraňovania nitrifikácie v aeróbnych zónach 1. a 2. stupňa subsystémov A/O-MBBR pri rôznych reakčných teplotách
OdObrázok 3možno vidieť, že v rámci troj{0}}stupňového A/O-systému MBBR, v dôsledku dvojbodového vplyvu, sú reakčné zóny O3 a O4 prvého-stupňa A/O-subsystému MBBR a reakčné zóny O7 a O8 druhého-záťaže 1. stupňa MBBR} systému. Za normálnych aj stredne nízkych{12}teplotných podmienokMiery príspevku NH₄⁺-N k nitrifikácii týchto dvoch subsystémov boli 43,1 %, 49,6 % a 33,8 %, resp. 54,0 %.. To ukazuje, že pri stredne-nízkej teplote bola miera príspevku NH₄⁺-N nitrifikácie v druhom-stupňovom subsystéme o 20,2 % vyššia ako v prvom-stupňovom subsystéme.
OdObrázky 4(a) a (c)možno vidieť, že pre biofilmy v aeróbnych reakčných zónach O3 a O7 pri normálnej teplote sú hlavnými reakčnými zónami v troj-stupňovom A/O-systéme MBBR pre degradáciu organických látok v kombinácii s funkciou nitrifikácie. Keď bolo zaťaženie pri odstraňovaní SCOD na plochu nosiča (skrátene „zaťaženie pri odstraňovaní SCOD“, vypočítané ako CHSK) menšie ako 2,0 g/(m²·d) a nitrifikačné zaťaženie na plochu povrchu nosiča (skrátene ako „nitrifikačná záťaž“, vypočítané ako N) bolo menšie ako 1,6 g/(m²·d), vzťah medzi povrchom odstránenia nitrifikácie (skrátená nitrifikačná záťaž na nosič), vypočítanou ako „skrátená nitrifikačná záťaž na nosič“ nitrifikačná záťaž nasledovala po lineárnej reakcii prvého{7} poriadku so sklonmi 0,83 a 0,84. Keď sa nitrifikačná záťaž zvýšila na 1,6-6,0 g/(m²·d), vzťah medzi nitrifikačnou záťažou a nitrifikačnou záťažou nasledoval po reakcii nultého-radu so zodpovedajúcimi priemernými nitrifikačnými záťažami 1,31 a 1,34 g/(m²·d). Keď bolo zaťaženie odstraňovaním SCOD 2,0-4,0 g/(m²·d) a zaťaženie nitrifikáciou bolo 1,6-6,0 g/(m²·d), hoci reakčný vzťah nultého rádu medzi zaťažením odstraňovaním nitrifikácie a nitrifikačným zaťažením zostal nezmenený, zodpovedajúce priemerné zaťaženie odstraňovaním nitrifikácie sa znížilo na 0,97 g/(m²·5), resp. Pre biofilmy v aeróbnych reakčných zónach O3 a O7 pri stredne nízkej teplote, keď zaťaženie odstraňovaním SCOD bolo menšie ako 2,0 g/(m²·d) a zaťaženie nitrifikáciou bolo menšie ako 1,1 g/(m²·d), lineárne sklony zaťaženia odstraňovaním nitrifikácie oproti zaťaženiu nitrifikáciou sa znížili na 0,71 a 0,81 v tomto poradí. Keď sa zaťaženie nitrifikáciou zvýšilo na 1,1-6,0 g/(m²·d), zodpovedajúce priemerné zaťaženie odstraňovaním nitrifikácie sa znížilo na 0,78 a 0,94 g/(m²·d), čo predstavuje pokles o 40,4 % a 19,4 % v porovnaní s normálnymi teplotnými podmienkami. Keď sa zaťaženie pri odstraňovaní SCOD zvýšilo na 2,0-4,0 g/(m²·d), zodpovedajúce priemerné množstvá odstraňovania nitrifikácie sa znížili na 0,66 a 0,91 g/(m²·d), čo predstavuje pokles o 30,5 % a 6,2 % v porovnaní s normálnymi teplotnými podmienkami. Nitrifikačná kapacita biofilmu v reakčnej zóne O3 bola v súlade s výsledkami výskumu HEM et al. za zodpovedajúcich podmienok. Je však pozoruhodné, že pri stredne nízkych teplotách v porovnaní s biofilmom reakčnej zóny O3 vykazoval biofilm reakčnej zóny O7 silnejšiu nitrifikačnú kapacitu.
OdObrázky 4(b) a (d)je vidieť, že pre biofilmy v aeróbnych reakčných zónach O4 a O8 pri normálnej teplote sú to reakčné zóny v troj-stupňovom A/O-systéme MBBR, ktoré primárne slúžia ako doplnková nitrifikačná funkcia. Keď bolo zaťaženie odstraňovaním SCOD menšie ako 1,0 g/(m²·d) a zaťaženie nitrifikáciou bolo menšie ako 1,3 g/(m²·d), vzťah medzi zaťažením odstraňovaním nitrifikáciou a zaťažením nitrifikáciou nasledoval po lineárnej reakcii prvého -rádu so sklonmi 0,86 a 0,88. Keď sa nitrifikačná záťaž zvýšila na 1,3-3,0 g/(m²·d), vzťah medzi nitrifikačnou záťažou a nitrifikačnou záťažou nasledoval reakciu nultého -radu so zodpovedajúcimi priemernými nitrifikačnými záťažami 1,11 a 1,13 g/(m²·d). V podmienkach stredne nízkych teplôt, keď zaťaženie odstraňovaním SCOD bolo menšie ako 1,0 g/(m²·d) a zaťaženie nitrifikáciou bolo menšie ako 1,0 g/(m²·d), lineárne sklony zaťaženia odstraňovaním nitrifikácie oproti zaťaženiu nitrifikáciou klesli na 0,72 a 0,84, v tomto poradí. Keď sa zaťaženie nitrifikáciou zvýšilo na 1,0-3,0 g/(m²·d), zodpovedajúce priemerné zaťaženie odstraňovaním nitrifikácie bolo 0,72 a 0,86 g/(m²·d), v tomto poradí, čo predstavuje pokles o 35,1 % a 23,9 % v porovnaní s normálnymi teplotnými podmienkami.
Z vyššie uvedenej analýzy možno vidieť, že pri stredne-nízkych teplotách sa inflexné body vzťahu medzi zaťažením odstraňovaním nitrifikácie a zaťažením nitrifikáciou pre biofilm v každej reakčnej zóne vyskytli skôr v porovnaní s normálnou teplotou. Tento jav je relatívne v súlade s výsledkami výskumu SAFWAT. Celkovo, hoci nitrifikačná kapacita biofilmu v každej aeróbnej zóne systému vykazovala klesajúci trend pri stredne-nízkych teplotách,nitrifikačná kapacita biofilmu v reakčnej zóne O7 druhého-stupňa A/O-subsystému MBBR sa zvýšila o 20,5 % - 37,9 % v porovnaní s reakčnou zónou O3 a nitrifikačná kapacita biofilmu v reakčnej zóne O8 sa zvýšila o približne 19,4 % v porovnaní s reakčnou zónou O4. To naznačuje, že nastavenie reakčnej zóny druhého-stupňa v troj-stupňovom A/O-systéme MBBR je prospešné pre zlepšenie celkovej nitrifikačnej kapacity systému.
2.3 Zmeny v kapacite denitrifikácie biofilmu v každej zóne anoxickej reakcie pri rôznych reakčných teplotách
Na vyhodnotenie zmien denitrifikačnej kapacity troj{0}}stupňového A/O-MBBR systému z celkovej perspektívy táto štúdia analyzovala denitrifikačnú kapacitu biofilmu v každej anoxickej reakčnej zóne pri rôznych reakčných teplotách, pričom výsledky sú uvedené naObrázok 5.
Obrázok 5 Zaťaženie odstránením denitrifikácie v každej anoxickej zóne trojstupňového A/O-MBBR systému pri rôznych reakčných teplotách
OdObrázky 5(a) a (c)možno vidieť, že pre anoxické reakčné zóny A1 a A5 sú to hlavné denitrifikačné zóny v troj-stupňovom A/O-systéme MBBR, ktorý ako substrát využíva zdroje uhlíka zo surovej vody. Za normálnych aj stredne{5}}nízkoteplotných podmienok, keď bol zodpovedajúci anoxický denitrifikačný pomer uhlíka-k-dusíku (ΔCBSCOD / CNOx--N) väčší ako 5,0 a denitrifikačné zaťaženie na plochu povrchu nosiča (skrátene ako „denitrifikačné zaťaženie bolo){2}, vypočítané ako menšie ako 27} NOx{Nx 0,95 g/(m²·d), vzťah medzi zaťažením odstraňovaním denitrifikácie na plochu povrchu nosiča (skrátene ako „zaťaženie odstraňovaním denitrifikáciou“, vypočítané ako NOx--N) a denitrifikačným zaťažením nasledoval po lineárnej reakcii prvého-rádu so sklonmi 0,87, 0,828 a 0,84,8,0. Keď sa denitrifikačné zaťaženie zvýšilo nad 0,95 g/(m²·d), vzťah medzi denitrifikačným zaťažením a denitrifikačným zaťažením nasledoval reakciu nultého-radu so zodpovedajúcimi priemernými denitrifikačnými zaťaženiami 0,82, 0,82 g/(m²·d) a 0,78, 0,77 g/(m²·d) Keď sa ΔCBSCOD / CNOx--N znížil, inflexný bod vzťahu medzi zaťažením odstraňovaním denitrifikácie a zaťažením denitrifikáciou sa posunul dopredu, lineárny sklon v podmienkach nízkeho zaťaženia vykazoval klesajúci trend a súčasne aj priemerné zaťaženie odstraňovaním denitrifikácie v podmienkach vysokého zaťaženia vykazovalo klesajúci trend. Tieto výsledky naznačujú, že pre denitrifikáciu biofilmu v reakčných zónach A1 a A5 s použitím zdrojov uhlíka zo surovej vody je pomer uhlíka k dusíku hlavným faktorom určujúcim funkciu denitrifikácie a za podmienok kvality testovanej vody by mal byť ideálny pomer uhlíka k dusíku pre anoxické reakčné zóny A1 a A5 väčší ako 5.
Z obrázkov 5(b) a (d)možno vidieť, že pre anoxické reakčné zóny A2 a A6, pretože anoxické reakčné zóny A1 a A5 odstraňovali a spotrebovávali zdroje uhlíka v surovej odpadovej vode a väčšinu dusičnanov prenášaných recirkulačným tokom, anoxické reakčné zóny A2 a A6 boli dlhodobo -nedostatočne zaťažený substrátom-v nízkom stave-. Preto za normálnych aj stredne{10}}nízkoteplotných podmienok, keď ΔCBSCOD / CNOx--N bolo medzi 1,0-2,0 a denitrifikačné zaťaženie bolo menšie ako 0,50 g/(m²·d), lineárne sklony zaťaženia odstraňovaním denitrifikácie oproti denitrifikačnému zaťaženiu boli iba 0,51, 0,470, resp. Okrem toho, keď sa denitrifikačné zaťaženie zvýšilo na 0,50-1,50 g/(m2·d), zodpovedajúce priemerné denitrifikačné zaťaženie bolo iba 0,25, 0,20 a 0,20, 0,17 g/(m2·d), v tomto poradí. Výsledky statického experimentu v tejto štúdii však ukázali, že za podmienok dostatočného zdroja uhlíka a dusičnanového substrátu by zaťaženie odstraňovania denitrifikácie biofilmu v anoxických reakčných zónach A2 a A6 mohlo dosiahnuť (0,66±0,14) a (0,68±0,11) g/(m²·d). Tento výsledok odráža, že biofilm v anoxických reakčných zónach A2 a A6 má v skutočnosti relatívne silnú denitrifikačnú kapacitu, ktorá je obmedzená nedostatkom zdroja uhlíka a dusičnanových substrátov v tomto pilotnom systéme.
OdObrázok 5(e)možno vidieť, že pre anoxickú reakčnú zónu A9 nesie denitrifikačnú záťaž pre všetok dusičnan vytekajúci z prvých dvoch stupňov troj-stupňového A/O-systému MBBR s použitím externe pridaného octanu sodného ako zdroja denitrifikačného uhlíka. Za normálnych aj stredne{4}}nízkoteplotných podmienok, keď ΔCBSCOD / CNOx--N bolo väčšie ako 5 a denitrifikačné zaťaženie bolo menšie ako 2,5 g/(m²·d), vzťah medzi zaťažením odstraňovaním denitrifikácie a denitrifikačným zaťažením sledoval lineárnu reakciu prvého{16}}rádu, so sklonmi 0.9 a 0.4. Keď však ΔCBSCOD / CNOx--N klesal, lineárny sklon vzťahu medzi zaťažením odstraňovaním denitrifikácie a zaťažením denitrifikáciou vykazoval klesajúci trend. Tento výsledok tiež naznačuje, že pre denitrifikáciu biofilmu v reakčnej zóne A9 s použitím externého zdroja uhlíka je hlavným faktorom určujúcim funkciu denitrifikácie aj pomer uhlíka k dusíku, pričom požadovaný denitrifikačný pomer uhlíka k dusíku je väčší ako 3. Súčasne je vplyv zmien reakčnej teploty na jej denitrifikačnú funkciu relatívne malý.
2.4 Nitrifikačná kapacita a morfologické charakteristiky biofilmu v každej aeróbnej reakčnej zóne za statických experimentálnych podmienok
Nitrifikačná kapacita biofilmu v každej aeróbnej reakčnej zóne za statických experimentálnych podmienok je znázornená vObrázok 6. Z obrázku 6 je vidieť, že za normálnej teploty boli nitrifikačné kapacity biofilmu v aeróbnych reakčných zónach O3, O4, O7 a O8 (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) a (1,25±0,13) g/(m²), v tomto poradí Pri stredne nízkej teplote boli nitrifikačné kapacity biofilmu v zodpovedajúcich aeróbnych reakčných zónach (1,07 ± 0,01), (1,00 ± 0,04), (1,08 ± 0,09) a (1,03 ± 0,05) g/(m²·d), v uvedenom poradí, poklesli o 29 %, 29 %, 27 %, 1,8 %. 17,6 % v porovnaní s normálnou teplotou. Tieto výsledky statických experimentov sú v súlade s trendom nameraných hodnôt v pilotnom systéme. Ďalej je možné pozorovať, že nameraná nitrifikačná kapacita biofilmu v každej aeróbnej zóne za statických experimentálnych podmienok bola o niečo vyššia ako skutočné hodnoty v pilotnom systéme. Analýza to pripisuje použitiu jediného substrátu amónneho dusíka a takmer{31}}nasýteným podmienkam s vysokým obsahom rozpusteného kyslíka počas statických experimentov, čo vedie k vyššej úrovni nitrifikačnej kapacity biofilmu. Pri normálnej teplote boli skutočné nitrifikačné kapacity v reakčných zónach O3, O4, O7 a O8 trojstupňového systému MBBR 95,6 %, 90,6 %, 95,7 % a 90,4 % maximálnej nitrifikačnej kapacity pri statických experimentoch. Pri stredne nízkej teplote klesla skutočná nitrifikačná kapacita v reakčných zónach O3, O4, O7 a O8 na 72,9 %, 72,0 %, 87,0 % a 84,5 %.
Ďalšia analýza ukázala, že za normálnej teploty boli špecifické rýchlosti oxidácie amoniaku (rýchlosť nitrifikácie na jednotku hmotnosti MLVSS, vypočítané ako N) biofilmu v aeróbnych reakčných zónach O3, O4, O7 a O8 (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,3) (0,060,0,0,3) g/(g·d), v tomto poradí. Pri stredne-nízkej teplote boli špecifické rýchlosti oxidácie amoniaku biofilmu v aeróbnych reakčných zónach O3 a O4 iba (0,046±0,0004) a (0,041±0,0016) g/(g·d), v porovnaní s normálnou teplotou klesli o 25,8 % a 30,5 % Na rozdiel od toho špecifické rýchlosti oxidácie amoniaku biofilmu v aeróbnych reakčných zónach O7 a O8 boli (0,062±0,0051) a (0,060±0,0029) g/(g·d). V porovnaní s bežnými teplotnými podmienkami zostala kapacita oxidácie amoniaku biofilmu reakčnej zóny O8 nezmenená, zatiaľ čo kapacita oxidácie amoniaku biofilmu aeróbnej zóny reakčnej zóny O7 vzrástla dokonca o 3,3 %. Tento výsledok dobre ukazuje, že pri stredne-nízkej teplote má biofilm v reakčnej zóne druhého{35}stupňa pilotného systému lepšiu nitrifikačnú kapacitu a racionálnosť príspevku podsystému druhého-stupňa k celkovej nitrifikácii systému.
Výsledky pozorovania morfológie biofilmu v každej aeróbnej reakčnej zóne prvého a druhého stupňa subsystémov A/O-MBBR sú uvedené vObrázok 7. Pri normálnej teplote boli hrúbky biofilmu v aeróbnych reakčných zónach O3, O4, O7 a O8 (217,6 ± 54,6), (175,7 ± 38,7), (168,1 ± 38,2) a (152,4 ± 37,8) μm. Pri stredne nízkej teplote boli hrúbky biofilmu v reakčných zónach O3 a O4 (289,4 ± 59,9) a (285,3 ± 61,9) μm, čo predstavuje nárast o 33,0 % a 62,4 % v porovnaní s hrúbkou biofilmu pri normálnej teplote. Na rozdiel od toho, hrúbky biofilmu v reakčných zónach O7 a O8 boli (173,1 ± 40,2) a (178,3 ± 31,2) μm, v tomto poradí, vzrástli iba o 3, 0% a 17, 0% v porovnaní s normálnou teplotou. Niektoré štúdie ukázali, že tenšie biofilmy majú silnejšiu kapacitu oxidácie amoniaku, čo je relatívne v súlade s experimentálnymi výsledkami tejto štúdie. Analýza to pripisuje skutočnosti, že nitrifikačné baktérie v biofilme sú vertikálne distribuované vo vrstvenej štruktúre biofilmu; nadmerná hrúbka biofilmu vedie k zníženiu účinnosti prenosu hmoty substrátu a afinity substrátu. Okrem toho v podmienkach stredne-nízkych teplôt bola koncentrácia rozpusteného kyslíka v každej aeróbnej zóne pilotného systému oveľa nižšia ako v statickom experimentálnom reaktore (odlišná o 3,0 – 5,0 mg/l). Najmä pre hrubšie biofilmy v reakčných zónach O3 a O4 viedlo zníženie kapacity prenosu kyslíkovej hmoty v biofilme k zníženiu ich skutočnej nitrifikačnej kapacity (len asi 70 % maximálnej nitrifikačnej kapacity nameranej za statických podmienok). Preto je pre čistý biofilmový MBBR potrebné zlepšiť obnovu biofilmu posilnením intenzity šmyku a primerane kontrolovať hrúbku biofilmu, aby sa zachovala kapacita nitrifikácie biofilmu.
3. Záver
① Za podmienok reakčnej teploty 10-16 stupňov (stredná-nízka teplota), prietoku úpravy (23,6±5,4) m³/d a dávkovania zdroja uhlíka 50-90 mg/l (vypočítané ako CHSK) v anoxickej zóne tretieho podsystému A8}{{7}efflux{7}} Koncentrácie SCOD, NH₄⁺-N a TIN trojstupňového pilotného systému A/O-MBBR boli (26±6), (0,4±0,6) a (6,8±3,6) mg/l, v tomto poradí, spriemerné miery odstraňovania dosahujúce 82,3 %, 99,0 % a 82,8 %.
② V podmienkach stredne-nízkych teplôt sa v dôsledku rozdielov v biofilme aeróbnych reakčných zón medzi subsystémami MBBR v prvom-a druhom{2}}stupni A/O-vytvoril rozdiel v nitrifikačnej kapacite biofilmu medzi týmito dvoma subsystémami. Najmä pre prvý-stupeň A/O-subsystému MBBR sa nitrifikačná kapacita znížila v dôsledku zvýšenej hrúbky biofilmu. Na udržanie kapacity nitrifikácie biofilmu je potrebné primerane kontrolovať hrúbku biofilmu.
③ V troj{0}}stupňovom A/O-pilotnom systéme MBBR bol vplyv zmien reakčnej teploty na funkciu denitrifikácie relatívne malý. Pri rôznych reakčných teplotách musí byť denitrifikačný pomer uhlíka-k-dusíku s použitím surovej vody ako zdroja uhlíka väčší ako 5 a denitrifikačný pomer uhlíka-k-dusíku s použitím externe pridaného octanu sodného ako zdroja uhlíka musí byť väčší ako 3.