Pilotstudie op -schaal naar een meer--fase A/O-MBBR-systeem voor stikstofverwijdering bij gemiddelde- lage temperaturen
Overzicht
China heeft de afgelopen jaren aanzienlijke resultaten geboekt op het gebied van watermilieubeheer, maar wordt nog steeds geconfronteerd met problemen zoals tekorten aan watervoorraden, watervervuiling en waterecologische milieuschade. Vanuit het perspectief van het beschermen van watervoorraden, het voorkomen van watervervuiling en het herstellen van de waterecologie, is het voortdurend bevorderen van de verbetering van de efficiëntie en effectiviteit van afvalwaterzuivering van groot belang voor het verhogen van de benuttingsgraad van watervoorraden, het verbeteren van de kwaliteit van het watermilieu, het verbeteren van de nationale levenskwaliteit, het versnellen van de aanleg van ecologische milieus en het winnen van de strijd om schoon water. Momenteel hebben lokale overheden, op basis van de bestaande nationale "Verontreinigende Lozingsnorm voor Stedelijke Afvalwaterzuiveringsinstallaties" (GB18918-2002), achtereenvolgens nieuwe eisen voorgesteld voor de effluentkwaliteit van stedelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties, met bijzonder strengere eisen aan indicatoren zoals organisch materiaal, ammoniakstikstof en totaal stikstof. Traditionele waterbehandelingstechnologieën, vertegenwoordigd door het actiefslibproces, worden geconfronteerd met knelpunten zoals beperkte biologische nitrificatie bij lage temperaturen. Talrijke onderzoeken hebben aangetoond dat de nitrificatieprestaties van het actiefslibproces aanzienlijk afnemen bij lage- temperatuuromstandigheden, wat gepaard gaat met problemen zoals ernstige slibophoping en biologisch schuim. Daarom is het doorbreken van het knelpunt bij lage temperaturen en het bereiken van stabiele en efficiënte biologische stikstofverwijdering een urgent probleem geworden dat moet worden opgelost op het gebied van afvalwaterzuivering. De Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)-technologie is wereldwijd toegepast in honderden afvalwaterzuiveringsinstallaties. Vanwege de aangroeiende toestand van de biofilm in de reactor en het continue vernieuwingsvermogen ervan, beschikt deze niet alleen over een hoge biomassa, maar behoudt deze ook een hoge activiteit. Toepassingsresultaten in de Scandinavische landen geven ook aan dat het een sterker aanpassingsvermogen heeft aan lage temperaturen vergeleken met het actiefslibproces.
Om deze reden maakt dit onderzoek, dat zich richt op de kenmerken van stedelijk afvalwater in China, gebruik van de voordelen van MBBR en het meer-staps Anoxic/Oxic (A/O)-proces voor biologische stikstofverwijdering.een drie-fase A/O-MBBR-pilot-schaalsysteem. De verwijderingscapaciteit van het systeem voor organisch materiaal, ammoniakstikstof en totale anorganische stikstof onder middel- lage temperaturen werd onderzocht. De nitrificatiecapaciteit en morfologische veranderingen van de biofilm onder statische experimentele omstandigheden werden geanalyseerd, wat technische ondersteuning bood voor het bereiken van stabiele en efficiënte stikstofverwijdering uit stedelijk afvalwater onder lage- temperatuuromstandigheden en voor de constructie en regeling van meer-traps A/O-MBBR-systemen.
1. Materialen en methoden
1.1 Experimentele installatie- en bedieningsmodus van het systeem op pilot-schaal
De processtroom van het gebouwde drie-fase A/O-MBBR-pilot-schaalsysteem wordt weergegeven inFiguur 1. Het systeem op pilot-schaal bestaat uit drie fasen van anoxisch/oxisch (A/O), verdeeld in in totaal tien reactiezones.De eerste- faseHet A/O-MBBR-subsysteem bestaat uit anoxische reactiezones (A1, A2) en aërobe reactiezones (O3, O4).De tweede- faseHet A/O-MBBR-subsysteem bestaat uit anoxische reactiezones (A5, A6) en aerobe reactiezones (O7, O8).De derde- faseHet A/O-MBBR-subsysteem bestaat uit een anoxische reactiezone (A9) en een aërobe reactiezone (O10). Het effectieve volume vanelke bovengenoemde reactiezone is 1,4 m³ (1m * 1m * 1,4m), met een effectieve waterdiepte van 1,4 m. Aan elk reactiezonesegment werden zwevende biofilmdragers (media) met een specifiek oppervlak van 500 m²/m³ toegevoegd, met een dragervullingspercentage van 35% voor alle. In de anoxische reactiezones werd mechanisch mengen gebruikt om de dragers gefluïdiseerd te houden, terwijl in de aërobe reactiezones geperforeerde pijpbeluchting werd toegepast, waardoor deconcentratie opgeloste zuurstof bij 3-9 mg/L.
De werkelijke instroomsnelheid van het systeem op pilot-schaal was (23.6 + 5.4) m³/d, met gebruikmaking van een twee-influentverdeling, met inlaatpunten ingesteld bij reactiezones A1 en O5, en een influentverhouding van 1:1. Het systeem op pilot-schaal had twee sets recirculatie van genitrificeerde vloeistoffen (van O4 naar A1 en van O8 naar A5), met een recirculatieverhouding van 100% tot 200% (gebaseerd op de instroomsnelheid van elke trap). Om een goede post-denitrificatie te garanderen, werd 50-90 mg/l natriumacetaat (berekend als CZV) toegevoegd als externe koolstofbron in de A9-reactiezone. Het gehele experimentele onderzoek was verdeeld in 2 fasen: Fase I - Normale temperatuur (18-29 graden); Fase II - Middelhoge temperatuur (10-16 graden).
1.2 Testwater
De pilottest werd uitgevoerd op-locatie bij een stedelijke afvalwaterzuiveringsinstallatie in de stad Qingdao. Het testwater werd uit het effluent van de primaire sedimentatietank van deze installatie gehaald en kwam in het proefsysteem terecht na verbeterde voorbehandeling door flotatie. De waterkwaliteitsomstandigheden na verbeterde flotatievoorbehandeling worden weergegeven inTabel 1.
1.3 Detectie-indicatoren en -methoden
1.3.1 Conventionele indicatoren
Conventionele indicatoren zoals SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS en MLVSS werden gemeten met behulp van standaardmethoden uit "Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods". Opgeloste zuurstof, temperatuur, pH en ORP werden gemeten met behulp van eendraagbare opgeloste-zuurstofmeter (HACH HQ40d). De dikte van de biofilm werd gemeten met behulp van eenomgekeerde fluorescentiemicroscoop (Olympus, IX71).
1.3.2 Statisch experiment voor nitrificatie
Tijdens de werking van het systeem werden periodiek dragers uit de aërobe zones bemonsterd om de nitrificatiecapaciteit van de biofilm onder statische reactieomstandigheden te meten. Dragers uit elke aerobe reactiezone werden in een reactor van 5 liter geplaatst, met een vulverhouding van 35% die identiek was aan die van het proefsysteem. Het testwater was een kunstmatig geconfigureerde NH₄Cl-oplossing met een massaconcentratie van 20-25 mg/l (berekend als N). Tijdens het experiment werd een kleine luchtpomp gebruikt voor beluchting om de dragers gefluïdiseerd te houden, terwijl de opgeloste zuurstof op 7-11 mg/l werd gehouden. De testduur was 2 uur, met bemonsteringsintervallen van 30 minuten, waarbij de verandering in de NH₄⁺-N-concentratie werd gemeten om de nitrificatiecapaciteit van de biofilm onder statische reactieomstandigheden te berekenen.
2. Resultaten en analyse
2.1 Operationele prestaties van het drie-traps A/O-MBBR-pilotsysteem
De operationele prestaties van het drie-traps A/O-MBBR-proefsysteem worden weergegeven inFiguur 2. In de normale temperatuurfase (Fase I), met een reactietemperatuur van 18-29 graden, een behandelingsstroomsnelheid van (23.6+5.4) m³/d en een koolstofbrondosering van 50 mg/L (berekend als CZV, hetzelfde hieronder) in de anoxische zone van het derde-trap A/O-MBBR-subsysteem, de influent SCOD, NH₄⁺-N en TIN van het systeem de concentraties waren respectievelijk (160±31), (35,0±7,2) en (35,8±7,0) mg/l, en de behandelde effluentconcentraties waren respectievelijk (27±8), (0,6±0,5) en (2,7±2,2) mg/l, waarbijgemiddelde verwijderingspercentages bereiken 83,1%, 98,3% en 92,5%. In de midden- lage temperatuurfase (Fase II), met een reactietemperatuur van 10-16 graden, hetzelfde behandelingsdebiet van (23.6+5.4) m³/d en een koolstofbrondosering van 50-90 mg/L in de anoxische zone van het derde- stadium A/O-MBBR-subsysteem, de influent SCOD, NH₄⁺-N en De TIN-concentraties waren respectievelijk (147±30), (38,3±2,1) en (39,6±2,3) mg/l, en de effluentconcentraties waren respectievelijk (26±6), (0,4±0,6) en (6,8±3,6) mg/l, waarbijgemiddelde verwijderingspercentages bereiken 82,3%, 99,0% en 82,8%. Bovendien vond er tijdens dag 56-62 van de werking van het systeem, toen de dosering van de koolstofbron 50 mg/l was, een aanzienlijke accumulatie van NO₂⁻-N plaats in de A9-reactiezone. Na het geleidelijk verhogen van de dosering van de koolstofbron tot 90 mg/l verdween de ophoping van NO₂⁻-N in de A9-reactiezone echter geleidelijk en daalde de TIN-concentratie in het effluent tot een redelijk niveau.
2.2 Veranderingen in de nitrificatiecapaciteit van biofilms in elke aërobe reactiezone onder verschillende reactietemperaturen
Om de veranderingen in de nitrificatiecapaciteit van het drie-traps A/O-MBBR-systeem vanuit een algemeen perspectief te evalueren, werden de NH₄⁺-N-nitrificatiebijdrage en de nitrificatiecapaciteit van de biofilm in elke aerobe reactiezone onder verschillende reactietemperaturen geanalyseerd, waarbij de resultaten worden weergegeven inFiguren 3 en 4respectievelijk.
Figuur 4 Nitrificatieverwijderingsbelasting en aanpassingscurven in de aërobe zones van de A/O-MBBR-subsystemen van de eerste en tweede trap onder verschillende reactietemperaturen
VanFiguur 3, is te zien dat binnen het drie-traps A/O-MBBR-systeem, als gevolg van de twee-puntsinfluent, de O3- en O4-reactiezones van het eerste-traps A/O-MBBR-subsysteem en de O7- en O8-reactiezones van het tweede-traps A/O-MBBR-subsysteem de belangrijkste nitrificatiebelasting van het systeem droegen. Onder zowel normale als gemiddeld-lage temperaturen kan deNH₄⁺-N-nitrificatiebijdragen van deze twee subsystemen waren respectievelijk 43,1%, 49,6% en 33,8%, 54,0%. Hieruit blijkt dat onder gemiddelde-lage temperaturen de NH₄⁺-N-nitrificatiebijdrage van het subsysteem in de tweede- fase 20,2% hoger was dan die van het subsysteem in de eerste- fase.
VanFiguren 4(a) en (c), is te zien dat voor de biofilms in de aerobe reactiezones O3 en O7 bij normale temperatuur dit de belangrijkste reactiezones zijn in het drie-traps A/O-MBBR-systeem voor de afbraak van organisch materiaal gecombineerd met de nitrificatiefunctie. Wanneer de SCOD verwijderingsbelasting per drageroppervlak (afgekort als "SCOD verwijderingsbelasting", berekend als CZV) kleiner was dan 2,0 g/(m²·d) en de nitrificatiebelasting per drageroppervlak (afgekort als "nitrificatiebelasting", berekend als N) kleiner was dan 1,6 g/(m²·d), dan was de relatie tussen de nitrificatieverwijderingsbelasting per drageroppervlak (afgekort als "nitrificatieverwijderingsbelasting", berekend als N) en de nitrificatieverwijderingsbelasting per drageroppervlak De belasting volgde een lineaire reactie van de eerste-orde, met hellingen van respectievelijk 0,83 en 0,84. Toen de nitrificatiebelasting toenam tot 1,6-6,0 g/(m²·d), volgde de relatie tussen de nitrificatieverwijderingsbelasting en de nitrificatiebelasting een nul-orde-reactie, met overeenkomstige gemiddelde nitrificatieverwijderingsbelastingen van respectievelijk 1,31 en 1,34 g/(m²·d). Wanneer de SCOD-verwijderingsbelasting 2,0-4,0 g/(m²·d) was en de nitrificatiebelasting 1,6-6,0 g/(m²·d) was, hoewel de nulde-reactierelatie tussen de nitrificatie-verwijderingsbelasting en de nitrificatiebelasting onveranderd bleef, daalde de overeenkomstige gemiddelde nitrificatie-verwijderingsbelasting tot respectievelijk 0,95 en 0,97 g/(m²·d). Voor de biofilms in de aërobe reactiezones O3 en O7 bij middelhoge temperaturen, wanneer de SCOD-verwijderingsbelasting minder dan 2,0 g/(m²·d) was en de nitrificatiebelasting minder dan 1,1 g/(m²·d), daalden de lineaire hellingen van de nitrificatieverwijderingsbelasting versus de nitrificatiebelasting tot respectievelijk 0,71 en 0,81. Toen de nitrificatiebelasting toenam tot 1,1-6,0 g/(m²·d), daalde de overeenkomstige gemiddelde nitrificatieverwijderingsbelasting tot respectievelijk 0,78 en 0,94 g/(m²·d), wat neerkomt op een daling van 40,4% en 19,4% vergeleken met normale temperatuuromstandigheden. Toen de SCOD-verwijderingsbelasting toenam tot 2,0-4,0 g/(m²·d), daalde de overeenkomstige gemiddelde nitrificatieverwijderingsbelasting tot respectievelijk 0,66 en 0,91 g/(m²·d), wat neerkomt op een daling van 30,5% en 6,2% vergeleken met normale temperatuuromstandigheden. Het nitrificatievermogen van de biofilm in de O3-reactiezone kwam overeen met de onderzoeksresultaten van HEM et al. onder overeenkomstige voorwaarden. Het is echter opmerkelijk dat onder medium-lage temperatuuromstandigheden, vergeleken met de biofilm uit de O3-reactiezone, de biofilm uit de O7-reactiezone een sterker nitrificatievermogen vertoonde.
VanFiguren 4(b) en (d), is te zien dat voor de biofilms in de aerobe reactiezones O4 en O8 bij normale temperatuur dit de reactiezones zijn in het drie-traps A/O-MBBR-systeem dat voornamelijk een aanvullende nitrificatiefunctie vervult. Wanneer de SCOD-verwijderingsbelasting minder dan 1,0 g/(m²·d) was en de nitrificatiebelasting minder dan 1,3 g/(m²·d), volgde de relatie tussen de nitrificatie-verwijderingsbelasting en de nitrificatiebelasting een lineaire reactie van de eerste orde, met hellingen van respectievelijk 0,86 en 0,88. Toen de nitrificatiebelasting toenam tot 1,3-3,0 g/(m²·d), volgde de relatie tussen de nitrificatieverwijderingsbelasting en de nitrificatiebelasting een nul-orde-reactie, met overeenkomstige gemiddelde nitrificatieverwijderingsbelastingen van respectievelijk 1,11 en 1,13 g/(m²·d). Onder medium-lage temperatuuromstandigheden, wanneer de SCOD-verwijderingsbelasting minder dan 1,0 g/(m²·d) was en de nitrificatiebelasting minder dan 1,0 g/(m²·d), daalden de lineaire hellingen van de nitrificatieverwijderingsbelasting versus de nitrificatiebelasting tot respectievelijk 0,72 en 0,84. Toen de nitrificatiebelasting toenam tot 1,0-3,0 g/(m²·d), bedroegen de overeenkomstige gemiddelde nitrificatieverwijderingsbelastingen respectievelijk 0,72 en 0,86 g/(m²·d), wat neerkomt op een daling van 35,1% en 23,9% vergeleken met normale temperatuuromstandigheden.
Uit de bovenstaande analyse kan worden afgeleid dat bij middelmatige- lage temperaturen de buigpunten van de relatie tussen de nitrificatieverwijderingsbelasting en de nitrificatiebelasting voor de biofilm in elke reactiezone eerder plaatsvonden vergeleken met de normale temperatuur. Dit fenomeen komt relatief overeen met de onderzoeksresultaten van SAFWAT. Hoewel de nitrificatiecapaciteit van de biofilm in elke aerobe zone van het systeem over het geheel genomen een neerwaartse trend vertoonde bij middel- lage temperaturen,de nitrificatiecapaciteit van de biofilm in de O7-reactiezone van het tweede-fase A/O-MBBR-subsysteem nam toe met 20,5%-37,9% vergeleken met de O3-reactiezone, en de nitrificatiecapaciteit van de biofilm in de O8-reactiezone nam met ongeveer 19,4% toe vergeleken met de O4-reactiezone. Dit geeft aan dat de opstelling van de reactiezone in de tweede-fase in het drie-fase A/O-MBBR-systeem gunstig is voor het verbeteren van de algehele nitrificatiecapaciteit van het systeem.
2.3 Veranderingen in de denitrificatiecapaciteit van biofilms in elke anoxische reactiezone onder verschillende reactietemperaturen
Om de veranderingen in de denitrificatiecapaciteit van het drie-traps A/O-MBBR-systeem vanuit een algemeen perspectief te evalueren, analyseerde dit onderzoek de denitrificatiecapaciteit van de biofilm in elke anoxische reactiezone onder verschillende reactietemperaturen, waarbij de resultaten worden weergegeven inFiguur 5.
Figuur 5 Denitrificatieverwijderingsbelasting in elke anoxische zone van het drie-traps A/O-MBBR-systeem onder verschillende reactietemperaturen
VanFiguren 5(a) en (c), is te zien dat voor de anoxische reactiezones A1 en A5 dit de belangrijkste denitrificatiezones zijn in het drie-traps A/O-MBBR-systeem dat koolstofbronnen uit ruw water als substraat gebruikt. Onder zowel normale als middelhoge-lage temperaturen, wanneer de corresponderende anoxische denitrificatiekoolstof-tot-stikstofverhouding (ΔCBSCOD / CNOx--N) groter was dan 5,0 en de denitrificatiebelasting per drageroppervlak (afgekort als "denitrificatiebelasting", berekend als NOx--N) minder was dan 0,95 g/(m²·d), volgde de relatie tussen de denitrificatieverwijderingsbelasting per drageroppervlak (afgekort als "denitrificatieverwijderingsbelasting", berekend als NOx--N) en de denitrificatiebelasting een lineaire reactie van de eerste-orde, met hellingen van respectievelijk 0,87, 0,88 en 0,82, 0,84. Wanneer de denitrificatiebelasting boven de 0,95 g/(m²·d) toenam, volgde de relatie tussen de denitrificatieverwijderingsbelasting en de denitrificatiebelasting een nul-{35}}orde-reactie, met overeenkomstige gemiddelde denitrificatieverwijderingsbelastingen van respectievelijk 0,82, 0,82 g/(m²·d) en 0,78, 0,77 g/(m²·d). Naarmate de ΔCBSCOD / CNOx--N afnam en het buigpunt van de relatie tussen denitrificatieverwijderingsbelasting en denitrificatiebelasting naar voren verschoof, vertoonde de lineaire helling onder omstandigheden met lage belasting een neerwaartse trend, en tegelijkertijd vertoonde de gemiddelde denitrificatieverwijderingsbelasting onder omstandigheden met hoge belasting ook een neerwaartse trend. Deze resultaten geven aan dat voor de denitrificatie van biofilms in de A1- en A5-reactiezones met behulp van koolstofbronnen uit ruw water, de koolstof-stikstofverhouding de belangrijkste factor is die de denitrificatiefunctie bepaalt, en dat onder de testwaterkwaliteitsomstandigheden de ideale koolstof-stikstofverhouding voor de anoxische reactiezones A1 en A5 groter zou moeten zijn dan 5.
Uit figuren 5(b) en (d), kan worden gezien dat voor de anoxische reactiezones A2 en A6, omdat de anoxische reactiezones A1 en A5 de koolstofbronnen in het ruwe afvalwater en het grootste deel van het door de recirculatiestroom meegevoerde nitraat verwijderden en consumeerden, de anoxische reactiezones A2 en A6 op lange termijn een -substraat-deficiënte lage- belastingstoestand vertoonden. Daarom waren onder zowel normale als middel{10}}lage temperatuuromstandigheden, wanneer ΔCBSCOD / CNOx--N tussen 1,0 en 2,0 lag en de denitrificatiebelasting minder dan 0,50 g/(m²·d) was, de lineaire hellingen van de denitrificatieverwijderingsbelasting versus de denitrificatiebelasting respectievelijk slechts 0,51, 0,40 en 0,47, 0,37. Bovendien, toen de denitrificatiebelasting toenam tot 0,50-1,50 g/(m²·d), bedroegen de overeenkomstige gemiddelde denitrificatieverwijderingsbelastingen respectievelijk slechts 0,25, 0,20 en 0,20, 0,17 g/(m²·d). De resultaten van het statische experiment in dit onderzoek toonden echter aan dat onder omstandigheden van voldoende koolstofbron en nitraatsubstraat, de denitrificatieverwijderingsbelasting van de biofilm in de anoxische reactiezones A2 en A6 respectievelijk (0,66 ± 0,14) en (0,68 ± 0,11) g/(m²·d) kon bereiken. Dit resultaat weerspiegelt dat de biofilm in de anoxische reactiezones A2 en A6 feitelijk een relatief sterke denitrificatiecapaciteit bezit, die wordt beperkt door het gebrek aan koolstofbron en nitraatsubstraten in dit proefsysteem.
VanFiguur 5(e), is te zien dat voor de anoxische reactiezone A9 deze de denitrificatiebelasting draagt voor al het nitraat dat uit de eerste twee trappen van het drie-traps A/O-MBBR-systeem stroomt, waarbij extern toegevoegd natriumacetaat als denitrificatiekoolstofbron wordt gebruikt. Onder zowel normale als middelhoge-lage temperatuuromstandigheden, wanneer ΔCBSCOD / CNOx--N groter was dan 5 en de denitrificatiebelasting minder dan 2,5 g/(m²·d) was, volgde de relatie tussen denitrificatieverwijderingsbelasting en denitrificatiebelasting een lineaire reactie van de eerste-orde, met hellingen van respectievelijk 0,93 en 0,94. Naarmate de ΔCBSCOD / CNOx--N echter afnam, vertoonde de lineaire helling van de relatie tussen de denitrificatieverwijderingsbelasting en de denitrificatiebelasting een neerwaartse trend. Dit resultaat geeft ook aan dat voor de biofilm-denitrificatie in de A9-reactiezone met behulp van een externe koolstofbron, de koolstof-stikstofverhouding ook de belangrijkste factor is die de denitrificatiefunctie bepaalt, met een vereiste denitrificatie-koolstof-stikstofverhouding groter dan 3. Tegelijkertijd is de invloed van veranderingen in de reactietemperatuur op de denitrificatiefunctie relatief klein.
2.4 Nitrificatiecapaciteit en morfologische kenmerken van biofilm in elke aërobe reactiezone onder statische experimentele omstandigheden
De nitrificatiecapaciteit van de biofilm in elke aërobe reactiezone onder statische experimentele omstandigheden wordt getoond inFiguur 6. Uit Figuur 6 blijkt dat bij normale temperatuur de nitrificatiecapaciteiten van de biofilm in de aërobe reactiezones O3, O4, O7 en O8 respectievelijk (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) en (1,25±0,13) g/(m²·d) waren. Bij gemiddelde-lage temperaturen waren de nitrificatiecapaciteiten van de biofilm in de overeenkomstige aerobe reactiezones respectievelijk (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) en (1,03±0,05) g/(m²·d), afnemend met 21,9%, 18,7%, 22,9% en 17,6% vergeleken met de normale temperatuur. Deze statische experimentresultaten komen overeen met de trend van de gemeten waarden in het pilotsysteem. Bovendien kan worden waargenomen dat de gemeten nitrificatiecapaciteit van de biofilm in elke aerobe zone onder statische experimentele omstandigheden iets hoger was dan de werkelijke waarden in het pilotsysteem. De analyse schrijft dit toe aan het gebruik van een enkel ammoniumstikstofsubstraat en bijna-verzadigde omstandigheden met hoog opgeloste zuurstof tijdens de statische experimenten, wat leidde tot een hoger niveau van biofilmnitrificatiecapaciteit. Bij normale temperaturen bedroegen de feitelijke nitrificatiecapaciteiten in de O3-, O4-, O7- en O8-reactiezones van het drie-traps A/O-MBBR-systeem respectievelijk 95,6%, 90,6%, 95,7% en 90,4% van de maximale nitrificatiecapaciteit onder statische experimenten. Bij middelmatige-lage temperaturen daalde de feitelijke nitrificatiecapaciteit in de O3-, O4-, O7- en O8-reactiezones tot respectievelijk 72,9%, 72,0%, 87,0% en 84,5%.
Verdere analyse toonde aan dat onder normale temperatuur de specifieke ammoniakoxidatiesnelheden (nitrificatiesnelheid per massa-eenheid MLVSS, berekend als N) van de biofilm in de aerobe reactiezones O3, O4, O7 en O8 (0,062 ± 0,0095), (0,059 ± 0,0072), (0,060 ± 0,0086) en (0,060 ± 0,0063) g/(g·d), waren. respectievelijk. Bij middelmatige-lage temperaturen waren de specifieke ammoniakoxidatiesnelheden van de biofilm in de O3- en O4-aerobe reactiezones respectievelijk slechts (0,046±0,0004) en (0,041±0,0016) g/(g·d), wat afnam met 25,8% en 30,5% vergeleken met normale temperaturen. Daarentegen waren de specifieke ammoniakoxidatiesnelheden van de biofilm in de aerobe reactiezones O7 en O8 respectievelijk (0,062 ± 0,0051) en (0,060 ± 0,0029) g/(g·d). Vergeleken met normale temperatuuromstandigheden bleef de ammoniakoxidatiecapaciteit van de O8-biofilm in de reactiezone onveranderd, terwijl de ammoniakoxidatiecapaciteit van de O7-aërobe reactiezonebiofilm zelfs met 3,3% toenam. Dit resultaat laat zien dat onder middelmatig-lage temperaturen de biofilm in de reactiezone van de tweede-fase van het proefsysteem een betere nitrificatiecapaciteit heeft en de rationaliteit van de bijdrage van het subsysteem van de tweede-fase aan de algehele nitrificatie van het systeem.
De observatieresultaten van de biofilmmorfologie in elke aerobe reactiezone van de A/O-MBBR-subsystemen van de eerste en tweede fase worden weergegeven inFiguur 7. Bij normale temperatuur waren de biofilmdikten in de aerobe reactiezones O3, O4, O7 en O8 respectievelijk (217,6 ± 54,6), (175,7 ± 38,7), (168,1 ± 38,2) en (152,4 ± 37,8) μm. Bij middelmatige-lage temperaturen waren de biofilmdikten in de O3- en O4-reactiezones respectievelijk (289,4±59,9) en (285,3±61,9) μm, wat neerkomt op een toename van 33,0% en 62,4% vergeleken met de biofilmdikte bij normale temperatuur. Daarentegen waren de biofilmdikten in de O7- en O8-reactiezones respectievelijk (173,1 ± 40,2) en (178,3 ± 31,2) μm, wat met slechts 3,0% en 17,0% toenam in vergelijking met de normale temperatuur. Sommige onderzoeken hebben aangetoond dat dunnere biofilms een sterkere ammoniakoxidatiecapaciteit hebben, wat relatief consistent is met de experimentele resultaten van dit onderzoek. De analyse schrijft dit toe aan het feit dat nitrificerende bacteriën in de biofilm verticaal verdeeld zijn in de gelaagde structuur van de biofilm; overmatige biofilmdikte leidt tot verminderde substraatmassaoverdrachtsefficiëntie en substraataffiniteit. Bovendien was de concentratie opgeloste zuurstof in elke aërobe zone van het proefsysteem onder middelmatig-lage temperaturen veel lager dan die in de statische experimentreactor (met een verschil van 3,0-5,0 mg/l). Vooral voor de dikkere biofilms in de O3- en O4-reactiezones leidde de afname van de zuurstofmassaoverdrachtscapaciteit binnen de biofilm tot een afname van hun feitelijke nitrificatiecapaciteit (slechts ongeveer 70% van de maximale nitrificatiecapaciteit gemeten onder statische omstandigheden). Daarom is het voor een pure biofilm MBBR noodzakelijk om de biofilmvernieuwing te verbeteren door de afschuifintensiteit te versterken en de biofilmdikte redelijk te beheersen om de nitrificatiecapaciteit van de biofilm te behouden.
3. Conclusie
① Onder de omstandigheden van een reactietemperatuur van 10-16 graden (gemiddelde-lage temperatuur), een behandelingsstroomsnelheid van (23,6±5,4) m³/d en een koolstofbrondosering van 50-90 mg/l (berekend als CZV) in de anoxische zone van het derde-trap A/O-MBBR-subsysteem, het effluent SCOD, NH₄⁺-N- en TIN-concentraties van het drietraps A/O-MBBR-proefsysteem waren respectievelijk (26±6), (0,4±0,6) en (6,8±3,6) mg/l, metgemiddelde verwijderingspercentages bereiken 82,3%, 99,0% en 82,8%.
② Onder middelmatige- lage temperatuuromstandigheden werd, als gevolg van verschillen in de biofilm van de aerobe reactiezones tussen de A/O-MBBR-subsystemen van de eerste- fase en de tweede- fase, een verschil in de nitrificatiecapaciteit van de biofilm tussen de twee subsystemen gevormd. Vooral voor het eerste-fase A/O-MBBR-subsysteem nam de nitrificatiecapaciteit af als gevolg van de toegenomen dikte van de biofilm. Om de nitrificatiecapaciteit van biofilms te behouden, is het noodzakelijk om de biofilmdikte redelijk te beheersen.
③ In het drie-traps A/O-MBBR-proefsysteem was het effect van veranderingen in de reactietemperatuur op de denitrificatiefunctie relatief klein. Bij verschillende reactietemperaturen moet de denitrificatiekoolstof-tot-stikstofverhouding bij gebruik van ruw water als koolstofbron groter zijn dan 5, en de denitrificatiekoolstof--stikstofverhouding bij gebruik van extern toegevoegd natriumacetaat als koolstofbron moet groter zijn dan 3.