Estudi pilot a-escala d'un sistema A/O-MBBR multi{-etapa per a l'eliminació de nitrogen a temperatures mitja-baixes
Visió general
En els darrers anys, la Xina ha aconseguit resultats significatius en la gestió del medi ambient de l'aigua, però encara s'enfronta a problemes com l'escassetat de recursos hídrics, la contaminació ambiental de l'aigua i el dany ambiental ecològic de l'aigua. Des de la perspectiva de protegir els recursos hídrics, prevenir la contaminació de l'aigua i restaurar l'ecologia de l'aigua, promoure contínuament la millora de l'eficiència i eficàcia del tractament d'aigües residuals és de gran importància per augmentar les taxes d'utilització dels recursos hídrics, millorar la qualitat del medi ambient de l'aigua, millorar la qualitat de vida nacional, accelerar la construcció del medi ambient ecològic i guanyar la batalla per l'aigua neta. Actualment, basant-se en l'actual "Norma d'abocament de contaminants per a plantes de tractament d'aigües residuals urbanes" (GB18918-2002), els governs locals han proposat successivament nous requisits per a la qualitat dels efluents de les plantes de tractament d'aigües residuals urbanes, amb exigències especialment més estrictes d'indicadors com la matèria orgànica, el nitrogen amoníac i el nitrogen total. Les tecnologies tradicionals de tractament d'aigua representades pel procés de fangs activats s'enfronten a colls d'ampolla com la nitrificació biològica limitada a baixes temperatures. Nombrosos estudis han demostrat que el rendiment de nitrificació del procés de fangs actius disminueix significativament en condicions de baixa-temperatura, acompanyat de problemes com ara l'acumulació severa dels fangs i l'escombra biològica. Per tant, trencar el coll d'ampolla de baixa temperatura i aconseguir una eliminació biològica de nitrogen estable i eficient s'ha convertit en un problema urgent a resoldre en l'àmbit del tractament d'aigües residuals. La tecnologia Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) s'ha aplicat a centenars de plantes de tractament d'aigües residuals a tot el món. A causa de l'estat de creixement adjunt del biofilm dins del reactor i la seva capacitat de renovació contínua, no només posseeix una gran biomassa sinó que també manté una alta activitat. Els resultats d'aplicació als països nòrdics també indiquen que té una adaptabilitat més forta a baixes temperatures en comparació amb el procés de fangs activats.
Per aquest motiu, aquest estudi, orientat a les característiques de les aigües residuals urbanes a la Xina, utilitza els avantatges de MBBR i el procés multi-anòxic/òxic (A/O) per a l'eliminació biològica de nitrogen per construirun sistema pilot d'escala-A/O-MBBR-de tres etapes. Es va investigar la capacitat d'eliminació del sistema de matèria orgànica, nitrogen d'amoníac i nitrogen inorgànic total en condicions de temperatura mitjana-baixa. Es va analitzar la capacitat de nitrificació i els canvis morfològics del biofilm en condicions experimentals estàtiques, proporcionant suport tècnic per aconseguir una eliminació estable i eficient de nitrogen de les aigües residuals urbanes en condicions de baixa-temperatura i per a la construcció i regulació de sistemes A/O-MBBR multi{-etapa.
1. Materials i Mètodes
1.1 Configuració experimental del sistema a escala-pilot i mode d'operació
AFigura 1. El sistema d'escala-pilot consta de tres etapes d'anòxic/òxic (A/O), dividides en 10 zones de reacció en total.La primera-etapaEl subsistema A/O-MBBR consta de zones de reacció anòxica (A1, A2) i zones de reacció aeròbica (O3, O4).La segona-etapaEl subsistema A/O-MBBR consta de zones de reacció anòxica (A5, A6) i zones de reacció aeròbica (O7, O8).La tercera-etapaEl subsistema A/O-MBBR consta d'una zona de reacció anòxica (A9) i una zona de reacció aeròbica (O10). El volum efectiu decada zona de reacció esmentada és d'1,4 m³ (1 m * 1 m * 1,4 m), amb una profunditat efectiva d'aigua d'1,4 m. Es van afegir portadors de biofilm en suspensió (medis) amb una superfície específica de 500 m²/m³ a cada segment de la zona de reacció, amb una proporció d'ompliment del portador del 35% per a tots.. La mescla mecànica es va utilitzar a les zones de reacció anòxica per mantenir els portadors fluiditzats, mentre que l'aireació de canonades perforades es va utilitzar a les zones de reacció aeròbica, controlant laconcentració d'oxigen dissolt a 3-9 mg/L.
La taxa d'entrada real del sistema d'escala pilot-era de (23.6 + 5.4) m³/d, utilitzant una distribució d'afluents de dos-punts, amb punts d'entrada establerts a les zones de reacció A1 i O5 i una relació d'influent d'1:1. El sistema d'escala pilot-va tenir dos conjunts de recirculació de líquid nitrificat (d'O4 a A1 i d'O8 a A5), amb una relació de recirculació del 100% al 200% (segons la taxa d'entrada de cada etapa). Per garantir una post-desnitrificació adequada, es van afegir 50-90 mg/L d'acetat de sodi (calculat com a DQO) com a font externa de carboni a la zona de reacció A9. Tot l'estudi experimental es va dividir en 2 fases: Fase I - Temperatura normal (18-29 graus); Fase II - Temperatura mitjana-baixa (10-16 graus).
1.2 Prova d'aigua
La prova pilot es va dur a terme al lloc-en una planta de tractament d'aigües residuals urbanes a la ciutat de Qingdao. L'aigua de prova es va extreure de l'efluent del dipòsit de sedimentació primari d'aquesta planta i va entrar al sistema pilot després d'un pretractament millorat per flotació. Es mostren les condicions de qualitat de l'aigua després del pretractament de flotació milloratTaula 1.
1.3 Indicadors i mètodes de detecció
1.3.1 Indicadors convencionals
Els indicadors convencionals com SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻{-N, SS, MLSS i MLVSS es van mesurar mitjançant mètodes estàndard de "Mètodes de seguiment i anàlisi d'aigua i aigües residuals". Es van mesurar l'oxigen dissolt, la temperatura, el pH i l'ORP mitjançant acomptador d'oxigen dissolt portàtil (HACH HQ40d). El gruix del biofilm es va mesurar mitjançant unmicroscopi de fluorescència invertida (Olympus, IX71).
1.3.2 Experiment estàtic de nitrificació
Durant el funcionament del sistema, es van mostrejar periòdicament els portadors de les zones aeròbiques per mesurar la capacitat de nitrificació del biofilm en condicions de reacció estàtica. Els portadors de cada zona de reacció aeròbica es van col·locar en un reactor de 5 L, amb una proporció d'ompliment idèntica a la del sistema pilot al 35%. L'aigua de prova es va configurar artificialment amb una solució de NH₄Cl amb una concentració de massa de 20-25 mg/L (calculada com a N). Durant l'experiment, es va utilitzar una petita bomba d'aire per a l'aireació per mantenir els portadors fluiditzats mentre es controlava l'oxigen dissolt a 7-11 mg/L. La durada de la prova va ser de 2 hores, amb intervals de mostreig de 30 minuts, mesurant el canvi en la concentració de NH₄⁺-N per calcular la capacitat de nitrificació del biofilm en condicions de reacció estàtica.
2. Resultats i anàlisi
2.1 Rendiment operatiu del sistema pilot A/O-MBBR de tres-etapes
El rendiment operatiu del sistema pilot A/O-MBBR de tres-etapes es mostra aFigura 2. A la fase de temperatura normal (Fase I), amb una temperatura de reacció de 18-29 graus, un cabal de tractament de (23.6+5.4) m³/d i una dosi de font de carboni de 50 mg/L (calculada com a DQO, igual a continuació) a la zona anòxica de la tercera fase A/O-O{6}OD, influeix el subsistema SC, el subsistema MBBR. Les concentracions de NH₄⁺-N i TIN eren (160±31), (35,0±7,2) i (35,8±7,0) mg/L, respectivament, i les concentracions de l'efluent tractat eren (27±8), (0,6±0,5) i (2,7±2,2) mg/L, respectivament, ambles taxes mitjanes d'eliminació assoleixen el 83,1%, el 98,3% i el 92,5%. A la fase de temperatura mitjana-baixa (Fase II), amb una temperatura de reacció de 10-16 graus, el mateix cabal de tractament de (23.6+5.4) m³/d, i una dosi de font de carboni de 50-90 mg/L a la zona anòxica de la tercera{-etapa A/O-MBBR, influeixen en el subsistema SC-ODBR Les concentracions de NH₄⁺-N i TIN van ser (147±30), (38,3±2,1) i (39,6±2,3) mg/L, respectivament, i les concentracions de l'efluent eren (26±6), (0,4±0,6) i (6,8±3,6) mg/L, respectivament, ambles taxes mitjanes d'eliminació assoleixen el 82,3%, el 99,0% i el 82,8%. A més, durant els dies 56-62 de funcionament del sistema, quan la dosi de la font de carboni era de 50 mg/L, va aparèixer una acumulació significativa de NO₂⁻-N a la zona de reacció A9. Tanmateix, després d'augmentar gradualment la dosi de la font de carboni a 90 mg/L, l'acumulació de NO₂⁻-N a la zona de reacció A9 va desaparèixer gradualment i la concentració de TIN de l'efluent va disminuir fins a un nivell raonable.
2.2 Canvis en la capacitat de nitrificació del biofilm a cada zona de reacció aeròbica a diferents temperatures de reacció
Per avaluar els canvis en la capacitat de nitrificació del sistema A/O-MBBR de tres etapes des d'una perspectiva global, es van analitzar la taxa de contribució de nitrificació de NH₄⁺-N i la capacitat de nitrificació del biofilm a cada zona de reacció aeròbica a diferents temperatures de reacció, amb els resultats mostrats aFigures 3 i 4, respectivament.
Figura 4 Càrrega d'eliminació de nitrificació i corbes d'ajust a les zones aeròbiques dels subsistemes A/O-MBBR de la 1a i la 2a etapa sota diferents temperatures de reacció
Des deFigura 3, es pot veure que dins del sistema de tres-etapes A/O-MBBR, a causa de l'influent de dos-punts, les zones de reacció O3 i O4 del subsistema de la primera-etapa A/O-MBBR i les zones de reacció O7 i O8 de la segona-etapa A/O del subsistema de càrrega principal{{1}MBBR de nitificació{{1}MBBR. sistema. Tant en condicions de temperatura normals com de mitjana-baixa, elLes taxes de contribució a la nitrificació de NH₄⁺-N d'aquests dos subsistemes van ser del 43,1%, 49,6% i 33,8%, 54,0%, respectivament. Això mostra que en condicions de temperatura mitjana-baixa, la taxa de contribució a la nitrificació de NH₄⁺{-N del subsistema de la segona-etapa era un 20,2% més alta que la del subsistema de la primera-etapa.
Des deFigures 4 (a) i (c), es pot veure que per als biofilms de les zones de reacció aeròbica O3 i O7 a temperatura normal, són les principals zones de reacció del sistema A/O-MBBR de tres etapes per a la degradació de la matèria orgànica combinada amb la funció de nitrificació. Quan la càrrega d'eliminació de SCOD per superfície del portador (abreujada com a "càrrega d'eliminació de SCOD", calculada com a COD) era inferior a 2,0 g/(m²·d) i la càrrega de nitrificació per superfície del portador (abreujada com a "càrrega de nitrificació", calculada com a N) era inferior a 1,6 g/(m²·d), la relació de la superfície de nitrificació entre la càrrega de nitrificació (m²·d) "càrrega d'eliminació de nitrificació", calculada com a N) i la càrrega de nitrificació van seguir una reacció lineal de primer -ordre, amb pendents de 0,83 i 0,84, respectivament. Quan la càrrega de nitrificació va augmentar a 1,6-6,0 g/(m²·d), la relació entre la càrrega d'eliminació de nitrificació i la càrrega de nitrificació va seguir una reacció d'ordre zero, amb càrregues d'eliminació de nitrificació mitjanes corresponents d'1,31 i 1,34 g/(m²·d), respectivament. Quan la càrrega d'eliminació de SCOD era de 2,0-4,0 g/(m²·d) i la càrrega de nitrificació era de 1,6-6,0 g/(m²·d), tot i que la relació de reacció d'ordre zero entre la càrrega d'eliminació de nitrificació i la càrrega de nitrificació es va mantenir sense canvis, la càrrega mitjana de nitrificació corresponent va disminuir i la càrrega d'eliminació. g/(m²·d), respectivament. Per als biofilms a les zones de reacció aeròbica O3 i O7 a temperatura mitjana-baixa, quan la càrrega d'eliminació de SCOD era inferior a 2, 0 g/(m²·d) i la càrrega de nitrificació era inferior a 1,1 g/(m²·d), els pendents lineals de la càrrega d'eliminació de nitrificació versus la càrrega de nitrificació van disminuir a 0, 81, respectivament. Quan la càrrega de nitrificació va augmentar a 1,1-6,0 g/(m²·d), les càrregues mitjanes d'eliminació de nitrificació corresponents van disminuir a 0,78 i 0,94 g/(m²·d), respectivament, representant disminucions del 40,4% i 19,4% en comparació amb les condicions de temperatura normals. Quan la càrrega d'eliminació de SCOD va augmentar a 2,0-4,0 g/(m²·d), les càrregues mitjanes corresponents d'eliminació de nitrificació van disminuir a 0,66 i 0,91 g/(m²·d), respectivament, representant disminucions del 30,5% i 6,2% en comparació amb les condicions de temperatura normals. La capacitat de nitrificació del biofilm a la zona de reacció O3 va ser coherent amb els resultats de la investigació de HEM et al. sota les condicions corresponents. Tanmateix, cal destacar que en condicions de temperatura mitjana-baixa, en comparació amb el biofilm de la zona de reacció O3, el biofilm de la zona de reacció O7 va mostrar una capacitat de nitrificació més forta.
Des deFigures 4 (b) i (d), es pot veure que per als biofilms de les zones de reacció aeròbica O4 i O8 a temperatura normal, són les zones de reacció del sistema A/O-MBBR de tres -etapes que compleixen principalment una funció de nitrificació suplementària. Quan la càrrega d'eliminació de SCOD era inferior a 1,0 g/(m²·d) i la càrrega de nitrificació era inferior a 1,3 g/(m²·d), la relació entre la càrrega d'eliminació de nitrificació i la càrrega de nitrificació va seguir una reacció lineal de primer ordre, amb pendents de 0,86 i 0,88, respectivament. Quan la càrrega de nitrificació va augmentar a 1,3-3,0 g/(m²·d), la relació entre la càrrega d'eliminació de nitrificació i la càrrega de nitrificació va seguir una reacció d'ordre zero, amb càrregues d'eliminació de nitrificació mitjanes corresponents d'1,11 i 1,13 g/(m²·d), respectivament. En condicions de temperatura mitjana-baixa, quan la càrrega d'eliminació de SCOD era inferior a 1,0 g/(m²·d) i la càrrega de nitrificació era inferior a 1,0 g/(m²·d), els pendents lineals de la càrrega d'eliminació de nitrificació versus la càrrega de nitrificació van disminuir a 0,72 i 0,84, respectivament. Quan la càrrega de nitrificació va augmentar a 1,0-3,0 g/(m²·d), les càrregues mitjanes corresponents d'eliminació de nitrificació van ser de 0,72 i 0,86 g/(m²·d), respectivament, la qual cosa representa disminucions del 35,1% i del 23,9% en comparació amb les condicions de temperatura normals.
A partir de l'anàlisi anterior, es pot veure que a temperatures mitjanes-baixes, els punts d'inflexió de la relació entre la càrrega d'eliminació de nitrificació i la càrrega de nitrificació del biofilm a cada zona de reacció es van produir abans que la temperatura normal. Aquest fenomen és relativament coherent amb els resultats de la investigació de SAFWAT. En general, tot i que la capacitat de nitrificació del biofilm a cada zona aeròbica del sistema va mostrar una tendència a la baixa a temperatures mitja-baixes,la capacitat de nitrificació del biofilm a la zona de reacció O7 del subsistema A/O-MBBR de la segona fase va augmentar un 20,5%-37,9% en comparació amb la zona de reacció O3, i la capacitat de nitrificació del biofilm a la zona de reacció O8 va augmentar aproximadament un 19,4% en comparació amb la zona de reacció O4. Això indica que la configuració de la zona de reacció de la segona-etapa al sistema A/O-MBBR de tres-etapes és beneficiosa per millorar la capacitat global de nitrificació del sistema.
2.3 Canvis en la capacitat de desnitrificació del biofilm a cada zona de reacció anòxica sota diferents temperatures de reacció
Per avaluar els canvis en la capacitat de desnitrificació del sistema A/O-MBBR de tres etapes des d'una perspectiva global, aquest estudi va analitzar la capacitat de desnitrificació del biofilm a cada zona de reacció anòxica a diferents temperatures de reacció, amb els resultats mostrats aFigura 5.
Figura 5 Càrrega d'eliminació de la desnitrificació a cada zona anòxica del sistema A/O-MBBR de tres -etapes a diferents temperatures de reacció
Des deFigures 5 (a) i (c), es pot veure que per a les zones de reacció anòxica A1 i A5, són les principals zones de desnitrificació del sistema A/O-MBBR de tres-etapes utilitzant fonts de carboni d'aigua bruta com a substrat. Tant en condicions de temperatura normal com de mitjana-baixa, quan la proporció de carboni-a-de desnitrificació anòxica corresponent (ΔCBSCOD / CNOx{--N) era superior a 5,0 i la càrrega de desnitrificació per àrea de superfície portadora (abreujada com a "càrrega de desnitrificació de NOx{2}{2}7}), es va calcular {2}{2}} superior a 0,95 g/(m²·d), la relació entre la càrrega d'eliminació de la desnitrificació per superfície del portador (abreujat com a "càrrega d'eliminació de la desnitrificació", calculada com a NOx--N) i la càrrega de desnitrificació va seguir una reacció lineal de primer -ordre, amb pendents de 0,887, 0,887, 0,84, respectivament. Quan la càrrega de desnitrificació va augmentar per sobre de 0,95 g/(m²·d), la relació entre la càrrega d'eliminació de desnitrificació i la càrrega de desnitrificació va seguir una reacció d'ordre zero, amb les corresponents càrregues d'eliminació de desnitrificació mitjanes de 0,82, 0,82 g/(m²·d) i 0,78 g/(m²·d) respectivament (0,7·78 g/), respectivament A mesura que el ΔCBSCOD / CNOx--N va disminuir, el punt d'inflexió de la relació entre la càrrega d'eliminació de la desnitrificació i la càrrega de desnitrificació es va desplaçar cap endavant, el pendent lineal en condicions de baixa càrrega va mostrar una tendència a la baixa i, simultàniament, la càrrega mitjana d'eliminació de la desnitrificació en condicions de càrrega elevada també va mostrar una tendència a la baixa. Aquests resultats indiquen que per a la desnitrificació del biofilm a les zones de reacció A1 i A5 utilitzant fonts de carboni d'aigua bruta, la relació carboni-nitrogen és el principal factor que determina la funció de desnitrificació i, en les condicions de qualitat de l'aigua de prova, la proporció ideal de carboni-nitrogen per a les zones de reacció anòxica A1 i A5 hauria de ser superior a 5.
A partir de les figures 5 (b) i (d), es pot veure que per a les zones de reacció anòxica A2 i A6, com que les zones de reacció anòxica A1 i A5 eliminaven i consumien les fonts de carboni de les aigües residuals crues i la major part del nitrat transportat pel flux de recirculació, les zones de reacció anòxica A2 i A6 eren un estat de baixa càrrega-deficient de substrat-{8}} a llarg termini. Per tant, tant en condicions de temperatura normal com de mitjana-baixa, quan ΔCBSCOD / CNOx--N estava entre 1,0-2,0 i la càrrega de desnitrificació era inferior a 0,50 g/(m²·d), els pendents lineals de la càrrega d'eliminació de la desnitrificació versus la càrrega de desnitrificació eren només 0,51, 0,40, 0,40, 0,37, 0,47, 0,47, respectivament A més, quan la càrrega de desnitrificació va augmentar a 0,50-1,50 g/(m²·d), les càrregues mitjanes corresponents d'eliminació de desnitrificació només eren de 0,25, 0,20 i 0,20, 0,17 g/(m²·d), respectivament. Tanmateix, els resultats de l'experiment estàtic d'aquest estudi van demostrar que en condicions de suficient font de carboni i substrat de nitrat, la càrrega d'eliminació de la desnitrificació del biofilm a les zones de reacció anòxica A2 i A6 podria arribar a (0,66 ± 0,14) i (0,68 ± 0,11) g / (m²·d), respectivament. Aquest resultat reflecteix que el biofilm a les zones de reacció anòxica A2 i A6 en realitat posseeix una capacitat de desnitrificació relativament forta, que està limitada per la manca de fonts de carboni i substrats de nitrats en aquest sistema pilot.
Des deFigura 5(e), es pot veure que, per a la zona de reacció anòxica A9, suporta la càrrega de desnitrificació de tot el nitrat que surt de les dues primeres etapes del sistema de tres-etapes A/O-MBBR, utilitzant acetat de sodi afegit externament com a font de carboni de desnitrificació. Tant en condicions de temperatura normal com de mitjana-baixa, quan ΔCBSCOD / CNOx--N era superior a 5 i la càrrega de desnitrificació era inferior a 2,5 g/(m²·d), la relació entre la càrrega d'eliminació de la desnitrificació i la càrrega de desnitrificació va seguir una reacció lineal de primer ordre de respectivament. Tanmateix, a mesura que el ΔCBSCOD / CNOx--N va disminuir, el pendent lineal de la relació entre la càrrega d'eliminació de la desnitrificació i la càrrega de desnitrificació va mostrar una tendència a la baixa. Aquest resultat també indica que per a la desnitrificació del biofilm a la zona de reacció A9 utilitzant una font de carboni externa, la relació carboni-nitrogen també és el principal factor que determina la funció de desnitrificació, amb una proporció de carboni-nitrogen de desnitrificació necessària superior a 3. Simultàniament, la influència dels canvis de temperatura de reacció en la seva funció de desnitrificació és relativament petita.
2.4 Capacitat de nitrificació i característiques morfològiques del biofilm a cada zona de reacció aeròbica en condicions experimentals estàtiques
Es mostra la capacitat de nitrificació del biofilm a cada zona de reacció aeròbica en condicions experimentals estàtiquesFigura 6. A la figura 6, es pot veure que a temperatura normal, les capacitats de nitrificació del biofilm a les zones de reacció aeròbica O3, O4, O7 i O8 eren (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) i (1,25±0,13) g/(m²·d), respectivament A temperatura mitjana-baixa, les capacitats de nitrificació del biofilm a les zones de reacció aeròbica corresponents van ser (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) i (1,03±0,05) g/(m²·d), respectivament, disminuint un 21,9% i un 21,9%, 17,6% respecte a la temperatura normal. Aquests resultats dels experiments estàtics són coherents amb la tendència dels valors mesurats al sistema pilot. A més, es pot observar que la capacitat de nitrificació mesurada del biofilm a cada zona aeròbica en condicions experimentals estàtiques va ser una mica superior als valors reals del sistema pilot. L'anàlisi atribueix això a l'ús d'un sol substrat de nitrogen d'amoni i a condicions d'oxigen dissolt d'alt -saturació durant els experiments estàtics, la qual cosa condueix a un nivell més elevat de capacitat de nitrificació del biofilm. A temperatura normal, les capacitats reals de nitrificació a les zones de reacció O3, O4, O7 i O8 del sistema A/O-MBBR de tres etapes eren del 95,6%, 90,6%, 95,7% i 90,4% de la capacitat màxima de nitrificació en experiments estàtics, respectivament. A temperatura mitjana-baixa, les capacitats reals de nitrificació a les zones de reacció O3, O4, O7 i O8 van disminuir fins al 72,9%, 72,0%, 87,0% i 84,5%, respectivament.
Una anàlisi posterior va demostrar que a temperatura normal, les taxes específiques d'oxidació de l'amoníac (taxa de nitrificació per unitat de massa MLVSS, calculada com a N) del biofilm a les zones de reacció aeròbica O3, O4, O7 i O8 eren (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,0072), (0,060±0,0072), (0,060±0,0072), (0,060±0,0072), (0,060±0,0072), (0,060±0,0072), (0,060±6) g/(g·d), respectivament. A temperatura mitjana-baixa, les taxes específiques d'oxidació d'amoníac del biofilm a les zones de reacció aeròbica O3 i O4 eren només (0,046±0,0004) i (0,041±0,0016) g/(g·d), respectivament, disminuint un 25,8% i un 30,5% en comparació amb la temperatura normal. En canvi, les taxes específiques d'oxidació d'amoníac del biofilm a les zones de reacció aeròbica O7 i O8 van ser (0,062±0,0051) i (0,060±0,0029) g/(g·d), respectivament. En comparació amb les condicions de temperatura normals, la capacitat d'oxidació de l'amoníac del biofilm de la zona de reacció O8 es va mantenir sense canvis, mentre que la capacitat d'oxidació de l'amoníac del biofilm de la zona de reacció aeròbica O7 va augmentar fins i tot un 3,3%. Aquest resultat demostra bé que en condicions de temperatura mitjana-baixa, el biofilm a la zona de reacció de la segona-etapa del sistema pilot té una millor capacitat de nitrificació i la racionalitat de la contribució del subsistema de la segona-etapa a la nitrificació global del sistema.
Els resultats de l'observació de la morfologia del biofilm a cada zona de reacció aeròbica dels subsistemes A/O-MBBR de la primera i la segona etapa es mostren aFigura 7. A temperatura normal, els gruixos de biofilm a les zones de reacció aeròbica O3, O4, O7 i O8 eren (217,6 ± 54,6), (175,7 ± 38,7), (168,1 ± 38,2) i (152,4 ± 37,8) μm, respectivament. A temperatura mitjana-baixa, els gruixos del biofilm a les zones de reacció O3 i O4 van ser (289,4±59,9) i (285,3±61,9) μm, respectivament, representant augments del 33,0% i del 62,4% en comparació amb el gruix del biofilm a temperatura normal. En canvi, els gruixos de biofilm a les zones de reacció O7 i O8 van ser (173,1±40,2) i (178,3±31,2) μm, respectivament, augmentant només un 3,0% i un 17,0% en comparació amb la temperatura normal. Alguns estudis han demostrat que els biofilms més prims tenen una capacitat d'oxidació d'amoníac més forta, que és relativament coherent amb els resultats experimentals d'aquest estudi. L'anàlisi atribueix això al fet que els bacteris nitrificants del biofilm es distribueixen verticalment a l'estructura en capes del biofilm; un gruix excessiu del biofilm condueix a una reducció de l'eficiència de transferència de massa del substrat i l'afinitat del substrat. A més, en condicions de temperatura mitjana-baixa, la concentració d'oxigen dissolt a cada zona aeròbica del sistema pilot era molt inferior a la del reactor d'experimentació estàtic (difereix en 3,0-5,0 mg/L). Especialment per als biofilms més gruixuts a les zones de reacció O3 i O4, la disminució de la capacitat de transferència de massa d'oxigen dins del biofilm va provocar una disminució de la seva capacitat de nitrificació real (només al voltant del 70% de la capacitat màxima de nitrificació mesurada en condicions estàtiques). Per tant, per a un biofilm MBBR pur, és necessari millorar la renovació del biofilm reforçant la intensitat de cisalla i controlar raonablement el gruix del biofilm per mantenir la capacitat de nitrificació del biofilm.
3. Conclusió
① Sota les condicions d'una temperatura de reacció de 10-16 graus (temperatura mitjana{-baixa), un cabal de tractament de (23,6±5,4) m³/d i una dosi de font de carboni de 50-90 mg/L (calculat com a DQO) a la zona anòxica del subsistema {{}BR7}{8}AMB{7}{8} Les concentracions de l'efluent SCOD, NH₄⁺-N i TIN del sistema pilot A/O-MBBR de tres etapes eren (26±6), (0,4±0,6) i (6,8±3,6) mg/L, respectivament, ambles taxes mitjanes d'eliminació assoleixen el 82,3%, el 99,0% i el 82,8%.
② En condicions de temperatura mitjana-baixa, a causa de les diferències en el biofilm de les zones de reacció aeròbica entre els subsistemes A/O-MBBR de la primera-etapa i la segona-etapa, es va formar una diferència en la capacitat de nitrificació del biofilm entre els dos subsistemes. Especialment per al subsistema A/O-MBBR de la primera-etapa, la capacitat de nitrificació va disminuir a causa de l'augment del gruix del biofilm. Per mantenir la capacitat de nitrificació del biofilm, és necessari controlar raonablement el gruix del biofilm.
③ En el sistema pilot A/O-MBBR de tres -etapes, l'efecte dels canvis de temperatura de reacció sobre la funció de desnitrificació era relativament petit. A diferents temperatures de reacció, la proporció de carboni de desnitrificació-a-nitrogen utilitzant aigua bruta com a font de carboni ha de ser superior a 5, i la relació de carboni de desnitrificació-a-nitrogen utilitzant acetat de sodi afegit externament com a font de carboni ha de ser superior a 3.