Anàlisi de l'efecte de la modificació del procés MBBR en una planta de tractament d'aigües residuals del sud
El "Bulletí d'estat de la construcció urbana de la Xina 2022" publicat pel Ministeri d'Habitatge i Desenvolupament Urbà-Rural de la República Popular de la Xina l'octubre de 2023 mostra que a finals de 2022, la capacitat de tractament de les plantes de tractament d'aigües residuals a la Xina havia arribat als 216 milions de m³/d, un increment del 4%{-}. El volum total d'aigües residuals depurades ha estat en tendència de creixement durant 10 anys consecutius des del 2013. El ràpid desenvolupament de les ciutats va acompanyat d'un augment de l'abocament d'aigües residuals, i la contradicció entre el sòl necessari per a l'ampliació i renovació de les depuradores i el sòl urbanístic és cada cop més destacat.
Per ampliar la capacitat de les plantes de tractament d'aigües residuals existents, el procés de fangs activats convencional adopta generalment el mètode d'expansió de la planta. A mesura que augmenta el volum d'expansió, els costos d'adquisició de terres augmenten gradualment i el període de construcció s'allarga. Aprofundir en l'aprofitament de la capacitat de tractament a la depuradora d'aigües residuals existent és actualment una mesura eficaç per millorar encara més la capacitat de tractament d'aigües residuals urbanes i pal·liar la contradicció entre el desenvolupament urbà i l'ús del sòl. El Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) es va originar a Noruega a finals de la dècada de 1980. Millora l'enriquiment de bacteris funcionals i, per tant, millora la capacitat de tractament del sistema afegint portadors en suspensió al dipòsit biològic per formar biofilms. A causa de la seva característica de poder "incrustar-se" en el sistema biològic original, s'utilitza àmpliament en la millora i renovació de les plantes de tractament d'aigües residuals, aconseguint una millora de la capacitat in-situ sense afegir nous terrenys. A més, en comparació amb altres processos de modernització-per estalviar terra, com ara el bioreactor de membrana (MBR) i el llit fluiditzat biològic de portadors de pols compost d'alta concentració (HPB), el procés MBBR no requereix la substitució periòdica o la reposició de portadors, cosa que el fa més avantatjós econòmicament.
Aquest article pren com a exemple la modificació d'ampliació de la capacitat mitjançant el procés MBBR en una planta de tractament d'aigües residuals al sud de la Xina. Analitza el rendiment operatiu de la planta abans i després de la modificació, el rendiment de nitrificació de la zona MBBR i l'estructura de la comunitat microbiana, aclarint el paper pràctic del procés MBBR en l'expansió de la capacitat in-situ. L'objectiu és aportar referències i suggeriments per al disseny i funcionament d'estacions de tractament d'aigües residuals similars.
1 Descripció general del projecte
Una planta de tractament d'aigües residuals al sud de la Xina té una capacitat de tractament total dissenyada de 7,5×10⁴ m³/d, amb una capacitat de la Fase I a 5×10⁴ m³/d i la Fase II a 2,5×10⁴ m³/d. Ambdues fases van utilitzar inicialment el procés de Bardenpho modificat. Els principals objectius de tractament són les aigües residuals domèstiques de la zona de recollida i les aigües residuals industrials parcials d'un polígon industrial. La qualitat de l'efluent ha de complir la norma de grau A especificada a la "Norma d'abocament de contaminants per a estacions de tractament d'aigües residuals municipals" (GB 18918-2002). Amb el ràpid desenvolupament de la construcció urbana i l'economia, l'abocament d'aigües residuals ha anat augmentant i el projecte ha funcionat a plena capacitat o més enllà. L'any 2021, tal com requerien les autoritats governamentals, el projecte havia d'ampliar la seva capacitat en 2,5×10⁴ m³/d addicionals segons l'escala original, assolint una capacitat de tractament total d'1×10⁵ m³/d. L'estàndard de l'efluent va romandre de grau A de GB 18918-2002. Es mostra la qualitat de l'afluent i l'efluent dissenyatTaula 1.
L'àrea que envolta aquest projecte és terreny agrícola, i no hi havia prou terreny reservat per a l'expansió dins del lloc de la planta original. A més, durant la construcció inicial de la Fase II, les unitats de pretractament ja es van construir segons una capacitat de 5×10⁴ m³/d. Per tant, l'objectiu d'aquest projecte d'adaptació era aprofitar al màxim el potencial de tractament dels dipòsits biològics existents i minimitzar l'ocupació del sòl per modificar els dipòsits biològics. El procés MBBR s'utilitza àmpliament en l'ampliació de la capacitat in-in situ i la renovació de les plantes de tractament d'aigües residuals a causa de la seva característica "incrustada". Per exemple, una planta de tractament d'aigües residuals al nord de la Xina va utilitzar el procés MBBR per augmentar la capacitat, maximitzant l'ús dels volums de tancs i el flux de procés existents, aconseguint una ampliació de la capacitat del 20% in-situ amb l'efluent que compleixi de manera estable els estàndards de grau A. Una altra planta de Guangdong va utilitzar el procés MBBR per a la millora in-situ del rendiment del tractament biològic, aconseguint un bon efecte del 50% d'expansió de la capacitat-in situ amb l'efluent de manera estable millor que l'estàndard de descàrrega. Per tant, tenint en compte les necessitats reals de la planta de tractament d'aigües residuals i avaluant de manera exhaustiva factors com l'ús del sòl i l'operació, finalment es va seleccionar el procés MBBR com a procés de tractament per a aquesta ampliació de capacitat.
2 Disseny de processos
2.1 Flux del procés
El nucli d'aquesta modificació d'ampliació de la capacitat va ser millorar la capacitat de tractament dels dipòsits biològics in{0}}situ mitjançant MBBR, garantint el compliment estable dels estàndards d'efluents malgrat un augment del 100% del cabal. Com que les unitats originals de pretractament i tractament avançat ja estaven construïdes per a una capacitat de 5×10⁴ m³/d, aquesta modificació es va centrar en la reutilització de les instal·lacions existents. La modificació bàsica van ser els dipòsits biològics, juntament amb la construcció d'un nou dipòsit de sedimentació secundari preparat per cobrir la demanda de tractament després de l'augment del cabal. El flux del procés després de la modificació es mostra aFigura 1. L'influent se sotmet a un pretractament mitjançant pantalles gruixudes/fines i una cambra de sorra, i després entra al dipòsit de Bardenpho-MBBR modificat per eliminar carboni, nitrogen, fòsfor i altres contaminants. L'efluent dels dipòsits biològics passa per tancs de sedimentació i un clarificador d'alta-eficiència per garantir el compliment estable dels estàndards SS i TP. Després de la desinfecció, l'efluent final s'aboca al riu receptor per a la reposició ecològica d'aigua.
2.2 Rehabilitació del dipòsit biològic
El pla d'adaptació del tanc biològic es mostra aFigura 2. Mentre es duplicava el flux de tractament, els volums de les zones anaeròbicas i anòxicas originals es van mantenir sense canvis, el . 20% del volum de la zona aeròbica original es va dividir per crear una zona anòxica addicional, ampliant el volum total de la zona anòxica per satisfer la demanda de desnitrificació. Es van afegir portadors suspesos al volum restant de la zona aeròbica per formar la zona aeròbica MBBR. Es van instal·lar sistemes de cribratge d'entrada/sortida compatibles i mescladors específics de MBBR-. El sistema d'aireació de cadena original es va substituir per un sistema d'aireació de fons perforat per assegurar una bona fluidització dels transportadors suspesos i evitar la seva pèrdua amb el flux d'aigua. Després de la modificació, el temps total de retenció hidràulica (HRT) dels dipòsits biològics és de 8,82 h, amb HRT de zona anaeròbica a 1,13 h, HRT de zona anòxica a 3,05 h i HRT de zona aeròbica a 4,64 h. La ràtio total de reciclatge intern del sistema és del 150% i l'edat dels fangs és de 16 dies.
Regarding equipment, 4 sets of submersible mixers were added to the anoxic zone (Power P = 4 kW, Impeller Diameter D = 620 mm). SPR-III type suspended carriers were added to the aerobic MBBR zone, with a diameter of (25.0 ± 0.5) mm, height of (10.0 ± 1.0) mm, effective specific surface area >800 m²/m³ i densitat de 0,94 ~ 0,97 g/cm³. La densitat s'aproxima a la de l'aigua després de la fixació del biofilm, complint amb l'estàndard de la indústria "Obligadors de suport suspesos de polietilè d'alta densitat per al tractament de l'aigua" (CJ/T 461-2014). La proporció d'ompliment és del 45%. Es van afegir dos conjunts de mescladors submergibles específics per a transportadors suspesos-(P=5.5 kW). Es van afegir vint-i-dos jocs de sistemes d'aireació elevables, 4 jocs de sistemes d'aireació fixos i 45 jocs d'airejadors de bombolles fines. Es van substituir dues bombes de reciclatge internes (Cabal Q=1600 m³/h, Cap H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Construcció d'un nou dipòsit secundari de sedimentació
A causa de l'augment del cabal, els dipòsits de sedimentació secundaris existents no podien complir els requisits d'efluent. Es necessitava un nou dipòsit de sedimentació secundari per suportar l'augment de la capacitat de tractament. El nou dipòsit és coherent amb els originals, utilitzant un tipus de flux horitzontal rectangular. El volum efectiu del dipòsit és de 4900 m³, amb HRT=7 h. S'ha afegit un rascador de fangs tipus bomba-(Velocitat de funcionament V=0.8 m/min). Es van afegir sis bombes de cabal axial submergibles (bombes de reciclatge externes) (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Es van afegir dues bombes de fangs residuals (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Anàlisi de l'efecte de retrofit MBBR
Es va analitzar el rendiment operatiu abans i després de la modificació de la Fase II, el rendiment operatiu simultània de la Fase I i la Fase II, els canvis de qualitat de l'aigua al llarg del procés en la Fase II i la capacitat de nitrificació del biofilm i les fases de fangs en suspensió a la Fase II per avaluar l'efecte de millora de la modificació de MBBR en la capacitat de tractament del sistema.
3.1 Comparació del rendiment operatiu
Abans de la modificació, la Fase II ja funcionava per sobre del seu cabal dissenyat, amb un cabal mitjà real de (3,02 ± 0,46) × 10⁴ m³/d. Després de la readaptació, el flux va augmentar encara més fins a (5,31 ± 0,76) × 10⁴ m³/d, un augment real d'aproximadament un 76%. El cabal operatiu màxim va arribar a 7,61×10⁴ m³/d, 1,52 vegades el valor de disseny. Es mostra la qualitat dels afluents i dels efluents abans i després de la readaptacióTaula 2iFigura 3. Pel que fa a la càrrega d'afluents, després de la modificació, les càrregues de nitrogen amoníac (NH₃-N), nitrogen total (TN), DQO i TP van augmentar fins a 1,61, 1,66, 1,60 i 1,53 vegades els nivells anteriors a la -readaptació, respectivament. Pel que fa a la qualitat real de l'efluent/efluent, l'afluent NH₃-N i TN abans/després de la readaptació eren (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/L i (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/L, respectivament. L'efluent NH₃-N i TN abans/després de la readaptació eren (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/L i (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/L, amb taxes d'eliminació mitjanes del 99,28%/0,96,731%,%/96,7. respectivament. Malgrat l'augment substancial del cabal i de la càrrega d'afluents després de la modificació, la qualitat de l'efluent encara era millor que abans de la modificació. L'augment del volum de la zona anòxica va assegurar una bona eliminació de TN, amb l'efluent TN encara més reduït després de la modificació. La zona aeròbica va aconseguir una millora significativa de la capacitat de nitrificació a través del biofilm portador suspès. Fins i tot amb una reducció del 20% del volum de la zona aeròbica en comparació amb la retroadaptació prèvia i augments significatius del flux i la càrrega d'afluents, es va mantenir una eliminació altament eficient de NH₃-N. El DQO i la TP influents abans/després de la modificació van ser (106,82±34,37)/(100,52±25,93) mg/L i (2,16±0,54)/(1,96±0,49) mg/L, respectivament. L'efluent DQO i TP abans/després de la readaptació eren (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/L i (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/L, amb taxes d'eliminació mitjanes del 89,93%/93,52% i 89,52%/89,91%, respectivament. Després de la modificació, la qualitat dels efluents es va mantenir establement millor que l'estàndard de descàrrega de disseny.
Es van seleccionar les dades operatives de novembre a gener de l'any següent (post-renovació) per comparar el rendiment de la fase I i la fase II en condicions de baixa-temperatura (temperatura mínima de 12 graus). Es mostren les concentracions de contaminants afluents i efluents per a ambdues fasesFigura 4. En condicions de baixa-temperatura hivernal, els efluents d'ambdós processos eren estables millors que l'estàndard de descàrrega de disseny. Particularment per a l'eliminació de NH₃-N, que és susceptible a baixes temperatures, amb una concentració de NH₃-N influent de (18,98±4,57) mg/L, el NH₃-N de l'efluent de la Fase I va ser de (0,27±0,17) mg/L i la fase II (1,5 mg/L) va ser bona. resistència a les baixes temperatures. En particular, després de la modificació de MBBR a la Fase II, la zona aeròbica HRT va ser només el 66,07% de la de la Fase I, aconseguint una millora significativa en el rendiment de la nitrificació.
3.2 Anàlisi de rendiment de la zona MBBR
Per determinar encara més l'efecte real de cada zona funcional, es van prendre mostres d'aigua del final de cada zona funcional a la fase I i la fase II per mesurar-les en paral·lel. Els resultats es mostren aFigura 5. Les concentracions de NH₃-N afluents eren de 18,85 mg/L i 18,65 mg/L, i les concentracions de NH₃-N de l'efluent eren de 0,35 mg/L i 0,21 mg/L, amb taxes d'eliminació de NH₃{-N del 98,18,4%, respectivament A partir dels canvis del perfil de nitrogen, l'eliminació de NH₃-N a la Fase II es va produir principalment a la zona aeròbica MBBR. La concentració de NH₃-N a l'efluent de la zona MBBR va ser de 0,31 mg/L, contribuint en un 99,46% a l'eliminació global de NH₃{-N, ja millor que l'estàndard de descàrrega de disseny. La zona de fang activat aeròbic posterior va tenir un paper de salvaguarda. A més, les plantes de tractament d'aigües residuals que utilitzen MBBR a la zona aeròbica solen presentar nitrificació i desnitrificació simultànies (SND). Tanmateix, en aquest projecte, no es va observar cap eliminació de nitrogen inorgànic total (TIN) a la zona aeròbica MBBR, cosa que pot estar relacionada amb la concentració relativament baixa de substrat d'influent en aquest projecte.
Per investigar més l'efecte de l'addició de portadors suspesos sobre el rendiment de nitrificació del sistema, es va prendre el sobrenedant de l'efluent de la zona anòxica de la Fase I. Les proves de rendiment de nitrificació es van dur a terme en llots purs de la Fase I, els fangs purs de la Fase II, el biofilm pur de la Fase II i el sistema de fangs-de biofilms combinats de la Fase II. En condicions coherents amb el projecte real (proporció d'ompliment del portador, concentració de fangs, temperatura de l'aigua), amb DO controlada a 6 mg/L per determinar el rendiment òptim de nitrificació. Els resultats es mostren aTaula 3. Les taxes de nitrificació dels fangs purs de la Fase I, els fangs purs de la Fase II, el biofilm pur de la Fase II i els sistemes de fangs combinats de biofilm-Fase II van ser de 0,104, 0,107, 0,158 i 0,267 kg/(m³·d), respectivament. L'addició de portadors suspesos va millorar el rendiment de nitrificació del sistema. La taxa de nitrificació del sistema de fangs combinats de biofilm-Fase II va assolir 2,57 vegades la del sistema de fangs activats purs de la Fase I. A més, la càrrega de biofilm pur ja era superior a la càrrega de fang activat, millorant significativament la resistència a la càrrega de xoc del sistema. En el sistema combinat de la Fase II, el biofilm va contribuir en un 59,92% a la nitrificació, mantenint una posició dominant.
3.3 Anàlisi de racionalitat de la retrofit
Per analitzar la racionalitat d'utilitzar el procés combinat de biofilm-MBBR de fangs per a aquesta modificació, es van realitzar càlculs sobre l'efecte de l'addició de portadors, la resistència a la càrrega de xoc del sistema i la correlació entre l'augment del flux i l'addició de portadors. Si la Fase II d'aquest projecte no s'hagués adaptat i s'hagués utilitzat el procés tradicional de fangs activats, basat en l'afluent/efluent dissenyat NH₃-N i la taxa de nitrificació volumètrica òptima dels fangs activats de la Fase I (DO=6 mg/L), l'efluent calculat NH₃-N aconseguiria la concentració estàndard d'efluent NH₃{-N a l'estàndard. Si es calcula a partir de la taxa de nitrificació òptima obtinguda a partir de la prova del sistema combinat de la Fase II, al flux d'afluent dissenyat, la Fase II podria tolerar una concentració màxima de NH₃-N influent de fins a 55 mg/L, que és 2,20 vegades el valor de disseny, millorant significativament la resistència a la càrrega de xoc del sistema. Per tant, utilitzar MBBR per a aquesta modificació és racional i garanteix eficaçment el compliment estable dels estàndards d'efluents. Si la Fase I també es va adaptar amb el procés MBBR, basant-se en les concentracions de contaminants d'afluents/efluents dissenyades, el flux de tractament es podria augmentar més d'una vegada, proporcionant la possibilitat que les plantes de tractament d'aigües residuals s'ajustin al ràpid desenvolupament urbà i aconsegueixin millores suaus.
4 Estat d'adhesió del biofilm i anàlisi microbiana
Es mostra la fixació de biofilm als portadors suspesos d'aquest projecteFigura 6. El biofilm recobria uniformement la superfície interna dels portadors, sent dens sense material floculent als porus portadors. El gruix mitjà va ser (345,78 ± 74,82) μm. La biomassa mitjana del biofilm va ser de (18,87 ± 0,93) g/m², la relació de sòlids en suspensió volàtil (VSS)/SS va ser estable a 0,68 ± 0,02 i la mitjana de VSS va ser de (12,77 ± 0,61) g/m².
Per explorar més l'efecte de millora de la modificació de MBBR sobre la capacitat de tractament del sistema des d'una perspectiva microscòpica, es van prendre mostres de fangs activats de la Fase I, de llots activats de la Fase II i del biofilm per a la seqüenciació d'alt rendiment de l'amplicó 16S. Es mostra l'abundància relativa de microorganismes a nivell de gènere dins del sistemaFigura 7.
Els gèneres nitrificants dominants al biofilm portador suspès van ser Nitrospira i Nitrosomonas, amb abundàncies relatives del 7,98% i 1,01%, respectivament. En canvi, el gènere nitrificant dominant tant en els fangs activats de la Fase I com de la Fase II va ser Nitrospira, amb abundàncies relatives de l'1,05% i l'1,27%, respectivament. Nitrospira és el gènere nitrificant més comú a les depuradores d'aigües residuals. S'ha demostrat que moltes de les seves espècies posseeixen una capacitat completa d'oxidació d'amoníac (comammox), el que significa que un sol microorganisme pot completar el procés des de l'amoníac fins al nitrat. El procés MBBR, en forma de biofilm, va aconseguir un enriquiment eficient de Nitrospira, amb una abundància relativa 7,58 vegades superior a la del fang activat, proporcionant una base microscòpica per a la millora del rendiment de nitrificació del sistema. També es pot observar que l'abundància relativa de bacteris nitrificants al fang activat del mateix sistema que el biofilm (Fase II) era lleugerament superior a la del sistema de fangs activats purs de la Fase I. Això pot ser perquè l'eliminació del biofilm dels portadors en suspensió va inocular el fang activat durant la renovació dinàmica, augmentant l'abundància relativa de bacteris nitrificants al fang.
Els gèneres desnitrificants dominants en ambdós sistemes es van enriquir principalment en fangs activats i eren relativament similars en composició, incloent Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium, etc. Les abundàncies relatives de gèneres desnitrificants en la Fase I i la Fase II van ser del 8,76% i del 7,52%, respectivament. Des d'una perspectiva funcional, a més de la desnitrificació, algunes espècies de Terrimonas poden degradar substàncies semblants a l'antracè-; Flavobacterium pot degradar plàstics biodegradables (per exemple, PHBV); L'hifomicrobium pot utilitzar diversos compostos orgànics tòxics i difícils de-{-de degradar per a la desnitrificació, com ara el diclorometà, el sulfur de dimetil, el metanol, etc. L'afluent d'aquest projecte conté algunes aigües residuals industrials, la qual cosa condueix a l'especialització de comunitats microbianes funcionals sota aclimatació a-a llarg termini. Tot i que aquest projecte no va mostrar efectes SND macroscòpics significatius, encara es van trobar alguns grups funcionals desnitrificants al biofilm portador suspès, inclosos Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas i OLB13, amb una proporció total del 2,78%. Això indica que després que el biofilm assoleixi un cert gruix, els microambients anòxics/anaeròbics formats a l'interior poden proporcionar condicions per a l'enriquiment de bacteris desnitrificants, oferint també la possibilitat que es produeixi SND a la zona aeròbica MBBR. A més, es va detectar Proteiniclasticum tant en fangs de fase I com de fase II, amb abundàncies relatives de l'1,09% i l'1,18%, respectivament. Aquest gènere té una bona capacitat per descompondre i transformar substàncies proteïneses. El seu enriquiment pot estar relacionat amb la presència de nombroses empreses de productes lactis dins l'àrea de recollida d'aquest projecte.
En particular, l'abundància relativa de Candidatus Microthrix en el fang activat de la Fase I va arribar al 3,72%. És un bacteri filamentos comú en fangs activats, sovint associat amb l'acumulació de fangs. No obstant això, la seva abundància relativa en fangs i biofilm de la Fase II era només del 0,57% i 1,03%, respectivament. Després d'adaptar-se al procés MBBR, la fluidització dels transportadors en suspensió té un efecte de cisalla sobre els bacteris filamentosos, reduint la probabilitat d'acumulació filamentosa en el fang activat.
5 Anàlisi Econòmica
El consum d'electricitat per metre cúbic abans i després d'aquesta modificació era de 0,227 kWh/m³ i 0,242 kWh/m³, respectivament. A un preu de l'electricitat de 0,66 RMB/(kWh), els costos operatius d'electricitat van ser de 0,150 RMB/m³ i 0,160 RMB/m³. L'augment del consum elèctric es va deure principalment a la nova mescla de zones anòxicas i a l'equipament elèctric addicional del nou dipòsit de sedimentació secundària. Els productes químics d'eliminació de fòsfor utilitzats en aquest projecte són el clorur polifèric (PFC) i la poliacrilamida (PAM). La dosi es va mantenir constant abans i després de la readaptació: dosi de PFC 2,21 t/d, cost de 0,014 RMB/m³; Dosi PAM 17,081 kg/d, cost 0,0028 RMB/m³. Aquest projecte utilitza completament la font de carboni de l'afluent en brut per a la desnitrificació. No es va afegir cap font externa de carboni orgànic abans o després de la modificació. Els costos directes d'electricitat i productes químics per metre cúbic abans i després de la modernització eren de 0,167 RMB/m³ i 0,177 RMB/m³, respectivament.
6 Conclusions i perspectives
(1) La fase II d'una planta de tractament d'aigües residuals del sud va utilitzar el procés MBBR per a la modernització d'ampliació de la capacitat, abordant problemes com l'escassetat de terres. Després de la modificació, el flux de tractament va augmentar de (3,02±0,46) × 10⁴ m³/d a (5,31±0,76) × 10⁴ m³/d, aconseguint un 76% d'expansió de la capacitat in-situ. El cabal operatiu màxim va assolir 1,52 vegades el valor de disseny, amb l'efluent de manera estable millor que l'estàndard de descàrrega de disseny.
(2) En incorporar el procés MBBR a l'etapa biològica, es va aconseguir una eliminació de NH₃-N altament eficient i estable en condicions de baixa -temperatura hivernal, tot i que la TRH aeròbica era només el 66,07% de la del procés de fangs activats. La zona MBBR va contribuir en un 99,46% a l'eliminació de NH₃-N. Si no s'hagués adaptat la Fase II, amb el mateix cabal i qualitat de l'aigua, l'efluent NH₃-N arribaria a 5,55 mg/L. Per tant, utilitzar MBBR per a aquesta modificació era necessari i racional.
(3) El biofilm portador suspès va millorar l'efecte d'enriquiment del nucli del gènere nitrificant Nitrospira. La seva abundància relativa en el biofilm era 7,58 vegades superior a la del fang activat, proporcionant una base microscòpica per a la millora del rendiment de nitrificació del sistema. A més, l'enriquiment dels gèneres desnitrificants en el biofilm ofereix la possibilitat d'ocurrència de SND.
Aquest projecte va utilitzar el procés combinat de fangs de biofilm-per aconseguir un augment de la capacitat-in situ. No obstant això, el funcionament real encara està limitat per la retenció i recuperació de fangs actius, impedint una millora addicional de la capacitat de tractament. Actualment, els processos de biofilm pur s'han aplicat en projectes reals, abandonant completament els fangs activats i utilitzant les característiques d'alta-càrrega del biofilm per a l'eliminació eficient dels contaminants, sense restriccions per les limitacions dels fangs activats. Això proporciona una nova solució per a la nova construcció, renovació o ampliació de plantes de tractament d'aigües residuals.