Pilotażowe badanie-na wielo-stopniowym systemie A/O-MBBR do usuwania azotu w średnio-niskich temperaturach
Przegląd
W ostatnich latach Chiny osiągnęły znaczące wyniki w zarządzaniu środowiskiem wodnym, ale nadal borykają się z takimi problemami, jak niedobory zasobów wodnych, zanieczyszczenie środowiska wodnego i szkody dla środowiska wodnego. Z punktu widzenia ochrony zasobów wodnych, zapobiegania zanieczyszczeniom wód i przywracania ekologii wody, ciągłe wspieranie poprawy efektywności i efektywności oczyszczania ścieków ma ogromne znaczenie dla zwiększenia stopnia wykorzystania zasobów wodnych, poprawy jakości środowiska wodnego, poprawy jakości życia kraju, przyspieszenia budowy środowiska ekologicznego i wygrania walki o czystą wodę. Obecnie, w oparciu o istniejącą krajową „Normę dotyczącą usuwania zanieczyszczeń z oczyszczalni ścieków komunalnych” (GB18918-2002), samorządy sukcesywnie proponują nowe wymagania dotyczące jakości ścieków z oczyszczalni ścieków komunalnych, ze szczególnie rygorystycznymi wymaganiami dotyczącymi wskaźników, takich jak materia organiczna, azot amonowy i azot całkowity. Tradycyjne technologie uzdatniania wody reprezentowane przez proces osadu czynnego napotykają wąskie gardła, takie jak ograniczona nitryfikacja biologiczna w niskich temperaturach. Liczne badania wykazały, że wydajność nitryfikacji w procesie osadu czynnego znacznie spada w warunkach niskiej-temperatury, czemu towarzyszą takie problemy, jak silne pęcznienie osadu i szumowiny biologiczne. Dlatego przełamanie wąskiego gardła niskotemperaturowego i osiągnięcie stabilnego i wydajnego biologicznego usuwania azotu stało się pilnym problemem do rozwiązania w dziedzinie oczyszczania ścieków. Technologia reaktora biofilmowego z ruchomym złożem (MBBR) została zastosowana w setkach oczyszczalni ścieków na całym świecie. Ze względu na stan wzrostu biofilmu w reaktorze i jego zdolność do ciągłej odnowy, nie tylko posiada on wysoką biomasę, ale także utrzymuje wysoką aktywność. Wyniki zastosowań w krajach nordyckich wskazują również, że ma on większą zdolność adaptacji do niskich temperatur w porównaniu z procesem z osadem czynnym.
Z tego powodu w niniejszym badaniu, dotyczącym charakterystyki ścieków komunalnych w Chinach, wykorzystano zalety MBBR i wieloetapowego procesu beztlenowego/tlenowego (A/O)-do biologicznego usuwania azotu w celu skonstruowaniatrzystopniowy system pilotażowy A/O-MBBR-. Zbadano zdolność systemu do usuwania materii organicznej, azotu amonowego i całkowitego azotu nieorganicznego w warunkach średnio-niskiej temperatury. Przeanalizowano zdolność nitryfikacji i zmiany morfologiczne biofilmu w statycznych warunkach eksperymentalnych, zapewniając wsparcie techniczne umożliwiające osiągnięcie stabilnego i wydajnego usuwania azotu ze ścieków komunalnych w-warunkach niskiej temperatury oraz budowę i regulację wielostopniowych-systemów A/O-MBBR.
1. Materiały i metody
1.1 Eksperymentalna konfiguracja systemu-w skali pilotażowej i tryb działania
Przebieg procesu skonstruowanego trzy-etapowego pilotażowego systemu A/O-MBBR-pokazano naRysunek 1. System pilotażowy-składa się z trzech etapów beztlenowych/oksydacyjnych (A/O), podzielonych w sumie na 10 stref reakcyjnych.Pierwszy-etapPodsystem A/O-MBBR składa się ze stref reakcji beztlenowych (A1, A2) i stref reakcji tlenowych (O3, O4).Drugi-etapPodsystem A/O-MBBR składa się ze stref reakcji beztlenowych (A5, A6) i stref reakcji tlenowych (O7, O8).Trzeci-etapPodsystem A/O-MBBR składa się ze strefy reakcji beztlenowej (A9) i strefy reakcji tlenowej (O10). Efektywna objętośćkażda wspomniana strefa reakcji ma powierzchnię 1,4 m3 (1 m * 1 m * 1,4 m), a efektywna głębokość wody wynosi 1,4 m. Do każdego segmentu strefy reakcji dodano zawieszone nośniki biofilmu (media) o powierzchni właściwej 500 m²/m3, przy współczynniku wypełnienia nośnikiem wynoszącym 35% dla wszystkich. W strefach reakcji beztlenowej zastosowano mieszanie mechaniczne, aby utrzymać płynność nośników, natomiast w strefach reakcji tlenowych zastosowano napowietrzanie rurami perforowanymi, kontrolującstężenie rozpuszczonego tlenu na poziomie 3-9 mg/l.
Rzeczywiste natężenie dopływu-systemu pilotażowego ze skalą wyniosło (23.6 + 5.4) m³/d, przy zastosowaniu dwu-punktowego rozkładu dopływu, z punktami wlotu ustawionymi w strefach reakcji A1 i O5 oraz stosunkiem dopływu 1:1. System pilotażowy-w skali pilotażowej składał się z dwóch zestawów recyrkulacji cieczy nitryfikowanej (od O4 do A1 i od O8 do A5), przy współczynniku recyrkulacji od 100% do 200% (w oparciu o natężenie dopływu każdego stopnia). Aby zapewnić właściwą-denitryfikację następczą, do strefy reakcyjnej A9 dodano 50-90 mg/l octanu sodu (w przeliczeniu na ChZT) jako zewnętrzne źródło węgla. Całe badanie eksperymentalne podzielono na 2 fazy: Faza I - Temperatura normalna (18-29 stopni); Faza II - Średnio-niska temperatura (10-16 stopni).
1.2 Sprawdź wodę
Test pilotażowy przeprowadzono-na miejscu w miejskiej oczyszczalni ścieków w mieście Qingdao. Wodę do badań pobierano ze ścieków z osadnika pierwotnego tej oczyszczalni i po wzmocnionym oczyszczaniu wstępnym metodą flotacji, wprowadzano ją do układu pilotażowego. Warunki jakości wody po wzmocnionym wstępnym oczyszczaniu flotacyjnym przedstawiono wTabela 1.
1.3 Wskaźniki i metody wykrywania
1.3.1 Wskaźniki konwencjonalne
Konwencjonalne wskaźniki, takie jak SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS i MLVSS mierzono przy użyciu standardowych metod z „Metody monitorowania i analizy wody i ścieków”. Zmierzono rozpuszczony tlen, temperaturę, pH i ORP za pomocą aprzenośny miernik tlenu rozpuszczonego (HACH HQ40d). Grubość biofilmu mierzono za pomocąodwrócony mikroskop fluorescencyjny (Olympus, IX71).
1.3.2 Statyczny eksperyment nitryfikacji
Podczas pracy systemu okresowo pobierano próbki nośników ze stref tlenowych w celu pomiaru zdolności nitryfikacji biofilmu w statycznych warunkach reakcji. Nośniki z każdej tlenowej strefy reakcji umieszczono w 5-litrowym reaktorze, przy stopniu napełnienia identycznym jak w układzie pilotażowym wynoszącym 35%. Wodą testową był sztucznie skonfigurowany roztwór NH₄Cl o stężeniu masowym 20-25 mg/l (w przeliczeniu na N). Podczas eksperymentu do napowietrzania zastosowano małą pompę powietrza, aby utrzymać płynność nośników, kontrolując jednocześnie zawartość rozpuszczonego tlenu na poziomie 7–11 mg/l. Czas trwania testu wynosił 2 godziny, z przerwami w pobieraniu próbek co 30 minut i mierzono zmianę stężenia NH₄⁺-N w celu obliczenia zdolności nitryfikacji biofilmu w statycznych warunkach reakcji.
2. Wyniki i analiza
2.1 Wydajność operacyjna trzy-stopniowego systemu pilotażowego A/O-MBBR
Wydajność operacyjną trzy-etapowego systemu pilotażowego A/O-MBBR pokazano naRysunek 2. W fazie normalnej temperatury (faza I), przy temperaturze reakcji wynoszącej 18-29 stopni, natężeniu przepływu oczyszczania wynoszącym (23.6+5.4) m³/d i dawce źródła węgla wynoszącej 50 mg/l (obliczonej jako ChZT, to samo poniżej) w strefie beztlenowej trzeciego-stopnia A/O-MBBR podsystemu, dopływowy SCOD systemu, NH₄⁺-N, i TIN wynosiły odpowiednio (160±31), (35,0±7,2) i (35,8±7,0) mg/L, a stężenia oczyszczonych ścieków wynosiły odpowiednio (27±8), (0,6±0,5) i (2,7±2,2) mg/L, przyśrednie wskaźniki usuwania sięgające 83,1%, 98,3% i 92,5%. W średnio-fazie niskiej temperatury (faza II), przy temperaturze reakcji wynoszącej 10-16 stopni, takim samym natężeniu przepływu oczyszczania wynoszącym (23.6+5.4) m³/d i dawce źródła węgla wynoszącej 50-90 mg/l w strefie beztlenowej trzeciego-etapu podukładu A/O-MBBR, napływający SCOD systemu, NH₄⁺-N, i TIN wynosiły odpowiednio (147±30), (38,3±2,1) i (39,6±2,3) mg/L, a stężenia ścieków odpowiednio (26±6), (0,4±0,6) i (6,8±3,6) mg/L, przyśrednie wskaźniki usuwania sięgające 82,3%, 99,0% i 82,8%. Ponadto w 56-62 dniu pracy systemu, gdy dawka źródła węgla wynosiła 50 mg/L, w strefie reakcji A9 pojawiła się znaczna akumulacja NO₂⁻-N. Jednakże, po stopniowym zwiększaniu dawki źródła węgla do 90 mg/l, akumulacja NO₂⁻-N w strefie reakcji A9 stopniowo zanikała, a stężenie TIN na wylocie spadło do rozsądnego poziomu.
2.2 Zmiany zdolności nitryfikacji biofilmu w każdej strefie reakcji tlenowej w różnych temperaturach reakcji
Aby ocenić zmiany zdolności nitryfikacji trzy-stopniowego systemu A/O-MBBR z ogólnej perspektywy, przeanalizowano stopień udziału nitryfikacji NH₄⁺-N i zdolność nitryfikacji biofilmu w każdej tlenowej strefie reakcji w różnych temperaturach reakcji, a wyniki przedstawiono wRysunki 3 i 4odpowiednio.
Rysunek 4 Krzywe obciążenia i dopasowania usuwania nitryfikacji w strefach tlenowych pierwszego i drugiego etapu podsystemów A/O-MBBR w różnych temperaturach reakcji
ZRysunek 3można zauważyć, że w trzy-stopniowym systemie A/O-MBBR, ze względu na dwu-punktowy dopływ, strefy reakcji O3 i O4 pierwszego-stopnia A/O-podsystemu MBBR oraz strefy reakcji O7 i O8 drugiego-stopnia A/O-podsystemu MBBR przeniosły główny ładunek nitryfikacji systemu. Zarówno w warunkach normalnej, jak i średnio-niskiej temperaturyNH₄⁺-Wskaźniki udziału nitryfikacji N w tych dwóch podsystemach wyniosły odpowiednio 43,1%, 49,6% i 33,8%, 54,0%. Pokazuje to, że w warunkach średnio-niskiej temperatury stopień udziału NH₄⁺-N w nitryfikacji podsystemu drugiego-stopnia był o 20,2% wyższy niż w podsystemie pierwszego-stopnia.
ZRysunki 4(a) i (c), można zauważyć, że dla biofilmów w strefach reakcji tlenowych O3 i O7 w normalnej temperaturze są to główne strefy reakcji w trzy-stopniowym układzie A/O-MBBR do degradacji materii organicznej połączonej z funkcją nitryfikacji. Gdy obciążenie usuwaniem SCOD na powierzchnię nośnika (w skrócie „obciążenie usuwania SCOD”, obliczane jako ChZT) było mniejsze niż 2,0 g/(m²·d), a obciążenie nitryfikacją na powierzchnię nośnika (w skrócie „ładunek nitryfikacji”, obliczane jako N) było mniejsze niż 1,6 g/(m²·d), związek pomiędzy obciążeniem usuwaniem nitryfikacji na powierzchnię nośnika (w skrócie „ładunek usuwania nitryfikacji”, obliczany jako N) a Obciążenie nitryfikacyjne następowało po reakcji liniowej-pierwszego rzędu, z nachyleniem odpowiednio 0,83 i 0,84. Kiedy ładunek nitryfikacji wzrósł do 1,6-6,0 g/(m²·d), związek między obciążeniem usuwaniem nitryfikacji a obciążeniem nitryfikacją przebiegał według reakcji zerowego-rzędu, z odpowiednimi średnimi ładunkami usuwania nitryfikacji wynoszącymi odpowiednio 1,31 i 1,34 g/(m²·d). Gdy ładunek usuwania SCOD wyniósł 2,0-4,0 g/(m²·d), a ładunek nitryfikacji 1,6-6,0 g/(m²·d), chociaż zależność reakcji zerowego rzędu pomiędzy ładunkiem usuwania nitryfikacji a obciążeniem nitryfikacji pozostała niezmieniona, odpowiadające im średnie obciążenia usuwania nitryfikacji spadły odpowiednio do 0,95 i 0,97 g/(m²·d). Dla biofilmów w strefach reakcji tlenowych O3 i O7 w średnio-niskiej temperaturze, gdy ładunek usuwania SCOD był mniejszy niż 2,0 g/(m²·d) i ładunek nitryfikacji był mniejszy niż 1,1 g/(m²·d), liniowe nachylenie obciążenia usuwaniem nitryfikacji w funkcji obciążenia nitryfikacją spadło odpowiednio do 0,71 i 0,81. Gdy ładunek nitryfikacji wzrósł do 1,1-6,0 g/(m²·d), odpowiednie średnie obciążenia usuwania nitryfikacji spadły odpowiednio do 0,78 i 0,94 g/(m²·d), co stanowi spadek o 40,4% i 19,4% w porównaniu do normalnych warunków temperaturowych. Gdy obciążenie usuwaniem SCOD wzrosło do 2,0-4,0 g/(m²·d), odpowiadające im średnie obciążenie usuwaniem nitryfikacji spadło odpowiednio do 0,66 i 0,91 g/(m²·d), co stanowi spadek o 30,5% i 6,2% w porównaniu do normalnych warunków temperaturowych. Zdolność nitryfikacji biofilmu w strefie reakcji O3 była zgodna z wynikami badań HEM i in. na odpowiednich warunkach. Warto jednak zauważyć, że w warunkach średnio-niskich temperatur, w porównaniu z biofilmem strefy reakcji O3, biofilm strefy reakcji O7 wykazywał większą zdolność nitryfikacji.
ZRysunki 4(b) i (d), można zauważyć, że w przypadku biofilmów w tlenowych strefach reakcji O4 i O8 w normalnej temperaturze są to strefy reakcji w trzy-stopniowym układzie A/O-MBBR, które pełnią głównie dodatkową funkcję nitryfikacji. Gdy ładunek usuwania SCOD był mniejszy niż 1,0 g/(m²·d), a ładunek nitryfikacji był mniejszy niż 1,3 g/(m²·d), związek między obciążeniem usuwaniem nitryfikacji a obciążeniem nitryfikacją przebiegał według reakcji liniowej pierwszego-rzędu, z nachyleniami odpowiednio 0,86 i 0,88. Kiedy ładunek nitryfikacji wzrósł do 1,3-3,0 g/(m²·d), związek między obciążeniem usuwaniem nitryfikacji a obciążeniem nitryfikacją przebiegał według reakcji zerowego-rzędu, z odpowiednimi średnimi ładunkami usuwania nitryfikacji wynoszącymi odpowiednio 1,11 i 1,13 g/(m²·d). W warunkach średnio-niskich temperatur, gdy ładunek usuwania SCOD był mniejszy niż 1,0 g/(m²·d) i ładunek nitryfikacji był mniejszy niż 1,0 g/(m²·d), liniowe nachylenie obciążenia usuwaniem nitryfikacji w porównaniu z obciążeniem nitryfikacją spadło odpowiednio do 0,72 i 0,84. Gdy ładunek nitryfikacji wzrósł do 1,0-3,0 g/(m²·d), odpowiednie średnie ładunki usuwania nitryfikacji wyniosły odpowiednio 0,72 i 0,86 g/(m²·d), co stanowi spadek o 35,1% i 23,9% w porównaniu do normalnych warunków temperaturowych.
Z powyższej analizy wynika, że w średnio-niskich temperaturach punkty przegięcia zależności między ładunkiem usuwania nitryfikacji a ładunkiem nitryfikacji biofilmu w każdej strefie reakcji występowały wcześniej w porównaniu z normalną temperaturą. Zjawisko to jest stosunkowo spójne z wynikami badań SAFWAT. Ogólnie rzecz biorąc, chociaż zdolność nitryfikacji biofilmu w każdej strefie tlenowej systemu wykazywała tendencję spadkową w średnio-niskich temperaturach,zdolność nitryfikacji biofilmu w strefie reakcji O7 podsystemu drugiego-etapu A/O-MBBR wzrosła o 20,5%-37,9% w porównaniu do strefy reakcji O3, a zdolność nitryfikacji biofilmu w strefie reakcji O8 wzrosła o około 19,4% w porównaniu ze strefą reakcji O4. Wskazuje to, że ustawienie strefy reakcyjnej drugiego-etapu w trzy-stopniowym systemie A/O-MBBR jest korzystne dla poprawy ogólnej wydajności nitryfikacji systemu.
2.3 Zmiany zdolności denitryfikacji biofilmu w każdej strefie reakcji beztlenowej w różnych temperaturach reakcji
Aby ocenić zmiany w zdolności denitryfikacji trzy-stopniowego systemu A/O-MBBR z ogólnej perspektywy, w tym badaniu przeanalizowano zdolność denitryfikacji biofilmu w każdej beztlenowej strefie reakcji w różnych temperaturach reakcji, a wyniki przedstawiono wRysunek 5.
Rysunek 5 Obciążenie usuwaniem denitryfikacji w każdej strefie beztlenowej trzy-stopniowego układu A/O-MBBR w różnych temperaturach reakcji
ZRysunki 5(a) i (c), można zauważyć, że dla beztlenowych stref reakcji A1 i A5 są to główne strefy denitryfikacji w trzy-stopniowym systemie A/O-MBBR wykorzystującym źródła węgla w wodzie surowej jako substrat. Zarówno w normalnych, jak i średnio-warunkach temperatury, gdy odpowiedni stosunek beztlenowego węgla denitryfikacyjnego-do-azotu (ΔCBSCOD / CNOx--N) był większy niż 5,0, a ładunek denitryfikacyjny na powierzchnię nośnika (w skrócie „ładunek denitryfikacyjny”, obliczony jako NOx--N) był mniejszy niż 0,95 g/(m²·d), związek pomiędzy ładunkiem usuwania denitryfikacji na powierzchnię nośnika (w skrócie „ładunek usuwania denitryfikacji”, obliczony jako NOx--N) a ładunkiem denitryfikacji przebiegał zgodnie z liniową reakcją pierwszego-rzędu, z nachyleniami odpowiednio 0,87, 0,88 i 0,82, 0,84. Gdy ładunek denitryfikacyjny wzrósł powyżej 0,95 g/(m²·d), związek między ładunkiem usuwania denitryfikacji a ładunkiem denitryfikacji przebiegał zgodnie z reakcją-rzędu zerowego, z odpowiednimi średnimi ładunkami usuwania denitryfikacji wynoszącymi odpowiednio 0,82, 0,82 g/(m²·d) i 0,78, 0,77 g/(m²·d). W miarę zmniejszania się ΔCBSCOD / CNOx-N, punkt przegięcia zależności pomiędzy ładunkiem usuwania denitryfikacji i ładunkiem denitryfikacji przesunął się do przodu, nachylenie liniowe w warunkach małego obciążenia wykazywało tendencję spadkową, a jednocześnie średni ładunek usuwania denitryfikacji w warunkach dużego obciążenia również wykazywał tendencję spadkową. Wyniki te wskazują, że w przypadku denitryfikacji biofilmu w strefach reakcji A1 i A5 z wykorzystaniem źródeł węgla w wodzie surowej, stosunek węgla do azotu jest głównym czynnikiem determinującym funkcję denitryfikacji, a w warunkach jakości wody testowej idealny stosunek węgla do azotu dla beztlenowych stref reakcji A1 i A5 powinien być większy niż 5.
Z rysunków 5(b) i (d), można zauważyć, że w przypadku stref reakcji beztlenowej A2 i A6, ponieważ strefy reakcji beztlenowej A1 i A5 usunęły i zużyły źródła węgla w ściekach surowych oraz większość azotanów przenoszonych przez przepływ recyrkulacyjny, strefy reakcji beztlenowej A2 i A6 charakteryzowały się długo-niedoborem-substratu,-stanem niskiego obciążenia. Dlatego zarówno w normalnych, jak i średnio-warunkach temperatury, gdy ΔCBSCOD / CNOx-N wynosił pomiędzy 1,0-2,0, a ładunek denitryfikacyjny był mniejszy niż 0,50 g/(m²·d), liniowe nachylenie obciążenia usuwaniem denitryfikacji w porównaniu z obciążeniem denitryfikacją wynosiło odpowiednio tylko 0,51, 0,40 i 0,47, 0,37. Co więcej, gdy ładunek denitryfikacyjny wzrósł do 0,50-1,50 g/(m²·d), odpowiednie średnie ładunki usuwania denitryfikacji wyniosły odpowiednio tylko 0,25, 0,20 i 0,20, 0,17 g/(m²·d). Jednakże wyniki eksperymentu statycznego w tym badaniu wykazały, że w warunkach wystarczającego źródła węgla i substratu azotanowego ładunek biofilmu usuwany przez denitryfikację w beztlenowych strefach reakcji A2 i A6 może osiągnąć odpowiednio (0,66±0,14) i (0,68±0,11) g/(m²·d). Wynik ten odzwierciedla, że biofilm w beztlenowych strefach reakcji A2 i A6 faktycznie posiada stosunkowo dużą zdolność denitryfikacji, która jest ograniczona przez brak źródła węgla i substratów azotanowych w tym systemie pilotażowym.
ZRysunek 5(e), można zauważyć, że w przypadku strefy reakcji beztlenowej A9 przejmuje ona ładunek denitryfikacyjny całego azotanu wypływającego z pierwszych dwóch stopni trzy-stopniowego układu A/O-MBBR, wykorzystującego dodany z zewnątrz octan sodu jako źródło węgla denitryfikacyjnego. Zarówno w normalnych, jak i średnio-warunkach temperatury, gdy ΔCBSCOD / CNOx--N było większe niż 5, a ładunek denitryfikacyjny był mniejszy niż 2,5 g/(m²·d), związek między ładunkiem usuwania denitryfikacji a ładunkiem denitryfikacji przebiegał według reakcji liniowej pierwszego-rzędu, z nachyleniami odpowiednio 0,93 i 0,94. Jednakże w miarę zmniejszania się ΔCBSCOD / CNOx--N liniowe nachylenie zależności pomiędzy ładunkiem usuwania denitryfikacji a ładunkiem denitryfikacji wykazywało tendencję spadkową. Wynik ten wskazuje również, że w przypadku denitryfikacji biofilmu w strefie reakcji A9 z wykorzystaniem zewnętrznego źródła węgla, głównym czynnikiem determinującym funkcję denitryfikacji jest także stosunek węgla do azotu, przy wymaganym stosunku węgla do azotu denitryfikacyjnego większym niż 3. Jednocześnie wpływ zmian temperatury reakcji na jego funkcję denitryfikacji jest stosunkowo niewielki.
2.4 Zdolność do nitryfikacji i charakterystyka morfologiczna biofilmu w każdej strefie reakcji tlenowej w statycznych warunkach eksperymentalnych
Zdolność nitryfikacji biofilmu w każdej strefie reakcji tlenowej w statycznych warunkach doświadczalnych pokazano wRysunek 6. Z rysunku 6 wynika, że w normalnej temperaturze zdolności nitryfikacji biofilmu w strefach reakcji tlenowych O3, O4, O7 i O8 wynosiły odpowiednio (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) i (1,25±0,13) g/(m²·d). W średnio-niskiej temperaturze zdolności nitryfikacji biofilmu w odpowiednich strefach reakcji tlenowych wynosiły odpowiednio (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) i (1,03±0,05) g/(m²·d), zmniejszając się o 21,9%, 18,7%, 22,9% i 17,6% w porównaniu do normalnej temperatura. Te statyczne wyniki eksperymentu są zgodne z trendem wartości zmierzonych w układzie pilotażowym. Ponadto można zaobserwować, że zmierzona zdolność nitryfikacji biofilmu w każdej strefie tlenowej w statycznych warunkach eksperymentalnych była nieco wyższa niż rzeczywiste wartości w systemie pilotażowym. Analiza przypisuje to zastosowaniu pojedynczego substratu zawierającego azot amonowy i-warunków prawie nasyconych, o wysokiej zawartości rozpuszczonego tlenu, podczas eksperymentów statycznych, co prowadzi do wyższego poziomu zdolności nitryfikacji biofilmu. W normalnej temperaturze rzeczywista wydajność nitryfikacji w strefach reakcji O3, O4, O7 i O8 trzystopniowego systemu A/O-MBBR wynosiła odpowiednio 95,6%, 90,6%, 95,7% i 90,4% maksymalnej wydajności nitryfikacji w eksperymentach statycznych. W średnio-niskiej temperaturze rzeczywista wydajność nitryfikacji w strefach reakcji O3, O4, O7 i O8 spadła odpowiednio do 72,9%, 72,0%, 87,0% i 84,5%.
Dalsza analiza wykazała, że w normalnej temperaturze specyficzne szybkości utleniania amoniaku (szybkość nitryfikacji na jednostkę masy MLVSS, obliczona jako N) biofilmu w tlenowych strefach reakcji O3, O4, O7 i O8 wynosiły (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,0086) i (0,060±0,0063). odpowiednio g/(g·d). W średnio-niskiej temperaturze specyficzne szybkości utleniania amoniaku biofilmu w tlenowych strefach reakcji O3 i O4 wynosiły odpowiednio jedynie (0,046±0,0004) i (0,041±0,0016) g/(g·d), zmniejszając się o 25,8% i 30,5% w porównaniu z normalną temperaturą. Natomiast specyficzne szybkości utleniania amoniaku biofilmu w tlenowych strefach reakcji O7 i O8 wynosiły odpowiednio (0,062±0,0051) i (0,060±0,0029) g/(g·d). W porównaniu do normalnych warunków temperaturowych, zdolność utleniania amoniaku biofilmu strefy reakcji O8 pozostała niezmieniona, natomiast zdolność utleniania amoniaku biofilmu strefy reakcji tlenowej O7 wzrosła nawet o 3,3%. Wynik ten dobrze pokazuje, że w warunkach średnio-niskiej temperatury biofilm w strefie reakcji drugiego-etapu układu pilotażowego ma lepszą zdolność nitryfikacji i racjonalność wkładu podsystemu drugiego-stopnia w ogólną nitryfikację systemu.
Wyniki obserwacji morfologii biofilmu w każdej strefie reakcji tlenowych pierwszego i drugiego etapu podsystemów A/O-MBBR pokazano naRysunek 7. W normalnej temperaturze grubość biofilmu w strefach reakcji tlenowej O3, O4, O7 i O8 wynosiła odpowiednio (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2) i (152,4±37,8) µm. W średnio-niskiej temperaturze grubość biofilmu w strefach reakcji O3 i O4 wynosiła odpowiednio (289,4±59,9) i (285,3±61,9) µm, co stanowi wzrost o 33,0% i 62,4% w porównaniu z grubością biofilmu w normalnej temperaturze. Natomiast grubości biofilmu w strefach reakcji O7 i O8 wyniosły odpowiednio (173,1±40,2) i (178,3±31,2) µm, zwiększając się jedynie o 3,0% i 17,0% w porównaniu do normalnej temperatury. Niektóre badania wykazały, że cieńsze biofilmy mają większą zdolność utleniania amoniaku, co jest stosunkowo zgodne z wynikami eksperymentalnymi tego badania. Analiza przypisuje to faktowi, że bakterie nitryfikacyjne w biofilmie są rozmieszczone pionowo w warstwowej strukturze biofilmu; nadmierna grubość biofilmu prowadzi do zmniejszonej wydajności przenoszenia masy substratu i powinowactwa substratu. Co więcej, w warunkach średnio-niskiej temperatury stężenie rozpuszczonego tlenu w każdej strefie tlenowej układu pilotażowego było znacznie niższe niż w statycznym reaktorze eksperymentalnym (różniące się o 3,0–5,0 mg/l). Szczególnie w przypadku grubszych biofilmów w strefach reakcji O3 i O4 spadek zdolności przenoszenia masy tlenu w obrębie biofilmu doprowadził do zmniejszenia ich rzeczywistej zdolności nitryfikacji (tylko około 70% maksymalnej zdolności nitryfikacji mierzonej w warunkach statycznych). Dlatego w przypadku czystego MBBR biofilmu konieczne jest zwiększenie odnowy biofilmu poprzez wzmocnienie intensywności ścinania i rozsądna kontrola grubości biofilmu, aby utrzymać zdolność nitryfikacji biofilmu.
3. Wniosek
① W warunkach temperatury reakcji 10-16 stopni (średnia-niska temperatura), natężenia przepływu oczyszczania wynoszącego (23,6±5,4) m³/d i dawki źródła węgla wynoszącej 50-90 mg/l (w przeliczeniu na ChZT) w strefie beztlenowej trzeciego-stopnia A/O-podsystemu MBBR, ścieki Stężenia SCOD, NH₄⁺-N i TIN w trzystopniowym systemie pilotażowym A/O-MBBR wynosiły odpowiednio (26±6), (0,4±0,6) i (6,8±3,6) mg/lśrednie wskaźniki usuwania sięgające 82,3%, 99,0% i 82,8%.
② W warunkach średnio-niskiej temperatury, ze względu na różnice w biofilmie w strefach reakcji tlenowych pomiędzy podsystemami A/O-MBBR pierwszego-etapu i drugiego-etapu, powstała różnica w zdolności nitryfikacji biofilmu pomiędzy obydwoma podsystemami. Zwłaszcza w przypadku podsystemu A/O-pierwszego stopnia A/O-MBBR zdolność nitryfikacji spadła z powodu zwiększonej grubości biofilmu. Aby utrzymać zdolność nitryfikacji biofilmu, konieczna jest rozsądna kontrola grubości biofilmu.
③ W trzy-stopniowym systemie pilotażowym A/O-MBBR wpływ zmian temperatury reakcji na funkcję denitryfikacji był stosunkowo niewielki. W różnych temperaturach reakcji stosunek węgla do denitryfikacji-do-azotu przy użyciu surowej wody jako źródła węgla musi być większy niż 5, a stosunek węgla do denitryfikacji-do-azotu przy użyciu dodanego z zewnątrz octanu sodu jako źródła węgla musi być większy niż 3.