Pilot-skalastudie på et fler-A/O-MBBR-system for fjerning av nitrogen ved middels-lave temperaturer
Oversikt
De siste årene har Kina oppnådd betydelige resultater innen vannmiljøforvaltning, men står fortsatt overfor problemer som mangel på vannressurser, vannmiljøforurensning og skade på vannøkologisk miljø. Fra perspektivet om å beskytte vannressurser, forhindre vannforurensning og gjenopprette vannøkologi, er kontinuerlig å fremme forbedring av avløpsvannbehandlingseffektivitet og effektivitet av stor betydning for å øke vannressursutnyttelsesgraden, forbedre vannmiljøkvaliteten, forbedre nasjonal livskvalitet, akselerere økologisk miljøkonstruksjon og vinne kampen om rent vann. For tiden, basert på den eksisterende nasjonale "Pollutant Discharge Standard for Urban Wastewater Treatment Plants" (GB18918-2002), har lokale myndigheter suksessivt foreslått nye krav til avløpskvaliteten til renseanlegg for avløpsvann fra byer, med spesielt strengere krav til indikatorer som organisk materiale, ammoniakknitrogen og totalt nitrogen. Tradisjonelle vannbehandlingsteknologier representert ved den aktiverte slamprosessen møter flaskehalser som begrenset biologisk nitrifikasjon ved lave temperaturer. Tallrike studier har vist at nitrifikasjonsytelsen til den aktiverte slamprosessen reduseres betydelig under lave-temperaturforhold, ledsaget av problemer som alvorlig slambulking og biologisk avskum. Derfor har det å bryte gjennom lavtemperaturflaskehalsen og oppnå stabil og effektiv biologisk nitrogenfjerning blitt et presserende problem som skal løses innen avløpsvannbehandling. Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)-teknologien har blitt brukt i hundrevis av renseanlegg for avløpsvann over hele verden. På grunn av den vedlagte veksttilstanden til biofilmen i reaktoren og dens kontinuerlige fornyelsesevne, har den ikke bare høy biomasse, men opprettholder også høy aktivitet. Påføringsresultater i nordiske land indikerer også at den har sterkere tilpasningsevne til lave temperaturer sammenlignet med aktivert slamprosessen.
Av denne grunn bruker denne studien, rettet mot egenskapene til urbant avløpsvann i Kina, fordelene med MBBR og flertrinns Anoxic/Oxic (A/O)-prosessen for biologisk nitrogenfjerning for å konstruereet tre-trinns A/O-MBBR pilot-system. Systemets fjerningskapasitet for organisk materiale, ammoniakknitrogen og totalt uorganisk nitrogen under middels-lav temperaturforhold ble undersøkt. Nitrifiseringskapasiteten og morfologiske endringer av biofilmen under statiske eksperimentelle forhold ble analysert, og ga teknisk støtte for å oppnå stabil og effektiv nitrogenfjerning fra urbant avløpsvann under lave-temperaturforhold og for konstruksjon og regulering av fler-A/O-MBBR-systemer.
1. Materialer og metoder
1.1 Pilot-skala System Eksperimentell oppsett og driftsmodus
Prosessflyten til det konstruerte tre-trinns A/O-MBBR pilot-systemet er vist iFigur 1. Pilot-skalasystemet består av tre trinn av anoksisk/oksisk (A/O), delt inn i totalt 10 reaksjonssoner.Det første-stadietA/O-MBBR-delsystemet består av anoksiske reaksjonssoner (A1, A2) og aerobe reaksjonssoner (O3, O4).Det andre-stadietA/O-MBBR-delsystemet består av anoksiske reaksjonssoner (A5, A6) og aerobe reaksjonssoner (O7, O8).Det tredje-stadietA/O-MBBR-delsystemet består av en anoksisk reaksjonssone (A9) og en aerob reaksjonssone (O10). Det effektive volumet avhver ovenfor nevnte reaksjonssone er 1,4 m³ (1m * 1m * 1,4m), med en effektiv vanndybde på 1,4 m. Suspenderte biofilmbærere (medier) med et spesifikt overflateareal på 500 m²/m³ ble tilsatt til hvert reaksjonssonesegment, med et bærerfyllingsforhold på 35 % for alle. Mekanisk blanding ble brukt i de anoksiske reaksjonssonene for å holde bærerne fluidisert, mens perforert rørlufting ble brukt i de aerobe reaksjonssonene, og kontrollertekonsentrasjon av oppløst oksygen ved 3-9 mg/L.
Den faktiske innstrømningshastigheten til pilot-skalasystemet var (23.6 + 5.4) m³/d, ved bruk av en to-innløpsfordeling, med innløpspunkter satt til reaksjonssonene A1 og O5, og et innflytelsesforhold på 1:1. Pilot--skalasystemet hadde to sett med resirkulering av nitrifisert væske (fra O4 til A1 og fra O8 til A5), med et resirkuleringsforhold på 100 % til 200 % (basert på innstrømningshastigheten for hvert trinn). For å sikre riktig etter-denitrifisering ble 50-90 mg/L natriumacetat (beregnet som COD) tilsatt som en ekstern karbonkilde i A9-reaksjonssonen. Hele den eksperimentelle studien ble delt inn i 2 faser: Fase I - Normal temperatur (18-29 grader); Fase II - Middels-lav temperatur (10-16 grader ).
1.2 Test vann
Pilottesten ble utført på-stedet ved et renseanlegg for avløpsvann i byen Qingdao. Testvannet ble tatt fra avløpet fra den primære sedimentasjonstanken til dette anlegget og kom inn i pilotsystemet etter forsterket forbehandling ved flotasjon. Vannkvalitetsforholdene etter forbedret flotasjonsforbehandling er vist iTabell 1.
1.3 Deteksjonsindikatorer og -metoder
1.3.1 Konvensjonelle indikatorer
Konvensjonelle indikatorer som SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO⁻-N, SS, MLSS og MLVSS ble målt ved bruk av standardmetoder fra "Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods". Oppløst oksygen, temperatur, pH og ORP ble målt ved å bruke enbærbart måler for oppløst oksygen (HACH HQ40d). Biofilmtykkelse ble målt ved å bruke eninvertert fluorescensmikroskop (Olympus, IX71).
1.3.2 Statisk nitrifikasjonseksperiment
Under systemdrift ble det periodisk tatt prøver av bærere fra de aerobe sonene for å måle nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen under statiske reaksjonsforhold. Bærere fra hver aerob reaksjonssone ble plassert i en 5L reaktor, med et fyllingsforhold identisk med pilotsystemet på 35%. Testvannet var kunstig konfigurert NH4Cl-løsning med en massekonsentrasjon på 20-25 mg/L (beregnet som N). Under forsøket ble det brukt en liten luftpumpe for lufting for å holde bærerne fluidisert mens det oppløste oksygenet ble kontrollert til 7-11 mg/L. Testvarigheten var 2 timer, med prøvetakingsintervaller på 30 minutter, som målte endringen i NH4+-N konsentrasjon for å beregne nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen under statiske reaksjonsbetingelser.
2. Resultater og analyse
2.1 Operasjonell ytelse av tre-trinns A/O-MBBR pilotsystem
Driftsytelsen til tre-trinns A/O-MBBR-pilotsystemet vises iFigur 2. I normal temperaturfase (fase I), med en reaksjonstemperatur på 18-29 grader, behandlingsstrømningshastighet på (23.6+5.4) m³/d, og karbonkildedosering på 50 mg/L (kalkulert som COD, samme nedenfor) i den anoksiske sonen i tredje-trinn A/O--systemet i MBBR's subsystem influensa, og SC'en. NH4⁺-N og TIN-konsentrasjoner var henholdsvis (160±31), (35,0±7,2) og (35,8±7,0) mg/L, og de behandlede avløpskonsentrasjonene var henholdsvis (27±8), (0,6±0,5) og (2,7±2,2) mg/L.gjennomsnittlig fjerningsfrekvens på 83,1 %, 98,3 % og 92,5 %. I middels-lavtemperaturfasen (fase II), med en reaksjonstemperatur på 10-16 grader, samme behandlingsstrømningshastighet på (23.6+5.4) m³/d, og karbonkildedosering på 50-90 mg/L i den anoksiske sonen i det tredje-trinn A/O-Sc-delsystemet i BR, og i BR-delsystemet. NH4⁺-N og TIN-konsentrasjoner var henholdsvis (147±30), (38,3±2,1) og (39,6±2,3) mg/L, og avløpskonsentrasjonene var henholdsvis (26±6), (0,4±0,6) og (6,8±3,6) mg/L medgjennomsnittlig fjerningsfrekvens på 82,3 %, 99,0 % og 82,8 %. Videre, i løpet av dag 56-62 med systemdrift, når karbonkildedosen var 50 mg/L, oppsto betydelig NO₂⁻-N-akkumulering i A9-reaksjonssonen. Etter gradvis økning av karbonkildedosen til 90 mg/L, forsvant imidlertid NO2-N-akkumuleringen i A9-reaksjonssonen gradvis, og avløps-TIN-konsentrasjonen sank til et rimelig nivå.
2.2 Endringer i biofilmnitrifikasjonskapasitet i hver aerob reaksjonssone under forskjellige reaksjonstemperaturer
For å evaluere endringene i nitrifikasjonskapasiteten til tre-trinns A/O-MBBR-systemet fra et overordnet perspektiv, ble NH₄⁺-N nitrifikasjonsbidragshastigheten og nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i hver aerob reaksjonssone under forskjellige reaksjonstemperaturer analysert, med resultatene vist iFigur 3 og 4, henholdsvis.
Figur 4 Nitrifikasjonsfjerningslast og tilpasningskurver i de aerobe sonene i 1. og 2. trinn A/O-MBBR-delsystemer under forskjellige reaksjonstemperaturer
FraFigur 3, kan det sees at innenfor det tre-trinns A/O-MBBR-systemet, på grunn av de to-punktinnflytende, O3- og O4-reaksjonssonene i det første-trinns A/O-MBBR-undersystemet og O7- og O8-reaksjonssonene i det andre{0}MB-undersystemet{{9} nitrifikasjonsbelastning av systemet. Under både normale og middels{12}lave temperaturforhold,NH₄⁺-N nitrifikasjonsbidragsraten for disse to delsystemene var henholdsvis 43,1 %, 49,6 % og 33,8 %, 54,0 %. Dette viser at under middels-lave temperaturforhold var NH₄⁺-N-nitrifikasjonsbidragsraten for delsystemet i andre-trinn 20,2 % høyere enn for delsystemet i første-trinn.
FraFigur 4(a) og (c), kan det sees at for biofilmene i O3 og O7 aerobe reaksjonssoner under normal temperatur, er de hovedreaksjonssonene i tre-trinns A/O-MBBR-systemet for nedbrytning av organisk materiale kombinert med nitrifikasjonsfunksjon. Når SCOD-fjerningslasten per bæreroverflateareal (forkortet som "SCOD-fjerningslast", beregnet som COD) var mindre enn 2,0 g/(m²·d) og nitrifikasjonsbelastningen per bæreroverflateareal (forkortet som "nitrifikasjonslast", beregnet som N) var mindre enn 1,6 g/(m²-fjerningsoverflate-arealet mellom belastningsarealet) (forkortet som "nitrifikasjonsfjerningslast", beregnet som N) og nitrifikasjonsbelastningen fulgte en lineær reaksjon av første-orden, med hellinger på henholdsvis 0,83 og 0,84. Når nitrifikasjonsbelastningen økte til 1,6-6,0 g/(m²·d), fulgte forholdet mellom nitrifikasjonsfjerningsbelastningen og nitrifikasjonsbelastningen en null-ordensreaksjon, med tilsvarende gjennomsnittlige nitrifikasjonsfjerningsbelastninger på henholdsvis 1,31 og 1,34 g/(m².d), Når SCOD-fjerningsbelastningen var 2,0-4,0 g/(m²·d) og nitrifikasjonsbelastningen var 1,6-6,0 g/(m²·d), selv om nullordensreaksjonsforholdet mellom nitrifikasjonsfjerningsbelastningen og nitrifikasjonsbelastningen forble uendret til nitrifikasjonsreduksjonen 9 tilsvarer 5 gjennomsnittlig nitrifikasjonsbelastning. 0,97 g/(m²·d), henholdsvis. For biofilmene i O3 og O7 aerobe reaksjonssoner under middels-lav temperatur, når SCOD-fjerningsbelastningen var mindre enn 2,0 g/(m²·d) og nitrifikasjonsbelastningen var mindre enn 1,1 g/(m²·d), sank de lineære skråningene for nitrifikasjonsfjerningslasten versus 011 nitrifikasjonsbelastningen, respektiv. Når nitrifikasjonsbelastningen økte til 1,1-6,0 g/(m²·d), sank den tilsvarende gjennomsnittlige nitrifikasjonsfjerningsbelastningen til henholdsvis 0,78 og 0,94 g/(m²·d), som representerer reduksjoner på 40,4 % og 19,4 % sammenlignet med normale temperaturforhold. Når SCOD-fjerningsbelastningen økte til 2,0-4,0 g/(m²·d), sank den tilsvarende gjennomsnittlige nitrifikasjonsfjerningsbelastningen til henholdsvis 0,66 og 0,91 g/(m²·d), som representerer reduksjoner på 30,5 % og 6,2 % sammenlignet med normale temperaturforhold. Nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i O3-reaksjonssonen var i samsvar med forskningsresultatene til HEM et al. under tilsvarende forhold. Det er imidlertid bemerkelsesverdig at under middels-lave temperaturforhold, sammenlignet med O3-reaksjonssonens biofilm, viste O7-reaksjonssonens biofilm sterkere nitrifikasjonskapasitet.
FraFigur 4(b) og (d), kan det sees at for biofilmene i O4 og O8 aerobe reaksjonssoner under normal temperatur, er de reaksjonssonene i tre-trinns A/O-MBBR-systemet som primært tjener en supplerende nitrifikasjonsfunksjon. Når SCOD-fjerningsbelastningen var mindre enn 1,0 g/(m²·d) og nitrifikasjonsbelastningen var mindre enn 1,3 g/(m²·d), fulgte forholdet mellom nitrifikasjonsfjerningsbelastningen og nitrifikasjonsbelastningen en lineær reaksjon av første-orden, med hellinger på henholdsvis 0,86 og 0,88. Når nitrifikasjonsbelastningen økte til 1,3-3,0 g/(m²·d), fulgte forholdet mellom nitrifikasjonsfjerningsbelastningen og nitrifikasjonsbelastningen en null-ordensreaksjon, med tilsvarende gjennomsnittlige nitrifikasjonsfjerningsbelastninger på henholdsvis 1,11 og 1,13 g/(m².d), Under middels-lave temperaturforhold, når SCOD-fjerningsbelastningen var mindre enn 1,0 g/(m²·d) og nitrifikasjonsbelastningen var mindre enn 1,0 g/(m²·d), sank de lineære skråningene av nitrifikasjonsfjerningslasten kontra nitrifikasjonsbelastningen til henholdsvis 0,72 og 0,84. Når nitrifikasjonsbelastningen økte til 1,0-3,0 g/(m²·d), var den tilsvarende gjennomsnittlige nitrifikasjonsfjerningsbelastningen henholdsvis 0,72 og 0,86 g/(m²·d), som representerer reduksjoner på 35,1 % og 23,9 % sammenlignet med normale temperaturforhold.
Fra analysen ovenfor kan det ses at under middels-lave temperaturer oppsto infleksjonspunktene for forholdet mellom nitrifikasjonsfjerningsbelastning og nitrifikasjonsbelastning for biofilmen i hver reaksjonssone tidligere sammenlignet med normal temperatur. Dette fenomenet er relativt konsistent med forskningsresultatene til SAFWAT. Totalt sett, selv om nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i hver aerobe sone i systemet viste en nedadgående trend under middels-lave temperaturer,nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i O7-reaksjonssonen i andre-trinn A/O-MBBR-delsystemet økte med 20,5 %-37,9 % sammenlignet med O3-reaksjonssonen, og nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i O8-reaksjonssonen økte med ca. 19,4 % sammenlignet med O4-reaksjonssonen.. Dette indikerer at oppsettet av den andre-reaksjonssonen i tre-trinns A/O-MBBR-systemet er fordelaktig for å forbedre den totale nitrifikasjonskapasiteten til systemet.
2.3 Endringer i biofilmdenitrifikasjonskapasitet i hver anoksisk reaksjonssone under forskjellige reaksjonstemperaturer
For å evaluere endringene i denitrifikasjonskapasiteten til tre-trinns A/O-MBBR-systemet fra et overordnet perspektiv, analyserte denne studien denitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i hver anoksisk reaksjonssone under forskjellige reaksjonstemperaturer, med resultatene vist iFigur 5.
Figur 5 Denitrifikasjonsfjerningsbelastning i hver anoksisk sone i tre-trinns A/O-MBBR-systemet under forskjellige reaksjonstemperaturer
FraFigur 5(a) og (c), kan det sees at for de anoksiske reaksjonssonene A1 og A5 er de hoveddenitrifikasjonssonene i tre-trinns A/O-MBBR-systemet som bruker råvannskarbonkilder som substrat. Under både normale og middels-lave temperaturforhold, når det tilsvarende anoksiske denitrifikasjonskarbon-til-nitrogenforholdet (ΔCBSCOD / CNOx--N) var større enn 5,0 og denitrifikasjonsbelastningen per bæreroverflateareal (forkortet som "denitrifikasjon" NOx--N) var mindre enn 0,95 g/(m²·d), forholdet mellom denitrifikasjonsfjerningslasten per bæreroverflateareal (forkortet "denitrification removal load", beregnet som NOx--N) og denitrifikasjonsfjerningsbelastningen fulgte{34}a første reaksjon med hellinger{34}a, henholdsvis 0,87, 0,88 og 0,82, 0,84. Når denitrifikasjonsbelastningen økte over 0,95 g/(m²·d), fulgte forholdet mellom denitrifikasjonsfjerningsbelastningen og denitrifikasjonsbelastningen en null-ordensreaksjon, med tilsvarende gjennomsnittlig denitrifikasjonsfjerningsbelastning på henholdsvis 0,82, 0,82 g/(m²·d) og (0,78 g)/(hv. Etter hvert som ΔCBSCOD / CNOx--N avtok, skiftet infleksjonspunktet for forholdet mellom denitrifikasjonsfjerningsbelastning og denitrifikasjonsbelastning fremover, den lineære skråningen under lavbelastningsforhold viste en nedadgående trend, og samtidig viste den gjennomsnittlige denitrifikasjonsfjerningsbelastningen under høybelastningsforhold også en nedadgående trend. Disse resultatene indikerer at for biofilmdenitrifikasjonen i A1- og A5-reaksjonssonene ved bruk av råvannkarbonkilder, er karbon-til-nitrogen-forholdet hovedfaktoren som bestemmer denitrifikasjonsfunksjonen, og under testvannkvalitetsforholdene bør det ideelle karbon-til-nitrogen-forholdet for de anoksiske reaksjonssonene A1 og A5 være større enn 5.
Fra figur 5(b) og (d), kan det sees at for de anoksiske reaksjonssonene A2 og A6, fordi de anoksiske reaksjonssonene A1 og A5 fjernet og forbrukte karbonkildene i det rå avløpsvannet og mesteparten av nitratet som ble fraktet av resirkulasjonsstrømmen, var de anoksiske reaksjonssonene A2 og A6 langtids-lavlast{7} i substrat{7}. Derfor, under både normale og middels{10}lave temperaturforhold, når ΔCBSCOD / CNOx--N var mellom 1,0-2,0 og denitrifikasjonsbelastningen var mindre enn 0,50 g/(m²·d), var de lineære skråningene for denitrifikasjonsfjerningslasten versus denitrifikasjonsbelastningen bare 0,40, 0,7, 0,7, 0,7, 0,7, 0,7 hhv. Dessuten, når denitrifikasjonsbelastningen økte til 0,50-1,50 g/(m²·d), var de tilsvarende gjennomsnittlige denitrifikasjonsfjerningsbelastningene kun henholdsvis 0,25, 0,20 og 0,20, 0,17 g/(m²·d). Imidlertid viste de statiske eksperimentresultatene i denne studien at under forhold med tilstrekkelig karbonkilde og nitratsubstrat, kunne denitrifikasjonsfjerningsbelastningen av biofilmen i de anoksiske reaksjonssonene A2 og A6 nå henholdsvis (0,66±0,14) og (0,68±0,11) g/(m²·d). Dette resultatet gjenspeiler at biofilmen i de anoksiske reaksjonssonene A2 og A6 faktisk har relativt sterk denitrifikasjonskapasitet, som er begrenset av mangelen på karbonkilde og nitratsubstrater i dette pilotsystemet.
FraFigur 5(e), kan det sees at for den anoksiske reaksjonssonen A9, bærer den denitrifikasjonsbelastningen for alt nitrat som strømmer ut fra de to første stadiene av tre-trinns A/O-MBBR-systemet, ved bruk av eksternt tilsatt natriumacetat som denitrifikasjonskarbonkilde. Under både normale og middels-lave temperaturforhold, når ΔCBSCOD / CNOx--N var større enn 5 og denitrifikasjonsbelastningen var mindre enn 2,5 g/(m²·d), fulgte forholdet mellom denitrifikasjonsfjerningsbelastningen og denitrifikasjonsbelastningen en første-,9,3 reaksjonslinje på 9,0,9 og 9. hhv. Etter hvert som ΔCBSCOD / CNOx--N ble redusert, viste den lineære helningen av forholdet mellom denitrifikasjonsfjerningsbelastning og denitrifikasjonsbelastning en nedadgående trend. Dette resultatet indikerer også at for biofilmdenitrifikasjonen i A9-reaksjonssonen ved bruk av en ekstern karbonkilde, er karbon-til-nitrogen-forholdet også hovedfaktoren som bestemmer denitrifikasjonsfunksjonen, med et nødvendig denitrifikasjons-karbon-til-nitrogen-forhold større enn 3. Samtidig er påvirkningen av reaksjonstemperaturendringer på denitrifikasjonsfunksjonen relativt liten.
2.4 Nitrifikasjonskapasitet og morfologiske kjennetegn ved biofilm i hver aerob reaksjonssone under statiske eksperimentelle forhold
Nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i hver aerob reaksjonssone under statiske eksperimentelle forhold er vist iFigur 6. Fra figur 6 kan det sees at under normal temperatur var nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i de O3, O4, O7 og O8 aerobe reaksjonssonene (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) og (1,25±(hiv.·1) g), respektivt Under middels-lav temperatur var nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i de korresponderende aerobe reaksjonssonene (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) og (1,03±0,05) g/(m²·d), henholdsvis 21,9 % redusert med 21,9 % 22,9 %, og 17,6 % sammenlignet med normal temperatur. Disse statiske eksperimentresultatene stemmer overens med trenden for målte verdier i pilotsystemet. Videre kan det observeres at den målte nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen i hver aerob sone under statiske eksperimentelle forhold var noe høyere enn de faktiske verdiene i pilotsystemet. Analysen tilskriver dette bruken av et enkelt ammoniumnitrogensubstrat og nesten-mettede forhold med høyt oppløst oksygen under de statiske eksperimentene, noe som fører til et høyere nivå av biofilmnitrifikasjonskapasitet. Under normal temperatur var den faktiske nitrifikasjonskapasiteten i O3-, O4-, O7- og O8-reaksjonssonene i de tre -trinns A/O-MBBR-systemet 95,6 %, 90,6 %, 95,7 % og 90,4 % av den maksimale nitrifikasjonskapasiteten under respektive statiske eksperimenter. Under middels-lav temperatur sank den faktiske nitrifikasjonskapasiteten i O3-, O4-, O7- og O8-reaksjonssonene til henholdsvis 72,9 %, 72,0 %, 87,0 % og 84,5 %.
Ytterligere analyse viste at under normal temperatur var de spesifikke ammoniakkoksidasjonshastighetene (nitrifikasjonshastighet per masseenhet MLVSS, beregnet som N) til biofilmen i de O3, O4, O7 og O8 aerobe reaksjonssonene (0,062±0,0095), (0,059±0,0070), (0,0060), (00060), og (0. (0,060±0,0063) g/(g·d), henholdsvis. Under middels-lav temperatur var de spesifikke ammoniakkoksidasjonshastighetene til biofilmen i de aerobe O3- og O4-reaksjonssonene kun henholdsvis (0,046±0,0004) og (0,041±0,0016) g/(g·d), og gikk ned med 25,5 % og 30,8 % sammenlignet med normal temperatur. I motsetning til dette var de spesifikke ammoniakkoksidasjonshastighetene til biofilmen i O7 og O8 aerobe reaksjonssoner henholdsvis (0,062±0,0051) og (0,060±0,0029) g/(g·d). Sammenlignet med normale temperaturforhold forble ammoniakkoksidasjonskapasiteten til O8-reaksjonssonens biofilm uendret, mens ammoniakkoksidasjonskapasiteten til O7 aerobe reaksjonssonebiofilmen til og med økte med 3,3 %. Dette resultatet viser at under middels-lav temperaturforhold har biofilmen i andre-reaksjonssonen i pilotsystemet bedre nitrifikasjonskapasitet og rasjonaliteten til andre-delsystemets bidrag til den totale systemnitrifikasjonen.
Observasjonsresultatene av biofilmmorfologien i hver aerob reaksjonssone i første og andre trinns A/O-MBBR-delsystemer er vist iFigur 7. Under normal temperatur var biofilmtykkelsene i O3, O4, O7 og O8 aerobe reaksjonssoner henholdsvis (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2) og (152,4±37,8) μm. Under middels-lav temperatur var biofilmtykkelsene i O3- og O4-reaksjonssonene henholdsvis (289,4±59,9) og (285,3±61,9) μm, noe som representerer økninger på 33,0 % og 62,4 % sammenlignet med biofilmtykkelsen under normal temperatur. I motsetning til dette var biofilmtykkelsene i O7- og O8-reaksjonssonene henholdsvis (173,1±40,2) og (178,3±31,2) μm, og økte med bare 3,0 % og 17,0 % sammenlignet med normal temperatur. Noen studier har vist at tynnere biofilmer har sterkere ammoniakkoksidasjonskapasitet, noe som er relativt i samsvar med de eksperimentelle resultatene fra denne studien. Analysen tilskriver dette at nitrifiserende bakterier i biofilmen er vertikalt fordelt i den lagdelte strukturen til biofilmen; overdreven biofilmtykkelse fører til redusert substratmasseoverføringseffektivitet og substrataffinitet. Dessuten, under middels-lav temperaturforhold, var konsentrasjonen av oppløst oksygen i hver aerobe sone i pilotsystemet mye lavere enn i den statiske eksperimentreaktoren (forskjellig med 3,0-5,0 mg/L). Spesielt for de tykkere biofilmene i O3- og O4-reaksjonssonene førte reduksjonen i oksygenmasseoverføringskapasiteten i biofilmen til en reduksjon i deres faktiske nitrifikasjonskapasitet (bare ca. 70 % av den maksimale nitrifikasjonskapasiteten målt under statiske forhold). Derfor, for en ren biofilm MBBR, er det nødvendig å forbedre biofilmfornyelsen ved å styrke skjærintensiteten og rimelig kontrollere biofilmtykkelsen for å opprettholde biofilmnitrifikasjonskapasiteten.
3. Konklusjon
① Under forholdene med en reaksjonstemperatur på 10-16 grader (middels-lav temperatur), en behandlingsstrømningshastighet på (23,6±5,4) m³/d, og en karbonkildedosering på 50-90 mg/L (kalkulert som COD) i den anoksiske sonen i det tredje A{}O{7}-undersystemet A/8,BR{7}. avløps-SCOD, NH₄⁺-N og TIN-konsentrasjoner i tre-trinns A/O-MBBR pilotsystemet var henholdsvis (26±6), (0,4±0,6) og (6,8±3,6) mg/L medgjennomsnittlig fjerningsfrekvens på 82,3 %, 99,0 % og 82,8 %.
② Under middels-lave temperaturforhold, på grunn av forskjeller i biofilmen til de aerobe reaksjonssonene mellom første-trinn og andre-trinn A/O-MBBR-delsystemer, ble det dannet en forskjell i nitrifikasjonskapasiteten til biofilmen mellom de to delsystemene. Spesielt for det første-trinns A/O-MBBR-undersystemet ble nitrifikasjonskapasiteten redusert på grunn av økt biofilmtykkelse. For å opprettholde biofilmnitrifikasjonskapasiteten er det nødvendig å kontrollere biofilmtykkelsen på en rimelig måte.
③ I tre-trinns A/O-MBBR-pilotsystemet var effekten av reaksjonstemperaturendringer på denitrifikasjonsfunksjonen relativt liten. Under forskjellige reaksjonstemperaturer må denitrifikasjonskarbon-til-nitrogenforholdet ved bruk av råvann som karbonkilde være større enn 5, og denitrifikasjonskarbon-til-nitrogenforholdet ved bruk av eksternt tilsatt natriumacetat som karbonkilde må være større enn 3.