Analyse av effekten av MBBR-prosess ettermontering i et sørlig renseanlegg for avløpsvann
«2022 China Urban Construction Status Bulletin» utgitt av Ministry of Housing and Urban-Rural Development of the People's Republic of China i oktober 2023 viser at innen utgangen av 2022 hadde rensekapasiteten til renseanleggene for avløpsvann i Kina nådd 216 millioner m³/d, en år-økning på 4 %{4. Det totale volumet av renset avløpsvann har vært i vekst i 10 år på rad siden 2013. Den raske utviklingen av byer er ledsaget av en økning i utslipp av avløpsvann, og motsetningen mellom arealet som kreves for utvidelse og renovering av avløpsrenseanlegg og byutviklingsareal blir stadig mer fremtredende.
For å utvide kapasiteten til eksisterende avløpsvannbehandlingsanlegg, bruker den konvensjonelle aktivert slamprosessen vanligvis metoden for utvidelse av anlegget. Etter hvert som utvidelsesvolumet øker, øker grunnervervskostnadene gradvis, og byggeperioden forlenges. Utdyping av uttak av rensekapasitet innenfor eksisterende avløpsrenseanlegg er i dag et effektivt tiltak for å øke rensekapasiteten i byvann ytterligere og lindre motsetningen mellom byutvikling og arealbruk. Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) oppsto i Norge på slutten av 1980-tallet. Det forbedrer anrikningen av funksjonelle bakterier og forbedrer dermed systemets behandlingskapasitet ved å legge til suspenderte bærere til den biologiske tanken for å danne biofilmer. På grunn av egenskapen til å være "innebygd" i det opprinnelige biologiske systemet, er den mye brukt i oppgradering og renovering av renseanlegg for avløpsvann, og oppnår in-kapasitetsøkning uten å legge til nytt land. I tillegg, sammenlignet med andre landbesparende ettermonteringsprosesser som Membrane Bioreactor (MBR) og High Concentration Composite Powder Carrier Biological Fluidized Bed (HPB), krever ikke MBBR-prosessen periodisk utskifting eller etterfylling av bærere, noe som gjør den mer økonomisk fordelaktig.
Denne artikkelen tar ettermonteringen av kapasitetsutvidelsen ved hjelp av MBBR-prosessen ved et avløpsrenseanlegg i Sør-Kina som et eksempel. Den analyserer driftsytelsen til anlegget før og etter ettermonteringen, nitrifikasjonsytelsen til MBBR-sonen og den mikrobielle fellesskapsstrukturen, og klargjør den praktiske rollen til MBBR-prosessen i-kapasitetsutvidelse på stedet. Målet er å gi referanser og forslag til utforming og drift av tilsvarende avløpsrenseanlegg.
1 Prosjektoversikt
Et avløpsrenseanlegg i det sørlige Kina har en total designet rensekapasitet på 7,5×10⁴ m³/d, med fase I-kapasitet på 5×10⁴ m³/d og fase II på 2,5×10⁴ m³/d. Begge fasene brukte opprinnelig Modified Bardenpho-prosessen. Hovedbehandlingsmålene er husholdningsavløpsvann fra oppsamlingsområdet og delvis industriavløpsvann fra en industripark. Avløpskvaliteten må være i samsvar med klasse A-standarden spesifisert i "Utslippsstandard for forurensninger for kommunale avløpsrenseanlegg" (GB 18918-2002). Med den raske utviklingen av bybygging og økonomi har utslippene av avløpsvann økt, og prosjektet har vært i drift med eller over full kapasitet. I 2021, som påkrevd av offentlige myndigheter, måtte prosjektet utvide sin kapasitet med ytterligere 2,5×10⁴ m³/d basert på den opprinnelige skalaen, og nå en total behandlingskapasitet på 1×10⁵ m³/d. Avløpsstandarden forble Grad A av GB 18918-2002. Den utformede innflytnings- og avløpskvaliteten er vist iTabell 1.
Området rundt dette prosjektet er jordbruksland, og det var ikke nok reservert areal for utvidelse innenfor det opprinnelige planteområdet. I tillegg, under den første konstruksjonen av fase II, ble forbehandlingsenhetene allerede bygget i henhold til en kapasitet på 5×10⁴ m³/d. Derfor var fokuset for dette ettermonteringsprosjektet å utnytte behandlingspotensialet til de eksisterende biologiske tankene fullt ut og minimere arealbeslag for å modifisere de biologiske tankene. MBBR-prosessen er mye brukt i-situ kapasitetsutvidelse og renovering av avløpsvannbehandlingsanlegg på grunn av dens "innebygde" karakteristikk. For eksempel brukte et renseanlegg for avløpsvann i Nord-Kina MBBR-prosessen for kapasitetsøkning, maksimering av bruken av eksisterende tankvolumer og prosessflyt, og oppnådde en kapasitetsøkning på 20 % in{8}}situ med avløp som stabilt oppfyller klasse A-standarder. Et annet anlegg i Guangdong brukte MBBR-prosessen for in{10}}forbedring av biologisk behandlingsytelse, og oppnådde en god effekt på 50 % in{12}}kapasitetsøkning på stedet med avløp som er stabilt bedre enn utslippsstandarden. Derfor, med tanke på de faktiske behovene til avløpsrenseanlegget og en omfattende evaluering av faktorer som arealbruk og drift, ble MBBR-prosessen til slutt valgt som behandlingsprosess for denne kapasitetsutvidelsen ettermontering.
2 Prosessdesign
2.1 Prosessflyt
Kjernen i denne ettermonteringen av kapasitetsutvidelsen var å forbedre behandlingskapasiteten til de biologiske tankene in-situ gjennom MBBR, og sikre stabil overholdelse av avløpsstandarder til tross for en 100 % økning i flyten. Siden de opprinnelige forbehandlings- og avanserte behandlingsenhetene allerede var konstruert for en kapasitet på 5×10⁴ m³/d, fokuserte denne ettermonteringen på gjenbruk av eksisterende anlegg. Kjernemodifikasjonen var de biologiske tankene, sammen med byggingen av en ny sekundær sedimentasjonstank for å møte behandlingsbehovet etter strømningsøkningen. Prosessflyten etter ettermontering vises iFigur 1. Influent gjennomgår forbehandling gjennom grove/fine sikter og et gruskammer, og går deretter inn i Modified Bardenpho-MBBR-tanken for fjerning av karbon, nitrogen, fosfor og andre forurensninger. Avløpet fra de biologiske tankene passerer gjennom sedimentasjonstanker og en høy-renser for å sikre stabil overholdelse av SS- og TP-standarder. Etter desinfeksjon blir det endelige avløpet sluppet ut i mottakselven for økologisk vannpåfylling.
2.2 Ettermontering av biologisk tank
Plan for ettermontering av biologisk tank er vist iFigur 2. Mens behandlingsstrømmen ble doblet, forble volumene til de opprinnelige anaerobe og anoksiske sonene uendret. 20 % av volumet fra den opprinnelige aerobe sonen ble delt opp for å skape en ekstra anoksisk sone, og utvidet det totale anoksiske sonevolumet for å møte denitrifikasjonsbehovet. Suspenderte bærere ble tilsatt til det gjenværende volumet av den aerobe sonen for å danne den aerobe MBBR-sonen. Støttesystemer for innløp/utløp og MBBR-spesifikke miksere ble installert. Det originale kjedeluftesystemet ble erstattet med et bunnperforert luftesystem for å sikre god fluidisering av de suspenderte bærerne og forhindre tap av dem med vannstrømmen. Etter ettermontering er den totale hydrauliske oppbevaringstiden (HRT) for de biologiske tankene 8,82 timer, med anaerob sone HRT ved 1,13 timer, anoksisk sone HRT ved 3,05 timer og aerob sone HRT ved 4,64 timer. Det totale systemets interne resirkuleringsforhold er 150 %, og slamalderen er 16 dager.
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, og tetthet på 0,94 ~ 0,97 g/cm³. Tettheten nærmer seg vann etter biofilmfesting, i samsvar med bransjestandarden "High-Density Polyethylene Suspended Carrier Fillers for Water Treatment" (CJ/T 461-2014). Fyllingsgraden er 45 %. To sett med suspendert{12}}bærerspesifikke nedsenkbare miksere ble lagt til (P=5.5 kW). Tjueto sett med løftbare luftesystemer, 4 sett med faste luftesystemer og 45 sett med finbobleluftere ble lagt til. To interne resirkuleringspumper ble erstattet (Flow Q=1600 m³/t, Hode H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Bygging av ny sekundær sedimentasjonstank
På grunn av den økte strømmen kunne de eksisterende sekundære sedimentasjonstankene ikke oppfylle avløpskravene. En ny sekundær sedimentasjonstank var nødvendig for å støtte den økte rensekapasiteten. Den nye tanken er i samsvar med de originale, og bruker en rektangulær horisontal strømningstype. Det effektive tankvolumet er 4900 m³, med HRT=7 timer. En slamskraper av pumpe-type ble lagt til (driftshastighet V=0.8 m/min). Seks nedsenkbare aksialstrømspumper (eksterne resirkuleringspumper) ble lagt til (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). To avfallsslampumper ble lagt til (Q=105 m³/t, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Analyse av MBBR Retrofit Effect
Driftsytelsen før og etter fase II-retrofiteringen, den samtidige operasjonelle ytelsen til fase I og fase II, vannkvalitetsendringene langs prosessen i fase II, og nitrifikasjonskapasiteten til biofilm- og suspendert slamfasene i fase II ble analysert for å vurdere forbedringseffekten av MBBR-retrofitten på systemets behandlingskapasitet.
3.1 Sammenligning av operasjonell ytelse
Før ettermonteringen var fase II allerede i drift over dens planlagte strømning, med en faktisk gjennomsnittlig strømning på (3,02 ± 0,46) × 10⁴ m³/d. Etter ettermontering økte strømmen ytterligere til (5,31 ± 0,76) ×104 m³/d, en faktisk økning på ca. 76 %. Maksimal driftsstrøm nådde 7,61×10⁴ m³/d, 1,52 ganger designverdien. Innløps- og avløpskvalitet før og etter ettermontering er vist iTabell 2ogFigur 3. Når det gjelder innflytende belastning, etter ettermontering, økte ammoniakknitrogen (NH₃-N), total nitrogen (TN), COD og TP til henholdsvis 1,61, 1,66, 1,60 og 1,53 ganger pre-nivåene før ettermontering. Når det gjelder faktisk innflytende/avløpskvalitet, var innflytende NH₃-N og TN før/etter ettermontering henholdsvis (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/L og (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/L Avløp NH₃-N og TN før/etter ettermontering var (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/L og (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/L, med gjennomsnittlig fjerningshastighet på 99,28% og 9 67,20 %/69,77 %, henholdsvis. Til tross for den betydelige økningen i strømning og innflytende belastning etter ettermontering, var avløpskvaliteten fortsatt bedre enn før ettermontering. Det økte anoksiske sonevolumet sørget for god TN-fjerning, med avløps-TN ytterligere redusert etter ettermontering. Den aerobe sonen oppnådde en betydelig forbedring av nitrifikasjonskapasiteten gjennom den suspenderte bærerbiofilmen. Selv med en reduksjon på 20 % i volumet av aerob sone sammenlignet med før-ettermontering og betydelig økning i strømning og innflytende belastning, ble svært effektiv fjerning av NH₃-N opprettholdt. Influent COD og TP før/etter retrofit var henholdsvis (106,82±34,37)/(100,52±25,93) mg/L og (2,16±0,54)/(1,96±0,49) mg/L. Avløps-COD og TP før/etter ettermontering var (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/L og (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/L, med gjennomsnittlig fjerningsgrad på henholdsvis 89,93%/93,59%/93,591% og 8,3%/8%/8. Etter ettermontering holdt avløpskvaliteten seg stabilt bedre enn designutslippsstandarden.
Driftsdata fra november til januar året etter (etter-ettermontering) ble videre valgt for å sammenligne ytelsen til fase I og fase II under lave-temperaturforhold (minimumstemperatur 12 grader). Konsentrasjoner av forurensende stoffer til innflyt og avløp for begge faser er vist iFigur 4. Under vinterlave-temperaturforhold var avløpsvann fra begge prosessene stabilt bedre enn designutslippsstandarden. Spesielt for fjerning av NH₃-N, som er utsatt for lave temperaturer, med en innflytende NH3-N-konsentrasjon på (18,98±4,57) mg/L, var fase I-avløp NH₃-N (0,27±0,17) mg/l og fase II ±0,17) mg/l. mg/L, begge viser god motstand mot lave temperaturer. Spesielt, etter MBBR ettermontering i fase II, var den aerobe sonen HRT bare 66,07 % av den i fase I, og oppnådde en betydelig forbedring i nitrifikasjonsytelsen.
3.2 Ytelsesanalyse av MBBR-sone
For ytterligere å bestemme den faktiske effekten av hver funksjonssone, ble det tatt vannprøver fra enden av hver funksjonssone i fase I og fase II for parallell måling. Resultatene vises iFigur 5. Innløpende NH₃-N-konsentrasjoner var 18,85 mg/L og 18,65 mg/L, og avløps-NH₃-N-konsentrasjoner var 0,35 mg/L og 0,21 mg/L, med NH₃-N-fjerningshastigheter på henholdsvis 7,8 % og %9,8,1. Fra nitrogenprofilendringene skjedde fjerning av NH₃-N i fase II hovedsakelig i den aerobe MBBR-sonen. NH₃-N-konsentrasjonen ved MBBR-soneavløpet var 0,31 mg/L, noe som bidro med 99,46 % til den totale NH₃-N-fjerningen, allerede bedre enn designutslippsstandarden. Den påfølgende aerobe aktivert slamsonen tjente en beskyttende rolle. Videre viser avløpsrenseanlegg som bruker MBBR i den aerobe sonen ofte samtidig nitrifikasjon og denitrifikasjon (SND). I dette prosjektet ble det imidlertid ikke observert fjerning av total uorganisk nitrogen (TIN) i den aerobe MBBR-sonen, noe som kan ha sammenheng med den relativt lave konsentrasjonen av innflytende substrat i dette prosjektet.
For ytterligere å undersøke effekten av å tilsette suspenderte bærere på systemets nitrifikasjonsytelse, ble supernatant fra den anoksiske soneavløpet fra fase I tatt. Nitrifikasjonsytelsestester ble utført på fase I rent slam, fase II rent slam, fase II ren biofilm og fase II kombinert biofilm-slamsystem. Under forhold i samsvar med det faktiske prosjektet (bærerfyllingsforhold, slamkonsentrasjon, vanntemperatur), med DO kontrollert til 6 mg/L for å bestemme optimal nitrifikasjonsytelse. Resultatene vises iTabell 3. Nitrifikasjonshastighetene for fase I rent slam, fase II rent slam, fase II ren biofilm og fase II kombinert biofilm-slamsystem var henholdsvis 0,104, 0,107, 0,158 og 0,267 kg/(m³·d). Tilsetningen av suspenderte bærere forbedret systemets nitrifikasjonsytelse. Nitrifikasjonshastigheten til fase II kombinerte biofilm-slamsystemet nådde 2,57 ganger høyere enn fase I-systemet for rent aktivert slam. Dessuten var den rene biofilmbelastningen allerede høyere enn den aktiverte slambelastningen, noe som forbedret systemets motstand mot sjokkbelastning betydelig. I det kombinerte fase II-systemet bidro biofilmen med 59,92 % til nitrifikasjonen, og hadde en dominerende posisjon.
3.3 Rasjonalitetsanalyse av ombyggingen
For å analysere rasjonaliteten ved å bruke den kombinerte biofilm-slam MBBR-prosessen for denne ettermonteringen, ble det utført beregninger angående effekten av bærertilsetning, systemets sjokkbelastningsmotstand og korrelasjonen mellom strømningsøkning og bærertilsetning. Hvis fase II av dette prosjektet ikke hadde blitt ettermontert og brukt den tradisjonelle aktivert slam-prosessen, basert på designet innflytende/avløp NH₃-N og den optimale volumetriske nitrifikasjonshastigheten for fase I aktivert slam (DO=6 mg/L), ville den beregnede avløps-NH₃--konsentrasjonen sviktet med 5.5 mg/5,N. avløpsstandard. Hvis den beregnes basert på den optimale nitrifikasjonshastigheten oppnådd fra fase II kombinerte systemtesten, ved den konstruerte innløpsstrømmen, kan fase II tolerere en maksimal innflytende NH₃-N-konsentrasjon på opptil 55 mg/L, som er 2,20 ganger designverdien, noe som betydelig øker systemets motstand mot sjokkbelastning. Derfor er bruk av MBBR for denne ettermonteringen rasjonelt og sikrer effektivt stabil overholdelse av avløpsstandarder. Hvis Fase I også ble ettermontert med MBBR-prosessen, basert på de utformede forurensningskonsentrasjonene for innflytende/avløpsvann, kunne rensestrømmen økes med mer enn 1-dobling, noe som gir mulighet for renseanlegg for avløpsvann å matche rask byutvikling og oppnå jevne oppgraderinger.
4 Biofilmfestestatus og mikrobiell analyse
Biofilmfestet på de suspenderte bærene i dette prosjektet er vist iFigur 6. Biofilm belagt den indre overflaten av bærerne jevnt, og var tett uten flokkulerende materiale i bærerporene. Gjennomsnittlig tykkelse var (345,78 ± 74,82) μm. Gjennomsnittlig biofilmbiomasse var (18,87 ± 0,93) g/m², flyktige suspenderte faste stoffer (VSS)/SS-forholdet var stabilt på 0,68 ± 0,02, og gjennomsnittlig VSS var (12,77 ± 0,61) g/m².
For ytterligere å utforske den forbedrede effekten av MBBR-ettermonteringen på systembehandlingskapasiteten fra et mikroskopisk perspektiv, ble prøver av fase I-aktivert slam, fase II-aktivert slam og biofilm tatt for 16S amplicon high-throughput-sekvensering. Den relative mengden av mikroorganismer på slektsnivå i systemet er vist iFigur 7.
De dominerende nitrifiserende slektene på den suspenderte bærerbiofilmen var Nitrospira og Nitrosomonas, med relative forekomster på henholdsvis 7,98 % og 1,01 %. Derimot var den dominerende nitrifiserende slekten i både fase I og fase II aktivert slam Nitrospira, med relative mengder på henholdsvis 1,05 % og 1,27 %. Nitrospira er den vanligste nitrifiserende slekten i avløpsrenseanlegg. Mange av artene har vist seg å ha fullstendig ammoniakkoksidasjonsevne (comammox), noe som betyr at en enkelt mikroorganisme kan fullføre prosessen fra ammoniakk til nitrat. MBBR-prosessen, i form av biofilm, oppnådde effektiv anrikning av Nitrospira, med en relativ overflod 7,58 ganger den i aktivert slam, og ga et mikroskopisk grunnlag for forbedring av systemets nitrifikasjonsytelse. Det kan også observeres at den relative mengden av nitrifiserende bakterier i det aktiverte slammet fra samme system som biofilmen (Fase II) var noe høyere enn i det rene aktivert slamsystemet Fase I. Dette kan skyldes at biofilmen ble fjernet fra de suspenderte bærerne inokulerte det aktiverte slammet under dynamisk fornyelse, noe som økte den relative mengden av nitrifiserende bakterier i slammet.
De dominerende denitrifiserende slektene i begge systemer var hovedsakelig anriket i det aktiverte slammet og var relativt like i sammensetning, inkludert Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium, etc. Den relative forekomsten av denitrifiserende slekter i fase I og fase II var henholdsvis 8,76 % og 7,52 %. Fra et funksjonelt perspektiv, i tillegg til denitrifikasjon, kan noen arter i Terrimonas bryte ned antracene-lignende stoffer; Flavobacterium kan bryte ned biologisk nedbrytbar plast (f.eks. PHBV); Hyphomicrobium kan bruke forskjellige giftige og vanskelig--nedbrytbare organiske forbindelser for denitrifikasjon, som diklormetan, dimetylsulfid, metanol osv. Innflytelsen til dette prosjektet inneholder noe industrielt avløpsvann, noe som fører til spesialisering av funksjonelle mikrobielle samfunn under langsiktig{10}}akklimatisering. Selv om dette prosjektet ikke viste signifikante makroskopiske SND-effekter, ble det fortsatt funnet noen denitrifiserende funksjonelle grupper på den suspenderte bærerbiofilmen, inkludert Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas og OLB13, med en total andel på 2,78%. Dette indikerer at etter at biofilmen når en viss tykkelse, kan de anoksiske/anaerobe mikromiljøene som dannes inne, gi betingelser for anrikning av denitrifiserende bakterier, og gir også muligheten for SND-forekomst i den aerobe MBBR-sonen. Videre ble Proteiniclasticum påvist i både fase I og fase II slam, med en relativ forekomst på henholdsvis 1,09 % og 1,18 %. Denne slekten har god evne til å dekomponere og transformere proteinholdige stoffer. Dens berikelse kan være relatert til tilstedeværelsen av en rekke meieriproduktbedrifter innenfor innsamlingsområdet til dette prosjektet.
Spesielt nådde den relative overfloden av Candidatus Microthrix i fase I aktivert slam 3,72 %. Det er en vanlig filamentøs bakterie i aktivert slam, ofte assosiert med slambulking. Imidlertid var dens relative mengde i fase II-slam og biofilm bare henholdsvis 0,57 % og 1,03 %. Etter ettermontering med MBBR-prosessen har fluidiseringen av suspenderte bærere en skjærende effekt på filamentøse bakterier, og reduserer sannsynligheten for filamentøs bulking i det aktiverte slammet.
5 Økonomisk analyse
Strømforbruket per kubikkmeter før og etter denne ettermonteringen var henholdsvis 0,227 kWh/m³ og 0,242 kWh/m³. Ved en strømpris på 0,66 RMB/(kWh) var driftskostnadene 0,150 RMB/m³ og 0,160 RMB/m³. Økningen i strømforbruket skyldtes i hovedsak ny anoksisk soneblanding og ekstra elektrisk utstyr fra den nye sekundære sedimentasjonstanken. Fosforfjerningskjemikaliene som brukes i dette prosjektet er polyferriklorid (PFC) og polyakrylamid (PAM). Doseringen forble konsistent før og etter ettermontering: PFC-dosering 2,21 t/d, kostnad 0,014 RMB/m³; PAM-dosering 17,081 kg/d, kostnad 0,0028 RMB/m³. Dette prosjektet utnytter karbonkilden i råvannet fullt ut for denitrifisering. Ingen ekstern organisk karbonkilde ble tilsatt før eller etter ettermontering. De direkte strøm- og kjemikaliekostnadene per kubikkmeter før og etter ettermontering var henholdsvis 0,167 RMB/m³ og 0,177 RMB/m³.
6 Konklusjoner og utsikter
(1) Fase II av et sørlig avløpsrenseanlegg brukte MBBR-prosessen for ettermontering av kapasitetsutvidelse, og adresserte problemer som landmangel. Etter ettermontering økte behandlingsstrømmen fra (3,02±0,46) ×10⁴ m³/d til (5,31±0,76) ×10⁴ m³/d, og oppnådde 76 % in- kapasitetsutvidelse. Maksimal driftsstrøm nådde 1,52 ganger designverdien, med avløp stabilt bedre enn designutslippsstandarden.
(2) Ved å bygge inn MBBR-prosessen i det biologiske stadiet, ble svært effektiv og stabil fjerning av NH₃-N oppnådd under vinterlave-temperaturforhold, selv om den aerobe HRT bare var 66,07 % av den i aktivslamprosessen. MBBR-sonen bidro med 99,46 % til fjerning av NH₃-N. Hvis fase II ikke hadde blitt ettermontert, under samme strømnings- og vannkvalitet, ville avløpet NH₃-N nå 5,55 mg/L. Derfor var det nødvendig og rasjonelt å bruke MBBR for denne ettermonteringen.
(3) Den suspenderte bærerbiofilmen forbedret berikelseseffekten til den kjernenitrifiserende slekten Nitrospira. Dens relative overflod i biofilmen var 7,58 ganger større enn i det aktiverte slammet, noe som gir et mikroskopisk grunnlag for forbedring av systemets nitrifikasjonsytelse. I tillegg gir berikelsen av denitrifiserende slekter i biofilmen muligheten for SND-forekomst.
Dette prosjektet brukte den kombinerte biofilm-slamprosessen for å oppnå in{1}}kapasitetsøkning. Imidlertid er faktisk drift fortsatt begrenset av retensjon og gjenvinning av aktivert slam, noe som forhindrer ytterligere forbedring av behandlingskapasiteten. For tiden har rene biofilmprosesser blitt brukt i faktiske prosjekter, som fullstendig forlater aktivert slam og utnytter biofilmens høye-lastegenskaper for effektiv fjerning av forurensende stoffer, ubegrenset av begrensninger for aktivert slam. Dette gir en ny løsning for nybygging, renovering eller utvidelse av avløpsrenseanlegg.