Пілотне-дослідження багато-ступеневої системи A/O-MBBR для видалення азоту за середніх-низьких температур
Огляд
За останні роки Китай досяг значних результатів у сфері управління водним середовищем, але все ще стикається з такими проблемами, як нестача водних ресурсів, забруднення водного середовища та шкода водному екологічному середовищу. З точки зору захисту водних ресурсів, запобігання забрудненню води та відновлення екології води, постійне сприяння покращенню ефективності та результативності очищення стічних вод має велике значення для підвищення рівня використання водних ресурсів, покращення якості водного середовища, підвищення якості національного життя, прискорення будівництва екологічного середовища та перемоги в битві за чисту воду. В даний час, базуючись на існуючому національному «Стандарті скиду забруднюючих речовин для міських очисних споруд» (GB18918-2002), органи місцевого самоврядування послідовно запропонували нові вимоги до якості стічних вод міських очисних споруд, з особливо суворими вимогами до таких показників, як органічна речовина, аміачний азот і загальний азот. Традиційні технології очищення води, представлені процесом активного мулу, стикаються з вузькими місцями, такими як обмежена біологічна нітрифікація за низьких температур. Численні дослідження показали, що ефективність нітрифікації активного мулу значно знижується в умовах низьких-температур, що супроводжується такими проблемами, як значне накопичення мулу та біологічна піна. Тому подолання низькотемпературного вузького місця та досягнення стабільного та ефективного біологічного видалення азоту стало актуальною проблемою, яку необхідно вирішити в галузі очищення стічних вод. Технологія біоплівкового реактора з рухомим шаром (MBBR) застосовувалася на сотнях очисних споруд по всьому світу. Завдяки прикріпленому стану зростання біоплівки всередині реактора та її здатності до постійного оновлення вона не тільки має високу біомасу, але й підтримує високу активність. Результати застосування в скандинавських країнах також показують, що він має кращу адаптивність до низьких температур порівняно з процесом з активним мулом.
З цієї причини це дослідження, націлене на характеристику міських стічних вод у Китаї, використовує переваги MBBR і багато-етапного безкисневого/кисневого (A/O) процесу для біологічного видалення азоту, щоб побудуватитри{0}}ступенева система A/O-MBBR пілотного-масштабу. Було досліджено здатність системи видаляти органічні речовини, аміачний азот і загальний неорганічний азот за умов середньо-низьких температур. Було проаналізовано здатність до нітрифікації та морфологічні зміни біоплівки в статичних експериментальних умовах, що забезпечує технічну підтримку для досягнення стабільного та ефективного видалення азоту з міських стічних вод за умов низьких-температур, а також для побудови та регулювання багато-ступеневих систем A/O-MBBR.
1. Матеріали та методи
1.1 Експериментальна-налаштування та режим роботи системи в пілотному масштабі
Хід процесу побудованої три-ступеневої системи A/O-MBBR-пілотного масштабу показано намалюнок 1. Пілотна-система складається з трьох ступенів безкисневої/кисневої (A/O), розділених загалом на 10 реакційних зон.Перший-етапПідсистема A/O-MBBR складається з безкисневих реакційних зон (A1, A2) і аеробних реакційних зон (O3, O4).Другий-етапПідсистема A/O-MBBR складається з безкисневих реакційних зон (A5, A6) і аеробних реакційних зон (O7, O8).Третій-етапПідсистема A/O-MBBR складається із зони безкисневої реакції (A9) і зони аеробної реакції (O10). Ефективний об'ємкожна вищезазначена реакційна зона становить 1,4 м³ (1м * 1м * 1,4м), з ефективною глибиною води 1,4 м. Підвішені носії біоплівки (середовища) з питомою поверхнею 500 м²/м³ були додані до кожного сегмента реакційної зони, з коефіцієнтом заповнення носія 35% для всіх. Механічне змішування використовувалося в безкисневих реакційних зонах, щоб підтримувати носії в псевдозрідженому стані, тоді як аерація через перфоровану трубу використовувалася в аеробних реакційних зонах, контролюючиконцентрація розчиненого кисню 3-9 мг/л.
Фактичний приплив пілотної -системи масштабу становив (23.6 + 5.4) м³/день із використанням дво-точкового розподілу впливу, з точками впуску, встановленими в зонах реакції A1 і O5, і співвідношенням впливу 1:1. Пілотна -система мала два набори рециркуляції нітрифікованої рідини (від O4 до A1 та від O8 до A5), із коефіцієнтом рециркуляції від 100% до 200% (на основі швидкості притоку кожного ступеня). Щоб забезпечити належну пост{15}}денітрифікацію, 50-90 мг/л ацетату натрію (розраховане як COD) було додано як зовнішнє джерело вуглецю в реакційну зону A9. Усе експериментальне дослідження було поділено на 2 фази: фаза I - нормальна температура (18-29 градусів); II фаза - середньо-низька температура (10-16 градусів).
1.2 Випробування води
Пілотне випробування було проведено-на міській очисній станції в місті Циндао. Тестова вода була взята зі стоків первинного відстійника цього заводу та надійшла в пілотну систему після посиленої попередньої обробки флотацією. Умови якості води після посиленої попередньої флотаційної обробки наведено наТаблиця 1.
1.3 Індикатори та методи виявлення
1.3.1 Умовні індикатори
Традиційні показники, такі як SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS і MLVSS, вимірювали стандартними методами з розділу "Методи моніторингу та аналізу води та стічних вод". Розчинений кисень, температуру, рН і ОВП вимірювали за допомогою aпортативний вимірювач розчиненого кисню (HACH HQ40d). Товщину біоплівки вимірювали за допомогою anінвертований флуоресцентний мікроскоп (Olympus, IX71).
1.3.2 Статичний експеримент нітрифікації
Під час роботи системи носії з аеробних зон періодично відбиралися для вимірювання нітрифікаційної здатності біоплівки в умовах статичної реакції. Носії з кожної аеробної реакційної зони поміщали в реактор об’ємом 5 л із коефіцієнтом заповнення, ідентичним пілотній системі на 35%. Випробувана вода була штучно налаштованим розчином NH₄Cl з масовою концентрацією 20-25 мг/л (розраховано як N). Під час експерименту невеликий повітряний насос використовувався для аерації, щоб підтримувати носії в псевдозрідженому стані, одночасно контролюючи розчинений кисень на рівні 7-11 мг/л. Тривалість тесту становила 2 години з інтервалом відбору проб 30 хвилин, вимірювання зміни концентрації NH4⁺-N для розрахунку нітрифікаційної здатності біоплівки в умовах статичної реакції.
2. Результати та аналіз
2.1 Експлуатаційні характеристики три-ступеневої пілотної системи A/O-MBBR
Експлуатаційні характеристики три{0}}ступеневої пілотної системи A/O-MBBR показано намалюнок 2. У фазі нормальної температури (фаза I) з температурою реакції 18-29 градусів, швидкістю потоку обробки (23.6+5.4) м³/день і дозуванням джерела вуглецю 50 мг/л (розраховується як COD, те ж саме нижче) у безкисневій зоні підсистеми A/O-MBBR третьої-ступені, SCOD системи, що впливає, Концентрації NH₄⁺-N і TIN становили (160±31), (35,0±7,2) і (35,8±7,0) мг/л відповідно, а концентрації очищених стічних вод становили (27±8), (0,6±0,5) і (2,7±2,2) мг/л відповідно, зсередні показники видалення досягають 83,1%, 98,3% і 92,5%. У фазі середньої-низької температури (Фаза II), з температурою реакції 10-16 градусів, такою самою швидкістю потоку обробки (23.6+5.4) м³/день і дозуванням джерела вуглецю 50-90 мг/л у безкисневій зоні підсистеми A/O-MBBR третього-ступеню, SCOD системи, Концентрації NH₄⁺-N і TIN становили (147±30), (38,3±2,1) і (39,6±2,3) мг/л, відповідно, а концентрації у стічних водах становили (26±6), (0,4±0,6) і (6,8±3,6) мг/л, відповідно, зсередні показники видалення досягають 82,3%, 99,0% і 82,8%. Крім того, протягом 56-62 днів роботи системи, коли доза джерела вуглецю становила 50 мг/л, у реакційній зоні A9 з’явилося значне накопичення NO₂⁻-N. Однак після поступового збільшення дози джерела вуглецю до 90 мг/л накопичення NO₂⁻-N у реакційній зоні A9 поступово зникло, а концентрація TIN у витоках знизилася до розумного рівня.
2.2 Зміни здатності біоплівки до нітрифікації в кожній зоні аеробної реакції при різних температурах реакції
Щоб оцінити зміни в нітрифікаційній здатності три-ступеневої системи A/O-MBBR із загальної точки зору, було проаналізовано коефіцієнт нітрифікації NH₄⁺-N і нітрифікаційну здатність біоплівки в кожній аеробній реакційній зоні за різних температур реакції з результатами, наведеними вМалюнки 3 і 4, відповідно.
Рисунок 4 Навантаження видалення нітрифікації та відповідні криві в аеробних зонах підсистем A/O-MBBR 1-го та 2-го ступенів за різних температур реакції
Відмалюнок 3можна побачити, що в три-ступеневій системі A/O-MBBR завдяки дво-точковому впливу реакційні зони O3 та O4 першої-ступеневої підсистеми A/O-MBBR і реакційні зони O7 та O8 другого-ступеня A/O-MBBR підсистеми несли основне навантаження нітрифікації система. За умов нормальної та середньо-низької температуриРівень нітрифікації NH₄⁺-N у цих двох підсистемах становив 43,1%, 49,6% і 33,8%, 54,0% відповідно. Це показує, що в умовах середньої-низької температури коефіцієнт нітрифікації NH₄⁺-N у підсистемі другого-ступеню був на 20,2% вищим, ніж у підсистемі першого-ступеню.
ВідМалюнки 4(a) і (c), можна побачити, що для біоплівок у аеробних реакційних зонах O3 і O7 за нормальної температури вони є основними реакційними зонами в три-ступінчастій системі A/O-MBBR для розкладання органічної речовини в поєднанні з функцією нітрифікації. Коли навантаження видалення SCOD на площу поверхні носія (скорочено «навантаження видалення SCOD», розраховане як COD) було менше 2,0 г/(м²·д), а навантаження нітрифікації на площу поверхні носія (скорочено «навантаження нітрифікації», розраховане як N) було менше 1,6 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення нітрифікації на площу поверхні носія (скорочено «навантаження видалення нітрифікації», розраховане як N) і навантаження нітрифікації слідували за-лінійною реакцією першого порядку з нахилами 0,83 і 0,84 відповідно. Коли навантаження нітрифікації зросла до 1,6-6,0 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення нітрифікації та навантаженням нітрифікації відбулося за реакцією нульового-порядку з відповідними середніми навантаженнями видалення нітрифікації 1,31 і 1,34 г/(м²·д), відповідно. Коли навантаження видалення SCOD становило 2,0-4,0 г/(м²·д), а навантаження нітрифікації становило 1,6-6,0 г/(м²·д), хоча співвідношення реакції нульового порядку між навантаженням видалення нітрифікації та навантаженням нітрифікації залишалося незмінним, відповідні середні навантаження видалення нітрифікації зменшилися до 0,95 і 0,97 г/(м²·д), відповідно. Для біоплівок в аеробних реакційних зонах O3 і O7 при середньо-низькій температурі, коли навантаження видалення SCOD було менше 2,0 г/(м²·д), а навантаження нітрифікації менше 1,1 г/(м²·д), лінійні нахили навантаження видалення нітрифікації порівняно з навантаженням нітрифікації зменшилися до 0,71 і 0,81 відповідно. Коли навантаження нітрифікації зросла до 1,1-6,0 г/(м²·д), відповідні середні навантаження видалення нітрифікації зменшилися до 0,78 і 0,94 г/(м²·д), відповідно, що становить зниження на 40,4% і 19,4% порівняно з нормальними температурними умовами. Коли навантаження на видалення SCOD збільшилося до 2,0-4,0 г/(м²·д), відповідні середні навантаження на видалення нітрифікації зменшилися до 0,66 і 0,91 г/(м²·д), відповідно, що становить зниження на 30,5% і 6,2% порівняно з нормальними температурними умовами. Здатність до нітрифікації біоплівки в реакційній зоні O3 узгоджується з результатами досліджень HEM та ін. за відповідних умов. Однак варто відзначити, що в умовах середньо-низьких температур, порівняно з біоплівкою реакційної зони O3, біоплівка реакційної зони O7 демонструє більшу нітрифікаційну здатність.
ВідМалюнки 4(b) і (d)можна побачити, що для біоплівок у аеробних реакційних зонах O4 і O8 за нормальної температури вони є реакційними зонами в три-ступінчастій системі A/O-MBBR, яка в основному виконує додаткову функцію нітрифікації. Коли навантаження видалення SCOD було менше 1,0 г/(м²·д), а навантаження нітрифікації менше 1,3 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення нітрифікації та навантаженням нітрифікації слідувало за лінійною реакцією першого-порядку з нахилами 0,86 і 0,88 відповідно. Коли навантаження нітрифікації зросла до 1,3-3,0 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення нітрифікації та навантаженням нітрифікації відбулося за реакцією нульового-порядку з відповідними середніми навантаженнями видалення нітрифікації 1,11 і 1,13 г/(м²·д), відповідно. За умов середньо-низьких температур, коли навантаження видалення SCOD було менше 1,0 г/(м²·д), а навантаження нітрифікації менше 1,0 г/(м²·д), лінійні нахили навантаження видалення нітрифікації порівняно з навантаженням нітрифікації зменшилися до 0,72 і 0,84 відповідно. Коли навантаження нітрифікації зросла до 1,0-3,0 г/(м²·д), відповідні середні навантаження видалення нітрифікації становили 0,72 і 0,86 г/(м²·д), відповідно, що представляє зниження на 35,1% і 23,9% порівняно з нормальними температурними умовами.
З наведеного вище аналізу можна побачити, що за середньо-низьких температур точки перегину співвідношення між навантаженням видалення нітрифікації та навантаженням нітрифікації для біоплівки в кожній реакційній зоні відбуваються раніше, ніж при нормальній температурі. Це явище відносно узгоджується з результатами дослідження SAFWAT. Загалом, хоча нітрифікаційна здатність біоплівки в кожній аеробній зоні системи показала тенденцію до зниження за середньо-низьких температур,нітрифікаційна здатність біоплівки в реакційній зоні O7 підсистеми A/O-MBBR другого-ступеню зросла на 20,5%-37,9% порівняно з реакційною зоною O3, а нітрифікаційна здатність біоплівки в реакційній зоні O8 зросла приблизно на 19,4% порівняно з реакційною зоною O4. Це вказує на те, що налаштування реакційної зони другого-ступеню в три-системі A/O-MBBR є вигідним для покращення загальної здатності нітрифікації системи.
2.3 Зміни здатності біоплівки до денітрифікації в кожній зоні безкисневої реакції при різних температурах реакції
Щоб оцінити зміни в денітрифікаційній здатності три-ступінчастої системи A/O-MBBR із загальної точки зору, у цьому дослідженні проаналізовано денітрифікаційну здатність біоплівки в кожній безкисневій реакційній зоні за різних температур реакції з результатами, показаними вмалюнок 5.
Рисунок 5 Навантаження видалення денітрифікації в кожній безкисневій зоні три-ступеневої системи A/O-MBBR за різних температур реакції
ВідМалюнки 5(a) і (c), можна побачити, що для безкисневих реакційних зон A1 і A5 вони є основними зонами денітрифікації в три-ступінчастій системі A/O-MBBR із використанням джерел вуглецю сирої води як субстрату. Як за нормальних, так і за середньо{5}}низьких температурних умов, коли відповідне безкисневий денітрифікаційний вуглець-до -азоту (ΔCBSCOD / CNOx--N) було більше 5,0, а навантаження денітрифікації на площу поверхні носія (скорочено «навантаження денітрифікації», розраховане як NOx--N) становила менше 0,95 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення денітрифікації на площу поверхні носія (скорочено «навантаження видалення денітрифікації», розраховане як NOx--N) і навантаженням денітрифікації слідує лінійній реакції першого-порядку з нахилами 0,87, 0,88 і 0,82, 0,84 відповідно. Коли навантаження денітрифікації зросла вище 0,95 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення денітрифікації та навантаженням денітрифікації наступало за реакцією нульового-порядку з відповідними середніми навантаженнями видалення денітрифікації 0,82, 0,82 г/(м²·д) і 0,78, 0,77 г/(м²·д), відповідно. У міру зменшення ΔCBSCOD / CNOx--N точка перегину співвідношення між навантаженням денітрифікації видалення та навантаженням денітрифікації змістилася вперед, лінійний нахил за умов низького навантаження показав тенденцію до зниження, і водночас середнє навантаження видалення денітрифікації за умов високого навантаження також показало тенденцію до зниження. Ці результати вказують на те, що для денітрифікації біоплівки в реакційних зонах A1 і A5 з використанням джерел вуглецю сирої води співвідношення вуглецю до азоту є основним фактором, що визначає функцію денітрифікації, і в умовах якості тестової води ідеальне співвідношення вуглецю до азоту для безкисневих реакційних зон A1 і A5 має бути більше 5.
З малюнків 5(b) і (d), можна побачити, що для безкисневих реакційних зон A2 і A6, оскільки безкисневі реакційні зони A1 і A5 видаляють і споживають джерела вуглецю в необроблених стічних водах і більшу частину нітратів, що переносяться рециркуляційним потоком, зони безкисневих реакцій A2 і A6 довготривало -субстратно-дефіцитні-навантажуються. Таким чином, як за нормальних, так і для середньо{10}}низьких температурних умов, коли ΔCBSCOD / CNOx--N було між 1,0-2,0 і навантаження денітрифікації було менше 0,50 г/(м²·д), лінійні нахили навантаження видалення денітрифікації порівняно з навантаженням денітрифікації становили лише 0,51, 0,40 і 0,47, 0,37 відповідно. Крім того, коли денітрифікаційне навантаження збільшилося до 0,50-1,50 г/(м²·д), відповідні середні денітрифікаційні навантаження видалення становили лише 0,25, 0,20 і 0,20, 0,17 г/(м²·д), відповідно. Однак результати статичного експерименту в цьому дослідженні показали, що за умов достатнього джерела вуглецю та нітратного субстрату навантаження біоплівки на видалення денітрифікації в безкисневих реакційних зонах A2 та A6 може досягати (0,66±0,14) та (0,68±0,11) г/(м²·д), відповідно. Цей результат свідчить про те, що біоплівка в безкисневих реакційних зонах A2 і A6 насправді має відносно сильну здатність до денітрифікації, яка обмежена відсутністю джерела вуглецю та нітратних субстратів у цій пілотній системі.
ВідМалюнок 5(e), можна побачити, що для безкисневої реакційної зони A9 вона несе навантаження денітрифікації для всього нітрату, що витікає з перших двох ступенів три-ступеневої системи A/O-MBBR, використовуючи доданий зовні ацетат натрію як джерело вуглецю для денітрифікації. За умов нормальної та середньо{4}}низької температури, коли ΔCBSCOD / CNOx--N було більше 5, а навантаження денітрифікації менше 2,5 г/(м²·д), співвідношення між навантаженням видалення денітрифікації та навантаженням денітрифікації слідувало лінійній реакції першого{16}}порядку з нахилами 0,93 і 0,94 відповідно. Однак із зменшенням ΔCBSCOD / CNOx--N лінійний нахил залежності між навантаженням видалення денітрифікації та навантаженням денітрифікації показав тенденцію до зниження. Цей результат також вказує на те, що для денітрифікації біоплівки в реакційній зоні A9 з використанням зовнішнього джерела вуглецю співвідношення вуглецю до азоту також є основним фактором, що визначає функцію денітрифікації, з необхідним відношенням вуглецю до азоту для денітрифікації більше ніж 3. Водночас вплив змін температури реакції на її функцію денітрифікації є відносно невеликим.
2.4 Здатність до нітрифікації та морфологічні характеристики біоплівки в кожній зоні аеробної реакції в статичних експериментальних умовах
Нітрифікаційна здатність біоплівки в кожній зоні аеробної реакції в статичних експериментальних умовах показана наМалюнок 6. З рисунка 6 видно, що за нормальної температури здатність до нітрифікації біоплівки в аеробних реакційних зонах O3, O4, O7 і O8 становила (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) і (1,25±0,13) г/(м²·д), відповідно. За середньо{15}}низької температури нітрифікаційна здатність біоплівки у відповідних аеробних реакційних зонах становила (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) і (1,03±0,05) г/(м²·д), відповідно, зменшуючись на 21,9%, 18,7%, 22,9% і 17,6% порівняно з нормальною температурою. Ці результати статичного експерименту узгоджуються з тенденцією виміряних значень у пілотній системі. Крім того, можна помітити, що виміряна нітрифікаційна здатність біоплівки в кожній аеробній зоні в статичних експериментальних умовах була дещо вищою, ніж фактичні значення в пілотній системі. Аналіз пояснює це використанням єдиного субстрату амонійного азоту та майже -насичених умов із високим вмістом розчиненого кисню під час статичних експериментів, що призводить до вищого рівня нітрифікаційної здатності біоплівки. За нормальної температури фактична здатність нітрифікації в реакційних зонах O3, O4, O7 і O8 три-ступеневої системи A/O-MBBR становила 95,6%, 90,6%, 95,7% і 90,4% від максимальної здатності нітрифікації під час статичних експериментів відповідно. За середньої -низької температури фактична здатність до нітрифікації в реакційних зонах O3, O4, O7 і O8 знизилася до 72,9%, 72,0%, 87,0% і 84,5% відповідно.
Подальший аналіз показав, що за нормальної температури питома швидкість окислення аміаку (швидкість нітрифікації на одиницю маси MLVSS, розрахована як N) біоплівки в аеробних реакційних зонах O3, O4, O7 та O8 становила (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,0086) і (0,060±0,0063) г/(г·д) відповідно. За середньо{13}}низької температури питома швидкість окислення аміаку біоплівки в зонах аеробної реакції O3 і O4 становила лише (0,046±0,0004) і (0,041±0,0016) г/(г·д), відповідно, зменшившись на 25,8% і 30,5% порівняно з нормальною температурою. Навпаки, питома швидкість окислення аміаку біоплівки в аеробних реакційних зонах O7 і O8 становила (0,062±0,0051) і (0,060±0,0029) г/(г·д), відповідно. Порівняно з нормальними температурними умовами здатність до окислення аміаку біоплівки реакційної зони O8 залишилася незмінною, тоді як здатність до окислення аміаку біоплівки аеробної зони реакції O7 навіть зросла на 3,3%. Цей результат добре демонструє, що в умовах середньо-низьких температур біоплівка в реакційній зоні другого-ступеню пілотної системи має кращу нітрифікаційну здатність і раціональність внеску підсистеми другого-ступеню в загальну нітрифікацію системи.
Результати спостереження за морфологією біоплівки в кожній аеробній реакційній зоні підсистем A/O-MBBR першого та другого ступенів показано наМалюнок 7. За нормальної температури товщина біоплівки в зонах аеробної реакції O3, O4, O7 та O8 становила (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2) та (152,4±37,8) мкм відповідно. За середньо{14}}низької температури товщина біоплівки в реакційних зонах O3 і O4 становила (289,4±59,9) і (285,3±61,9) мкм відповідно, що становить збільшення на 33,0% і 62,4% порівняно з товщиною біоплівки за нормальної температури. Навпаки, товщина біоплівки в реакційних зонах O7 і O8 становила (173,1±40,2) і (178,3±31,2) мкм відповідно, збільшуючись лише на 3,0% і 17,0% порівняно з нормальною температурою. Деякі дослідження показали, що більш тонкі біоплівки мають більшу здатність до окислення аміаку, що відносно узгоджується з експериментальними результатами цього дослідження. Аналіз пояснює це тим фактом, що нітрифікуючі бактерії в біоплівці вертикально розподілені в шаруватій структурі біоплівки; надмірна товщина біоплівки призводить до зниження ефективності масообміну субстрату та спорідненості субстрату. Крім того, в умовах середньої-низької температури концентрація розчиненого кисню в кожній аеробній зоні пілотної системи була значно нижчою, ніж у реакторі статичного експерименту (різниця на 3,0-5,0 мг/л). Особливо для більш товстих біоплівок у реакційних зонах O3 і O4 зниження масообмінної здатності кисню в біоплівці призвело до зниження їх фактичної нітрифікаційної здатності (лише близько 70% від максимальної нітрифікаційної здатності, виміряної в статичних умовах). Отже, для чистої біоплівки MBBR необхідно посилити оновлення біоплівки шляхом посилення інтенсивності зсуву та розумно контролювати товщину біоплівки, щоб підтримувати здатність біоплівки до нітрифікації.
3. Висновок
① За умов температури реакції 10-16 градусів (середня-низька температура), швидкості потоку обробки (23,6±5,4) м³/день і дози джерела вуглецю 50-90 мг/л (розраховується як COD) у безкисневій зоні підсистеми A/O-MBBR третього-ступеню, Концентрації SCOD, NH₄⁺-N і TIN триступеневої пілотної системи A/O-MBBR становили (26±6), (0,4±0,6) і (6,8±3,6) мг/л, відповідно, зсередні показники видалення досягають 82,3%, 99,0% і 82,8%.
② За умов середньої-низької температури через відмінності в біоплівці зон аеробної реакції між підсистемами A/O-MBBR першого-ступеню та другого-ступеню-MBBR утворилася різниця в здатності нітрифікації біоплівки між двома підсистемами. Особливо для підсистеми A/O-MBBR першого{5}}ступеню здатність нітрифікації зменшилася через збільшення товщини біоплівки. Щоб зберегти здатність біоплівки до нітрифікації, необхідно розумно контролювати товщину біоплівки.
③ У три-пілотній системі A/O-MBBR вплив змін температури реакції на функцію денітрифікації був відносно невеликим. За різних температур реакції відношення вуглецю-до-азоту денітрифікації з використанням сирої води як джерела вуглецю має бути більше 5, а співвідношення вуглецю-до-азоту денітрифікації з використанням зовнішнього доданого ацетату натрію як джерела вуглецю має бути більше 3.