Pilot-Studie zu einem mehr-stufigen A/O-MBBR-System zur Stickstoffentfernung bei mittleren-niedrigen Temperaturen
Überblick
In den letzten Jahren hat China bedeutende Ergebnisse im Wasserumweltmanagement erzielt, ist jedoch immer noch mit Problemen wie Wasserressourcenknappheit, Wasserumweltverschmutzung und wasserökologischen Umweltschäden konfrontiert. Unter dem Gesichtspunkt des Schutzes der Wasserressourcen, der Verhinderung von Wasserverschmutzung und der Wiederherstellung der Wasserökologie ist die kontinuierliche Förderung der Effizienz und Wirksamkeit der Abwasserbehandlung von großer Bedeutung, um die Nutzung der Wasserressourcen zu steigern, die Qualität der Wasserumwelt zu verbessern, die Lebensqualität auf nationaler Ebene zu verbessern, den ökologischen Umweltaufbau zu beschleunigen und den Kampf um sauberes Wasser zu gewinnen. Derzeit haben die Kommunalverwaltungen auf der Grundlage des bestehenden nationalen „Pollutant Discharge Standard for Urban Wastewater Treatment Plants“ (GB18918-2002) sukzessive neue Anforderungen für die Abwasserqualität städtischer Abwasserbehandlungsanlagen vorgeschlagen, mit besonders strengeren Anforderungen an Indikatoren wie organische Substanz, Ammoniakstickstoff und Gesamtstickstoff. Traditionelle Wasseraufbereitungstechnologien wie das Belebtschlammverfahren weisen Engpässe wie eine begrenzte biologische Nitrifikation bei niedrigen Temperaturen auf. Zahlreiche Studien haben gezeigt, dass die Nitrifikationsleistung des Belebtschlammprozesses bei niedrigen Temperaturen erheblich abnimmt, was mit Problemen wie starker Schlammaufblähung und biologischem Schaum einhergeht. Daher ist es im Bereich der Abwasserbehandlung zu einem dringenden Problem geworden, den Engpass bei niedrigen Temperaturen zu überwinden und eine stabile und effiziente biologische Stickstoffentfernung zu erreichen. Die Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)-Technologie wird weltweit in Hunderten von Abwasseraufbereitungsanlagen eingesetzt. Aufgrund des anhaftenden Wachstumszustands des Biofilms im Reaktor und seiner kontinuierlichen Erneuerungsfähigkeit besitzt er nicht nur eine hohe Biomasse, sondern behält auch eine hohe Aktivität bei. Anwendungsergebnisse in nordischen Ländern deuten auch darauf hin, dass es im Vergleich zum Belebtschlammverfahren eine stärkere Anpassungsfähigkeit an niedrige Temperaturen aufweist.
Aus diesem Grund nutzt diese Studie, die auf die Eigenschaften von städtischem Abwasser in China abzielt, die Vorteile von MBBR und dem mehrstufigen Anoxic/Oxic (A/O)-Verfahren zur biologischen Stickstoffentfernungein drei-stufiges A/O-MBBR-Pilotsystem-. Die Entfernungskapazität des Systems für organische Stoffe, Ammoniakstickstoff und gesamten anorganischen Stickstoff unter Bedingungen mittlerer -niedriger Temperatur wurde untersucht. Die Nitrifikationskapazität und die morphologischen Veränderungen des Biofilms unter statischen Versuchsbedingungen wurden analysiert und lieferten technische Unterstützung für die Erzielung einer stabilen und effizienten Stickstoffentfernung aus städtischem Abwasser unter Niedrigtemperaturbedingungen sowie für den Bau und die Regulierung mehrstufiger A/O-MBBR-Systeme.
1. Materialien und Methoden
1.1 Versuchsaufbau und Betriebsmodus des Systems im Pilotmaßstab
Der Prozessablauf des konstruierten drei{0}}stufigen A/O-MBBR-Pilotsystems- ist in dargestelltAbbildung 1. Das System im Pilotmaßstab besteht aus drei anoxischen/oxischen (A/O)-Stufen, die in insgesamt 10 Reaktionszonen unterteilt sind.Die erste-StufeDas A/O-MBBR-Subsystem besteht aus anoxischen Reaktionszonen (A1, A2) und aeroben Reaktionszonen (O3, O4).Die zweite-StufeDas A/O-MBBR-Subsystem besteht aus anoxischen Reaktionszonen (A5, A6) und aeroben Reaktionszonen (O7, O8).Die dritte-StufeDas A/O-MBBR-Subsystem besteht aus einer anoxischen Reaktionszone (A9) und einer aeroben Reaktionszone (O10). Das effektive Volumen vonJede der oben genannten Reaktionszonen ist 1,4 m³ (1 m * 1 m * 1,4 m) groß, mit einer effektiven Wassertiefe von 1,4 m. Jedem Reaktionszonensegment wurden suspendierte Biofilmträger (Medien) mit einer spezifischen Oberfläche von 500 m²/m³ zugesetzt, wobei der Trägerfüllgrad für alle 35 % betrug. In den anoxischen Reaktionszonen wurde mechanisches Mischen eingesetzt, um die Träger im Fließvermögen zu halten, während in den aeroben Reaktionszonen eine perforierte Rohrbelüftung zur Steuerung der Strömungsgeschwindigkeit eingesetzt wurdeKonzentration des gelösten Sauerstoffs bei 3-9 mg/L.
Die tatsächliche Zuflussrate des Pilotsystems betrug (23.6 + 5.4) m³/Tag, wobei eine Zwei-{2}Punkt-Zuflussverteilung mit Einlasspunkten an den Reaktionszonen A1 und O5 und einem Zuflussverhältnis von 1:1 verwendet wurde. Das Pilotsystem verfügte über zwei Sätze der Rezirkulation nitrifizierter Flüssigkeit (von O4 nach A1 und von O8 nach A5) mit einem Rezirkulationsverhältnis von 100 % bis 200 % (basierend auf der Zuflussrate jeder Stufe). Um eine ordnungsgemäße Nach-Denitrifizierung sicherzustellen, wurden 50-90 mg/L Natriumacetat (berechnet als CSB) als externe Kohlenstoffquelle in der A9-Reaktionszone hinzugefügt. Die gesamte experimentelle Studie war in zwei Phasen unterteilt: Phase I - Normaltemperatur (18-29 Grad); Phase II – Mittlere bis niedrige Temperatur (10–16 Grad).
1.2 Testwasser
Der Pilottest wurde vor Ort-in einer städtischen Kläranlage in der Stadt Qingdao durchgeführt. Das Testwasser wurde dem Ablauf des Vorklärbeckens dieser Anlage entnommen und nach einer verstärkten Vorbehandlung durch Flotation in die Pilotanlage eingeleitet. Die Wasserqualitätsbedingungen nach der erweiterten Flotationsvorbehandlung sind in dargestelltTabelle 1.
1.3 Erkennungsindikatoren und -methoden
1.3.1 Konventionelle Indikatoren
Konventionelle Indikatoren wie SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS und MLVSS wurden mit Standardmethoden von „Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods“ gemessen. Gelöster Sauerstoff, Temperatur, pH-Wert und ORP wurden mit a gemessentragbares Messgerät für gelösten Sauerstoff (HACH HQ40d). Die Dicke des Biofilms wurde mit einem gemesseninverses Fluoreszenzmikroskop (Olympus, IX71).
1.3.2 Statisches Nitrifikationsexperiment
Während des Systembetriebs wurden regelmäßig Proben von Trägerstoffen aus den aeroben Zonen entnommen, um die Nitrifikationskapazität des Biofilms unter statischen Reaktionsbedingungen zu messen. Träger aus jeder aeroben Reaktionszone wurden in einen 5-Liter-Reaktor gegeben, mit einem Füllungsgrad, der mit dem des Pilotsystems von 35 % identisch war. Das Testwasser war eine künstlich konfigurierte NH₄Cl-Lösung mit einer Massenkonzentration von 20-25 mg/L (berechnet als N). Während des Experiments wurde eine kleine Luftpumpe zur Belüftung verwendet, um die Träger im Fluid zu halten und gleichzeitig den gelösten Sauerstoff auf 7–11 mg/l zu kontrollieren. Die Testdauer betrug 2 Stunden, mit Probenahmeintervallen von 30 Minuten, wobei die Änderung der NH₄⁺-N-Konzentration gemessen wurde, um die Nitrifikationskapazität des Biofilms unter statischen Reaktionsbedingungen zu berechnen.
2. Ergebnisse und Analyse
2.1 Betriebsleistung des drei-stufigen A/O-MBBR-Pilotsystems
Die Betriebsleistung des drei-stufigen A/O-MBBR-Pilotsystems ist in dargestelltAbbildung 2. In der Normaltemperaturphase (Phase I) mit einer Reaktionstemperatur von 18-29 Grad, einer Behandlungsdurchflussrate von (23.6+5.4) m³/d und einer Kohlenstoffquellendosis von 50 mg/L (berechnet als COD, siehe unten) in der anoxischen Zone des A/O-MBBR-Subsystems der dritten -Stufe sind die einströmenden SCOD, NH₄⁺-N und TIN des Systems Die Konzentrationen betrugen (160 ± 31), (35,0 ± 7,2) bzw. (35,8 ± 7,0) mg/L, und die Konzentrationen des behandelten Abwassers betrugen (27 ± 8), (0,6 ± 0,5) bzw. (2,7 ± 2,2) mg/Ldurchschnittliche Entfernungsraten erreichen 83,1 %, 98,3 % und 92,5 %. In der Phase mittlerer-niedriger Temperatur (Phase II) mit einer Reaktionstemperatur von 10-16 Grad, der gleichen Behandlungsdurchflussrate von (23.6+5.4) m³/d und einer Kohlenstoffquellendosierung von 50-90 mg/L in der anoxischen Zone des A/O-MBBR-Subsystems der dritten{7}}Stufe sind die dem System zufließenden SCOD, NH₄⁺-N und TIN Die Konzentrationen betrugen jeweils (147 ± 30), (38,3 ± 2,1) und (39,6 ± 2,3) mg/L, und die Abwasserkonzentrationen betrugen jeweils (26 ± 6), (0,4 ± 0,6) und (6,8 ± 3,6) mg/Ldurchschnittliche Entfernungsraten erreichen 82,3 %, 99,0 % und 82,8 %. Darüber hinaus kam es während der Tage 56-62 des Systembetriebs, als die Kohlenstoffquellendosis 50 mg/L betrug, zu einer erheblichen NO₂⁻-N-Anreicherung in der A9-Reaktionszone. Nach einer schrittweisen Erhöhung der Kohlenstoffquellendosis auf 90 mg/L verschwand die NO₂⁻-N-Anreicherung in der A9-Reaktionszone jedoch allmählich und die TIN-Konzentration im Abwasser sank auf ein vernünftiges Niveau.
2.2 Änderungen der Biofilm-Nitrifizierungskapazität in jeder aeroben Reaktionszone bei unterschiedlichen Reaktionstemperaturen
Um die Veränderungen in der Nitrifikationskapazität des drei-stufigen A/O-MBBR-Systems aus einer Gesamtperspektive zu bewerten, wurden die NH₄⁺-N-Nitrifikationsbeitragsrate und die Nitrifikationskapazität des Biofilms in jeder aeroben Reaktionszone bei verschiedenen Reaktionstemperaturen analysiert, wobei die Ergebnisse in dargestellt sindAbbildungen 3 und 4, jeweils.
Abbildung 4 Nitrifikationsentfernungslast und Anpassungskurven in den aeroben Zonen der A/O-MBBR-Subsysteme der 1. und 2. Stufe bei unterschiedlichen Reaktionstemperaturen
AusAbbildung 3Es ist ersichtlich, dass innerhalb des drei{0}}Stufen-A/O-MBBR-Systems aufgrund des Zwei-{2}}Punktzuflusses die O3- und O4-Reaktionszonen des ersten-Stufen-A/O-MBBR-Subsystems und die O7- und O8-Reaktionszonen des zweiten -Stufen-A/O-MBBR-Subsystems die Hauptnitrifikationslast des Systems trugen. Sowohl unter normalen als auch unter mittleren -niedrigen Temperaturbedingungen ist dieDie NH₄⁺-N-Nitrifikationsbeitragsraten dieser beiden Subsysteme betrugen 43,1 %, 49,6 % bzw. 33,8 %, 54,0 %. Dies zeigt, dass unter Bedingungen mittlerer-niedriger Temperatur die NH₄⁺-N-Nitrifikationsbeitragsrate des Subsystems der zweiten-Stufe um 20,2 % höher war als die des Subsystems der ersten -Stufe.
AusAbbildungen 4(a) und (c)Es ist ersichtlich, dass die Biofilme in den aeroben O3- und O7-Reaktionszonen bei Normaltemperatur die Hauptreaktionszonen im drei-stufigen A/O-MBBR-System für den Abbau organischer Stoffe in Kombination mit der Nitrifikationsfunktion sind. Wenn die SCOD-Entfernungslast pro Trägeroberfläche (abgekürzt als „SCOD-Entfernungslast“, berechnet als CSB) weniger als 2,0 g/(m²·d) betrug und die Nitrifikationslast pro Trägeroberfläche (abgekürzt als „Nitrifikationslast“, berechnet als N) weniger als 1,6 g/(m²·d) betrug, war das Verhältnis zwischen der Nitrifikations-Entfernungslast pro Trägeroberfläche (abgekürzt als „Nitrifikations-Entfernungslast“, berechnet als N) und der Die Nitrifikationsbelastung folgte einer linearen Reaktion erster -Ordnung mit Steigungen von 0,83 bzw. 0,84. Als die Nitrifikationsfracht auf 1,6-6,0 g/(m²·d) anstieg, folgte das Verhältnis zwischen der Nitrifikationsentfernungslast und der Nitrifikationsfracht einer Reaktion nullter -Ordnung mit entsprechenden durchschnittlichen Nitrifikationsentfernungsfrachten von 1,31 bzw. 1,34 g/(m²·d). Wenn die SCOD-Entfernungslast 2,0-4,0 g/(m²·d) und die Nitrifikationslast 1,6-6,0 g/(m²·d) betrug, sanken die entsprechenden durchschnittlichen Nitrifikationsentfernungsfrachten auf 0,95 bzw. 0,97 g/(m²·d), obwohl die Reaktionsbeziehung nullter Ordnung zwischen Nitrifikations-Entfernungslast und Nitrifikationslast unverändert blieb. Für die Biofilme in den aeroben Reaktionszonen O3 und O7 bei mittlerer bis niedriger Temperatur sanken die linearen Steigungen der Nitrifikationsentfernungslast gegenüber der Nitrifikationslast auf 0,71 bzw. 0,81, wenn die SCOD-Entfernungslast weniger als 2,0 g/(m²·d) und die Nitrifikationslast weniger als 1,1 g/(m²·d) betrug. Als die Nitrifikationsfracht auf 1,1–6,0 g/(m²·Tag) anstieg, sanken die entsprechenden durchschnittlichen Nitrifikationsentfernungsfrachten auf 0,78 bzw. 0,94 g/(m²·Tag), was einem Rückgang von 40,4 % bzw. 19,4 % im Vergleich zu normalen Temperaturbedingungen entspricht. Als die SCOD-Entfernungslast auf 2,0–4,0 g/(m²·d) anstieg, verringerten sich die entsprechenden durchschnittlichen Nitrifikationsentfernungsfrachten auf 0,66 bzw. 0,91 g/(m²·d), was einem Rückgang von 30,5 % bzw. 6,2 % im Vergleich zu normalen Temperaturbedingungen entspricht. Die Nitrifikationskapazität des Biofilms in der O3-Reaktionszone stimmte mit den Forschungsergebnissen von HEM et al. überein. unter entsprechenden Bedingungen. Es ist jedoch bemerkenswert, dass der Biofilm der O7-Reaktionszone unter Bedingungen mittlerer bis niedriger Temperatur im Vergleich zum Biofilm der O3-Reaktionszone eine stärkere Nitrifikationskapazität aufwies.
AusAbbildungen 4(b) und (d)Es ist ersichtlich, dass es sich bei den Biofilmen in den aeroben O4- und O8-Reaktionszonen bei Normaltemperatur um die Reaktionszonen im drei-stufigen A/O-MBBR-System handelt, die in erster Linie eine ergänzende Nitrifikationsfunktion erfüllen. Wenn die SCOD-Entfernungslast weniger als 1,0 g/(m²·d) und die Nitrifikationslast weniger als 1,3 g/(m²·d) betrug, folgte die Beziehung zwischen der Nitrifikations-Entfernungslast und der Nitrifikationslast einer linearen Reaktion erster -Ordnung mit Steigungen von 0,86 bzw. 0,88. Als die Nitrifikationsfracht auf 1,3-3,0 g/(m²·d) anstieg, folgte das Verhältnis zwischen der Nitrifikationsentfernungslast und der Nitrifikationsfracht einer Reaktion nullter -Ordnung mit entsprechenden durchschnittlichen Nitrifikationsentfernungsfrachten von 1,11 bzw. 1,13 g/(m²·d). Unter Bedingungen mittlerer bis niedriger Temperatur, wenn die SCOD-Entfernungslast weniger als 1,0 g/(m²·d) und die Nitrifikationslast weniger als 1,0 g/(m²·d) betrug, verringerten sich die linearen Steigungen der Nitrifikations-Entfernungslast gegenüber der Nitrifikationslast auf 0,72 bzw. 0,84. Als die Nitrifikationsfracht auf 1,0–3,0 g/(m²·Tag) anstieg, betrugen die entsprechenden durchschnittlichen Nitrifikationsentfernungsfrachten 0,72 bzw. 0,86 g/(m²·Tag), was einem Rückgang von 35,1 % bzw. 23,9 % im Vergleich zu normalen Temperaturbedingungen entspricht.
Aus der obigen Analyse ist ersichtlich, dass bei mittleren -niedrigen Temperaturen die Wendepunkte der Beziehung zwischen der Nitrifikationsentfernungslast und der Nitrifikationslast für den Biofilm in jeder Reaktionszone im Vergleich zur Normaltemperatur früher auftraten. Dieses Phänomen stimmt relativ gut mit den Forschungsergebnissen von SAFWAT überein. Obwohl insgesamt die Nitrifikationskapazität des Biofilms in jeder aeroben Zone des Systems bei mittleren -niedrigen Temperaturen einen Abwärtstrend zeigte,Die Nitrifikationskapazität des Biofilms in der O7-Reaktionszone des zweiten -Stufen-A/O-MBBR-Subsystems erhöhte sich im Vergleich zur O3-Reaktionszone um 20,5–37,9 % und die Nitrifikationskapazität des Biofilms in der O8-Reaktionszone erhöhte sich um etwa 19,4 % im Vergleich zur O4-Reaktionszone. Dies weist darauf hin, dass die Einrichtung der Reaktionszone der zweiten-Stufe im drei-Stufen-A/O-MBBR-System für die Verbesserung der Gesamtnitrifikationskapazität des Systems von Vorteil ist.
2.3 Änderungen der Denitrifizierungskapazität von Biofilmen in jeder anoxischen Reaktionszone bei unterschiedlichen Reaktionstemperaturen
Um die Veränderungen in der Denitrifikationskapazität des drei-stufigen A/O-MBBR-Systems aus einer Gesamtperspektive zu bewerten, analysierte diese Studie die Denitrifikationskapazität des Biofilms in jeder anoxischen Reaktionszone bei unterschiedlichen Reaktionstemperaturen. Die Ergebnisse sind in dargestelltAbbildung 5.
Abbildung 5: Denitrifikationsentfernungslast in jeder anoxischen Zone des drei-stufigen A/O-MBBR-Systems bei unterschiedlichen Reaktionstemperaturen
AusAbbildungen 5(a) und (c)Es ist ersichtlich, dass die anoxischen Reaktionszonen A1 und A5 die Hauptdenitrifikationszonen im drei-stufigen A/O-MBBR-System sind, das Rohwasserkohlenstoffquellen als Substrat verwendet. Sowohl unter normalen als auch unter mittleren-niedrigen Temperaturbedingungen, wenn das entsprechende anoxische Denitrifikations-Kohlenstoff-zu-Stickstoff-Verhältnis (ΔCBSCOD / CNOx--N) größer als 5,0 war und die Denitrifikationslast pro Trägeroberfläche (abgekürzt als „Denitrifikationslast“, berechnet als NOx--N) weniger als betrug 0,95 g/(m²·d), die Beziehung zwischen der Denitrifikationsentfernungslast pro Trägeroberfläche (abgekürzt als „Denitrifikationsentfernungslast“, berechnet als NOx--N) und der Denitrifikationslast folgte einer linearen Reaktion erster -Ordnung mit Steigungen von 0,87, 0,88 bzw. 0,82, 0,84. Wenn die Denitrifikationslast über 0,95 g/(m²·d) anstieg, folgte das Verhältnis zwischen Denitrifikationsentfernungslast und Denitrifikationslast einer Reaktion nullter Ordnung mit entsprechenden durchschnittlichen Denitrifikationsentfernungslasten von 0,82, 0,82 g/(m²·d) bzw. 0,78, 0,77 g/(m²·d). Mit abnehmendem ΔCBSCOD/CNOx-N verschob sich der Wendepunkt der Beziehung zwischen Denitrifikationsentfernungslast und Denitrifikationslast nach vorne, die lineare Steigung unter Niedriglastbedingungen zeigte einen Abwärtstrend und gleichzeitig zeigte auch die durchschnittliche Denitrifikationsentfernungslast unter Hochlastbedingungen einen Abwärtstrend. Diese Ergebnisse deuten darauf hin, dass für die Denitrifizierung des Biofilms in den Reaktionszonen A1 und A5 unter Verwendung von Rohwasserkohlenstoffquellen das Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis der Hauptfaktor ist, der die Denitrifizierungsfunktion bestimmt, und dass unter den Testwasserqualitätsbedingungen das ideale Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis für die anoxischen Reaktionszonen A1 und A5 größer als 5 sein sollte.
Aus den Abbildungen 5(b) und (d)Es ist ersichtlich, dass für die anoxischen Reaktionszonen A2 und A6, da die anoxischen Reaktionszonen A1 und A5 die Kohlenstoffquellen im Rohabwasser und den größten Teil des vom Rezirkulationsstrom mitgeführten Nitrats entfernten und verbrauchten, die anoxischen Reaktionszonen A2 und A6 langfristig einen Substratmangel-niedrigen{8}}Ladungszustand aufwiesen. Daher betrugen sowohl unter normalen als auch unter mittleren -niedrigen Temperaturbedingungen, wenn ΔCBSCOD / CNOx--N zwischen 1,0 und 2,0 lag und die Denitrifikationslast weniger als 0,50 g/(m²·d) betrug, die linearen Steigungen der Denitrifikationsentfernungslast gegenüber der Denitrifikationslast nur 0,51, 0,40 bzw. 0,47, 0,37. Wenn die Denitrifikationsbelastung auf 0,50–1,50 g/(m²·Tag) anstieg, betrugen die entsprechenden durchschnittlichen Denitrifikationsentfernungsbelastungen nur noch 0,25, 0,20 bzw. 0,20, 0,17 g/(m²·Tag). Die Ergebnisse des statischen Experiments in dieser Studie zeigten jedoch, dass unter Bedingungen ausreichender Kohlenstoffquelle und Nitratsubstrat die Denitrifikationsentfernungslast des Biofilms in den anoxischen Reaktionszonen A2 und A6 (0,66 ± 0,14) bzw. (0,68 ± 0,11) g/(m²·d) erreichen könnte. Dieses Ergebnis spiegelt wider, dass der Biofilm in den anoxischen Reaktionszonen A2 und A6 tatsächlich eine relativ starke Denitrifikationskapazität besitzt, die durch den Mangel an Kohlenstoffquellen und Nitratsubstraten in diesem Pilotsystem begrenzt ist.
AusAbbildung 5(e)Es ist ersichtlich, dass die anoxische Reaktionszone A9 die Denitrifikationslast für das gesamte Nitrat trägt, das aus den ersten beiden Stufen des drei-stufigen A/O-MBBR-Systems ausströmt, wobei extern zugesetztes Natriumacetat als Denitrifikationskohlenstoffquelle verwendet wird. Sowohl unter normalen als auch unter mittleren-niedrigen Temperaturbedingungen, wenn ΔCBSCOD / CNOx--N größer als 5 war und die Denitrifikationslast weniger als 2,5 g/(m²·d) betrug, folgte die Beziehung zwischen Denitrifikationsentfernungslast und Denitrifikationslast einer linearen Reaktion erster-Ordnung mit Steigungen von 0,93 bzw. 0,94. Als jedoch ΔCBSCOD/CNOx--N abnahm, zeigte die lineare Steigung der Beziehung zwischen der Denitrifikationsentfernungslast und der Denitrifikationslast einen Abwärtstrend. Dieses Ergebnis zeigt auch, dass für die Denitrifizierung des Biofilms in der A9-Reaktionszone unter Verwendung einer externen Kohlenstoffquelle das Kohlenstoff-zu-Stickstoff-Verhältnis auch der Hauptfaktor ist, der die Denitrifizierungsfunktion bestimmt, mit einem erforderlichen Denitrifizierungs-Kohlenstoff-zu-Stickstoff-Verhältnis von mehr als 3. Gleichzeitig ist der Einfluss von Reaktionstemperaturänderungen auf die Denitrifizierungsfunktion relativ gering.
2.4 Nitrifikationskapazität und morphologische Eigenschaften des Biofilms in jeder aeroben Reaktionszone unter statischen Versuchsbedingungen
Die Nitrifikationskapazität des Biofilms in jeder aeroben Reaktionszone unter statischen Versuchsbedingungen ist in dargestelltAbbildung 6. Aus Abbildung 6 ist ersichtlich, dass die Nitrifikationskapazitäten des Biofilms in den aeroben Reaktionszonen O3, O4, O7 und O8 bei normaler Temperatur (1,37 ± 0,21), (1,23 ± 0,15), (1,40 ± 0,20) bzw. (1,25 ± 0,13) g/(m²·d) betrugen. Bei mittlerer -niedriger Temperatur betrugen die Nitrifikationskapazitäten des Biofilms in den entsprechenden aeroben Reaktionszonen (1,07 ± 0,01), (1,00 ± 0,04), (1,08 ± 0,09) bzw. (1,03 ± 0,05) g/(m²·d) und sanken im Vergleich um 21,9 %, 18,7 %, 22,9 % und 17,6 % auf Normaltemperatur bringen. Diese statischen Versuchsergebnisse stimmen mit der Entwicklung der Messwerte im Pilotsystem überein. Darüber hinaus ist zu beobachten, dass die gemessene Nitrifikationskapazität des Biofilms in jeder aeroben Zone unter statischen Versuchsbedingungen etwas höher war als die tatsächlichen Werte im Pilotsystem. Die Analyse führt dies auf die Verwendung eines einzelnen Ammoniumstickstoffsubstrats und nahezu gesättigte Bedingungen mit hohem gelösten Sauerstoff während der statischen Experimente zurück, was zu einer höheren Nitrifikationskapazität des Biofilms führt. Bei normaler Temperatur betrugen die tatsächlichen Nitrifikationskapazitäten in den O3-, O4-, O7- und O8-Reaktionszonen des drei-stufigen A/O-MBBR-Systems 95,6 %, 90,6 %, 95,7 % bzw. 90,4 % der maximalen Nitrifikationskapazität bei statischen Experimenten. Bei mittlerer -niedriger Temperatur verringerten sich die tatsächlichen Nitrifikationskapazitäten in den Reaktionszonen O3, O4, O7 und O8 auf 72,9 %, 72,0 %, 87,0 % bzw. 84,5 %.
Weitere Analysen ergaben, dass bei Normaltemperatur die spezifischen Ammoniakoxidationsraten (Nitrifikationsrate pro Masseneinheit MLVSS, berechnet als N) des Biofilms in den aeroben Reaktionszonen O3, O4, O7 und O8 (0,062 ± 0,0095), (0,059 ± 0,0072), (0,060 ± 0,0086) und (0,060 ± 0,0063) betrugen. g/(g·d) bzw. Bei mittlerer -niedriger Temperatur betrugen die spezifischen Ammoniakoxidationsraten des Biofilms in den aeroben O3- und O4-Reaktionszonen nur (0,046 ± 0,0004) bzw. (0,041 ± 0,0016) g/(g·d) und sanken im Vergleich zur Normaltemperatur um 25,8 % bzw. 30,5 %. Im Gegensatz dazu betrugen die spezifischen Ammoniakoxidationsraten des Biofilms in den aeroben Reaktionszonen O7 und O8 (0,062 ± 0,0051) bzw. (0,060 ± 0,0029) g/(g·d). Im Vergleich zu normalen Temperaturbedingungen blieb die Ammoniakoxidationskapazität des Biofilms der O8-Reaktionszone unverändert, während die Ammoniakoxidationskapazität des Biofilms der aeroben O7-Reaktionszone sogar um 3,3 % anstieg. Dieses Ergebnis zeigt deutlich, dass der Biofilm in der Reaktionszone der zweiten-Stufe des Pilotsystems unter Bedingungen mittlerer-niedriger Temperatur eine bessere Nitrifikationskapazität aufweist und dass der Beitrag des Subsystems der zweiten-Stufe zur Gesamtnitrifikation des Systems sinnvoll ist.
Die Beobachtungsergebnisse der Biofilmmorphologie in jeder aeroben Reaktionszone des A/O-MBBR-Subsystems der ersten und zweiten Stufe sind in dargestelltAbbildung 7. Bei normaler Temperatur betrugen die Biofilmdicken in den aeroben Reaktionszonen O3, O4, O7 und O8 (217,6 ± 54,6), (175,7 ± 38,7), (168,1 ± 38,2) bzw. (152,4 ± 37,8) μm. Bei mittlerer -niedriger Temperatur betrugen die Biofilmdicken in den O3- und O4-Reaktionszonen (289,4 ± 59,9) bzw. (285,3 ± 61,9) μm, was einem Anstieg von 33,0 % bzw. 62,4 % im Vergleich zur Biofilmdicke bei normaler Temperatur entspricht. Im Gegensatz dazu betrugen die Biofilmdicken in den Reaktionszonen O7 und O8 (173,1 ± 40,2) bzw. (178,3 ± 31,2) μm und stiegen im Vergleich zur Normaltemperatur nur um 3,0 % bzw. 17,0 %. Einige Studien haben gezeigt, dass dünnere Biofilme eine stärkere Ammoniakoxidationskapazität haben, was relativ gut mit den experimentellen Ergebnissen dieser Studie übereinstimmt. Die Analyse führt dies darauf zurück, dass nitrifizierende Bakterien im Biofilm vertikal in der Schichtstruktur des Biofilms verteilt sind; Eine übermäßige Biofilmdicke führt zu einer verringerten Substratstoffübertragungseffizienz und Substrataffinität. Darüber hinaus war die gelöste Sauerstoffkonzentration in jeder aeroben Zone des Pilotsystems unter Bedingungen mittlerer bis niedriger Temperatur viel niedriger als die im statischen Experimentreaktor (Unterschied um 3,0–5,0 mg/L). Insbesondere bei den dickeren Biofilmen in den O3- und O4-Reaktionszonen führte die Abnahme der Sauerstoff-Massentransportkapazität innerhalb des Biofilms zu einer Abnahme ihrer tatsächlichen Nitrifikationskapazität (nur etwa 70 % der maximalen Nitrifikationskapazität, gemessen unter statischen Bedingungen). Daher ist es für einen reinen Biofilm-MBBR notwendig, die Biofilmerneuerung durch eine Verstärkung der Scherintensität zu verbessern und die Biofilmdicke angemessen zu steuern, um die Nitrifikationskapazität des Biofilms aufrechtzuerhalten.
3. Fazit
① Unter den Bedingungen einer Reaktionstemperatur von 10-16 Grad (mittlere-niedrige Temperatur), einer Behandlungsdurchflussrate von (23,6±5,4) m³/d und einer Kohlenstoffquellendosis von 50-90 mg/L (berechnet als CSB) in der anoxischen Zone des A/O-MBBR-Subsystems der dritten -Stufe beträgt der SCOD des Abwassers, Die NH₄⁺-N- und TIN-Konzentrationen des dreistufigen A/O-MBBR-Pilotsystems betrugen (26 ± 6), (0,4 ± 0,6) bzw. (6,8 ± 3,6) mg/Ldurchschnittliche Entfernungsraten erreichen 82,3 %, 99,0 % und 82,8 %.
② Unter Bedingungen mittlerer{0}}niedriger Temperatur bildete sich aufgrund der Unterschiede im Biofilm der aeroben Reaktionszonen zwischen den A/O-MBBR-Subsystemen der ersten -Stufe und der zweiten -Stufe ein Unterschied in der Nitrifikationskapazität des Biofilms zwischen den beiden Subsystemen. Insbesondere für das A/O-MBBR-Subsystem der ersten -Stufe nahm die Nitrifikationskapazität aufgrund der erhöhten Biofilmdicke ab. Um die Nitrifikationskapazität des Biofilms aufrechtzuerhalten, ist es notwendig, die Dicke des Biofilms angemessen zu kontrollieren.
③ Im drei{0}}stufigen A/O-MBBR-Pilotsystem war der Einfluss von Reaktionstemperaturänderungen auf die Denitrifikationsfunktion relativ gering. Bei unterschiedlichen Reaktionstemperaturen muss das Verhältnis von Denitrifikationskohlenstoff -zu -Stickstoff bei Verwendung von Rohwasser als Kohlenstoffquelle größer als 5 sein, und das Verhältnis von Denitrifikationskohlenstoff -zu -Stickstoff bei Verwendung von extern zugesetztem Natriumacetat als Kohlenstoffquelle muss größer als 3 sein.