Pilotní-studie o více-stupňovém A/O-systému MBBR pro odstraňování dusíku při středních-nízkých teplotách
Přehled
V posledních letech Čína dosáhla významných výsledků v řízení vodního prostředí, ale stále se potýká s problémy, jako je nedostatek vodních zdrojů, znečištění vodního prostředí a ekologické škody na vodním prostředí. Z hlediska ochrany vodních zdrojů, prevence znečišťování vod a obnovy ekologie vod má neustálá podpora zlepšování účinnosti a efektivity čištění odpadních vod velký význam pro zvýšení míry využití vodních zdrojů, zlepšení kvality vodního prostředí, zvýšení kvality života v zemi, urychlení výstavby ekologického prostředí a vítězství v boji o čistou vodu. V současné době místní vlády na základě stávajícího národního „Standardu vypouštění znečišťujících látek pro městské čistírny odpadních vod“ (GB18918-2002) postupně navrhují nové požadavky na kvalitu odpadních vod z městských čistíren odpadních vod se zvláště přísnějšími požadavky na ukazatele, jako jsou organické látky, amoniakální dusík a celkový dusík. Tradiční technologie úpravy vody reprezentované procesem aktivovaného kalu čelí úzkým místům, jako je omezená biologická nitrifikace při nízkých teplotách. Četné studie prokázaly, že nitrifikační výkon procesu aktivovaného kalu výrazně klesá za nízkých-teplotních podmínek, což je doprovázeno problémy, jako je silné hromadění kalu a biologická spodina. Proto se prolomení nízkoteplotního úzkého hrdla a dosažení stabilního a účinného biologického odstraňování dusíku stalo naléhavým problémem, který je třeba vyřešit v oblasti čištění odpadních vod. Technologie Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) byla aplikována ve stovkách čistíren odpadních vod po celém světě. Vzhledem k připojenému stavu růstu biofilmu v reaktoru a jeho schopnosti kontinuální obnovy má nejen vysokou biomasu, ale také si zachovává vysokou aktivitu. Výsledky aplikací v severských zemích také naznačují, že má silnější adaptabilitu na nízké teploty ve srovnání s procesem aktivovaného kalu.
Z tohoto důvodu tato studie, zaměřená na charakteristiky městských odpadních vod v Číně, využívá výhod MBBR a více{0}}stupňového Anoxického/Oxického (A/O) procesu biologického odstraňování dusíku k výstavbětřístupňový A/O-pilotní systém MBBR-. Byla zkoumána schopnost systému odstraňovat organickou hmotu, amoniakální dusík a celkový anorganický dusík za středně-nízkých teplotních podmínek. Byla analyzována nitrifikační kapacita a morfologické změny biofilmu za statických experimentálních podmínek, což poskytlo technickou podporu pro dosažení stabilního a účinného odstraňování dusíku z městských odpadních vod za nízkých-teplotních podmínek a pro konstrukci a regulaci více-stupňových A/O-systémů MBBR.
1. Materiály a metody
1.1 Pilotní-rozsah experimentálního nastavení systému a provozního režimu
Průběh procesu zkonstruovaného tří{0}}stupňového A/O-pilotního systému MBBR-je znázorněn naObrázek 1. Pilotní-systém stupnice se skládá ze tří stupňů anoxic/oxic (A/O), rozdělených celkem do 10 reakčních zón.První-etapaSubsystém A/O-MBBR se skládá z anoxických reakčních zón (A1, A2) a aerobních reakčních zón (O3, O4).Druhá-etapaSubsystém A/O-MBBR se skládá z anoxických reakčních zón (A5, A6) a aerobních reakčních zón (O7, O8).Třetí-etapaSubsystém A/O-MBBR se skládá z anoxické reakční zóny (A9) a aerobní reakční zóny (O10). Efektivní objemkaždá výše uvedená reakční zóna je 1,4 m³ (1 m * 1 m * 1,4 m), s efektivní hloubkou vody 1,4 m. Do každého segmentu reakční zóny byly přidány suspendované nosiče biofilmu (média) se specifickým povrchem 500 m²/m³ s poměrem plnění nosiče 35 % pro všechny. Mechanické míchání bylo použito v anoxických reakčních zónách, aby se nosiče udržely ve fluidním stavu, zatímco v aerobních reakčních zónách bylo použito provzdušňování perforovaným potrubím, které kontrolovalokoncentrace rozpuštěného kyslíku 3-9 mg/l.
Skutečná rychlost přítoku pilotního-systému stupnice byla (23.6 + 5.4) m³/d při použití dvou{2}}bodového rozdělení přítoku, se vstupními body nastavenými v reakčních zónách A1 a O5 a poměrem přítoku 1:1. Pilotní-vápnový systém měl dvě sady recirkulace nitrifikované kapaliny (z O4 do A1 a z O8 do A5) s recirkulačním poměrem 100 % až 200 % (na základě rychlosti přítoku každého stupně). Aby byla zajištěna správná post-denitrifikace, bylo do reakční zóny A9 přidáno 50-90 mg/l octanu sodného (vypočteno jako CHSK) jako externí zdroj uhlíku. Celá experimentální studie byla rozdělena do 2 fází: Fáze I - normální teplota (18-29 stupňů); Fáze II - Středně nízká teplota (10-16 stupňů).
1.2 Testovací voda
Pilotní test byl proveden-na místě v městské čistírně odpadních vod ve městě Qingdao. Zkušební voda byla odebírána z odtoku z primární sedimentační nádrže tohoto závodu a vstoupila do poloprovozního systému po zesílené předúpravě flotací. Podmínky kvality vody po zvýšené flotační předúpravě jsou uvedeny vTabulka 1.
1.3 Detekční indikátory a metody
1.3.1 Konvenční indikátory
Běžné ukazatele jako SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS a MLVSS byly měřeny pomocí standardních metod z „Metody monitorování a analýzy vod a odpadních vod“. Rozpuštěný kyslík, teplota, pH a ORP byly měřeny pomocí apřenosný měřič rozpuštěného kyslíku (HACH HQ40d). Tloušťka biofilmu byla měřena pomocí aninvertovaný fluorescenční mikroskop (Olympus, IX71).
1.3.2 Statický experiment nitrifikace
Během provozu systému byly nosiče z aerobních zón periodicky odebírány vzorky pro měření nitrifikační kapacity biofilmu za podmínek statické reakce. Nosiče z každé aerobní reakční zóny byly umístěny do 51 reaktoru s plnícím poměrem identickým s pilotním systémem 35 %. Testovanou vodou byl uměle konfigurovaný roztok NH4Cl s hmotnostní koncentrací 20-25 mg/l (vypočteno jako N). Během experimentu bylo použito malé vzduchové čerpadlo k provzdušňování, aby se nosiče udržely ve fluidním stavu, zatímco se obsah rozpuštěného kyslíku reguloval na 7-11 mg/l. Doba trvání testu byla 2 hodiny, s intervaly vzorkování 30 minut, měřením změny koncentrace NH4⁺-N pro výpočet nitrifikační kapacity biofilmu za podmínek statické reakce.
2. Výsledky a analýza
2.1 Provozní výkon tří-stupňového A/O-pilotního systému MBBR
Provozní výkon tří{0}}stupňového A/O-pilotního systému MBBR je uveden vObrázek 2. Ve fázi normální teploty (Fáze I), s reakční teplotou 18-29 stupňů, průtokem ošetření (23.6+5.4) m³/d a dávkou zdroje uhlíku 50 mg/L (vypočteno jako CHSK, totéž níže) v anoxické zóně třetí-etapy A/O-systém'MBBR, subsystému SCflu v systému Koncentrace NH4⁺-N a TIN byly (160 ± 31), (35,0 ± 7,2) a (35,8 ± 7,0) mg/l, v tomto pořadí, a koncentrace zpracovaného odpadu byly (27 ± 8), (0,6 ± 0,5) a (2,7 ± 2,2) mg/l, v tomto pořadí,průměrné míry odstraňování dosahují 83,1 %, 98,3 % a 92,5 %. Ve středně-fázi s nízkou teplotou (Fáze II), s reakční teplotou 10-16 stupňů, stejným průtokem úpravy (23.6+5.4) m³/d a dávkováním zdroje uhlíku 50-90 mg/l v anoxické zóně třetí-etapy A/O-MBOD, subsystém SC'MBODsflu Koncentrace NH₄⁺-N a TIN byly (147±30), (38,3±2,1) a (39,6±2,3) mg/l, v uvedeném pořadí, a koncentrace ve výtocích byly (26±6), (0,4±0,6) a (6,8±3,6) mg/l, v tomto pořadí.průměrné míry odstraňování dosahují 82,3 %, 99,0 % a 82,8 %. Kromě toho během 56-62 dnů provozu systému, kdy dávka zdroje uhlíku byla 50 mg/l, se v reakční zóně A9 objevila významná akumulace NO₂⁻-N. Po postupném zvyšování dávky zdroje uhlíku na 90 mg/l však akumulace NO2⁻-N v reakční zóně A9 postupně zmizela a koncentrace TIN ve výtoku klesla na rozumnou úroveň.
2.2 Změny v kapacitě nitrifikace biofilmu v každé aerobní reakční zóně za různých reakčních teplot
Pro vyhodnocení změn v nitrifikační kapacitě tří{0}}stupňového A/O-MBBR systému z celkového pohledu byla analyzována míra příspěvku NH₄⁺-N nitrifikace a nitrifikační kapacita biofilmu v každé aerobní reakční zóně za různých reakčních teplot. Výsledky jsou uvedeny naObrázky 3 a 4, resp.
Obrázek 4 Křivky zatížení odstraňováním nitrifikace a fitování v aerobních zónách 1. a 2. stupně subsystémů A/O-MBBR za různých reakčních teplot
ZObrázek 3, je vidět, že v rámci tří{0}}stupňového A/O-systému MBBR, v důsledku dvou{2}}bodového vlivu, jsou reakční zóny O3 a O4 prvního-stupně A/O-subsystému MBBR a reakční zóny O7 a O8 druhého-zátěže 1 hlavní jednotky MBBR}zátěže A/O systému. Za normálních i středně{12}}nízkých teplotních podmínekMíry příspěvku NH₄⁺-N nitrifikace těchto dvou subsystémů byly 43,1 %, 49,6 % a 33,8 %, respektive 54,0 %.. To ukazuje, že za středně-nízkých teplotních podmínek byla míra příspěvku NH₄⁺-N nitrifikace v subsystému druhého-stupně o 20,2 % vyšší než u subsystému prvního-stupně.
ZObrázky 4(a) a (c)je vidět, že pro biofilmy v aerobních reakčních zónách O3 a O7 za normální teploty jsou hlavními reakčními zónami ve tří-stupňovém A/O-MBBR systému pro degradaci organické hmoty v kombinaci s nitrifikační funkcí. Když bylo zatížení odstraněním SCOD na plochu povrchu nosiče (zkráceně „zatížení odstraněním SCOD“, vypočtené jako CHSK) menší než 2,0 g/(m²·d) a zatížení nitrifikací na plochu povrchu nosiče (zkráceně „zátěž nitrifikace“, vypočteno jako N) bylo menší než 1,6 g/(m²·d), vztah mezi povrchem odstranění nitrifikace (plocha odstranění nitrifikace, vypočtená jako zatížení při nitrifikace na nosič), vypočtená jako zatížení nitrifikace na nosič nitrifikační zátěž následovala lineární reakci prvního řádu se sklonem 0,83 a 0,84. Když se nitrifikační zátěž zvýšila na 1,6-6,0 g/(m²·d), vztah mezi nitrifikační zátěží a nitrifikační zátěží následoval reakci nultého-řádu s odpovídajícími průměrnými nitrifikačními zátěžemi 1,31 a 1,34 g/(m²·d). Když bylo zatížení odstraňováním SCOD 2,0-4,0 g/(m²·d) a zatížení nitrifikace bylo 1,6-6,0 g/(m²·d), ačkoli reakční vztah nultého řádu mezi zatížením odstraňováním nitrifikace a zatížením nitrifikací zůstal nezměněn, odpovídající průměrné zatížení odstraňováním nitrifikace se snížilo na 0,97 g/(m²·5), resp. Pro biofilmy v aerobních reakčních zónách O3 a O7 při středně nízké teplotě, kdy bylo zatížení odstraňováním SCOD menší než 2,0 g/(m²·d) a zatížení nitrifikací bylo menší než 1,1 g/(m²·d), lineární sklony zatížení odstraňováním nitrifikace proti zatížení nitrifikace se snížily na 0,71 a 0,81 v tomto pořadí. Když se zatížení nitrifikace zvýšilo na 1,1-6,0 g/(m²·d), odpovídající průměrné zatížení odstraněním nitrifikace se snížilo na 0,78 a 0,94 g/(m²·d), v daném pořadí, což představuje pokles o 40,4 % a 19,4 % ve srovnání s normálními teplotními podmínkami. Když se zátěž odstraněním SCOD zvýšila na 2,0-4,0 g/(m²·d), odpovídající průměrné zatížení odstraněním nitrifikace se snížilo na 0,66 a 0,91 g/(m²·d), v daném pořadí, což představuje pokles o 30,5 % a 6,2 % ve srovnání s normálními teplotními podmínkami. Nitrifikační kapacita biofilmu v reakční zóně O3 byla v souladu s výsledky výzkumu HEM et al. za odpovídajících podmínek. Je však pozoruhodné, že za podmínek středně nízké teploty ve srovnání s biofilmem reakční zóny O3 vykazoval biofilm reakční zóny O7 silnější nitrifikační kapacitu.
ZObrázky 4(b) a (d)je vidět, že pro biofilmy v aerobních reakčních zónách O4 a O8 za normální teploty jsou to reakční zóny ve tří-stupňovém A/O-systému MBBR primárně sloužící doplňkové nitrifikační funkci. Když bylo zatížení odstraňováním SCOD menší než 1,0 g/(m²·d) a zatížení nitrifikací bylo menší než 1,3 g/(m²·d), vztah mezi zatížením odstraňováním nitrifikace a zatížením nitrifikací následoval lineární reakci prvního -řádu se sklony 0,86 a 0,88, v tomto pořadí. Když se nitrifikační zátěž zvýšila na 1,3-3,0 g/(m²·d), vztah mezi nitrifikační zátěží a nitrifikační zátěží následoval reakci nultého-řádu s odpovídajícími průměrnými nitrifikačními zátěžemi 1,11 a 1,13 g/(m²·d). Za středně nízkých teplot, kdy bylo zatížení odstraňováním SCOD menší než 1,0 g/(m²·d) a zatížení nitrifikací bylo menší než 1,0 g/(m²·d), lineární sklony zatížení odstraňováním nitrifikace proti zatížení nitrifikací se snížily na 0,72 a 0,84, v tomto pořadí. Když se zatížení nitrifikace zvýšilo na 1,0-3,0 g/(m2·d), odpovídající průměrné zatížení odstraněním nitrifikace bylo 0,72 a 0,86 g/(m2·d), v daném pořadí, což představuje pokles o 35,1 % a 23,9 % ve srovnání s normálními teplotními podmínkami.
Z výše uvedené analýzy lze vidět, že za středně-nízkých teplot se inflexní body vztahu mezi zátěží odstraňováním nitrifikace a zátěží nitrifikací pro biofilm v každé reakční zóně vyskytovaly dříve ve srovnání s normální teplotou. Tento jev je relativně v souladu s výsledky výzkumu SAFWAT. Celkově, ačkoli nitrifikační kapacita biofilmu v každé aerobní zóně systému vykazovala klesající trend při středně-nízkých teplotách,nitrifikační kapacita biofilmu v reakční zóně O7 druhého-stupně A/O-subsystému MBBR se zvýšila o 20,5 %-37,9 % ve srovnání s reakční zónou O3 a nitrifikační kapacita biofilmu v reakční zóně O8 se zvýšila asi o 19,4 % ve srovnání s reakční zónou O4. To znamená, že nastavení druhé-reakce stupně ve tří-stupňovém A/O-systému MBBR je výhodné pro zlepšení celkové nitrifikační kapacity systému.
2.3 Změny v kapacitě denitrifikace biofilmu v každé zóně anoxické reakce při různých reakčních teplotách
K vyhodnocení změn v denitrifikační kapacitě tří{0}}stupňového A/O-MBBR systému z celkové perspektivy analyzovala tato studie denitrifikační kapacitu biofilmu v každé anoxické reakční zóně za různých reakčních teplot, přičemž výsledky jsou uvedeny naObrázek 5.
Obrázek 5 Zatížení odstraněním denitrifikace v každé anoxické zóně tří-stupňového A/O-systému MBBR za různých reakčních teplot
ZObrázky 5(a) a (c), je vidět, že pro anoxické reakční zóny A1 a A5 jsou to hlavní denitrifikační zóny ve tří-stupňovém A/O-systému MBBR využívající zdroje uhlíku ze surové vody jako substrát. Za normálních i středně{5}}nízkých teplotních podmínek, kdy byl odpovídající anoxický denitrifikační poměr uhlíku-k{7}}dusíku (ΔCBSCOD / CNOx--N) větší než 5,0 a denitrifikační zátěž na plochu nosiče (zkráceně „denitrifikační zátěž) byla menší než 27}, vypočteno jako NOx{2}} NOx 0,95 g/(m²·d), vztah mezi zatížením odstraňováním denitrifikace na plochu povrchu nosiče (zkráceně „zatížení odstraňováním denitrifikace“, vypočtené jako NOx--N) a zatížením denitrifikací sledoval lineární reakci prvního-řádu se sklony 0,87, 0,828 a 0,84,0.0. Když se denitrifikační zatížení zvýšilo nad 0,95 g/(m²·d), vztah mezi zatížením při odstraňování denitrifikace a zatížením při denitrifikaci následoval reakci nultého-řádu s odpovídajícími průměrnými zatíženími při odstraňování denitrifikace 0,82, 0,82 g/(m²·d) a 0,78, 0,77 g/(m²·d) Jak ΔCBSCOD / CNOx--N klesalo, inflexní bod vztahu mezi zatížením odstraňováním denitrifikace a zatížením denitrifikací se posunul dopředu, lineární sklon za podmínek nízkého zatížení vykazoval klesající trend a současně průměrná zátěž odstraňováním denitrifikace za podmínek vysokého zatížení také vykazovala klesající trend. Tyto výsledky naznačují, že pro denitrifikaci biofilmu v reakčních zónách A1 a A5 za použití zdrojů uhlíku ze surové vody je poměr uhlíku k dusíku hlavním faktorem určujícím funkci denitrifikace a za podmínek kvality zkušební vody by ideální poměr uhlíku k dusíku pro anoxické reakční zóny A1 a A5 měl být větší než 5.
Z obrázků 5(b) a (d)lze vidět, že u anoxických reakčních zón A2 a A6, protože anoxické reakční zóny A1 a A5 odstraňovaly a spotřebovávaly zdroje uhlíku v surové odpadní vodě a většinu dusičnanů přenášených recirkulačním tokem, byly anoxické reakční zóny A2 a A6 dlouhodobě -nedostatečným substrátem-stavem nízké zátěže-. Tudíž za normálních i středně{10}}nízkých teplot, kdy ΔCBSCOD / CNOx--N bylo mezi 1,0-2,0 a denitrifikační zátěž byla nižší než 0,50 g/(m²·d), lineární sklony zátěže odstraněním denitrifikace oproti zátěži denitrifikace byly pouze 0,51, 0,470, resp. Navíc, když se denitrifikační zatížení zvýšilo na 0,50-1,50 g/(m2·d), odpovídající průměrné zatížení odstraněním denitrifikace bylo pouze 0,25, 0,20 a 0,20, 0,17 g/(m2·d), v daném pořadí. Výsledky statického experimentu v této studii však ukázaly, že za podmínek dostatečného zdroje uhlíku a dusičnanového substrátu by zatížení odstraněním denitrifikace biofilmu v anoxických reakčních zónách A2 a A6 mohlo dosáhnout (0,66±0,14) a (0,68±0,11) g/(m²·d), v daném pořadí. Tento výsledek odráží, že biofilm v anoxických reakčních zónách A2 a A6 má ve skutečnosti relativně silnou denitrifikační kapacitu, která je omezena nedostatkem zdroje uhlíku a dusičnanových substrátů v tomto pilotním systému.
ZObrázek 5(e)je vidět, že pro anoxickou reakční zónu A9 nese denitrifikační zátěž pro veškerý dusičnan vytékající z prvních dvou stupňů tří-stupňového A/O-systému MBBR s použitím externě přidaného octanu sodného jako zdroje denitrifikačního uhlíku. Za normálních i středně-nízkých teplot, kdy ΔCBSCOD / CNOx--N bylo větší než 5 a denitrifikační zátěž byla nižší než 2,5 g/(m²·d), vztah mezi zátěží při odstraňování denitrifikací a zátěží denitrifikací následoval lineární reakci prvního-řádu, se sklonem 0,9 a 0.4. Jak však ΔCBSCOD / CNOx--N klesalo, lineární sklon vztahu mezi zatížením odstraňováním denitrifikací a zatížením denitrifikací vykazoval klesající trend. Tento výsledek také ukazuje, že pro denitrifikaci biofilmu v reakční zóně A9 pomocí externího zdroje uhlíku je hlavním faktorem určujícím funkci denitrifikace poměr uhlíku k dusíku, přičemž požadovaný poměr uhlíku k dusíku denitrifikace je větší než 3. Současně je vliv změn reakční teploty na její denitrifikační funkci relativně malý.
2.4 Nitrifikační kapacita a morfologické charakteristiky biofilmu v každé aerobní reakční zóně za statických experimentálních podmínek
Nitrifikační kapacita biofilmu v každé aerobní reakční zóně za statických experimentálních podmínek je uvedena vObrázek 6. Z obrázku 6 je vidět, že za normální teploty byly nitrifikační kapacity biofilmu v aerobních reakčních zónách O3, O4, O7 a O8 (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) a (1,25±0,13) g/(m²). Za středně-nízké teploty byly nitrifikační kapacity biofilmu v odpovídajících aerobních reakčních zónách (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) a (1,03±0,05) g/(m²·d), respektive poklesly o 29 %, 2,7 %, 1,8 %. 17,6 % ve srovnání s normální teplotou. Tyto výsledky statických experimentů jsou v souladu s trendem naměřených hodnot v pilotním systému. Dále lze pozorovat, že naměřená nitrifikační kapacita biofilmu v každé aerobní zóně za statických experimentálních podmínek byla poněkud vyšší než skutečné hodnoty v pilotním systému. Analýza to připisuje použití jediného substrátu amonného dusíku a téměř nasycených podmínek s vysokým obsahem rozpuštěného kyslíku během statických experimentů, což vede k vyšší úrovni kapacity nitrifikace biofilmu. Za normální teploty byly skutečné nitrifikační kapacity v reakčních zónách O3, O4, O7 a O8 tří-stupňového A/O-systému MBBR 95,6 %, 90,6 %, 95,7 % a 90,4 % maximální nitrifikační kapacity při statických experimentech. Při středně-nízké teplotě klesly skutečné nitrifikační kapacity v reakčních zónách O3, O4, O7 a O8 na 72,9 %, 72,0 %, 87,0 % a 84,5 %.
Další analýza ukázala, že za normální teploty byly specifické rychlosti oxidace amoniaku (rychlost nitrifikace na jednotku hmotnosti MLVSS, vypočteno jako N) biofilmu v aerobních reakčních zónách O3, O4, O7 a O8 (0,062 ± 0,0095), (0,059 ± 0,0072), (0,060 ± 0,3) (0,060 ± 0,3) g/(g·d), v tomto pořadí. Při středně-nízké teplotě byly specifické rychlosti oxidace amoniaku biofilmu v aerobních reakčních zónách O3 a O4 pouze (0,046±0,0004) a (0,041±0,0016) g/(g·d), v porovnání s normální teplotou poklesly o 25,8 % a 30,5 % Naproti tomu specifické rychlosti oxidace amoniaku biofilmu v aerobních reakčních zónách O7 a O8 byly (0,062±0,0051) a (0,060±0,0029) g/(g·d), v daném pořadí. Oproti běžným teplotním podmínkám zůstala oxidační kapacita amoniaku biofilmu reakční zóny O8 nezměněna, zatímco kapacita oxidace amoniaku biofilmu aerobní reakční zóny O7 vzrostla dokonce o 3,3 %. Tento výsledek dobře demonstruje, že za podmínek středně-nízké teploty má biofilm v reakční zóně druhého-stupně pilotního systému lepší nitrifikační kapacitu a racionální příspěvek subsystému druhého-stupně k celkové nitrifikaci systému.
Výsledky pozorování morfologie biofilmu v každé aerobní reakční zóně prvního a druhého stupně A/O-subsystémů MBBR jsou uvedeny vObrázek 7. Za normální teploty byly tloušťky biofilmu v aerobních reakčních zónách O3, O4, O7 a O8 (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2), respektive (152,4±37,8) μm. Při středně-nízké teplotě byly tloušťky biofilmu v reakčních zónách O3 a O4 (289,4±59,9) a (285,3±61,9) μm, což představuje nárůst o 33,0 % a 62,4 % ve srovnání s tloušťkou biofilmu za normální teploty. Naproti tomu tloušťky biofilmu v reakčních zónách O7 a O8 byly (173,1 ± 40,2) a (178,3 ± 31,2) μm, v tomto pořadí, a zvýšily se pouze o 3,0 % a 17,0 % ve srovnání s normální teplotou. Některé studie ukázaly, že tenčí biofilmy mají silnější oxidační kapacitu amoniaku, což je relativně v souladu s experimentálními výsledky této studie. Analýza to připisuje skutečnosti, že nitrifikační bakterie v biofilmu jsou vertikálně distribuovány ve vrstvené struktuře biofilmu; nadměrná tloušťka biofilmu vede ke snížení účinnosti přenosu hmoty substrátu a afinity substrátu. Navíc za středně-nízkých teplotních podmínek byla koncentrace rozpuštěného kyslíku v každé aerobní zóně pilotního systému mnohem nižší než ve statickém experimentálním reaktoru (lišila se o 3,0–5,0 mg/l). Zejména u silnějších biofilmů v reakčních zónách O3 a O4 vedl pokles kapacity přenosu kyslíkové hmoty v biofilmu ke snížení jejich skutečné nitrifikační kapacity (jen asi 70 % maximální nitrifikační kapacity naměřené za statických podmínek). Proto je pro čistý biofilm MBBR nutné zlepšit obnovu biofilmu posílením intenzity smyku a přiměřeně řídit tloušťku biofilmu, aby byla zachována kapacita nitrifikace biofilmu.
3. Závěr
① Za podmínek reakční teploty 10-16 stupňů (střední-nízká teplota), průtoku ošetření (23,6±5,4) m³/d a dávkování zdroje uhlíku 50-90 mg/L (vypočteno jako CHSK) v anoxické zóně třetího podsystému A8}{7}{efflu} Koncentrace SCOD, NH₄⁺-N a TIN třístupňového pilotního systému A/O-MBBR byly (26±6), (0,4±0,6) a (6,8±3,6) mg/l, v tomto pořadí, sprůměrné míry odstraňování dosahují 82,3 %, 99,0 % a 82,8 %.
② Za středně-nízkých teplotních podmínek se v důsledku rozdílů v biofilmu aerobních reakčních zón mezi subsystémy MBBR v prvním-a druhém{2}}stupni A/O-vytvořil rozdíl v nitrifikační kapacitě biofilmu mezi těmito dvěma subsystémy. Zejména u prvního-stupně A/O-subsystému MBBR se nitrifikační kapacita snížila v důsledku zvýšené tloušťky biofilmu. Pro udržení kapacity nitrifikace biofilmu je nutné rozumně kontrolovat tloušťku biofilmu.
③ V tří{0}}stupňovém A/O-pilotním systému MBBR byl vliv změn reakční teploty na funkci denitrifikace relativně malý. Při různých reakčních teplotách musí být poměr denitrifikačního uhlíku-k-dusíku s použitím surové vody jako zdroje uhlíku větší než 5 a poměr denitrifikačního uhlíku-k-dusíku s externě přidaným octanem sodným jako zdrojem uhlíku musí být větší než 3.