Analýza vlivu modernizace procesu MBBR v jižní čistírně odpadních vod
„2022 China Urban Construction Status Bulletin“ vydaný Ministerstvem bydlení a městského{1}}rozvoje venkova Čínské lidové republiky v říjnu 2023 ukazuje, že do konce roku 2022 dosáhla čistící kapacita čistíren odpadních vod v Číně 216 milionů m³/den, což je meziroční-nárůst o 4 %216. Celkový objem čištěných odpadních vod má od roku 2013 již 10 let po sobě rostoucí trend. Rychlý rozvoj měst je doprovázen nárůstem vypouštění odpadních vod a rozpor mezi pozemkem potřebným pro rozšíření a renovaci čistíren odpadních vod a pozemkem pro rozvoj měst je stále výraznější.
Pro rozšíření kapacity stávajících čistíren odpadních vod se u konvenčního procesu s aktivovaným kalem obecně používá metoda rozšíření zařízení. S rostoucím objemem expanze se postupně zvyšují náklady na pořízení pozemků a prodlužuje se doba výstavby. Prohloubení kapacity čištění v rámci stávající čistírny odpadních vod je v současnosti účinným opatřením k dalšímu posílení kapacity čištění městských odpadních vod a zmírnění rozporu mezi rozvojem měst a využíváním území. Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) vznikl v Norsku koncem 80. let. Zvyšuje obohacení funkčních bakterií a tím zlepšuje kapacitu čištění systému přidáním suspendovaných nosičů do biologické nádrže za účelem vytvoření biofilmů. Vzhledem ke své vlastnosti, že může být „zabudován“ do původního biologického systému, je široce používán při modernizaci a renovaci čistíren odpadních vod, čímž se dosahuje zvýšení kapacity in situ bez přidání nové půdy. Kromě toho ve srovnání s jinými-procesy modernizace, které šetří půdu, jako je membránový bioreaktor (MBR) a vysoce koncentrovaný kompozitní práškový nosič biologického fluidního lože (HPB), proces MBBR nevyžaduje pravidelnou výměnu nebo doplňování nosičů, takže je ekonomicky výhodnější.
Tento článek uvádí jako příklad rozšíření kapacity pomocí procesu MBBR v čistírně odpadních vod v jižní Číně. Analyzuje provozní výkonnost závodu před a po modernizaci, nitrifikační výkon zóny MBBR a strukturu mikrobiální komunity a objasňuje praktickou roli procesu MBBR při rozšiřování kapacity in situ. Cílem je poskytnout reference a náměty pro návrh a provoz obdobných čistíren odpadních vod.
1 Přehled projektu
Čistírna odpadních vod v jižní Číně má celkovou navrženou kapacitu čištění 7,5×10⁴ m³/d, s kapacitou fáze I 5×10⁴ m³/da fáze II 2,5×10⁴ m³/d. Obě fáze zpočátku využívaly Modified Bardenpho proces. Hlavním cílem čištění jsou domovní odpadní vody ze sběrné oblasti a dílčí průmyslové odpadní vody z průmyslového parku. Kvalita odpadních vod musí odpovídat standardu třídy A specifikovanému v „Standardu vypouštění znečišťujících látek z čistíren komunálních odpadních vod“ (GB 18918-2002). S rychlým rozvojem městské výstavby a ekonomiky se zvyšuje vypouštění odpadních vod a projekt funguje na plnou kapacitu nebo ji překračuje. V roce 2021, na základě požadavků vládních úřadů, projekt potřeboval rozšířit svou kapacitu o dalších 2,5×10⁴ m³/d na základě původního měřítka a dosáhnout tak celkové kapacity čištění 1×10⁵ m³/d. Standardem odpadních vod zůstala třída A GB 18918-2002. Navržená kvalita přítoku a odtoku je uvedena vTabulka 1.
Oblast kolem tohoto projektu je zemědělská půda a v původním areálu závodu nebyl dostatek vyhrazené půdy pro rozšíření. Navíc během počáteční výstavby II. fáze byly již jednotky předúpravy postaveny o kapacitě 5×10⁴ m³/d. Proto bylo cílem tohoto projektu modernizace plně využít potenciál čištění stávajících biologických nádrží a minimalizovat zábory půdy pro úpravy biologických nádrží. Proces MBBR je široce používán při in situ rozšiřování kapacity a renovaci čistíren odpadních vod díky své „embedded“ charakteristice. Například čistírna odpadních vod v severní Číně používala proces MBBR ke zvýšení kapacity, maximalizovala využití stávajících objemů nádrží a procesního toku a dosáhla 20% rozšíření kapacity in situ s odtokem stabilně splňujícím standardy třídy A. Další závod v Guangdongu používal proces MBBR pro in situ zlepšení výkonu biologického čištění a dosáhl dobrého efektu 50% in situ rozšíření kapacity s odtokem stabilně lepším, než je standard vypouštění. Proto s ohledem na skutečné potřeby čistírny odpadních vod a komplexní vyhodnocení faktorů, jako je využití půdy a provoz, byl nakonec jako proces čištění pro tuto modernizaci rozšíření kapacity vybrán proces MBBR.
2 Návrh procesu
2.1 Průběh procesu
Jádrem této modernizace rozšíření kapacity bylo zvýšení kapacity čištění biologických nádrží in situ prostřednictvím MBBR, což zajišťuje stabilní soulad s normami pro odpadní vody i přes 100% zvýšení průtoku. Vzhledem k tomu, že původní jednotky předúpravy a pokročilé úpravy byly již zkonstruovány pro kapacitu 5×10⁴ m³/d, tato rekonstrukce se zaměřila na opětovné využití stávajících zařízení. Úpravou jádra byly biologické nádrže spolu s výstavbou nové sekundární usazovací nádrže nastavené pro potřeby čištění po zvýšení průtoku. Průběh procesu po modernizaci je zobrazen vObrázek 1. Přítok prochází předúpravou přes hrubé/jemné síta a komoru na písek, poté vstupuje do nádrže Modified Bardenpho-MBBR, kde se odstraňuje uhlík, dusík, fosfor a další znečišťující látky. Odpadní voda z biologických nádrží prochází sedimentačními nádržemi a vysoce účinným čističem, aby byla zajištěna stabilní shoda s normami SS a TP. Po dezinfekci je konečný odpad vypouštěn do přijímací řeky pro ekologické doplňování vody.
2.2 Retrofit biologické nádrže
Plán modernizace biologické nádrže je uveden vObrázek 2. Při zdvojnásobení průtoku čištění zůstaly objemy původní anaerobní a anoxické zóny nezměněny. 20 % objemu z původní aerobní zóny bylo rozděleno tak, aby vznikla další anoxická zóna, čímž se rozšířil celkový objem anoxické zóny, aby se uspokojila poptávka po denitrifikaci. Do zbývajícího objemu aerobní zóny byly přidány suspendované nosiče, aby se vytvořila aerobní MBBR zóna. Byly nainstalovány podpůrné vstupní/výstupní stínící systémy a MBBR-specifické mixéry. Původní řetězový provzdušňovací systém byl nahrazen spodním perforovaným provzdušňovacím systémem pro zajištění dobré fluidizace zavěšených nosičů a zabránění jejich ztrátě proudem vody. Po modernizaci je celková doba zdržení hydrauliky (HRT) biologických nádrží 8,82 h, s anaerobní zónou HRT v 1,13 h, HRT v anoxické zóně v 3,05 h a aerobní zóně HRT v 4,64 h. Celkový vnitřní recyklační poměr systému je 150 % a stáří kalu je 16 dní.
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 a hustota 0,94 ~ 0,97 g/cm³. Hustota se přibližuje hustotě vody po připojení biofilmu, což odpovídá průmyslovému standardu „High{4}}polyethylenové závěsné nosiče s vysokou hustotou pro úpravu vody“ (CJ/T 461-2014). Poměr plnění je 45 %. Byly přidány dvě sady ponorných{12}}specifických závěsných nosičů (P=5.5 kW). Bylo přidáno 22 sad zvedacích aeračních systémů, 4 sady pevných aeračních systémů a 45 sad jemnobublinných aerátorů. Byla vyměněna dvě interní recyklační čerpadla (průtok Q=1600 m³/h, výška H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Výstavba nové sekundární sedimentační nádrže
Z důvodu zvýšeného průtoku nemohly stávající dosazovací nádrže splnit požadavky na odtoky. Pro podporu zvýšené kapacity čištění byla potřeba nová sekundární sedimentační nádrž. Nová nádrž je v souladu s původními, používá obdélníkový horizontální typ proudění. Efektivní objem nádrže je 4900 m³, s HRT=7 h. Byla přidána jedna škrabka kalu typu čerpadla- (provozní rychlost V=0.8 m/min). Bylo přidáno šest ponorných axiálních průtokových čerpadel (externí recyklační čerpadla) (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Byla přidána dvě kalová čerpadla (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Analýza efektu retrofitu MBBR
Provozní výkon před a po rekonstrukci fáze II, současný provozní výkon fáze I a fáze II, změny kvality vody v průběhu procesu ve fázi II a nitrifikační kapacita fáze biofilmu a suspendovaného kalu ve fázi II byly analyzovány, aby se posoudil účinek vylepšení MBBR na kapacitu čištění systému.
3.1 Porovnání provozního výkonu
Před modernizací již fáze II fungovala nad projektovaným průtokem se skutečným průměrným průtokem (3,02 ± 0,46) ×10⁴ m³/d. Po modernizaci se průtok dále zvýšil na (5,31 ± 0,76) × 104 m³/d, což je skutečné zvýšení přibližně o 76 %. Maximální provozní průtok dosáhl 7,61×10⁴ m³/d, což je 1,52násobek projektované hodnoty. Kvalita přítoku a odtoku před a po modernizaci je uvedena vTabulka 2aObrázek 3. Pokud jde o přítokové zatížení, po retrofitu se zatížení amoniakovým dusíkem (NH3-N), celkovým dusíkem (TN), CHSK a TP zvýšilo na 1,61, 1,66, 1,60 a 1,53násobek úrovní před -renovací. Pokud jde o skutečnou kvalitu přítoku/odtoku, přítok NH3-N a TN před/po modernizaci byly (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/l a (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/l, v daném pořadí. Odtok NH3-N a TN před/po modernizaci byly (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/l a (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/l, s průměrnými rychlostmi odstraňování 99,28 % a 70,9 %/97 %, v tomto pořadí. Navzdory podstatnému zvýšení průtoku a zatížení přítokem po modernizaci byla kvalita odpadních vod stále lepší než před modernizací. Zvýšený objem anoxické zóny zajistil dobré odstranění TN, přičemž TN v odpadních vodách se po dodatečné montáži dále snížila. Aerobní zóna dosáhla významného zvýšení nitrifikační kapacity prostřednictvím suspendovaného nosného biofilmu. I při 20% snížení objemu aerobní zóny ve srovnání s před-renovací a výraznému zvýšení průtoku a zatížení přítokem bylo zachováno vysoce účinné odstraňování NH3-N. Příliv CHSK a TP před/po retrofitu byly (106,82±34,37)/(100,52±25,93) mg/l a (2,16±0,54)/(1,96±0,49) mg/l, v daném pořadí. Odtokové CHSK a TP před/po modernizaci byly (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/l a (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/l, s průměrnými rychlostmi odstraňování 89,93 %/93,52 % a 83,91 %, v tomto pořadí Po modernizaci zůstala kvalita odpadních vod stabilně lepší, než je norma projektovaného vypouštění.
Dále byla vybrána provozní data od listopadu do ledna následujícího roku (po-renovaci) pro porovnání výkonu fáze I a fáze II za podmínek nízké-teploty (minimální teplota 12 stupňů). Koncentrace znečišťujících látek na přítoku a odtoku pro obě fáze jsou uvedeny vObrázek 4. Za zimních nízkých-teplotních podmínek byly odpadní vody z obou procesů stabilně lepší, než je projektovaný standard vypouštění. Zejména pro odstraňování NH3-N, který je citlivý na nízké teploty, s přítokovou koncentrací NH3-N (18,98±4,57) mg/l, odtok NH3-N fáze I byl (0,27±0,17) mg/l a fáze II byl 229±0,17 mg/l a fáze II vykazující dobrou odolnost vůči nízkým teplotám. Je pozoruhodné, že po retrofitu MBBR ve fázi II byla HRT v aerobní zóně pouze 66,07 % hodnoty ve fázi I, čímž bylo dosaženo významného zlepšení výkonu nitrifikace.
3.2 Analýza výkonu zóny MBBR
Pro další stanovení skutečného účinku každé funkční zóny byly odebrány vzorky vody z konce každé funkční zóny ve fázi I a fáze II pro paralelní měření. Výsledky jsou uvedeny vObrázek 5. Koncentrace NH3-N v přítoku byly 18,85 mg/l a 18,65 mg/l a koncentrace NH3-N ve výtoku byly 0,35 mg/l a 0,21 mg/l, přičemž míra odstranění NH3-N byla 98,18 % a respektive 98,14 % Ze změn dusíkového profilu k odstranění NH3-N ve fázi II docházelo hlavně v aerobní zóně MBBR. Koncentrace NH3-N na odtoku ze zóny MBBR byla 0,31 mg/l, což přispívalo 99,46 % k celkovému odstranění NH3-N, což je již lepší než projektovaný standard vypouštění. Následná aerobní zóna aktivovaného kalu plnila ochrannou roli. Kromě toho čistírny odpadních vod využívající MBBR v aerobní zóně běžně vykazují simultánní nitrifikaci a denitrifikaci (SND). V tomto projektu však nebylo pozorováno žádné odstranění celkového anorganického dusíku (TIN) v aerobní zóně MBBR, což může souviset s relativně nízkou koncentrací substrátu v tomto projektu.
Pro další zkoumání vlivu přidání suspendovaných nosičů na nitrifikační výkon systému byl odebrán supernatant z odtoku z anoxické zóny z fáze I. Testy účinnosti nitrifikace byly provedeny na systému čistého kalu fáze I, čistého kalu fáze II, čistého biofilmu fáze II a kombinovaného biofilmového-kalu fáze II. Za podmínek odpovídajících skutečnému projektu (poměr plnění nosiče, koncentrace kalu, teplota vody), s DO kontrolovaným na 6 mg/l pro stanovení optimálního výkonu nitrifikace. Výsledky jsou uvedeny vTabulka 3. Rychlosti nitrifikace pro čistý kal fáze I, čistý kal fáze II, čistý biofilm fáze II a systém kombinovaného biofilmového-kalu fáze II byly 0,104, 0,107, 0,158 a 0,267 kg/(m³·d). Přidání zavěšených nosičů zvýšilo nitrifikační výkon systému. Rychlost nitrifikace kombinovaného biofilmového-kalového systému fáze II dosáhla 2,57krát vyššího než čistého aktivovaného kalového systému fáze I. Navíc zatížení čistého biofilmu bylo již vyšší než zatížení aktivovaným kalem, což výrazně zlepšilo odolnost systému proti nárazovému zatížení. V kombinovaném systému Fáze II se biofilm podílel na nitrifikaci 59,92 % a měl dominantní postavení.
3.3 Analýza racionality retrofitu
Aby bylo možné analyzovat racionalitu použití kombinovaného biofilmového-procesu MBBR s kalem pro tuto modernizaci, byly provedeny výpočty týkající se účinku přidání nosiče, odolnosti systému proti nárazovému zatížení a korelace mezi zvýšením průtoku a přidáním nosiče. Pokud by fáze II tohoto projektu nebyla dovybavena a nepoužíval tradiční proces aktivovaného kalu, založený na navrženém přítoku/odtok NH₃-N a optimální objemové rychlosti nitrifikace aktivovaného kalu fáze I (DO=6 mg/l), vypočítaný odpad NH₃-N by odpovídal normě 5,55 mg/l odtok. Pokud by byla vypočtena na základě optimální rychlosti nitrifikace získané z testu kombinovaného systému fáze II, při navrženém přítoku by fáze II mohla tolerovat maximální přítokovou koncentraci NH3-N až 55 mg/l, což je 2,20násobek projektované hodnoty, což výrazně zvyšuje odolnost systému vůči rázovému zatížení. Proto je použití MBBR pro tuto modernizaci racionální a účinně zajišťuje stabilní shodu s normami pro odpadní vody. Pokud by fáze I byla také dovybavena procesem MBBR, na základě navržených koncentrací znečišťujících látek na přítoku/odtoku, průtok čištění by se mohl zvýšit více než 1krát, což by umožnilo čističkám odpadních vod přizpůsobit se rychlému rozvoji měst a dosáhnout hladké modernizace.
4 Stav připojení biofilmu a mikrobiální analýza
Uchycení biofilmu na zavěšených nosičích v tomto projektu je znázorněno naObrázek 6. Biofilm rovnoměrně pokryl vnitřní povrch nosičů, přičemž je hustý bez vločkovitého materiálu v pórech nosiče. Průměrná tloušťka byla (345,78 ± 74,82) μm. Průměrná biomasa biofilmu byla (18,87 ± 0,93) g/m², poměr těkavých suspendovaných pevných látek (VSS)/SS byl stabilní na 0,68 ± 0,02 a průměrný VSS byl (12,77 ± 0,61) g/m².
Abychom dále prozkoumali efekt vylepšení retrofitu MBBR na kapacitu čištění systému z mikroskopické perspektivy, byly odebrány vzorky aktivovaného kalu fáze I, aktivovaného kalu fáze II a biofilmu pro vysokovýkonné sekvenování 16S amplikonu-. Relativní početnost mikroorganismů na úrovni rodu v systému je znázorněna vObrázek 7.
Dominantními nitrifikačními rody na suspendovaném nosičovém biofilmu byly Nitrospira a Nitrosomonas s relativními abundancemi 7,98 % a 1,01 %, v tomto pořadí. Naproti tomu dominantním nitrifikačním rodem v aktivovaném kalu fáze I i fáze II byla Nitrospira s relativním výskytem 1,05 %, respektive 1,27 %. Nitrospira je nejběžnější nitrifikační rod v čistírnách odpadních vod. U mnoha jeho druhů bylo prokázáno, že mají úplnou schopnost oxidace amoniaku (comammox), což znamená, že jediný mikroorganismus může dokončit proces od amoniaku k dusičnanu. Proces MBBR ve formě biofilmu dosáhl účinného obohacení Nitrospiry s relativním množstvím 7,58krát vyšším než v aktivovaném kalu, což poskytuje mikroskopický základ pro zvýšení výkonu systému nitrifikace. Lze také pozorovat, že relativní množství nitrifikačních bakterií v aktivovaném kalu ze stejného systému jako biofilm (fáze II) bylo mírně vyšší než v systému čistého aktivovaného kalu fáze I. To může být způsobeno tím, že odlupování biofilmu ze suspendovaných nosičů inokulovalo aktivovaný kal během dynamické obnovy, což zvýšilo relativní množství nitrifikačních bakterií v kalu.
Dominantní denitrifikační rody v obou systémech byly obohaceny především aktivovaným kalem a měly relativně podobné složení, včetně Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium atd. Relativní početnosti denitrifikačních rodů v I. a II. fázi byly 8,76 %, resp. 7,52 %. Z funkčního hlediska mohou některé druhy v Terrimonas kromě denitrifikace degradovat látky podobné anthracenu-; Flavobacterium může degradovat biologicky odbouratelné plasty (např. PHBV); Hyphomicrobium může k denitrifikaci využívat různé toxické a těžce -rozložitelné- organické sloučeniny, jako je dichlormethan, dimethylsulfid, metanol atd. Přítok tohoto projektu obsahuje některé průmyslové odpadní vody, což vede ke specializaci funkčních mikrobiálních komunit pod dlouhodobou aklimatizaci. Ačkoli tento projekt nevykazoval významné makroskopické efekty SND, některé denitrifikační funkční skupiny byly stále nalezeny na suspendovaném nosičovém biofilmu, včetně Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas a OLB13, s celkovým podílem 2,78 %. To naznačuje, že poté, co biofilm dosáhne určité tloušťky, mohou anoxická/anaerobní mikroprostředí vytvořená uvnitř poskytnout podmínky pro obohacení denitrifikačních bakterií, což také nabízí možnost výskytu SND v aerobní zóně MBBR. Kromě toho bylo v kalu fáze I a fáze II detekováno Proteiniclasticum s relativním výskytem 1,09 % a 1,18 %. Tento rod má dobrou schopnost rozkládat a přeměňovat bílkovinné látky. Jeho obohacení může souviset s přítomností mnoha podniků na mléčné výrobky v oblasti sběru tohoto projektu.
Je pozoruhodné, že relativní množství Candidatus Microthrix v aktivovaném kalu fáze I dosáhlo 3,72 %. Je to běžná vláknitá bakterie v aktivovaném kalu, často spojovaná se zvětšováním objemu kalu. Jeho relativní množství v kalu fáze II a biofilmu však bylo pouze 0,57 % a 1,03 %. Po dovybavení procesem MBBR má fluidizace suspendovaných nosičů smykový účinek na vláknité bakterie, čímž se snižuje pravděpodobnost vláknitého objemu v aktivovaném kalu.
5 Ekonomická analýza
Spotřeba elektřiny na metr krychlový před touto modernizací byla 0,227 kWh/m³ a po ní 0,242 kWh/m³. Při ceně elektřiny 0,66 RMB/(kWh) byly provozní náklady na elektřinu 0,150 RMB/m³ a 0,160 RMB/m³. Nárůst spotřeby elektrické energie byl způsoben především novým mísením anoxických zón a přídavným elektrickým zařízením z nové sekundární usazovací nádrže. Chemikálie pro odstraňování fosforu použité v tomto projektu jsou chlorid polyželezitý (PFC) a polyakrylamid (PAM). Dávkování zůstalo stejné před a po modernizaci: dávkování PFC 2,21 t/d, cena 0,014 RMB/m³; Dávkování PAM 17,081 kg/d, cena 0,0028 RMB/m³. Tento projekt plně využívá zdroj uhlíku v surovém přítoku pro denitrifikaci. Před nebo po modernizaci nebyl přidán žádný externí zdroj organického uhlíku. Přímé náklady na elektřinu a chemikálie na metr krychlový před a po modernizaci byly 0,167 RMB/m³ a 0,177 RMB/m³.
6 Závěry a výhled
(1) Fáze II jižní čistírny odpadních vod využívala proces MBBR pro modernizaci rozšíření kapacity a řešila problémy, jako je nedostatek půdy. Po modernizaci se průtok úpravy zvýšil z (3,02±0,46) ×10⁴ m³/d na (5,31±0,76) ×10⁴ m³/d, čímž bylo dosaženo 76% rozšíření kapacity in{9}}. Maximální provozní průtok dosáhl 1,52násobku projektované hodnoty, přičemž odpadní voda byla stabilně lepší, než je norma projektovaného vypouštění.
(2) Začleněním procesu MBBR do biologického stádia bylo dosaženo vysoce účinného a stabilního odstraňování NH₃-N za zimních nízkých-teplotních podmínek, přestože aerobní HRT byla pouze 66,07 % oproti procesu s aktivovaným kalem. Zóna MBBR přispěla 99,46 % k odstranění NH₃-N. Pokud by fáze II nebyla dovybavena, při stejném průtoku a kvalitě vody by odpadní voda NH₃-N dosáhla 5,55 mg/l. Proto bylo použití MBBR pro tuto modernizaci nezbytné a racionální.
(3) Suspendovaný nosičový biofilm zvýšil obohacovací efekt jádra nitrifikačního rodu Nitrospira. Jeho relativní množství v biofilmu bylo 7,58krát větší než v aktivovaném kalu, což poskytuje mikroskopický základ pro zlepšení výkonu systému nitrifikace. Navíc obohacení denitrifikačních rodů v biofilmu nabízí možnost výskytu SND.
Tento projekt využíval kombinovaný proces biofilmového-kalu k dosažení zvýšení kapacity in situ. Skutečný provoz je však stále omezen zadržováním a regenerací aktivovaného kalu, což brání dalšímu zvyšování kapacity čištění. V současné době jsou ve skutečných projektech aplikovány čisté biofilmové procesy, které zcela opouštějí aktivovaný kal a využívají charakteristiky vysokého zatížení biofilmu pro účinné odstraňování znečišťujících látek, neomezené omezeními aktivovaného kalu. To poskytuje nové řešení pro novou výstavbu, rekonstrukci nebo rozšíření čistíren odpadních vod.