Studio su scala-pilota su un sistema MBBR-a/o-multistadio per la rimozione dell'azoto a temperature medio-basse
Panoramica
Negli ultimi anni, la Cina ha ottenuto risultati significativi nella gestione dell’ambiente acquatico, ma deve ancora affrontare problemi come la carenza di risorse idriche, l’inquinamento ambientale dell’acqua e il danno ecologico all’ambiente acquatico. Dal punto di vista della protezione delle risorse idriche, della prevenzione dell’inquinamento idrico e del ripristino dell’ecologia dell’acqua, la promozione continua del miglioramento dell’efficienza e dell’efficacia del trattamento delle acque reflue è di grande importanza per aumentare i tassi di utilizzo delle risorse idriche, migliorare la qualità dell’ambiente acquatico, migliorare la qualità della vita nazionale, accelerare la costruzione di un ambiente ecologico e vincere la battaglia per l’acqua pulita. Attualmente, sulla base dell'attuale "Standard nazionale sullo scarico degli inquinanti per gli impianti di trattamento delle acque reflue urbane" (GB18918-2002), i governi locali hanno successivamente proposto nuovi requisiti per la qualità degli effluenti degli impianti di trattamento delle acque reflue urbane, con requisiti particolarmente più severi su indicatori come la materia organica, l'azoto ammoniacale e l'azoto totale. Le tradizionali tecnologie di trattamento delle acque rappresentate dal processo a fanghi attivi si trovano ad affrontare colli di bottiglia come la limitata nitrificazione biologica a basse temperature. Numerosi studi hanno dimostrato che le prestazioni di nitrificazione del processo a fanghi attivi diminuiscono significativamente in condizioni di bassa-temperatura, accompagnate da problemi come un grave rigonfiamento dei fanghi e schiuma biologica. Pertanto, superare il collo di bottiglia delle basse temperature e ottenere una rimozione biologica stabile ed efficiente dell’azoto è diventato un problema urgente da risolvere nel campo del trattamento delle acque reflue. La tecnologia Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) è stata applicata in centinaia di impianti di trattamento delle acque reflue in tutto il mondo. A causa dello stato di crescita del biofilm all'interno del reattore e della sua capacità di rinnovamento continuo, non solo possiede un'elevata biomassa ma mantiene anche un'elevata attività. I risultati delle applicazioni nei paesi nordici indicano inoltre che ha una maggiore adattabilità alle basse temperature rispetto al processo a fanghi attivi.
Per questo motivo, questo studio, mirato alle caratteristiche delle acque reflue urbane in Cina, sfrutta i vantaggi dell'MBBR e del processo multi-anossico/ossico (A/O) per la rimozione biologica dell'azoto per costruireun sistema pilota su scala-A/O-MBBR-in tre fasi. È stata studiata la capacità di rimozione del sistema per la materia organica, l'azoto ammoniacale e l'azoto inorganico totale in condizioni di temperatura medio-bassa. Sono stati analizzati la capacità di nitrificazione e i cambiamenti morfologici del biofilm in condizioni sperimentali statiche, fornendo supporto tecnico per ottenere una rimozione stabile ed efficiente dell'azoto dalle acque reflue urbane in condizioni di bassa-temperatura e per la costruzione e la regolazione di sistemi A/O-MBBR multistadio.
1. Materiali e metodi
1.1 Configurazione sperimentale e modalità operativa del sistema-su scala pilota
Il flusso del processo del sistema su scala pilota-fase A/O-MBBR-costruito è mostrato inFigura 1. Il sistema su scala pilota- è costituito da tre fasi di anossico/ossico (A/O), divise in 10 zone di reazione in totale.La prima-faseIl sottosistema A/O-MBBR è costituito da zone di reazione anossica (A1, A2) e zone di reazione aerobica (O3, O4).La seconda-faseIl sottosistema A/O-MBBR è costituito da zone di reazione anossica (A5, A6) e zone di reazione aerobica (O7, O8).La terza-faseIl sottosistema A/O-MBBR è costituito da una zona di reazione anossica (A9) e una zona di reazione aerobica (O10). Il volume effettivo diciascuna zona di reazione sopra menzionata è di 1,4 m³ (1 m * 1 m * 1,4 m), con una profondità effettiva dell'acqua di 1,4 m. I trasportatori di biofilm sospesi (mezzi) con un'area superficiale specifica di 500 m²/m³ sono stati aggiunti a ciascun segmento della zona di reazione, con un rapporto di riempimento del trasportatore del 35% per tutti. Nelle zone di reazione anossica è stata utilizzata la miscelazione meccanica per mantenere fluidificati i trasportatori, mentre nelle zone di reazione aerobica è stata utilizzata l'aerazione con tubi perforati, controllando laconcentrazione di ossigeno disciolto a 3-9 mg/L.
La portata effettiva di afflusso del sistema su scala-pilota era (23.6 + 5.4) m³/giorno, utilizzando una distribuzione degli affluenti a due-punti, con punti di ingresso fissati nelle zone di reazione A1 e O5 e un rapporto degli affluenti di 1:1. Il sistema su scala pilota- aveva due serie di ricircolo del liquido nitrificato (da O4 ad A1 e da O8 ad A5), con un rapporto di ricircolo compreso tra 100% e 200% (in base alla velocità di afflusso di ciascuno stadio). Per garantire una corretta post-denitrificazione, sono stati aggiunti 50-90 mg/L di acetato di sodio (calcolato come COD) come fonte di carbonio esterna nella zona di reazione A9. L'intero studio sperimentale è stato diviso in 2 fasi: Fase I - Temperatura normale (18-29 gradi); Fase II - Temperatura medio-bassa (10-16 gradi).
1.2 Testare l'acqua
Il test pilota è stato condotto in-sito presso un impianto di trattamento delle acque reflue urbane nella città di Qingdao. L'acqua di prova è stata prelevata dall'effluente della vasca di sedimentazione primaria di questo impianto ed è entrata nel sistema pilota dopo un pretrattamento potenziato mediante flottazione. Sono mostrate le condizioni di qualità dell'acqua dopo il pretrattamento di flottazione potenziatoTabella 1.
1.3 Indicatori e metodi di rilevamento
1.3.1 Indicatori Convenzionali
Indicatori convenzionali come SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS e MLVSS sono stati misurati utilizzando metodi standard da "Metodi di monitoraggio e analisi delle acque e delle acque reflue". L'ossigeno disciolto, la temperatura, il pH e l'ORP sono stati misurati utilizzando amisuratore di ossigeno disciolto portatile (HACH HQ40d). Lo spessore del biofilm è stato misurato utilizzando unmicroscopio a fluorescenza invertito (Olympus, IX71).
1.3.2 Esperimento statico di nitrificazione
Durante il funzionamento del sistema, i trasportatori provenienti dalle zone aerobiche venivano periodicamente campionati per misurare la capacità di nitrificazione del biofilm in condizioni di reazione statica. I trasportatori da ciascuna zona di reazione aerobica sono stati collocati in un reattore da 5 litri, con un rapporto di riempimento identico al sistema pilota pari al 35%. L'acqua di prova era una soluzione di NH₄Cl configurata artificialmente con una concentrazione di massa di 20-25 mg/L (calcolata come N). Durante l'esperimento, è stata utilizzata una piccola pompa d'aria per l'aerazione per mantenere fluidificati i trasportatori controllando l'ossigeno disciolto a 7-11 mg/L. La durata del test è stata di 2 ore, con intervalli di campionamento di 30 minuti, misurando la variazione della concentrazione di NH₄⁺-N per calcolare la capacità di nitrificazione del biofilm in condizioni di reazione statica.
2. Risultati e analisi
2.1 Prestazioni operative del sistema pilota MBBR a tre-fasi A/O-
Le prestazioni operative del sistema pilota MBBR in tre-fasi A/O-sono mostrate inFigura 2. Nella fase a temperatura normale (Fase I), con una temperatura di reazione di 18-29 gradi, una portata di trattamento di (23.6+5.4) m³/giorno e un dosaggio della fonte di carbonio di 50 mg/L (calcolato come COD, lo stesso indicato di seguito) nella zona anossica del sottosistema MBBR del terzo-stadio A/O-, gli affluenti SCOD, NH₄⁺-N e TIN le concentrazioni erano (160±31), (35,0±7,2) e (35,8±7,0) mg/L, rispettivamente, e le concentrazioni dell'effluente trattato erano (27±8), (0,6±0,5) e (2,7±2,2) mg/L, rispettivamente, contassi di rimozione medi che raggiungono l'83,1%, 98,3% e 92,5%. Nella fase a temperatura medio-bassa (Fase II), con una temperatura di reazione di 10-16 gradi, la stessa portata di trattamento di (23.6+5.4) m³/giorno e un dosaggio della fonte di carbonio di 50-90 mg/L nella zona anossica del terzo-sottosistema A/O-MBBR, gli affluenti SCOD, NH₄⁺-N e TIN le concentrazioni erano (147±30), (38,3±2,1) e (39,6±2,3) mg/L, rispettivamente, e le concentrazioni dell'effluente erano (26±6), (0,4±0,6) e (6,8±3,6) mg/L, rispettivamente, contassi di rimozione medi che raggiungono l'82,3%, 99,0% e 82,8%. Inoltre, durante i giorni 56-62 di funzionamento del sistema, quando il dosaggio della fonte di carbonio era di 50 mg/l, nella zona di reazione A9 è apparso un significativo accumulo di NO₂⁻-N. Tuttavia, dopo aver aumentato gradualmente il dosaggio della fonte di carbonio fino a 90 mg/L, l'accumulo di NO₂⁻-N nella zona di reazione A9 è gradualmente scomparso e la concentrazione di TIN nell'effluente è diminuita a un livello ragionevole.
2.2 Cambiamenti nella capacità di nitrificazione del biofilm in ciascuna zona di reazione aerobica a diverse temperature di reazione
Per valutare i cambiamenti nella capacità di nitrificazione del sistema MBBR a tre-stadi A/O-da una prospettiva generale, sono stati analizzati il tasso di contributo alla nitrificazione di NH₄⁺-N e la capacità di nitrificazione del biofilm in ciascuna zona di reazione aerobica a diverse temperature di reazione, con i risultati mostrati inFigure 3 e 4, rispettivamente.
Figura 4 Carico di rimozione della nitrificazione e curve di adattamento nelle zone aerobiche dei sottosistemi A/O-MBBR di 1° e 2° stadio a diverse temperature di reazione
DaFigura 3, si può vedere che all'interno del sistema MBBR a tre-stadio A/O-, a causa dei due-punti influenti, le zone di reazione O3 e O4 del sottosistema MBBR del primo-stadio A/O-e le zone di reazione O7 e O8 del sottosistema MBBR del secondo-stadio A/O-MBBR sopportavano il carico di nitrificazione principale del sistema. In condizioni di temperatura sia normale che medio-bassa, ilI tassi di contributo alla nitrificazione di NH₄⁺-N di questi due sottosistemi erano rispettivamente del 43,1%, 49,6% e 33,8%, 54,0%. Ciò dimostra che in condizioni di temperatura medio-bassa, il tasso di contributo alla nitrificazione di NH₄⁺-N del sottosistema del secondo-stadio era superiore del 20,2% rispetto a quello del sottosistema del primo-stadio.
DaFigure 4(a) e (c), si può vedere che per i biofilm nelle zone di reazione aerobica O3 e O7 a temperatura normale, sono le principali zone di reazione nel sistema MBBR a tre-stadi A/O-per la degradazione della materia organica combinata con la funzione di nitrificazione. Quando il carico di rimozione SCOD per area superficiale del supporto (abbreviato come "carico di rimozione SCOD", calcolato come COD) era inferiore a 2,0 g/(m²·d) e il carico di nitrificazione per area superficiale del supporto (abbreviato come "carico di rimozione nitrificazione", calcolato come N) era inferiore a 1,6 g/(m²·d), la relazione tra il carico di rimozione nitrificazione per area superficiale del supporto (abbreviato come "carico di rimozione nitrificazione", calcolato come N) e il carico di nitrificazione seguiva un reazione lineare del primo-ordine, con pendenze rispettivamente di 0,83 e 0,84. Quando il carico di nitrificazione è aumentato a 1,6-6,0 g/(m²·d), la relazione tra il carico di rimozione della nitrificazione e il carico di nitrificazione ha seguito una reazione di ordine zero-, con corrispondenti carichi medi di rimozione della nitrificazione di 1,31 e 1,34 g/(m²·d), rispettivamente. Quando il carico di rimozione SCOD era 2,0-4,0 g/(m²·d) e il carico di nitrificazione era 1,6-6,0 g/(m²·d), sebbene la relazione di reazione di ordine zero tra carico di rimozione di nitrificazione e carico di nitrificazione rimanesse invariata, i corrispondenti carichi medi di rimozione di nitrificazione sono diminuiti rispettivamente a 0,95 e 0,97 g/(m²·d). Per i biofilm nelle zone di reazione aerobica O3 e O7 a temperatura medio-bassa, quando il carico di rimozione della SCOD era inferiore a 2,0 g/(m²·d) e il carico di nitrificazione era inferiore a 1,1 g/(m²·d), le pendenze lineari del carico di rimozione della nitrificazione rispetto al carico di nitrificazione sono diminuite rispettivamente a 0,71 e 0,81. Quando il carico di nitrificazione è aumentato a 1,1-6,0 g/(m²·d), i corrispondenti carichi medi di rimozione della nitrificazione sono diminuiti rispettivamente a 0,78 e 0,94 g/(m²·d), rappresentando diminuzioni del 40,4% e del 19,4% rispetto alle normali condizioni di temperatura. Quando il carico di rimozione della SCOD è aumentato a 2,0-4,0 g/(m²·d), i corrispondenti carichi medi di rimozione della nitrificazione sono diminuiti rispettivamente a 0,66 e 0,91 g/(m²·d), rappresentando diminuzioni del 30,5% e del 6,2% rispetto alle normali condizioni di temperatura. La capacità di nitrificazione del biofilm nella zona di reazione O3 era coerente con i risultati della ricerca di HEM et al. alle condizioni corrispondenti. Tuttavia, è interessante notare che in condizioni di temperatura medio-bassa, rispetto al biofilm della zona di reazione O3, il biofilm della zona di reazione O7 ha mostrato una maggiore capacità di nitrificazione.
DaFigure 4(b) e (d), si può vedere che per i biofilm nelle zone di reazione aerobica O4 e O8 a temperatura normale, sono le zone di reazione nel sistema MBBR a tre-stadi A/O-che servono principalmente una funzione di nitrificazione supplementare. Quando il carico di rimozione SCOD era inferiore a 1,0 g/(m²·d) e il carico di nitrificazione era inferiore a 1,3 g/(m²·d), la relazione tra il carico di rimozione della nitrificazione e il carico di nitrificazione seguiva una reazione lineare del primo-ordine, con pendenze rispettivamente di 0,86 e 0,88. Quando il carico di nitrificazione è aumentato a 1,3-3,0 g/(m²·d), la relazione tra il carico di rimozione della nitrificazione e il carico di nitrificazione ha seguito una reazione di ordine zero-, con corrispondenti carichi medi di rimozione della nitrificazione di 1,11 e 1,13 g/(m²·d), rispettivamente. In condizioni di temperatura medio-bassa, quando il carico di rimozione della SCOD era inferiore a 1,0 g/(m²·d) e il carico di nitrificazione era inferiore a 1,0 g/(m²·d), le pendenze lineari del carico di rimozione della nitrificazione rispetto al carico di nitrificazione diminuivano rispettivamente a 0,72 e 0,84. Quando il carico di nitrificazione è aumentato a 1,0-3,0 g/(m²·d), i corrispondenti carichi medi di rimozione della nitrificazione sono stati rispettivamente di 0,72 e 0,86 g/(m²·d), rappresentando diminuzioni del 35,1% e 23,9% rispetto alle normali condizioni di temperatura.
Dall'analisi di cui sopra, si può vedere che a temperature medio-basse, i punti di flesso del rapporto tra carico di rimozione della nitrificazione e carico di nitrificazione per il biofilm in ciascuna zona di reazione si sono verificati prima rispetto alla temperatura normale. Questo fenomeno è relativamente coerente con i risultati della ricerca di SAFWAT. Nel complesso, sebbene la capacità di nitrificazione del biofilm in ciascuna zona aerobica del sistema abbia mostrato una tendenza al ribasso a temperature medio-basse,la capacità di nitrificazione del biofilm nella zona di reazione O7 del sottosistema MBBR del secondo-stadio A/O- è aumentata del 20,5%-37,9% rispetto alla zona di reazione O3 e la capacità di nitrificazione del biofilm nella zona di reazione O8 è aumentata di circa il 19,4% rispetto alla zona di reazione O4. Ciò indica che l'impostazione della zona di reazione del secondo-stadio nel sistema MBBR a tre-stadi A/O-è utile per migliorare la capacità di nitrificazione complessiva del sistema.
2.3 Cambiamenti nella capacità di denitrificazione del biofilm in ciascuna zona di reazione anossica a diverse temperature di reazione
Per valutare i cambiamenti nella capacità di denitrificazione del sistema MBBR a tre-stadi A/O-MBBR da una prospettiva generale, questo studio ha analizzato la capacità di denitrificazione del biofilm in ciascuna zona di reazione anossica a diverse temperature di reazione, con i risultati mostrati inFigura 5.
Figura 5 Carico di rimozione della denitrificazione in ciascuna zona anossica del sistema MBBR a tre stadi A/O- a diverse temperature di reazione
DaFigure 5(a) e (c), si può vedere che le zone di reazione anossica A1 e A5 sono le principali zone di denitrificazione nel sistema MBBR a tre-stadi A/O-che utilizza fonti di carbonio dell'acqua grezza come substrato. In condizioni di temperatura sia normale che media-bassa, quando il corrispondente rapporto carbonio-a-azoto della denitrificazione anossica (ΔCBSCOD / CNOx--N) era maggiore di 5,0 e il carico di denitrificazione per area superficiale del vettore (abbreviato come "carico di denitrificazione", calcolato come NOx--N) era inferiore a 0,95 g/(m²·d), il rapporto tra il carico di rimozione della denitrificazione per area superficiale del portatore (abbreviato come "carico di rimozione della denitrificazione", calcolato come NOx--N) e il carico di denitrificazione ha seguito una reazione lineare del primo-ordine, con pendenze di 0,87, 0,88 e 0,82, 0,84, rispettivamente. Quando il carico di denitrificazione è aumentato oltre 0,95 g/(m²·d), la relazione tra carico di denitrificazione e carico di denitrificazione ha seguito una reazione di ordine zero-, con corrispondenti carichi medi di rimozione di denitrificazione di 0,82, 0,82 g/(m²·d) e 0,78, 0,77 g/(m²·d), rispettivamente. Quando il ΔCBSCOD / CNOx--N è diminuito, il punto di flesso della relazione tra il carico di rimozione della denitrificazione e il carico di denitrificazione si è spostato in avanti, la pendenza lineare in condizioni di basso carico ha mostrato una tendenza al ribasso e, contemporaneamente, anche il carico medio di rimozione della denitrificazione in condizioni di carico elevato ha mostrato una tendenza al ribasso. Questi risultati indicano che per la denitrificazione del biofilm nelle zone di reazione A1 e A5 utilizzando fonti di carbonio dell'acqua grezza, il rapporto carbonio-azoto è il fattore principale che determina la funzione di denitrificazione e, nelle condizioni di qualità dell'acqua di prova, il rapporto carbonio-azoto ideale per le zone di reazione anossica A1 e A5 dovrebbe essere maggiore di 5.
Dalle Figure 5(b) e (d), si può vedere che per le zone di reazione anossica A2 e A6, poiché le zone di reazione anossica A1 e A5 hanno rimosso e consumato le fonti di carbonio nelle acque reflue grezze e la maggior parte del nitrato trasportato dal flusso di ricircolo, le zone di reazione anossica A2 e A6 erano in uno stato di carico basso-di substrato a lungo termine-. Pertanto, in condizioni sia normali che medio{10}}basse di temperatura, quando ΔCBSCOD / CNOx--N era compreso tra 1,0 e 2,0 e il carico di denitrificazione era inferiore a 0,50 g/(m²·d), le pendenze lineari del carico di rimozione della denitrificazione rispetto al carico di denitrificazione erano rispettivamente solo 0,51, 0,40 e 0,47, 0,37. Inoltre, quando il carico di denitrificazione aumentava a 0,50-1,50 g/(m²·d), i corrispondenti carichi medi di rimozione della denitrificazione erano rispettivamente solo 0,25, 0,20 e 0,20, 0,17 g/(m²·d). Tuttavia, i risultati dell'esperimento statico in questo studio hanno mostrato che in condizioni di sufficiente fonte di carbonio e substrato di nitrato, il carico di rimozione della denitrificazione del biofilm nelle zone di reazione anossica A2 e A6 potrebbe raggiungere rispettivamente (0,66±0,14) e (0,68±0,11) g/(m²·d). Questo risultato riflette che il biofilm nelle zone di reazione anossica A2 e A6 possiede in realtà una capacità di denitrificazione relativamente forte, che è limitata dalla mancanza di fonti di carbonio e substrati di nitrati in questo sistema pilota.
DaFigura 5(e), si può vedere che per la zona di reazione anossica A9, sopporta il carico di denitrificazione per tutto il nitrato che fuoriesce dai primi due stadi del sistema MBBR a tre-stadi A/O-, utilizzando acetato di sodio aggiunto esternamente come fonte di carbonio di denitrificazione. In condizioni di temperatura sia normale che media-bassa, quando ΔCBSCOD / CNOx--N era maggiore di 5 e il carico di denitrificazione era inferiore a 2,5 g/(m²·d), la relazione tra il carico di rimozione della denitrificazione e il carico di denitrificazione seguiva una reazione lineare del primo-ordine, con pendenze rispettivamente di 0,93 e 0,94. Tuttavia, con la diminuzione di ΔCBSCOD/CNOx--N, la pendenza lineare della relazione tra il carico di rimozione della denitrificazione e il carico di denitrificazione ha mostrato una tendenza al ribasso. Questo risultato indica anche che per la denitrificazione del biofilm nella zona di reazione A9 utilizzando una fonte esterna di carbonio, il rapporto carbonio-azoto è anche il fattore principale che determina la funzione di denitrificazione, con un rapporto carbonio-azoto richiesto per la denitrificazione maggiore di 3. Allo stesso tempo, l'influenza delle variazioni della temperatura di reazione sulla sua funzione di denitrificazione è relativamente piccola.
2.4 Capacità di nitrificazione e caratteristiche morfologiche del biofilm in ciascuna zona di reazione aerobica in condizioni sperimentali statiche
È mostrata la capacità di nitrificazione del biofilm in ciascuna zona di reazione aerobica in condizioni sperimentali staticheFigura 6. Dalla Figura 6 si può vedere che a temperatura normale, le capacità di nitrificazione del biofilm nelle zone di reazione aerobica O3, O4, O7 e O8 erano rispettivamente (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) e (1,25±0,13) g/(m²·d). A temperature medio{15}}basse, le capacità di nitrificazione del biofilm nelle corrispondenti zone di reazione aerobica erano (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) e (1,03±0,05) g/(m²·d), rispettivamente, diminuendo del 21,9%, 18,7%, 22,9% e 17,6% rispetto alla temperatura normale. Questi risultati dell'esperimento statico sono coerenti con l'andamento dei valori misurati nel sistema pilota. Inoltre, si può osservare che la capacità di nitrificazione misurata del biofilm in ciascuna zona aerobica in condizioni sperimentali statiche era leggermente superiore ai valori effettivi nel sistema pilota. L'analisi attribuisce questo all'uso di un singolo substrato di azoto di ammonio e di condizioni di ossigeno disciolto elevato quasi-saturo durante gli esperimenti statici, che portano a un livello più elevato di capacità di nitrificazione del biofilm. A temperatura normale, le capacità di nitrificazione effettive nelle zone di reazione O3, O4, O7 e O8 del sistema MBBR a tre stadi A/O- erano rispettivamente del 95,6%, 90,6%, 95,7% e 90,4% della capacità di nitrificazione massima negli esperimenti statici. A temperature medio-basse, le effettive capacità di nitrificazione nelle zone di reazione O3, O4, O7 e O8 sono diminuite rispettivamente al 72,9%, 72,0%, 87,0% e 84,5%.
Ulteriori analisi hanno mostrato che a temperatura normale, i tassi di ossidazione specifici dell'ammoniaca (tasso di nitrificazione per unità di massa MLVSS, calcolato come N) del biofilm nelle zone di reazione aerobica O3, O4, O7 e O8 erano (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,0086) e (0,060±0,0063) g/(g·d), rispettivamente. A temperature medio{13}}basse, i tassi di ossidazione specifica dell'ammoniaca del biofilm nelle zone di reazione aerobica O3 e O4 erano solo (0,046±0,0004) e (0,041±0,0016) g/(g·d), rispettivamente, diminuendo del 25,8% e del 30,5% rispetto alla temperatura normale. Al contrario, i tassi di ossidazione specifici dell'ammoniaca del biofilm nelle zone di reazione aerobica O7 e O8 erano rispettivamente (0,062±0,0051) e (0,060±0,0029) g/(g·d). Rispetto alle normali condizioni di temperatura, la capacità di ossidazione dell’ammoniaca del biofilm della zona di reazione O8 è rimasta invariata, mentre la capacità di ossidazione dell’ammoniaca del biofilm della zona di reazione aerobica O7 è aumentata addirittura del 3,3%. Questo risultato dimostra che in condizioni di temperatura medio-bassa, il biofilm nella zona di reazione del secondo-stadio del sistema pilota ha una migliore capacità di nitrificazione e la razionalità del contributo del sottosistema del secondo-stadio alla nitrificazione del sistema complessivo.
I risultati dell'osservazione della morfologia del biofilm in ciascuna zona di reazione aerobica dei sottosistemi A/O-MBBR del primo e del secondo stadio sono mostrati inFigura 7. A temperatura normale, gli spessori del biofilm nelle zone di reazione aerobica O3, O4, O7 e O8 erano rispettivamente (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2) e (152,4±37,8) μm. A temperatura medio-bassa, gli spessori del biofilm nelle zone di reazione O3 e O4 erano rispettivamente (289,4±59,9) e (285,3±61,9) μm, rappresentando incrementi del 33,0% e 62,4% rispetto allo spessore del biofilm a temperatura normale. Al contrario, gli spessori del biofilm nelle zone di reazione O7 e O8 erano rispettivamente (173,1±40,2) e (178,3±31,2) μm, aumentando solo del 3,0% e del 17,0% rispetto alla temperatura normale. Alcuni studi hanno dimostrato che i biofilm più sottili hanno una maggiore capacità di ossidazione dell’ammoniaca, il che è relativamente coerente con i risultati sperimentali di questo studio. L'analisi attribuisce ciò al fatto che i batteri nitrificanti nel biofilm sono distribuiti verticalmente nella struttura stratificata del biofilm; uno spessore eccessivo del biofilm porta a una ridotta efficienza di trasferimento di massa del substrato e ad una ridotta affinità del substrato. Inoltre, in condizioni di temperatura medio-bassa, la concentrazione di ossigeno disciolto in ciascuna zona aerobica del sistema pilota era molto inferiore a quella del reattore sperimentale statico (differenza di 3,0-5,0 mg/L). Soprattutto per i biofilm più spessi nelle zone di reazione O3 e O4, la diminuzione della capacità di trasferimento di massa dell’ossigeno all’interno del biofilm ha portato ad una diminuzione della loro effettiva capacità di nitrificazione (solo circa il 70% della capacità massima di nitrificazione misurata in condizioni statiche). Pertanto, per un MBBR a biofilm puro, è necessario migliorare il rinnovamento del biofilm rafforzando l'intensità del taglio e controllando ragionevolmente lo spessore del biofilm per mantenere la capacità di nitrificazione del biofilm.
3. Conclusione
① Nelle condizioni di una temperatura di reazione di 10-16 gradi (temperatura media-bassa), una portata di trattamento di (23,6±5,4) m³/giorno e un dosaggio della fonte di carbonio di 50-90 mg/L (calcolato come COD) nella zona anossica del sottosistema MBBR del terzo-stadio A/O-, l'effluente SCOD, Le concentrazioni di NH₄⁺-N e TIN del sistema pilota A/O-MBBR a tre stadi erano rispettivamente (26±6), (0,4±0,6) e (6,8±3,6) mg/L, contassi di rimozione medi che raggiungono l'82,3%, 99,0% e 82,8%.
② In condizioni di temperatura medio-bassa, a causa delle differenze nel biofilm delle zone di reazione aerobica tra i sottosistemi MBBR del primo-stadio e del secondo-stadio A/O-, si è formata una differenza nella capacità di nitrificazione del biofilm tra i due sottosistemi. Soprattutto per il sottosistema MBBR del primo-stadio A/O-, la capacità di nitrificazione è diminuita a causa dell'aumento dello spessore del biofilm. Per mantenere la capacità di nitrificazione del biofilm, è necessario controllare ragionevolmente lo spessore del biofilm.
③ Nel sistema pilota MBBR a tre-stadi A/O-, l'effetto delle variazioni della temperatura di reazione sulla funzione di denitrificazione era relativamente piccolo. A diverse temperature di reazione, il rapporto carbonio-a-azoto della denitrificazione utilizzando acqua grezza come fonte di carbonio deve essere maggiore di 5, mentre il rapporto carbonio-a-azoto della denitrificazione utilizzando acetato di sodio aggiunto esternamente come fonte di carbonio deve essere maggiore di 3.