Koe
Yleiskatsaus
Viime vuosina Kiina on saavuttanut merkittäviä tuloksia vesiympäristön hallinnassa, mutta sillä on edelleen ongelmia, kuten vesivarojen puute, vesien ympäristön saastuminen ja vesiekologiset ympäristövahingot. Vesivarojen suojelun, vesien saastumisen ehkäisemisen ja vesiekologian ennallistamisen näkökulmasta jätevesien käsittelyn tehokkuuden ja vaikuttavuuden jatkuvan parantamisen edistäminen on erittäin tärkeää vesivarojen käyttöasteiden nostamiseksi, vesiympäristön laadun parantamiseksi, kansallisen elämänlaadun parantamiseksi, ekologisen ympäristön rakentamisen nopeuttamiseksi ja taistelun puhtaasta vedestä voittamiseksi. Tällä hetkellä paikallishallinnot ovat peräkkäin ehdottaneet yhdyskuntajätevedenpuhdistamoiden jäteveden laadulle uusia vaatimuksia yhdyskuntajätevedenpuhdistamoiden kansalliseen "Pollutant Discharge Standard" -standardiin (GB18918-2002) perustuen, ja niissä on erityisen tiukemmat vaatimukset sellaisille indikaattoreille kuin orgaaninen aines, ammoniakkityppi ja kokonaistyppi. Perinteiset vedenkäsittelytekniikat, joita edustaa aktiivilieteprosessi, kohtaavat pullonkauloja, kuten rajoitetun biologisen nitrifikaation matalissa lämpötiloissa. Lukuisat tutkimukset ovat osoittaneet, että aktiivilieteprosessin nitrifikaatiokyky heikkenee merkittävästi matalissa-lämpötiloissa, mihin liittyy ongelmia, kuten voimakas lietteen bulkkia ja biologinen vaahto. Siksi matalien lämpötilojen pullonkaulan läpimurtamisesta ja vakaan ja tehokkaan biologisen typenpoiston saavuttamisesta on tullut kiireellinen ratkaistava ongelma jätevedenkäsittelyn alalla. Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) -tekniikkaa on käytetty sadoissa jätevedenpuhdistamoissa ympäri maailmaa. Reaktorissa olevan biokalvon kiinnittyneen kasvutilan ja jatkuvan uusiutumiskyvyn ansiosta sillä ei ole vain korkea biomassa, vaan se myös ylläpitää korkeaa aktiivisuutta. Käyttötulokset Pohjoismaissa osoittavat myös, että sillä on vahvempi sopeutumiskyky alhaisiin lämpötiloihin verrattuna aktiivilieteprosessiin.
Tästä syystä tässä tutkimuksessa, joka kohdistuu Kiinan kaupunkijätevesien ominaisuuksiin, hyödynnetään MBBR:n ja biologisen typenpoistoprosessin -monivaiheisen A/O-prosessin etuja.kolmi-vaiheinen A/O-MBBR-pilotti-mittakaavajärjestelmä. Järjestelmän orgaanisen aineen, ammoniakkitypen ja epäorgaanisen typen kokonaispoistokykyä tutkittiin keski{1}}alhaisissa lämpötiloissa. Biofilmin nitrifikaatiokykyä ja morfologisia muutoksia analysoitiin staattisissa koeolosuhteissa, mikä tarjosi teknistä tukea vakaan ja tehokkaan typenpoiston saavuttamiseksi kaupunkijätevedestä matalassa-lämpötilassa sekä monivaiheisten A/O-MBBR-järjestelmien rakentamiseen ja säätelyyn.
1. Materiaalit ja menetelmät
1.1 Pilotti-järjestelmän kokeellinen asennus ja toimintatila
Rakennetun kolmi-vaiheisen A/O-MBBR-pilotti--mittakaavajärjestelmän prosessinkulku näkyyKuva 1. Pilotti-mittakaavajärjestelmä koostuu kolmesta hapettomaksi/hapettomaksi (A/O) -vaiheesta, jotka on jaettu yhteensä 10 reaktioalueeseen.Ensimmäinen-vaiheA/O-MBBR-alijärjestelmä koostuu hapettomista reaktioalueista (A1, A2) ja aerobisista reaktioalueista (O3, O4).Toinen-vaiheA/O-MBBR-alijärjestelmä koostuu hapettomista reaktioalueista (A5, A6) ja aerobisista reaktioalueista (O7, O8).Kolmas-vaiheA/O-MBBR-alijärjestelmä koostuu hapettomasta reaktioalueesta (A9) ja aerobisesta reaktioalueesta (O10). Tehokas tilavuuskukin edellä mainittu reaktioalue on 1,4 m³ (1m * 1m * 1,4m) ja tehollinen veden syvyys 1,4 metriä. Suspendoituja biofilmikantaja-aineita (väliaineita), joiden ominaispinta-ala oli 500 m²/m³, lisättiin kuhunkin reaktiovyöhykesegmenttiin, ja kantoaineen täyttöaste oli 35 % kaikille.. Anoksisilla reaktiovyöhykkeillä käytettiin mekaanista sekoitusta kantoaineiden pitämiseksi leijuvina, kun taas aerobisilla reaktiovyöhykkeillä käytettiin rei'itettyä putkiilmastointia, joka sääteleeliuenneen hapen pitoisuus 3-9 mg/l.
Pilotti-mittakaavajärjestelmän todellinen sisäänvirtausnopeus oli (23.6 + 5.4) m³/d, kun käytettiin kahden-pisteen tulojakaumaa, tulopisteet asetettuna reaktioalueille A1 ja O5 ja sisäänvirtaussuhde 1:1. Pilotti-mittakaavajärjestelmässä oli kaksi nitrifioidun nesteen kierrätyssarjaa (O4:stä A1:een ja O8:sta A5:een), kierrätyssuhteella 100 % - 200 % (kunkin vaiheen sisäänvirtausnopeuteen perustuen). Oikean jälkidenitrifikaation varmistamiseksi lisättiin 50-90 mg/l natriumasetaattia (laskettuna COD:na) ulkoiseksi hiilen lähteeksi A9-reaktioalueelle. Koko kokeellinen tutkimus jaettiin kahteen vaiheeseen: Vaihe I - Normaali lämpötila (18-29 astetta); Vaihe II - Keski-matala lämpötila (10-16 astetta).
1.2 Testivesi
Pilottitesti suoritettiin{0}}paikalla Qingdaon kaupungin jätevedenpuhdistamolla. Testivesi otettiin tämän laitoksen primaarisen sedimentointisäiliön jätevedestä ja se joutui pilottijärjestelmään vaahdotuksella tehostetun esikäsittelyn jälkeen. Veden laatuolosuhteet tehostetun vaahdotusesikäsittelyn jälkeen on esitetty kohdassaTaulukko 1.
1.3 Havaitsemisindikaattorit ja -menetelmät
1.3.1 Perinteiset indikaattorit
Perinteiset indikaattorit, kuten SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS ja MLVSS mitattiin "Veden ja jäteveden seuranta- ja analyysimenetelmien" standardimenetelmillä. Liuennut happi, lämpötila, pH ja ORP mitattiin käyttämällä akannettava liuenneen happimittari (HACH HQ40d). Biokalvon paksuus mitattiin käyttämällä akäänteinen fluoresenssimikroskooppi (Olympus, IX71).
1.3.2 Staattinen nitrifikaatiokoe
Järjestelmän toiminnan aikana kantoaineita aerobisista vyöhykkeistä otettiin ajoittain näytteitä biofilmin nitrifikaatiokapasiteetin mittaamiseksi staattisissa reaktio-olosuhteissa. Kantoaineet kustakin aerobisesta reaktiovyöhykkeestä asetettiin 5 litran reaktoriin, jonka täyttösuhde oli identtinen pilottijärjestelmän kanssa 35 %:ssa. Testivesi oli keinotekoisesti konfiguroitua NH₄Cl-liuosta, jonka massapitoisuus oli 20-25 mg/l (laskettuna N:ksi). Kokeen aikana ilmastukseen käytettiin pientä ilmapumppua kantajien pitämiseksi leijutettuina samalla kun liuennutta happea kontrolloitiin 7-11 mg/l:ssa. Testin kesto oli 2 tuntia, näytteenottovälit olivat 30 minuuttia, mittaamalla muutos NH4+-N-pitoisuudessa biokalvon nitrifikaatiokapasiteetin laskemiseksi staattisissa reaktio-olosuhteissa.
2. Tulokset ja analyysi
2.1 Kolmi-vaiheisen A/O-MBBR-pilottijärjestelmän toiminnallinen suorituskyky
Kolmi-vaiheisen A/O-MBBR-pilottijärjestelmän toiminnallinen suorituskyky näkyyKuva 2. Normaalilämpötilavaiheessa (vaihe I), reaktiolämpötilassa 18-29 astetta, käsittelyn virtausnopeudella (23.6+5.4) m³/d ja hiililähteen annostuksella 50 mg/L (laskettu COD:ksi, sama alla) kolmannen -vaiheen A/O-MBBR-alajärjestelmän hapottomalla alueella, NH₄⁺-N- ja TIN-pitoisuudet olivat (160±31), (35,0±7,2) ja (35,8±7,0) mg/L, ja käsitellyn jäteveden pitoisuudet olivat (27±8), (0,6±0,5) ja (2,7±2,2) mg/l.keskimääräiset poistoasteet 83,1 %, 98,3 % ja 92,5 %. Keski-matalan lämpötilan vaiheessa (vaihe II), reaktiolämpötilan ollessa 10-16 astetta, samalla käsittelyn virtausnopeudella (23.6+5.4) m³/d ja hiililähteen annostuksella 50-90 mg/L kolmannen -vaiheen A/O-MBOD-alajärjestelmän hapettomassa vyöhykkeessä NH₄⁺-N- ja TIN-pitoisuudet olivat (147±30), (38,3±2,1) ja (39,6±2,3) mg/l, vastaavasti, ja jäteveden pitoisuudet olivat (26±6), (0,4±0,6) ja (6,8±3,6) mg/l, vastaavasti.keskimääräiset poistoasteet 82,3 %, 99,0 % ja 82,8 %. Lisäksi järjestelmän toiminnan päivinä 56-62, kun hiilenlähteen annostus oli 50 mg/l, A9-reaktiovyöhykkeelle ilmestyi merkittävää NO2⁻-N:n kertymistä. Hiilenlähteen annoksen asteittaisen nostamisen jälkeen 90 mg/l:aan NO2-N:n kerääntyminen A9-reaktiovyöhykkeelle kuitenkin hävisi vähitellen ja poistoveden TIN-pitoisuus laski kohtuulliselle tasolle.
2.2 Muutokset biofilmin nitrifikaatiokapasiteetissa jokaisella aerobisella reaktioalueella eri reaktiolämpötiloissa
Kolmivaiheisen A/O-MBBR-järjestelmän nitrifikaatiokapasiteetin muutosten arvioimiseksi kokonaisvaltaisesta näkökulmasta analysoitiin NH₄⁺-N-nitrifikaationopeus ja biofilmin nitrifikaatiokyky kussakin aerobisessa reaktiovyöhykkeessä eri reaktiolämpötiloissa. Tulokset näkyvätKuvat 3 ja 4, vastaavasti.
Kuva 4 Nitrifikaation poistokuormitus ja sovituskäyrät 1. ja 2. vaiheen A/O-MBBR-alijärjestelmän aerobisilla vyöhykkeillä eri reaktiolämpötiloissa
FromKuva 3, voidaan nähdä, että kolmen-vaiheen A/O-MBBR-järjestelmässä kahden-pisteen vaikutuksesta johtuen ensimmäisen-vaiheen A/O-MBBR-alijärjestelmän O3- ja O4-reaktiovyöhykkeet sekä toisen{{9}{}vaiheen A/O-MBBR-alijärjestelmän O7- ja O8-reaktioalueet kuormittavat toisen{{9}{}vaiheen A/OMB:n järjestelmästä. Sekä normaaleissa että keski{12}}alhaisissa lämpötiloissaNäiden kahden alajärjestelmän NH₄⁺-N-nitrifikaatioaste oli 43,1 %, 49,6 % ja 33,8 %, 54,0 %.. Tämä osoittaa, että keski-alhaisissa lämpötiloissa NH₄⁺-N-nitrifikaatioprosentti toisen-vaiheen osajärjestelmässä oli 20,2 % korkeampi kuin ensimmäisen-vaiheen osajärjestelmän.
FromKuvat 4(a) ja (c), voidaan nähdä, että biofilmeille O3- ja O7-aerobisissa reaktiovyöhykkeissä normaalilämpötilassa ne ovat pääreaktioalueita kolmivaiheisessa A/O-MBBR-järjestelmässä orgaanisen aineen hajottamiseksi yhdistettynä nitrifikaatiotoimintoon. Kun SCOD-poistokuorma kantaja-alan pinta-alaa kohti (lyhennettynä "SCOD-poistokuormitus", laskettuna COD:na) oli alle 2,0 g/(m²·d) ja nitrifikaatiokuorma kantaja-alan pinta-alaa kohti (lyhennettynä "nitrifikaatiokuormitus", laskettuna N:ksi) oli alle 1,6 g/(m²·d), suhde lyhennettynä "poistokuormituksena per kantoainepinta" N) ja nitrifikaatiokuormitus seurasivat ensimmäisen kertaluvun lineaarista reaktiota kulmakertoimella 0,83 ja 0,84. Kun nitrifikaatiokuormitus nousi arvoon 1,6-6,0 g/(m²·d), nitrifikaation poistokuormituksen ja nitrifikaatiokuormituksen välinen suhde seurasi nolla-kertaluvun reaktiota, ja vastaavat keskimääräiset nitrifikaatiokuormitukset olivat 1,31 ja 1,34 g/(m²·d). Kun SCOD-poistokuorma oli 2,0-4,0 g/(m²·d) ja nitrifikaatiokuorma 1,6-6,0 g/(m²·d), vaikka nollakertainen reaktiosuhde nitrifikaationpoistokuormituksen ja nitrifikaatiokuormituksen välillä pysyi muuttumattomana, vastaava keskimääräinen nitrifikaation poistokuormitus laski 0:ksi.95 g/(m²·d), vastaavasti. Biofilmeille O3- ja O7-aerobisissa reaktiovyöhykkeissä keskimatalissa lämpötiloissa, kun SCOD-poistokuorma oli alle 2,0 g/(m²·d) ja nitrifikaatiokuorma oli alle 1,1 g/(m²·d), nitrifikaationpoistokuormituksen lineaariset jyrkkmät suhteessa nitrifikaatiokuormitukseen laskivat arvoon 0,81 ja vastaavasti 0. Kun nitrifikaatiokuormitus nousi arvoon 1,1-6,0 g/(m²·d), vastaavat keskimääräiset nitrifikaationpoistokuormitukset laskivat arvoon 0,78 ja 0,94 g/(m²·d), mikä edustaa 40,4 % ja 19,4 % laskua normaaleihin lämpötilaolosuhteisiin verrattuna. Kun SCOD-poistokuorma nousi arvoon 2,0-4,0 g/(m²·d), vastaavat keskimääräiset nitrifikaationpoistokuormitukset laskivat arvoon 0,66 ja 0,91 g/(m²·d), mikä edustaa 30,5 %:n ja 6,2 %:n laskua normaaleihin lämpötilaolosuhteisiin verrattuna. Biofilmin nitrifikaatiokyky O3-reaktiovyöhykkeellä vastasi HEM et al. tutkimustuloksia. vastaavissa olosuhteissa. On kuitenkin huomionarvoista, että keskimatalissa lämpötiloissa O3-reaktiovyöhykkeen biokalvoon verrattuna O7-reaktiovyöhykkeen biofilmi osoitti vahvempaa nitrifikaatiokykyä.
FromKuvat 4(b) ja (d), voidaan nähdä, että biofilmeille O4- ja O8-aerobisissa reaktiovyöhykkeissä normaalilämpötilassa ne ovat kolmivaiheisen A/O-MBBR-järjestelmän reaktioalueita, jotka palvelevat ensisijaisesti täydentävää nitrifikaatiotoimintoa. Kun SCOD-poistokuorma oli alle 1,0 g/(m²·d) ja nitrifikaatiokuorma alle 1,3 g/(m²·d), nitrifikaation poistokuormituksen ja nitrifikaatiokuormituksen välinen suhde seurasi ensimmäisen kertaluvun lineaarista reaktiota, jyrkkyyden ollessa 0,86 ja 0,88. Kun nitrifikaatiokuormitus nousi arvoon 1,3-3,0 g/(m²·d), nitrifikaation poistokuormituksen ja nitrifikaatiokuormituksen välinen suhde seurasi nolla-kertaluvun reaktiota, ja vastaavat keskimääräiset nitrifikaatiokuormitukset olivat 1,11 ja 1,13 g/(m²·d). Keskimatalissa lämpötiloissa, kun SCOD-poistokuorma oli alle 1,0 g/(m²·d) ja nitrifikaatiokuorma alle 1,0 g/(m²·d), nitrifikaation poistokuormituksen lineaariset jyrkkmät suhteessa nitrifikaatiokuormitukseen laskivat arvoon 0,72 ja 0,84. Kun nitrifikaatiokuormitus nousi arvoon 1,0-3,0 g/(m²·d), vastaavat keskimääräiset nitrifikaationpoistokuormitukset olivat vastaavasti 0,72 ja 0,86 g/(m²·d), mikä edustaa 35,1 % ja 23,9 % laskua normaaleihin lämpötilaolosuhteisiin verrattuna.
Yllä olevasta analyysistä voidaan nähdä, että keski-alhaisissa lämpötiloissa nitrifikaation poistokuormituksen ja nitrifikaatiokuormituksen välisen suhteen käännepisteet biofilmille kussakin reaktiovyöhykkeessä esiintyivät aikaisemmin normaaliin lämpötilaan verrattuna. Tämä ilmiö on suhteellisen yhdenmukainen SAFWATin tutkimustulosten kanssa. Kaiken kaikkiaan vaikka biofilmin nitrifikaatiokyky järjestelmän jokaisella aerobisella vyöhykkeellä osoitti laskevaa suuntausta keski-alhaisissa lämpötiloissa,biokalvon nitrifikaatiokyky toisen -vaiheen A/O-MBBR-alajärjestelmän O7-reaktiovyöhykkeellä kasvoi 20,5–37,9 % verrattuna O3-reaktiovyöhykkeeseen ja O8-reaktiovyöhykkeen biofilmin nitrifikaatiokyky kasvoi noin 19,4 % verrattuna O4-reaktiovyöhykkeeseen.. Tämä osoittaa, että toisen-vaiheen reaktiovyöhykkeen asettaminen kolmi-vaiheen A/O{-MBBR-järjestelmään on hyödyllinen järjestelmän yleisen nitrifikaatiokapasiteetin parantamiseksi.
2.3 Biofilmin denitrifikaatiokapasiteetin muutokset kullakin hapettomalla reaktioalueella eri reaktiolämpötiloissa
Kolmivaiheisen A/O-MBBR-järjestelmän denitrifikaatiokapasiteetin muutosten arvioimiseksi yleisestä näkökulmasta tässä tutkimuksessa analysoitiin biokalvon denitrifikaatiokyky kussakin hapettomassa reaktiovyöhykkeessä eri reaktiolämpötiloissa. Tulokset esitettiinKuva 5.
Kuva 5 Denitrifikaation poistokuorma jokaisessa kolmivaiheisen A/O-MBBR-järjestelmän hapettomassa vyöhykkeessä eri reaktiolämpötiloissa
FromKuvat 5(a) ja (c), voidaan nähdä, että A1 ja A5 hapettomat reaktioalueet ovat tärkeimmät denitrifikaatiovyöhykkeet kolmivaiheisessa A/O-MBBR-järjestelmässä, jossa käytetään raakaveden hiilen lähteitä substraattina. Sekä normaaleissa että keski{5}}matalassa lämpötila-olosuhteissa, kun vastaava hapeton denitrifikaatiohiilen---typpisuhde (ΔCBSCOD / CNOx--N) oli suurempi kuin 5,0 ja denitrifikaatiokuormitus kantajapinta-alaa kohti (lyhennettynä "denitrifikaatiokuormitus" oli pienempi kuin 7}N) {{2}. 0,95 g/(m²·d), suhde denitrifikaation poistokuormituksen kantoainepinta-alaa kohti (lyhennettynä "denitrifikaation poistokuormitus", laskettuna NOx--N) ja denitrifikaatiokuormituksen välillä seurasi ensimmäisen kertaluvun lineaarista reaktiota, kaltevuuksilla 0,87, 0,8, 0,8 ja 0,8. Kun denitrifikaatiokuormitus nousi yli 0,95 g/(m²·d), denitrifikaation poistokuormituksen ja denitrifikaatiokuormituksen välinen suhde seurasi nollan kertaluvun reaktiota, ja vastaavat keskimääräiset denitrifikaatiokuormitukset olivat 0,82, 0,82 g/(m²·d) ja 0,78, 0,77 g/. Kun ΔCBSCOD / CNOx--N laski, denitrifikaatiokuormituksen ja denitrifikaatiokuormituksen välisen suhteen käännepiste siirtyi eteenpäin, lineaarinen kaltevuus alhaisen kuormituksen olosuhteissa osoitti laskusuuntausta, ja samanaikaisesti myös keskimääräinen denitrifikaatiopoistokuormitus korkean kuormituksen olosuhteissa osoitti laskevaa suuntausta. Nämä tulokset osoittavat, että biokalvon denitrifikaatiossa A1- ja A5-reaktiovyöhykkeillä raakaveden hiilen lähteillä hiili-typpi-suhde on pääasiallinen denitrifikaatiofunktion määräävä tekijä, ja testiveden laatuolosuhteissa ihanteellisen hiili-typpisuhteen A1 ja A5 hapettomille reaktioalueille tulisi olla suurempi kuin 5.
Kuvat 5(b) ja (d), voidaan nähdä, että A2 ja A6 hapettomien reaktiovyöhykkeiden osalta, koska A1 ja A5 hapettomat reaktioalueet poistivat ja kuluttivat hiililähteet raakajätevedestä ja suurimman osan kierrätysvirtauksen kuljettamasta nitraatista, A2 ja A6 hapettomat reaktiovyöhykkeet olivat pitkäaikaisen-pitkän-pitkän -substraatin{7}}puutoksen{8}kuormituksen tila. Siksi sekä normaaleissa että keski{10}}matalaissa lämpötiloissa, kun ΔCBSCOD / CNOx--N oli välillä 1,0-2,0 ja denitrifikaatiokuorma oli alle 0,50 g/(m²·d), denitrifikaatiokuormituksen lineaariset jyrkkmät suhteessa denitrifikaatiokuormitukseen olivat vain 0,51, 0,40 ja 0,7,0,7 Lisäksi kun denitrifikaatiokuorma nousi arvoon 0,50-1,50 g/(m²·d), vastaavat keskimääräiset denitrifikaatiokuormitukset olivat vain 0,25, 0,20 ja 0,20, 0,17 g/(m²·d). Tämän tutkimuksen staattiset koetulokset osoittivat kuitenkin, että riittävän hiililähteen ja nitraattisubstraatin olosuhteissa biofilmin denitrifikaatiopoistokuormitus hapettomilla reaktioalueilla A2 ja A6 voi olla (0,66 ± 0,14) ja (0,68 ± 0,11) g/(m²·d). Tämä tulos heijastaa sitä, että A2- ja A6-hapettomien reaktioalueiden biokalvolla on itse asiassa suhteellisen vahva denitrifikaatiokyky, jota rajoittaa hiililähteen ja nitraattisubstraattien puute tässä pilottijärjestelmässä.
FromKuva 5(e), voidaan nähdä, että A9:n hapettomassa reaktiovyöhykkeessä se kantaa denitrifikaatiokuorman kaikelle nitraatille, joka virtaa ulos kolmen -vaiheen A/O-MBBR-järjestelmän kahdesta ensimmäisestä vaiheesta käyttämällä ulkoisesti lisättyä natriumasetaattia denitrifikaatiohiilen lähteenä. Sekä normaaleissa että keski{4}}matalaissa lämpötiloissa, kun ΔCBSCOD / CNOx--N oli suurempi kuin 5 ja denitrifikaatiokuorma oli alle 2,5 g/(m²·d), denitrifikaatiokuormituksen ja denitrifikaatiokuormituksen välinen suhde seurasi ensimmäisen -kertaluvun lineaarista reaktiota, kaltevuudeltaan .4, 0,9. Kuitenkin kun ΔCBSCOD / CNOx--N laski, denitrifikaatiokuormituksen ja denitrifikaatiokuormituksen välisen suhteen lineaarinen kaltevuus osoitti laskevaa suuntausta. Tämä tulos osoittaa myös, että biokalvon denitrifikaatiossa A9-reaktiovyöhykkeellä käyttämällä ulkoista hiilenlähdettä hiili-typpi-suhde on myös pääasiallinen denitrifikaatiofunktion määräävä tekijä, jolloin vaadittu denitrifikaatiohiili-typpisuhde on suurempi kuin 3. Samalla reaktion lämpötilan muutosten vaikutus sen denitrifikaatiofunktioon on suhteellisen pieni.
2.4 Biofilmin nitrifikaatiokyky ja morfologiset ominaisuudet kullakin aerobisella reaktioalueella staattisissa koeolosuhteissa
Biofilmin nitrifikaatiokyky kussakin aerobisessa reaktiovyöhykkeessä staattisissa koeolosuhteissa on esitetty kuvassaKuva 6. Kuvasta 6 voidaan nähdä, että normaalilämpötilassa biofilmin nitrifikaatiokapasiteetit O3-, O4-, O7- ja O8-aerobisilla reaktioalueilla olivat (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) ja (1,25±0,13) g/(m²d). Keski-matalassa lämpötilassa biokalvon nitrifikaatiokapasiteetit vastaavilla aerobisilla reaktioalueilla olivat (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) ja (1,03±0,05) g/(m²·d) ja (1,03±0,05) g/(m²·d) ja laskivat 21,9 % ja 21,9 %. 17,6 % normaaliin lämpötilaan verrattuna. Nämä staattiset koetulokset ovat yhdenmukaisia pilottijärjestelmän mitattujen arvojen trendin kanssa. Lisäksi voidaan havaita, että biofilmin mitattu nitrifikaatiokyky kussakin aerobisessa vyöhykkeessä staattisissa koeolosuhteissa oli jonkin verran korkeampi kuin pilottijärjestelmän todelliset arvot. Analyysin ansioksi tämä johtuu siitä, että staattisten kokeiden aikana käytettiin yhtä ammoniumtyppisubstraattia ja lähes tyydyttyneitä, runsaasti liuenneita happea sisältäviä olosuhteita, mikä johti korkeampaan biofilmin nitrifikaatiokykyyn. Normaalilämpötilassa todelliset nitrifikaatiokapasiteetit O3-, O4-, O7- ja O8-reaktiovyöhykkeissä kolmen -vaiheen A/O-MBBR-järjestelmässä olivat 95,6 %, 90,6 %, 95,7 % ja 90,4 % staattisten kokeiden enimmäisnitrifikaatiokapasiteetista. Keski-matalassa lämpötilassa todelliset nitrifikaatiokapasiteetit O3-, O4-, O7- ja O8-reaktioalueilla laskivat 72,9 %:iin, 72,0 %:iin, 87,0 %:iin ja 84,5 %:iin.
Lisäanalyysi osoitti, että normaalilämpötilassa ammoniakin ominaishapetusnopeudet (nitrifikaationopeus massayksikköä kohden MLVSS, laskettuna N:na) biofilmissä O3-, O4-, O7- ja O8-aerobisissa reaktiovyöhykkeissä olivat (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,059±0,0072), (0,0080), (0,0080), ± 0,008. (0,060 ± 0,0063) g/(g·d), vastaavasti. Keski-matalassa lämpötilassa biofilmin ominaishapettumisnopeus O3- ja O4-aerobisilla reaktioalueilla olivat vain (0,046±0,0004) ja (0,041±0,0016) g/(g·d) ja laskivat 25,8 % ja 30,5 % normaaliin lämpötilaan verrattuna. Sitä vastoin biofilmin spesifiset ammoniakin hapettumisnopeudet O7- ja O8-aerobisilla reaktioalueilla olivat (0,062±0,0051) ja (0,060±0,0029) g/(g·d), vastaavasti. O8-reaktiovyöhykebiokalvon ammoniakin hapetuskyky säilyi ennallaan normaaleihin lämpötilaolosuhteisiin verrattuna, kun taas O7-aerobisen reaktiovyöhykebiokalvon ammoniakin hapetuskyky jopa kasvoi 3,3 %. Tämä tulos osoittaa, että keski-alhaisissa lämpötiloissa pilottijärjestelmän toisen-vaiheen reaktiovyöhykkeen biokalvolla on parempi nitrifikaatiokyky ja toisen vaiheen alijärjestelmän rationaalisuus järjestelmän kokonaisnitrifikaatiossa.
Biofilmin morfologian havaintotulokset ensimmäisen ja toisen vaiheen A/O-MBBR-alijärjestelmän aerobisissa reaktiovyöhykkeissä on esitettyKuva 7. Normaalilämpötilassa biokalvon paksuudet O3-, O4-, O7- ja O8-aerobisilla reaktioalueilla olivat (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2) ja (152,4±37,8) μm. Keski-alhaisessa lämpötilassa biofilmin paksuudet O3- ja O4-reaktiovyöhykkeillä olivat (289,4±59,9) ja (285,3±61,9) μm, vastaavasti, mikä edustaa 33,0 % ja 62,4 % kasvua verrattuna biokalvon paksuuteen normaalilämpötilassa. Sitä vastoin biokalvon paksuudet O7- ja O8-reaktiovyöhykkeillä olivat (173,1±40,2) ja (178,3±31,2) μm, vastaavasti, kasvaen vain 3,0 % ja 17,0 % normaalilämpötilaan verrattuna. Jotkut tutkimukset ovat osoittaneet, että ohuemmilla biofilmeillä on vahvempi ammoniakin hapetuskyky, mikä on suhteellisen yhdenmukaista tämän tutkimuksen kokeellisten tulosten kanssa. Analyysin ansioksi tämä johtuu siitä, että biofilmin nitrifioivat bakteerit ovat jakautuneet pystysuoraan biokalvon kerrosrakenteessa; liiallinen biokalvon paksuus johtaa substraatin massansiirtotehokkuuden ja substraattiaffiniteetin heikkenemiseen. Lisäksi keski-alhaisissa lämpötiloissa liuenneen hapen pitoisuus pilottijärjestelmän jokaisella aerobisella vyöhykkeellä oli paljon alhaisempi kuin staattisen koereaktorin (ero 3,0-5,0 mg/l). Erityisesti O3- ja O4-reaktiovyöhykkeiden paksumpien biofilmien kohdalla happimassansiirtokapasiteetin heikkeneminen biokalvon sisällä johti niiden todellisen nitrifikaatiokapasiteetin laskuun (vain noin 70 % staattisissa olosuhteissa mitatusta maksiminitrifikaatiokapasiteetista). Siksi puhtaan biokalvon MBBR:n kohdalla on välttämätöntä tehostaa biofilmin uusiutumista vahvistamalla leikkausvoimakkuutta ja säätelemällä biokalvon paksuutta kohtuullisesti biofilmin nitrifikaatiokapasiteetin ylläpitämiseksi.
3. Johtopäätös
① olosuhteissa, joissa reaktiolämpötila on 10-16 astetta (keski Kolmivaiheisen A/O-MBBR-pilottijärjestelmän jäteveden SCOD-, NH₄⁺-N- ja TIN-pitoisuudet olivat (26±6), (0,4±0,6) ja (6,8±3,6) mg/l, vastaavasti.keskimääräiset poistoasteet 82,3 %, 99,0 % ja 82,8 %.
② Keski-matalassa lämpötilassa aerobisten reaktiovyöhykkeiden biofilmien eroista johtuen ensimmäisen-vaiheen ja toisen-vaiheen A/O-MBBR-alijärjestelmän välillä muodostui ero biofilmin nitrifikaatiokapasiteetissa näiden kahden alajärjestelmän välillä. Erityisesti ensimmäisen-vaiheen A/O-MBBR-alijärjestelmän nitrifikaatiokapasiteetti laski lisääntyneen biokalvon paksuuden vuoksi. Biofilmin nitrifikaatiokapasiteetin ylläpitämiseksi on välttämätöntä säädellä biokalvon paksuutta kohtuullisesti.
③ Kolmi-vaiheen A/O-MBBR-pilottijärjestelmässä reaktiolämpötilan muutosten vaikutus denitrifikaatiofunktioon oli suhteellisen pieni. Eri reaktiolämpötiloissa denitrifikaatiohiilen ---typpisuhteen, jossa käytetään raakavettä hiilenlähteenä, on oltava suurempi kuin 5, ja denitrifikaatiohiilen --typpisuhteen --suhteen, kun käytetään ulkoisesti lisättyä natriumasetaattia hiilen lähteenä, on oltava suurempi kuin 3.