Estudo-em escala piloto em um sistema MBBR de-estágios A/O-para remoção de nitrogênio em temperaturas médias-baixas
Visão geral
Nos últimos anos, a China alcançou resultados significativos na gestão do ambiente hídrico, mas ainda enfrenta problemas como a escassez de recursos hídricos, a poluição ambiental da água e os danos ambientais ecológicos da água. Do ponto de vista da protecção dos recursos hídricos, da prevenção da poluição da água e da restauração da ecologia da água, a promoção contínua da melhoria da eficiência e eficácia do tratamento de águas residuais é de grande importância para aumentar as taxas de utilização dos recursos hídricos, melhorar a qualidade do ambiente hídrico, melhorar a qualidade de vida nacional, acelerar a construção do ambiente ecológico e vencer a batalha pela água limpa. Atualmente, com base no "Padrão de Descarga de Poluentes para Estações de Tratamento de Águas Residuais Urbanas" existente (GB18918-2002), os governos locais propuseram sucessivamente novos requisitos para a qualidade dos efluentes das estações de tratamento de águas residuais urbanas, com exigências particularmente mais rigorosas em indicadores como matéria orgânica, nitrogênio amoniacal e nitrogênio total. As tecnologias tradicionais de tratamento de água representadas pelo processo de lodo ativado enfrentam gargalos como a nitrificação biológica limitada a baixas temperaturas. Numerosos estudos demonstraram que o desempenho da nitrificação do processo de lodo ativado diminui significativamente sob condições de baixa-temperatura, acompanhado por problemas como grande volume de lodo e espuma biológica. Portanto, romper o gargalo da baixa temperatura e alcançar a remoção biológica estável e eficiente do nitrogênio tornou-se um problema urgente a ser resolvido no campo do tratamento de águas residuais. A tecnologia Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) tem sido aplicada em centenas de estações de tratamento de águas residuais em todo o mundo. Devido ao estado de crescimento do biofilme dentro do reator e à sua capacidade de renovação contínua, ele não só possui alta biomassa, mas também mantém alta atividade. Os resultados da aplicação nos países nórdicos também indicam que possui maior adaptabilidade a baixas temperaturas em comparação com o processo de lodo ativado.
Por esse motivo, este estudo, visando as características das águas residuais urbanas na China, utiliza as vantagens do MBBR e do processo Anóxico/Óxico (A/O) de múltiplos estágios para remoção biológica de nitrogênio para construirum sistema de escala piloto-de A/O-MBBR-de três estágios. A capacidade de remoção do sistema de matéria orgânica, nitrogênio amoniacal e nitrogênio inorgânico total sob condições de temperatura média-baixa foi investigada. A capacidade de nitrificação e as alterações morfológicas do biofilme sob condições experimentais estáticas foram analisadas, fornecendo suporte técnico para alcançar a remoção estável e eficiente de nitrogênio de águas residuais urbanas sob condições de baixa-temperatura e para a construção e regulação de sistemas de-A/O-MBBR de múltiplos estágios.
1. Materiais e Métodos
1.1 Configuração experimental e modo de operação do sistema em escala-piloto
O fluxo do processo do sistema de escala piloto de-A/O-MBBR-de três estágios construído é mostrado emFigura 1. O sistema-de escala piloto consiste em três estágios anóxico/óxico (A/O), divididos em 10 zonas de reação no total.A primeira-etapaO subsistema A/O-MBBR consiste em zonas de reação anóxica (A1, A2) e zonas de reação aeróbica (O3, O4).A segunda-etapaO subsistema A/O-MBBR consiste em zonas de reação anóxica (A5, A6) e zonas de reação aeróbica (O7, O8).A terceira-etapaO subsistema A/O-MBBR consiste em uma zona de reação anóxica (A9) e uma zona de reação aeróbica (O10). O volume efetivo decada zona de reação mencionada tem 1,4 m³ (1m * 1m * 1,4m), com profundidade efetiva de água de 1,4 m. Carreadores de biofilme suspensos (meios) com área superficial específica de 500 m²/m³ foram adicionados a cada segmento da zona de reação, com taxa de preenchimento de carreador de 35% para todos. A mistura mecânica foi utilizada nas zonas de reação anóxica para manter os transportadores fluidizados, enquanto a aeração por tubo perfurado foi utilizada nas zonas de reação aeróbica, controlando aconcentração de oxigênio dissolvido em 3-9 mg/L.
A taxa de influxo real do sistema em escala-piloto foi de (23.6 + 5.4) m³/d, usando uma distribuição de afluentes de dois-pontos, com pontos de entrada definidos nas zonas de reação A1 e O5 e uma proporção de afluentes de 1:1. O sistema-em escala piloto tinha dois conjuntos de recirculação de líquido nitrificado (de O4 para A1 e de O8 para A5), com taxa de recirculação de 100% a 200% (com base na taxa de entrada de cada estágio). Para garantir a pós{15}}desnitrificação adequada, 50-90 mg/L de acetato de sódio (calculado como DQO) foram adicionados como fonte externa de carbono na zona de reação A9. Todo o estudo experimental foi dividido em 2 fases: Fase I - Temperatura normal (18-29 graus); Fase II - Temperatura média-baixa (10-16 graus).
1.2 Teste de Água
O teste piloto foi realizado-no local, em uma estação de tratamento de águas residuais urbanas na cidade de Qingdao. A água de teste foi retirada do efluente do tanque de sedimentação primário desta planta e entrou no sistema piloto após melhorado pré-tratamento por flotação. As condições de qualidade da água após o pré-tratamento de flotação aprimorado são mostradas emTabela 1.
1.3 Indicadores e Métodos de Detecção
1.3.1 Indicadores Convencionais
Indicadores convencionais como SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS e MLVSS foram medidos usando métodos padrão de "Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods". Oxigênio dissolvido, temperatura, pH e ORP foram medidos usando ummedidor portátil de oxigênio dissolvido (HACH HQ40d). A espessura do biofilme foi medida usando ummicroscópio de fluorescência invertido (Olympus, IX71).
1.3.2 Experimento Estático de Nitrificação
Durante a operação do sistema, os transportadores das zonas aeróbicas foram amostrados periodicamente para medir a capacidade de nitrificação do biofilme sob condições de reação estática. Os transportadores de cada zona de reação aeróbica foram colocados em um reator de 5L, com taxa de enchimento idêntica à do sistema piloto de 35%. A água de teste foi configurada artificialmente como solução de NH₄Cl com uma concentração de massa de 20-25 mg/L (calculada como N). Durante o experimento, uma pequena bomba de ar foi usada para aeração para manter os transportadores fluidizados enquanto controlava o oxigênio dissolvido em 7-11 mg/L. A duração do teste foi de 2 horas, com intervalos de amostragem de 30 minutos, medindo a mudança na concentração de NH₄⁺-N para calcular a capacidade de nitrificação do biofilme sob condições de reação estática.
2. Resultados e Análise
2.1 Desempenho operacional do sistema piloto MBBR de-a/O-de três estágios
O desempenho operacional do sistema piloto MBBR de-A/O-de três estágios é mostrado emFigura 2. Na fase de temperatura normal (Fase I), com temperatura de reação de 18-29 graus, vazão de tratamento de (23.6+5.4) m³/d e dosagem de fonte de carbono de 50 mg/L (calculado como DQO, mesmo abaixo) na zona anóxica do subsistema A/O-MBBR do terceiro-estágio, os afluentes do sistema SCOD, NH₄⁺-N e TIN as concentrações foram (160±31), (35,0±7,2) e (35,8±7,0) mg/L, respectivamente, e as concentrações do efluente tratado foram (27±8), (0,6±0,5) e (2,7±2,2) mg/L, respectivamente, comtaxas médias de remoção atingindo 83,1%, 98,3% e 92,5%. Na fase de temperatura média-baixa (Fase II), com temperatura de reação de 10-16 graus, mesma vazão de tratamento de (23.6+5.4) m³/d e dosagem de fonte de carbono de 50-90 mg/L na zona anóxica do subsistema A/O-MBBR de terceiro-estágio, o SCOD influente do sistema, NH₄⁺-N, e As concentrações de TIN foram (147±30), (38,3±2,1) e (39,6±2,3) mg/L, respectivamente, e as concentrações de efluentes foram (26±6), (0,4±0,6) e (6,8±3,6) mg/L, respectivamente, comtaxas médias de remoção atingindo 82,3%, 99,0% e 82,8%. Além disso, durante os dias 56-62 de operação do sistema, quando a dosagem da fonte de carbono era de 50 mg/L, um acúmulo significativo de NO₂⁻-N apareceu na zona de reação A9. No entanto, após aumentar gradualmente a dosagem da fonte de carbono para 90 mg/L, o acúmulo de NO₂⁻-N na zona de reação A9 desapareceu gradualmente e a concentração de TIN no efluente diminuiu para um nível razoável.
2.2 Mudanças na Capacidade de Nitrificação do Biofilme em Cada Zona de Reação Aeróbica sob Diferentes Temperaturas de Reação
Para avaliar as mudanças na capacidade de nitrificação do sistema MBBR de-estágio A/O-de uma perspectiva geral, a taxa de contribuição de nitrificação de NH₄⁺-N e a capacidade de nitrificação do biofilme em cada zona de reação aeróbica sob diferentes temperaturas de reação foram analisadas, com os resultados mostrados emFiguras 3 e 4, respectivamente.
Figura 4 Carga de remoção de nitrificação e curvas de ajuste nas zonas aeróbias dos subsistemas A/O-MBBR de 1º e 2º estágio sob diferentes temperaturas de reação
DeFigura 3, pode-se observar que dentro do sistema MBBR de-estágio A/O-de três, devido à influência de dois-pontos, as zonas de reação O3 e O4 do subsistema MBBR de primeiro-estágio A/O-e as zonas de reação O7 e O8 do subsistema MBBR de segundo-estágio A/O-carregaram a principal carga de nitrificação do sistema. Em condições de temperatura normal e média-baixa, oAs taxas de contribuição de nitrificação de NH₄⁺-N desses dois subsistemas foram de 43,1%, 49,6% e 33,8%, 54,0%, respectivamente. Isso mostra que sob condições de temperatura média-baixa, a taxa de contribuição de nitrificação de NH₄⁺-N do subsistema de segundo-estágio foi 20,2% maior do que a do subsistema de primeiro-estágio.
DeFiguras 4 (a) e (c), pode-se observar que para os biofilmes nas zonas de reação aeróbica O3 e O7 sob temperatura normal, eles são as principais zonas de reação no sistema MBBR de três-estágios A/O- para degradação de matéria orgânica combinada com função de nitrificação. Quando a carga de remoção de SCOD por área de superfície do transportador (abreviada como "carga de remoção de SCOD", calculada como DQO) foi inferior a 2,0 g/(m²·d) e a carga de nitrificação por área de superfície do transportador (abreviada como "carga de nitrificação", calculada como N) foi inferior a 1,6 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de nitrificação por área de superfície do transportador (abreviada como "carga de remoção de nitrificação", calculada como N) e a carga de nitrificação seguiu uma reação linear de primeira-ordem, com inclinações de 0,83 e 0,84, respectivamente. Quando a carga de nitrificação aumentou para 1,6-6,0 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de nitrificação e a carga de nitrificação seguiu uma reação de ordem zero-, com cargas médias correspondentes de remoção de nitrificação de 1,31 e 1,34 g/(m²·d), respectivamente. Quando a carga de remoção de SCOD foi de 2,0-4,0 g/(m²·d) e a carga de nitrificação foi de 1,6-6,0 g/(m²·d), embora a relação de reação de ordem zero entre a carga de remoção de nitrificação e a carga de nitrificação tenha permanecido inalterada, as cargas médias de remoção de nitrificação correspondentes diminuíram para 0,95 e 0,97 g/(m²·d), respectivamente. Para os biofilmes nas zonas de reação aeróbica O3 e O7 sob temperatura média-baixa, quando a carga de remoção de SCOD foi inferior a 2,0 g/(m²·d) e a carga de nitrificação foi inferior a 1,1 g/(m²·d), as inclinações lineares da carga de remoção de nitrificação versus carga de nitrificação diminuíram para 0,71 e 0,81, respectivamente. Quando a carga de nitrificação aumentou para 1,1-6,0 g/(m²·d), as cargas médias correspondentes de remoção de nitrificação diminuíram para 0,78 e 0,94 g/(m²·d), respectivamente, representando reduções de 40,4% e 19,4% em comparação com condições normais de temperatura. Quando a carga de remoção de SCOD aumentou para 2,0-4,0 g/(m²·d), as cargas médias correspondentes de remoção de nitrificação diminuíram para 0,66 e 0,91 g/(m²·d), respectivamente, representando reduções de 30,5% e 6,2% em comparação com condições normais de temperatura. A capacidade de nitrificação do biofilme na zona de reação do O3 foi consistente com os resultados da pesquisa de HEM et al. sob condições correspondentes. No entanto, vale ressaltar que sob condições de temperatura média-baixa, em comparação com o biofilme da zona de reação O3, o biofilme da zona de reação O7 exibiu maior capacidade de nitrificação.
DeFiguras 4 (b) e (d), pode-se observar que para os biofilmes nas zonas de reação aeróbica de O4 e O8 sob temperatura normal, eles são as zonas de reação no sistema MBBR de três-estágios A/O-servindo principalmente uma função de nitrificação suplementar. Quando a carga de remoção de SCOD foi inferior a 1,0 g/(m²·d) e a carga de nitrificação foi inferior a 1,3 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de nitrificação e a carga de nitrificação seguiu uma reação linear de primeira{7}}ordem, com inclinações de 0,86 e 0,88, respectivamente. Quando a carga de nitrificação aumentou para 1,3-3,0 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de nitrificação e a carga de nitrificação seguiu uma reação de ordem zero-, com cargas médias correspondentes de remoção de nitrificação de 1,11 e 1,13 g/(m²·d), respectivamente. Sob condições de temperatura média-baixa, quando a carga de remoção de SCOD foi inferior a 1,0 g/(m²·d) e a carga de nitrificação foi inferior a 1,0 g/(m²·d), as inclinações lineares da carga de remoção de nitrificação versus carga de nitrificação diminuíram para 0,72 e 0,84, respectivamente. Quando a carga de nitrificação aumentou para 1,0-3,0 g/(m²·d), as cargas médias correspondentes de remoção de nitrificação foram de 0,72 e 0,86 g/(m²·d), respectivamente, representando reduções de 35,1% e 23,9% em comparação com condições normais de temperatura.
A partir da análise acima, pode-se observar que sob temperaturas médias-baixas, os pontos de inflexão da relação entre a carga de remoção de nitrificação e a carga de nitrificação para o biofilme em cada zona de reação ocorreram mais cedo em comparação à temperatura normal. Este fenómeno é relativamente consistente com os resultados da investigação da SAFWAT. No geral, embora a capacidade de nitrificação do biofilme em cada zona aeróbica do sistema tenha mostrado uma tendência decrescente sob temperaturas médias-baixas,a capacidade de nitrificação do biofilme na zona de reação O7 do subsistema MBBR do segundo-estágio A/O- aumentou em 20,5%-37,9% em comparação com a zona de reação O3, e a capacidade de nitrificação do biofilme na zona de reação O8 aumentou cerca de 19,4% em comparação com a zona de reação O4. Isso indica que a configuração da zona de reação de segundo-estágio no sistema MBBR de-A/O-de três estágios é benéfica para melhorar a capacidade geral de nitrificação do sistema.
2.3 Mudanças na capacidade de desnitrificação do biofilme em cada zona de reação anóxica sob diferentes temperaturas de reação
Para avaliar as mudanças na capacidade de desnitrificação do sistema MBBR de-estágio A/O-de uma perspectiva geral, este estudo analisou a capacidade de desnitrificação do biofilme em cada zona de reação anóxica sob diferentes temperaturas de reação, com os resultados mostrados emFigura 5.
Figura 5 Carga de remoção de desnitrificação em cada zona anóxica do sistema MBBR de-estágios A/O-MBBR sob diferentes temperaturas de reação
DeFiguras 5 (a) e (c), pode-se observar que para as zonas de reação anóxica A1 e A5, elas são as principais zonas de desnitrificação no sistema MBBR de três-estágios A/O-usando fontes de carbono de água bruta como substrato. Sob condições de temperatura normal e média-baixa, quando a proporção correspondente de carbono de desnitrificação anóxica-para-nitrogênio (ΔCBSCOD / CNOx--N) era maior que 5,0 e a carga de desnitrificação por área de superfície do portador (abreviada como "carga de desnitrificação", calculada como NOx--N) era menor que 0,95 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de desnitrificação por área de superfície do transportador (abreviada como "carga de remoção de desnitrificação", calculada como NOx--N) e a carga de desnitrificação seguiu uma reação linear de primeira-ordem, com inclinações de 0,87, 0,88 e 0,82, 0,84, respectivamente. Quando a carga de desnitrificação aumentou acima de 0,95 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de desnitrificação e a carga de desnitrificação seguiu uma reação de ordem zero, com cargas médias correspondentes de remoção de desnitrificação de 0,82, 0,82 g/(m²·d) e 0,78, 0,77 g/(m²·d), respectivamente. À medida que o ΔCBSCOD / CNOx--N diminuiu, o ponto de inflexão da relação entre a carga de remoção de desnitrificação e a carga de desnitrificação deslocou-se para frente, a inclinação linear sob condições de baixa carga mostrou uma tendência decrescente e, simultaneamente, a carga média de remoção de desnitrificação sob condições de alta carga também mostrou uma tendência decrescente. Estes resultados indicam que para a desnitrificação do biofilme nas zonas de reação A1 e A5 usando fontes de carbono de água bruta, a relação carbono-nitrogênio é o principal fator que determina a função de desnitrificação, e sob as condições de qualidade da água de teste, a razão ideal de carbono-nitrogênio para as zonas de reação anóxica A1 e A5 deve ser maior que 5.
Das Figuras 5 (b) e (d), pode-se observar que para as zonas de reação anóxica A2 e A6, como as zonas de reação anóxica A1 e A5 removeram e consumiram as fontes de carbono nas águas residuais brutas e a maior parte do nitrato transportado pelo fluxo de recirculação, as zonas de reação anóxica A2 e A6 eram um estado de-substrato-de baixa carga-deficiente de longo prazo. Portanto, sob condições de temperatura normal e média-baixa, quando ΔCBSCOD / CNOx--N estava entre 1,0-2,0 e a carga de desnitrificação era inferior a 0,50 g/(m²·d), as inclinações lineares da carga de remoção de desnitrificação versus carga de desnitrificação foram de apenas 0,51, 0,40 e 0,47, 0,37, respectivamente. Além disso, quando a carga de desnitrificação aumentou para 0,50-1,50 g/(m²·d), as cargas médias correspondentes de remoção de desnitrificação foram de apenas 0,25, 0,20 e 0,20, 0,17 g/(m²·d), respectivamente. No entanto, os resultados do experimento estático neste estudo mostraram que sob condições de fonte de carbono e substrato de nitrato suficientes, a carga de remoção de desnitrificação do biofilme nas zonas de reação anóxica A2 e A6 poderia atingir (0,66±0,14) e (0,68±0,11) g/(m²·d), respectivamente. Este resultado reflete que o biofilme nas zonas de reação anóxica A2 e A6 possui, na verdade, uma capacidade de desnitrificação relativamente forte, que é limitada pela falta de fonte de carbono e substratos de nitrato neste sistema piloto.
DeFigura 5(e), pode-se observar que para a zona de reação anóxica A9, ela suporta a carga de desnitrificação para todo o nitrato que flui dos dois primeiros estágios do sistema MBBR de três-estágios A/O-, usando acetato de sódio adicionado externamente como fonte de carbono de desnitrificação. Sob condições de temperatura normal e média-baixa, quando ΔCBSCOD / CNOx--N foi maior que 5 e a carga de desnitrificação foi menor que 2,5 g/(m²·d), a relação entre a carga de remoção de desnitrificação e a carga de desnitrificação seguiu uma reação linear de primeira-ordem, com inclinações de 0,93 e 0,94, respectivamente. No entanto, à medida que o ΔCBSCOD / CNOx--N diminuiu, a inclinação linear da relação entre a carga de remoção de desnitrificação e a carga de desnitrificação mostrou uma tendência decrescente. Este resultado também indica que para a desnitrificação do biofilme na zona de reação A9 usando uma fonte externa de carbono, a relação carbono-nitrogênio também é o principal fator que determina a função de desnitrificação, com uma relação carbono-nitrogênio de desnitrificação necessária maior que 3. Simultaneamente, a influência das mudanças na temperatura de reação em sua função de desnitrificação é relativamente pequena.
2.4 Capacidade de Nitrificação e Características Morfológicas do Biofilme em Cada Zona de Reação Aeróbica sob Condições Experimentais Estáticas
A capacidade de nitrificação do biofilme em cada zona de reação aeróbica sob condições experimentais estáticas é mostrada emFigura 6. Na Figura 6, pode-se observar que, sob temperatura normal, as capacidades de nitrificação do biofilme nas zonas de reação aeróbica O3, O4, O7 e O8 foram (1,37±0,21), (1,23±0,15), (1,40±0,20) e (1,25±0,13) g/(m²·d), respectivamente. Sob temperatura média-baixa, as capacidades de nitrificação do biofilme nas zonas de reação aeróbica correspondentes foram (1,07±0,01), (1,00±0,04), (1,08±0,09) e (1,03±0,05) g/(m²·d), respectivamente, diminuindo 21,9%, 18,7%, 22,9% e 17,6% em comparação à temperatura normal. Os resultados dos experimentos estáticos são consistentes com a tendência dos valores medidos no sistema piloto. Além disso, pode-se observar que a capacidade medida de nitrificação do biofilme em cada zona aeróbica sob condições experimentais estáticas foi um pouco superior aos valores reais no sistema piloto. A análise atribui isso ao uso de um único substrato de nitrogênio amoniacal e condições quase{31}saturadas de alto oxigênio dissolvido durante os experimentos estáticos, levando a um nível mais alto de capacidade de nitrificação do biofilme. Sob temperatura normal, as capacidades reais de nitrificação nas zonas de reação O3, O4, O7 e O8 do sistema MBBR de três-estágios A/O-foram 95,6%, 90,6%, 95,7% e 90,4% da capacidade máxima de nitrificação em experimentos estáticos, respectivamente. Sob temperatura média-baixa, as capacidades reais de nitrificação nas zonas de reação O3, O4, O7 e O8 diminuíram para 72,9%, 72,0%, 87,0% e 84,5%, respectivamente.
Análises adicionais mostraram que sob temperatura normal, as taxas específicas de oxidação de amônia (taxa de nitrificação por unidade de massa MLVSS, calculada como N) do biofilme nas zonas de reação aeróbica O3, O4, O7 e O8 foram (0,062±0,0095), (0,059±0,0072), (0,060±0,0086) e (0,060±0,0063) g/(g·d), respectivamente. Sob temperatura média-baixa, as taxas específicas de oxidação de amônia do biofilme nas zonas de reação aeróbia de O3 e O4 foram de apenas (0,046±0,0004) e (0,041±0,0016) g/(g·d), respectivamente, diminuindo 25,8% e 30,5% em comparação à temperatura normal. Em contraste, as taxas específicas de oxidação de amônia do biofilme nas zonas de reação aeróbica O7 e O8 foram (0,062±0,0051) e (0,060±0,0029) g/(g·d), respectivamente. Em comparação com condições normais de temperatura, a capacidade de oxidação de amônia do biofilme da zona de reação O8 permaneceu inalterada, enquanto a capacidade de oxidação de amônia do biofilme da zona de reação aeróbica O7 aumentou até 3,3%. Este resultado demonstra bem que sob condições de temperatura média-baixa, o biofilme na zona de reação do segundo-estágio do sistema piloto tem melhor capacidade de nitrificação e a racionalidade da contribuição do subsistema-do segundo estágio para a nitrificação geral do sistema.
Os resultados da observação da morfologia do biofilme em cada zona de reação aeróbica dos subsistemas A/O-MBBR de primeiro e segundo estágio são mostrados emFigura 7. Sob temperatura normal, as espessuras do biofilme nas zonas de reação aeróbica O3, O4, O7 e O8 foram (217,6±54,6), (175,7±38,7), (168,1±38,2) e (152,4±37,8) μm, respectivamente. Sob temperatura média-baixa, as espessuras do biofilme nas zonas de reação O3 e O4 foram (289,4±59,9) e (285,3±61,9) μm, respectivamente, representando aumentos de 33,0% e 62,4% em comparação com a espessura do biofilme sob temperatura normal. Em contraste, as espessuras do biofilme nas zonas de reação O7 e O8 foram (173,1±40,2) e (178,3±31,2) μm, respectivamente, aumentando apenas 3,0% e 17,0% em comparação com a temperatura normal. Alguns estudos mostraram que biofilmes mais finos têm maior capacidade de oxidação de amônia, o que é relativamente consistente com os resultados experimentais deste estudo. A análise atribui isso ao fato de que as bactérias nitrificantes no biofilme estão distribuídas verticalmente na estrutura em camadas do biofilme; a espessura excessiva do biofilme leva à redução da eficiência da transferência de massa do substrato e da afinidade do substrato. Além disso, sob condições de temperatura média-baixa, a concentração de oxigênio dissolvido em cada zona aeróbica do sistema piloto foi muito menor do que no reator experimental estático (diferindo em 3,0-5,0 mg/L). Especialmente para os biofilmes mais espessos nas zonas de reação O3 e O4, a diminuição na capacidade de transferência de massa de oxigênio dentro do biofilme levou a uma diminuição na sua capacidade real de nitrificação (apenas cerca de 70% da capacidade máxima de nitrificação medida em condições estáticas). Portanto, para um MBBR de biofilme puro, é necessário aumentar a renovação do biofilme, fortalecendo a intensidade de cisalhamento e controlando razoavelmente a espessura do biofilme para manter a capacidade de nitrificação do biofilme.
3. Conclusão
① Sob as condições de uma temperatura de reação de 10-16 graus (temperatura média-baixa), uma vazão de tratamento de (23,6±5,4) m³/d e uma dosagem de fonte de carbono de 50-90 mg/L (calculado como DQO) na zona anóxica do terceiro-estágio A/O-subsistema MBBR, o efluente SCOD, As concentrações de NH₄⁺-N e TIN do sistema piloto A/O-MBBR de três estágios foram (26±6), (0,4±0,6) e (6,8±3,6) mg/L, respectivamente, comtaxas médias de remoção atingindo 82,3%, 99,0% e 82,8%.
② Sob condições de temperatura média-baixa, devido a diferenças no biofilme das zonas de reação aeróbica entre o primeiro-estágio e o segundo-estágio A/O-subsistemas MBBR, uma diferença na capacidade de nitrificação do biofilme entre os dois subsistemas foi formada. Especialmente para o subsistema MBBR de-primeiro estágio A/O-, a capacidade de nitrificação diminuiu devido ao aumento da espessura do biofilme. Para manter a capacidade de nitrificação do biofilme, é necessário controlar razoavelmente a espessura do biofilme.
③ No sistema piloto MBBR de-A/O-de três estágios, o efeito das mudanças de temperatura de reação na função de desnitrificação foi relativamente pequeno. Sob diferentes temperaturas de reação, a proporção de carbono-para{4}}nitrogênio de desnitrificação usando água bruta como fonte de carbono precisa ser maior que 5, e a proporção de carbono-para{7}}nitrogênio de desnitrificação usando acetato de sódio adicionado externamente como fonte de carbono precisa ser maior que 3.