Étude pilote-à grande échelle sur un système A/O-MBBR à plusieurs étages-pour l'élimination de l'azote à des températures moyennes-basses
Aperçu
Ces dernières années, la Chine a obtenu des résultats significatifs en matière de gestion de l'environnement aquatique, mais elle reste confrontée à des problèmes tels que la pénurie de ressources en eau, la pollution de l'eau et les dommages écologiques à l'eau. Du point de vue de la protection des ressources en eau, de la prévention de la pollution de l'eau et de la restauration de l'écologie de l'eau, la promotion continue de l'amélioration de l'efficience et de l'efficacité du traitement des eaux usées est d'une grande importance pour augmenter les taux d'utilisation des ressources en eau, améliorer la qualité de l'environnement aquatique, améliorer la qualité de vie nationale, accélérer la construction de l'environnement écologique et gagner la bataille pour l'eau propre. Actuellement, sur la base de la « Norme nationale de rejet de polluants pour les usines de traitement des eaux usées urbaines » (GB18918-2002), les gouvernements locaux ont successivement proposé de nouvelles exigences pour la qualité des effluents des usines de traitement des eaux usées urbaines, avec des exigences particulièrement plus strictes sur des indicateurs tels que la matière organique, l'azote ammoniacal et l'azote total. Les technologies traditionnelles de traitement de l’eau représentées par le procédé à boues activées se heurtent à des goulots d’étranglement tels qu’une nitrification biologique limitée à basse température. De nombreuses études ont montré que les performances de nitrification du processus à boues activées diminuent considérablement dans des conditions de basse -température, ce qui s'accompagne de problèmes tels qu'un gonflement important des boues et de l'écume biologique. Par conséquent, surmonter le goulot d’étranglement lié aux basses températures et parvenir à une élimination biologique stable et efficace de l’azote est devenu un problème urgent à résoudre dans le domaine du traitement des eaux usées. La technologie MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor) a été appliquée dans des centaines d’usines de traitement des eaux usées à travers le monde. En raison de l’état de croissance du biofilm fixé à l’intérieur du réacteur et de sa capacité de renouvellement continu, il possède non seulement une biomasse élevée, mais maintient également une activité élevée. Les résultats d'application dans les pays nordiques indiquent également qu'il présente une plus grande adaptabilité aux basses températures que le procédé à boues activées.
Pour cette raison, cette étude, ciblant les caractéristiques des eaux usées urbaines en Chine, utilise les avantages du MBBR et du processus Anoxique/Oxique (A/O) en plusieurs étapes pour l'élimination biologique de l'azote afin de construireun système pilote-A/O-MBBR-à l'échelle pilote en trois étapes. La capacité d'élimination du système pour la matière organique, l'azote ammoniacal et l'azote inorganique total dans des conditions de température moyenne-basse a été étudiée. La capacité de nitrification et les changements morphologiques du biofilm dans des conditions expérimentales statiques ont été analysés, fournissant un soutien technique pour obtenir une élimination stable et efficace de l'azote des eaux usées urbaines dans des conditions de basse -température et pour la construction et la régulation de systèmes A/O-MBBR à plusieurs étages.
1. Matériels et méthodes
1.1 Configuration expérimentale et mode de fonctionnement du système à l'échelle pilote-
Le flux de processus du système à l'échelle pilote -A/O-MBBR-à trois étapes construit est illustré dansFigure 1. Le système à l'échelle pilote-se compose de trois étapes d'anoxie/oxique (A/O), divisées en 10 zones de réaction au total.La première-étapeLe sous-système A/O-MBBR se compose de zones de réaction anoxique (A1, A2) et de zones de réaction aérobie (O3, O4).La deuxième-étapeLe sous-système A/O-MBBR se compose de zones de réaction anoxique (A5, A6) et de zones de réaction aérobie (O7, O8).La troisième-étapeLe sous-système A/O-MBBR se compose d'une zone de réaction anoxique (A9) et d'une zone de réaction aérobie (O10). Le volume effectif dechaque zone de réaction susmentionnée mesure 1,4 m³ (1 m * 1 m * 1,4 m), avec une profondeur d'eau effective de 1,4 m. Des supports de biofilm en suspension (médias) d'une surface spécifique de 500 m²/m³ ont été ajoutés à chaque segment de la zone de réaction, avec un taux de remplissage des supports de 35 % pour tous.. Un mélange mécanique a été utilisé dans les zones de réaction anoxique pour maintenir les supports fluidisés, tandis qu'une aération par tuyaux perforés a été utilisée dans les zones de réaction aérobie, contrôlant ainsi laconcentration d'oxygène dissous à 3-9 mg/L.
Le débit d'entrée réel du système à l'échelle pilote-était de (23.6 + 5.4) m³/j, en utilisant une distribution d'influent à deux-points, avec des points d'entrée définis dans les zones de réaction A1 et O5, et un rapport d'influent de 1 : 1. Le système à l'échelle pilote-comportait deux ensembles de recirculation de liquide nitrifié (de O4 à A1 et de O8 à A5), avec un taux de recirculation de 100 % à 200 % (en fonction du débit d'entrée de chaque étage). Pour garantir une post-dénitrification appropriée, 50-90 mg/L d'acétate de sodium (calculé en DCO) ont été ajoutés comme source de carbone externe dans la zone de réaction A9. L'ensemble de l'étude expérimentale a été divisée en 2 phases : Phase I - Température normale (18-29 degrés) ; Phase II – Température moyenne-basse (10-16 degrés).
1.2 Test de l'eau
Le test pilote a été réalisé sur-site dans une usine de traitement des eaux usées urbaines de la ville de Qingdao. L'eau d'essai a été prélevée sur l'effluent du bassin de décantation primaire de cette usine et est entrée dans le système pilote après un prétraitement renforcé par flottation. Les conditions de qualité de l'eau après prétraitement par flottation améliorée sont indiquées dansTableau 1.
1.3 Indicateurs et méthodes de détection
1.3.1 Indicateurs conventionnels
Les indicateurs conventionnels tels que SCOD, NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, SS, MLSS et MLVSS ont été mesurés à l'aide des méthodes standard de « Méthodes de surveillance et d'analyse de l'eau et des eaux usées ». L'oxygène dissous, la température, le pH et l'ORP ont été mesurés à l'aide d'uncompteur d'oxygène dissous portable (HACH HQ40d). L'épaisseur du biofilm a été mesurée à l'aide d'unmicroscope à fluorescence inversée (Olympus, IX71).
1.3.2 Expérience statique de nitrification
Pendant le fonctionnement du système, les porteurs des zones aérobies ont été périodiquement échantillonnés pour mesurer la capacité de nitrification du biofilm dans des conditions de réaction statiques. Les porteurs de chaque zone de réaction aérobie ont été placés dans un réacteur de 5 L, avec un taux de remplissage identique au système pilote à 35 %. L'eau d'essai était une solution de NH₄Cl configurée artificiellement avec une concentration massique de 20-25 mg/L (calculée en N). Au cours de l’expérience, une petite pompe à air a été utilisée pour l’aération afin de maintenir les supports fluidisés tout en contrôlant l’oxygène dissous entre 7 et 11 mg/L. La durée du test était de 2 heures, avec des intervalles d'échantillonnage de 30 minutes, mesurant le changement de concentration de NH₄⁺-N pour calculer la capacité de nitrification du biofilm dans des conditions de réaction statiques.
2. Résultats et analyse
2.1 Performances opérationnelles du système pilote MBBR -A/O-à trois étages
Les performances opérationnelles du système pilote-A/O-MBBR à trois étages sont présentées dansFigure 2. Dans la phase de température normale (Phase I), avec une température de réaction de 18-29 degrés, un débit de traitement de (23.6+5.4) m³/j et un dosage de source de carbone de 50 mg/L (calculé en DCO, idem ci-dessous) dans la zone anoxique du sous-système MBBR du troisième-étage A/O-MBBR, les influents SCOD, NH₄⁺-N et MBBR du système Les concentrations de TIN étaient respectivement de (160 ± 31), (35,0 ± 7,2) et (35,8 ± 7,0) mg/L, et les concentrations des effluents traités étaient de (27 ± 8), (0,6 ± 0,5) et (2,7 ± 2,2) mg/L, respectivement, avectaux de suppression moyens atteignant 83,1 %, 98,3 % et 92,5 %. Dans la phase moyenne-basse température (Phase II), avec une température de réaction de 10-16 degrés, le même débit de traitement de (23.6+5.4) m³/j et un dosage de source de carbone de 50-90 mg/L dans la zone anoxique du sous-système A/O-MBBR du troisième-étage, les influents SCOD, NH₄⁺-N et Les concentrations de TIN étaient respectivement de (147 ± 30), (38,3 ± 2,1) et (39,6 ± 2,3) mg/L, et les concentrations dans les effluents étaient de (26 ± 6), (0,4 ± 0,6) et (6,8 ± 3,6) mg/L, respectivement, avectaux de suppression moyens atteignant 82,3 %, 99,0 % et 82,8 %. De plus, au cours des jours 56-62 de fonctionnement du système, lorsque le dosage de la source de carbone était de 50 mg/L, une accumulation significative de NO₂⁻-N est apparue dans la zone de réaction A9. Cependant, après avoir progressivement augmenté la dose de source de carbone jusqu'à 90 mg/L, l'accumulation de NO₂⁻-N dans la zone de réaction A9 a progressivement disparu et la concentration de TIN dans l'effluent a diminué jusqu'à un niveau raisonnable.
2.2 Modifications de la capacité de nitrification du biofilm dans chaque zone de réaction aérobie sous différentes températures de réaction
Pour évaluer les changements dans la capacité de nitrification du système MBBR à trois -A/O-dans une perspective globale, le taux de contribution à la nitrification de NH₄⁺-N et la capacité de nitrification du biofilm dans chaque zone de réaction aérobie sous différentes températures de réaction ont été analysés, les résultats étant présentés dansFigures 3 et 4, respectivement.
Figure 4 Charge d'élimination de la nitrification et courbes d'ajustement dans les zones aérobies des sous-systèmes A/O-MBBR de 1ère et 2ème étape sous différentes températures de réaction
DepuisFigure 3, on peut voir que dans le système MBBR à trois -A/O-, en raison de l'influent à deux-points, les zones de réaction O3 et O4 du premier-sous-système A/O-MBBR et les zones de réaction O7 et O8 du sous-système MBBR-étage A/O-portaient la principale charge de nitrification du système. Dans des conditions de température normales et moyennes-basses, leLes taux de contribution à la nitrification NH₄⁺-N de ces deux sous-systèmes étaient respectivement de 43,1 %, 49,6 % et 33,8 %, 54,0 %. Cela montre que dans des conditions de température moyenne-basse, le taux de contribution à la nitrification NH₄⁺-N du sous-système du deuxième-étage était 20,2 % supérieur à celui du sous-système du premier-étage.
DepuisFigures 4(a) et (c), on peut voir que pour les biofilms dans les zones de réaction aérobie O3 et O7 à température normale, ce sont les principales zones de réaction dans le système MBBR en trois étapes -A/O- pour la dégradation de la matière organique combinée à la fonction de nitrification. Lorsque la charge d'élimination de SCOD par surface de support (en abrégé « charge d'élimination de SCOD », calculée en DCO) était inférieure à 2,0 g/(m²·d) et que la charge de nitrification par surface de support (en abrégé « charge de nitrification », calculée en N) était inférieure à 1,6 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de nitrification par surface de support (en abrégé « charge d'élimination de nitrification », calculée en N) et la nitrification. la charge a suivi une réaction linéaire du premier-ordre, avec des pentes de 0,83 et 0,84, respectivement. Lorsque la charge de nitrification a augmenté jusqu'à 1,6-6,0 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de nitrification et la charge de nitrification a suivi une réaction d'ordre zéro-, avec des charges d'élimination de nitrification moyennes correspondantes de 1,31 et 1,34 g/(m²·d), respectivement. Lorsque la charge d'élimination de SCOD était de 2,0-4,0 g/(m²·d) et la charge de nitrification de 1,6-6,0 g/(m²·d), bien que la relation de réaction d'ordre zéro entre la charge d'élimination de nitrification et la charge de nitrification soit restée inchangée, les charges d'élimination de nitrification moyennes correspondantes ont diminué à 0,95 et 0,97 g/(m²·d), respectivement. Pour les biofilms dans les zones de réaction aérobie O3 et O7 à température moyenne-basse, lorsque la charge d'élimination de SCOD était inférieure à 2,0 g/(m²·d) et que la charge de nitrification était inférieure à 1,1 g/(m²·d), les pentes linéaires de la charge d'élimination de nitrification par rapport à la charge de nitrification ont diminué à 0,71 et 0,81, respectivement. Lorsque la charge de nitrification a augmenté jusqu'à 1,1-6,0 g/(m²·d), les charges moyennes d'élimination de nitrification correspondantes ont diminué à 0,78 et 0,94 g/(m²·d), respectivement, ce qui représente des diminutions de 40,4 % et 19,4 % par rapport aux conditions de température normales. Lorsque la charge d'élimination de SCOD a augmenté jusqu'à 2,0-4,0 g/(m²·d), les charges moyennes d'élimination de nitrification correspondantes ont diminué à 0,66 et 0,91 g/(m²·d), respectivement, ce qui représente des diminutions de 30,5 % et 6,2 % par rapport aux conditions de température normales. La capacité de nitrification du biofilm dans la zone de réaction O3 était cohérente avec les résultats de recherche de HEM et al. dans des conditions correspondantes. Cependant, il convient de noter que dans des conditions de température moyenne-basse, par rapport au biofilm de la zone de réaction O3, le biofilm de la zone de réaction O7 présentait une capacité de nitrification plus forte.
DepuisFigures 4(b) et (d), on peut voir que pour les biofilms dans les zones de réaction aérobie O4 et O8 à température normale, ce sont les zones de réaction du système MBBR en trois étapes -A/O- servant principalement une fonction de nitrification supplémentaire. Lorsque la charge d'élimination de SCOD était inférieure à 1,0 g/(m²·d) et que la charge de nitrification était inférieure à 1,3 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de nitrification et la charge de nitrification suivait une réaction linéaire du premier-ordre, avec des pentes de 0,86 et 0,88, respectivement. Lorsque la charge de nitrification a augmenté jusqu'à 1,3-3,0 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de nitrification et la charge de nitrification a suivi une réaction d'ordre zéro-, avec des charges d'élimination de nitrification moyennes correspondantes de 1,11 et 1,13 g/(m²·d), respectivement. Dans des conditions de température moyenne-basse, lorsque la charge d'élimination de SCOD était inférieure à 1,0 g/(m²·d) et que la charge de nitrification était inférieure à 1,0 g/(m²·d), les pentes linéaires de la charge d'élimination de nitrification par rapport à la charge de nitrification ont diminué à 0,72 et 0,84, respectivement. Lorsque la charge de nitrification augmentait jusqu'à 1,0-3,0 g/(m²·d), les charges moyennes d'élimination de nitrification correspondantes étaient respectivement de 0,72 et 0,86 g/(m²·d), ce qui représente des diminutions de 35,1 % et 23,9 % par rapport aux conditions de température normales.
L'analyse ci-dessus montre qu'à des températures moyennes-basses, les points d'inflexion de la relation entre la charge d'élimination de la nitrification et la charge de nitrification pour le biofilm dans chaque zone de réaction se sont produits plus tôt que la température normale. Ce phénomène est relativement cohérent avec les résultats des recherches de SAFWAT. Dans l'ensemble, bien que la capacité de nitrification du biofilm dans chaque zone aérobie du système ait montré une tendance à la baisse à des températures moyennes-basses,la capacité de nitrification du biofilm dans la zone de réaction O7 du sous-système MBBR du deuxième-étage A/O-MBBR a augmenté de 20,5 % à 37,9 % par rapport à la zone de réaction O3, et la capacité de nitrification du biofilm dans la zone de réaction O8 a augmenté d'environ 19,4 % par rapport à la zone de réaction O4. Cela indique que la configuration de la zone de réaction du deuxième-étage dans le système MBBR à trois-A/O-est bénéfique pour améliorer la capacité globale de nitrification du système.
2.3 Modifications de la capacité de dénitrification du biofilm dans chaque zone de réaction anoxique sous différentes températures de réaction
Pour évaluer les changements dans la capacité de dénitrification du système MBBR -A/O-à trois étapes d'un point de vue global, cette étude a analysé la capacité de dénitrification du biofilm dans chaque zone de réaction anoxique sous différentes températures de réaction, avec les résultats présentés dansFigure 5.
Figure 5 Charge d'élimination de la dénitrification dans chaque zone anoxique du système MBBR à trois -A/O- sous différentes températures de réaction
DepuisFigures 5(a) et (c), on peut voir que pour les zones de réaction anoxique A1 et A5, ce sont les principales zones de dénitrification dans le système MBBR en trois étapes -A/O-utilisant des sources de carbone d'eau brute comme substrat. Dans des conditions de température normales et moyennes-basses, lorsque le rapport carbone de dénitrification anoxique-à-azote correspondant (ΔCBSCOD / CNOx--N) était supérieur à 5,0 et que la charge de dénitrification par surface de support (abrégée en "charge de dénitrification", calculée en NOx--N) était inférieure à 0,95 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de dénitrification par surface de support (en abrégé « charge d'élimination de dénitrification », calculée en NOx--N) et la charge de dénitrification a suivi une réaction linéaire du premier-ordre, avec des pentes de 0,87, 0,88 et 0,82, 0,84, respectivement. Lorsque la charge de dénitrification a augmenté au-dessus de 0,95 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de dénitrification et la charge de dénitrification a suivi une réaction d'ordre zéro-, avec des charges d'élimination de dénitrification moyennes correspondantes de 0,82, 0,82 g/(m²·d) et 0,78, 0,77 g/(m²·d), respectivement. À mesure que ΔCBSCOD / CNOx--N diminuait, le point d'inflexion de la relation entre la charge d'élimination de dénitrification et la charge de dénitrification s'est déplacé vers l'avant, la pente linéaire dans des conditions de faible charge a montré une tendance à la baisse, et simultanément, la charge d'élimination de dénitrification moyenne dans des conditions de charge élevée a également montré une tendance à la baisse. Ces résultats indiquent que pour la dénitrification du biofilm dans les zones de réaction A1 et A5 à l'aide de sources de carbone d'eau brute, le rapport carbone/azote est le principal facteur déterminant la fonction de dénitrification, et dans les conditions de qualité de l'eau testée, le rapport carbone/azote idéal pour les zones de réaction anoxiques A1 et A5 devrait être supérieur à 5.
À partir des figures 5 (b) et (d), on peut voir que pour les zones de réaction anoxiques A2 et A6, parce que les zones de réaction anoxiques A1 et A5 ont éliminé et consommé les sources de carbone dans les eaux usées brutes et la plupart des nitrates transportés par le flux de recirculation, les zones de réaction anoxiques A2 et A6 étaient dans un état de faible charge à long-substrat-déficient-. Par conséquent, dans des conditions de température normales et moyennement basses, lorsque ΔCBSCOD / CNOx--N était compris entre 1,0 et 2,0 et que la charge de dénitrification était inférieure à 0,50 g/(m²·d), les pentes linéaires de la charge d'élimination de dénitrification par rapport à la charge de dénitrification n'étaient que de 0,51, 0,40 et 0,47, 0,37, respectivement. De plus, lorsque la charge de dénitrification augmentait jusqu'à 0,50-1,50 g/(m²·d), les charges moyennes d'élimination de dénitrification correspondantes n'étaient que de 0,25, 0,20 et 0,20, 0,17 g/(m²·d), respectivement. Cependant, les résultats de l'expérience statique de cette étude ont montré que dans des conditions de source de carbone et de substrat nitrate suffisants, la charge d'élimination de dénitrification du biofilm dans les zones de réaction anoxique A2 et A6 pourrait atteindre (0,66 ± 0,14) et (0,68 ± 0,11) g/(m²·d), respectivement. Ce résultat reflète le fait que le biofilm dans les zones de réaction anoxique A2 et A6 possède en réalité une capacité de dénitrification relativement forte, limitée par le manque de source de carbone et de substrats nitrates dans ce système pilote.
DepuisFigure 5(e), on peut voir que pour la zone de réaction anoxique A9, elle supporte la charge de dénitrification pour tous les nitrates s'écoulant des deux premiers étages du système MBBR à trois -A/O-, en utilisant de l'acétate de sodium ajouté en externe comme source de carbone de dénitrification. Dans des conditions de température normales et moyennes-basses, lorsque ΔCBSCOD / CNOx--N était supérieur à 5 et que la charge de dénitrification était inférieure à 2,5 g/(m²·d), la relation entre la charge d'élimination de dénitrification et la charge de dénitrification suivait une réaction linéaire de premier-ordre, avec des pentes de 0,93 et 0,94, respectivement. Cependant, à mesure que ΔCBSCOD / CNOx--N diminuait, la pente linéaire de la relation entre la charge d'élimination de dénitrification et la charge de dénitrification a montré une tendance à la baisse. Ce résultat indique également que pour la dénitrification du biofilm dans la zone de réaction A9 utilisant une source de carbone externe, le rapport carbone/azote est également le principal facteur déterminant la fonction de dénitrification, avec un rapport carbone/azote de dénitrification requis supérieur à 3. Simultanément, l'influence des changements de température de réaction sur sa fonction de dénitrification est relativement faible.
2.4 Capacité de nitrification et caractéristiques morphologiques du biofilm dans chaque zone de réaction aérobie dans des conditions expérimentales statiques
La capacité de nitrification du biofilm dans chaque zone de réaction aérobie dans des conditions expérimentales statiques est représentée parFigure 6. De la figure 6, on peut voir qu'à température normale, les capacités de nitrification du biofilm dans les zones de réaction aérobie O3, O4, O7 et O8 étaient respectivement de (1,37 ± 0,21), (1,23 ± 0,15), (1,40 ± 0,20) et (1,25 ± 0,13) g/(m²·d). À température moyenne -basse, les capacités de nitrification du biofilm dans les zones de réaction aérobie correspondantes étaient respectivement de (1,07 ± 0,01), (1,00 ± 0,04), (1,08 ± 0,09) et (1,03 ± 0,05) g/(m²·d), diminuant de 21,9 %, 18,7 %, 22,9 % et 17,6 % par rapport à la normale. température. Ces résultats d'expériences statiques sont cohérents avec la tendance des valeurs mesurées dans le système pilote. De plus, on peut observer que la capacité de nitrification mesurée du biofilm dans chaque zone aérobie dans des conditions expérimentales statiques était légèrement supérieure aux valeurs réelles du système pilote. L'analyse attribue cela à l'utilisation d'un seul substrat d'azote ammoniacal et à des conditions d'oxygène dissous presque saturées au cours des expériences statiques, conduisant à un niveau plus élevé de capacité de nitrification du biofilm. À température normale, les capacités de nitrification réelles dans les zones de réaction O3, O4, O7 et O8 du système MBBR à trois étages -A/O- étaient respectivement de 95,6 %, 90,6 %, 95,7 % et 90,4 % de la capacité de nitrification maximale dans le cadre d'expériences statiques. À température moyenne -basse, les capacités réelles de nitrification dans les zones de réaction O3, O4, O7 et O8 ont diminué à 72,9 %, 72,0 %, 87,0 % et 84,5 %, respectivement.
Une analyse plus approfondie a montré qu'à température normale, les taux d'oxydation spécifiques de l'ammoniac (taux de nitrification par unité de masse MLVSS, calculé en N) du biofilm dans les zones de réaction aérobie O3, O4, O7 et O8 étaient de (0,062 ± 0,0095), (0,059 ± 0,0072), (0,060 ± 0,0086) et (0,060 ± 0,0063). g/(g·d), respectivement. À température moyenne -basse, les taux d'oxydation spécifiques de l'ammoniac du biofilm dans les zones de réaction aérobie O3 et O4 n'étaient que de (0,046 ± 0,0004) et (0,041 ± 0,0016) g/(g·d), respectivement, diminuant de 25,8 % et 30,5 % par rapport à la température normale. En revanche, les taux d'oxydation spécifiques de l'ammoniac du biofilm dans les zones de réaction aérobie O7 et O8 étaient respectivement de (0,062 ± 0,0051) et (0,060 ± 0,0029) g/(g·d). Par rapport aux conditions de température normales, la capacité d’oxydation de l’ammoniac du biofilm de la zone de réaction O8 est restée inchangée, tandis que la capacité d’oxydation de l’ammoniac du biofilm de la zone de réaction aérobie O7 a même augmenté de 3,3 %. Ce résultat démontre bien que dans des conditions de température moyenne-basse, le biofilm dans la zone de réaction de deuxième-étape du système pilote a une meilleure capacité de nitrification et la rationalité de la contribution du sous-système de deuxième étape-à la nitrification globale du système.
Les résultats d'observation de la morphologie du biofilm dans chaque zone de réaction aérobie des sous-systèmes A/O-MBBR de première et deuxième étapes sont présentés dansFigure 7. À température normale, les épaisseurs de biofilm dans les zones de réaction aérobie O3, O4, O7 et O8 étaient respectivement de (217,6 ± 54,6), (175,7 ± 38,7), (168,1 ± 38,2) et (152,4 ± 37,8) μm. À température moyenne -basse, les épaisseurs de biofilm dans les zones de réaction O3 et O4 étaient respectivement de (289,4 ± 59,9) et (285,3 ± 61,9) μm, ce qui représente des augmentations de 33,0 % et 62,4 % par rapport à l'épaisseur du biofilm à température normale. En revanche, les épaisseurs de biofilm dans les zones de réaction O7 et O8 étaient respectivement de (173,1 ± 40,2) et (178,3 ± 31,2) μm, augmentant de seulement 3,0 % et 17,0 % par rapport à la température normale. Certaines études ont montré que les biofilms plus minces ont une plus grande capacité d’oxydation de l’ammoniac, ce qui est relativement cohérent avec les résultats expérimentaux de cette étude. L'analyse attribue cela au fait que les bactéries nitrifiantes du biofilm sont réparties verticalement dans la structure en couches du biofilm ; Une épaisseur excessive de biofilm entraîne une réduction de l’efficacité du transfert de masse du substrat et de l’affinité du substrat. De plus, dans des conditions de température moyenne -basse, la concentration en oxygène dissous dans chaque zone aérobie du système pilote était bien inférieure à celle du réacteur expérimental statique (différant de 3,0 à 5,0 mg/L). En particulier pour les biofilms plus épais dans les zones de réaction O3 et O4, la diminution de la capacité de transfert de masse d'oxygène au sein du biofilm a entraîné une diminution de leur capacité de nitrification réelle (seulement environ 70 % de la capacité de nitrification maximale mesurée dans des conditions statiques). Par conséquent, pour un biofilm MBBR pur, il est nécessaire d’améliorer le renouvellement du biofilm en renforçant l’intensité du cisaillement et en contrôlant raisonnablement l’épaisseur du biofilm afin de maintenir la capacité de nitrification du biofilm.
3. Conclusion
① Dans les conditions d'une température de réaction de 10-16 degrés (température moyenne-basse), d'un débit de traitement de (23,6±5,4) m³/d et d'un dosage de source de carbone de 50-90 mg/L (calculé en DCO) dans la zone anoxique du troisième-étage A/O-sous-système MBBR, l'effluent SCOD, Les concentrations de NH₄⁺-N et de TIN du système pilote A/O-MBBR en trois étapes étaient respectivement de (26 ± 6), (0,4 ± 0,6) et (6,8 ± 3,6) mg/L, avectaux de suppression moyens atteignant 82,3 %, 99,0 % et 82,8 %.
② Dans des conditions de température moyenne-basse, en raison des différences dans le biofilm des zones de réaction aérobie entre les sous-systèmes MBBR du premier-étage et du deuxième-étage A/O-MBBR, une différence dans la capacité de nitrification du biofilm entre les deux sous-systèmes s'est formée. En particulier pour le sous-système MBBR-A/O-MBBR du premier étage, la capacité de nitrification a diminué en raison de l'augmentation de l'épaisseur du biofilm. Pour maintenir la capacité de nitrification du biofilm, il est nécessaire de contrôler raisonnablement l’épaisseur du biofilm.
③ Dans le système pilote MBBR à trois -A/O-MBBR, l'effet des changements de température de réaction sur la fonction de dénitrification était relativement faible. Sous différentes températures de réaction, le rapport carbone de dénitrification-à-azote en utilisant de l'eau brute comme source de carbone doit être supérieur à 5, et le rapport carbone de dénitrification-à-azote en utilisant de l'acétate de sodium ajouté en externe comme source de carbone doit être supérieur à 3.