黑龍江省A市60000m3d城市中水回用工程設計

進水水質序號項目1PH(無量綱)2BOD5≤3SS≤4總磷≤5總氮≤6氨氮≤7糞大腸桿菌5、3曝氣生物濾池采用模塊化結構，便于后期改建、擴建1、容積負荷高，耐沖擊負荷能力強2、具有膜法的優(yōu)點，剩余污泥量少3、具有活性污泥法的優(yōu)點，輔以機械設備供氧，生物活性高，泥齡短4、能分解其它生物處理難分解的物質5、容易管理，消除污泥上浮和膨脹等弊端1、占地少，系統(tǒng)可間歇運行，管理簡單2、出水水質好，并且穩(wěn)定3、基本不受外界條件的干擾液氯消毒紫外線消毒二氧化氯使用劑量5~10mg/l/2~5mg/l接觸時間30min10~100s20min投資氯庫占地大，土建費用高，設備費用較高節(jié)省土建費用，設備費用高土建費用高，設備費用低施工安裝復雜簡單較為復雜運行成本較低較高較高運行管理注意安全，防漏氯，注意氯瓶結霜無安全隱患，定期更換紫外燈注意安全，防止爆炸末梢余氯有無有適用條件液氯供應方便的地點；適于大規(guī)模污水廠或管網(wǎng)供水不受規(guī)模、水質、占地的限制。適于有機污染嚴重時，不適合大型水廠；適于管網(wǎng)供水主要優(yōu)點具有余氯的持續(xù)消毒作用；成本較低；操作簡單，投量準確；不需要龐大的設備殺菌效率高，占地省，不改變水的物理、化學性質，不產生有機氯化物和氯酚味；成套設備，操作安全方便不形成氯仿有機鹵代物；殺菌效果好，不受PH影響；具有強烈的氧化作用，除嗅、色、氧化錳、鐵等物質主要缺點原水有機物高時會產生氯仿等有機鹵代物；水中含酚時產生氯酚味；氯氣本身有毒沒有持續(xù)消毒作用；電耗相對高。不能貯存，現(xiàn)場隨時制取使用；制取設備較復雜污水深度處理廠設計規(guī)模Q=60000m3/d總變化系數(shù)kz=2.72/Q0.108=1.3設計流量 Q=3250m3/h=0.903m3/s；設計進水水質 BOD5≤20mg/L，SS≤20mg/L，NH3－N≤15mg/L；設計出水水質 BOD5≤10mg/L，SS≤20mg/L，NH3－N≤5mg/L；水力停留時間 T=5.0h（其中缺氧2.0h，好氧3.0h）；濾料容積負荷90gBOD5/(m3·d)；污泥濃度MLSS=6.5g/L，MLVSS/MLSS=0.75；濾速 6.3m/h；混合液回流比 200%；有效水深 6.3m；池體高度 H=7.5m；超高 H1=1.2m；穩(wěn)水層 H2=0.95m；濾料層 H3=3.0m；濾板 H4=0.1m；配水區(qū) H5=2.25m。在深度處理的曝氣生物濾池階段，曝氣條件對低濃度氮的去除的影響Antonio.Albuquerque，Jacek.Makinia,，Krishna.Pagilla摘要曝氣生物濾池的水中部分曝氣法過去常常用來研究低濃度氨氮(0.3gN/m3至30.5gN/m3)的去除，典型運用有：河流湖泊水體富營養(yǎng)化和廢水的處理。四組實驗的結果表明：混合廢水對氨的負荷率是在6gN/m3d和903gN/m3d之間，以及C/N比是從2到20。這個結果表明：當C/N=2時，氨的去除率是在高值區(qū)(172gN/m3d至564gN/m3d)；當C/N=20時，氨的去除率在低值區(qū)(13.6gN/m3d至34.6gN/m3d)。50%到70%氨是在曝氣生物濾池(BAF)上層被去除的，該層的溶解氧(DO)溶度在2.1gO2/m3以上，并且生物膜的深度也是從0.4到0.6mm。與此同時，當DO的濃度在0.4gO2/m3至0.8gO2/m3的范圍內時，在反應器的底層銨鹽和硝酸鹽的去除是顯而易見的。當氨氮負荷低于15gN/m3d時，將無法去除。結果表明：部分曝氣的曝氣生物濾池(BAF)脫氮效果不僅僅是由硝化和反硝化的常規(guī)機理所能解釋的。關鍵詞：曝氣生物濾池；反硝化；脫氮；硝化；部分曝氣；剩余污泥的去除1.簡介含氮化合物向土壤和水中的排放可能從水體富營養(yǎng)化，好氧反應，有毒有害物質進入水生環(huán)境和影響公共健康等方面對水資源造成不利的影響。氮污染的是來自湖泊和河流地表水，這些水體經(jīng)常首先需要進行預處理，再進入飲用水系統(tǒng)進行再處理。因此，中水和地表水的脫氮（包括氨氮化合物和如硝酸鹽的氮氧化物）回用已經(jīng)成為一個重要的需求去保證公共健康和降低生態(tài)危害。在歐盟(城市廢水指標為91/271/EEC,10到15gN/m3)和美國(在一些地區(qū)TN=3gN/m3)，為了使得廢水脫氮工藝的出水遵守嚴格的排放標準，，一般的二級廢水處理系統(tǒng)需要翻新或者是原來的處理工藝應當有所改進。調查顯示：這些地區(qū)的地表水和廢水的脫氮工藝都是利用少量的維護和高效處理的曝氣生物濾池。通過水中生物過濾的運用，從而降低污泥負荷(包含營養(yǎng)物質，微量元素，病原體)。正如通過三級處理或者修正步驟，這二選一的方法，才有希望得以改進工藝(Tchobanoglousetal.,2003;Jeongetal.,2006;SchulzandMenningmann,2008;Farabegolietal.,2009;Jenssenetal.,2010)。水中曝氣生物濾池(BAF)，和水中需氧生物濾池(SchulzandMenningmann,2008)一樣，相對其他的固定膜反應器(比如生物轉盤(RBC)或者滴濾池)，擁有一些優(yōu)點。這些優(yōu)點包括：高濃度的活性生物量；好控制的超額生物量；長的污泥停留時間(SRT)，從而可以降解復雜的化合物；通過生物膜更好阻止了的有毒物質最大化；通過單一單元過程，聯(lián)合高過濾容量的生物膜高效去除污染物(碳，氮，磷和病原體)；簡單的維護和操作；無需污泥回收系統(tǒng)和末端澄清池(Mendoza-EspinosaandStephenson,1999;Gradyetal.,1999;Tchobanoglousetal.,2003;HidakaandTsuno,2004;SchulzandMenningmann,2008)。增加BAF，比如三級處理和改進工藝，其資金的花費相比于新建一個新的先進的處理系統(tǒng)的花費要更少，并且濾池的建設不妨礙現(xiàn)存反應器的操作。主要缺點是有管道阻塞風險與曝氣系統(tǒng)和清洗系統(tǒng)的能量消耗。系統(tǒng)阻塞可能被降到最低，其方法是通過在管道的上游段將固體物質去除或者用孔隙率大于0.4(Gradyetal.,1999;Farabegolietal.,2009)的濾料將固體物質吸附。能耗的降低可以通過優(yōu)化洗滌循環(huán)和利用底空氣流量或者間歇式曝氣方式。最后一道程序也可能有效果，主要是通過改變?yōu)V池生化環(huán)境，從厭氧環(huán)境到好氧環(huán)境，從而同時交替著促進硝化和反硝化的機理。生物濾池(BAF)所用的濾料必須具備適應性強的特殊比表面積(500m2/m3至2000m2/m3)，從而讓生物膜有一個好的發(fā)展。同時，顆粒的粒徑從1mm到4mm是為了適應好的水利流量的孔隙率(Mendoza-EspinosaandStephenson,1999;Albuquerque,2003;SchulzandMenningmann,2008)。

Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)指出，超過80%的有機物和氮的去除效率是在水力負荷(HLR)從1m/h至10m/h下運行的非完全曝氣生物濾池(BAF)。天然的多孔火山巖石(硅質火山灰)表現(xiàn)出適合屬性，主要是應用于生物反應器并且已經(jīng)在正序處理生物濾池(Buitronetal.,2004)測試去除含氮染料。Villaverdeetal.(2000)也在完全曝氣生物濾池(BAF)測試了這種材料，但是對于高濃度(100gN/m3)氨的去除不佳?？刂茪饬髀士蓮?8L/H至200L/h(Heetal.,2007;Haetal.,2010)。在以前的文獻中(Albuquerqueetal.,2009a)，實驗室規(guī)模的非曝氣生物濾池(填充濾料為2-4mm的硅質火山灰顆粒)在對有機物(醋酸鹽)，銨鹽，亞硝酸鹽和硝酸鹽的去除方面的性能已經(jīng)做過研究與分析。在這個研究中，相同的反應器被轉變?yōu)橐粋€非完全曝氣生物濾池，并且長期的操作數(shù)據(jù)分析是依據(jù)低氨氮濃度的去除效果。因此，這個研究的目的就是要驗證，曝氣對硅質火山灰在作為生物濾池反應器的基底中，去除低濃度的氨氮(0.3gN/m3至30.5gN/m3)的性能影響。這項研究可能構成一個對污染控制和綜合水與管理的有效緩解措施。大部分之前的有關曝氣生物濾池的文獻中，都是用完全曝氣濾池去去除高濃度的氨(Mendoza-EspinosaandStephenson,1999;Villaverdeetal.,2000;Stephensonetal.,2003;Garzon-Zunigaetal.,2005;Leietal.,2009;Haetal.,2010)，一般濃度是從25gN/m3至約650gN/m3(i.e.,這些反應器過去主要是被用于二級處理當中)。這篇論文中的曝氣生物濾池反應器是用于人為富營養(yǎng)化的池塘、湖泊與河流的恢復，與此同時通過對低氮廢水的處理進行污染防治。2.方法論證2.1實驗裝置該曝氣生物濾池反應器的尺寸是7.0cm×40.5cm(內徑×填料高度)，針對這次研究(如圖1)，還搭建了一個向下的流動配置。所用的材料是均質硅質火山灰材料，有效粒徑為4mm，比表面積為1740m2/m3，空氣率0.52。在水中，介質床低于水平面3cm。所提供的五個采樣端口(P1-P5，直徑為5mm)是沿著反應器的高度來收集水樣，從而進行測量分析。另外在同一位置的五個采樣端口連著壓力計，目的是評估每個端口之間液體靜壓力的變化。圖1.實驗中的曝氣生物濾池(BAF)該反應器還裝有外部曝氣裝置(TetraTecAP150pump,Italy)，并且這個裝置帶有流量控制系統(tǒng)，所具有的最大流量是在150L/h，并且緊密連接著P2采樣端口(約高于介質8cm以上)。空氣是通過細小氣泡微型擴散器產生，并經(jīng)過直徑為4mm的管道注入到反應器當中。曝氣裝置進入空氣，是為了保持MT-P2斷面上的溶解氧(DO)濃度在2gO2/m3以上。(i.e.,該反應器是非完全曝氣)。這就是這篇論文的創(chuàng)新點。由于之前大部分有關于BAF的文獻(Villaverdeetal.,2000;Stephensonetal.,2003;Leietal.,2009;Haetal.,2010)都是用完全曝氣濾池，并且曝氣裝置位于反應器底部。反洗系統(tǒng)被包括其中是為了去除曝氣生物濾池工作中所產生的過量污泥。反洗水的流速是通過轉子流量計(GARDENAT120,Italy)控制，與此同時，反洗氣的流量是通過壓力泵(VACUUBRANDME4R,Germany)控制。2.2培養(yǎng)溶液用于實驗的培養(yǎng)溶液包括礦物介質(緩沖溶液、硫酸鎂、氯化鈣和氯化鐵)、有機碳源(乙酸鈉溶液)和銨鹽(氯化銨)，正如之前Albuquerqueetal.(2009a)的文章描述的那樣。濃乙酸鈉溶液(113.4gC2H3O2Na·3H2O/L)需要化學需氧量(COD)的濃度在50kgCOD/m3和總有機碳(TOC)的濃度在20kgC/m3。濃氯化銨溶液(76.41gNH4Cl/L)需要NH4-N濃度為20kgN/m3。在正常工作狀態(tài)下(不包括驗證性試驗)的時間段里，曝氣生物濾池反應器將通過COD濃度在100gCOD/m3(等價于40gC/m3)和氨氮(NH4-N)在10gN/m3(i.e.,C/N比為4)的合成廢水來進行培養(yǎng)。這種方法也被用作在Albuquerqueetal.(2009a)。此合成廢水是由濃溶液按比例經(jīng)過自來水稀釋配制而成的。比例為：2mL/L的緩沖溶液、0.2mL/L的硫酸鎂溶液、0.2mL/L的氯化鈣溶液、0.2mL/L的氧化鐵溶液、0.2mL/L微量元素溶液、2mL/L乙酸鈉溶液和0.5mL/L氯化銨溶液。實驗數(shù)據(jù)列于表1,，培養(yǎng)液組分的改變是為了獲得流動的C/N比為2、4、10和20。因此，根據(jù)Albuquerque(2003)的文章，可以通過稀釋高濃度的乙酸鈉溶液和氯化銨溶液來得到適當?shù)腃OD(或者TOC)和NH4-N溶度的溶液。培養(yǎng)液是儲存在儲油罐內(ISCOFTD220,Italy)，并且放置在約4℃的恒溫下以及通過蠕動泵(ISMATECMCPCA4,Switzerland)給曝氣生物濾池反應器注氣。表1.第Ⅱ階段的驗證性試驗中的進水水質2.3曝氣生物濾池的實驗運行曝氣生物濾池反應器的操作過程包括兩個階段：在曝氣過程中，研究反洗循環(huán)和創(chuàng)造穩(wěn)態(tài)條件(階段I,16天)，以及對不同的氨氮負荷率(NLR)和C/N比進行驗證性試驗(階段II,102天)。反應器在原先的運作中是沒有曝氣的，期間耗時152天。在實驗之前，反應器內被灌輸了大量的生物質，這些生物質是來自于處理城市廢水的活性污泥系統(tǒng)。這個移植的過程在一個閉合的循環(huán)(1L/h)中大約需要15天，期間還需間斷性培養(yǎng)。按照約38.9mL的醋酸鹽溶液和9.7mL的氨水溶液的配比體積，每24小時向反應器當中加一次，以確保濃度一直保持在100gCOD/m3和10gNH4-N/m3(C/N=4)，這也正如Albuquerqueetal.(2009a)中描述的那樣做的。在第II階段，四組24小時的實驗，C/N比分別是2、4、10和20(20個試驗)的執(zhí)行標準如表1所示。在階段I，反洗循環(huán)是根據(jù)運作條件來制定的(i.e.,100gCOD/m3和10gNH4-N/m3)。通過運行曝氣生物濾池，直到穩(wěn)態(tài)環(huán)境被破壞。反洗周期的選擇是由為了不讓穩(wěn)態(tài)環(huán)境的惡化。每日的水頭損失是由五個反應器斷面所決定的。在穩(wěn)態(tài)的環(huán)境下，每2天就要對DO、pH、溫度、TOC、COD和NH4-N的值進行一次測量，測量的位置是入流端口、P2、出流端口。同時，反洗工作也應該進行，向反應器內向上注入流速為5L/m2s(≈68L/h,≈0.4m3氣/m3濾料·min)的空氣和流速為1L/m2s(≈14L/h,≈0.3m3水/m3濾料·min)的水，這樣持續(xù)10min。這些數(shù)據(jù)條件是依據(jù)Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)的推薦而得到的，i.e.氣體流速和水的流速范圍分別是：0.4-0.5m3氣/m3濾料·min和0.33-0.35m3水/m3濾料·min，并且這些流速的范圍也是遵從Yangetal.(2010)和Liuetal.(2010)的研究，5.3L/m2s至15L/m2s(反沖洗氣流速)和0.18L/m2s至5L/m2s(反沖洗水流速).。在第2階段，反應器將持續(xù)不斷的運行102天，期間需完成4組實驗(共20個試驗)，此試驗是通過改性有機負荷和C/N比所得的結果和穩(wěn)態(tài)條件所得的結果進行對比(圖2)。在實驗期間，需要大約4天(期間要求達到穩(wěn)態(tài)的環(huán)境條件，正如Albuquerque,2003中所述)，反應器的培養(yǎng)液才會和在穩(wěn)態(tài)條件(i.e.,100gCOD/m3和10gNH4-N/m3)下達到一致。在第5天，每個獨立的試驗的運作條件得以修改，具體見表2。在改變運行條件(入流扣、5個取樣口、出流口)后的12h、16h和20h后需要對每個試驗的DO、pH、溫度、TOC、COD、NH4–N、亞硝酸鹽(NO2-N)、硝酸鹽(NO3-N)、總懸浮固體(TSS)、揮發(fā)性懸浮固體(VSS)和堿度進行測量。在第28天、第48天、第74天和第108天，4種谷物類的濾料將會從5個取樣端口收集，以便評估生物膜通過濾床的厚度偏差。TOC必定將間斷性地對C/N比進行控制，然而COD分析一般習慣性用于判定醋酸鹽的去除。圖2.階段II中的運行條件根據(jù)SchulzandMenningmann(2008),Changetal.(2008)和Haetal.(2010)，通氣速率應保持20L/h。連續(xù)性或者間斷性地氣體流速在3.5L/h和18L/h之間被認為足夠可以同時去除有機碳和有機氮。對于這兩個階段，反應器的運行是在流量為1L/h(大約0.26m/h的HLR)進行。近期的研究顯示：在完全曝氣式生物濾池中處理高濃度的氨氮(>100gNH4-N/m3)廢水，當HLR在3m/h以上和氣流速在18L/h和200L/h之間時，氨氮的去除率較好。(Schulz和Menningmann,2008;Leietal.,2009;Haetal.,2010;Heetal.,2007)。對于下流式曝氣生物濾池反應器，水力停留時間(HRT)大約為50min，這是根據(jù)Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)和Haetal.(2010)報告的范圍(20min至2h)。液體靜壓力將由每一個測壓計每天記錄。在實驗階段，曝氣生物濾池反應器內的溫度保持穩(wěn)定在約20℃。2.4分析方法DO、pH和溫度的測量是借助D201流經(jīng)容器，然后用SenTix41和CellOx325的探針連著Multi340i米(WTW，德國)。通過閉合回流消化法和滴定分析法(APHA-AWWA-WEF,1999)，可以將測定有機碳的濃度轉換為測COD的濃度。利用TOC-5000分析儀(Shimadzu,日本)測TOC。通過分光光度法并根據(jù)標準法(APHA-AWWA-WEF,1999)對NH4-N和NO2-N的濃度進行測量。然而NO3-N的濃度是利用LCK339試管試驗(0.23-13.5gNO3-N/m3)和theCadas50的分光光度計(HACH-LANGE,德國)。TSS和VSS的濃度是在孔隙率為0.45μm的濾池(APHA-AWWA-WEF,1999)中利用重力分析法測量決定的。堿度的測定是通過滴定法(APHA-AWWA-WEF,1999)完成的。生物膜的厚度的評測是在樣品經(jīng)過丙酮脫水后，利用電子顯微鏡(HitachiS2700,日本)進行的。3.結果與討論3.1階段I-穩(wěn)態(tài)條件兩個階段的氨氮濃度可從圖3(a)中讀取。在階段I和II的所有樣品中，并無任何有意義的亞硝酸鹽的數(shù)據(jù)濃度(0.1-0.2gNO2-N/m3)。可以從MT-P2、P2-P4和P4-MB段持續(xù)約8天的運行結果中獲得NH4-N的去除負荷(圖3(b))來對穩(wěn)態(tài)條件進行評估。通過對MT-P2段(有氧段，好氧)，P2-P4段(剩余氧段，缺氧)和P4-MB(無氧段，厭氧)。圖3.入流口、P2口、P4口和出流口，NH4-N濃度隨時間的變化(a)階段I中，NH4-N的去除(b)4個平均COD濃度為：100.7±0.6g/m3，60.6±7.1g/m3，38.4±2.2g/m3和28.8±1.3g/m3，分別對應到是入流口，P2口，P4口和出流口(就9個樣品和95%的置信區(qū)間而論)。這相當于COD平均去除率(RE)為40%，35%和25%，分別對應到MT-P2段，P2-P4段和P4-MB段，以及總去除率達到71%。在同一端口，NH4-N平均濃度10.6±0.2g/m3，6.7±0.7g/m3，5.8±0.7g/m3和5.4±0.6g/m3，這相當于NH4-N的RE為37%，15%和6%，分別對應的段為MT-P2，P2-P4和P4-MB，以及總RE為50%。通過和以往研究(Albuquerqueetal.,2009a),的結果對比，在相同的反應池，但是以往的反應器沒有曝氣裝置。而現(xiàn)在在反應器的上半部分(第一個8cm處)引入曝氣系統(tǒng)，這樣就把COD的總去除率從18%提高到71%，同樣的，也把氨氮的去除率從28%提高到50%。約56%的COD和74%氨氮的去除是在MT-P2好氧段。相比于在同一反應器，按照非曝氣條件下的混合法，效率可達90%。引入曝氣裝置并不影響達到穩(wěn)態(tài)條件的所需時間，因為實驗還是需要8天的啟動和進行8h的反洗。但是反洗循環(huán)的運行時間減少到5h，水頭損失為5cm，而非曝氣反應器，其反洗運行時間需要10h。這個不同點可以通過在MT-P2段引起的湍流現(xiàn)象進行解釋，湍流現(xiàn)象不僅因為引入空氣，還因為生物質的大量產生，導致較快地將生物床阻塞。DO的濃度平均穩(wěn)定在：入流口為7.6±0.1gO2/m3、P2口為3.3±0.3gO2/m3、P4口為0.5±0.1gO2/m3和出流口為0.3±0.03gO2/m3。在P2口和P4口的TSS濃度分別為：60±5gTSS/m3和45±5gTSS/m3；VSS濃度分別為：38±3gVSS/m3和18±2gVSS/m3。相當于在這兩個端口的VSS/TSS分別為0.63和0.40((i.e.,更多的生物質產生于MT-P2段)。在穩(wěn)態(tài)條件下運行5天后，在MT-P2段的水頭損失迅速提高(從第5天的5cm到第6天的9.5cm)，這是因為生物床的阻塞?？上攵珻OD和氨氮的去除效果迅速下降，穩(wěn)態(tài)的條件也開始惡化。因此，在連續(xù)性的運行當中，需要每5天安排一次反洗，也就是說曝氣生物濾池反應器的最大水頭損失不可以超過5cm。經(jīng)過8小時后的反洗，再一次大到了穩(wěn)態(tài)環(huán)境，COD和氨氮的去除效率也將在2h后得到完全的恢復。3.2階段II-長期的運行在階段II中，氨氮和COD濃度是隨著不同的入流條件的改變而改變的。然而，顯而易見是在每個試驗中，穩(wěn)態(tài)條件的恢復一般需要約12h。無論所使用的C/N比是多少，在這些低濃度COD(從3.1gCOD/m3至11.2gCOD/m3)和低濃度NH4-N(從0.3gN/m3至2.1gN/m3)進水試樣(i.e試樣A6.2.6、A7.2.6、A8.2.6、A8.2.7、A8.2.8和A9.2.6)中，NH4-N都沒有明顯的去除效果。對于NLR低于15gN/m3d的氨氮無法去除。Xiaetal.(2008)文章中表明：在生物膜反應器的載體上，硝化菌的數(shù)量與C/N比成反比。在高濃度氨氮去除實驗中，PH值隨著反應器深度，略有逐漸升高，并且在出流口處達到最大值：在試樣8.2.1和8.2.2中，7.2(入流口)到7.7(出流口)；在試樣9.2.1、9.2.3和9.2.4中，(C/N=4)7.1(入流口)至7.8(出流口)(C/N=2)。堿度值也在這些試樣中有所升高。這個發(fā)現(xiàn)恰好與通過硝化作用對氨氮去除相反。在反應器的氨氧化物偏向轉化為亞硝酸鹽和硝酸鹽的大部分深度(Fig.4)里是有氧的(這個過程需要對堿度的消耗)。然而，在有氧條件下，醋酸鹽(以COD表示)的去除在C/N比為2時，比C/N比為4時要高，Gradyetal.(1999)的文章表明：C/N比為2和4也有各自的產堿途徑。因此，產堿是由于醋酸鹽氧化作用堿的生成大于其硝化作用堿的消耗。平均DO濃度范圍是：3.1gO2/m3至4.1gO2/m3(P1)；2.1gO2/m3至3.8gO2/m3(P2)；0.5gO2/m3至1.1gO2/m3(P3)；0.4gO2/m3至0.8gO2/m3(P4)和0.2gO2/m3至0.8gO2/m3(P5)。由此證明：MT-P2段為好樣條件。圖.4階段II的實驗中，典型的DO(藍線)和pH(黑線)信息去除率是取決于反應器的有效體積(Mendoza-Espinosa和Stephenson,1999;Gradyetal.,1999;Stephensonetal.,2003;Changetal.,2008;Haetal.,2010).。氨氮的去除開始有明顯效果的是在NLR高于32.6gN-NH4/m3d(試樣A6.2.4，C/N=20)。更高的氨氮(rNH4N)去除效率表現(xiàn)在低C/N比(2)和更高的NLR的實驗中，數(shù)據(jù)列于表2。這種結果可能可以從Xiaetal.(2008)的文獻中找打答案：對于低C/N比環(huán)境下，硝化細菌增殖會更快。在這些試樣的RE變化范圍：37.7-44.8%(C/N=20)；32.4-53.3%(C/N=10)；29.6-50.7%(C/N=4)和57-75%(C/N=2)。氨氮的總去除率是與Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)文章中所提到的值相一致的。而這篇文章正是研究在停留時間為0.4h和1.3h之間的下流式曝氣生物濾池。RBCs的實驗室報告指出：在低C/N比的環(huán)境下處理富含氨基鹽的廢水的效率范圍跨度大(10%-90%)(Helmeretal.,1999;Pynaertetal.,2002)。COD的去除效率的范圍是在26%(C/N=20)和79%(C/N=2)。注：以上計算數(shù)據(jù)是基于總有效濾料體積(MT-MB)：0.00081m3表2.實驗的第II階段，氨氮的負荷率和氨氮的去除率無論C/N比是多少，大部分氨氮的去除都發(fā)生在MT-P2段：54-74%(C/N=20)，53-79%(C/N=10)，41-76%(C/N=4)和49-75%(C/N=2)。對于所有試樣，氨氮去除率在82%和100%之間的情況，都發(fā)生在MT-P4段。這是由于DO的主要消耗和生物膜的厚度層(在0.4和0.6mm)是在MT-P2段。正如圖5所示，一個試樣C/N=4(A8.2.3.)和另一個試樣C/N=2(A9.2.3.)。在穩(wěn)態(tài)條件下，P1、P2和P4端口所測的平均生物膜厚度分別是：0.47±0.05mm(P1)、0.28±0.05mm(P2)和0.02±0.01mm(P4)。圖5.試樣A8.2.3.和試樣A9.2.3中，DO和NH4-N濃度和生物膜厚度的垂直配圖利用回歸分析法對NH4-N的應用負荷和去除負荷進行分析得：兩個變量(R2=0.96，p<0.05)之間存在線性關系。此時的值要大于生物濾池在沒有曝氣運行時的值(R2=0.71，p<0.05，圖6)。因此在這個研究當中，在一定的應用負荷范圍內，無論C/N比是多少，NH4-N的負荷會影響各自的去除率。圖6.實驗階段II中氨氮負荷率和氨氮去除率的關系(黑線)；非曝氣條件下實驗的氨氮負荷率和氨氮去除率的關系(紅線，Albuquerqueetal.,2009a分析得到)在去除大部分氨氮的MT-P2段，可以發(fā)現(xiàn)有明顯的硝酸鹽產生。反應器中所產生的硝酸鹽中，80%至100%都來自于MT-P2段，少于20%的硝酸鹽是在P2-P4段產生。正如預期的結果一樣，由于DO的濃度在MT-P2段(在2.1gO2/m3和4.1gO2/m3之間)比在P2-P4段(在0.4gO2/m3和1.1gO2/m3之間)高。如圖7所示，在MT-P2段，氨氮的去除率和硝酸鹽的生成率成很好的線性關系(R20.84，p<0.05)。實際上在MT-P2段中的該條件下，全部的氨氮都在消化作用下，被轉化為硝酸鹽。圖7.在MT-P2段中，氨氮去除率和硝酸鹽生成率的線性關系(黑線)；在P2-P4段中，氨氮去除率和硝酸鹽生成率的線性關系(紅線)直到到取樣點P4端口時，硝酸鹽才開始被去除。這是因為現(xiàn)有DO的濃度高于2gO2/m3，但是大于30.7%的硝酸鹽(最大去除速率53gN/m3d)是在反應器的低段位(P4-MB)去除。這段的DO范圍是在0.4gO2/m3和0.8gO2/m3之間。這個值要比Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)文獻中，有關HRT在0.4h和1.3h之間的下流式曝氣生物濾池中提到的值(5,000gN-NO3/m3d)要低。然而，4%至18%的氨氮是在P4-MB段去除的。這些表征值顯示：在反應器最后一個段位，硝化作用和反硝化作用是同時進行的。相似的結果同樣也被Pynaertetal.(2002)在RBC實驗室的控氧條件下操作得出。雖然在P4-MB段N-NO3的去除率是可測的，并且此處的DO濃度高于的0.2gO2/m3，但是根據(jù)Gradyetal.(1999)，在缺氧環(huán)境下，更容易發(fā)生反硝化作用，此時DO濃度低于0.2gO2/m3(臨界值)。這些情況表明：在DO濃度范圍在0.4gO2/m3和0.8gO2/m3之間時，硝化細菌和反硝化細菌在低濃度基質中具有好的適應能力；一些微生物物種具有對氨氮的氧化和降低硝酸鹽的能力。眾所周知，水中BAF對脫氮有很好的效果，但是部分脫氮技術仍然不被大家知曉和理解(Littletonetal.,2003;Garzon-Zunigaetal.,2005)。聯(lián)合硝化—反硝化反應被認為是最普通的廢水脫氮方法，并且可以