黑龙江省A市60000m3d城市中水回用工程设计

进水水质序号项目1PH(无量纲)2BOD5≤3SS≤4总磷≤5总氮≤6氨氮≤7粪大肠杆菌5、3曝气生物滤池采用模块化结构，便于后期改建、扩建1、容积负荷高，耐冲击负荷能力强2、具有膜法的优点，剩余污泥量少3、具有活性污泥法的优点，辅以机械设备供氧，生物活性高，泥龄短4、能分解其它生物处理难分解的物质5、容易管理，消除污泥上浮和膨胀等弊端1、占地少，系统可间歇运行，管理简单2、出水水质好，并且稳定3、基本不受外界条件的干扰液氯消毒紫外线消毒二氧化氯使用剂量5~10mg/l/2~5mg/l接触时间30min10~100s20min投资氯库占地大，土建费用高，设备费用较高节省土建费用，设备费用高土建费用高，设备费用低施工安装复杂简单较为复杂运行成本较低较高较高运行管理注意安全，防漏氯，注意氯瓶结霜无安全隐患，定期更换紫外灯注意安全，防止爆炸末梢余氯有无有适用条件液氯供应方便的地点；适于大规模污水厂或管网供水不受规模、水质、占地的限制。适于有机污染严重时，不适合大型水厂；适于管网供水主要优点具有余氯的持续消毒作用；成本较低；操作简单，投量准确；不需要庞大的设备杀菌效率高，占地省，不改变水的物理、化学性质，不产生有机氯化物和氯酚味；成套设备，操作安全方便不形成氯仿有机卤代物；杀菌效果好，不受PH影响；具有强烈的氧化作用，除嗅、色、氧化锰、铁等物质主要缺点原水有机物高时会产生氯仿等有机卤代物；水中含酚时产生氯酚味；氯气本身有毒没有持续消毒作用；电耗相对高。不能贮存，现场随时制取使用；制取设备较复杂污水深度处理厂设计规模Q=60000m3/d总变化系数kz=2.72/Q0.108=1.3设计流量 Q=3250m3/h=0.903m3/s；设计进水水质 BOD5≤20mg/L，SS≤20mg/L，NH3－N≤15mg/L；设计出水水质 BOD5≤10mg/L，SS≤20mg/L，NH3－N≤5mg/L；水力停留时间 T=5.0h（其中缺氧2.0h，好氧3.0h）；滤料容积负荷90gBOD5/(m3·d)；污泥浓度MLSS=6.5g/L，MLVSS/MLSS=0.75；滤速 6.3m/h；混合液回流比 200%；有效水深 6.3m；池体高度 H=7.5m；超高 H1=1.2m；稳水层 H2=0.95m；滤料层 H3=3.0m；滤板 H4=0.1m；配水区 H5=2.25m。在深度处理的曝气生物滤池阶段，曝气条件对低浓度氮的去除的影响Antonio.Albuquerque，Jacek.Makinia,，Krishna.Pagilla摘要曝气生物滤池的水中部分曝气法过去常常用来研究低浓度氨氮(0.3gN/m3至30.5gN/m3)的去除，典型运用有：河流湖泊水体富营养化和废水的处理。四组实验的结果表明：混合废水对氨的负荷率是在6gN/m3d和903gN/m3d之间，以及C/N比是从2到20。这个结果表明：当C/N=2时，氨的去除率是在高值区(172gN/m3d至564gN/m3d)；当C/N=20时，氨的去除率在低值区(13.6gN/m3d至34.6gN/m3d)。50%到70%氨是在曝气生物滤池(BAF)上层被去除的，该层的溶解氧(DO)溶度在2.1gO2/m3以上，并且生物膜的深度也是从0.4到0.6mm。与此同时，当DO的浓度在0.4gO2/m3至0.8gO2/m3的范围内时，在反应器的底层铵盐和硝酸盐的去除是显而易见的。当氨氮负荷低于15gN/m3d时，将无法去除。结果表明：部分曝气的曝气生物滤池(BAF)脱氮效果不仅仅是由硝化和反硝化的常规机理所能解释的。关键词：曝气生物滤池；反硝化；脱氮；硝化；部分曝气；剩余污泥的去除1.简介含氮化合物向土壤和水中的排放可能从水体富营养化，好氧反应，有毒有害物质进入水生环境和影响公共健康等方面对水资源造成不利的影响。氮污染的是来自湖泊和河流地表水，这些水体经常首先需要进行预处理，再进入饮用水系统进行再处理。因此，中水和地表水的脱氮（包括氨氮化合物和如硝酸盐的氮氧化物）回用已经成为一个重要的需求去保证公共健康和降低生态危害。在欧盟(城市废水指标为91/271/EEC,10到15gN/m3)和美国(在一些地区TN=3gN/m3)，为了使得废水脱氮工艺的出水遵守严格的排放标准，，一般的二级废水处理系统需要翻新或者是原来的处理工艺应当有所改进。调查显示：这些地区的地表水和废水的脱氮工艺都是利用少量的维护和高效处理的曝气生物滤池。通过水中生物过滤的运用，从而降低污泥负荷(包含营养物质，微量元素，病原体)。正如通过三级处理或者修正步骤，这二选一的方法，才有希望得以改进工艺(Tchobanoglousetal.,2003;Jeongetal.,2006;SchulzandMenningmann,2008;Farabegolietal.,2009;Jenssenetal.,2010)。水中曝气生物滤池(BAF)，和水中需氧生物滤池(SchulzandMenningmann,2008)一样，相对其他的固定膜反应器(比如生物转盘(RBC)或者滴滤池)，拥有一些优点。这些优点包括：高浓度的活性生物量；好控制的超额生物量；长的污泥停留时间(SRT)，从而可以降解复杂的化合物；通过生物膜更好阻止了的有毒物质最大化；通过单一单元过程，联合高过滤容量的生物膜高效去除污染物(碳，氮，磷和病原体)；简单的维护和操作；无需污泥回收系统和末端澄清池(Mendoza-EspinosaandStephenson,1999;Gradyetal.,1999;Tchobanoglousetal.,2003;HidakaandTsuno,2004;SchulzandMenningmann,2008)。增加BAF，比如三级处理和改进工艺，其资金的花费相比于新建一个新的先进的处理系统的花费要更少，并且滤池的建设不妨碍现存反应器的操作。主要缺点是有管道阻塞风险与曝气系统和清洗系统的能量消耗。系统阻塞可能被降到最低，其方法是通过在管道的上游段将固体物质去除或者用孔隙率大于0.4(Gradyetal.,1999;Farabegolietal.,2009)的滤料将固体物质吸附。能耗的降低可以通过优化洗涤循环和利用底空气流量或者间歇式曝气方式。最后一道程序也可能有效果，主要是通过改变滤池生化环境，从厌氧环境到好氧环境，从而同时交替着促进硝化和反硝化的机理。生物滤池(BAF)所用的滤料必须具备适应性强的特殊比表面积(500m2/m3至2000m2/m3)，从而让生物膜有一个好的发展。同时，颗粒的粒径从1mm到4mm是为了适应好的水利流量的孔隙率(Mendoza-EspinosaandStephenson,1999;Albuquerque,2003;SchulzandMenningmann,2008)。

Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)指出，超过80%的有机物和氮的去除效率是在水力负荷(HLR)从1m/h至10m/h下运行的非完全曝气生物滤池(BAF)。天然的多孔火山岩石(硅质火山灰)表现出适合属性，主要是应用于生物反应器并且已经在正序处理生物滤池(Buitronetal.,2004)测试去除含氮染料。Villaverdeetal.(2000)也在完全曝气生物滤池(BAF)测试了这种材料，但是对于高浓度(100gN/m3)氨的去除不佳。控制气流率可从18L/H至200L/h(Heetal.,2007;Haetal.,2010)。在以前的文献中(Albuquerqueetal.,2009a)，实验室规模的非曝气生物滤池(填充滤料为2-4mm的硅质火山灰颗粒)在对有机物(醋酸盐)，铵盐，亚硝酸盐和硝酸盐的去除方面的性能已经做过研究与分析。在这个研究中，相同的反应器被转变为一个非完全曝气生物滤池，并且长期的操作数据分析是依据低氨氮浓度的去除效果。因此，这个研究的目的就是要验证，曝气对硅质火山灰在作为生物滤池反应器的基底中，去除低浓度的氨氮(0.3gN/m3至30.5gN/m3)的性能影响。这项研究可能构成一个对污染控制和综合水与管理的有效缓解措施。大部分之前的有关曝气生物滤池的文献中，都是用完全曝气滤池去去除高浓度的氨(Mendoza-EspinosaandStephenson,1999;Villaverdeetal.,2000;Stephensonetal.,2003;Garzon-Zunigaetal.,2005;Leietal.,2009;Haetal.,2010)，一般浓度是从25gN/m3至约650gN/m3(i.e.,这些反应器过去主要是被用于二级处理当中)。这篇论文中的曝气生物滤池反应器是用于人为富营养化的池塘、湖泊与河流的恢复，与此同时通过对低氮废水的处理进行污染防治。2.方法论证2.1实验装置该曝气生物滤池反应器的尺寸是7.0cm×40.5cm(内径×填料高度)，针对这次研究(如图1)，还搭建了一个向下的流动配置。所用的材料是均质硅质火山灰材料，有效粒径为4mm，比表面积为1740m2/m3，空气率0.52。在水中，介质床低于水平面3cm。所提供的五个采样端口(P1-P5，直径为5mm)是沿着反应器的高度来收集水样，从而进行测量分析。另外在同一位置的五个采样端口连着压力计，目的是评估每个端口之间液体静压力的变化。图1.实验中的曝气生物滤池(BAF)该反应器还装有外部曝气装置(TetraTecAP150pump,Italy)，并且这个装置带有流量控制系统，所具有的最大流量是在150L/h，并且紧密连接着P2采样端口(约高于介质8cm以上)。空气是通过细小气泡微型扩散器产生，并经过直径为4mm的管道注入到反应器当中。曝气装置进入空气，是为了保持MT-P2断面上的溶解氧(DO)浓度在2gO2/m3以上。(i.e.,该反应器是非完全曝气)。这就是这篇论文的创新点。由于之前大部分有关于BAF的文献(Villaverdeetal.,2000;Stephensonetal.,2003;Leietal.,2009;Haetal.,2010)都是用完全曝气滤池，并且曝气装置位于反应器底部。反洗系统被包括其中是为了去除曝气生物滤池工作中所产生的过量污泥。反洗水的流速是通过转子流量计(GARDENAT120,Italy)控制，与此同时，反洗气的流量是通过压力泵(VACUUBRANDME4R,Germany)控制。2.2培养溶液用于实验的培养溶液包括矿物介质(缓冲溶液、硫酸镁、氯化钙和氯化铁)、有机碳源(乙酸钠溶液)和铵盐(氯化铵)，正如之前Albuquerqueetal.(2009a)的文章描述的那样。浓乙酸钠溶液(113.4gC2H3O2Na·3H2O/L)需要化学需氧量(COD)的浓度在50kgCOD/m3和总有机碳(TOC)的浓度在20kgC/m3。浓氯化铵溶液(76.41gNH4Cl/L)需要NH4-N浓度为20kgN/m3。在正常工作状态下(不包括验证性试验)的时间段里，曝气生物滤池反应器将通过COD浓度在100gCOD/m3(等价于40gC/m3)和氨氮(NH4-N)在10gN/m3(i.e.,C/N比为4)的合成废水来进行培养。这种方法也被用作在Albuquerqueetal.(2009a)。此合成废水是由浓溶液按比例经过自来水稀释配制而成的。比例为：2mL/L的缓冲溶液、0.2mL/L的硫酸镁溶液、0.2mL/L的氯化钙溶液、0.2mL/L的氧化铁溶液、0.2mL/L微量元素溶液、2mL/L乙酸钠溶液和0.5mL/L氯化铵溶液。实验数据列于表1,，培养液组分的改变是为了获得流动的C/N比为2、4、10和20。因此，根据Albuquerque(2003)的文章，可以通过稀释高浓度的乙酸钠溶液和氯化铵溶液来得到适当的COD(或者TOC)和NH4-N溶度的溶液。培养液是储存在储油罐内(ISCOFTD220,Italy)，并且放置在约4℃的恒温下以及通过蠕动泵(ISMATECMCPCA4,Switzerland)给曝气生物滤池反应器注气。表1.第Ⅱ阶段的验证性试验中的进水水质2.3曝气生物滤池的实验运行曝气生物滤池反应器的操作过程包括两个阶段：在曝气过程中，研究反洗循环和创造稳态条件(阶段I,16天)，以及对不同的氨氮负荷率(NLR)和C/N比进行验证性试验(阶段II,102天)。反应器在原先的运作中是没有曝气的，期间耗时152天。在实验之前，反应器内被灌输了大量的生物质，这些生物质是来自于处理城市废水的活性污泥系统。这个移植的过程在一个闭合的循环(1L/h)中大约需要15天，期间还需间断性培养。按照约38.9mL的醋酸盐溶液和9.7mL的氨水溶液的配比体积，每24小时向反应器当中加一次，以确保浓度一直保持在100gCOD/m3和10gNH4-N/m3(C/N=4)，这也正如Albuquerqueetal.(2009a)中描述的那样做的。在第II阶段，四组24小时的实验，C/N比分别是2、4、10和20(20个试验)的执行标准如表1所示。在阶段I，反洗循环是根据运作条件来制定的(i.e.,100gCOD/m3和10gNH4-N/m3)。通过运行曝气生物滤池，直到稳态环境被破坏。反洗周期的选择是由为了不让稳态环境的恶化。每日的水头损失是由五个反应器断面所决定的。在稳态的环境下，每2天就要对DO、pH、温度、TOC、COD和NH4-N的值进行一次测量，测量的位置是入流端口、P2、出流端口。同时，反洗工作也应该进行，向反应器内向上注入流速为5L/m2s(≈68L/h,≈0.4m3气/m3滤料·min)的空气和流速为1L/m2s(≈14L/h,≈0.3m3水/m3滤料·min)的水，这样持续10min。这些数据条件是依据Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)的推荐而得到的，i.e.气体流速和水的流速范围分别是：0.4-0.5m3气/m3滤料·min和0.33-0.35m3水/m3滤料·min，并且这些流速的范围也是遵从Yangetal.(2010)和Liuetal.(2010)的研究，5.3L/m2s至15L/m2s(反冲洗气流速)和0.18L/m2s至5L/m2s(反冲洗水流速).。在第2阶段，反应器将持续不断的运行102天，期间需完成4组实验(共20个试验)，此试验是通过改性有机负荷和C/N比所得的结果和稳态条件所得的结果进行对比(图2)。在实验期间，需要大约4天(期间要求达到稳态的环境条件，正如Albuquerque,2003中所述)，反应器的培养液才会和在稳态条件(i.e.,100gCOD/m3和10gNH4-N/m3)下达到一致。在第5天，每个独立的试验的运作条件得以修改，具体见表2。在改变运行条件(入流扣、5个取样口、出流口)后的12h、16h和20h后需要对每个试验的DO、pH、温度、TOC、COD、NH4–N、亚硝酸盐(NO2-N)、硝酸盐(NO3-N)、总悬浮固体(TSS)、挥发性悬浮固体(VSS)和碱度进行测量。在第28天、第48天、第74天和第108天，4种谷物类的滤料将会从5个取样端口收集，以便评估生物膜通过滤床的厚度偏差。TOC必定将间断性地对C/N比进行控制，然而COD分析一般习惯性用于判定醋酸盐的去除。图2.阶段II中的运行条件根据SchulzandMenningmann(2008),Changetal.(2008)和Haetal.(2010)，通气速率应保持20L/h。连续性或者间断性地气体流速在3.5L/h和18L/h之间被认为足够可以同时去除有机碳和有机氮。对于这两个阶段，反应器的运行是在流量为1L/h(大约0.26m/h的HLR)进行。近期的研究显示：在完全曝气式生物滤池中处理高浓度的氨氮(>100gNH4-N/m3)废水，当HLR在3m/h以上和气流速在18L/h和200L/h之间时，氨氮的去除率较好。(Schulz和Menningmann,2008;Leietal.,2009;Haetal.,2010;Heetal.,2007)。对于下流式曝气生物滤池反应器，水力停留时间(HRT)大约为50min，这是根据Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)和Haetal.(2010)报告的范围(20min至2h)。液体静压力将由每一个测压计每天记录。在实验阶段，曝气生物滤池反应器内的温度保持稳定在约20℃。2.4分析方法DO、pH和温度的测量是借助D201流经容器，然后用SenTix41和CellOx325的探针连着Multi340i米(WTW，德国)。通过闭合回流消化法和滴定分析法(APHA-AWWA-WEF,1999)，可以将测定有机碳的浓度转换为测COD的浓度。利用TOC-5000分析仪(Shimadzu,日本)测TOC。通过分光光度法并根据标准法(APHA-AWWA-WEF,1999)对NH4-N和NO2-N的浓度进行测量。然而NO3-N的浓度是利用LCK339试管试验(0.23-13.5gNO3-N/m3)和theCadas50的分光光度计(HACH-LANGE,德国)。TSS和VSS的浓度是在孔隙率为0.45μm的滤池(APHA-AWWA-WEF,1999)中利用重力分析法测量决定的。碱度的测定是通过滴定法(APHA-AWWA-WEF,1999)完成的。生物膜的厚度的评测是在样品经过丙酮脱水后，利用电子显微镜(HitachiS2700,日本)进行的。3.结果与讨论3.1阶段I-稳态条件两个阶段的氨氮浓度可从图3(a)中读取。在阶段I和II的所有样品中，并无任何有意义的亚硝酸盐的数据浓度(0.1-0.2gNO2-N/m3)。可以从MT-P2、P2-P4和P4-MB段持续约8天的运行结果中获得NH4-N的去除负荷(图3(b))来对稳态条件进行评估。通过对MT-P2段(有氧段，好氧)，P2-P4段(剩余氧段，缺氧)和P4-MB(无氧段，厌氧)。图3.入流口、P2口、P4口和出流口，NH4-N浓度随时间的变化(a)阶段I中，NH4-N的去除(b)4个平均COD浓度为：100.7±0.6g/m3，60.6±7.1g/m3，38.4±2.2g/m3和28.8±1.3g/m3，分别对应到是入流口，P2口，P4口和出流口(就9个样品和95%的置信区间而论)。这相当于COD平均去除率(RE)为40%，35%和25%，分别对应到MT-P2段，P2-P4段和P4-MB段，以及总去除率达到71%。在同一端口，NH4-N平均浓度10.6±0.2g/m3，6.7±0.7g/m3，5.8±0.7g/m3和5.4±0.6g/m3，这相当于NH4-N的RE为37%，15%和6%，分别对应的段为MT-P2，P2-P4和P4-MB，以及总RE为50%。通过和以往研究(Albuquerqueetal.,2009a),的结果对比，在相同的反应池，但是以往的反应器没有曝气装置。而现在在反应器的上半部分(第一个8cm处)引入曝气系统，这样就把COD的总去除率从18%提高到71%，同样的，也把氨氮的去除率从28%提高到50%。约56%的COD和74%氨氮的去除是在MT-P2好氧段。相比于在同一反应器，按照非曝气条件下的混合法，效率可达90%。引入曝气装置并不影响达到稳态条件的所需时间，因为实验还是需要8天的启动和进行8h的反洗。但是反洗循环的运行时间减少到5h，水头损失为5cm，而非曝气反应器，其反洗运行时间需要10h。这个不同点可以通过在MT-P2段引起的湍流现象进行解释，湍流现象不仅因为引入空气，还因为生物质的大量产生，导致较快地将生物床阻塞。DO的浓度平均稳定在：入流口为7.6±0.1gO2/m3、P2口为3.3±0.3gO2/m3、P4口为0.5±0.1gO2/m3和出流口为0.3±0.03gO2/m3。在P2口和P4口的TSS浓度分别为：60±5gTSS/m3和45±5gTSS/m3；VSS浓度分别为：38±3gVSS/m3和18±2gVSS/m3。相当于在这两个端口的VSS/TSS分别为0.63和0.40((i.e.,更多的生物质产生于MT-P2段)。在稳态条件下运行5天后，在MT-P2段的水头损失迅速提高(从第5天的5cm到第6天的9.5cm)，这是因为生物床的阻塞。可想而知，COD和氨氮的去除效果迅速下降，稳态的条件也开始恶化。因此，在连续性的运行当中，需要每5天安排一次反洗，也就是说曝气生物滤池反应器的最大水头损失不可以超过5cm。经过8小时后的反洗，再一次大到了稳态环境，COD和氨氮的去除效率也将在2h后得到完全的恢复。3.2阶段II-长期的运行在阶段II中，氨氮和COD浓度是随着不同的入流条件的改变而改变的。然而，显而易见是在每个试验中，稳态条件的恢复一般需要约12h。无论所使用的C/N比是多少，在这些低浓度COD(从3.1gCOD/m3至11.2gCOD/m3)和低浓度NH4-N(从0.3gN/m3至2.1gN/m3)进水试样(i.e试样A6.2.6、A7.2.6、A8.2.6、A8.2.7、A8.2.8和A9.2.6)中，NH4-N都没有明显的去除效果。对于NLR低于15gN/m3d的氨氮无法去除。Xiaetal.(2008)文章中表明：在生物膜反应器的载体上，硝化菌的数量与C/N比成反比。在高浓度氨氮去除实验中，PH值随着反应器深度，略有逐渐升高，并且在出流口处达到最大值：在试样8.2.1和8.2.2中，7.2(入流口)到7.7(出流口)；在试样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)。碱度值也在这些试样中有所升高。这个发现恰好与通过硝化作用对氨氮去除相反。在反应器的氨氧化物偏向转化为亚硝酸盐和硝酸盐的大部分深度(Fig.4)里是有氧的(这个过程需要对碱度的消耗)。然而，在有氧条件下，醋酸盐(以COD表示)的去除在C/N比为2时，比C/N比为4时要高，Gradyetal.(1999)的文章表明：C/N比为2和4也有各自的产碱途径。因此，产碱是由于醋酸盐氧化作用碱的生成大于其硝化作用碱的消耗。平均DO浓度范围是：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)。由此证明：MT-P2段为好样条件。图.4阶段II的实验中，典型的DO(蓝线)和pH(黑线)信息去除率是取决于反应器的有效体积(Mendoza-Espinosa和Stephenson,1999;Gradyetal.,1999;Stephensonetal.,2003;Changetal.,2008;Haetal.,2010).。氨氮的去除开始有明显效果的是在NLR高于32.6gN-NH4/m3d(试样A6.2.4，C/N=20)。更高的氨氮(rNH4N)去除效率表现在低C/N比(2)和更高的NLR的实验中，数据列于表2。这种结果可能可以从Xiaetal.(2008)的文献中找打答案：对于低C/N比环境下，硝化细菌增殖会更快。在这些试样的RE变化范围：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)。氨氮的总去除率是与Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)文章中所提到的值相一致的。而这篇文章正是研究在停留时间为0.4h和1.3h之间的下流式曝气生物滤池。RBCs的实验室报告指出：在低C/N比的环境下处理富含氨基盐的废水的效率范围跨度大(10%-90%)(Helmeretal.,1999;Pynaertetal.,2002)。COD的去除效率的范围是在26%(C/N=20)和79%(C/N=2)。注：以上计算数据是基于总有效滤料体积(MT-MB)：0.00081m3表2.实验的第II阶段，氨氮的负荷率和氨氮的去除率无论C/N比是多少，大部分氨氮的去除都发生在MT-P2段：54-74%(C/N=20)，53-79%(C/N=10)，41-76%(C/N=4)和49-75%(C/N=2)。对于所有试样，氨氮去除率在82%和100%之间的情况，都发生在MT-P4段。这是由于DO的主要消耗和生物膜的厚度层(在0.4和0.6mm)是在MT-P2段。正如图5所示，一个试样C/N=4(A8.2.3.)和另一个试样C/N=2(A9.2.3.)。在稳态条件下，P1、P2和P4端口所测的平均生物膜厚度分别是：0.47±0.05mm(P1)、0.28±0.05mm(P2)和0.02±0.01mm(P4)。图5.试样A8.2.3.和试样A9.2.3中，DO和NH4-N浓度和生物膜厚度的垂直配图利用回归分析法对NH4-N的应用负荷和去除负荷进行分析得：两个变量(R2=0.96，p<0.05)之间存在线性关系。此时的值要大于生物滤池在没有曝气运行时的值(R2=0.71，p<0.05，图6)。因此在这个研究当中，在一定的应用负荷范围内，无论C/N比是多少，NH4-N的负荷会影响各自的去除率。图6.实验阶段II中氨氮负荷率和氨氮去除率的关系(黑线)；非曝气条件下实验的氨氮负荷率和氨氮去除率的关系(红线，Albuquerqueetal.,2009a分析得到)在去除大部分氨氮的MT-P2段，可以发现有明显的硝酸盐产生。反应器中所产生的硝酸盐中，80%至100%都来自于MT-P2段，少于20%的硝酸盐是在P2-P4段产生。正如预期的结果一样，由于DO的浓度在MT-P2段(在2.1gO2/m3和4.1gO2/m3之间)比在P2-P4段(在0.4gO2/m3和1.1gO2/m3之间)高。如图7所示，在MT-P2段，氨氮的去除率和硝酸盐的生成率成很好的线性关系(R20.84，p<0.05)。实际上在MT-P2段中的该条件下，全部的氨氮都在消化作用下，被转化为硝酸盐。图7.在MT-P2段中，氨氮去除率和硝酸盐生成率的线性关系(黑线)；在P2-P4段中，氨氮去除率和硝酸盐生成率的线性关系(红线)直到到取样点P4端口时，硝酸盐才开始被去除。这是因为现有DO的浓度高于2gO2/m3，但是大于30.7%的硝酸盐(最大去除速率53gN/m3d)是在反应器的低段位(P4-MB)去除。这段的DO范围是在0.4gO2/m3和0.8gO2/m3之间。这个值要比Mendoza-EspinosaandStephenson(1999)文献中，有关HRT在0.4h和1.3h之间的下流式曝气生物滤池中提到的值(5,000gN-NO3/m3d)要低。然而，4%至18%的氨氮是在P4-MB段去除的。这些表征值显示：在反应器最后一个段位，硝化作用和反硝化作用是同时进行的。相似的结果同样也被Pynaertetal.(2002)在RBC实验室的控氧条件下操作得出。虽然在P4-MB段N-NO3的去除率是可测的，并且此处的DO浓度高于的0.2gO2/m3，但是根据Gradyetal.(1999)，在缺氧环境下，更容易发生反硝化作用，此时DO浓度低于0.2gO2/m3(临界值)。这些情况表明：在DO浓度范围在0.4gO2/m3和0.8gO2/m3之间时，硝化细菌和反硝化细菌在低浓度基质中具有好的适应能力；一些微生物物种具有对氨氮的氧化和降低硝酸盐的能力。众所周知，水中BAF对脱氮有很好的效果，但是部分脱氮技术仍然不被大家知晓和理解(Littletonetal.,2003;Garzon-Zunigaetal.,2005)。联合硝化—反硝化反应被认为是最普通的废水脱氮方法，并且可以