Efectul tehnologiei combinate A2O-MBBR + CWs pentru tratarea apelor uzate menajere rurale
În ultimii ani, statul a promovat profund strategia de dezvoltare a revitalizării rurale, concentrându-se pe îmbunătățirea mediului de viață și impunând cerințe mai mari pentru tratarea apelor uzate menajere din mediul rural. În prezent, principalele procese de epurare a apelor uzate menajere rurale includ metode biologice, metode ecologice și procese combinate, dintre care majoritatea provin din tratarea apelor uzate urbane. Cu toate acestea, zonele rurale sunt caracterizate de populații dispersate, ceea ce duce la numeroase probleme, cum ar fi dispersia mare a apelor uzate, dificultatea de colectare, scari mici de tratare, rate scăzute de utilizare a resurselor și instalații de tratare insuficiente. În plus, există diferențe semnificative în ceea ce privește calitatea și cantitatea apelor uzate, locația geografică, climă și nivelurile economice între regiuni, ceea ce face dificilă standardizarea tehnologiilor de tratare; simpla adoptare a tehnologiilor de tratare a apelor uzate urbane nu este fezabilă. Infrastructura pentru colectarea apelor uzate, cum ar fi rețelele de canalizare, este adesea inadecvată în zonele rurale. Colectarea apelor uzate este ușor afectată de revărsările combinate de canalizare și infiltrarea apei subterane, rezultând o concentrație organică scăzută în apele uzate și o dificultate crescută pentru îndepărtarea biologică a azotului. Fluctuațiile mari ale calității și cantității apelor uzate din zonele rurale fac dificilă menținerea unei concentrații stabile a biomasei în instalațiile de epurare. În plus, temperaturile scăzute de iarnă limitează capacitatea de tratare biologică, ceea ce duce la o eficiență scăzută și la o calitate instabilă a efluentului predispus la depășirea standardelor în procesele tradiționale cu nămol activ. Prin urmare, există o nevoie urgentă de a dezvolta tehnologii de tratare a apelor uzate adecvate condițiilor locale, cu rezistență puternică la sarcinile de șoc, funcționare stabilă pe termen lung-, consum redus de energie și eficiență ridicată de tratare.
Zonele rurale din China tind să prefere tehnologiile de tratare a apelor uzate menajere cu costuri reduse-, ușor de gestionat--, procesele combinate biologice și ecologice fiind o direcție majoră de cercetare. În prezent, echipamentele integrate de tratare a apelor uzate ambalate utilizate pe scară largă în zonele rurale utilizează în principal procese precum Anaerobic-Anoxic-Oxic (A2O) și Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR). Studiile arată că procesul MBBR se bazează mai mult pe proiectarea instalației decât pe un control operațional precis, nefiind nevoie de personal tehnic profesionist pentru reglementare, făcându-l convenabil pentru operare și întreținere. Acest lucru este mai potrivit pentru nevoile practice de tratare a apelor uzate menajere rurale, unde personalul tehnic este limitat. Avantajele sale includ concentrație mare de biomasă, rezistență puternică la sarcinile de șoc, eficiență ridicată a tratamentului și amprentă mică. Cercetarea lui Luo Jiawen și colab. indică faptul că adăugarea de mediu MBBR la procesul A2O poate îmbunătăți semnificativ capacitatea de tratare a apelor uzate. Zhou Zhengbing și colab., într-un proiect real de ape uzate menajere rurale, au proiectat un proces combinat cu filtru aerat biologic în două-etape anaerob/anoxic-, obținând o calitate stabilă a efluentului, care îndeplinește standardul de grad A din GB 18918-2002 „Standard de evacuare a apelor reziduale municipale”. În plus, zonele umede construite (CW) sunt adesea folosite pentru tratarea apelor uzate menajere din mediul rural. De exemplu, Zhang Yang și colab. a folosit biocharul ca umplutură pentru a modifica o zonă umedă construită, constatând că ratele de îndepărtare pentru TN, TP și COD ar putea ajunge la 99,41%, 91,40% și, respectiv, 85,09%. Cercetările anterioare ale grupului nostru au arătat, de asemenea, că umplutura cu biochar cu nămol ar putea îmbunătăți performanța de îndepărtare a azotului și fosforului din zonele umede construite, îmbunătățind eficiența și eficacitatea întregului sistem de tratare și făcând sistemul mai rezistent la sarcinile de șoc. Bazându-se pe cercetările de mai sus, pentru a explora o tehnologie combinată potrivită pentru tratarea apelor uzate menajere din mediul rural și pentru a aborda provocări precum dificultatea de a menține concentrația stabilă a biomasei, rezistența slabă la sarcinile de șoc și calitatea efluentului predispusă la fluctuații și depășirea standardelor în instalațiile de tratare a apelor uzate rurale, autorul a introdus un proces A2O-MBBR, umplându-l cu biofilm activat{3} fixat pentru a crea un biofilm activat{3} fixat. mediu de nămol (IFAS), crescând concentrația de nămol din sistem și sporind eficiența epurării. Având în vedere utilizarea ecologică a terenurilor inactive disponibile, cum ar fi iazurile și depresiunile din zonele rurale, și combinarea zonelor umede construite ca proces de tratare a lustruirii, metode precum utilizarea umpluturii cu biochar de nămol, recircularea lichidului nitrificat și plantarea de plante scufundate au fost folosite pentru a îmbunătăți stabilitatea operațională a zonei umede compozite. Astfel, a fost construit un proces combinat A2O-MBBR + CWs.
În acest studiu, folosind ca obiect de tratare ape uzate brute de la o stație de epurare a apelor uzate din satul Hefei, a fost construită o configurație experimentală la scară{0}pilot a procesului combinat A2O-MBBR + CWs. A fost investigată influența schimbărilor sezoniere ale temperaturii apei asupra performanței ei de tratare. Indicatorii de poluanți din influent și efluent au fost monitorizați în timpul funcționării pentru a explora eficiența eliminării și stabilitatea operațională. Concomitent, a fost analizată fezabilitatea economică a procesului. Scopul este de a furniza date de referință și bază pentru aplicarea tehnologiei combinate de zone umede construite A2O + în proiectele rurale de tratare a apelor uzate menajere din China și de a oferi referințe pentru promovarea epurării apelor uzate menajere și construirea de sate frumoase și ecologice în zonele rurale.
1. Configurare experimentală și metode de cercetare
1.1 Fluxul de proces combinat
Experimentul de proces combinat A2O-MBBR + CWs a adoptat o operațiune în serie a unei unități A2O, o zonă umedă cu flux subteran pe bază de carbon-și un iaz ecologic. Unitatea A2O a constat dintr-un rezervor de contact anaerob-anoxic și un rezervor cu membrană aerobă (MBBR). Atât rezervorul anaerob deflecat, cât și zona de aerare a rezervorului aerob MBBR au fost umplute cu medii transportoare de biofilm în suspensie pentru a oferi suprafețe de atașare pentru microorganisme pentru a forma biofilme. Nămolul activat și biofilmul din rezervoare au coexistat, formând un sistem IFAS, care ar putea menține stabil biomasa sistemului. Rezervorul anoxic confundat a îmbunătățit procesul de denitrificare prin recircularea lichidului nitrificat. Rezervorul aerob MBBR avea un sistem de aerare în partea de jos pentru a-și îmbunătăți performanța de nitrificare. Un port de dozare a clorurii de polialuminiu (PAC) a fost stabilit în interiorul rezervorului pentru îndepărtarea chimică suplimentară a fosforului, permițând îndepărtarea eficientă a fosforului. Unitatea CWs a inclus o zonă umedă cu flux subteran pe bază de carbon-și un iaz ecologic cu plante scufundate. Zona umedă construită în flux subteran pe bază de carbon-a adoptat un sistem de filtrare cu umplutură în trei-etape. Discuri de aerare au fost instalate în partea de jos a zonei de umplere pentru spălarea în contravaloare a mediului pentru a atenua înfundarea. Iazul ecologic cu plante scufundate avea un strat de substrat de calcar în partea de jos și a fost plantat cu plante scufundate tolerante la frig-Vallisneria natans și Potamogeton crispus. Configurația a fost amplasată în aer liber. În iazul ecologic a fost instalat un termometru pentru a monitoriza schimbările sezoniere ale temperaturii apei. Fluxul detaliat al procesului al procesului combinat A2O-MBBR + CW este prezentat înFigura 1.
1.2 Proiectare setare și parametri operaționali
Configurația experimentală a fost construită folosind plăci de polipropilenă cu grosimea de 10 mm. Rezervorul anaerob deflecat a fost umplut cu mediu purtător de biofilm pătrat și a conținut plăci deflectoare. Raportul de recirculare a lichidului mixt pentru rezervorul anoxic cu deflectură a fost de 50% ~ 150% și conținea și plăci deflectoare. Rezervorul aerob MBBR a fost împărțit printr-un deflector într-o zonă de aerare aerobă și o zonă de sedimentare. Zona de aerare a fost umplută cu mediu purtător suspendat MBBR cu un raport aer-a-apă de 6:1~10:1. Zona de sedimentare a avut un orificiu de dozare PAC și plăci înclinate pentru a ajuta la sedimentare. Zona umedă cu curgere subterană pe bază de carbon-: zona de umplutură primară a fost umplută cu calcar (~5 cm diametru), zona de umplutură secundară cu zeolit (~3 cm diametru) și zona de umplutură terțiară cu umplutură cu nămol biochar (~0,5~1,0 cm diametru). Înălțimea umpluturii pentru fiecare zonă a fost de 75 cm. Între zonele de umplere primară și secundară a fost stabilită o zonă de spațiu de aproximativ 4 cm pentru funcții precum adăugarea de surse externe de carbon, observare și întreținere/golire (nu a fost adăugată nicio sursă de carbon în timpul acestui experiment). Iazul ecologic cu plante scufundat a fost umplut cu umplutură de calcar (~3 cm diametru) la o înălțime de 20 cm. Plantele scufundate au fost plantate la o distanță între rânduri de 10 cm și la o distanță între plante de 10 cm. Experimentul a folosit drept influent ape uzate brute de la o stație de epurare a apelor uzate din satul Hefei. Perioada experimentală a fost de la 25 mai 2022 până la 17 ianuarie 2023, însumând 239 de zile. Plantele scufundate au fost recoltate o dată pe 2 decembrie, cu o frecvență de aproximativ o dată la 6 luni. Capacitatea proiectată de tratare a apelor uzate a fost de 50~210 L/zi. Parametrii de proiectare detaliați ai configurației sunt afișați înTabelul 1.
1.3 Metode experimentale
1.3.1 Proiectare experimentală
1.3.1.1 Test de capacitate optimă de tratare a apelor uzate
După exploatarea cu succes a instalației experimentale (calitate stabilă a efluentului), testarea capacității optime de tratare a apei uzate a fost efectuată în perioada 25 mai 2022 până în 30 iunie 2022. În condițiile menținerii unui raport aer-a{{5}apă din rezervor aerob de 6:1, recirculare lichid nitrificat și conținut de aproximativ 102% Al, PAC 3% 3,7 g/zi, capacitatea de tratare a apelor uzate a instalației a fost crescută treptat (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/zi). Modificările în calitatea efluenților au fost monitorizate pentru a explora capacitatea optimă de tratare a apelor uzate a instalației. În această perioadă, temperatura apei a variat între 24,5 ~ 27,1 grade. Pentru a asigura o conformitate stabilă a efluenților în timpul iernii, standardul de efluent adoptat a fost standardul de grad A din GB 18918-2002 „Standard de evacuare a poluanților pentru stațiile de epurare a apelor uzate municipale”.
1.3.1.2 Testul de performanță a tratamentului general al procesului combinat
Perioada de testare a fost de la 1 iulie 2022 până la 17 ianuarie 2023. Capacitatea optimă de tratare a apelor uzate a fost stabilită la 120 L/zi. Raportul aerob aer-la{{7}apă din rezervor a fost de 6:1~10:1, iar raportul de recirculare a lichidului amestecat a fost de 50%~150%. Indicatori de calitate a apei influente și efluente (TN, TP, NR3--N, NH4+-N și COD) din fiecare unitate de proces au fost monitorizate. S-au înregistrat modificări ale temperaturii apei în timpul perioadei de testare (influențate de clima sezonieră). A fost analizată performanța de tratare a procesului combinat A2O-MBBR + CWs pentru apele uzate menajere rurale și a fost investigată influența schimbărilor sezoniere ale temperaturii apei asupra performanței procesului combinat.
1.3.2 Eșantionarea
În timpul perioadei de testare, probele au fost prelevate neregulat (de aproximativ 1~2 ori pe săptămână) pentru testarea calității apei. Au fost colectate eșantioane din efluentul instalat, efluent de rezervor anaerob-anoxic, efluent aerob de rezervor MBBR, efluent de zone umede cu curgere subterană pe bază de carbon-și efluent de iaz ecologic al plantelor scufundate. Au fost prelevate probe de influenți din conducta de admisie a instalației și probe de efluenți de la ieșirea fiecărei unități. Testarea indicatorului de calitate a apei a fost finalizată în aceeași zi de prelevare. Indicatorii testați au inclus TN, TP, NR3--N, NH4+-N și COD. De fiecare dată când au fost prelevate probe, a fost înregistrată citirea temperaturii apei de la termometrul din iazul ecologic (variind între 0~32 grade). Temperatura apei din iazul ecologic s-a schimbat în mod natural odată cu diferențele sezoniere de temperatură. Standardul de efluent proiectat pentru configurația experimentală a urmat standardul de gradul A din DB 34/3527-2019 „Standard de evacuare a poluanților apei pentru instalațiile de epurare a apelor uzate menajere din mediul rural”. Concentrațiile de afluent proiectate și standardele de efluent sunt detaliate înTabelul 2.
1.3.3 Metode de analiză a calității apei
Concentrația TN în probele de apă a fost determinată folosind HJ 636-2012 „Calitatea apei - Determinarea azotului total - Metoda spectrofotometrică UV de digestie cu persulfat de potasiu alcalin”. NU3--Concentrația de azot a fost determinată folosind HJ/T 346-2007 „Calitatea apei - Determinarea azotului azotat - Spectrofotometrie ultravioletă (probă)”. NH4+-Concentrația de azot a fost determinată utilizând HJ 535-2009 „Calitatea apei - Determinarea azotului amoniac - Spectrofotometria cu reactiv Nessler”. COD a fost determinat folosind metoda HJ 828-2017 „Calitatea apei - Determinarea cererii chimice de oxigen - Metoda dicromatului”. Concentrația TP a fost determinată folosind GB 11893-1989 „Calitatea apei - Determinarea fosforului total - Metoda spectrofotometrică de molibdat de amoniu”.
2. Rezultate și discuții
2.1 Influența capacității de tratare a apelor uzate asupra performanței procesului combinat
După cum se arată înFigura 2 (a)(b), pe măsură ce capacitatea zilnică de tratare a apelor uzate a crescut treptat de la 50 L/zi la 210 L/zi, eficiența de eliminare a TN și NH4+-N de fiecare unitate a procesului combinat a arătat o tendință de scădere. Rata de eliminare a TN a scăzut de la 91,55% (50 L/zi) la 52,17% (210 L/zi) și NH4+-Rata de eliminare a azotului a scăzut de la 97,47% (70 L/zi) la 80,68% (210 L/zi). Acest lucru se datorează faptului că creșterea capacității zilnice de tratare a apelor uzate reduce timpul de retenție hidraulică, scurtând timpul disponibil pentru ca microorganismele să degradeze poluanții, rezultând o performanță de tratare mai slabă. Dintre acestea, unitatea A2O a contribuit cel mai mult la TN și NH4+-N eliminare. Concentrația medie de TN influent pentru această unitate a fost de 38,68 mg/L, efluentul a fost de 16,87 mg/L, cu o rată de îndepărtare de 56,29%. Influentul mediu NH4+-Concentrația de azot a fost de 36,29 mg/L, efluentul a fost de 5,50 mg/L, cu o rată de îndepărtare de 84,85%. Pentru zona umedă cu curgere subterană bazată pe carbon-, concentrația medie de TN influent a fost de 16,87 mg/L, efluentul a fost de 11,96 mg/L, cu o rată de îndepărtare de 29,10%. Pentru iazul ecologic al plantelor scufundate, concentrația medie de TN influent a fost de 11,96 mg/L, efluentul a fost de 9,47 mg/L, cu o rată de îndepărtare de 20,82%. Performanța de eliminare a azotului a zonei umede cu curgere subterană bazată pe carbon-a fost mai bună decât cea a iazului ecologic, deoarece mediul anaerob-anoxic al zonei umede cu flux subteran este mai potrivit pentru denitrificare. Cu toate acestea, NH4+-Performanța de îndepărtare a N a iazului ecologic a fost mai bună decât a zonei umede cu curgere subterană. Influentul mediu NH4+-Concentrația de azot pentru zona umedă cu flux subteran pe bază de carbon-a fost de 5,50 mg/L, efluentul a fost de 4,04 mg/L, cu o rată de eliminare de numai 26,53%. Pentru iazul ecologic, influentul mediu NH4+-Concentrația de azot a fost de 4,04 mg/L, efluentul a fost de 2,38 mg/L, cu o rată de îndepărtare de 41,07%. Acest lucru se datorează faptului că mediul aerob al iazului ecologic este mai potrivit pentru nitrificare, transformând mai mult NH4+-N în NU3--N, rezultând un NH mai mare4+-N rata de eliminare. Când capacitatea de epurare a apelor uzate a atins 150 L/zi, concentrația efluentului TN a fost de 15,11 mg/L, depășind standardul de grad A din GB 18918-2002. Prin urmare, pentru a asigura o conformitate stabilă cu TN, capacitatea maximă de tratare a apelor uzate a fost de 120 L/zi. Când capacitatea de tratare a apelor uzate a ajuns la 210 L/zi, efluentul NH4+-Concentrația de azot a fost de 7,07 mg/L, depășind standardul de grad A din GB 18918-2002. Prin urmare, capacitatea maximă de tratare a apelor uzate pentru NH4+-Conformitatea N a fost de 180 L/zi.
După cum se arată înFigura 2 (c), COD mediu influent a fost sub 100 mg/L, indicând un conținut organic scăzut. Creșterea capacității de tratare a apelor uzate nu a afectat în mod semnificativ eliminarea COD, cu rate de eliminare a COD între 75%~90%. Pe măsură ce capacitatea de tratare a apelor uzate a crescut de la 50 L/zi la 210 L/zi, COD efluent mediu a fost de 19,16 mg/L, cu un COD efluent maxim de 26,07 mg/L, încă mult sub standardul de 50 mg/L din GB 18918-2002, deoarece dispozitivul de gradul A a contribuit cel mai mult la eliminarea COD în 2002. rezervorul aerob MBBR a creat un mediu aerob, sporind capacitatea biochimică a microorganismelor aerobe și întărind eliminarea COD. În plus, recircularea lichidului nitrificat în unitatea de A2O a permis rezervorului anoxic deflecat să utilizeze în continuare materia organică din apa uzată ca sursă de carbon, eliminând o parte din COD în același timp sporind denitrificarea. Zona umedă cu flux subteran bazată pe carbon-a contribuit pe locul al doilea cel mai mult la eliminarea COD. Mediul său anaerob-anoxic este propice utilizării materiei organice din apele uzate ca sursă de carbon, degradând o parte din substanțele organice în timp ce sporește denitrificarea, motiv pentru care a avut o eliminare mai bună a TN. În plus, stratul de substrat al zonei umede cu curgere subterană poate adsorbi o parte din materie organică. Iazul ecologic a avut un efect limitat asupra degradării COD. COD mediu influent pentru iazul ecologic a fost de 22,21 mg/L, iar cele mai ușor organice biodegradabile fuseseră deja degradate, lăsând organice care sunt mai greu de degradat.
După cum se arată înFigura 2 (d), pe măsură ce capacitatea de tratare a apelor uzate a crescut, concentrația de TP efluent a rămas stabilă. Creșterea capacității de tratare a apelor uzate nu a afectat în mod semnificativ îndepărtarea TP. Concentrația medie de TP influent a fost de 3,7 mg/L, iar concentrația medie de efluent a fost de 0,18 mg/L, cu o rată medie de îndepărtare de 95,14%, indicând o bună îndepărtare a TP. TP a fost eliminat în principal în unitatea A2O. Concentrația de TP a influențului pentru unitatea A2O a fost de 3,7 mg/L, iar efluentul a fost de numai 0,29 mg/L, mai bine decât standardul de 0,5 mg/L din GB 18918-2002 Grad A. Acest lucru se datorează faptului că unitatea A2O nu a avut doar îndepărtarea biologică a fosforului de către organismele care acumulau fosfor (PAO) ci și fosforul suplimentat cu fosfor (PAO) îndepărtarea prin dozarea a 3,7 g/zi de PAC. Combinația dintre eliminarea biologică și chimică a fosforului a dus la eliminarea a peste 90% din fosfor din unitatea A2O. Zona umedă cu curgere subterană și iazul ecologic s-au bazat în principal pe mecanisme precum adsorbția substratului, sedimentarea, absorbția plantelor și degradarea microbiană pentru îndepărtarea fosforului. Mai mult decât atât, concentrația de TP care intră în zona umedă era deja de până la 0,29 mg/L, făcând îndepărtarea ulterioară mai dificilă. Aceste motive combinate au condus la performanța generală de îndepărtare a TP a zonei umede și a iazului ecologic.
Prin urmare, pentru a asigura conformitatea stabilă a tuturor indicatorilor de efluent cu standardul GB 18918-2002 Grad A, capacitatea optimă de tratare a apelor uzate pentru acest proces a fost determinată a fi de 120 L/zi.
2.2 Performanța de eliminare a poluanților a procesului combinat
2.2.1 Performanța de eliminare a COD
După cum se arată înFigura 3, în timpul perioadei de testare a performanței generale de tratare (1 iulie 2022, până la 17 ianuarie 2023, capacitate de tratare a apelor uzate 120 L/d), temperatura apei a prezentat o tendință descendentă fluctuantă, scăzând de la 32 de grade la 0 grade. Rata de eliminare a COD a fluctuat, iar scăderea temperaturii apei nu a avut un impact evident asupra eliminării COD. Combinat cuFigura 4, rata de eliminare a COD a variat între 66,16% ~ 82,51%, influențată în primul rând de concentrația de COD influentă. Studiile arată că în condiții anaerobe/anoxice, eliminarea COD se bazează în principal pe acțiunea microbiană. Procesul A2O-MBBR+CWs alternează între condiții anaerobe-anoxice-oxice-anoxice-oxice, îmbunătățind eliminarea COD. În timpul funcționării, pe măsură ce temperatura apei a scăzut, deși COD influent a variat între 80 și 136 mg/L, COD efluent a rămas stabil sub 50 mg/L, îndeplinind standardul de grad A din DB 34/3527-2019, indicând o bună degradare organică. Secțiunea A2O a contribuit cel mai mult la eliminarea COD. Rezervorul de contact anaerob-anoxic derutat a avut o rată medie de eliminare a COD de 43,38%, reprezentând 65,43% din eliminarea totală a COD. Tancul MBBR aerob a avut o rată medie de îndepărtare de 14,69%, reprezentând 19,87% din total. Secțiunea A2O a contribuit cu peste 85% la eliminarea COD, beneficiind de suprafața specifică mare a mediilor din rezervorul anaerob și rezervorul aerob MBBR, concentrația mare de nămol și formarea unui lanț alimentar din bacterii → protozoare → metazoare, degradând efectiv materia organică din apă. Biodiversitatea ridicată a sistemului IFAS a asigurat o bună eliminare organică chiar și în cazul schimbărilor de temperatură. În plus, o parte din materia organică solubilă din apa reziduală din rezervorul de contact anaerob-anoxic deflecat ar fi utilizată ca sursă de carbon prin bacteriile denitrificatoare. Între timp, lichidul amestecat recirculat a crescut NO3--Concentrația de azot în rezervorul anoxic confundat, promovând utilizarea surselor de carbon prin denitrificarea bacteriilor pentru a converti NO3--N/NU2--N în azot gazos. Rata ridicată de îndepărtare a COD din rezervorul de contact anaerob-anoxic deflecat confirmă în continuare că acest proces poate utiliza eficient materia organică din apele uzate ca sursă de carbon de denitrificare. Zona umedă cu flux subteran bazată pe carbon-a avut o rată medie de eliminare a COD de 7,18%, reprezentând 9,18% din eliminarea totală a COD. Mediul anaerob/anoxic al zonei umede cu curgere subterană este propice pentru microorganismele care utilizează materia organică ca sursă de carbon, realizând eliminarea COD în același timp sporind denitrificarea. Cercetările înrudite indică, de asemenea, că umplutura de biochar poate adsorbi materia organică prin atracție electrostatică și legături intermoleculare de hidrogen. Prin urmare, nămolul de umplutură cu biochar din zona umedă cu flux subteran ar adsorbi și o parte din materie organică. Iazul ecologic al plantelor scufundate a avut o rată medie de eliminare a COD de numai 3,68% deoarece COD care intră în iaz era deja scăzută, la 30,59 mg/L în medie, și consta în majoritate din organice refractare, îndepărtate în principal prin adsorbție și absorbție de plante, cu efect limitat.
2.2.2 Performanța de eliminare a azotului
După cum se arată înFigura 3, pe măsură ce temperatura apei a scăzut treptat de la 32 la 12 grade, TN și NH4+-N rate de eliminare au fluctuat. Rata medie de îndepărtare a TN a ajuns la 75,61%, iar NH medie4+-Rata de eliminare a N a atins 95,70%. Când temperatura apei a scăzut sub 12 grade, TN și NH4+-Ratele de eliminare N au arătat o tendință de scădere rapidă, dar ratele medii de eliminare au atins totuși 58,56%, respectiv 80,40%. Acest lucru se datorează faptului că scăderea sezonieră a temperaturii apei a inhibat activitatea microbiană, slăbind performanța de denitrificare. Conform rezultatelor statistice ale concentrațiilor de poluanți influenți și efluenți în perioada de funcționare a procesului combinat (1 iulie 2022 până la 17 ianuarie 2023) prezentate înTabelul 3, influențul mediu TN și NH4+-Concentrațiile de N au fost de 36,56 mg/L, respectiv 32,47 mg/L. NH4+-N a reprezentat 88,81% din TN. Influent NR3--N (0,01 mg/L) a fost aproape neglijabil. Efluent mediu TN și NH4+-Concentrațiile de azot au fost de 11,69 mg/L și, respectiv, 3,5 mg/L, ambele respectând standardul de grad A din DB 34/3527-2019. Efluentul mediu NO3--Concentrația de azot a fost de 6,03 mg/L, indicând o bună capacitate de nitrificare a acestui proces, transformând NH4+-N la NU3--N. Cu toate acestea, acumularea de NO3--N din efluent sugerează că există încă loc pentru denitrificare ulterioară. După cum se arată înFigura 5 (a), îndepărtarea TN a fost cea mai mare în secțiunea A2O. Rezervorul de contact anaerob-anoxic deconcentrat a avut o rată medie de îndepărtare a TN de 44,25%, iar rezervorul aerob MBBR a avut o rată medie de îndepărtare a TN de 9,55%. Acesta este rezultatul acțiunii combinate a bacteriilor nitrificatoare din zona aerobă și a bacteriilor denitrificatoare din zona anoxică. Zona umedă construită pe bază de carbon-a avut o rată medie de eliminare a TN de 11,07%, deoarece capacitatea sa de a elibera surse de carbon și mediul său anaerob/anoxic sunt favorabile denitrificării, menținând o anumită capacitate de eliminare a azotului. Iazul ecologic al plantelor scufundate a avut o rată medie de îndepărtare a TN de doar 3,54%, cu performanță generală de îndepărtare, deoarece mediul său aerob nu este propice denitrificării. După cum se arată înFigura 5 (b), NH4+-Înlăturarea N a fost finalizată în principal în secțiunea A2O. Rezervorul de contact anaerob-anoxic derutat avea un NH4+-Rata de eliminare a N de 59,46%, iar rezervorul aerob MBBR avea un NH4+-Rata de eliminare a N de 24,24%. Secțiunea A2O a reprezentat 93,57% din totalul NH4+-N eliminare. NH ridicat4+-Eliminarea azotului în secțiunea A2O se datorează aerării continue în rezervorul aerob MBBR, permițând bacteriilor nitrificatoare să utilizeze pe deplin DO pentru a converti NH4+-N la NU3--N. Acesta este apoi recirculat în rezervorul anoxic, unde bacteriile denitrificatoare transformă NO3--N la N2 pentru îndepărtare. În timpul perioadei de testare, rata medie de îndepărtare a TN a fost de 68,40%, iar NH mediu4+-Rata de eliminare a azotului a fost de 89,45%, ceea ce indică o performanță bună de eliminare a azotului.
După cum se arată înFigura 3, deoarece temperatura apei a scăzut de la 32 grade la 0 grade , rata de îndepărtare a TN a scăzut de la un maxim de 79,19% la 51,38%. Combinat cuFigura 5 (a), when water temperature was >20 de grade, rata medie de îndepărtare a TN a depășit 75%, cu o concentrație medie a efluentului de 8,41 mg/L, deoarece activitatea microbiană este mai mare în intervalul 20 ~ 32 de grade, ceea ce duce la o mai bună denitrificare, în conformitate cu cercetările lui Zhang Na și colab. Când temperatura apei a scăzut de la 20 la 5 grade, rata medie de îndepărtare a TN a scăzut la 65,44%, iar concentrația medie a efluentului a crescut la 12,70 mg/L. Când temperatura apei a fost de 0 ~ 5 grade, rata medie de eliminare a TN a scăzut la 52,75%, iar concentrația medie a efluentului a crescut la 17,62 mg/L, indicând un anumit impact asupra eliminării TN. Studiile arată că, pe măsură ce temperatura apei scade, activitatea microbiană este inhibată. Când temperatura apei<5.6°C, microorganisms are basically dormant, and population numbers sharply decrease, limiting pollutant degradation. When water temperature <4°C, microorganisms begin to die. However, in this process, even when water temperature dropped to 0°C, the TN removal rate still reached 51.52%, and effluent always met the Grade A standard of DB 34/3527-2019. This is because the IFAS system in the A2O section maintained high biomass concentration. During the test period, MLSS concentration in the baffled anaerobic-anoxic contact tank and aerobic MBBR tank reached 6,000~8,000 mg/L. Additionally, recirculation of nitrified liquid further enhanced denitrification. Furthermore, wastewater passed sequentially through the limestone, zeolite, and sludge biochar filler zones of the subsurface flow wetland, where anaerobic and aerobic reactions occurred simultaneously. Various organics adsorbed on filler surfaces and the slow-release of carbon sources from biochar filler promoted denitrification, further enhancing nitrogen removal. Research indicates that biochar can increase the abundance and diversity of denitrifying microorganisms in wetlands. Also, due to its structure, subsurface flow wetlands have some thermal insulation effect, helping maintain internal microbial activity. Under the influence of multiple factors, the combined process exhibited strong resistance to low-temperature shock, maintaining over 50% TN removal even at 0°C. In summary, when water temperature is >5 grade, performanța de îndepărtare a TN este bună, cu efluent stabil sub 15 mg/L. În acest moment, având în vedere eliminarea altor poluanți, capacitatea de tratare a apelor uzate poate fi mărită în mod corespunzător.
După cum se arată înFigura 3, pe măsură ce temperatura apei a scăzut treptat, NH4+-Rata de eliminare a azotului a scăzut de la un maxim de 99,52% la un minim de 74,77% și NH efluent4+-Concentrația de azot a crescut de la un minim de 0,17 mg/L la 8,40 mg/L. Scăderea temperaturii apei inhibă activitatea bacteriilor nitrificatoare și nitrificatoare, reducând NH4+-N removal. However, when water temperature >12 grade, efluentul mediu NH4+-Concentrația de azot a fost de 1,58 mg/L. Când temperatura apei este mai mică sau egală cu 12 grade, efluentul mediu NH4+-Concentrația de azot a crescut la 6,58 mg/L, dar NH efluent4+-N a îndeplinit întotdeauna standardul de grad A din DB 34/3527-2019. Când temperatura apei a fost de 20 ~ 32 de grade, NH mediu4+-Rata de eliminare a N a depășit 96%. Combinat cuFigura 5 (b), efluentul NH4+-Concentrația de azot a fost sub 2 mg/L în acest interval, ceea ce indică o activitate ridicată a bacteriilor nitrificante și un NH global excelent4+-N eliminare. Când temperatura apei a scăzut treptat de la 20 la 12 grade, NH mediu4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 grade este potrivit pentru creșterea bacteriilor de nitrificare, promovând nitrificarea. Prin urmare, NH4+-N a menținut rate ridicate de eliminare în intervalul 12-20 de grade. Când temperatura apei a scăzut treptat de la 12 grade la 0 grade, NH mediu4+-Rata de eliminare a N a ajuns în continuare la 80%. Cercetările existente arată că bacteriile de nitrificare aproape pierd capacitatea de nitrificare la 0 grade. Cu toate acestea, rezultatele acestui studiu arată că chiar și la 0 grade, NH4+-Rata de îndepărtare a azotului a depășit 75%, ceea ce indică o performanță bună de nitrificare a acestui proces la temperaturi scăzute. Acest lucru se datorează faptului că sistemul IFAS din secțiunea A2O-MBBR a acestui studiu are o vârstă lungă a nămolului biofilm de până la aproximativ 1 lună, ceea ce face ca rata de nitrificare din rezervorul biochimic să fie mult mai puțin afectată de temperatură decât procesele tradiționale cu nămol activ, îmbunătățind semnificativ performanța de nitrificare la temperaturi scăzute de iarnă. Cercetarea lui Wei Xiaohan și colab. indică, de asemenea, că motivul principal pentru NH ne-conform4+-N efluentul în condiții de temperatură scăzută a apei este o vârstă insuficientă a nămolului activat, impactul temperaturii asupra activității nitrificatorului fiind secundar. Prin urmare, deși scăderea temperaturii apei a afectat într-o oarecare măsură activitatea nitrificatorului, vârsta suficientă a nămolului în acest proces a asigurat NH.4+-N îndepărtare la temperaturi scăzute. În timpul perioadei de testare, efluentul mediu NH4+-Concentrația de azot a fost de 3,50 mg/L, iar procesul combinat a prezentat performanțe bune și stabile de nitrificare.
2.2.3 Performanța de îndepărtare a fosforului
După cum se arată înFigura 3, rata de îndepărtare a TP a variat puțin cu schimbările de temperatură a apei, rămânând stabilă peste 94%. Combinat cuFigura 6, concentrația de TP din efluent a variat între 3,03 și 4,14 mg/L, iar concentrația de TP din efluent a variat între 0,14 și 0,28 mg/L, respectând standardul de grad A din DB 34/3527-2019. Acest proces se bazează pe acțiunea combinată a eliminării biologice a fosforului (prin PAO) și a eliminării chimice a fosforului (prin PAC). Când temperatura apei scade, activitatea PAO este inhibată, afectând eliminarea biologică a fosforului. Cu toate acestea, acest proces se completează cu îndepărtarea chimică a fosforului prin dozarea a 3,7 g/zi de PAC, menținând o rată stabilă de îndepărtare a TP și reducând impactul schimbărilor de temperatură a apei asupra eliminării fosforului în procesul combinat. Unitatea A2O a avut cea mai bună performanță de îndepărtare a TP. Concentrația medie de TP a efluentului anaerob-anoxic a fost de 2,48 mg/L, cu o rată de eliminare de 32,61%. Concentrația medie de TP a efluentului unității aerobe a fost de 0,29 mg/L, cu o rată de îndepărtare de 59,51%. Rata totală de îndepărtare a TP pentru unitatea A2O a fost de 92,12%. Designul confuz al secțiunii A2O-MBBR poate elimina în mare măsură azotul nitrat transportat în lichidul amestecat recirculat, permițând PAOs anaerobi să elibereze fosforul mai bine în secțiunea anaerobă și să absoarbă fosforul mai complet în secțiunea aerobă, îmbunătățind eliminarea biologică a fosforului. În plus, îndepărtarea chimică a fosforului prin dozarea pe o parte a rezervorului aerob MBBR a menținut o rată stabilă de îndepărtare a TP, cu o calitate a efluentului stabil mai bună decât standardul de grad A din DB 34/3527-2019. Îndepărtarea biologică a fosforului în secțiunea A2O-MBBR are loc în principal atunci când PAO din rezervorul anaerob deflecat utilizează surse de carbon pentru a transforma o parte din materia organică și acizii grași volatili în polihidroxialcanoați (PHA). Când apa uzată curge din rezervorul anaerob cu deflectură în rezervorul aerob MBBR, PAO-urile folosesc apoi PHA-urile ca donatori de electroni pentru a finaliza absorbția de fosfor. Cu toate acestea, performanța biologică de îndepărtare a fosforului este ușor afectată de activitatea PAO, iar temperatura scăzută a apei limitează activitatea PAO. Prin urmare, pentru a obține o îndepărtare stabilă a fosforului, îndepărtarea chimică a fosforului a fost încorporată în proiectarea procesului. În plus, adsorbția de către stratul de substrat în zona umedă cu curgere subterană pe bază de carbon și creșterea plantelor scufundate în iazul ecologic absorb, de asemenea, o parte de fosfor.
Pe scurt, instalația a funcționat stabil în timpul perioadei de testare, cu o performanță generală bună de eliminare a poluanților. Procesul combinat A2O-MBBR + CWs a atins rate medii de eliminare de 68,40%, 89,45%, 73,94% și 94,04% pentru TN, NH4+-N, COD și, respectiv, TP. Concentrațiile medii ale efluenților au fost de 11,69 mg/L, 3,50 mg/L, 26,9 mg/L și, respectiv, 0,22 mg/L, toate respectând standardul de grad A din DB 34/3527-2019. Cercetarea lui Wu Qiong et al. indică faptul că A2O-MBBR este un proces compozit de nămol activat și biofilm, care prezintă o cantitate mare de microbi, o vârstă îndelungată a nămolului, încărcare volumetrică mare, volum și amprentă redusă, rezistență puternică la sarcinile de șoc, calitate bună a efluentului și funcționare stabilă. În plus, performanța de denitrificare a proceselor de biofilm în timpul iernii este mai bună decât cea a proceselor cu nămol activat, ceea ce o face mai potrivită pentru tratarea apelor uzate la temperatură joasă-iarna. Acesta este, de asemenea, principalul motiv pentru performanța bună de eliminare a poluanților a secțiunii A2O-MBBR din acest studiu. Procesul combinat A2O-MBBR + CWs din acest studiu adaugă o zonă de tratament de lustruire CWs pe baza procesului A2O-MBBR, îmbunătățind și mai mult performanța generală de purificare și stabilitatea operațională a procesului. Îndepărtarea TN și NH4+-N a fost mai puțin afectat de schimbările sezoniere ale temperaturii apei, în timp ce eliminarea COD și TP a fost aproape neafectată de temperatura sezonieră a apei. În timpul perioadei de testare, a prezentat o rezistență puternică la sarcinile de șoc, făcându-l potrivit pentru utilizare în zonele rurale cu fluctuații mari ale calității și cantității apelor uzate menajere.
2.3 Analiza economică a procesului combinat
Costurile acestui proces combinat includ în principal costurile de construcție și costurile de operare a epurării apelor uzate. Costurile de construcție au fost pentru configurarea configurației experimentale, inclusiv achiziționarea de corpuri de rezervoare, echipamente electrice auxiliare, medii, instalații scufundate și fitinguri pentru țevi, în valoare totală de aproximativ 3.000 CNY. Pe baza capacității maxime de tratare a apelor uzate în timpul experimentului de 0,18 m³/zi, costul construcției pe m³ de apă uzată tratată este de aproximativ 16.700 CNY. Costurile de exploatare provin în principal din operațiunile de instalare, inclusiv consumul de energie al echipamentelor, costurile chimice, costurile de eliminare a nămolului și costurile cu forța de muncă. Echipamentele electrice includ: pompă de alimentare (putere 2 W, Q=2.8 m³/d), pompă de recirculare (putere 2 W, Q{=2.8 m³/zi), aerator (putere 5 W, debit de aerare=5 L/min) și pompă de dozare peristaltică (putere 2 W). Calculat pe baza puterii maxime efective de utilizare: pompă de alimentare 0,13 W, pompă de recirculare 0,19 W, aerator 1,25 W, pompă de dozare 2 W. Puterea totală efectivă de utilizare este de 0,00357 kW, consumul zilnic de energie 0,086 kWh. Consumul de energie electrică per m³ de apă uzată tratată este de 0,48 kWh. Folosind prețul electricității industriale de 0,7 CNY/kWh, costul energiei electrice este de 0,33 CNY/m³. Costul chimiei PAC este de aproximativ 2,4 CNY/kg, consum 3,7 g/zi. PAC necesar per m³ de apă uzată este de 20,56 g, costă 0,05 CNY/m³. Costul eliminării nămolului=cantitatea nămolului × volumul unitar costul eliminării nămolului. Producția de nămol uscat pe tonă de apă este de 0,09 kg. Pe baza transportului nămolului de la stația de epurare municipală și a prețului unitar de eliminare de 60 CNY/tonă, costul de eliminare a nămolului pe tonă de apă=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Deoarece configurația pilot a necesitat doar inspecții periodice după operare, costul forței de muncă a fost estimat pe baza experienței reale de inginerie. O fabrică de 10.000 de tone pe zi este operată de 1~2 persoane. Presupunând că salariul unei singure persoane este de 3.000 CNY/lună, pentru 2 persoane, indicatorul costului muncii este de aproximativ 0,02 CNY/tonă de apă. Detaliile costurilor sunt afișate înTabelul 4. În rezumat, costul tratamentului operațional este de aproximativ 0,46 CNY/m³. Cu toate acestea, pe măsură ce capacitatea de tratare a apelor uzate crește, costurile de construcție și operare pe tonă de apă ar scădea. Costurile de construcție și operare în timpul testului pilot sunt doar pentru referință.
3. Concluzii
Procesul combinat A2O-MBBR + CWs a arătat performanțe bune pentru tratarea apelor uzate menajere din mediul rural. Îndepărtarea TP și COD a fost în mare parte neafectată de schimbările de temperatură a apei. Ratele medii de îndepărtare pentru TN, NH4+-N, TP, and COD reached 68.4%, 89.45%, 94.02%, and 73.94%, respectively. When water temperature ≤5°C, effluent quality stably met the Grade A standard of DB 34/3527-2019. When water temperature >5 grade, calitatea efluentului ar putea îndeplini standardul de grad A din GB 18918-2002 „Standard de evacuare a poluanților pentru stațiile de tratare a apelor uzate municipale”. Acest proces poate utiliza eficient materia organică din sistem ca sursă de carbon pentru a îmbunătăți denitrificarea, menținând îndepărtarea de peste 50% TN chiar și la temperaturi ale apei de până la 0 grade.
Capacitatea optimă de tratare a apelor uzate pentru procesul combinat A2O{-MBBR + CWs în timpul iernii a fost de 120 L/zi și de 180 L/zi în sezoanele non-ivernale. Schimbările sezoniere ale temperaturii apei (scăzând treptat de la 32 de grade la 0 grade) au avut doar un anumit impact asupra eliminării azotului prin procesul combinat. Rata de eliminare a TN a scăzut de la 79,19% la 51,38%, iar NH4+-Rata de eliminare a N a scăzut de la 99,52% la 74,77%. Chiar și la 0 grade, calitatea efluentului a îndeplinit în mod stabil standardul de grad A al DB 34/3527-2019 și NH4+-Rata de eliminare a N a ajuns în continuare la 74,77%. Aceasta beneficiază de sistemul IFAS, unde o vechime a nămolului de până la 1 lună a asigurat nitrificarea la temperaturi scăzute. Procesul a funcționat stabil în timpul perioadei de testare, prezentând o rezistență puternică la schimbările de temperatură a apei.
Procesul inițial A2O-MBBR a folosit două tipuri de purtători de biofilm suspendat pentru atașarea microbiană, formând un sistem IFAS. Zona umedă cu flux subteran pe bază de carbon-a folosit mai multe materiale de umplutură, inclusiv biochar nămol, calcar și zeolit, îmbunătățindu-și performanța de filtrare, oferind în același timp o suprafață amplă de atașare pentru microorganisme, îmbunătățind capacitatea sa de tratare biologică. Procesul inițial A2O-MBBR cu IFAS are o concentrație mare de biomasă. Zona umedă din compozit CW din spate servește ca o etapă de tratament de lustruire, tratând în continuare apele uzate, făcând sistemul general mai rezistent la sarcinile de șoc.
Procesul combinat A2O-MBBR + CWs este potrivit pentru tratarea apelor uzate menajere din zonele rurale cu fluctuații mari de calitate și cantitate. Funcționează stabil și eficient, cu un cost de tratament de aproximativ 0,46 CNY/m³. În plus, secțiunile de proces A2O-MBBR+CWs pot fi ajustate în mod flexibil în funcție de diferite standarde, scenarii și scopuri pentru efluenți. Acest proces combinat poate furniza date de referință și bază pentru proiectele de tratare a apelor uzate menajere din mediul rural din China, oferă o cale de utilizare a resurselor pentru terenurile deșeurilor inactive din zonele rurale și are un potențial larg de aplicare pe piață în conformitate cu tendința națională de (subliniind foarte mult îmbunătățirea calității mediului rural.