Efecte de la tecnologia combinada A2O-MBBR + CWs per al tractament d'aigües residuals domèstiques rurals
En els darrers anys, l'estat ha estat promovent profundament l'estratègia de desenvolupament de la revitalització rural, centrant-se en la millora de l'entorn de vida i fent més exigències al tractament d'aigües residuals domèstiques rurals. Actualment, els principals processos de tractament d'aigües residuals domèstiques rurals inclouen mètodes biològics, mètodes ecològics i processos combinats, la majoria dels quals s'originen en el tractament d'aigües residuals urbanes. No obstant això, les zones rurals es caracteritzen per poblacions disperses, la qual cosa comporta nombrosos problemes com ara una gran dispersió d'aigües residuals, dificultats en la recollida, petites escales de tractament, baixes taxes d'utilització dels recursos i instal·lacions de tractament insuficients. A més, existeixen diferències significatives en la qualitat i quantitat de les aigües residuals, la ubicació geogràfica, el clima i els nivells econòmics entre regions, cosa que dificulta l'estandardització de les tecnologies de tractament; la simple adopció de tecnologies de tractament d'aigües residuals urbanes no és factible. La infraestructura per a la recollida d'aigües residuals, com les xarxes de clavegueram, sovint és inadequada a les zones rurals. La recollida d'aigües residuals es veu fàcilment afectada pels desbordaments combinats del clavegueram i la infiltració d'aigües subterrànies, el que resulta en una baixa concentració orgànica a les aigües residuals i una major dificultat per a l'eliminació biològica del nitrogen. Les grans fluctuacions en la qualitat i quantitat de les aigües residuals a les zones rurals dificulten el manteniment d'una concentració estable de biomassa a les instal·lacions de tractament. A més, les baixes temperatures hivernals limiten la capacitat de tractament biològic, donant lloc a una baixa eficiència i una qualitat d'efluent inestable propensa a superar els estàndards en els processos tradicionals de fangs activats. Per tant, hi ha una necessitat urgent de desenvolupar tecnologies de tractament d'aigües residuals adequades a les condicions locals, amb una forta resistència a les càrregues de xoc, un funcionament estable a llarg termini-, un baix consum d'energia i una alta eficiència de tractament.
Les zones rurals de la Xina acostumen a preferir les tecnologies de tractament d'aigües residuals domèstiques de baix-cost i-fàcils-gestions, i els processos combinats biològics i ecològics són una adreça important de recerca. Actualment, els equips integrats de tractament d'aigües residuals envasades àmpliament utilitzats a les zones rurals utilitzen principalment processos com ara el reactor anaeròbic-anòxic-òxic (A2O) i el reactor de biofilm de llit mòbil (MBBR). Els estudis mostren que el procés MBBR es basa més en el disseny de les instal·lacions que en un control operatiu precís, ja que no requereix personal tècnic professional per a la regulació, cosa que fa que sigui convenient per a l'operació i el manteniment. Això és més adequat per a les necessitats pràctiques de tractament d'aigües residuals domèstiques rurals on el personal tècnic és escàs. Els seus avantatges inclouen una alta concentració de biomassa, una forta resistència a les càrregues de xoc, una alta eficiència de tractament i una petita empremta. La investigació de Luo Jiawen et al. indica que afegir suports MBBR al procés A2O pot millorar significativament la seva capacitat de tractament d'aigües residuals. Zhou Zhengbing et al., en un projecte real d'aigües residuals domèstiques rurals, van dissenyar un procés combinat de filtres airejats biològics-anaeròbics/anòxics-de dues etapes, aconseguint una qualitat estable de l'efluent que compleix l'estàndard de grau A de GB 18918-2002 "Estàndard de depuració d'aigües residuals municipals". A més, els aiguamolls construïts (CW) s'utilitzen sovint per al tractament d'aigües residuals domèstiques rurals. Per exemple, Zhang Yang et al. va utilitzar biochar com a farciment per modificar un aiguamoll construït, trobant que les taxes d'eliminació de TN, TP i COD podrien arribar al 99,41%, 91,40% i 85,09%, respectivament. Investigacions prèvies del nostre grup també van demostrar que el farciment de biochar de fangs podria millorar el rendiment d'eliminació de nitrogen i fòsfor dels aiguamolls construïts, millorant l'eficiència i eficàcia del tractament del sistema global i fent que el sistema sigui més resistent a les càrregues de xoc. A partir de la investigació anterior, per explorar una tecnologia combinada adequada per al tractament d'aigües residuals domèstiques rurals i abordar reptes com ara la dificultat per mantenir la concentració estable de biomassa, la feble resistència a les càrregues de xoc i la qualitat de l'efluent propensa a les fluctuacions i a superar els estàndards a les instal·lacions de tractament d'aigües residuals rurals, l'autor va col·locar un procés A2O-MBBR per endavant, omplint-lo amb fixadors de biofilm activat{3} en suspensió. medi ambient de fangs (IFAS), augmentant la concentració de fangs del sistema i millorant l'eficiència del tractament. Tenint en compte la utilització ecològica de les terres ocioses disponibles com estanys i depressions a les zones rurals, i combinant aiguamolls construïts com a procés de tractament de poliment, es van utilitzar mètodes com l'ús de farciment de biochar de fang, la recirculació de líquid nitrificat i la plantació de plantes submergides per millorar l'estabilitat operativa de l'aiguamoll compost. Així, es va construir un procés combinat A2O-MBBR + CWs.
En aquest estudi, utilitzant aigües residuals brutes d'una planta de tractament d'aigües residuals de poble a Hefei com a objecte de tractament, es va construir una configuració experimental a escala pilot-del procés combinat A2O-MBBR + CWs. Es va investigar la influència dels canvis estacionals de temperatura de l'aigua en el seu rendiment de tractament. Els indicadors de contaminants a l'afluent i l'efluent es van controlar durant l'operació per explorar l'eficiència d'eliminació i l'estabilitat operativa. Paral·lelament, es va analitzar la viabilitat econòmica del procés. L'objectiu és proporcionar una referència de dades i una base per a l'aplicació de la tecnologia combinada d'aiguamolls construïts A2O + en projectes de tractament d'aigües residuals domèstiques rurals a la Xina, i oferir referències per promoure el tractament d'aigües residuals domèstiques i construir pobles bells i ecològicament habitables a les zones rurals.
1. Muntatge experimental i mètodes de recerca
1.1 Flux de procés combinat
L'experiment de procés combinat A2O-MBBR + CWs va adoptar una operació en sèrie d'una unitat A2O, un aiguamoll de flux subterrània basat en carboni- i un estany ecològic. La unitat d'A2O constava d'un tanc de contacte anaeròbic-anòxic i un tanc de membrana aeròbica (MBBR). Tant el dipòsit anaeròbic desconcertat com la zona d'aireació del tanc aeròbic MBBR es van omplir amb suports de biofilm en suspensió per proporcionar superfícies d'adhesió als microorganismes per formar biofilms. El fang activat i el biofilm dels dipòsits van coexistir, formant un sistema IFAS, que podria mantenir de manera estable la biomassa del sistema. El dipòsit anòxic desconcertat va millorar el procés de desnitrificació mitjançant la recirculació del líquid nitrificat. El tanc aeròbic MBBR tenia un sistema d'aireació a la part inferior per millorar el seu rendiment de nitrificació. Es va instal·lar un port de dosificació de clorur de polialumini (PAC) dins del dipòsit per a l'eliminació de fòsfor químic suplementari, permetent una eliminació eficient del fòsfor. La unitat de CWs incloïa un aiguamoll de flux subterrània basat en carboni-i un estany ecològic vegetal submergit. L'aiguamoll construït amb flux subterrània basat en carboni-va adoptar un sistema de filtració de farciment de tres-etapes. Es van instal·lar discos d'aireació a la part inferior de la zona de farciment per rentar els mitjans per mitigar l'obstrucció. L'estany ecològic de plantes submergides tenia una capa de substrat de pedra calcària al fons i estava plantat amb plantes submergides -tolerants al fred Vallisneria natans i Potamogeton crispus. La instal·lació es va col·locar a l'aire lliure. S'ha instal·lat un termòmetre a l'estany ecològic per controlar els canvis estacionals de la temperatura de l'aigua. A continuació es mostra el flux de procés detallat del procés combinat A2O-MBBR + CWsFigura 1.
1.2 Disseny de la configuració i paràmetres operatius
La configuració experimental es va construir amb plaques de polipropilè de 10 mm de gruix. El dipòsit anaeròbic desconcertat es va omplir amb un suport quadrat de biofilm i contenia plaques deflectores. La relació de recirculació del licor mixt per al dipòsit anòxic desconcertat era del 50% ~ 150% i també contenia plaques deflectores. El tanc aeròbic MBBR es va dividir per un deflector en una zona d'aireació aeròbica i una zona de sedimentació. La zona d'aireació es va omplir amb suports suspesos MBBR amb una relació aire-a-aigua de 6:1 ~ 10:1. La zona de sedimentació tenia un port de dosificació PAC i plaques inclinades per ajudar a la sedimentació. L'aiguamoll de flux subsuperficial basat en carboni: la zona de farciment principal es va omplir de pedra calcària (~ 5 cm de diàmetre), la zona de farciment secundària amb zeolita (~ 3 cm de diàmetre) i la zona de farciment terciària amb farciment de biochar de fang (~ 0,5 ~ 1,0 cm de diàmetre). L'alçada del farciment per a cada zona era de 75 cm. Es va establir una zona de buit d'uns 4 cm d'ample entre les zones de farciment primària i secundària per a funcions com afegir fonts externes de carboni, observació i manteniment/buidat (no es va afegir cap font de carboni durant aquest experiment). L'estany ecològic de la planta submergida es va omplir amb farciment de pedra calcària (~ 3 cm de diàmetre) a una alçada de 20 cm. Les plantes submergides es van plantar a una distància entre fileres de 10 cm i una distància entre plantes de 10 cm. L'experiment va utilitzar com a influent aigües residuals brutes d'una planta de tractament d'aigües residuals d'un poble a Hefei. El període experimental va ser del 25 de maig de 2022 al 17 de gener de 2023, amb un total de 239 dies. Les plantes submergides es van collir una vegada el 2 de desembre, amb una freqüència aproximada d'un cop cada 6 mesos. La capacitat de tractament d'aigües residuals dissenyada era de 50 ~ 210 L/d. Es mostren els paràmetres de disseny detallats de la configuracióTaula 1.
1.3 Mètodes experimentals
1.3.1 Disseny experimental
1.3.1.1 Prova de capacitat òptima de tractament d'aigües residuals
Després d'un bon funcionament de prova de la configuració experimental (qualitat estable de l'efluent), la prova òptima de capacitat de tractament d'aigües residuals es va dur a terme des del 25 de maig de 2022 fins al 30 de juny de 2022. En condicions de manteniment d'una proporció d'aire-a-aigua del tanc aeròbic de 6:1, una relació de recirculació líquida nitrificada i un contingut de PAC 3% (Al 822%). 3,7 g/d, la capacitat de tractament d'aigües residuals de la instal·lació es va incrementar gradualment (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/d). Es van controlar els canvis en la qualitat dels efluents per explorar la capacitat òptima de tractament d'aigües residuals de la instal·lació. Durant aquest període, la temperatura de l'aigua va variar entre 24,5 i 27,1 graus. Per garantir el compliment estable dels efluents a l'hivern, la norma d'efluents adoptada va ser la norma de grau A de GB 18918-2002 "Norma d'abocament de contaminants per a plantes de tractament d'aigües residuals municipals".
1.3.1.2 Prova de rendiment del tractament global del procés combinat
El període de prova va ser de l'1 de juliol de 2022 al 17 de gener de 2023. La capacitat òptima de tractament d'aigües residuals es va establir en 120 L/d. La proporció d'aire -a-del tanc aeròbic era de 6:1 ~ 10:1, i la relació de recirculació del licor mixt era del 50% ~ 150%. Indicadors de qualitat de les aigües afluents i efluents (TN, TP, NO3--N, NH4+Es van controlar -N i COD) de cada unitat de procés. Es van registrar els canvis de temperatura de l'aigua durant el període de prova (influïts pel clima estacional). Es va analitzar el rendiment del tractament del procés combinat A2O-MBBR + CWs per a aigües residuals domèstiques rurals i es va investigar la influència dels canvis estacionals de temperatura de l'aigua en el rendiment del procés combinat.
1.3.2 Mostreig
Durant el període de prova, es van prendre mostres de manera irregular (aproximadament 1-2 vegades per setmana) per a proves de qualitat de l'aigua. Es van recollir mostres de l'afluent de configuració, l'efluent del dipòsit anaeròbic-anòxic desconcertat, l'efluent del dipòsit aeròbic MBBR, l'efluent de l'aiguamoll de flux subterrània basat en carboni- i l'efluent de l'estany ecològic de plantes submergides. Es van prendre mostres d'influents de la canonada d'entrada de la instal·lació i mostres d'efluents de la sortida de cada unitat. Les proves d'indicadors de qualitat de l'aigua es van completar el mateix dia del mostreig. Els indicadors provats inclouen TN, TP, NO3--N, NH4+-N i COD. Cada vegada que es van prendre mostres, es va registrar la lectura de la temperatura de l'aigua del termòmetre a l'estany ecològic (variant entre 0 i 32 graus). La temperatura de l'aigua a l'estany ecològic va canviar de manera natural amb les diferències de temperatura estacionals. L'estàndard d'efluent dissenyat per a la configuració experimental seguia l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019 "Norma d'abocament de contaminants de l'aigua per a instal·lacions rurals de tractament d'aigües residuals domèstiques". Les concentracions d'afluents dissenyades i els estàndards d'efluents es detallen aTaula 2.
1.3.3 Mètodes d'anàlisi de la qualitat de l'aigua
La concentració de TN en mostres d'aigua es va determinar mitjançant HJ 636-2012 "Determinació de la qualitat de l'aigua - del nitrogen total - mètode espectrofotomètric UV de digestió alcalina amb persulfat de potassi". NO3--La concentració de N es va determinar mitjançant HJ/T 346-2007 "Qualitat de l'aigua - Determinació del nitrogen nitrat - Espectrofotometria ultraviolada (prova)". NH4+-La concentració de N es va determinar mitjançant HJ 535-2009 "Qualitat de l'aigua - Determinació del nitrogen amoníac - Espectrofotometria de reactius de Nessler". El DQO es va determinar mitjançant HJ 828-2017 "Qualitat de l'aigua - Determinació de la demanda química d'oxigen - Mètode dicromat". La concentració de TP es va determinar mitjançant GB 11893-1989 "Qualitat de l'aigua - Determinació del fòsfor total - Mètode espectrofotomètric de molibdat d'amoni".
2. Resultats i discussió
2.1 Influència de la capacitat de tractament d'aigües residuals en el rendiment del procés combinat
Com es mostra aFigura 2 (a) (b), a mesura que la capacitat diària de tractament d'aigües residuals va augmentar gradualment de 50 L/d a 210 L/d, les eficiències d'eliminació de TN i NH4+-N per cada unitat del procés combinat va mostrar una tendència decreixent. La taxa d'eliminació de TN va disminuir del 91,55% (50 L/d) al 52,17% (210 L/d) i NH4+-La taxa d'eliminació de N va disminuir del 97,47% (70 L/d) al 80,68% (210 L/d). Això es deu al fet que l'augment de la capacitat diària de tractament d'aigües residuals redueix el temps de retenció hidràulica, escurçant el temps disponible perquè els microorganismes degradin els contaminants, donant lloc a un rendiment de tractament més baix. Entre ells, la unitat A2O va contribuir més a TN i NH4+-N eliminació. La concentració mitjana de TN afluent per a aquesta unitat va ser de 38,68 mg/L, l'efluent va ser de 16,87 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 56,29%. L'influent mitjà NH4+-La concentració de N era de 36,29 mg/L, l'efluent era de 5,50 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 84,85%. Per a l'aiguamoll de flux subsuperficial basat en carboni-, la concentració mitjana de TN afluent va ser de 16,87 mg/L, l'efluent va ser d'11,96 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 29,10%. Per a l'estany ecològic de plantes submergides, la concentració mitjana de TN afluent va ser d'11,96 mg/L, l'efluent va ser de 9,47 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 20,82%. El rendiment d'eliminació de nitrogen de l'aiguamoll de flux subterrània basat en carboni-va ser millor que el de l'estany ecològic perquè l'entorn anaeròbic-anòxic de l'aiguamoll de flux subsuperficial és més adequat per a la desnitrificació. Tanmateix, el NH4+-El rendiment d'eliminació de N de l'estany ecològic va ser millor que el de l'aiguamoll de flux subterrània. L'influent mitjà NH4+-La concentració de N per a l'aiguamoll de flux subterrània basat en carboni- va ser de 5,50 mg/L, l'efluent va ser de 4,04 mg/L, amb una taxa d'eliminació de només el 26,53%. Per a l'estany ecològic, l'afluent mitjà NH4+-La concentració de N era de 4,04 mg/L, l'efluent era de 2,38 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 41,07%. Això es deu al fet que l'entorn aeròbic de l'estany ecològic és més adequat per a la nitrificació, convertint més NH4+-N a NO3--N, donant lloc a un NH més alt4+-N percentatge d'eliminació. Quan la capacitat de tractament d'aigües residuals va arribar als 150 L/d, la concentració de TN efluent va ser de 15,11 mg/L, superant l'estàndard de grau A de GB 18918-2002. Per tant, per garantir el compliment estable de TN, la capacitat màxima de tractament d'aigües residuals va ser de 120 L/d. Quan la capacitat de tractament d'aigües residuals va arribar als 210 L/d, l'efluent NH4+-La concentració de N era de 7,07 mg/L, superant l'estàndard de grau A de GB 18918-2002. Per tant, la capacitat màxima de tractament d'aigües residuals per NH4+-El compliment de la N era de 180 L/d.
Com es mostra aFigura 2 (c), el DQO mitjà d'influent va ser inferior a 100 mg/L, cosa que indica un baix contingut orgànic. L'augment de la capacitat de tractament d'aigües residuals no va afectar significativament l'eliminació de DQO, amb taxes d'eliminació de DQO entre el 75% i el 90%. Com que la capacitat de tractament d'aigües residuals va augmentar de 50 L/d a 210 L/d, el DQO mitjà de l'efluent va ser de 19,16 mg/L, amb un DQO màxim de l'efluent de 26,07 mg/L, encara molt per sota de l'estàndard de 50 mg/L de GB 18918-2002 perquè el dispositiu de grau A de 2002 va contribuir a l'eliminació de la unitat de COD més A2O. el tanc aeròbic MBBR va crear un entorn aeròbic, millorant la capacitat bioquímica dels microorganismes aeròbics i reforçant l'eliminació de DQO. A més, la recirculació del líquid nitrificat a la unitat A2O va permetre que el tanc anòxic desconcertat utilitzi encara més la matèria orgànica de les aigües residuals com a font de carboni, eliminant part del DQO alhora que millora la desnitrificació. L'aiguamoll de flux subterrània basat en carboni-va contribuir al segon lloc a l'eliminació del DQO. El seu entorn anaeròbic-anòxic és propici per utilitzar la matèria orgànica de les aigües residuals com a font de carboni, degradant part dels orgànics alhora que millora la desnitrificació, motiu pel qual també tenia una millor eliminació de TN. A més, la capa de substrat de l'aiguamoll de flux subterrània pot adsorbir part de la matèria orgànica. L'estany ecològic va tenir un efecte limitat sobre la degradació del COD. El DQO mitjà d'influent per a l'estany ecològic va ser de 22,21 mg/L, i els orgànics més fàcilment biodegradables ja s'havien degradat, deixant els orgànics que són més difícils de degradar.
Com es mostra aFigura 2 (d), a mesura que augmentava la capacitat de tractament d'aigües residuals, la concentració de TP de l'efluent es va mantenir estable. L'augment de la capacitat de tractament d'aigües residuals no va afectar significativament l'eliminació de TP. La concentració mitjana de TP afluent va ser de 3,7 mg/L i la concentració mitjana de l'efluent va ser de 0,18 mg/L, amb una taxa d'eliminació mitjana del 95,14%, cosa que indica una bona eliminació de TP. El TP es va eliminar principalment a la unitat A2O. La concentració de TP influent per a la unitat A2O era de 3,7 mg/L i l'efluent només era de 0,29 mg/L, millor que l'estàndard de 0,5 mg/L de GB 18918-2002 Grau A. Això es deu al fet que la unitat A2O no només tenia l'eliminació biològica de fòsfor mitjançant l'organisme acumulador de fòsfor (PAO) suplementat amb fòsfor. eliminació mitjançant la dosificació de 3,7 g/d de PAC. La combinació d'eliminació biològica i química de fòsfor va donar lloc a que més del 90% del fòsfor s'eliminés a la unitat A2O. L'aiguamoll de flux subterrània i l'estany ecològic es basaven principalment en mecanismes com l'adsorció del substrat, la sedimentació, l'absorció de plantes i la degradació microbiana per a l'eliminació de fòsfor. A més, la concentració de TP que entrava a l'aiguamoll ja era tan baixa com 0,29 mg/L, cosa que dificultava la seva posterior eliminació. Aquests motius combinats van conduir al rendiment general d'eliminació de TP de l'aiguamoll i l'estany ecològic.
Per tant, per garantir el compliment estable de tots els indicadors d'efluents amb l'estàndard de grau A GB 18918-2002, es va determinar que la capacitat òptima de tractament d'aigües residuals per a aquest procés era de 120 L/d.
2.2 Rendiment d'eliminació de contaminants del procés combinat
2.2.1 Rendiment d'eliminació de COD
Com es mostra aFigura 3, durant el període de prova de rendiment global del tractament (de l'1 de juliol de 2022 al 17 de gener de 2023, capacitat de tractament d'aigües residuals 120 L/d), la temperatura de l'aigua va mostrar una tendència a la baixa fluctuant, disminuint de 32 graus a 0 graus. La taxa d'eliminació de COD va fluctuar i la disminució de la temperatura de l'aigua no va tenir cap impacte evident en l'eliminació de COD. Combinat ambFigura 4, la taxa d'eliminació de DQO va variar entre el 66,16% ~ 82,51%, influenciada principalment per la concentració de DQO influent. Els estudis mostren que en condicions anaeròbiques/anòxiques, l'eliminació del DQO es basa principalment en l'acció microbiana. El procés A2O-MBBR+CWs alterna entre condicions anaeròbiques-anòxiques-òxiques-anòxiques-òxiques, millorant l'eliminació de la DQO. Durant el funcionament, a mesura que la temperatura de l'aigua va disminuir, tot i que el DQO de l'afluent oscil·lava entre 80 i 136 mg/L, el DQO de l'efluent es va mantenir estable per sota dels 50 mg/L, complint l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019, que indica una bona degradació orgànica. La secció A2O va contribuir més a l'eliminació de COD. El tanc de contacte anaeròbic-anòxic desconcertat tenia una taxa mitjana d'eliminació de DQO del 43,38%, que representa el 65,43% de l'eliminació total de DQO. El tanc aeròbic MBBR va tenir una taxa d'eliminació mitjana del 14,69%, que representa el 19,87% del total. La secció A2O va contribuir en més d'un 85% a l'eliminació de DQO, beneficiant-se de la gran superfície específica dels mitjans al tanc anaeròbic desconcertat i al tanc aeròbic MBBR, l'alta concentració de fangs i la formació d'una cadena alimentària a partir de bacteris → protozous → metazous, degradant eficaçment la matèria orgànica a l'aigua. L'alta biodiversitat del sistema IFAS va assegurar una bona eliminació orgànica fins i tot amb canvis de temperatura. A més, part de la matèria orgànica soluble de les aigües residuals del tanc de contacte anaeròbic-anòxic desconcertat s'utilitzaria com a font de carboni mitjançant bacteris desnitrificants. Mentrestant, el licor barrejat recirculat va augmentar el NO3--Concentració de N al tanc anòxic desconcertat, afavorint la utilització de fonts de carboni mitjançant la desnitrificació dels bacteris per convertir NO3--N/NO2--N en nitrogen gasós. L'elevada taxa d'eliminació de COD al tanc de contacte anaeròbic-anòxic desconcertat verifica encara més que aquest procés pot utilitzar de manera eficient la matèria orgànica de les aigües residuals com a font de carboni de desnitrificació. L'aiguamoll de flux subsuperficial basat en carboni va tenir una taxa mitjana d'eliminació de DQO del 7,18%, que representa el 9,18% de l'eliminació total de DQO. L'entorn anaeròbic/anòxic de l'aiguamoll de flux subterrània és propici per als microorganismes que utilitzen matèria orgànica com a font de carboni, aconseguint l'eliminació del DQO alhora que millora la desnitrificació. La investigació relacionada també indica que el farciment de biochar pot adsorbir matèria orgànica mitjançant l'atracció electrostàtica i els enllaços d'hidrogen intermoleculars. Per tant, el farciment de biochar de fang a l'aiguamoll de flux subterrània també adsorbiria part de la matèria orgànica. L'estany ecològic de la planta submergida tenia una taxa mitjana d'eliminació de DQO de només un 3,68% perquè el DQO que entrava a l'estany ja era baix, de 30,59 mg/L de mitjana, i consistia principalment en orgànics refractaris, eliminats principalment per adsorció i absorció de plantes, amb un efecte limitat.
2.2.2 Rendiment d'eliminació de nitrogen
Com es mostra aFigura 3, a mesura que la temperatura de l'aigua va disminuir gradualment de 32 graus a 12 graus, TN i NH4+-N els percentatges d'eliminació han fluctuat. La taxa mitjana d'eliminació de TN va arribar al 75,61% i la mitjana de NH4+-La taxa d'eliminació de N va arribar al 95,70%. Quan la temperatura de l'aigua va baixar per sota dels 12 graus, TN i NH4+-Les taxes d'eliminació de N van mostrar una tendència a la baixa ràpida, però les taxes d'eliminació mitjanes encara van assolir el 58,56% i el 80,40%, respectivament. Això es deu al fet que la disminució estacional de la temperatura de l'aigua va inhibir l'activitat microbiana, debilitant el rendiment de la desnitrificació. Segons els resultats estadístics de les concentracions de contaminants d'afluents i efluents durant el període d'operació del procés combinat (de l'1 de juliol de 2022 al 17 de gener de 2023) que es mostren aTaula 3, l'influent mitjà TN i NH4+-Les concentracions de N eren de 36,56 mg/L i 32,47 mg/L, respectivament. NH4+-N va representar el 88,81% de TN. Influent NO3--N (0,01 mg/L) era gairebé insignificant. Mitjans efluents TN i NH4+-Les concentracions de N eren d'11,69 mg/L i 3,5 mg/L, respectivament, totes dues complint l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019. L'efluent mitjà NO3--La concentració de N va ser de 6,03 mg/L, cosa que indica una bona capacitat de nitrificació d'aquest procés, convertint NH4+-N a NO3--N. No obstant això, l'acumulació de NO3--N a l'efluent suggereix que encara hi ha espai per a una més desnitrificació. Com es mostra aFigura 5 (a), l'eliminació de TN va ser més alta a la secció A2O. El tanc de contacte anaeròbic-anòxic desconcertat tenia una taxa mitjana d'eliminació de TN del 44,25%, i el tanc aeròbic MBBR tenia una taxa mitjana d'eliminació de TN del 9,55%. Aquest és el resultat de l'acció combinada de bacteris nitrificants a la zona aeròbica i bacteris desnitrificants a la zona anòxica. L'aiguamoll construït basat en carboni-va tenir una taxa mitjana d'eliminació de TN de l'11,07%, perquè la seva capacitat d'alliberar fonts de carboni i el seu entorn anaeròbic/anòxic afavoreixen la desnitrificació, mantenint una certa capacitat d'eliminació de nitrogen. L'estany ecològic de la planta submergida tenia una taxa mitjana d'eliminació de TN de només un 3,54%, amb un rendiment general d'eliminació, perquè el seu entorn aeròbic no és propici per a la desnitrificació. Com es mostra aFigura 5 (b), NH4+-L'eliminació de N es va completar principalment a la secció A2O. El tanc de contacte anaeròbic-anòxic desconcertat tenia un NH4+-Taxa d'eliminació de N del 59,46% i el tanc aeròbic MBBR tenia un NH4+-Taxa d'eliminació de N del 24,24%. La secció A2O va representar el 93,57% del NH total4+-N eliminació. El NH alt4+-L'eliminació de N a la secció A2O es deu a l'aireació contínua al tanc aeròbic MBBR, la qual cosa permet que els bacteris nitrificants utilitzen completament el DO per convertir NH.4+-N a NO3--N. A continuació, es recircula al dipòsit anòxic, on els bacteris desnitrificants converteixen NO3--N a N2 per a l'eliminació. Durant el període de prova, la taxa mitjana d'eliminació de TN va ser del 68,40% i la mitjana de NH4+-La taxa d'eliminació de N va ser del 89,45%, cosa que indica un bon rendiment d'eliminació de nitrogen.
Com es mostra aFigura 3, a mesura que la temperatura de l'aigua va disminuir de 32 graus a 0 graus, la taxa d'eliminació de TN va disminuir d'un màxim del 79,19% al 51,38%. Combinat ambFigura 5 (a), when water temperature was >20 graus, la taxa mitjana d'eliminació de TN va superar el 75%, amb una concentració mitjana d'efluents de 8,41 mg / L, perquè l'activitat microbiana és més alta en el rang de 20 ~ 32 graus, donant lloc a una millor desnitrificació, d'acord amb la investigació de Zhang Na et al. Quan la temperatura de l'aigua va disminuir de 20 graus a 5 graus, la taxa mitjana d'eliminació de TN va disminuir fins al 65,44% i la concentració mitjana de l'efluent va augmentar a 12,70 mg/L. Quan la temperatura de l'aigua era de 0 a 5 graus, la taxa mitjana d'eliminació de TN va disminuir fins al 52,75% i la concentració mitjana de l'efluent va augmentar a 17,62 mg/L, cosa que indica un cert impacte en l'eliminació de TN. Els estudis demostren que a mesura que la temperatura de l'aigua disminueix, l'activitat microbiana s'inhibeix. Quan la temperatura de l'aigua<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 graus, el rendiment d'eliminació de TN és bo, amb l'efluent estable per sota dels 15 mg/L. En aquest punt, tenint en compte l'eliminació d'altres contaminants, es pot augmentar adequadament la capacitat de tractament d'aigües residuals.
Com es mostra aFigura 3, a mesura que la temperatura de l'aigua va disminuir gradualment, el NH4+-La taxa d'eliminació de N va disminuir d'un màxim del 99,52% a un mínim del 74,77% i l'NH efluent4+-La concentració de N va augmentar d'un mínim de 0,17 mg/L a 8,40 mg/L. La disminució de la temperatura de l'aigua inhibeix l'activitat dels bacteris nitrificants i nitrificants, reduint el NH4+-N removal. However, when water temperature >12 graus, l'efluent mitjà NH4+-La concentració de N era d'1,58 mg/L. Quan la temperatura de l'aigua és inferior o igual a 12 graus, la mitjana de l'efluent NH4+-La concentració de N va augmentar fins a 6,58 mg/L, però el NH efluent4+-N sempre va complir l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019. Quan la temperatura de l'aigua era de 20 ~ 32 graus, el NH mitjà4+-La taxa d'eliminació de N va superar el 96%. Combinat ambFigura 5 (b), l'efluent NH4+-La concentració de N va ser inferior a 2 mg/L en aquest interval, cosa que indica una alta activitat dels bacteris nitrificants i un excel·lent NH global4+-N eliminació. Quan la temperatura de l'aigua va disminuir gradualment de 20 graus a 12 graus, la mitjana de NH4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 graus és adequat per al creixement de bacteris nitrificants, afavorint la nitrificació. Per tant, NH4+-N va mantenir alts percentatges d'eliminació en l'interval de 12 a 20 graus. Quan la temperatura de l'aigua va disminuir gradualment de 12 graus a 0 graus, la mitjana de NH4+-La taxa d'eliminació de N encara va arribar al 80%. Les investigacions existents mostren que els bacteris nitrificants gairebé perden la capacitat de nitrificació a 0 graus. Tanmateix, els resultats d'aquest estudi mostren que fins i tot a 0 graus, el NH4+-La taxa d'eliminació de N va superar el 75%, cosa que indica un bon rendiment de nitrificació d'aquest procés a baixes temperatures. Això es deu al fet que el sistema IFAS de la secció A2O-MBBR d'aquest estudi té una llarga edat dels fangs de biofilm de fins a un mes aproximadament, cosa que fa que la taxa de nitrificació del dipòsit bioquímic estigui molt menys afectada per la temperatura que els processos tradicionals de fangs activats, millorant significativament el rendiment de nitrificació a baixes temperatures d'hivern. La investigació de Wei Xiaohan et al. també indica que la raó principal de l'incompliment de -NH4+-L'efluent N en condicions de baixa temperatura de l'aigua té una edat de fang activat insuficient, i l'impacte de la temperatura en l'activitat del nitrificador és secundari. Per tant, tot i que la disminució de la temperatura de l'aigua va afectar fins a cert punt l'activitat del nitrificador, l'edat suficient del fang en aquest procés va assegurar l'NH.4+-N eliminació a baixes temperatures. Durant el període de prova, l'efluent mitjà NH4+-La concentració de N era de 3,50 mg/L i el procés combinat va mostrar un rendiment de nitrificació bo i estable.
2.2.3 Rendiment d'eliminació de fòsfor
Com es mostra aFigura 3, la taxa d'eliminació de TP va variar poc amb els canvis de temperatura de l'aigua, mantenint-se estable per sobre del 94%. Combinat ambFigura 6, la concentració de TP afluent va oscil·lar entre 3,03 i 4,14 mg/L i la concentració de TP a l'efluent va oscil·lar entre 0,14 i 0,28 mg/L, complint l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019. Aquest procés es basa en l'acció combinada de l'eliminació biològica de fòsfor (per PAO) i l'eliminació química de fòsfor (per PAC). Quan la temperatura de l'aigua disminueix, l'activitat PAO s'inhibeix, afectant l'eliminació biològica de fòsfor. Tanmateix, aquest procés es complementa amb l'eliminació química de fòsfor mitjançant la dosificació de 3,7 g/d de PAC, mantenint una taxa d'eliminació de TP estable i reduint l'impacte dels canvis de temperatura de l'aigua en l'eliminació de fòsfor en el procés combinat. La unitat A2O va tenir el millor rendiment d'eliminació de TP. La concentració mitjana de TP de l'efluent d'unitat anaeròbica-anòxica va ser de 2,48 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 32,61%. La concentració mitjana de TP de l'efluent de la unitat aeròbica va ser de 0,29 mg/L, amb una taxa d'eliminació del 59,51%. La taxa global d'eliminació de TP per a la unitat A2O va ser del 92,12%. El disseny desconcertat de la secció A2O-MBBR pot eliminar en gran mesura el nitrogen nitrat transportat al licor mixt recirculat, permetent que els PAO anaeròbics alliberin fòsfor més a fons a la secció anaeròbica i absorbeixin el fòsfor més completament a la secció aeròbica, millorant l'eliminació biològica de fòsfor. A més, l'eliminació química de fòsfor mitjançant la dosificació d'un costat del tanc aeròbic MBBR va mantenir una taxa d'eliminació de TP estable, amb una qualitat de l'efluent de manera estable millor que l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019. L'eliminació biològica de fòsfor a la secció A2O-MBBR es produeix principalment quan els PAO del tanc anaeròbic desconcertat utilitzen fonts de carboni per convertir part de la matèria orgànica i els àcids grassos volàtils en polihidroxialcanoats (PHA). Quan les aigües residuals flueixen des del tanc anaeròbic desconcertat al tanc aeròbic MBBR, els PAO utilitzen PHA com a donants d'electrons per completar l'absorció de fòsfor. No obstant això, el rendiment biològic d'eliminació de fòsfor es veu fàcilment afectat per l'activitat PAO, i la baixa temperatura de l'aigua limita l'activitat PAO. Per tant, per aconseguir una eliminació estable de fòsfor, es va incorporar l'eliminació química de fòsfor en el disseny del procés. A més, l'adsorció per part de la capa de substrat a l'aiguamoll de flux subterrània basat en carboni i el creixement de plantes submergides a l'estany ecològic també absorbeixen una mica de fòsfor.
En resum, la configuració va funcionar de manera estable durant el període de prova, amb un bon rendiment global d'eliminació de contaminants. El procés combinat A2O-MBBR + CWs va aconseguir taxes d'eliminació mitjanes del 68,40%, 89,45%, 73,94% i 94,04% per a TN, NH4+-N, COD i TP, respectivament. Les concentracions mitjanes dels efluents eren d'11,69 mg/L, 3,50 mg/L, 26,9 mg/L i 0,22 mg/L, respectivament, totes elles complint l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019. Investigació de Wu Qiong et al. indica que l'A2O-MBBR és un procés compost de fangs activats i biofilm, que presenta una gran quantitat microbiana, una llarga edat del fang, una càrrega volumètrica elevada, un volum i una empremta reduïdes, una gran resistència a les càrregues de xoc, una bona qualitat de l'efluent i un funcionament estable. A més, el rendiment de desnitrificació dels processos de biofilm a l'hivern és millor que el dels processos de fangs actius, el que el fa més adequat per al tractament d'aigües residuals a baixa-temperatura a l'hivern. Aquest és també el motiu principal del bon rendiment d'eliminació de contaminants de la secció A2O-MBBR d'aquest estudi. El procés combinat A2O-MBBR + CWs d'aquest estudi afegeix una zona de tractament de poliment CWs sobre la base del procés A2O-MBBR, millorant encara més el rendiment global de purificació i l'estabilitat operativa del procés. L'eliminació de TN i NH4+-N es va veure menys afectat pels canvis estacionals de la temperatura de l'aigua, mentre que l'eliminació de COD i TP gairebé no es va veure afectada per la temperatura estacional de l'aigua. Durant el període de prova, va mostrar una forta resistència a les càrregues de xoc, el que el va fer adequat per al seu ús en zones rurals amb grans fluctuacions en la qualitat i la quantitat de les aigües residuals domèstiques.
2.3 Anàlisi Econòmica del Procés Combinat
Els costos d'aquest procés combinat inclouen principalment els costos de construcció i els costos d'operació de tractament d'aigües residuals. Els costos de construcció van ser per a la configuració de la configuració experimental, incloent la compra de cossos de tancs, equips elèctrics auxiliars, mitjans, plantes submergides i accessoris de canonades, per un total d'aproximadament 3.000 CNY. Segons la capacitat màxima de tractament d'aigües residuals durant l'experiment de 0,18 m³/d, el cost de construcció per m³ d'aigües residuals tractades és d'aproximadament 16.700 CNY. Els costos d'operació sorgeixen principalment de l'operació de configuració, incloent el consum d'energia de l'equip, els costos químics, els costos d'eliminació de fangs i els costos laborals. Els equips elèctrics inclouen: bomba d'alimentació (potència 2 W, Q=2.8 m³/d), bomba de recirculació (potència 2 W, Q=2.8 m³/d), airejador (potència 5 W, velocitat d'aireació=5 L/min) i bomba dosificadora peristàltica (potència 2 W). Calculat a partir de la potència d'ús màxima real: bomba d'alimentació 0,13 W, bomba de recirculació 0,19 W, airejador 1,25 W, bomba dosificadora 2 W. La potència d'ús real total és de 0,00357 kW, consum d'energia diari 0,086 kWh. El consum elèctric per m³ d'aigües residuals tractades és de 0,48 kWh. Utilitzant el preu de l'electricitat industrial de 0,7 CNY/kWh, el cost de l'electricitat és de 0,33 CNY/m³. El cost químic del PAC és d'uns 2,4 CNY/kg, l'ús de 3,7 g/d. El PAC requerit per m³ d'aigua residual és de 20,56 g, el cost és de 0,05 CNY/m³. Cost d'eliminació de fangs=quantitat de fang × cost unitari d'eliminació de fangs. La producció de fangs secs per tona d'aigua és de 0,09 kg. D'acord amb el preu unitari del transport i l'eliminació de llots de l'EDAR municipal de 60 CNY/tona, el cost d'eliminació de fangs per tona d'aigua=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Com que la configuració pilot només va requerir una inspecció periòdica després de l'operació, el cost laboral es va estimar en funció de l'experiència real d'enginyeria. Una planta de 10.000 tones diàries és operada per 1 ~ 2 persones. Suposant que el sou d'una sola persona és de 3.000 CNY/mes, per a 2 persones, l'indicador de cost laboral és d'uns 0,02 CNY/tona d'aigua. Els detalls del cost es mostren aTaula 4. En resum, el cost del tractament operatiu és d'aproximadament 0,46 CNY/m³. Tanmateix, a mesura que augmenta la capacitat de tractament d'aigües residuals, els costos de construcció i operació per tona d'aigua disminuirien. Els costos de construcció i operació durant la prova pilot són només de referència.
3. Conclusions
El procés combinat A2O-MBBR + CWs va mostrar un bon rendiment per al tractament d'aigües residuals domèstiques rurals. L'eliminació de TP i COD no es va veure afectada en gran mesura pels canvis de temperatura de l'aigua. Les taxes d'eliminació mitjanes de 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 graus, la qualitat dels efluents podria complir l'estàndard de grau A de GB 18918-2002 "Norma d'abocament de contaminants per a plantes de tractament d'aigües residuals municipals". Aquest procés pot utilitzar de manera eficient la matèria orgànica dins del sistema com a font de carboni per millorar la desnitrificació, mantenint més del 50% d'eliminació de TN fins i tot a temperatures de l'aigua tan baixes com 0 graus.
La capacitat òptima de tractament d'aigües residuals per al procés combinat A2O-MBBR + CWs a l'hivern era de 120 L/dia i de 180 L/d a les temporades que no són -d'hivern. Els canvis estacionals de temperatura de l'aigua (que van disminuir gradualment de 32 graus a 0 graus) només van tenir un cert impacte en l'eliminació de nitrogen mitjançant el procés combinat. La taxa d'eliminació de TN va disminuir del 79,19% al 51,38%, i la NH4+-La taxa d'eliminació de N va disminuir del 99,52% al 74,77%. Fins i tot a 0 graus, la qualitat dels efluents va complir de manera estable l'estàndard de grau A de DB 34/3527-2019 i el NH4+-La taxa d'eliminació de N encara va arribar al 74,77%. Això es beneficia del sistema IFAS, on una edat dels fangs de fins a 1 mes garanteix la nitrificació a baixes temperatures. El procés va funcionar de manera estable durant el període de prova, mostrant una forta resistència als canvis de temperatura de l'aigua.
El procés inicial A2O-MBBR va utilitzar dos tipus de transportadors de biofilm en suspensió per a la fixació microbiana, formant un sistema IFAS. L'aiguamoll de flux subterrània basat en carboni-va utilitzar múltiples materials de farciment, com ara biochar de fang, pedra calcària i zeolita, millorant el seu rendiment de filtració alhora que proporcionava una àmplia superfície d'adhesió als microorganismes, millorant la seva capacitat de tractament biològic. El procés inicial d'A2O-MBBR amb IFAS té una alta concentració de biomassa. L'aiguamoll compost de CWs posterior serveix com a etapa de tractament de polit, tractant encara més les aigües residuals, fent que el sistema general sigui més resistent a les càrregues de xoc.
El procés combinat A2O-MBBR + CWs és adequat per tractar aigües residuals domèstiques en zones rurals amb grans fluctuacions de qualitat i quantitat. Funciona de manera estable i eficient, amb un cost de tractament d'aproximadament 0,46 CNY/m³. A més, les seccions de procés A2O-MBBR+CWs es poden ajustar de manera flexible segons diferents estàndards, escenaris i propòsits d'efluents. Aquest procés combinat pot proporcionar una referència de dades i una base per als projectes de tractament d'aigües residuals domèstiques rurals a la Xina, oferir una via d'utilització de recursos per a erms inactius a les zones rurals i té un ampli potencial d'aplicació al mercat sota la tendència nacional de (emfatitzant molt la millora de la qualitat ambiental rural.