Wpływ połączonego procesu A2O-MBBR i sztucznych terenów podmokłych na oczyszczanie wiejskich ścieków bytowych

Wpływ połączonej technologii A2O-MBBR i CW na oczyszczanie wiejskich ścieków bytowych

W ostatnich latach państwo intensywnie promowało strategię rozwoju rewitalizacji obszarów wiejskich, koncentrując się na poprawie środowiska życia i stawiając wyższe wymagania w zakresie oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich. Obecnie do głównych procesów oczyszczania ścieków bytowych wiejskich zalicza się metody biologiczne, ekologiczne i kombinowane, z których większość pochodzi z oczyszczania ścieków komunalnych. Jednakże obszary wiejskie charakteryzują się rozproszoną populacją, co prowadzi do licznych problemów, takich jak duże rozproszenie ścieków, trudności w ich zbieraniu, mała skala oczyszczania, niski stopień wykorzystania zasobów i niewystarczające urządzenia do oczyszczania. Ponadto w poszczególnych regionach istnieją znaczne różnice w jakości i ilości ścieków, położeniu geograficznym, klimacie i poziomie gospodarczym, co utrudnia standaryzację technologii oczyszczania; proste przyjęcie technologii oczyszczania ścieków komunalnych nie jest wykonalne. Infrastruktura do zbierania ścieków, taka jak sieci kanalizacyjne, jest często niewystarczająca na obszarach wiejskich. Na odbiór ścieków łatwo wpływają przelewy ścieków ogólnospławnych i infiltracja wód gruntowych, co powoduje niskie stężenie substancji organicznych w ściekach i zwiększone trudności w biologicznym usuwaniu azotu. Duże wahania jakości i ilości ścieków na obszarach wiejskich utrudniają utrzymanie stabilnego stężenia biomasy w oczyszczalniach. Co więcej, niskie temperatury w zimie ograniczają wydajność oczyszczania biologicznego, co prowadzi do niskiej wydajności i niestabilnej jakości ścieków, które w tradycyjnych procesach osadu czynnego mogą przekraczać standardy. Dlatego istnieje pilna potrzeba opracowania technologii oczyszczania ścieków odpowiednich do warunków lokalnych, charakteryzujących się dużą odpornością na obciążenia udarowe, stabilną, długoterminową-pracą, niskim zużyciem energii i wysoką wydajnością oczyszczania.

Obszary wiejskie w Chinach zazwyczaj preferują tanie-i łatwe-w-zarządzaniu technologie oczyszczania ścieków bytowych, przy czym głównym kierunkiem badań są łączone procesy biologiczne i ekologiczne. Obecnie szeroko stosowane zintegrowane urządzenia do oczyszczania ścieków w pakietach na obszarach wiejskich wykorzystują głównie procesy takie jak beztlenowe-beztlenowe-tlenkowe (A2O) i reaktor z biofilmem z ruchomym złożem (MBBR). Badania pokazują, że proces MBBR opiera się bardziej na projekcie obiektu niż na precyzyjnej kontroli operacyjnej, nie wymagając profesjonalnego personelu technicznego do regulacji, co czyni go wygodnym w obsłudze i konserwacji. Jest to bardziej odpowiednie dla praktycznych potrzeb oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich, gdzie brakuje personelu technicznego. Jego zalety to wysoka koncentracja biomasy, duża odporność na obciążenia udarowe, wysoka wydajność oczyszczania i niewielka powierzchnia zabudowy. Badania przeprowadzone przez Luo Jiawena i in. wskazuje, że dodanie mediów MBBR do procesu A2O może znacząco poprawić jego wydajność oczyszczania ścieków. Zhou Zhengbing i in. w ramach rzeczywistego projektu ścieków bytowych na obszarach wiejskich zaprojektowali dwu-beztlenowy/beztlenowy-biologiczny proces kombinowany z napowietrzanymi filtrami, pozwalający uzyskać stabilną jakość ścieków spełniającą normę klasy A GB 18918-2002 „Norma usuwania zanieczyszczeń z miejskich oczyszczalni ścieków”. Ponadto sztuczne tereny podmokłe (CW) są często wykorzystywane do oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich. Na przykład Zhang Yang i in. wykorzystał biowęgiel jako wypełniacz do modyfikacji skonstruowanego terenu podmokłego i stwierdził, że współczynnik usuwania TN, TP i ChZT może osiągnąć odpowiednio 99,41%, 91,40% i 85,09%. Poprzednie badania przeprowadzone przez naszą grupę wykazały również, że wypełniacz z biowęgla osadowego może poprawić skuteczność usuwania azotu i fosforu ze sztucznych terenów podmokłych, poprawiając ogólną wydajność i efektywność oczyszczania systemu oraz czyniąc system bardziej odpornym na obciążenia udarowe. Opierając się na powyższych badaniach, w celu zbadania połączonej technologii odpowiedniej do oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich i sprostania wyzwaniom, takim jak trudności w utrzymaniu stabilnego stężenia biomasy, słaba odporność na obciążenia udarowe oraz jakość ścieków podatna na wahania i przekraczająca standardy w wiejskich oczyszczalniach ścieków, autor umieścił na pierwszym planie proces A2O-MBBR, napełniając go zawieszonymi nośnikami biofilmu, aby stworzyć zintegrowane środowisko osadu czynnego ze stałą-warstwą aktywną (IFAS), zwiększając stężenie osadu w systemie i poprawiając skuteczność oczyszczania. Biorąc pod uwagę ekologiczne wykorzystanie dostępnych nieużytków, takich jak stawy i zagłębienia na obszarach wiejskich, oraz łączenie zbudowanych terenów podmokłych w procesie polerowania, w celu zwiększenia stabilności operacyjnej złożonego terenu podmokłego zastosowano takie metody, jak wykorzystanie wypełniacza z biowęgla osadowego, recyrkulacja azotowanej cieczy i sadzenie roślin zanurzonych. W ten sposób skonstruowano łączony proces A2O-MBBR + CWs.

W tym badaniu, wykorzystując jako obiekt oczyszczania surowe ścieki z wiejskiej oczyszczalni ścieków w Hefei, zbudowano eksperymentalną instalację na skalę pilotażową łączonego procesu A2O-MBBR + CWs. Badano wpływ sezonowych zmian temperatury wody na skuteczność jej oczyszczania. Podczas eksploatacji monitorowano wskaźniki zanieczyszczeń na dopływie i odpływie, aby zbadać skuteczność usuwania i stabilność operacyjną. Jednocześnie analizowano opłacalność ekonomiczną procesu. Celem jest zapewnienie referencji danych i podstawy do zastosowania technologii kombinowanej A2O + budowanych terenów podmokłych w projektach oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich w Chinach oraz zaoferowanie referencji w zakresie promowania oczyszczania ścieków bytowych i budowania pięknych, przyjaznych ekologicznie wiosek na obszarach wiejskich.

1. Układ eksperymentalny i metody badawcze

1.1 Połączony przebieg procesu

W eksperymencie dotyczącym połączonego procesu A2O-MBBR + CWs zastosowano szeregową operację jednostki A2O, terenu podmokłego z przepływem podpowierzchniowym-opartym na węglu i stawu ekologicznego. Jednostka A2O składała się z beztlenowego-kontaktowego zbiornika z przegrodami i tlenowego zbiornika membranowego (MBBR). Zarówno zbiornik beztlenowy z przegrodami, jak i strefę napowietrzania tlenowego zbiornika MBBR wypełniono zawieszonymi nośnikami biofilmu, aby zapewnić powierzchnie przylegania dla mikroorganizmów do tworzenia biofilmów. Osad czynny i biofilm w zbiornikach współistniały, tworząc system IFAS, który mógł stabilnie utrzymać biomasę systemu. Zbiornik beztlenowy z przegrodami usprawnił proces denitryfikacji poprzez recyrkulację cieczy nitryfikowanej. Aerobowy zbiornik MBBR miał na dnie system napowietrzania, który poprawiał jego wydajność nitryfikacji. Wewnątrz zbiornika umieszczono port dozujący polichlorku glinu (PAC) w celu dodatkowego chemicznego usuwania fosforu, umożliwiając skuteczne usuwanie fosforu. Jednostka CW obejmowała teren podmokły-oparty na węglu i ekologiczny staw z roślinami zanurzonymi. W mokradłach zbudowanych-na bazie węgla podpowierzchniowego zastosowano trzystopniowy-system filtracji z wypełniaczem. Na dnie strefy napełniania zainstalowano dyski napowietrzające w celu płukania wstecznego mediów i ograniczenia zatykania. Zanurzony staw ekologiczny z roślinami miał na dnie warstwę podłoża wapiennego i obsadzono go-odpornymi na zimno roślinami zanurzonymi Vallisneria natans i Potamogeton chrupiący. Zestaw został umieszczony na zewnątrz. W stawie ekologicznym zainstalowano termometr umożliwiający monitorowanie sezonowych zmian temperatury wody. Szczegółowy przebieg procesu łączonego A2O-MBBR + CWs pokazano wRysunek 1.

1.2 Projekt instalacji i parametry operacyjne

Układ doświadczalny skonstruowano przy użyciu płyt polipropylenowych o grubości 10 mm. Zbiornik beztlenowy z przegrodami napełniono kwadratowym nośnikiem biofilmu i zawierał przegrody. Współczynnik recyrkulacji mieszaniny cieczy w zbiorniku beztlenowym z przegrodami wynosił 50% ~ 150% i zawierał on również przegrody. Zbiornik aerobowy MBBR został podzielony przegrodą na strefę napowietrzania tlenowego i strefę sedymentacji. Strefę napowietrzania wypełniono zawieszonym nośnikiem MBBR o stosunku powietrza-do-wody wynoszącym 6:1 ~ 10:1. Strefa sedymentacji posiadała port dozowania PAC i nachylone płyty ułatwiające sedymentację. Mokradła z przepływem podpowierzchniowym{{14}węglowym: pierwotną strefę wypełniającą wypełniono wapieniem (o średnicy ~5 cm), drugą strefę wypełniającą zeolitem (o średnicy ~3 cm), a trzecią strefę wypełniającą wypełniaczem z biowęgla osadowego (o średnicy ~0,5~1,0 cm). Wysokość wypełnienia dla każdej strefy wynosiła 75 cm. Pomiędzy pierwotną i wtórną strefą wypełniacza ustawiono strefę szczeliny o szerokości około 4 cm dla takich funkcji, jak dodawanie zewnętrznych źródeł węgla, obserwacja i konserwacja/opróżnianie (podczas tego eksperymentu nie dodano żadnego źródła węgla). Zanurzony roślinny staw ekologiczny wypełniono wypełniaczem wapiennym (średnica ~3 cm) na wysokość 20 cm. Rośliny zanurzone posadzono w rozstawie rzędów 10 cm i rozstawie roślin 10 cm. Jako dopływ do eksperymentu wykorzystano surowe ścieki z wiejskiej oczyszczalni ścieków w Hefei. Okres eksperymentalny trwał od 25 maja 2022 r. do 17 stycznia 2023 r. i trwał łącznie 239 dni. Zanurzone rośliny zbierano raz na 2 grudnia, z częstotliwością mniej więcej raz na 6 miesięcy. Projektowana wydajność oczyszczania ścieków wynosiła 50~210 L/d. Szczegółowe parametry projektowe instalacji przedstawiono wTabela 1.

1.3 Metody eksperymentalne

1.3.1 Projekt eksperymentalny

1.3.1.1 Test optymalnej wydajności oczyszczania ścieków

Po pomyślnej eksploatacji próbnej układu doświadczalnego (stabilna jakość ścieków) w okresie od 25 maja 2022 r. do 30 czerwca 2022 r. przeprowadzono badanie optymalnej wydajności oczyszczania ścieków. W warunkach utrzymania aerobowego stosunku powietrza-do-wody w zbiorniku wynoszącego 6:1, współczynnika recyrkulacji cieczy nitryfikowanej wynoszącego 100% i zużycia PAC (zawartość Al2O3 28%) około 3,7 g/d, Stopniowo zwiększano wydajność oczyszczania ścieków instalacji (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 l/d). Monitorowano zmiany w jakości ścieków, aby zbadać optymalną wydajność oczyszczania ścieków w instalacji. W tym okresie temperatura wody wahała się w granicach 24,5–27,1 stopnia. Aby zapewnić stabilną zgodność ścieków w zimie, przyjęto normę dotyczącą ścieków klasy A zawartą w normie GB 18918-2002 „Norma dotycząca usuwania zanieczyszczeń z komunalnych oczyszczalni ścieków”.

1.3.1.2 Test ogólnej wydajności procesu kombinowanego

Okres testowy trwał od 1 lipca 2022 r. do 17 stycznia 2023 r. Optymalną wydajność oczyszczania ścieków ustalono na 120 L/d. Stosunek powietrza-do-wody w zbiorniku tlenowym wynosił 6:1 ~ 10:1, a stosunek recyrkulacji zmieszanego płynu wynosił 50% ~ 150%. Wskaźniki jakości wody dopływającej i wypływającej (TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N i ChZT) z każdej jednostki procesowej monitorowano. Rejestrowano zmiany temperatury wody w okresie badania (pod wpływem sezonowego klimatu). Przeanalizowano skuteczność oczyszczania połączonych procesów A2O-MBBR + CWs wiejskich ścieków bytowych i zbadano wpływ sezonowych zmian temperatury wody na wydajność połączonego procesu.

1.3.2 Próbkowanie

W okresie testowym próbki do badania jakości wody pobierano nieregularnie (około 1–2 razy w tygodniu). Próbki pobrano ze strumienia dopływowego instalacji, ścieków ze zbiornika-beztlenowego z przegrodami, ścieków ze zbiornika tlenowego MBBR, ścieków podmokłych na bazie węgla-o przepływie podpowierzchniowym oraz ścieków z zatopionych stawów ekologicznych z roślin. Próbki dopływu pobierano z rury wlotowej instalacji, a próbki ścieków z wylotu każdej jednostki. Badania wskaźników jakości wody zakończono jeszcze tego samego dnia, w którym pobrano próbkę. Badane wskaźniki obejmowały TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N i COD. Każdorazowo po pobraniu próbek rejestrowano temperaturę wody na termometrze w stawie ekologicznym (w zakresie 0~32 stopni). Temperatura wody w stawie ekologicznym zmieniała się naturalnie wraz z sezonowymi różnicami temperatur. Zaprojektowany standard ścieków dla układu eksperymentalnego był zgodny z normą klasy A zawartą w DB 34/3527-2019 „Norma zrzutu zanieczyszczeń wody dla wiejskich przydomowych oczyszczalni ścieków”. Projektowane stężenia dopływów i standardy ścieków są szczegółowo opisane wTabela 2.

1.3.3 Metody analizy jakości wody

Stężenie TN w próbkach wody oznaczono za pomocą HJ 636-2012 „Jakość wody - Oznaczanie azotu całkowitego - Trawienie alkaliczne nadsiarczanem potasu, metoda spektrofotometrii UV”. NIE₃^--Stężenie N oznaczono za pomocą HJ/T 346-2007 „Jakość wody - Oznaczanie azotu azotanowego – spektrofotometria w ultrafiolecie (próba)”. NH₄⁺-Stężenie N oznaczono za pomocą HJ 535-2009 „Jakość wody - Oznaczanie azotu amonowego - Spektrofotometria z odczynnikiem Nesslera”. ChZT określono za pomocą HJ 828-2017 „Jakość wody - Oznaczanie chemicznego zapotrzebowania tlenu - Metoda dwuchromianowa”. Stężenie TP oznaczono stosując GB 11893-1989 „Jakość wody – Oznaczanie całkowitego fosforu – Metoda spektrofotometryczna molibdenianu amonu”.

2. Wyniki i dyskusja

2.1 Wpływ wydajności oczyszczania ścieków na wydajność procesu łączonego

Jak pokazano wRysunek 2 (a) (b), w miarę stopniowego zwiększania dziennej wydajności oczyszczania ścieków z 50 L/d do 210 L/d, skuteczność usuwania TN i NH₄⁺-N na każdą jednostkę połączonego procesu wykazywało tendencję spadkową. Szybkość usuwania TN spadła z 91,55% (50 l/d) do 52,17% (210 l/d), a NH₄⁺-Współczynnik usuwania N spadł z 97,47% (70 l/d) do 80,68% (210 l/d). Dzieje się tak dlatego, że zwiększenie dziennej wydajności oczyszczania ścieków skraca czas retencji hydraulicznej, skracając czas dostępny dla mikroorganizmów na rozkład substancji zanieczyszczających, co skutkuje gorszą wydajnością oczyszczania. Spośród nich największy wkład w rozwój TN i NH miała jednostka A2O₄⁺-Usunięcie N. Średnie stężenie TN na dopływie dla tej jednostki wyniosło 38,68 mg/l, na odpływie 16,87 mg/l, przy współczynniku usuwania 56,29%. Średni wpływ NH₄⁺-Stężenie N wyniosło 36,29 mg/l, ścieki 5,50 mg/l, a stopień usuwania 84,85%. W przypadku terenów podmokłych z przepływem podpowierzchniowym-węglowym średnie stężenie dopływającego TN wyniosło 16,87 mg/l, ścieki 11,96 mg/l, a stopień usuwania 29,10%. W przypadku zanurzonego stawu ekologicznego z roślinami średnie stężenie dopływającego TN wyniosło 11,96 mg/l, ścieki 9,47 mg/l, a stopień usuwania 20,82%. Skuteczność usuwania azotu z terenów podmokłych z przepływem podpowierzchniowym opartym na węglu{{14}była lepsza niż w przypadku stawu ekologicznego, ponieważ beztlenowe-środowisko podmokłe z przepływem podpowierzchniowym bardziej nadaje się do denitryfikacji. Jednakże NH₄⁺-Wydajność usuwania N w stawie ekologicznym była lepsza niż w przypadku terenów podmokłych z przepływem podpowierzchniowym. Średni wpływ NH₄⁺-Stężenie N w przypadku terenów podmokłych z przepływem podpowierzchniowym opartym na węglu- wynosiło 5,50 mg/l, ścieki wynosiły 4,04 mg/l, a stopień usuwania wynosił jedynie 26,53%. Dla stawu ekologicznego średni dopływ NH₄⁺-Stężenie N wynosiło 4,04 mg/l, ścieki 2,38 mg/l, a stopień usuwania 41,07%. Dzieje się tak, ponieważ środowisko tlenowe stawu ekologicznego jest bardziej odpowiednie do nitryfikacji, przekształcającej więcej NH2₄⁺-N na NIE₃^--N, co skutkuje wyższym NH₄⁺-Współczynnik usuwania N. Gdy wydajność oczyszczania ścieków osiągnęła 150 l/d, stężenie TN na ściekach wyniosło 15,11 mg/l, przekraczając normę klasy A GB 18918-2002. Dlatego, aby zapewnić stabilną zgodność z TN, maksymalna wydajność oczyszczania ścieków wynosiła 120 L/d. Gdy wydajność oczyszczania ścieków osiągnęła 210 l/d, ścieki NH₄⁺-Stężenie N wyniosło 7,07 mg/l, przekraczając normę klasy A GB 18918-2002. Dlatego maksymalna wydajność oczyszczania ścieków dla NH₄⁺-Zgodność N wyniosła 180 L/d.

Jak pokazano wRysunek 2 (c)średni dopływający ChZT wynosił poniżej 100 mg/l, co wskazuje na niską zawartość substancji organicznych. Zwiększenie wydajności oczyszczania ścieków nie wpłynęło znacząco na usuwanie ChZT, a współczynnik usuwania ChZT wahał się w granicach 75–90%. Wraz ze wzrostem wydajności oczyszczania ścieków z 50 l/d do 210 l/d, średni ChZT na ściekach wyniósł 19,16 mg/l, a maksymalny ChZT na ściekach wynosił 26,07 mg/l, co wciąż było znacznie poniżej normy 50 mg/l określonej w normie GB 18918-2002 klasa A. Jednostka A2O w największym stopniu przyczyniła się do usunięcia ChZT, ponieważ urządzenie napowietrzające w środowisku tlenowym Zbiornik MBBR stworzył środowisko tlenowe, zwiększając zdolność biochemiczną mikroorganizmów tlenowych i wzmacniając usuwanie ChZT. Dodatkowo recyrkulacja nitryfikowanej cieczy w jednostce A2O umożliwiła beztlenowemu zbiornikowi z przegrodami dalsze wykorzystanie materii organicznej w ściekach jako źródła węgla, usuwając część ChZT, jednocześnie usprawniając denitryfikację. Drugie miejsce pod względem usuwania ChZT zajmują tereny podmokłe oparte na węglu. Jego beztlenowo-beztlenowe środowisko sprzyja wykorzystaniu materii organicznej zawartej w ściekach jako źródła węgla, rozkładając część substancji organicznych, jednocześnie zwiększając denitryfikację, dlatego też lepiej usuwał TN. Ponadto warstwa podłoża terenów podmokłych o przepływie podpowierzchniowym może adsorbować część materii organicznej. Staw ekologiczny miał ograniczony wpływ na degradację ChZT. Średni ChZT dopływający do stawu ekologicznego wynosił 22,21 mg/l, a substancje organiczne najłatwiej ulegające biodegradacji uległy już rozkładowi, pozostawiając substancje organiczne trudniejsze do rozkładu.

Jak pokazano wRysunek 2 (d)w miarę zwiększania się wydajności oczyszczania ścieków, stężenie TP w ściekach pozostawało stabilne. Zwiększenie wydajności oczyszczania ścieków nie wpłynęło znacząco na usuwanie TP. Średnie stężenie TP na dopływie wyniosło 3,7 mg/l, a średnie stężenie na odpływie wyniosło 0,18 mg/l, przy średnim współczynniku usuwania 95,14%, co wskazuje na dobre usuwanie TP. TP usunięto głównie w instalacji A2O. Stężenie TP na dopływie dla jednostki A2O wyniosło 3,7 mg/l, a ścieki tylko 0,29 mg/l, czyli więcej niż norma 0,5 mg/l z GB 18918-2002 klasa A. Dzieje się tak, ponieważ jednostka A2O nie tylko usuwała biologiczny fosfor przez organizmy gromadzące fosfor (PAO), ale także uzupełniała go chemicznym usuwaniem fosforu poprzez dozowanie 3,7 g/d PAC. Dzięki połączeniu biologicznego i chemicznego usuwania fosforu w instalacji A2O usunięto ponad 90% fosforu. Tereny podmokłe i stawy ekologiczne z przepływem podpowierzchniowym opierały się głównie na mechanizmach takich jak adsorpcja substratu, sedymentacja, pobieranie przez rośliny i degradacja mikrobiologiczna w celu usunięcia fosforu. Co więcej, stężenie TP przedostającego się do terenów podmokłych było już tak niskie, jak 0,29 mg/l, co utrudniało dalsze usuwanie. Te połączone przyczyny doprowadziły do ​​ogólnej wydajności usuwania TP z terenów podmokłych i stawu ekologicznego.

Dlatego, aby zapewnić stabilną zgodność wszystkich wskaźników ścieków z normą GB 18918-2002 Grade A, optymalną wydajność oczyszczania ścieków dla tego procesu ustalono na 120 L/d.

2.2 Wydajność usuwania zanieczyszczeń w procesie łączonym

2.2.1 Wydajność usuwania ChZT

Jak pokazano wRysunek 3w całym okresie testowym wydajności oczyszczania (od 1 lipca 2022 r. do 17 stycznia 2023 r., wydajność oczyszczania ścieków 120 l/d) temperatura wody wykazywała wahania w dół, spadając z 32 stopni do 0 stopni. Szybkość usuwania ChZT wahała się, a spadek temperatury wody nie miał oczywistego wpływu na usuwanie ChZT. W połączeniu zRysunek 4, stopień usuwania ChZT wahał się od 66,16% do 82,51%, na co głównie wpływało stężenie ChZT napływającego. Badania pokazują, że w warunkach beztlenowych/beztlenowych usuwanie ChZT opiera się głównie na działaniu drobnoustrojów. W procesie A2O-MBBR+CWs występują na przemian warunki beztlenowe-beztlenowe-toksyczne-beztlenowe-, co zwiększa usuwanie ChZT. Podczas pracy, gdy temperatura wody spadła, chociaż ChZT na dopływie wahał się w zakresie 80–136 mg/l, ChZT na wypływie pozostawał stabilny poniżej 50 mg/l, spełniając normę klasy A DB 34/3527-2019, co wskazuje na dobrą degradację organiczną. Sekcja A2O w największym stopniu przyczyniła się do usunięcia ChZT. W zbiorniku kontaktowym z przegrodami, beztlenowym-beztlenowym średni stopień usuwania ChZT wynosił 43,38%, co stanowi 65,43% całkowitego usuwania ChZT. Średni stopień usuwania zanieczyszczeń w zbiorniku aerobowym MBBR wyniósł 14,69%, co stanowi 19,87% całości. Sekcja A2O przyczyniła się do usunięcia ChZT w ponad 85%, wykorzystując dużą powierzchnię właściwą mediów w zbiorniku beztlenowym z przegrodami i zbiorniku aerobowym MBBR, wysokie stężenie osadu oraz utworzenie łańcucha pokarmowego z bakterii → pierwotniaków → metazoa, skutecznie rozkładając materię organiczną w wodzie. Wysoka różnorodność biologiczna systemu IFAS zapewniła dobre usuwanie substancji organicznych nawet przy zmianach temperatury. Dodatkowo część rozpuszczalnej materii organicznej w ściekach w zbiorniku kontaktowym z przegrodami beztlenowo-beztlenowymi zostanie wykorzystana jako źródło węgla przez bakterie denitryfikacyjne. Tymczasem recyrkulowany ług mieszany zwiększał zawartość NO₃^--Stężenie N w zbiorniku beztlenowym z przegrodami, sprzyjające wykorzystaniu źródeł węgla przez bakterie denitryfikacyjne w celu konwersji NO₃^--Nie₂^--N na azot. Wysoki współczynnik usuwania ChZT w beztlenowym-z przegrodami zbiorniku kontaktowym dodatkowo potwierdza, że ​​proces ten umożliwia efektywne wykorzystanie materii organicznej w ściekach jako źródła węgla do denitryfikacji. W przypadku terenów podmokłych z przepływem podpowierzchniowym-węglowym średni stopień usuwania ChZT wynosił 7,18%, co odpowiada 9,18% całkowitego usuwania ChZT. Beztlenowe/beztlenowe środowisko terenów podmokłych z przepływem podpowierzchniowym sprzyja mikroorganizmom wykorzystującym materię organiczną jako źródło węgla, co pozwala na usuwanie ChZT przy jednoczesnej poprawie denitryfikacji. Powiązane badania wskazują również, że wypełniacz z biowęgla może adsorbować materię organiczną poprzez przyciąganie elektrostatyczne i międzycząsteczkowe wiązania wodorowe. Dlatego też biowęgiel osadowy wypełniający tereny podmokłe z przepływem podpowierzchniowym będzie również adsorbował część materii organicznej. Zanurzony staw ekologiczny z roślinami miał średni stopień usuwania ChZT wynoszący zaledwie 3,68%, ponieważ ChZT wprowadzany do stawu był już niski i wynosił średnio 30,59 mg/l i składał się głównie z ogniotrwałych substancji organicznych, usuwanych głównie przez adsorpcję i pobieranie przez rośliny, z ograniczonym efektem.

2.2.2 Wydajność usuwania azotu

Jak pokazano wRysunek 3, gdy temperatura wody stopniowo spadała z 32 stopni do 12 stopni, TN i NH₄⁺-Współczynnik usunięć N ulegał wahaniom. Średni stopień usuwania TN wyniósł 75,61%, a średni NH₄⁺-Współczynnik usuwania N osiągnął 95,70%. Gdy temperatura wody spadła poniżej 12 stopni, TN i NH₄⁺-Współczynniki usuwania N wykazały szybką tendencję spadkową, ale średni współczynnik usuwania nadal wynosił odpowiednio 58,56% i 80,40%. Dzieje się tak, ponieważ sezonowy spadek temperatury wody hamuje aktywność drobnoustrojów, osłabiając skuteczność denitryfikacji. Zgodnie z wynikami statystycznymi stężeń substancji zanieczyszczających na dopływie i wypływie w okresie funkcjonowania procesu kombinowanego (od 1 lipca 2022 r. do 17 stycznia 2023 r.) przedstawionych wTabela 3, średni dopływ TN i NH₄⁺-Stężenia N wynosiły odpowiednio 36,56 mg/L i 32,47 mg/L. NH₄⁺-N stanowiło 88,81% TN. Wpływ NIE₃^--N (0,01 mg/l) był prawie nieistotny. Średnie ścieki TN i NH₄⁺-Stężenia N wynosiły odpowiednio 11,69 mg/L i 3,5 mg/L, oba spełniały normę Grade A DB 34/3527-2019. Średnie ścieki NO₃^--Stężenie N wyniosło 6,03 mg/l, co wskazuje na dobrą zdolność nitryfikacji tego procesu, przekształcając NH₄⁺-N do NIE₃^--N. Jednakże akumulacja NO₃^--N w ściekach sugeruje, że nadal jest miejsce na dalszą denitryfikację. Jak pokazano wRysunek 5 (a), usuwanie TN było najwyższe w sekcji A2O. Zbiornik kontaktowy z przegrodami beztlenowymi-beztlenowymi miał średni stopień usuwania TN wynoszący 44,25%, a tlenowy zbiornik MBBR miał średni stopień usuwania TN wynoszący 9,55%. Jest to wynik połączonego działania bakterii nitryfikacyjnych w strefie tlenowej i bakterii denitryfikacyjnych w strefie beztlenowej. Średni współczynnik usuwania TN na bazie węgla-wyniósł 11,07%, ponieważ jego zdolność do uwalniania źródeł węgla i jego beztlenowe/beztlenowe środowisko sprzyjają denitryfikacji, utrzymując pewną zdolność usuwania azotu. Zanurzony staw ekologiczny z roślinami miał średni stopień usuwania TN wynoszący zaledwie 3,54%, przy ogólnej wydajności usuwania, ponieważ jego środowisko tlenowe nie sprzyja denitryfikacji. Jak pokazano wRysunek 5 (b), NH₄⁺-Usunięcie N zostało ukończone głównie w sekcji A2O. Zbiornik kontaktowy z przegrodami beztlenowymi-beztlenowymi zawierał NH₄⁺-Współczynnik usuwania N wynoszący 59,46%, a tlenowy zbiornik MBBR miał NH₄⁺-Współczynnik usuwania N wynoszący 24,24%. Sekcja A2O stanowiła 93,57% całkowitego NH₄⁺-Usunięcie N. Wysoki NH₄⁺-Usuwanie N w sekcji A2O wynika z ciągłego napowietrzania w aerobowym zbiorniku MBBR, co umożliwia bakteriom nitryfikacyjnym pełne wykorzystanie DO do konwersji NH₄⁺-N do NIE₃^--N. Jest on następnie zawracany do zbiornika beztlenowego, gdzie bakterie denitryfikacyjne przekształcają NO₃^--N do N2 do usunięcia. W okresie badania średni stopień usuwania TN wyniósł 68,40%, a średni stopień usuwania NH₄⁺-Współczynnik usuwania N wyniósł 89,45%, co wskazuje na dobrą skuteczność usuwania azotu.

Jak pokazano wRysunek 3, gdy temperatura wody spadła z 32 stopni do 0 stopni, stopień usuwania TN spadł z maksymalnie 79,19% do 51,38%. W połączeniu zRysunek 5 (a), when water temperature was >20 stopni, średni stopień usuwania TN przekroczył 75%, przy średnim stężeniu ścieków 8,41 mg/l, ponieważ aktywność drobnoustrojów jest wyższa w zakresie 20 ~ 32 stopni, co prowadzi do lepszej denitryfikacji, zgodnie z badaniami Zhang Na i in. Gdy temperatura wody spadła z 20 stopni do 5 stopni, średni stopień usuwania TN spadł do 65,44%, a średnie stężenie ścieków wzrosło do 12,70 mg/l. Gdy temperatura wody wynosiła 0–5 stopni, średni stopień usuwania TN spadł do 52,75%, a średnie stężenie ścieków wzrosło do 17,62 mg/l, co wskazuje na pewien wpływ na usuwanie TN. Badania pokazują, że wraz ze spadkiem temperatury wody aktywność drobnoustrojów zostaje zahamowana. Kiedy temperatura wody<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 stopni, wydajność usuwania TN jest dobra, a ścieki stabilne poniżej 15 mg/l. Na tym etapie, biorąc pod uwagę usuwanie innych zanieczyszczeń, można odpowiednio zwiększyć wydajność oczyszczania ścieków.

Jak pokazano wRysunek 3, wraz ze stopniowym spadkiem temperatury wody, NH₄⁺-Współczynnik usuwania N spadł z maksimum 99,52% do minimum 74,77%, a wypływający NH₄⁺-Stężenie N wzrosło z minimum 0,17 mg/L do 8,40 mg/L. Obniżająca się temperatura wody hamuje aktywność bakterii nitryfikacyjnych i nitryfikacyjnych, redukując NH₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 stopni, średni odpływ NH₄⁺-Stężenie N wynosiło 1,58 mg/l. Gdy temperatura wody jest mniejsza lub równa 12 stopni, średni odpływ NH₄⁺-Stężenie N wzrosło do 6,58 mg/l, ale w ściekach NH₄⁺-N zawsze spełniał normę klasy A DB 34/3527-2019. Gdy temperatura wody wynosiła 20 ~ 32 stopni, średnia NH₄⁺-Współczynnik usuwania N przekroczył 96%. W połączeniu zRysunek 5 (b), ścieki NH₄⁺-Stężenie N było w tym zakresie poniżej 2 mg/l, co wskazywało na wysoką aktywność bakterii nitryfikacyjnych i doskonały ogólny poziom NH₄⁺-Usunięcie N. Kiedy temperatura wody stopniowo spadała z 20 stopni do 12 stopni, średnia NH₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 stopni nadaje się do wzrostu bakterii nitryfikacyjnych, promując nitryfikację. Dlatego NH₄⁺-N utrzymał wysoki współczynnik usuwania w zakresie 12–20 stopni. Kiedy temperatura wody stopniowo spadała z 12 stopni do 0 stopni, średnia wartość NH₄⁺-Współczynnik usuwania N nadal osiągnął 80%. Istniejące badania pokazują, że bakterie nitryfikacyjne prawie tracą zdolność nitryfikacji w temperaturze 0 stopni. Jednakże wyniki tego badania pokazują, że nawet w temperaturze 0 stopni NH₄⁺-Szybkość usuwania N przekroczyła 75%, co wskazuje na dobrą wydajność nitryfikacji w tym procesie w niskich temperaturach. Dzieje się tak dlatego, że system IFAS w części A2O-MBBR tego badania charakteryzuje się długim wiekiem osadu z biofilmem, wynoszącym do około 1 miesiąca, co sprawia, że ​​temperatura nitryfikacji w zbiorniku biochemicznym ma znacznie mniejszy wpływ na temperaturę niż w przypadku tradycyjnych procesów z osadem czynnym, co znacznie poprawia wydajność nitryfikacji w niskich temperaturach zimowych. Badania przeprowadzone przez Wei Xiaohana i in. wskazuje również, że jest to główny powód-niezgodności z NH₄⁺-N ścieki w warunkach niskiej temperatury wody to niewystarczający wiek osadu czynnego, a wpływ temperatury na aktywność nitryfikatora jest drugorzędny. Zatem, choć obniżająca się temperatura wody w pewnym stopniu wpłynęła na aktywność nitryfikatora, to wystarczający wiek osadu w tym procesie zapewnił NH₄⁺-Usuwanie N w niskich temperaturach. W okresie badania średni NH odpływowy₄⁺-Stężenie N wynosiło 3,50 mg/l, a połączony proces wykazał dobrą i stabilną wydajność nitryfikacji.

2.2.3 Wydajność usuwania fosforu

Jak pokazano wRysunek 3, stopień usuwania TP zmieniał się nieznacznie wraz ze zmianami temperatury wody i pozostawał stabilny powyżej 94%. W połączeniu zRysunek 6, stężenie TP na dopływie wahało się od 3,03 ~ 4,14 mg/l, a stężenie TP na wypływie wahało się od 0,14 ~ 0,28 mg/l, spełniając normę Grade A DB 34/3527-2019. Proces ten opiera się na połączonym działaniu biologicznego usuwania fosforu (przez PAO) i chemicznego usuwania fosforu (przez PAC). Gdy temperatura wody spada, aktywność PAO zostaje zahamowana, co wpływa na biologiczne usuwanie fosforu. Jednakże proces ten uzupełnia chemiczne usuwanie fosforu poprzez dozowanie 3,7 g/d PAC, utrzymując stałą szybkość usuwania TP i ograniczając wpływ zmian temperatury wody na usuwanie fosforu w procesie kombinowanym. Jednostka A2O charakteryzowała się najlepszą wydajnością usuwania TP. Średnie stężenie TP w ściekach z jednostki beztlenowej-beztlenowej wynosiło 2,48 mg/l, a stopień usuwania 32,61%. Średnie stężenie TP w ściekach tlenowych w jednostce wyniosło 0,29 mg/l, a stopień usuwania wyniósł 59,51%. Ogólny współczynnik usuwania TP dla jednostki A2O wyniósł 92,12%. Zaskakująca konstrukcja sekcji A2O-MBBR może w dużym stopniu usunąć azot azotanowy przenoszony w recyrkulowanej mieszaninie cieczy, umożliwiając beztlenowym PAO dokładniejsze uwalnianie fosforu w sekcji beztlenowej i pełniejsze wchłanianie fosforu w sekcji tlenowej, usprawniając biologiczne usuwanie fosforu. Dodatkowo chemiczne usuwanie fosforu poprzez dozowanie po jednej stronie tlenowego zbiornika MBBR pozwoliło utrzymać stały stopień usuwania TP, a jakość ścieków jest stabilnie lepsza niż norma Grade A z DB 34/3527-2019. Biologiczne usuwanie fosforu w sekcji A2O-MBBR następuje głównie wtedy, gdy PAO w zbiorniku beztlenowym z przegrodami wykorzystują źródła węgla do przekształcenia części materii organicznej i lotnych kwasów tłuszczowych w polihydroksyalkaniany (PHA). Kiedy ścieki przepływają ze zbiornika beztlenowego z przegrodami do zbiornika tlenowego MBBR, PAO wykorzystują następnie PHA jako donory elektronów w celu całkowitego poboru fosforu. Jednakże aktywność PAO łatwo wpływa na skuteczność biologicznego usuwania fosforu, a niska temperatura wody ogranicza aktywność PAO. Dlatego też, aby osiągnąć stabilne usuwanie fosforu, w projekcie procesu uwzględniono chemiczne usuwanie fosforu. Dodatkowo, adsorpcja przez warstwę podłoża w podmokłych terenach podmokłych opartych na węglu i wzrost roślin zanurzonych w stawie ekologicznym również absorbują część fosforu.

Podsumowując, instalacja działała stabilnie w okresie testowym i charakteryzowała się dobrą ogólną wydajnością usuwania substancji zanieczyszczających. W połączonym procesie A2O-MBBR + CWs osiągnięto średnie współczynniki usuwania wynoszące 68,40%, 89,45%, 73,94% i 94,04% dla TN, NH₄⁺-N, COD i TP, odpowiednio. Średnie stężenia ścieków wynosiły odpowiednio 11,69 mg/l, 3,50 mg/l, 26,9 mg/l i 0,22 mg/l, a wszystkie spełniały normę klasy A zawartą w DB 34/3527-2019. Badania przeprowadzone przez Wu Qionga i in. wskazuje, że A2O-MBBR to złożony proces osadu czynnego i biofilmu, charakteryzujący się dużą ilością drobnoustrojów, długim wiekiem osadu, dużym obciążeniem objętościowym, małą objętością i zajmowaną powierzchnią, dużą odpornością na obciążenia udarowe, dobrą jakością ścieków i stabilną pracą. Co więcej, skuteczność denitryfikacji w procesach biofilmu zimą jest lepsza niż w procesach z osadem czynnym, co czyni je bardziej odpowiednimi do oczyszczania ścieków o niskiej-temperaturze zimą. Jest to również główny powód dobrej wydajności usuwania zanieczyszczeń w sekcji A2O-MBBR w tym badaniu. Połączony proces A2O-MBBR + CWs objęty tym badaniem dodaje strefę obróbki polerowania CWs w oparciu o proces A2O-MBBR, co dodatkowo poprawia ogólną wydajność oczyszczania i stabilność operacyjną procesu. Usunięcie TN i NH₄⁺-N był w mniejszym stopniu dotknięty sezonowymi zmianami temperatury wody, podczas gdy sezonowa temperatura wody prawie nie miała wpływu na usuwanie ChZT i TP. W okresie testowym wykazywał dużą odporność na obciążenia udarowe, dzięki czemu nadaje się do stosowania na obszarach wiejskich o dużych wahaniach jakości i ilości ścieków bytowych.

2.3 Analiza ekonomiczna procesu łączonego

Koszty tego połączonego procesu obejmują głównie koszty budowy i koszty eksploatacji oczyszczania ścieków. Koszty budowy obejmowały przygotowanie układu eksperymentalnego, w tym zakup korpusów zbiorników, pomocniczego sprzętu elektrycznego, mediów, instalacji zanurzonych i łączników rurowych, ogółem około 3000 CNY. W oparciu o maksymalną wydajność oczyszczania ścieków podczas eksperymentu wynoszącą 0,18 m3/d, koszt budowy na m3 oczyszczonych ścieków wynosi około 16 700 CNY. Koszty operacyjne wynikają głównie z operacji konfiguracyjnych, w tym zużycia energii przez sprzęt, kosztów środków chemicznych, kosztów usuwania osadów i kosztów pracy. Wyposażenie elektryczne obejmuje: pompę zasilającą (moc 2 W, Q=2.8 m³/d), pompę recyrkulacyjną (moc 2 W, Q=2.8 m³/d), aerator (moc 5 W, szybkość napowietrzania=5 L/min) i perystaltyczną pompę dozującą (moc 2 W). Obliczono na podstawie rzeczywistej maksymalnej mocy użytkowej: pompa zasilająca 0,13 W, pompa recyrkulacyjna 0,19 W, aerator 1,25 W, pompa dozująca 2 W. Całkowita rzeczywista moc zużycia wynosi 0,00357 kW, dzienne zużycie energii 0,086 kWh. Zużycie energii elektrycznej na m3 oczyszczonych ścieków wynosi 0,48 kWh. Przyjmując cenę energii elektrycznej dla przemysłu wynoszącą 0,7 CNY/kWh, koszt energii elektrycznej wynosi 0,33 CNY/m3. Koszt środków chemicznych PAC wynosi około 2,4 CNY/kg, zużycie 3,7 g/dzień. Wymagany PAC na m3 ścieków wynosi 20,56 g, koszt 0,05 CNY/m3. Koszt usuwania osadu=ilość osadu × jednostkowa objętość koszt usuwania osadu. Produkcja suchego osadu na tonę wody wynosi 0,09 kg. Na podstawie ceny jednostkowej transportu i usuwania osadów z miejskiej oczyszczalni ścieków wynoszącej 60 CNY/tonę, koszt usuwania osadu na tonę wody=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Ponieważ konfiguracja pilotażowa wymagała jedynie okresowej kontroli po uruchomieniu, koszt robocizny oszacowano na podstawie rzeczywistego doświadczenia inżynierskiego. Zakład o wydajności 10 000 ton dziennie obsługiwany jest przez 1–2 osoby. Zakładając, że wynagrodzenie jednej osoby wynosi 3000 CNY/miesiąc, w przypadku 2 osób wskaźnik kosztów pracy wynosi około 0,02 CNY/tonę wody. Szczegóły kosztów są pokazane wTabela 4. Podsumowując, koszt leczenia operacyjnego wynosi około 0,46 CNY/m3. Jednakże wraz ze wzrostem wydajności oczyszczania ścieków koszty budowy i eksploatacji w przeliczeniu na tonę wody spadną. Koszty budowy i eksploatacji podczas testu pilotażowego mają wyłącznie charakter poglądowy.

3. Wnioski

Połączony proces A2O-MBBR + CW wykazał dobrą skuteczność w oczyszczaniu ścieków bytowych na obszarach wiejskich. Zmiany temperatury wody w dużej mierze nie miały wpływu na usuwanie TP i ChZT. Średnie wskaźniki usuwania dla 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 stopni, jakość ścieków może spełniać normę klasy A określoną w normie GB 18918-2002 „Norma usuwania zanieczyszczeń z miejskich oczyszczalni ścieków”. Proces ten pozwala efektywnie wykorzystać materię organiczną w systemie jako źródło węgla w celu usprawnienia denitryfikacji, utrzymując usuwanie ponad 50% TN nawet przy temperaturach wody tak niskich jak 0 stopni.

Optymalna wydajność oczyszczania ścieków w połączonym procesie A2O-MBBR + CW w zimie wynosiła 120 l/d i 180 l/d w sezonach innych niż-zima. Sezonowe zmiany temperatury wody (stopniowo malejące od 32 stopni do 0 stopni) jedynie w pewnym stopniu wpływały na usuwanie azotu w procesie kombinowanym. Stopień usunięcia TN spadł z 79,19% do 51,38%, a NH₄⁺-Współczynnik usuwania N spadł z 99,52% do 74,77%. Nawet przy temperaturze 0 stopni jakość ścieków stabilnie spełnia normę klasy A DB 34/3527-2019, a NH₄⁺-Współczynnik usuwania N nadal osiągnął 74,77%. Korzysta na tym system IFAS, w którym wiek osadu do 1 miesiąca zapewnia nitryfikację w niskich temperaturach. Proces przebiegał stabilnie w okresie badań, wykazując dużą odporność na zmiany temperatury wody.

W początkowym procesie A2O-MBBR wykorzystano dwa typy zawieszonych nośników biofilmu do przyłączania drobnoustrojów, tworząc system IFAS. W mokradłach o przepływie podpowierzchniowym opartym na węglu- zastosowano wiele wypełniaczy, w tym biowęgiel osadowy, wapień i zeolit, co poprawiło jego skuteczność filtracji, zapewniając jednocześnie dużą powierzchnię przylegania dla mikroorganizmów, poprawiając zdolność oczyszczania biologicznego. Wstępny proces A2O-MBBR z wykorzystaniem IFAS charakteryzuje się wysokim stężeniem biomasy. Tylne mokradła kompozytowe CW służą jako etap oczyszczania doczyszczającego, w ramach którego następuje dalsze oczyszczanie ścieków, dzięki czemu cały system jest bardziej odporny na obciążenia udarowe.

Połączony proces A2O-MBBR + CWs nadaje się do oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich o dużych wahaniach jakości i ilości. Działa stabilnie i wydajnie, a koszt oczyszczania wynosi około 0,46 CNY/m3. Co więcej, sekcje procesu A2O-MBBR+CWs można elastycznie dostosowywać do różnych standardów, scenariuszy i celów ścieków. Ten połączony proces może zapewnić odniesienie do danych i podstawę dla projektów oczyszczania ścieków bytowych na obszarach wiejskich w Chinach, zaoferować ścieżkę wykorzystania zasobów dla nieużytków na obszarach wiejskich i ma szeroki potencjał zastosowania rynkowego w ramach krajowego trendu (z dużym naciskiem na poprawę jakości środowiska wiejskiego).