Вплив комбінованої технології A2O-MBBR + CWs для очищення побутових стічних вод у сільській місцевості
Останніми роками держава глибоко просуває стратегію розвитку сільської ревіталізації, зосереджуючись на покращенні середовища проживання та висуваючи підвищені вимоги до очищення побутових стічних вод у сільській місцевості. В даний час основні процеси очищення сільських побутових стічних вод включають біологічні методи, екологічні методи та комбіновані процеси, більшість з яких походить від очищення міських стічних вод. Проте сільські райони характеризуються розпорошеністю населення, що призводить до численних проблем, таких як висока дисперсія стічних вод, труднощі зі збором, невеликі масштаби очищення, низькі показники використання ресурсів і недостатня кількість очисних споруд. Крім того, існують значні відмінності в якості та кількості стічних вод, географічному розташуванні, кліматі та економічному рівні в різних регіонах, що ускладнює стандартизацію технологій очищення; просте впровадження технологій очищення міських стічних вод є неможливим. Інфраструктура для збору стічних вод, наприклад каналізаційні мережі, часто є недостатньою в сільській місцевості. На збирання стічних вод легко впливають комбіновані переливи каналізації та інфільтрація ґрунтових вод, що призводить до низької концентрації органічних речовин у стічних водах і ускладнює біологічне видалення азоту. Значні коливання якості та кількості стічних вод у сільській місцевості ускладнюють підтримку стабільної концентрації біомаси в очисних спорудах. Крім того, низькі зимові температури обмежують потужність біологічної очистки, що призводить до низької ефективності та нестабільної якості стоків, схильних до перевищення стандартів у традиційних процесах активного мулу. Тому існує нагальна потреба в розробці технологій очищення стічних вод, які б відповідали місцевим умовам, з сильною стійкістю до ударних навантажень, стабільною довго-роботою, низьким споживанням енергії та високою ефективністю очищення.
Сільські райони Китаю, як правило, віддають перевагу недорогим-технологіям очищення побутових стічних вод,-простим-управлянню, причому комбіновані біологічні та екологічні процеси є основним напрямком досліджень. Наразі широко використовуване інтегроване пакетоване обладнання для очищення стічних вод у сільській місцевості в основному використовує такі процеси, як анаеробний-безкисневий-кисневий (A2O) і біоплівковий реактор з рухомим шаром (MBBR). Дослідження показують, що процес MBBR більше залежить від конструкції об’єкта, ніж від точного операційного контролю, не потребуючи професійного технічного персоналу для регулювання, що робить його зручним для експлуатації та обслуговування. Це більше підходить для практичних потреб очищення побутових стічних вод у сільській місцевості, де бракує технічного персоналу. Його переваги включають високу концентрацію біомаси, сильну стійкість до ударних навантажень, високу ефективність очищення та невелику площу. Дослідження Luo Jiawen та ін. вказує на те, що додавання середовища MBBR до процесу A2O може значно покращити його здатність до очищення стічних вод. Zhou Zhengbing та ін. у реальному проекті очищення побутових стічних вод у сільській місцевості розробили дво{16}}етапний анаеробний/аноксильний-комбінований процес з біологічним аерованим фільтром, досягаючи стабільної якості стічних вод, що відповідає стандарту класу A GB 18918-2002 «Стандарт скидання забруднюючих речовин для муніципальних очисних споруд». Крім того, збудовані водно-болотні угіддя (CW) часто використовуються для очищення побутових стічних вод у сільській місцевості. Наприклад, Zhang Yang та ін. використовували біовугілля як наповнювач для модифікації побудованих водно-болотних угідь, виявивши, що показники видалення TN, TP та COD можуть досягати 99,41%, 91,40% та 85,09% відповідно. Попередні дослідження, проведені нашою групою, також показали, що наповнювач мулу з біовугілля може підвищити продуктивність видалення азоту та фосфору з побудованих водно-болотних угідь, покращуючи загальну ефективність очищення та ефективність системи та роблячи систему більш стійкою до ударних навантажень. Спираючись на наведене вище дослідження, щоб вивчити комбіновану технологію, придатну для очищення побутових стічних вод у сільській місцевості, і вирішити такі проблеми, як труднощі у підтримці стабільної концентрації біомаси, слабка стійкість до ударних навантажень та якість стоків, схильна до коливань і перевищення стандартів у сільських очисних спорудах, автор розмістив процес A2O-MBBR, наповнивши його зваженими носіями біоплівки для створення інтегрованої фіксоване -плівкове середовище з активним мулом (IFAS), що підвищує концентрацію мулу в системі та підвищує ефективність очищення. Враховуючи екологічне використання наявних незадіяних земель, таких як ставки та западини в сільській місцевості, і поєднання побудованих водно-болотних угідь як процесу полірування, такі методи, як використання наповнювача мулу з біовугілля, рециркуляція нітрифікованої рідини та посадка занурених рослин, були застосовані для підвищення експлуатаційної стабільності композитних водно-болотних угідь. Таким чином, був побудований комбінований процес A2O-MBBR + CWs.
У цьому дослідженні з використанням необроблених стічних вод із сільської очисної станції в Хефеї як об’єкта очищення було створено пілотну-масштабну експериментальну установку комбінованого процесу A2O-MBBR + CWs. Досліджено вплив сезонних змін температури води на ефективність її очищення. Індикатори забруднюючих речовин у припливній та стічній водах контролювалися під час експлуатації для вивчення ефективності видалення та стабільності експлуатації. Одночасно аналізувалася економічна доцільність процесу. Мета полягає в тому, щоб надати довідкові дані та основу для застосування комбінованої технології A2O + constructed wetland у проектах очищення побутових стічних вод у сільській місцевості в Китаї, а також запропонувати посилання для сприяння очищенню побутових стічних вод і будівництву красивих, екологічно придатних для життя сіл у сільській місцевості.
1. Експериментальна установка та методи дослідження
1.1 Комбінований технологічний процес
Експеримент комбінованого процесу A2O-MBBR + CWs застосовував послідовну роботу установки A2O, водно-болотного угіддя підповерхневого потоку на основі вуглецю- та екологічного ставка. Блок A2O складався з резервуара з анаеробним-безкисневим контактом і резервуара з аеробною мембраною (MBBR). І анаеробний резервуар із перегородками, і зона аерації аеробного резервуару MBBR були заповнені суспендованим середовищем-носієм біоплівки, щоб забезпечити поверхні прикріплення мікроорганізмів для утворення біоплівок. Активний мул і біоплівка в резервуарах співіснували, утворюючи систему IFAS, яка могла стабільно підтримувати біомасу системи. Безкисневий резервуар покращив процес денітрифікації завдяки рециркуляції нітрифікованої рідини. Аеробний резервуар MBBR мав систему аерації в нижній частині для підвищення ефективності нітрифікації. Порт дозування поліалюмінієвого хлориду (PAC) був встановлений всередині бака для додаткового хімічного видалення фосфору, що забезпечує ефективне видалення фосфору. Блок CWs включав вуглецеву-водо-болотну зону підповерхневого потоку та занурений екологічний став для рослин. Водно-болотне угіддя, створене-на основі вуглецевого підповерхневого потоку, має три{17}}ступеневу систему фільтрації наповнювача. Аераційні диски були встановлені в нижній частині наповнювальної зони для зворотного промивання середовища для пом’якшення засмічення. Занурений екологічний ставок із рослинами мав шар вапнякового субстрату на дні та був засаджений холодостійкими зануреними рослинами Vallisneria natans і Potamogeton crispus. Установка була розміщена на відкритому повітрі. Для спостереження за сезонними змінами температури води в екологічному ставку встановили термометр. Детальний потік комбінованого процесу A2O-MBBR + CWs показано вмалюнок 1.
1.2 Конструкція установки та робочі параметри
Експериментальна установка була побудована з використанням поліпропіленових пластин товщиною 10 мм. Анаеробний резервуар із перегородками був заповнений квадратним носієм біоплівки та містив перегородки. Коефіцієнт рециркуляції змішаної рідини для аноксидного резервуара з перегородками становив 50% ~ 150%, і він також містив перегородки. Аеробний резервуар MBBR був розділений перегородкою на зону аеробної аерації та зону осадження. Зона аерації була заповнена суспендованим середовищем-носієм MBBR із співвідношенням повітря-до-води 6:1~10:1. Зона седиментації мала порт дозування PAC і похилі пластини для сприяння седиментації. Водно-болотне угіддя підповерхневого потоку на основі вуглецю-: первинна зона наповнювача була заповнена вапняком (~5 см у діаметрі), вторинна наповнювальна зона — цеолітом (~3 см у діаметрі), а третинна наповнювальна зона — наповнювачем з мулу (діаметр ~0,5~1,0 см). Висота наповнювача для кожної зони становила 75 см. Для таких функцій, як додавання зовнішніх джерел вуглецю, спостереження та обслуговування/спорожнення (під час цього експерименту джерело вуглецю не було додано), було встановлено зону проміжку шириною близько 4 см між основною та вторинною зонами наповнювача. Занурений екологічний ставок для рослин був заповнений вапняковим наповнювачем (діаметр ~ 3 см) на висоту 20 см. Заглиблені рослини висаджували з міжряддями 10 см і між рослинами 10 см. В експерименті використовували необроблені стічні води із сільської очисної станції в Хефеї як вплив. Експериментальний період тривав з 25 травня 2022 року по 17 січня 2023 року, загалом 239 днів. Занурені рослини збирали один раз 2 грудня з періодичністю приблизно раз на 6 місяців. Проектна потужність очищення стічних вод становила 50~210 л/добу. Детальні конструктивні параметри установки показані вТаблиця 1.
1.3 Експериментальні методи
1.3.1 Планування експерименту
1.3.1.1 Перевірка оптимальної здатності до очищення стічних вод
Після успішної дослідної експлуатації експериментальної установки (стабільна якість стоків) з 25 травня 2022 р. по 30 червня 2022 р. було проведено випробування на оптимальну здатність очищення стічних вод. За умов підтримки співвідношення повітря-:-вода в аеробному резервуарі 6:1, коефіцієнта рециркуляції нітрифікованої рідини 100% та використання ПАК (вміст Al2O3 28%) близько 3,7 г/день, потужність очищення стічних вод установки поступово збільшувалася (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 л/день). Зміни в якості стоків відстежували, щоб визначити оптимальну потужність установки для очищення стічних вод. У цей період температура води коливалася в межах 24,5-27,1 градусів. Для забезпечення стабільної відповідності стоків взимку прийнятим стандартом стоків був стандарт класу A GB 18918-2002 «Стандарт скидання забруднюючих речовин для муніципальних очисних споруд».
1.3.1.2 Випробування загальної ефективності обробки комбінованого процесу
Тестовий період тривав з 1 липня 2022 року по 17 січня 2023 року. Оптимальна потужність очищення стічних вод була встановлена на рівні 120 л/добу. Співвідношення повітря-до-води в аеробному резервуарі становило 6:1~10:1, а коефіцієнт рециркуляції змішаної рідини становив 50%~150%. Показники якості вхідної та стічної води (ТН, ТП, НО3--N, NH4+-N і COD) від кожної технологічної одиниці контролювалися. Були зареєстровані зміни температури води протягом періоду випробувань (під впливом сезонного клімату). Було проаналізовано ефективність очищення побутових стічних вод сільської місцевості A2O-MBBR + CWs, а також досліджено вплив сезонних змін температури води на ефективність комбінованого процесу.
1.3.2 Відбір проб
Протягом тестового періоду нерегулярно (приблизно 1-2 рази на тиждень) відбирали проби для перевірки якості води. Зразки були зібрані з потоку установки, стоків анаеробного -аноксидного резервуару, стоку аеробного резервуару MBBR, стоку-на основі вуглецю підповерхневого потоку водно-болотних угідь та стоку зануреного заводу з екологічного ставка. Проби стоків були відібрані з вхідної труби установки, а зразки стоків – з випуску кожного агрегату. Дослідження показників якості води завершено в день відбору проб. Перевірені показники включали ТН, ТП, НІ3--N, NH4+-N і COD. Кожного разу, коли брали проби, реєстрували показання температури води з термометра в екологічному ставку (колись від 0 до 32 градусів). Температура води в екологічному ставку змінювалася закономірно з сезонними перепадами температур. Розроблений стандарт стічних вод для експериментальної установки відповідав стандарту класу A DB 34/3527-2019 «Стандарт скиду забруднюючих речовин у воду для сільських побутових очисних споруд». Розраховані вхідні концентрації та стандарти стоків детально описані вТаблиця 2.
1.3.3 Методи аналізу якості води
Концентрацію TN у пробах води визначали за допомогою HJ 636-2012 «Якість води - Визначення загального азоту – УФ-спектрофотометричний метод розщеплення лужним персульфатом калію». НІ3--Концентрацію азоту було визначено за допомогою HJ/T 346-2007 "Якість води - Визначення нітратного азоту – Ультрафіолетова спектрофотометрія (випробування)". NH4+-Концентрацію азоту було визначено за допомогою HJ 535-2009 «Якість води - Визначення вмісту аміачного азоту - реактивної спектрофотометрії Несслера». ХПК визначали за допомогою HJ 828-2017 «Якість води - Визначення хімічної потреби в кисні - Біхроматний метод». Концентрація TP була визначена за допомогою GB 11893-1989 «Якість води - Визначення загального фосфору - Молібдат амонію спектрофотометричний метод».
2. Результати та їх обговорення
2.1 Вплив потужності очищення стічних вод на продуктивність комбінованого процесу
Як показано вРисунок 2 (a) (b), оскільки щоденна потужність очищення стічних вод поступово зросла з 50 л/день до 210 л/день, ефективність видалення TN і NH4+-N кожною одиницею комбінованого процесу демонструє тенденцію до зменшення. Швидкість видалення TN зменшилася з 91,55% (50 л/добу) до 52,17% (210 л/добу), а NH4+-Швидкість видалення N зменшилася з 97,47% (70 л/добу) до 80,68% (210 л/добу). Це пояснюється тим, що збільшення щоденної потужності очищення стічних вод зменшує час гідравлічного утримання, скорочуючи час, доступний мікроорганізмам для розкладання забруднюючих речовин, що призводить до погіршення ефективності очищення. Серед них блок A2O зробив найбільший внесок у TN та NH4+-N видалення. Середня концентрація TN у потік для цієї установки становила 38,68 мг/л, стічні води становили 16,87 мг/л, зі швидкістю видалення 56,29%. Середній впливовий NH4+-Концентрація N становила 36,29 мг/л, стічні води становили 5,50 мг/л, швидкість видалення 84,85%. Для водно-болотних угідь із підповерхневим потоком на основі вуглецю середня концентрація TN у припливі становила 16,87 мг/л, у стоках – 11,96 мг/л, а швидкість видалення – 29,10%. Для зануреного екологічного ставка для рослин середня концентрація TN у припливі становила 11,96 мг/л, стічні води становили 9,47 мг/л, зі швидкістю видалення 20,82%. Ефективність видалення азоту водно-болотним угіддям із підповерхневим потоком на основі вуглецю була кращою, ніж у екологічному ставку, оскільки анаеробне-аноксичне середовище водно-болотного угіддя з підповерхневим потоком є більш придатним для денітрифікації. Однак NH4+-Ефективність видалення азоту в екологічному ставку була кращою, ніж у водно-болотних угідь підземного потоку. Середній впливовий NH4+-Концентрація азоту для водно-болотних угідь із підповерхневим потоком на основі вуглецю становила 5,50 мг/л, стічних вод — 4,04 мг/л, а швидкість видалення — лише 26,53%. Для екологічного ставка середній приплив NH4+-Концентрація N становила 4,04 мг/л, стічні води становили 2,38 мг/л, швидкість видалення 41,07%. Це пояснюється тим, що аеробне середовище екологічного ставка є більш придатним для нітрифікації, перетворюючи більше NH4+-N у NO3--N, що призводить до вищого NH4+-Коефіцієнт видалення N. Коли потужність очищення стічних вод досягла 150 л/добу, концентрація TN у стічних водах становила 15,11 мг/л, що перевищує стандарт класу A GB 18918-2002. Таким чином, щоб забезпечити стабільну відповідність TN, максимальна потужність очищення стічних вод становила 120 л/добу. Коли потужність очищення стічних вод досягає 210 л/день, стічні води NH4+-Концентрація азоту становила 7,07 мг/л, що перевищує стандарт класу A GB 18918-2002. Тому максимальна потужність очищення стічних вод для NH4+-Відповідність N становила 180 л/день.
Як показано вМалюнок 2 (c), середній ГПК, що входить, був нижче 100 мг/л, що вказує на низький вміст органічних речовин. Збільшення потужності очищення стічних вод суттєво не вплинуло на видалення ГПК, причому рівень видалення ГПК становив 75–90%. Оскільки потужність очищення стічних вод збільшилася з 50 л/день до 210 л/день, середній ХПК у стічних водах становив 19,16 мг/л, а максимальний ХПК у стічних водах становив 26,07 мг/л, що все ще значно нижче стандарту 50 мг/л згідно з GB 18918-2002, клас A. Блок A2O зробив найбільший внесок у видалення ГПК, оскільки пристрій аерації в аеробний резервуар MBBR створив аеробне середовище, підвищуючи біохімічну здатність аеробних мікроорганізмів і посилюючи видалення ГПК. Крім того, рециркуляція нітрифікованої рідини в установці A2O дозволила безкисневому резервуару з перегородками додатково використовувати органічну речовину в стічних водах як джерело вуглецю, видаляючи частину ХПК, одночасно посилюючи денітрифікацію. Водно-болотні угіддя-на основі підповерхневого потоку внесли другий найбільший внесок у видалення ХПК. Його анаеробно-безкисневе середовище сприяє використанню органічних речовин у стічних водах як джерела вуглецю, деградуючи частину органіки, одночасно посилюючи денітрифікацію, тому також було краще видалення TN. Крім того, шар субстрату водно-болотних угідь підповерхневого потоку може адсорбувати деяку кількість органічних речовин. Екологічний ставок мав обмежений вплив на деградацію ГПК. Середній рівень ГПК для екологічного ставка становив 22,21 мг/л, і більшість органічних речовин, що легко розкладаються, уже розклалися, залишивши органічні, які розщеплюються важче.
Як показано вРисунок 2 (d), у міру збільшення потужності очищення стічних вод концентрація TP у стічних водах залишалася стабільною. Збільшення потужності очищення стічних вод істотно не вплинуло на видалення ТП. Середня концентрація TP у витоку становила 3,7 мг/л, а середня концентрація стічних вод становила 0,18 мг/л із середнім рівнем видалення 95,14%, що свідчить про хороше видалення TP. TP в основному видалено в блоці A2O. Вхідна концентрація TP для блоку A2O становила 3,7 мг/л, а стічні води становили лише 0,29 мг/л, що краще, ніж стандарт 0,5 мг/л GB 18918-2002 класу A. Це пояснюється тим, що блок A2O не лише мав біологічне видалення фосфору організмами, що накопичують фосфор (PAO), але також доповнювався хімічними речовинами. видалення фосфору дозуванням 3,7 г/добу PAC. Поєднання біологічного та хімічного видалення фосфору призвело до видалення понад 90% фосфору в установці A2O. Підповерхневі водно-болотні угіддя та екологічний ставок в основному покладалися на такі механізми, як адсорбція субстрату, седиментація, поглинання рослинами та мікробна деградація для видалення фосфору. Крім того, концентрація TP, що надходить у водно-болотні угіддя, вже була лише 0,29 мг/л, що ускладнювало подальше видалення. Ці сукупні причини призвели до загальної ефективності видалення ТП водно-болотних угідь та екологічного ставка.
Таким чином, щоб забезпечити стабільну відповідність усіх показників стоків стандарту GB 18918-2002 Grade A, оптимальна продуктивність очищення стічних вод для цього процесу була визначена як 120 л/д.
2.2 Ефективність видалення забруднюючих речовин комбінованим процесом
2.2.1 Продуктивність видалення COD
Як показано вмалюнок 3, під час загального періоду тестування ефективності очищення (1 липня 2022 року по 17 січня 2023 року, потужність очищення стічних вод 120 л/день) температура води показала коливальну низхідну тенденцію, зменшуючись від 32 градусів до 0 градусів. Швидкість видалення ХПК коливалася, і зниження температури води не мало явного впливу на видалення ГПК. У поєднанні змалюнок 4, швидкість видалення ГПК варіювалася між 66,16% ~ 82,51%, в основному під впливом концентрації ХПК. Дослідження показують, що в анаеробних/безкисневих умовах видалення ХПК в основному залежить від мікробної дії. Процес A2O-MBBR+CWs змінює анаеробні-аноксичні-кисневі-аноксичні-оксичні умови, покращуючи видалення ГПК. Під час роботи, коли температура води знижувалася, хоча ХПК, що приплив, коливався від 80~136 мг/л, ГПК у стічних водах залишався стабільним нижче 50 мг/л, відповідаючи стандарту класу A DB 34/3527-2019, що вказує на хорошу органічну деградацію. Розділ A2O зробив найбільший внесок у видалення COD. Збитий анаеробний-аноксидний контактний резервуар мав середній рівень видалення ХПК 43,38%, що становить 65,43% від загального видалення ХПК. Аеробний бак MBBR мав середній коефіцієнт видалення 14,69%, що становить 19,87% від загальної кількості. Секція A2O внесла понад 85% у видалення ХПК завдяки великій питомій площі поверхні середовища в анаеробному резервуарі з перегородками та аеробному резервуарі MBBR, високій концентрації мулу та формуванні харчового ланцюга з бактерій → найпростіших → метазоа, ефективно розкладаючи органічні речовини у воді. Високе біорізноманіття системи IFAS забезпечило хороше видалення органіки навіть при зміні температури. Крім того, частина розчинної органічної речовини у стічній воді в анаеробно-безкисневому контактному резервуарі використовуватиметься як джерело вуглецю бактеріями-денітрифікаторами. Тим часом рециркуляційний змішаний спирт збільшив NO3--Концентрація азоту в безкисневому резервуарі, сприяючи використанню джерел вуглецю шляхом денітрифікуючих бактерій для перетворення NO3--НІ2--N в газоподібний азот. Висока швидкість видалення ГПК у анаеробному-аноксидному контактному резервуарі додатково підтверджує, що цей процес може ефективно використовувати органічні речовини у стічних водах як джерело вуглецю для денітрифікації. Водно-болотні угіддя з підповерхневим потоком на основі вуглецю мали середній рівень видалення ХПК 7,18%, що становить 9,18% від загального видалення ГПК. Анаеробне/безкислородне середовище водно-болотних угідь підповерхневого потоку сприяє мікроорганізмам, які використовують органічну речовину як джерело вуглецю, досягаючи видалення ХПК, одночасно посилюючи денітрифікацію. Відповідні дослідження також показують, що наповнювач біовугілля може адсорбувати органічні речовини за допомогою електростатичного притягання та міжмолекулярних водневих зв’язків. Таким чином, наповнювач мулу з біовугілля у водно-болотних угіддях підповерхневого потоку також адсорбує деяку кількість органічної речовини. Занурений екологічний ставок для рослин мав середній рівень видалення ГПК лише 3,68%, тому що ГПК, що надходив у ставок, уже був низьким у середньому 30,59 мг/л і в основному складався з тугоплавких органічних речовин, видалених головним чином шляхом адсорбції та поглинання рослинами з обмеженим ефектом.
2.2.2 Ефективність видалення азоту
Як показано вмалюнок 3, оскільки температура води поступово знижувалася з 32 градусів до 12 градусів, TN і NH4+-Коефіцієнт видалення коливався. Середня швидкість видалення TN досягла 75,61%, а середня NH4+-Рівень видалення N досяг 95,70%. Коли температура води впала нижче 12 градусів, TN і NH4+-Коефіцієнти видалення N показали швидку тенденцію до зменшення, але середні показники видалення все ще досягали 58,56% і 80,40% відповідно. Це пояснюється тим, що сезонне зниження температури води пригнічує мікробну активність, послаблюючи ефективність денітрифікації. За статистичними результатами концентрацій забруднюючих речовин у стоках та стоках за період комбінованої експлуатації (з 01.07.2022 по 17.01.2023), наведених уТаблиця 3, середній вплив TN і NH4+-Концентрації N становили 36,56 мг/л і 32,47 мг/л відповідно. NH4+-N становив 88,81% TN. Впливовий НІ3--N (0,01 мг/л) був майже незначним. Середній витік TN і NH4+-Концентрації N становили 11,69 мг/л і 3,5 мг/л відповідно, обидві відповідали стандарту класу A DB 34/3527-2019. Середній витік NO3--Концентрація N становила 6,03 мг/л, що вказує на хорошу нітрифікаційну здатність цього процесу, перетворюючи NH4+-N до НІ3--Н. Однак накопичення NO3--N у стічних водах свідчить про те, що ще є місце для подальшої денітрифікації. Як показано вМалюнок 5 (а), видалення TN було найвищим у секції A2O. Анаеробний-аноксидний контактний резервуар мав середній рівень видалення TN 44,25%, а аеробний MBBR резервуар мав середній рівень видалення TN 9,55%. Це результат спільної дії нітрифікуючих бактерій в аеробній зоні та денітрифікуючих бактерій у безкисневій зоні. Водно-болотні угіддя, створені на основі вуглецю, мали середній рівень видалення TN 11,07%, оскільки його здатність вивільняти джерела вуглецю та його анаеробне/аноксичне середовище сприяють денітрифікації, зберігаючи певну здатність видаляти азот. Занурений екологічний став для рослин мав середній рівень видалення TN лише 3,54%, із загальною ефективністю видалення, оскільки його аеробне середовище не сприяє денітрифікації. Як показано вМалюнок 5 (b), NH4+-Видалення N було в основному завершено в розділі A2O. Розбитий анаеробний-аноксидний контактний резервуар мав NH4+-Швидкість видалення азоту становила 59,46%, а аеробний резервуар MBBR мав NH4+-Рівень видалення N становить 24,24%. На частку A2O припадало 93,57% загального NH4+-N видалення. Високий NH4+-Видалення N у секції A2O відбувається завдяки безперервній аерації в аеробному резервуарі MBBR, що дозволяє нітрифікуючим бактеріям повністю використовувати DO для перетворення NH4+-N до НІ3--Н. Потім це рециркулює в безкисневий резервуар, де денітрифікуючі бактерії перетворюють NO3--N до N2 для видалення. Протягом випробувального періоду середня швидкість видалення TN становила 68,40%, а середня NH4+-Коефіцієнт видалення азоту становив 89,45%, що вказує на хорошу продуктивність видалення азоту.
Як показано вмалюнок 3, коли температура води знизилася з 32 градусів до 0 градусів, швидкість видалення TN знизилася з максимуму 79,19% до 51,38%. У поєднанні зМалюнок 5 (а), when water temperature was >20 градусів, середня швидкість видалення TN перевищила 75%, із середньою концентрацією стічних вод 8,41 мг/л, оскільки мікробна активність вища в діапазоні 20~32 градусів, що призводить до кращої денітрифікації, відповідно до досліджень Zhang Na та ін. Коли температура води знизилася з 20 градусів до 5 градусів, середня швидкість видалення TN знизилася до 65,44%, а середня концентрація стоків збільшилася до 12,70 мг/л. Коли температура води становила 0~5 градусів, середня швидкість видалення TN знизилася до 52,75%, а середня концентрація стоків збільшилася до 17,62 мг/л, що вказує на певний вплив на видалення TN. Дослідження показують, що коли температура води знижується, активність мікробів пригнічується. Коли температура води<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 ступінь, ефективність видалення TN хороша, зі стічними водами стабільно нижче 15 мг/л. На цьому етапі, враховуючи видалення інших забруднюючих речовин, потужність очищення стічних вод може бути відповідно збільшена.
Як показано вмалюнок 3, оскільки температура води поступово знижувалася, NH4+-Швидкість видалення N зменшилася з максимуму 99,52% до мінімуму 74,77%, а стічні води NH4+-Концентрація N зросла з мінімальних 0,17 мг/л до 8,40 мг/л. Зниження температури води пригнічує діяльність нітрифікуючих і нітрифікуючих бактерій, знижуючи NH4+-N removal. However, when water temperature >12 градус, середній витік NH4+-Концентрація N становила 1,58 мг/л. Коли температура води менше або дорівнює 12 градусам, середній витік NH4+-Концентрація N зросла до 6,58 мг/л, але витік NH4+-N завжди відповідав стандарту класу A DB 34/3527-2019. Коли температура води була 20~32 градуси, середній NH4+-Рівень видалення N перевищив 96%. У поєднанні зМалюнок 5 (b), стічні води NH4+-Концентрація N була нижчою за 2 мг/л у цьому діапазоні, що вказує на високу активність нітрифікуючих бактерій і чудовий загальний NH4+-N видалення. Коли температура води поступово знижується з 20 градусів до 12 градусів, середній NH4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 ступінь підходить для росту нітрифікуючих бактерій, сприяючи нітрифікації. Отже, NH4+-N підтримував високі показники видалення в діапазоні 12–20 градусів. Коли температура води поступово знижується з 12 градусів до 0 градусів, середній NH4+-Рівень видалення азоту все ще досягає 80%. Існуючі дослідження показують, що нітрифікуючі бактерії майже втрачають нітрифікаційну здатність при 0 градусах. Однак результати цього дослідження показують, що навіть за 0 градусів NH4+-Швидкість видалення азоту перевищила 75%, що свідчить про хорошу ефективність нітрифікації цього процесу за низьких температур. Це пояснюється тим, що система IFAS у розділі A2O-MBBR цього дослідження має тривалий вік осаду біоплівки приблизно до 1 місяця, завдяки чому швидкість нітрифікації в біохімічному резервуарі значно менше залежить від температури, ніж традиційні процеси з активним мулом, що значно покращує продуктивність нітрифікації за низьких зимових температур. Дослідження Wei Xiaohan та ін. також вказує на те, що основна причина не-відповідності NH4+-Стічні води за умов низької температури води мають недостатній вік активного мулу, а вплив температури на активність нітрифікатора є вторинним. Тому, хоча зниження температури води певною мірою вплинуло на активність нітрифікатора, достатній вік осаду в цьому процесі забезпечив NH4+-Видалення N за низьких температур. Протягом періоду випробувань середній витік NH4+-Концентрація N становила 3,50 мг/л, а комбінований процес показав хорошу та стабільну ефективність нітрифікації.
2.2.3 Ефективність видалення фосфору
Як показано вмалюнок 3, швидкість видалення TP мало змінювалася зі змінами температури води, залишаючись стабільною вище 94%. У поєднанні зМалюнок 6, концентрація TP у витоках коливалася від 3,03~4,14 мг/л, а концентрація TP у стоках — від 0,14~0,28 мг/л, що відповідає стандарту класу A DB 34/3527-2019. Цей процес ґрунтується на комбінованій дії біологічного видалення фосфору (PAO) і хімічного видалення фосфору (PAC). Коли температура води знижується, активність PAO пригнічується, що впливає на біологічне видалення фосфору. Однак цей процес доповнює хімічне видалення фосфору шляхом дозування 3,7 г/день PAC, підтримуючи стабільну швидкість видалення TP і зменшуючи вплив змін температури води на видалення фосфору в комбінованому процесі. Блок A2O мав найкращу ефективність видалення TP. Середня концентрація TP в анаеробних -безкислорних стоках склала 2,48 мг/л зі швидкістю видалення 32,61%. Середня концентрація ТР у стічних водах аеробної установки становила 0,29 мг/л, а швидкість видалення 59,51%. Загальна швидкість видалення TP для блоку A2O становила 92,12%. Незручна конструкція секції A2O-MBBR може значною мірою видаляти нітратний азот, що переноситься в рециркуляцію змішаного розчину, дозволяючи анаеробним PAO більш ретельно вивільняти фосфор в анаеробній секції та повніше поглинати фосфор в аеробній секції, покращуючи біологічне видалення фосфору. Крім того, хімічне видалення фосфору шляхом дозування з одного боку аеробного резервуара MBBR підтримувало стабільну швидкість видалення TP, причому якість стоків стабільно краща, ніж стандарт класу A DB 34/3527-2019. Біологічне видалення фосфору в секції A2O-MBBR в основному відбувається, коли PAO в закритому анаеробному резервуарі використовують джерела вуглецю для перетворення частини органічної речовини та летких жирних кислот на полігідроксіалканоати (PHA). Коли стічна вода тече з анаеробного резервуара з перегородками в аеробний резервуар MBBR, PAO потім використовують PHA як донори електронів для повного поглинання фосфору. Однак на ефективність біологічного видалення фосфору легко впливає активність PAO, а низька температура води обмежує активність PAO. Тому, щоб досягти стабільного видалення фосфору, у проект процесу було включено хімічне видалення фосфору. Крім того, адсорбція шаром субстрату у водно-болотних угіддях підповерхневого потоку на основі вуглецю та ріст занурених рослин в екологічному ставку також поглинають деяку кількість фосфору.
Підводячи підсумок, установка працювала стабільно протягом періоду випробувань, з хорошою загальною ефективністю видалення забруднюючих речовин. Комбінований процес A2O-MBBR + CWs досяг середніх показників видалення 68,40%, 89,45%, 73,94% і 94,04% для TN, NH4+-N, COD і TP відповідно. Середні концентрації стічних вод становили 11,69 мг/л, 3,50 мг/л, 26,9 мг/л і 0,22 мг/л відповідно, усі вони відповідають стандарту класу A DB 34/3527-2019. Дослідження Wu Qiong та ін. вказує на те, що A2O-MBBR є складним процесом із активного мулу та біоплівки, який характеризується великою кількістю мікроорганізмів, тривалим віком осаду, високим об’ємним навантаженням, малим об’ємом і площею, сильною стійкістю до ударних навантажень, хорошою якістю стоків і стабільною роботою. Крім того, ефективність денітрифікації процесів біоплівки взимку краща, ніж процесів активного мулу, що робить його більш придатним для очищення стічних вод із низькою{15}}температурою взимку. Це також є головною причиною хороших показників видалення забруднюючих речовин секцією A2O-MBBR у цьому дослідженні. Комбінований процес A2O-MBBR + CWs у цьому дослідженні додає зону полірування CWs на основі процесу A2O-MBBR, що ще більше покращує загальну ефективність очищення та робочу стабільність процесу. Видалення TN і NH4+-N менше впливав на сезонні зміни температури води, тоді як на видалення COD і TP сезонна температура води майже не впливала. Під час випробувального періоду він продемонстрував сильну стійкість до ударних навантажень, що робить його придатним для використання в сільській місцевості з великими коливаннями якості та кількості побутових стічних вод.
2.3 Економічний аналіз комбінованого процесу
Витрати на цей комбінований процес в основному включають витрати на будівництво та витрати на очищення стічних вод. Витрати на будівництво стосувалися встановлення експериментальної установки, включаючи закупівлю корпусів резервуарів, допоміжного електричного обладнання, засобів масової інформації, занурених установок і трубної арматури, на загальну суму приблизно 3000 юанів. Виходячи з максимальної потужності очищення стічних вод під час експерименту 0,18 м³/день, вартість будівництва за м³ очищених стічних вод становить приблизно 16 700 юанів. Експлуатаційні витрати в основному пов’язані з установкою, включаючи енергоспоживання обладнання, витрати на хімікати, витрати на утилізацію осаду та витрати на робочу силу. Електрообладнання включає: живильний насос (потужність 2 Вт, Q=2.8 м³/день), рециркуляційний насос (потужність 2 Вт, Q=2.8 м³/день), аератор (потужність 5 Вт, швидкість аерації=5 л/хв), перистальтичний насос-дозатор (потужність 2 Вт). Розраховано на основі фактичної максимальної споживаної потужності: живильний насос 0,13 Вт, рециркуляційний насос 0,19 Вт, аератор 1,25 Вт, дозуючий насос 2 Вт. Загальна фактична споживана потужність становить 0,00357 кВт, щоденне споживання електроенергії 0,086 кВт-год. Споживання електроенергії на м³ очищених стічних вод становить 0,48 кВт/год. Використовуючи промислову ціну на електроенергію 0,7 CNY/кВт-год, вартість електроенергії становить 0,33 CNY/м³. Вартість хімічних речовин PAC становить близько 2,4 юанів/кг, використання 3,7 г/день. PAC, необхідний на м³ стічної води, становить 20,56 г, вартість 0,05 CNY/м³. Вартість утилізації осаду=кількість осаду × вартість одиниці об’єму утилізації осаду. Утворення сухого осаду на тонну води становить 0,09 кг. Базуючись на одиничній ціні транспортування та утилізації осаду муніципальних очисних споруд 60 CNY/тонна, вартість утилізації осаду за тонну води=0.09 кг × 0,06 CNY/кг=0.054 CNY. Оскільки пілотна установка вимагала лише періодичної перевірки після експлуатації, вартість робочої сили була оцінена на основі фактичного інженерного досвіду. Завод продуктивністю 10 000 тонн на день обслуговують 1-2 людини. Якщо припустити, що зарплата однієї людини становить 3000 юанів на місяць, для 2 осіб показник витрат на оплату праці становитиме близько 0,02 юанів на тонну води. Деталі вартості вказані вТаблиця 4. Підсумовуючи, вартість оперативного лікування становить приблизно 0,46 CNY/м³. Однак із збільшенням потужності очищення стічних вод витрати на будівництво та експлуатацію на тонну води зменшаться. Витрати на будівництво та експлуатацію під час пілотного випробування наведені лише для довідки.
3. Висновки
Комбінований процес A2O-MBBR + CWs показав хорошу продуктивність для очищення побутових стічних вод у сільській місцевості. На видалення TP і COD майже не вплинули зміни температури води. Середні показники видалення для 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 ступеня, якість стоків може відповідати стандарту класу A GB 18918-2002 «Стандарт скидання забруднюючих речовин для муніципальних очисних споруд». Цей процес може ефективно використовувати органічну речовину в системі як джерело вуглецю для посилення денітрифікації, підтримуючи понад 50% видалення TN навіть за температури води до 0 градусів.
Оптимальна потужність очищення стічних вод для комбінованого процесу A2O-MBBR + CWs взимку становила 120 л/добу та 180 л/добу в не-зимовий сезон. Сезонні зміни температури води (поступове зниження від 32 градусів до 0 градусів) мали лише певний вплив на видалення азоту комбінованим процесом. Рівень видалення TN знизився з 79,19% до 51,38%, а NH4+-Коефіцієнт видалення N зменшився з 99,52% до 74,77%. Навіть при 0 градусах якість стоків стабільно відповідала стандарту класу A DB 34/3527-2019 і NH4+-Рівень видалення азоту все ще досягає 74,77%. Це виграє від системи IFAS, де вік осаду до 1 місяця забезпечує нітрифікацію за низьких температур. Процес працював стабільно протягом періоду випробувань, демонструючи сильну стійкість до змін температури води.
Початковий процес A2O-MBBR використовував два типи зважених носіїв біоплівки для приєднання мікробів, утворюючи систему IFAS. У водно-болотних угіддях підповерхневого потоку на основі вуглецю використовувалося кілька наповнювачів середовищ, у тому числі біовугілля мулу, вапняк і цеоліт, що підвищило ефективність фільтрації, забезпечивши достатню поверхню для прикріплення мікроорганізмів, покращивши здатність до біологічного очищення. Початковий процес A2O-MBBR з IFAS має високу концентрацію біомаси. Задня композитна заболочена зона CWS служить етапом полірування, додатково очищаючи стічні води, роблячи загальну систему більш стійкою до ударних навантажень.
Комбінований процес A2O-MBBR + CWs підходить для очищення побутових стічних вод у сільській місцевості з великими коливаннями якості та кількості. Він працює стабільно та ефективно, вартість обробки становить приблизно 0,46 CNY/м³. Крім того, технологічні секції A2O-MBBR+CWs можна гнучко регулювати відповідно до різних стандартів стоків, сценаріїв і цілей. Цей комбінований процес може надати довідкові дані та основу для проектів з очищення побутових стічних вод у сільській місцевості в Китаї, запропонувати шлях використання ресурсів для незайнятих пустирів у сільській місцевості та має широкий потенціал застосування на ринку відповідно до національної тенденції (великий наголос на покращенні якості навколишнього середовища в сільській місцевості.