Efecto de la tecnología combinada A2O-MBBR + CW para el tratamiento de aguas residuales domésticas rurales
En los últimos años, el estado ha estado promoviendo profundamente la estrategia de desarrollo de revitalización rural, centrándose en mejorar el entorno de vida y planteando mayores exigencias al tratamiento de aguas residuales domésticas rurales. Actualmente, los principales procesos para el tratamiento de aguas residuales domésticas rurales incluyen métodos biológicos, métodos ecológicos y procesos combinados, la mayoría de los cuales provienen del tratamiento de aguas residuales urbanas. Sin embargo, las zonas rurales se caracterizan por tener poblaciones dispersas, lo que genera numerosos problemas, como una alta dispersión de las aguas residuales, dificultades de recogida, pequeñas escalas de tratamiento, bajas tasas de utilización de recursos e instalaciones de tratamiento insuficientes. Además, existen diferencias significativas en la calidad y cantidad de las aguas residuales, la ubicación geográfica, el clima y los niveles económicos entre regiones, lo que dificulta la estandarización de las tecnologías de tratamiento; La simple adopción de tecnologías de tratamiento de aguas residuales urbanas no es factible. La infraestructura para la recogida de aguas residuales, como las redes de alcantarillado, suele ser inadecuada en las zonas rurales. La recolección de aguas residuales se ve fácilmente afectada por la combinación de desbordamientos de alcantarillado e infiltración de aguas subterráneas, lo que resulta en una baja concentración orgánica en las aguas residuales y una mayor dificultad para la eliminación biológica del nitrógeno. Las grandes fluctuaciones en la calidad y cantidad de las aguas residuales en las zonas rurales dificultan mantener una concentración estable de biomasa en las instalaciones de tratamiento. Además, las bajas temperaturas invernales limitan la capacidad de tratamiento biológico, lo que genera una baja eficiencia y una calidad inestable del efluente, propensa a exceder los estándares en los procesos tradicionales de lodos activados. Por lo tanto, existe una necesidad urgente de desarrollar tecnologías de tratamiento de aguas residuales adecuadas para las condiciones locales, con una fuerte resistencia a las cargas de choque, un funcionamiento estable-a largo plazo, un bajo consumo de energía y una alta eficiencia de tratamiento.
Las zonas rurales de China tienden a preferir tecnologías de tratamiento de aguas residuales domésticas de bajo-costo y fáciles-de-gestión, siendo los procesos combinados biológicos y ecológicos una de las principales direcciones de investigación. Actualmente, los equipos integrados de tratamiento de aguas residuales empaquetados ampliamente utilizados en zonas rurales emplean principalmente procesos como el reactor anaeróbico-anóxico-óxico (A2O) y el reactor de biopelícula de lecho móvil (MBBR). Los estudios muestran que el proceso MBBR depende más del diseño de las instalaciones que de un control operativo preciso, y no requiere personal técnico profesional para su regulación, lo que lo hace conveniente para la operación y el mantenimiento. Esto es más adecuado para las necesidades prácticas del tratamiento de aguas residuales domésticas rurales donde el personal técnico es escaso. Sus ventajas incluyen una alta concentración de biomasa, una fuerte resistencia a las cargas de choque, una alta eficiencia de tratamiento y un tamaño reducido. La investigación de Luo Jiawen et al. indica que agregar medios MBBR al proceso A2O puede mejorar significativamente su capacidad de tratamiento de aguas residuales. Zhou Zhengbing et al., en un proyecto real de aguas residuales domésticas rurales, diseñaron un proceso combinado de filtro aireado biológico-anaeróbico/anóxico-de dos etapas, logrando una calidad estable del efluente que cumple con el estándar de Grado A de GB 18918-2002 "Estándar de descarga de contaminantes para plantas de tratamiento de aguas residuales municipales". Además, los humedales artificiales (CW) se utilizan a menudo para el tratamiento de aguas residuales domésticas rurales. Por ejemplo, Zhang Yang et al. utilizaron biocarbón como relleno para modificar un humedal artificial y encontraron que las tasas de eliminación de TN, TP y DQO podrían alcanzar el 99,41%, 91,40% y 85,09%, respectivamente. Investigaciones anteriores de nuestro grupo también mostraron que el relleno de biocarbón de lodo podría mejorar el rendimiento de eliminación de nitrógeno y fósforo de los humedales artificiales, mejorando la eficiencia y eficacia del tratamiento general del sistema y haciendo que el sistema sea más resistente a las cargas de choque. Sobre la base de la investigación anterior, para explorar una tecnología combinada adecuada para el tratamiento de aguas residuales domésticas rurales y abordar desafíos como la dificultad para mantener una concentración de biomasa estable, una débil resistencia a las cargas de choque y una calidad del efluente propensa a fluctuaciones y a exceder los estándares en las instalaciones de tratamiento de aguas residuales rurales, el autor colocó un proceso A2O-MBBR por adelantado, llenándolo con portadores de biopelículas suspendidas para crear un ambiente integrado de lodos activados con película fija-(IFAS), aumentando la concentración de lodos del sistema. y mejorar la eficiencia del tratamiento. Teniendo en cuenta la utilización ecológica de tierras ociosas disponibles, como estanques y depresiones en zonas rurales, y la combinación de humedales artificiales como proceso de tratamiento de pulido, se emplearon métodos como el uso de relleno de biocarbón de lodo, la recirculación de líquido nitrificado y la plantación de plantas sumergidas para mejorar la estabilidad operativa del humedal compuesto. Así, se construyó un proceso combinado A2O-MBBR + CWs.
En este estudio, utilizando aguas residuales sin tratar de una planta de tratamiento de aguas residuales de una aldea en Hefei como objeto de tratamiento, se construyó una configuración experimental a escala piloto-del proceso combinado A2O-MBBR + CW. Se investigó la influencia de los cambios estacionales de temperatura del agua en el rendimiento del tratamiento. Durante la operación se monitorearon los indicadores de contaminantes en el afluente y el efluente para explorar las eficiencias de eliminación y la estabilidad operativa. Simultáneamente se analizó la viabilidad económica del proceso. El objetivo es proporcionar datos de referencia y bases para la aplicación de la tecnología combinada de humedales artificiales A2O + en proyectos de tratamiento de aguas residuales domésticas rurales en China, y ofrecer referencias para promover el tratamiento de aguas residuales domésticas y construir aldeas hermosas y ecológicamente habitables en zonas rurales.
1. Configuración experimental y métodos de investigación.
1.1 Flujo de proceso combinado
El experimento del proceso combinado A2O-MBBR + CW adoptó una operación en serie de una unidad A2O, un humedal de flujo subterráneo basado en carbono-y un estanque ecológico. La unidad de A2O consistía en un tanque de contacto anaeróbico-anóxico con deflectores y un tanque de membrana aeróbica (MBBR). Tanto el tanque anaeróbico con deflectores como la zona de aireación del tanque aeróbico MBBR se llenaron con medios portadores de biopelículas suspendidos para proporcionar superficies de unión para que los microorganismos formen biopelículas. El lodo activado y la biopelícula en los tanques coexistieron, formando un sistema IFAS, que podría mantener de manera estable la biomasa del sistema. El tanque anóxico con desconcertantes mejoró el proceso de desnitrificación mediante la recirculación del líquido nitrificado. El tanque aeróbico MBBR tenía un sistema de aireación en el fondo para mejorar su rendimiento de nitrificación. Se instaló un puerto de dosificación de policloruro de aluminio (PAC) dentro del tanque para la eliminación química suplementaria de fósforo, lo que permite una eliminación eficiente del fósforo. La unidad de CW incluía un humedal de flujo subterráneo basado en carbono-y un estanque ecológico de plantas sumergidas. El humedal artificial de flujo subterráneo basado en carbono-adoptó un sistema de filtración de relleno de tres-etapas. Se instalaron discos de aireación en la parte inferior de la zona de llenado para lavar a contracorriente el medio y mitigar la obstrucción. El estanque ecológico de plantas sumergidas tenía una capa de sustrato de piedra caliza en el fondo y estaba plantado con plantas sumergidas-tolerantes al frío Vallisneria natans y Potamogeton crispus. El montaje se realizó al aire libre. Se instaló un termómetro en el estanque ecológico para monitorear los cambios estacionales de temperatura del agua. El flujo de proceso detallado del proceso combinado A2O-MBBR + CWs se muestra enFigura 1.
1.2 Diseño de configuración y parámetros operativos
El montaje experimental se construyó utilizando placas de polipropileno de 10 mm de espesor. El tanque anaeróbico con deflectores se llenó con un medio portador de biopelícula cuadrado y contenía placas deflectoras. La proporción de recirculación de licor mezclado para el tanque anóxico con deflectores era del 50% al 150% y también contenía placas deflectoras. El tanque aeróbico MBBR se dividió mediante un deflector en una zona de aireación aeróbica y una zona de sedimentación. La zona de aireación se llenó con medio portador suspendido MBBR con una proporción de aire-a-agua de 6:1~10:1. La zona de sedimentación tenía un puerto de dosificación de PAC y placas inclinadas para ayudar a la sedimentación. El humedal de flujo subterráneo basado en carbono-: la zona de relleno primaria se rellenó con piedra caliza (~5 cm de diámetro), la zona de relleno secundaria con zeolita (~3 cm de diámetro) y la zona de relleno terciario con relleno de biocarbón de lodo (~0,5~1,0 cm de diámetro). La altura del relleno para cada zona fue de 75 cm. Se estableció una zona de espacio de aproximadamente 4 cm de ancho entre las zonas de relleno primaria y secundaria para funciones tales como agregar fuentes de carbono externas, observación y mantenimiento/vaciado (no se agregó ninguna fuente de carbono durante este experimento). El estanque ecológico de plantas sumergidas se llenó con relleno de piedra caliza (~3 cm de diámetro) a una altura de 20 cm. Las plantas sumergidas se plantaron a una distancia entre hileras de 10 cm y una distancia entre plantas de 10 cm. El experimento utilizó como afluente aguas residuales sin tratar de una planta de tratamiento de aguas residuales de una aldea en Hefei. El período experimental fue del 25 de mayo de 2022 al 17 de enero de 2023, totalizando 239 días. Las plantas sumergidas se cosecharon una vez el 2 de diciembre, con una frecuencia de aproximadamente una vez cada 6 meses. La capacidad de tratamiento de aguas residuales diseñada fue de 50~210 L/d. Los parámetros de diseño detallados de la configuración se muestran enTabla 1.
1.3 Métodos experimentales
1.3.1 Diseño experimental
1.3.1.1 Prueba de capacidad óptima de tratamiento de aguas residuales
Después de la operación de prueba exitosa de la configuración experimental (calidad estable del efluente), se llevó a cabo la prueba de capacidad óptima de tratamiento de aguas residuales del 25 de mayo de 2022 al 30 de junio de 2022. En condiciones de mantener una proporción aeróbica de aire{4}}a-agua de 6:1, una proporción de recirculación de líquido nitrificado del 100 % y un uso de PAC (contenido de Al2O3 del 28 %) de aproximadamente 3,7 g/d. la capacidad de tratamiento de aguas residuales de la instalación se incrementó gradualmente (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/d). Se monitorearon los cambios en la calidad del efluente para explorar la capacidad óptima de tratamiento de aguas residuales de la instalación. Durante este período, la temperatura del agua varió entre 24,5 y 27,1 grados. Para garantizar un cumplimiento estable de los efluentes en invierno, el estándar de efluentes adoptado fue el estándar de Grado A GB 18918-2002 "Estándar de descarga de contaminantes para plantas de tratamiento de aguas residuales municipales".
1.3.1.2 Prueba de desempeño del tratamiento general del proceso combinado
El período de prueba fue del 1 de julio de 2022 al 17 de enero de 2023. La capacidad óptima de tratamiento de aguas residuales se fijó en 120 L/d. La proporción de aire-a-agua del tanque aeróbico fue de 6:1~10:1, y la proporción de recirculación de licor mezclado fue de 50%~150%. Indicadores de calidad del agua afluente y efluente (TN, TP, NO3--N, Nuevo Hampshire4+Se monitorearon -N y COD) de cada unidad de proceso. Se registraron los cambios de temperatura del agua durante el período de prueba (influidos por el clima estacional). Se analizó el rendimiento del tratamiento del proceso combinado A2O-MBBR + CWs para aguas residuales domésticas rurales y se investigó la influencia de los cambios estacionales de temperatura del agua en el rendimiento del proceso combinado.
1.3.2 Muestreo
Durante el período de prueba, se tomaron muestras de forma irregular (aproximadamente 1 a 2 veces por semana) para analizar la calidad del agua. Se recolectaron muestras del afluente configurado, del efluente del tanque anaeróbico-anóxico desconcertado, del efluente aeróbico del tanque MBBR, del efluente del humedal de flujo subterráneo basado en carbono-y del efluente del estanque ecológico de plantas sumergidas. Se tomaron muestras de afluentes de la tubería de entrada del establecimiento y muestras de efluentes de la salida de cada unidad. Las pruebas del indicador de calidad del agua se completaron el mismo día del muestreo. Los indicadores probados incluyeron TN, TP, NO.3--N, Nuevo Hampshire4+-N y contra reembolso. Cada vez que se tomaron muestras, se registró la lectura de la temperatura del agua del termómetro en el estanque ecológico (que varía entre 0 y 32 grados). La temperatura del agua en el estanque ecológico cambió naturalmente con las diferencias de temperatura estacionales. El estándar de efluentes diseñado para la configuración experimental siguió el estándar de Grado A del DB 34/3527-2019 "Estándar de descarga de contaminantes del agua para instalaciones de tratamiento de aguas residuales domésticas rurales". Las concentraciones de afluentes diseñadas y los estándares de efluentes se detallan enTabla 2.
1.3.3 Métodos de análisis de la calidad del agua
La concentración de TN en muestras de agua se determinó utilizando HJ 636-2012 "Calidad del agua - Determinación del nitrógeno total - Método espectrofotométrico UV de digestión con persulfato de potasio alcalino". NO3--La concentración de N se determinó utilizando HJ/T 346-2007 "Calidad del agua - Determinación del nitrógeno nitrato - Espectrofotometría ultravioleta (ensayo)". NUEVA HAMPSHIRE4+-La concentración de N se determinó utilizando HJ 535-2009 "Calidad del agua - Determinación del nitrógeno amoniacal - Espectrofotometría del reactivo de Nessler". La DQO se determinó utilizando HJ 828-2017 "Calidad del agua - Determinación de la demanda química de oxígeno - Método del dicromato". La concentración de TP se determinó utilizando GB 11893-1989 "Calidad del agua - Determinación del fósforo total - Método espectrofotométrico de molibdato de amonio".
2. Resultados y Discusión
2.1 Influencia de la capacidad de tratamiento de aguas residuales en el desempeño del proceso combinado
Como se muestra enFigura 2 (a)(b), a medida que la capacidad diaria de tratamiento de aguas residuales aumentó gradualmente de 50 L/d a 210 L/d, las eficiencias de eliminación de TN y NH4+-N por cada unidad del proceso combinado mostró una tendencia decreciente. La tasa de eliminación de TN disminuyó de 91,55% (50 L/d) a 52,17% (210 L/d), y NH4+-La tasa de eliminación de N disminuyó del 97,47 % (70 L/d) al 80,68 % (210 L/d). Esto se debe a que el aumento en la capacidad diaria de tratamiento de aguas residuales reduce el tiempo de retención hidráulica, acortando el tiempo disponible para que los microorganismos degraden los contaminantes, lo que resulta en un peor desempeño del tratamiento. Entre ellas, la unidad A2O fue la que más contribuyó a TN y NH.4+-N eliminación. La concentración promedio de TN en el afluente de esta unidad fue de 38,68 mg/L, el efluente fue de 16,87 mg/L, con una tasa de eliminación de 56,29%. El NH afluente promedio4+-La concentración de N fue de 36,29 mg/L, el efluente fue de 5,50 mg/L, con una tasa de eliminación del 84,85 %. Para el humedal de flujo subterráneo basado en carbono-, la concentración promedio de TN en el afluente fue de 16,87 mg/L, el efluente fue de 11,96 mg/L, con una tasa de eliminación del 29,10%. Para el estanque ecológico de plantas sumergidas, la concentración promedio de TN en el afluente fue de 11,96 mg/L, el efluente fue de 9,47 mg/L, con una tasa de eliminación de 20,82%. El rendimiento de eliminación de nitrógeno del humedal de flujo subterráneo basado en carbono-fue mejor que el del estanque ecológico porque el ambiente anaeróbico-anóxico del humedal de flujo subterráneo es más adecuado para la desnitrificación. Sin embargo, el NH4+-El rendimiento de eliminación de N del estanque ecológico fue mejor que el del humedal de flujo subterráneo. El NH afluente promedio4+La -concentración de N para el humedal de flujo subterráneo basado en carbono-fue de 5,50 mg/L, el efluente fue de 4,04 mg/L, con una tasa de eliminación de solo el 26,53 %. Para el estanque ecológico, el NH afluente promedio4+-La concentración de N fue de 4,04 mg/L, el efluente fue de 2,38 mg/L, con una tasa de eliminación del 41,07 %. Esto se debe a que el ambiente aeróbico del estanque ecológico es más adecuado para la nitrificación, convirtiendo más NH4+-N en NO3--N, lo que resulta en un NH más alto4+-N tasa de eliminación. Cuando la capacidad de tratamiento de aguas residuales alcanzó los 150 L/d, la concentración de TN del efluente fue de 15,11 mg/L, superando el estándar de Grado A de GB 18918-2002. Por lo tanto, para garantizar un cumplimiento estable de TN, la capacidad máxima de tratamiento de aguas residuales fue de 120 L/d. Cuando la capacidad de tratamiento de aguas residuales alcanzó los 210 L/d, el efluente NH4+-La concentración de N fue de 7,07 mg/L, superando el estándar de Grado A de GB 18918-2002. Por lo tanto, la capacidad máxima de tratamiento de aguas residuales para NH4+-El cumplimiento de N fue de 180 L/d.
Como se muestra enFigura 2 (c), la DQO promedio del afluente fue inferior a 100 mg/L, lo que indica un bajo contenido orgánico. El aumento en la capacidad de tratamiento de aguas residuales no afectó significativamente la eliminación de DQO, con tasas de eliminación de DQO entre 75% y 90%. A medida que la capacidad de tratamiento de aguas residuales aumentó de 50 L/d a 210 L/d, la DQO promedio del efluente fue de 19,16 mg/L, con una DQO máxima del efluente de 26,07 mg/L, todavía muy por debajo del estándar de 50 mg/L de GB 18918-2002 Grado A. La unidad A2O contribuyó más a la eliminación de DQO porque el dispositivo de aireación en el MBBR aeróbico El tanque creó un ambiente aeróbico, mejorando la capacidad bioquímica de los microorganismos aeróbicos y fortaleciendo la eliminación de DQO. Además, la recirculación de líquido nitrificado en la unidad A2O permitió que el tanque anóxico con deflectores utilizara aún más la materia orgánica en las aguas residuales como fuente de carbono, eliminando parte de la DQO y mejorando al mismo tiempo la desnitrificación. El humedal de flujo subterráneo basado en carbono-contribuyó en segundo lugar a la eliminación de DQO. Su ambiente anaeróbico-anóxico favorece el uso de materia orgánica en las aguas residuales como fuente de carbono, degradando parte de la materia orgánica y mejorando la desnitrificación, razón por la cual también tuvo una mejor eliminación de TN. Además, la capa de sustrato del humedal de flujo subterráneo puede adsorber algo de materia orgánica. El estanque ecológico tuvo un efecto limitado sobre la degradación de la DQO. La DQO promedio del afluente del estanque ecológico fue de 22,21 mg/L, y la mayoría de los compuestos orgánicos fácilmente biodegradables ya se habían degradado, dejando compuestos orgánicos que son más difíciles de degradar.
Como se muestra enFigura 2 (d), a medida que aumentó la capacidad de tratamiento de aguas residuales, la concentración de TP del efluente se mantuvo estable. El aumento en la capacidad de tratamiento de aguas residuales no afectó significativamente la eliminación de TP. La concentración promedio de TP en el afluente fue de 3,7 mg/L y la concentración promedio del efluente fue de 0,18 mg/L, con una tasa de eliminación promedio del 95,14 %, lo que indica una buena eliminación de TP. El TP se eliminó principalmente en la unidad A2O. La concentración de TP del afluente para la unidad de A2O fue de 3,7 mg/L, y el efluente fue de solo 0,29 mg/L, mejor que el estándar de 0,5 mg/L de GB 18918-2002 Grado A. Esto se debe a que la unidad de A2O no solo tenía eliminación biológica de fósforo mediante organismos acumuladores de fósforo (PAO), sino que también se complementaba con eliminación química de fósforo mediante una dosificación de 3,7. g/d de PAC. La combinación de eliminación biológica y química de fósforo dio como resultado que más del 90% del fósforo se eliminara en la unidad A2O. El humedal de flujo subterráneo y el estanque ecológico dependieron principalmente de mecanismos como la adsorción del sustrato, la sedimentación, la absorción de las plantas y la degradación microbiana para la eliminación del fósforo. Además, la concentración de TP que ingresa al humedal ya era tan baja como 0,29 mg/L, lo que dificultaba su eliminación. Estas razones combinadas llevaron al desempeño general de eliminación de TP del humedal y del estanque ecológico.
Por lo tanto, para garantizar el cumplimiento estable de todos los indicadores de efluentes con el estándar GB 18918-2002 Grado A, se determinó que la capacidad óptima de tratamiento de aguas residuales para este proceso era 120 L/d.
2.2 Rendimiento de eliminación de contaminantes del proceso combinado
2.2.1 Rendimiento de eliminación de DQO
Como se muestra enFigura 3, durante el período general de prueba de rendimiento del tratamiento (del 1 de julio de 2022 al 17 de enero de 2023, capacidad de tratamiento de aguas residuales de 120 L/d), la temperatura del agua mostró una tendencia fluctuante a la baja, disminuyendo de 32 grados a 0 grados. La tasa de eliminación de DQO fluctuó y la disminución de la temperatura del agua no tuvo un impacto obvio en la eliminación de DQO. Combinado conFigura 4, la tasa de eliminación de DQO varió entre 66,16% y 82,51%, influenciada principalmente por la concentración de DQO del afluente. Los estudios muestran que en condiciones anaeróbicas/anóxicas, la eliminación de DQO depende principalmente de la acción microbiana. El proceso A2O-MBBR+CW alterna entre condiciones anaeróbicas-anóxicas-óxicas-anóxicas-óxicas, lo que mejora la eliminación de DQO. Durante la operación, a medida que la temperatura del agua disminuyó, aunque la DQO del afluente osciló entre 80 y 136 mg/L, la DQO del efluente se mantuvo estable por debajo de 50 mg/L, cumpliendo con el estándar de Grado A de DB 34/3527-2019, lo que indica una buena degradación orgánica. La sección A2O fue la que más contribuyó a la eliminación de DQO. El tanque de contacto anaeróbico-anóxico con desconcertantes tuvo una tasa de eliminación de DQO promedio del 43,38%, lo que representa el 65,43% de la eliminación total de DQO. El tanque aeróbico MBBR tuvo una tasa de eliminación promedio del 14,69%, representando el 19,87% del total. La sección A2O contribuyó con más del 85% a la eliminación de DQO, beneficiándose de la gran superficie específica de los medios en el tanque anaeróbico con deflectores y el tanque aeróbico MBBR, la alta concentración de lodo y la formación de una cadena alimentaria a partir de bacterias → protozoos → metazoos, degradando efectivamente la materia orgánica en el agua. La alta biodiversidad del sistema IFAS aseguró una buena eliminación de materia orgánica incluso con cambios de temperatura. Además, parte de la materia orgánica soluble en las aguas residuales del tanque de contacto anaeróbico-anóxico con deflectores sería utilizada como fuente de carbono por bacterias desnitrificantes. Mientras tanto, el licor mixto recirculado aumentó NO3--Concentración de N en el tanque anóxico con desconcertantes, lo que promueve la utilización de fuentes de carbono por parte de las bacterias desnitrificantes para convertir NO3--N/NO2--N en gas nitrógeno. La alta tasa de eliminación de DQO en el tanque de contacto anaeróbico-anóxico desconcertado verifica aún más que este proceso puede utilizar eficientemente la materia orgánica en las aguas residuales como fuente de carbono de desnitrificación. El humedal de flujo subterráneo basado en carbono-tuvo una tasa promedio de eliminación de DQO del 7,18 %, lo que representa el 9,18 % de la eliminación total de DQO. El ambiente anaeróbico/anóxico del humedal de flujo subterráneo es propicio para que los microorganismos utilicen materia orgánica como fuente de carbono, logrando la eliminación de DQO y mejorando al mismo tiempo la desnitrificación. Investigaciones relacionadas también indican que el relleno de biocarbón puede adsorber materia orgánica mediante atracción electrostática y enlaces de hidrógeno intermoleculares. Por lo tanto, el relleno de biocarbón de lodo en el humedal de flujo subterráneo también absorbería algo de materia orgánica. El estanque ecológico de plantas sumergidas tuvo una tasa promedio de eliminación de DQO de solo 3,68% porque la DQO que ingresaba al estanque ya era baja, 30,59 mg/L en promedio, y consistía principalmente en compuestos orgánicos refractarios, eliminados principalmente por adsorción y absorción por las plantas, con un efecto limitado.
2.2.2 Rendimiento de eliminación de nitrógeno
Como se muestra enFigura 3, a medida que la temperatura del agua disminuyó gradualmente de 32 grados a 12 grados, TN y NH4+-N tasas de eliminación fluctuaron. La tasa promedio de eliminación de TN alcanzó el 75,61% y la tasa promedio de eliminación de NH4+-La tasa de eliminación de N alcanzó el 95,70 %. Cuando la temperatura del agua cayó por debajo de los 12 grados, TN y NH4+-Las tasas de eliminación de N mostraron una rápida tendencia a la baja, pero las tasas de eliminación promedio aún alcanzaron el 58,56 % y el 80,40 %, respectivamente. Esto se debe a que la disminución estacional de la temperatura del agua inhibió la actividad microbiana, debilitando el rendimiento de la desnitrificación. De acuerdo con los resultados estadísticos de concentraciones de contaminantes afluentes y efluentes durante el período de operación del proceso combinado (1 de julio de 2022 al 17 de enero de 2023) que se muestran enTabla 3, el afluente promedio TN y NH4+-Las concentraciones de N fueron 36,56 mg/L y 32,47 mg/L, respectivamente. NUEVA HAMPSHIRE4+-N representó el 88,81% del TN. Influente NO3--N (0,01 mg/L) fue casi insignificante. Efluente promedio TN y NH4+-Las concentraciones de N fueron 11,69 mg/L y 3,5 mg/L, respectivamente, y ambas cumplieron con el estándar de Grado A DB 34/3527-2019. El efluente promedio NO3--La concentración de N fue de 6,03 mg/L, lo que indica una buena capacidad de nitrificación de este proceso, convirtiendo NH4+-N a NO3--N. Sin embargo, la acumulación de NO3--El N en el efluente sugiere que todavía hay espacio para una mayor desnitrificación. Como se muestra enFigura 5 (a), la eliminación de TN fue mayor en la sección A2O. El tanque de contacto anaeróbico-anóxico con desconcertantes tuvo una tasa de eliminación de TN promedio del 44,25 %, y el tanque aeróbico MBBR tuvo una tasa de eliminación de TN promedio del 9,55 %. Este es el resultado de la acción combinada de las bacterias nitrificantes de la zona aeróbica y las bacterias desnitrificantes de la zona anóxica. El humedal artificial basado en carbono-tuvo una tasa promedio de eliminación de TN del 11,07%, debido a que su capacidad para liberar fuentes de carbono y su entorno anaeróbico/anóxico favorecen la desnitrificación, manteniendo una cierta capacidad de eliminación de nitrógeno. El estanque ecológico de plantas sumergidas tuvo una tasa promedio de eliminación de TN de sólo 3,54%, con un rendimiento de eliminación general, debido a que su ambiente aeróbico no es propicio para la desnitrificación. Como se muestra enFigura 5 (b), Nuevo Hampshire4+-La eliminación de N se completó principalmente en la sección A2O. El tanque de contacto anaeróbico-anóxico desconcertado tenía un NH4+-Tasa de eliminación de N del 59,46 % y el tanque aeróbico MBBR tenía una tasa de NH4+-N tasa de eliminación del 24,24%. El tramo A2O supuso el 93,57% del total de NH4+-N eliminación. El alto NH4+-La eliminación de N en la sección A2O se debe a la aireación continua en el tanque aeróbico MBBR, lo que permite que las bacterias nitrificantes utilicen completamente el OD para convertir NH.4+-N a NO3--N. Luego se recircula al tanque anóxico, donde las bacterias desnitrificantes convierten el NO3--N a N2 para su eliminación. Durante el período de prueba, la tasa promedio de eliminación de TN fue del 68,40% y la tasa promedio de eliminación de NH4+-La tasa de eliminación de N fue del 89,45 %, lo que indica un buen rendimiento de eliminación de nitrógeno.
Como se muestra enFigura 3, a medida que la temperatura del agua disminuyó de 32 grados a 0 grados, la tasa de eliminación de TN disminuyó de un máximo de 79,19% a 51,38%. Combinado conFigura 5 (a), when water temperature was >A 20 grados, la tasa promedio de eliminación de TN superó el 75%, con una concentración promedio de efluente de 8,41 mg/L, porque la actividad microbiana es mayor en el rango de 20 a 32 grados, lo que lleva a una mejor desnitrificación, de acuerdo con la investigación de Zhang Na et al. Cuando la temperatura del agua disminuyó de 20 grados a 5 grados, la tasa promedio de eliminación de TN disminuyó a 65,44% y la concentración promedio de efluente aumentó a 12,70 mg/L. Cuando la temperatura del agua era de 0 a 5 grados, la tasa promedio de eliminación de TN disminuyó a 52,75% y la concentración promedio del efluente aumentó a 17,62 mg/L, lo que indica un cierto impacto en la eliminación de TN. Los estudios muestran que a medida que disminuye la temperatura del agua, se inhibe la actividad microbiana. Cuando la temperatura del agua<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 >A 5 grados, el rendimiento de eliminación de TN es bueno, con un efluente estable por debajo de 15 mg/L. En este punto, considerando la eliminación de otros contaminantes, la capacidad de tratamiento de aguas residuales se puede aumentar adecuadamente.
Como se muestra enFigura 3, a medida que la temperatura del agua disminuyó gradualmente, el NH4+-La tasa de eliminación de N disminuyó de un máximo de 99,52 % a un mínimo de 74,77 %, y el NH efluente4+-La concentración de N aumentó de un mínimo de 0,17 mg/l a 8,40 mg/l. La disminución de la temperatura del agua inhibe la actividad de las bacterias nitrificantes y nitrificantes, reduciendo el NH4+-N removal. However, when water temperature >12 grados, el NH efluente promedio4+-La concentración de N fue de 1,58 mg/L. Cuando la temperatura del agua es inferior o igual a 12 grados, el efluente promedio NH4+-La concentración de N aumentó a 6,58 mg/L, pero el NH efluente4+-N siempre cumplió con el estándar Grado A de DB 34/3527-2019. Cuando la temperatura del agua era de 20 a 32 grados, el NH promedio4+-La tasa de eliminación de N superó el 96 %. Combinado conFigura 5 (b), el efluente NH4+-La concentración de N estuvo por debajo de 2 mg/L en este rango, lo que indica una alta actividad de las bacterias nitrificantes y un excelente nivel general de NH.4+-N eliminación. Cuando la temperatura del agua disminuyó gradualmente de 20 grados a 12 grados, el NH promedio4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 grados es adecuado para el crecimiento de bacterias nitrificantes, promoviendo la nitrificación. Por lo tanto, NH4+-N mantuvo altas tasas de eliminación en el rango de 12 a 20 grados. Cuando la temperatura del agua disminuyó gradualmente de 12 grados a 0 grados, el NH promedio4+-La tasa de eliminación de N aún alcanzó el 80 %. Las investigaciones existentes muestran que las bacterias nitrificantes casi pierden su capacidad de nitrificación a 0 grados. Sin embargo, los resultados de este estudio muestran que incluso a 0 grados, el NH4+-La tasa de eliminación de N superó el 75 %, lo que indica un buen rendimiento de nitrificación de este proceso a bajas temperaturas. Esto se debe a que el sistema IFAS en la sección A2O-MBBR de este estudio tiene una larga edad de lodo de biopelícula de hasta aproximadamente 1 mes, lo que hace que la tasa de nitrificación en el tanque bioquímico se vea mucho menos afectada por la temperatura que los procesos tradicionales de lodo activado, mejorando significativamente el rendimiento de la nitrificación a bajas temperaturas invernales. La investigación de Wei Xiaohan et al. También indica que la razón principal por la que NH no cumple-4+-El N efluente en condiciones de baja temperatura del agua tiene una edad de lodo activado insuficiente, siendo secundario el impacto de la temperatura en la actividad nitrificadora. Por lo tanto, aunque la disminución de la temperatura del agua afectó en cierta medida la actividad nitrificadora, la edad suficiente del lodo en este proceso aseguró que el NH4+-Remoción de N a bajas temperaturas. Durante el período de prueba, el efluente promedio NH4+-La concentración de N fue de 3,50 mg/L y el proceso combinado mostró un rendimiento de nitrificación bueno y estable.
2.2.3 Rendimiento de eliminación de fósforo
Como se muestra enFigura 3, la tasa de eliminación de TP varió poco con los cambios de temperatura del agua, permaneciendo estable por encima del 94%. Combinado conFigura 6, la concentración de TP en el afluente osciló entre 3,03 y 4,14 mg/l, y la concentración de TP en el efluente osciló entre 0,14 y 0,28 mg/l, cumpliendo con el estándar de Grado A de DB 34/3527-2019. Este proceso se basa en la acción combinada de la eliminación biológica de fósforo (mediante PAO) y la eliminación química de fósforo (mediante PAC). Cuando la temperatura del agua disminuye, la actividad de la PAO se inhibe, lo que afecta la eliminación biológica del fósforo. Sin embargo, este proceso se complementa con la eliminación química de fósforo dosificando 3,7 g/d de PAC, manteniendo una tasa de eliminación de TP estable y reduciendo el impacto de los cambios de temperatura del agua en la eliminación de fósforo en el proceso combinado. La unidad A2O tuvo el mejor rendimiento de eliminación de TP. La concentración promedio de TP del efluente de la unidad anaeróbica-anóxica fue de 2,48 mg/L, con una tasa de eliminación del 32,61%. La concentración promedio de TP del efluente de la unidad aeróbica fue de 0,29 mg/L, con una tasa de eliminación del 59,51%. La tasa general de eliminación de TP para la unidad A2O fue del 92,12 %. El diseño desconcertado de la sección A2O-MBBR puede eliminar en gran medida el nitrógeno nitrato transportado en el licor mixto recirculado, lo que permite que los PAO anaeróbicos liberen fósforo más completamente en la sección anaeróbica y absorban el fósforo más completamente en la sección aeróbica, mejorando la eliminación biológica de fósforo. Además, la eliminación química de fósforo mediante la dosificación en un lado del tanque aeróbico MBBR mantuvo una tasa de eliminación de TP estable, con una calidad del efluente establemente mejor que el estándar de Grado A de DB 34/3527-2019. La eliminación biológica de fósforo en la sección A2O-MBBR ocurre principalmente cuando los PAO en el tanque anaeróbico con deflectores utilizan fuentes de carbono para convertir parte de la materia orgánica y los ácidos grasos volátiles en polihidroxialcanoatos (PHA). Cuando las aguas residuales fluyen desde el tanque anaeróbico con deflectores al tanque aeróbico MBBR, los PAO utilizan PHA como donadores de electrones para completar la absorción de fósforo. Sin embargo, el rendimiento de la eliminación biológica de fósforo se ve fácilmente afectado por la actividad de la PAO, y la baja temperatura del agua limita la actividad de la PAO. Por lo tanto, para lograr una eliminación estable del fósforo, se incorporó la eliminación química del fósforo en el diseño del proceso. Además, la adsorción por la capa de sustrato en el humedal de flujo subterráneo a base de carbono y el crecimiento de plantas sumergidas en el estanque ecológico también absorben algo de fósforo.
En resumen, la instalación funcionó de manera estable durante el período de prueba, con un buen desempeño general en la eliminación de contaminantes. El proceso combinado A2O-MBBR + CWs logró tasas de eliminación promedio de 68,40%, 89,45%, 73,94% y 94,04% para TN, NH.4+-N, COD y TP, respectivamente. Las concentraciones promedio de efluentes fueron 11,69 mg/L, 3,50 mg/L, 26,9 mg/L y 0,22 mg/L, respectivamente, y todas cumplieron con el estándar de Grado A DB 34/3527-2019. La investigación de Wu Qiong et al. indica que A2O-MBBR es un proceso compuesto de lodo activado y biopelícula, que presenta una gran cantidad microbiana, larga edad del lodo, alta carga volumétrica, pequeño volumen y huella, fuerte resistencia a cargas de choque, buena calidad del efluente y operación estable. Además, el rendimiento de desnitrificación de los procesos de biopelículas en invierno es mejor que el de los procesos de lodos activados, lo que los hace más adecuados para tratar aguas residuales a baja-temperatura en invierno. Esta es también la razón principal del buen desempeño de eliminación de contaminantes de la sección A2O-MBBR en este estudio. El proceso combinado A2O-MBBR + CWs en este estudio agrega una zona de tratamiento de pulido CWs sobre la base del proceso A2O-MBBR, mejorando aún más el rendimiento general de purificación y la estabilidad operativa del proceso. La eliminación de TN y NH.4+-El N se vio menos afectado por los cambios estacionales en la temperatura del agua, mientras que la eliminación de DQO y TP casi no se vio afectada por la temperatura estacional del agua. Durante el período de prueba, mostró una fuerte resistencia a las cargas de choque, lo que lo hace adecuado para su uso en áreas rurales con grandes fluctuaciones en la calidad y cantidad de las aguas residuales domésticas.
2.3 Análisis Económico del Proceso Combinado
Los costos de este proceso combinado incluyen principalmente costos de construcción y costos de operación de tratamiento de aguas residuales. Los costos de construcción fueron para establecer la configuración experimental, incluida la compra de carrocerías de tanques, equipos eléctricos auxiliares, medios, plantas sumergidas y accesorios de tuberías, por un total aproximado de 3000 CNY. Según la capacidad máxima de tratamiento de aguas residuales durante el experimento de 0,18 m³/d, el costo de construcción por m³ de aguas residuales tratadas es de aproximadamente 16.700 CNY. Los costos de operación surgen principalmente de la operación de instalación, incluido el consumo de energía del equipo, los costos de productos químicos, los costos de eliminación de lodos y los costos de mano de obra. El equipo eléctrico incluye: bomba de alimentación (potencia 2 W, Q=2.8 m³/d), bomba de recirculación (potencia 2 W, Q=2.8 m³/d), aireador (potencia 5 W, tasa de aireación=5 L/min) y bomba dosificadora peristáltica (potencia 2 W). Calculado en base a la potencia de uso máxima real: bomba de alimentación 0,13 W, bomba de recirculación 0,19 W, aireador 1,25 W, bomba dosificadora 2 W. La potencia de uso real total es 0,00357 kW, consumo de energía diario 0,086 kWh. El consumo de electricidad por m³ de aguas residuales tratadas es de 0,48 kWh. Utilizando un precio de electricidad industrial de 0,7 CNY/kWh, el coste de la electricidad es de 0,33 CNY/m³. El coste del químico PAC es de aproximadamente 2,4 CNY/kg y el uso es de 3,7 g/d. El PAC requerido por m³ de aguas residuales es de 20,56 g y cuesta 0,05 CNY/m³. Costo de eliminación de lodos=cantidad de lodos × costo unitario de eliminación de lodos en volumen. La producción de lodos secos por tonelada de agua es de 0,09 kg. Basado en el precio unitario de transporte y eliminación de lodos de la EDAR municipal de 60 CNY/tonelada, el costo de eliminación de lodos por tonelada de agua=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Dado que la configuración piloto solo requería inspecciones periódicas después de la operación, el costo de mano de obra se estimó basándose en la experiencia real de ingeniería. Una planta de 10.000 toneladas por día es operada por 1 o 2 personas. Suponiendo que el salario de una sola persona es de 3.000 CNY/mes, para 2 personas, el indicador de coste laboral es de aproximadamente 0,02 CNY/tonelada de agua. Los detalles del costo se muestran enTabla 4. En resumen, el coste del tratamiento operativo es de aproximadamente 0,46 CNY/m³. Sin embargo, a medida que aumente la capacidad de tratamiento de aguas residuales, los costos de construcción y operación por tonelada de agua disminuirían. Los costos de construcción y operación durante la prueba piloto son solo de referencia.
3. Conclusiones
El proceso combinado A2O-MBBR + CWs mostró un buen desempeño para el tratamiento de aguas residuales domésticas rurales. La eliminación de TP y DQO no se vio afectada en gran medida por los cambios de temperatura del agua. Las tasas de eliminación promedio para 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 grados, la calidad del efluente podría cumplir con el estándar de Grado A de GB 18918-2002 "Estándar de descarga de contaminantes para plantas de tratamiento de aguas residuales municipales". Este proceso puede utilizar eficientemente la materia orgánica dentro del sistema como fuente de carbono para mejorar la desnitrificación, manteniendo más del 50% de eliminación de TN incluso a temperaturas del agua tan bajas como 0 grados.
La capacidad óptima de tratamiento de aguas residuales para el proceso combinado A2O-MBBR + CWs en invierno fue de 120 L/d y de 180 L/d en temporadas no-invernales. Los cambios estacionales de temperatura del agua (que disminuyen gradualmente de 32 grados a 0 grados) solo tuvieron un cierto impacto en la eliminación de nitrógeno mediante el proceso combinado. La tasa de eliminación de TN disminuyó de 79,19% a 51,38%, y la de NH4+-La tasa de eliminación de N disminuyó del 99,52 % al 74,77 %. Incluso a 0 grados, la calidad del efluente cumplió de manera estable con el estándar de Grado A de DB 34/3527-2019, y el NH4+-La tasa de eliminación de N aún alcanzó el 74,77 %. Esto se beneficia del sistema IFAS, donde una edad del lodo de hasta 1 mes garantizaba la nitrificación a bajas temperaturas. El proceso operó de manera estable durante el período de prueba y mostró una fuerte resistencia a los cambios de temperatura del agua.
El proceso inicial A2O-MBBR utilizó dos tipos de portadores de biopelículas suspendidas para la unión microbiana, formando un sistema IFAS. El humedal de flujo subterráneo basado en carbono- utilizó múltiples medios de relleno, incluidos biocarbón de lodo, piedra caliza y zeolita, lo que mejoró su rendimiento de filtración y al mismo tiempo proporcionó una amplia superficie de fijación para microorganismos, mejorando su capacidad de tratamiento biológico. El proceso inicial de A2O-MBBR con IFAS tiene una alta concentración de biomasa. El humedal compuesto del CW trasero sirve como etapa de tratamiento de pulido, tratando aún más las aguas residuales, haciendo que el sistema general sea más resistente a las cargas de impacto.
El proceso combinado A2O-MBBR + CWs es adecuado para tratar aguas residuales domésticas en zonas rurales con grandes fluctuaciones en calidad y cantidad. Funciona de forma estable y eficiente, con un coste de tratamiento de aproximadamente 0,46 CNY/m³. Además, las secciones del proceso A2O-MBBR+CW se pueden ajustar de manera flexible según diferentes estándares, escenarios y propósitos de efluentes. Este proceso combinado puede proporcionar datos de referencia y base para proyectos de tratamiento de aguas residuales domésticas rurales en China, ofrecer una vía de utilización de recursos para terrenos baldíos inactivos en áreas rurales y tiene un amplio potencial de aplicación en el mercado bajo la tendencia nacional de (mucho énfasis en la mejora de la calidad ambiental rural).