Efeito do processo combinado A2O-MBBR + zonas úmidas construídas para tratamento de águas residuais domésticas rurais

Efeito da tecnologia combinada A2O-MBBR + CWs para tratamento de águas residuais domésticas rurais

Nos últimos anos, o estado tem promovido profundamente a estratégia de desenvolvimento de revitalização rural, concentrando-se na melhoria do ambiente de vida e colocando maiores exigências no tratamento de águas residuais domésticas rurais. Atualmente, os principais processos de tratamento de águas residuais domésticas rurais incluem métodos biológicos, métodos ecológicos e processos combinados, a maioria dos quais originados do tratamento de águas residuais urbanas. No entanto, as zonas rurais são caracterizadas por populações dispersas, levando a numerosos problemas, tais como elevada dispersão de águas residuais, dificuldade na recolha, pequenas escalas de tratamento, baixas taxas de utilização de recursos e instalações de tratamento insuficientes. Além disso, existem diferenças significativas na qualidade e quantidade das águas residuais, na localização geográfica, no clima e nos níveis económicos entre regiões, tornando difícil a normalização das tecnologias de tratamento; a simples adoção de tecnologias de tratamento de águas residuais urbanas não é viável. As infra-estruturas para a recolha de águas residuais, tais como redes de esgotos, são muitas vezes inadequadas nas zonas rurais. A recolha de águas residuais é facilmente afectada pela combinação de transbordamentos de esgotos e infiltração de águas subterrâneas, resultando numa baixa concentração orgânica nas águas residuais e numa maior dificuldade de remoção biológica de azoto. As grandes flutuações na qualidade e quantidade de águas residuais nas zonas rurais tornam difícil manter uma concentração estável de biomassa nas instalações de tratamento. Além disso, as baixas temperaturas do inverno limitam a capacidade de tratamento biológico, conduzindo a uma baixa eficiência e a uma qualidade instável dos efluentes, propensa a exceder os padrões nos processos tradicionais de lamas ativadas. Portanto, há uma necessidade urgente de desenvolver tecnologias de tratamento de águas residuais adequadas às condições locais, com forte resistência a cargas de choque, operação estável-de longo prazo, baixo consumo de energia e alta eficiência de tratamento.

As áreas rurais da China tendem a preferir tecnologias de tratamento de águas residuais domésticas de baixo-custo e fáceis-de{2}}gerenciar, sendo os processos combinados biológicos e ecológicos uma importante direção de pesquisa. Atualmente, equipamentos integrados de tratamento de águas residuais amplamente utilizados em áreas rurais empregam principalmente processos como Anaeróbico-Anóxico-Óxico (A2O) e Reator de Biofilme de Leito Móvel (MBBR). Estudos mostram que o processo MBBR depende mais do projeto das instalações do que do controle operacional preciso, não necessitando de pessoal técnico profissional para regulação, tornando-o conveniente para operação e manutenção. Isto é mais adequado para as necessidades práticas de tratamento de águas residuais domésticas rurais, onde o pessoal técnico é escasso. Suas vantagens incluem alta concentração de biomassa, forte resistência a cargas de choque, alta eficiência de tratamento e pequena área ocupada. Pesquisa de Luo Jiawen et al. indica que a adição de meio MBBR ao processo A2O pode melhorar significativamente sua capacidade de tratamento de águas residuais. Zhou Zhengbing et al., em um projeto real de águas residuais domésticas rurais, projetaram um processo combinado de filtro aerado biológico-anaeróbico/anóxico-de dois estágios, alcançando qualidade de efluente estável atendendo ao padrão Grau A do GB 18918-2002 "Padrão de Descarga de Poluentes para Estações de Tratamento de Águas Residuais Municipais". Além disso, as Zonas Húmidas Construídas (CWs) são frequentemente utilizadas para o tratamento de águas residuais domésticas rurais. Por exemplo, Zhang Yang et al. usaram biochar como enchimento para modificar um pântano construído, descobrindo que as taxas de remoção de TN, TP e DQO poderiam atingir 99,41%, 91,40% e 85,09%, respectivamente. Pesquisas anteriores do nosso grupo também mostraram que o enchimento de biochar de lodo poderia melhorar o desempenho de remoção de nitrogênio e fósforo de áreas úmidas construídas, melhorando a eficiência e eficácia geral do tratamento do sistema e tornando o sistema mais resistente a cargas de choque. Com base na pesquisa acima, para explorar uma tecnologia combinada adequada para o tratamento de águas residuais domésticas rurais e enfrentar desafios como dificuldade em manter a concentração estável de biomassa, fraca resistência a cargas de choque e qualidade do efluente propensa a flutuações e exceder os padrões em instalações de tratamento de águas residuais rurais, o autor colocou um processo A2O-MBBR antecipadamente, preenchendo-o com transportadores de biofilme suspensos para criar um ambiente integrado de lodo ativado por filme -fixo (IFAS), aumentando a concentração de lodo do sistema e melhorando a eficiência do tratamento. Considerando a utilização ecológica de terras ociosas disponíveis, como lagoas e depressões em áreas rurais, e combinando áreas úmidas construídas como um processo de tratamento de polimento, métodos como o uso de enchimento de biocarvão de lodo, recirculação de líquido nitrificado e plantio de plantas submersas foram empregados para melhorar a estabilidade operacional da zona úmida composta. Assim, foi construído um processo combinado A2O-MBBR + CWs.

Neste estudo, usando águas residuais brutas de uma estação de tratamento de águas residuais de uma vila em Hefei como objeto de tratamento, foi construída uma configuração experimental em escala piloto do processo combinado A2O-MBBR + CWs. A influência das mudanças sazonais de temperatura da água no desempenho do tratamento foi investigada. Indicadores de poluentes no afluente e no efluente foram monitorados durante a operação para explorar eficiências de remoção e estabilidade operacional. Simultaneamente, foi analisada a viabilidade económica do processo. O objetivo é fornecer dados de referência e base para a aplicação da tecnologia combinada de zonas úmidas construídas A2O + em projetos de tratamento de águas residuais domésticas rurais na China, e oferecer referências para promover o tratamento de águas residuais domésticas e construir aldeias bonitas e ecologicamente habitáveis ​​em áreas rurais.

1. Configuração Experimental e Métodos de Pesquisa

1.1 Fluxo de Processo Combinado

O experimento de processo combinado A2O-MBBR + CWs adotou uma operação em série de uma unidade A2O, um pântano de fluxo subterrâneo-baseado em carbono e um lago ecológico. A unidade A2O consistia em um tanque de contato anaeróbico-anóxico com defletores e um tanque de membrana aeróbica (MBBR). Tanto o tanque anaeróbico defletor quanto a zona de aeração do tanque MBBR aeróbico foram preenchidos com meio transportador de biofilme suspenso para fornecer superfícies de fixação para microorganismos formarem biofilmes. O lodo ativado e o biofilme nos tanques coexistiram, formando um sistema IFAS, que poderia manter a biomassa do sistema de forma estável. O tanque anóxico perplexo melhorou o processo de desnitrificação através da recirculação de líquido nitrificado. O tanque aeróbio MBBR possuía um sistema de aeração na parte inferior para melhorar seu desempenho de nitrificação. Uma porta de dosagem de policloreto de alumínio (PAC) foi instalada dentro do tanque para remoção química suplementar de fósforo, permitindo uma remoção eficiente de fósforo. A unidade de CWs incluía um pântano de fluxo subterrâneo-baseado em carbono e um lago ecológico de plantas submersas. O pântano construído-com fluxo subterrâneo baseado em carbono adotou um sistema de filtragem de enchimento-de três estágios. Discos de aeração foram instalados na parte inferior da zona de enchimento para retrolavar o meio e mitigar o entupimento. O lago ecológico de plantas submersas tinha uma camada de substrato calcário no fundo e foi plantado com plantas submersas tolerantes ao frio, Vallisneria natans e Potamogeton crispus. A configuração foi colocada ao ar livre. Um termômetro foi instalado na lagoa ecológica para monitorar as mudanças sazonais na temperatura da água. O fluxo detalhado do processo combinado A2O-MBBR + CWs é mostrado emFigura 1.

1.2 Projeto de Configuração e Parâmetros Operacionais

A montagem experimental foi construída utilizando placas de polipropileno com 10 mm de espessura. O tanque anaeróbico defletor foi preenchido com meio transportador de biofilme quadrado e continha placas defletoras. A taxa de recirculação do licor misto para o tanque anóxico com defletor foi de 50% a 150% e também continha placas defletoras. O tanque MBBR aeróbio foi dividido por um defletor em uma zona de aeração aeróbica e uma zona de sedimentação. A zona de aeração foi preenchida com mídia transportadora suspensa MBBR com uma proporção de ar-para{8}}água de 6:1~10:1. A zona de sedimentação possuía porta dosadora de PAC e placas inclinadas para auxílio à sedimentação. A zona úmida de fluxo subterrâneo baseada em carbono: a zona de enchimento primário foi preenchida com calcário (~5 cm de diâmetro), a zona de enchimento secundário com zeólita (~3 cm de diâmetro) e a zona de enchimento terciário com enchimento de biocarvão de lodo (~0,5~1,0 cm de diâmetro). A altura de enchimento para cada zona foi de 75 cm. Uma zona de lacuna com cerca de 4 cm de largura foi definida entre as zonas de enchimento primária e secundária para funções como adição de fontes externas de carbono, observação e manutenção/esvaziamento (nenhuma fonte de carbono foi adicionada durante este experimento). A lagoa ecológica de plantas submersas foi preenchida com enchimento de calcário (~3 cm de diâmetro) a uma altura de 20 cm. As plantas submersas foram plantadas com espaçamento entre fileiras de 10 cm e espaçamento entre plantas de 10 cm. O experimento utilizou águas residuais brutas de uma estação de tratamento de águas residuais de uma vila em Hefei como afluente. O período experimental foi de 25 de maio de 2022 a 17 de janeiro de 2023, totalizando 239 dias. As plantas submersas foram colhidas uma vez no dia 2 de dezembro, com frequência de aproximadamente uma vez a cada 6 meses. A capacidade projetada de tratamento de águas residuais foi de 50~210 L/d. Parâmetros de projeto detalhados da configuração são mostrados emTabela 1.

1.3 Métodos Experimentais

1.3.1 Projeto Experimental

1.3.1.1 Teste de capacidade ideal de tratamento de águas residuais

Após a operação experimental bem-sucedida da configuração experimental (qualidade estável do efluente), o teste ideal de capacidade de tratamento de águas residuais foi realizado de 25 de maio de 2022 a 30 de junho de 2022. Sob condições de manutenção de uma proporção de ar-para{5}}água do tanque aeróbio de 6:1, taxa de recirculação de líquido nitrificado de 100% e uso de PAC (teor de Al2O3 de 28%) de cerca de 3,7 g/d, as águas residuais a capacidade de tratamento da instalação foi gradualmente aumentada (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/d). As alterações na qualidade do efluente foram monitoradas para explorar a capacidade ideal de tratamento de águas residuais da instalação. Durante este período, a temperatura da água variou entre 24,5 e 27,1 graus. Para garantir a conformidade estável dos efluentes no inverno, o padrão de efluentes adotado foi o padrão Grau A da GB 18918-2002 "Padrão de Descarga de Poluentes para Estações de Tratamento de Águas Residuais Municipais".

1.3.1.2 Teste de desempenho geral do tratamento do processo combinado

O período de teste foi de 1º de julho de 2022 a 17 de janeiro de 2023. A capacidade ideal de tratamento de águas residuais foi fixada em 120 L/d. A proporção de ar{6}}para{7}}água do tanque aeróbico foi de 6:1~10:1, e a proporção de recirculação do licor misto foi de 50%~150%. Indicadores de qualidade da água afluente e efluente (TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N e COD) de cada unidade de processo foram monitorados. As mudanças na temperatura da água durante o período de teste (influenciadas pelo clima sazonal) foram registradas. O desempenho do tratamento do processo combinado A2O-MBBR + CWs para águas residuais domésticas rurais foi analisado, e a influência das mudanças sazonais de temperatura da água no desempenho do processo combinado foi investigada.

1.3.2 Amostragem

Durante o período de teste, amostras foram coletadas irregularmente (aproximadamente 1 a 2 vezes por semana) para testes de qualidade da água. As amostras foram coletadas do afluente da configuração, efluente de tanque anaeróbico -anóxico desconcertado, efluente de tanque aeróbico MBBR, efluente de pântano de fluxo subterrâneo baseado em carbono -e efluente de lago ecológico de planta submersa. Amostras de afluentes foram retiradas da tubulação de entrada da instalação e amostras de efluentes da saída de cada unidade. O teste do indicador de qualidade da água foi concluído no mesmo dia da amostragem. Os indicadores testados incluíram TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N e COD. Cada vez que as amostras eram coletadas, era registrada a leitura da temperatura da água no termômetro da lagoa ecológica (variando entre 0 e 32 graus). A temperatura da água na lagoa ecológica mudou naturalmente com as diferenças sazonais de temperatura. O padrão de efluentes projetado para a configuração experimental seguiu o padrão Grau A do DB 34/3527-2019 "Padrão de Descarga de Poluentes de Água para Instalações Rurais de Tratamento de Águas Residuais Domésticas". As concentrações de afluentes projetadas e os padrões de efluentes estão detalhados emTabela 2.

1.3.3 Métodos de Análise da Qualidade da Água

A concentração de TN em amostras de água foi determinada usando HJ 636-2012 "Qualidade da água - Determinação do nitrogênio total - Método espectrofotométrico UV de digestão com persulfato de potássio alcalino". NÃO₃^--A concentração de N foi determinada usando HJ/T 346-2007 "Qualidade da água - Determinação de nitrogênio nitrato - espectrofotometria ultravioleta (ensaio)". NH₄⁺-A concentração de N foi determinada usando HJ 535-2009 "Qualidade da água - Determinação de nitrogênio amoniacal - espectrofotometria de reagente de Nessler". O DQO foi determinado usando HJ 828-2017 "Qualidade da água - Determinação da demanda química de oxigênio - Método dicromato". A concentração de TP foi determinada usando GB 11893-1989 "Qualidade da água - Determinação do fósforo total - Método espectrofotométrico de molibdato de amônio".

2. Resultados e Discussão

2.1 Influência da Capacidade de Tratamento de Águas Residuais no Desempenho do Processo Combinado

Como mostrado emFigura 2 (a) (b), à medida que a capacidade diária de tratamento de águas residuais aumentou gradualmente de 50 L/d para 210 L/d, as eficiências de remoção de TN e NH₄⁺-N por cada unidade do processo combinado mostrou uma tendência decrescente. A taxa de remoção de NT diminuiu de 91,55% (50 L/d) para 52,17% (210 L/d), e NH₄⁺-A taxa de remoção de N diminuiu de 97,47% (70 L/d) para 80,68% (210 L/d). Isto ocorre porque o aumento da capacidade diária de tratamento de águas residuais reduz o tempo de retenção hidráulica, encurtando o tempo disponível para os microrganismos degradarem os poluentes, resultando num pior desempenho do tratamento. Dentre elas, a unidade A2O foi a que mais contribuiu para TN e NH₄⁺-N remoção. A concentração média de TN no afluente desta unidade foi de 38,68 mg/L, e no efluente foi de 16,87 mg/L, com taxa de remoção de 56,29%. O NH influente médio₄⁺-A concentração de N foi de 36,29 mg/L, o efluente foi de 5,50 mg/L, com taxa de remoção de 84,85%. Para a zona úmida-de fluxo subterrâneo baseada em carbono, a concentração média de TN no afluente foi de 16,87 mg/L, o efluente foi de 11,96 mg/L, com uma taxa de remoção de 29,10%. Para a lagoa ecológica de plantas submersas, a concentração média de TN no afluente foi de 11,96 mg/L, e no efluente foi de 9,47 mg/L, com taxa de remoção de 20,82%. O desempenho de remoção de nitrogênio do pântano de fluxo subterrâneo-baseado em carbono foi melhor do que o da lagoa ecológica porque o ambiente anaeróbico-anóxico do pântano de fluxo subterrâneo é mais adequado para a desnitrificação. No entanto, o NH₄⁺-O desempenho de remoção de N da lagoa ecológica foi melhor do que o do pântano de fluxo subterrâneo. O NH influente médio₄⁺-A concentração de N para o pântano de fluxo subterrâneo-baseado em carbono foi de 5,50 mg/L, o efluente foi de 4,04 mg/L, com uma taxa de remoção de apenas 26,53%. Para a lagoa ecológica, o NH influente médio₄⁺-A concentração de N foi de 4,04 mg/L, o efluente foi de 2,38 mg/L, com taxa de remoção de 41,07%. Isso ocorre porque o ambiente aeróbio da lagoa ecológica é mais adequado para a nitrificação, convertendo mais NH₄⁺-N em NÃO₃^--N, resultando em um NH mais alto₄⁺-N taxa de remoção. Quando a capacidade de tratamento de águas residuais atingiu 150 L/d, a concentração de TN no efluente foi de 15,11 mg/L, excedendo o padrão Grau A da GB 18918-2002. Portanto, para garantir a conformidade estável da TN, a capacidade máxima de tratamento de águas residuais foi de 120 L/d. Quando a capacidade de tratamento de águas residuais atingiu 210 L/d, o efluente NH₄⁺-A concentração de N foi de 7,07 mg/L, excedendo o padrão Grau A da GB 18918-2002. Portanto, a capacidade máxima de tratamento de águas residuais para NH₄⁺-A conformidade N foi de 180 L/d.

Como mostrado emFigura 2 (c), a DQO afluente média ficou abaixo de 100 mg/L, indicando baixo teor orgânico. O aumento na capacidade de tratamento de águas residuais não afetou significativamente a remoção de DQO, com taxas de remoção de DQO entre 75% e 90%. À medida que a capacidade de tratamento de águas residuais aumentou de 50 L/d para 210 L/d, o DQO médio do efluente foi de 19,16 mg/L, com um DQO máximo do efluente de 26,07 mg/L, ainda muito abaixo do padrão de 50 mg/L do GB 18918-2002 Grau A. A unidade A2O contribuiu mais para a remoção de DQO porque o dispositivo de aeração no tanque MBBR aeróbio criou um ambiente aeróbio, aumentando a capacidade bioquímica dos microrganismos aeróbios e fortalecendo a remoção de DQO. Além disso, a recirculação do líquido nitrificado na unidade A2O permitiu que o tanque anóxico defletor utilizasse ainda mais a matéria orgânica nas águas residuais como fonte de carbono, removendo parte do DQO e melhorando a desnitrificação. A zona úmida-de fluxo subterrâneo baseada em carbono foi a segunda que mais contribuiu para a remoção de DQO. Seu ambiente anaeróbio-anóxico é propício ao uso de matéria orgânica nas águas residuais como fonte de carbono, degradando parte dos orgânicos e ao mesmo tempo melhorando a desnitrificação, razão pela qual teve melhor remoção de TN. Além disso, a camada de substrato da zona húmida de fluxo subterrâneo pode adsorver alguma matéria orgânica. A lagoa ecológica teve efeito limitado na degradação da DQO. A DQO influente média para a lagoa ecológica foi de 22,21 mg/L, e os orgânicos mais facilmente biodegradáveis ​​já haviam sido degradados, deixando os orgânicos que são mais difíceis de degradar.

Como mostrado emFigura 2 (d), à medida que a capacidade de tratamento de águas residuais aumentou, a concentração de TP do efluente permaneceu estável. O aumento da capacidade de tratamento de águas residuais não afetou significativamente a remoção de TP. A concentração média de TP no afluente foi de 3,7 mg/L, e a concentração média no efluente foi de 0,18 mg/L, com taxa média de remoção de 95,14%, indicando boa remoção de TP. O TP foi removido principalmente na unidade A2O. A concentração de TP afluente para a unidade A2O foi de 3,7 mg/L, e o efluente foi de apenas 0,29 mg/L, melhor que o padrão de 0,5 mg/L do GB 18918-2002 Grau A. Isso ocorre porque a unidade A2O não só teve remoção biológica de fósforo por organismos acumuladores de fósforo (PAOs), mas também complementada com remoção química de fósforo por meio da dosagem de 3,7 g/d de PAC. A combinação da remoção biológica e química do fósforo resultou na remoção de mais de 90% do fósforo na unidade de A2O. A zona húmida de fluxo subterrâneo e a lagoa ecológica dependiam principalmente de mecanismos como adsorção de substrato, sedimentação, absorção de plantas e degradação microbiana para remoção de fósforo. Além disso, a concentração de TP que entrava na zona húmida já era tão baixa quanto 0,29 mg/L, tornando mais difícil a sua remoção. Estas razões combinadas levaram ao desempenho geral de remoção de TP da zona húmida e da lagoa ecológica.

Portanto, para garantir a conformidade estável de todos os indicadores de efluentes com o padrão GB 18918-2002 Grau A, a capacidade ideal de tratamento de águas residuais para este processo foi determinada em 120 L/d.

2.2 Desempenho de Remoção de Poluentes do Processo Combinado

2.2.1 Desempenho de remoção de COD

Como mostrado emFigura 3, durante o período geral de teste de desempenho do tratamento (1º de julho de 2022 a 17 de janeiro de 2023, capacidade de tratamento de águas residuais de 120 L/d), a temperatura da água apresentou uma tendência flutuante de queda, diminuindo de 32 graus para 0 graus. A taxa de remoção de DQO flutuou e a diminuição da temperatura da água não teve impacto óbvio na remoção de DQO. Combinado comFigura 4, a taxa de remoção de DQO variou entre 66,16% ~ 82,51%, influenciada principalmente pela concentração influente de DQO. Estudos mostram que em condições anaeróbicas/anóxicas, a remoção de DQO depende principalmente da ação microbiana. O processo A2O-MBBR+CWs alterna entre condições anaeróbicas-anóxicas-óxicas-anóxicas-, melhorando a remoção de DQO. Durante a operação, à medida que a temperatura da água diminuiu, embora a DQO do afluente variasse de 80 a 136 mg/L, a DQO do efluente permaneceu estável abaixo de 50 mg/L, atendendo ao padrão Grau A do DB 34/3527-2019, indicando boa degradação orgânica. A seção A2O foi a que mais contribuiu para a remoção de DQO. O tanque de contato anaeróbico-anóxico desconcertado teve uma taxa média de remoção de DQO de 43,38%, representando 65,43% da remoção total de DQO. O tanque MBBR aeróbio teve taxa média de remoção de 14,69%, representando 19,87% do total. A seção A2O contribuiu com mais de 85% para a remoção de DQO, beneficiando-se da grande área de superfície específica do meio no tanque anaeróbico defletor e no tanque MBBR aeróbico, alta concentração de lodo e a formação de uma cadeia alimentar de bactérias → protozoários → metazoários, degradando efetivamente a matéria orgânica na água. A alta biodiversidade do sistema IFAS garantiu uma boa remoção orgânica mesmo com mudanças de temperatura. Além disso, parte da matéria orgânica solúvel nas águas residuais do tanque de contato anaeróbio-anóxico defletor seria usada como fonte de carbono por bactérias desnitrificantes. Enquanto isso, o licor misto recirculado aumentou o NO₃^--Concentração de N no tanque anóxico defletor, promovendo a utilização de fontes de carbono por meio da desnitrificação de bactérias para converter NO₃^--N/NÃO₂^--N em gás nitrogênio. A alta taxa de remoção de DQO no tanque de contato anaeróbico-anóxico com defletor verifica ainda que esse processo pode utilizar eficientemente matéria orgânica em águas residuais como fonte de carbono para desnitrificação. A zona úmida-de fluxo subterrâneo baseada em carbono teve uma taxa média de remoção de DQO de 7,18%, representando 9,18% da remoção total de DQO. O ambiente anaeróbico/anóxico da zona húmida de fluxo subterrâneo é propício a microrganismos que utilizam matéria orgânica como fonte de carbono, conseguindo a remoção de DQO e ao mesmo tempo melhorando a desnitrificação. Pesquisas relacionadas também indicam que o enchimento de biochar pode adsorver matéria orgânica por meio de atração eletrostática e ligações de hidrogênio intermoleculares. Portanto, o enchimento de biocarvão de lodo no pântano de fluxo subterrâneo também adsorveria alguma matéria orgânica. A lagoa ecológica de plantas submersas teve uma taxa média de remoção de DQO de apenas 3,68% porque a DQO que entrava na lagoa já era baixa, em média 30,59 mg/L, e consistia principalmente de orgânicos refratários, removidos principalmente por adsorção e absorção pelas plantas, com efeito limitado.

2.2.2 Desempenho de remoção de nitrogênio

Como mostrado emFigura 3, à medida que a temperatura da água diminuiu gradualmente de 32 graus para 12 graus, TN e NH₄⁺-N taxas de remoção flutuaram. A taxa média de remoção de NT atingiu 75,61%, e a taxa média de NH₄⁺-A taxa de remoção de N atingiu 95,70%. Quando a temperatura da água caiu abaixo de 12 graus, TN e NH₄⁺-As taxas de remoção N mostraram uma tendência decrescente rápida, mas as taxas médias de remoção ainda atingiram 58,56% e 80,40%, respectivamente. Isto ocorre porque a diminuição sazonal da temperatura da água inibiu a atividade microbiana, enfraquecendo o desempenho da desnitrificação. De acordo com os resultados estatísticos das concentrações de poluentes afluentes e efluentes durante o período combinado de operação do processo (1º de julho de 2022 a 17 de janeiro de 2023) mostrados emTabela 3, o influente médio TN e NH₄⁺-As concentrações de N foram 36,56 mg/L e 32,47 mg/L, respectivamente. NH₄⁺-N representou 88,81% de TN. Influente NÃO₃^--N (0,01 mg/L) foi quase insignificante. Efluente médio TN e NH₄⁺-As concentrações de N foram de 11,69 mg/L e 3,5 mg/L, respectivamente, ambas atendendo ao padrão Grau A do DB 34/3527-2019. O efluente médio NO₃^--A concentração de N foi de 6,03 mg/L, indicando boa capacidade de nitrificação deste processo, convertendo NH₄⁺-N para NÃO₃^--N. No entanto, o acúmulo de NO₃^--N no efluente sugere que ainda há espaço para desnitrificação adicional. Como mostrado emFigura 5 (a), a remoção de TN foi maior na seção A2O. O tanque de contato anaeróbico-anóxico com defletor teve uma taxa média de remoção de TN de 44,25%, e o tanque MBBR aeróbico teve uma taxa média de remoção de TN de 9,55%. Este é o resultado da ação combinada de bactérias nitrificantes na zona aeróbica e bactérias desnitrificantes na zona anóxica. O pantanal construído-com base em carbono teve uma taxa média de remoção de TN de 11,07%, porque sua capacidade de liberar fontes de carbono e seu ambiente anaeróbico/anóxico são propícios à desnitrificação, mantendo uma certa capacidade de remoção de nitrogênio. A lagoa ecológica vegetal submersa apresentou taxa média de remoção de NT de apenas 3,54%, com desempenho geral de remoção, pois seu ambiente aeróbio não é propício à desnitrificação. Como mostrado emFigura 5 (b), NH₄⁺-A remoção de N foi concluída principalmente na seção A2O. O tanque de contato anaeróbico-anóxico desconcertado tinha um NH₄⁺-Taxa de remoção de N de 59,46%, e o tanque MBBR aeróbico tinha um NH₄⁺-Taxa de remoção de N de 24,24%. O trecho A2O respondeu por 93,57% do total de NH₄⁺-N remoção. O alto NH₄⁺-A remoção de N na seção A2O se deve à aeração contínua no tanque MBBR aeróbio, permitindo que as bactérias nitrificantes utilizem totalmente o OD para converter NH₄⁺-N para NÃO₃^--N. Este é então recirculado para o tanque anóxico, onde as bactérias desnitrificantes convertem NO₃^--N a N2 para remoção. Durante o período de teste, a taxa média de remoção de NT foi de 68,40%, e a taxa média de NH₄⁺-A taxa de remoção de N foi de 89,45%, indicando bom desempenho de remoção de nitrogênio.

Como mostrado emFigura 3, à medida que a temperatura da água diminuiu de 32 graus para 0 graus, a taxa de remoção de TN diminuiu de um máximo de 79,19% para 51,38%. Combinado comFigura 5 (a), when water temperature was >20 graus, a taxa média de remoção de TN excedeu 75%, com uma concentração média de efluentes de 8,41 mg/L, porque a atividade microbiana é maior na faixa de 20 a 32 graus, levando a uma melhor desnitrificação, consistente com a pesquisa de Zhang Na et al. Quando a temperatura da água diminuiu de 20 graus para 5 graus, a taxa média de remoção de TN diminuiu para 65,44% e a concentração média do efluente aumentou para 12,70 mg/L. Quando a temperatura da água era de 0 a 5 graus, a taxa média de remoção de TN diminuiu para 52,75% e a concentração média do efluente aumentou para 17,62 mg/L, indicando um certo impacto na remoção de TN. Estudos mostram que à medida que a temperatura da água diminui, a atividade microbiana é inibida. Quando a temperatura da água<5.6°C, microorganisms are basically dormant, and population numbers sharply decrease, limiting pollutant degradation. When water temperature <4°C, microorganisms begin to die. However, in this process, even when water temperature dropped to 0°C, the TN removal rate still reached 51.52%, and effluent always met the Grade A standard of DB 34/3527-2019. This is because the IFAS system in the A2O section maintained high biomass concentration. During the test period, MLSS concentration in the baffled anaerobic-anoxic contact tank and aerobic MBBR tank reached 6,000~8,000 mg/L. Additionally, recirculation of nitrified liquid further enhanced denitrification. Furthermore, wastewater passed sequentially through the limestone, zeolite, and sludge biochar filler zones of the subsurface flow wetland, where anaerobic and aerobic reactions occurred simultaneously. Various organics adsorbed on filler surfaces and the slow-release of carbon sources from biochar filler promoted denitrification, further enhancing nitrogen removal. Research indicates that biochar can increase the abundance and diversity of denitrifying microorganisms in wetlands. Also, due to its structure, subsurface flow wetlands have some thermal insulation effect, helping maintain internal microbial activity. Under the influence of multiple factors, the combined process exhibited strong resistance to low-temperature shock, maintaining over 50% TN removal even at 0°C. In summary, when water temperature is >5 graus, o desempenho de remoção de TN é bom, com efluentes estáveis ​​abaixo de 15 mg/L. Neste ponto, considerando a remoção de outros poluentes, a capacidade de tratamento de águas residuais pode ser aumentada de forma adequada.

Como mostrado emFigura 3, à medida que a temperatura da água diminuiu gradualmente, o NH₄⁺-A taxa de remoção de N diminuiu de um máximo de 99,52% para um mínimo de 74,77%, e o NH do efluente₄⁺-A concentração de N aumentou de um mínimo de 0,17 mg/L para 8,40 mg/L. A diminuição da temperatura da água inibe a atividade de bactérias nitrificantes e nitrificantes, reduzindo NH₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 graus, o efluente médio NH₄⁺-A concentração de N foi de 1,58 mg/L. Quando a temperatura da água é menor ou igual a 12 graus, o efluente médio NH₄⁺-A concentração de N aumentou para 6,58 mg/L, mas o NH efluente₄⁺-N sempre atendeu ao padrão Grau A do DB 34/3527-2019. Quando a temperatura da água era de 20 a 32 graus, o NH médio₄⁺-A taxa de remoção de N excedeu 96%. Combinado comFigura 5 (b), o efluente NH₄⁺-A concentração de N estava abaixo de 2 mg/L nesta faixa, indicando alta atividade de bactérias nitrificantes e excelente NH geral₄⁺-N remoção. Quando a temperatura da água diminuiu gradualmente de 20 graus para 12 graus, o NH médio₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 graus é adequado para o crescimento de bactérias nitrificantes, promovendo a nitrificação. Portanto, NH₄⁺-N manteve altas taxas de remoção na faixa de 12 a 20 graus. Quando a temperatura da água diminuiu gradualmente de 12 graus para 0 graus, o NH médio₄⁺-A taxa de remoção de N ainda atingiu 80%. A pesquisa existente mostra que as bactérias nitrificantes quase perdem a capacidade de nitrificação a 0 grau. No entanto, os resultados deste estudo mostram que mesmo a 0 grau, o NH₄⁺-A taxa de remoção de N excedeu 75%, indicando bom desempenho de nitrificação deste processo em baixas temperaturas. Isso ocorre porque o sistema IFAS na seção A2O{4}}MBBR deste estudo tem uma longa idade de lodo de biofilme de até cerca de 1 mês, tornando a taxa de nitrificação no tanque bioquímico muito menos afetada pela temperatura do que os processos tradicionais de lodo ativado, melhorando significativamente o desempenho da nitrificação em baixas temperaturas de inverno. Pesquisa de Wei Xiaohan et al. também indica que o principal motivo para a não{8}}conformidade do NH₄⁺-O N efluente sob condições de baixa temperatura da água é insuficiente para a idade do lodo ativado, sendo o impacto da temperatura na atividade do nitrificador secundário. Portanto, embora a diminuição da temperatura da água tenha afetado até certo ponto a atividade do nitrificador, a idade suficiente do lodo neste processo garantiu o NH₄⁺-Remoção de N em baixas temperaturas. Durante o período de teste, o efluente médio NH₄⁺-A concentração de N foi de 3,50 mg/L e o processo combinado exibiu um desempenho de nitrificação bom e estável.

2.2.3 Desempenho de remoção de fósforo

Como mostrado emFigura 3, a taxa de remoção de PT variou pouco com as mudanças de temperatura da água, permanecendo estável acima de 94%. Combinado comFigura 6, a concentração de TP afluente variou de 3,03~4,14 mg/L, e a concentração de TP efluente variou de 0,14~0,28 mg/L, atendendo ao padrão Grau A do DB 34/3527-2019. Este processo depende da ação combinada de remoção biológica de fósforo (por PAOs) e remoção química de fósforo (por PAC). Quando a temperatura da água diminui, a atividade do PAO é inibida, afetando a remoção biológica do fósforo. No entanto, este processo complementa a remoção química de fósforo através da dosagem de 3,7 g/d de PAC, mantendo uma taxa de remoção de TP estável e reduzindo o impacto das mudanças de temperatura da água na remoção de fósforo no processo combinado. A unidade A2O teve o melhor desempenho de remoção de TP. A concentração média de TP do efluente da unidade anaeróbia-anóxica foi de 2,48 mg/L, com taxa de remoção de 32,61%. A concentração média de TP do efluente da unidade aeróbia foi de 0,29 mg/L, com taxa de remoção de 59,51%. A taxa geral de remoção de TP para a unidade A2O foi de 92,12%. O design confuso da seção A2O-MBBR pode remover amplamente o nitrogênio nitrato transportado no licor misto recirculado, permitindo que os PAOs anaeróbicos liberem o fósforo mais completamente na seção anaeróbica e absorvam o fósforo mais completamente na seção aeróbica, melhorando a remoção biológica do fósforo. Além disso, a remoção química de fósforo por dosagem em um lado do tanque MBBR aeróbio manteve uma taxa de remoção de TP estável, com qualidade de efluente estavelmente melhor do que o padrão Grau A do DB 34/3527-2019. A remoção biológica de fósforo na seção A2O-MBBR ocorre principalmente quando os PAOs no tanque anaeróbico defletor usam fontes de carbono para converter parte da matéria orgânica e ácidos graxos voláteis em polihidroxialcanoatos (PHAs). Quando as águas residuais fluem do tanque anaeróbico defletor para o tanque aeróbio MBBR, os PAOs usam PHAs como doadores de elétrons para completar a absorção de fósforo. No entanto, o desempenho da remoção biológica de fósforo é facilmente afetado pela atividade do PAO, e a baixa temperatura da água limita a atividade do PAO. Portanto, para alcançar a remoção estável do fósforo, a remoção química do fósforo foi incorporada no projeto do processo. Além disso, a adsorção pela camada de substrato na zona húmida de fluxo subterrâneo baseada em carbono e o crescimento de plantas submersas na lagoa ecológica também absorvem algum fósforo.

Em resumo, a configuração operou de forma estável durante o período de teste, com bom desempenho geral de remoção de poluentes. O processo combinado A2O-MBBR + CWs alcançou taxas médias de remoção de 68,40%, 89,45%, 73,94% e 94,04% para TN, NH₄⁺-N, COD e TP, respectivamente. As concentrações médias de efluentes foram 11,69 mg/L, 3,50 mg/L, 26,9 mg/L e 0,22 mg/L, respectivamente, todas atendendo ao padrão Grau A do DB 34/3527-2019. Pesquisa de Wu Qiong et al. indica que A2O-MBBR é um processo composto de lodo ativado e biofilme, apresentando grande quantidade microbiana, longa idade de lodo, alta carga volumétrica, pequeno volume e pegada, forte resistência a cargas de choque, boa qualidade de efluente e operação estável. Além disso, o desempenho de desnitrificação dos processos de biofilme no inverno é melhor do que o dos processos de lodo ativado, tornando-o mais adequado para o tratamento de águas residuais-de baixa temperatura no inverno. Esta também é a principal razão para o bom desempenho de remoção de poluentes da seção A2O-MBBR neste estudo. O processo combinado A2O-MBBR + CWs neste estudo adiciona uma zona de tratamento de polimento de CWs com base no processo A2O-MBBR, melhorando ainda mais o desempenho geral de purificação e a estabilidade operacional do processo. A remoção de TN e NH₄⁺-N foi menos afetado pelas mudanças sazonais na temperatura da água, enquanto a remoção de DQO e TP quase não foi afetada pela temperatura sazonal da água. Durante o período de teste, exibiu forte resistência a cargas de choque, tornando-o adequado para uso em áreas rurais com grandes flutuações na qualidade e quantidade de águas residuais domésticas.

2.3 Análise Econômica do Processo Combinado

Os custos deste processo combinado incluem principalmente custos de construção e custos de operação de tratamento de águas residuais. Os custos de construção foram para a montagem da configuração experimental, incluindo a compra de corpos de tanques, equipamentos elétricos auxiliares, meios de comunicação, plantas submersas e acessórios para tubos, totalizando aproximadamente 3.000 CNY. Com base na capacidade máxima de tratamento de águas residuais durante o experimento de 0,18 m³/d, o custo de construção por m³ de águas residuais tratadas é de aproximadamente 16.700 CNY. Os custos operacionais surgem principalmente da operação de configuração, incluindo consumo de energia do equipamento, custos de produtos químicos, custos de eliminação de lodo e custos de mão de obra. O equipamento elétrico inclui: bomba de alimentação (potência 2 W, Q=2.8 m³/d), bomba de recirculação (potência 2 W, Q{12}} m³/d), arejador (potência 5 W, taxa de aeração=5 L/min) e bomba dosadora peristáltica (potência 2 W). Calculado com base na potência de utilização máxima real: bomba de alimentação 0,13 W, bomba de recirculação 0,19 W, arejador 1,25 W, bomba doseadora 2 W. A potência total de utilização real é 0,00357 kW, consumo de energia diário 0,086 kWh. O consumo de eletricidade por m³ de águas residuais tratadas é de 0,48 kWh. Usando o preço da eletricidade industrial de 0,7 CNY/kWh, o custo da eletricidade é de 0,33 CNY/m³. O custo do produto químico PAC é de cerca de 2,4 CNY/kg, e o uso é de 3,7 g/d. O PAC necessário por m³ de águas residuais é de 20,56 g, custa 0,05 CNY/m³. Custo de disposição de lodo=quantidade de lodo × volume unitário custo de disposição de lodo. A produção de lodo seco por tonelada de água é de 0,09 kg. Com base no preço unitário de transporte e descarte de lodo da ETAR municipal de 60 CNY/ton, o custo de descarte de lodo por tonelada de água=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Como a configuração piloto exigia apenas inspeção periódica após a operação, o custo da mão de obra foi estimado com base na experiência real de engenharia. Uma planta de 10.000 toneladas por dia é operada por 1 a 2 pessoas. Supondo que o salário de uma única pessoa seja de 3.000 CNY/mês, para 2 pessoas, o indicador de custo de mão de obra é de cerca de 0,02 CNY/tonelada de água. Os detalhes do custo são mostrados emTabela 4. Em resumo, o custo do tratamento operacional é de aproximadamente 0,46 CNY/m³. Contudo, à medida que a capacidade de tratamento de águas residuais aumenta, os custos de construção e operação por tonelada de água diminuiriam. Os custos de construção e operação durante o teste piloto são apenas para referência.

3. Conclusões

O processo combinado A2O-MBBR + CWs apresentou bom desempenho para tratamento de águas residuais domésticas rurais. A remoção de PT e DQO não foi afetada pelas mudanças de temperatura da água. As taxas médias de remoção 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 graus, a qualidade do efluente pode atender ao padrão Grau A do GB 18918-2002 "Padrão de Descarga de Poluentes para Estações de Tratamento de Águas Residuais Municipais". Este processo pode utilizar eficientemente a matéria orgânica dentro do sistema como fonte de carbono para melhorar a desnitrificação, mantendo mais de 50% de remoção de TN mesmo em temperaturas da água tão baixas quanto 0 graus.

A capacidade ideal de tratamento de águas residuais para o processo combinado A2O-MBBR + CWs no inverno foi de 120 L/d e 180 L/d em estações fora do-inverno. As mudanças sazonais na temperatura da água (diminuindo gradualmente de 32 graus para 0 graus) tiveram apenas um certo impacto na remoção de nitrogênio pelo processo combinado. A taxa de remoção de NT diminuiu de 79,19% para 51,38%, e a taxa de remoção de NH₄⁺-A taxa de remoção de N diminuiu de 99,52% para 74,77%. Mesmo a 0 grau, a qualidade do efluente atendeu de forma estável ao padrão Grau A do DB 34/3527-2019 e ao NH₄⁺-A taxa de remoção de N ainda atingiu 74,77%. Isto beneficia do sistema IFAS, onde uma idade de lamas de até 1 mês garantiu a nitrificação a baixas temperaturas. O processo operou de forma estável durante o período de teste, exibindo forte resistência às mudanças de temperatura da água.

O processo inicial A2O-MBBR usou dois tipos de transportadores de biofilme suspensos para fixação microbiana, formando um sistema IFAS. O pântano de fluxo subterrâneo-baseado em carbono usou vários enchimentos de mídia, incluindo biocarvão de lodo, calcário e zeólita, melhorando seu desempenho de filtração e fornecendo ampla superfície de fixação para microorganismos, melhorando sua capacidade de tratamento biológico. O processo inicial A2O{6}}MBBR com IFAS tem alta concentração de biomassa. O wetland composto dos CWs traseiros serve como uma etapa de tratamento de polimento, tratando ainda mais as águas residuais, tornando o sistema geral mais resistente a cargas de choque.

O processo combinado A2O-MBBR + CWs é adequado para o tratamento de águas residuais domésticas em áreas rurais com grandes flutuações em qualidade e quantidade. Opera de forma estável e eficiente, com um custo de tratamento de aproximadamente 0,46 CNY/m³. Além disso, as seções de processo A2O-MBBR+CWs podem ser ajustadas de forma flexível de acordo com diferentes padrões, cenários e finalidades de efluentes. Este processo combinado pode fornecer dados de referência e base para projetos de tratamento de águas residuais domésticas rurais na China, oferecer um caminho de utilização de recursos para terrenos baldios ociosos em áreas rurais e tem amplo potencial de aplicação no mercado sob a tendência nacional de (enfatizando fortemente a melhoria da qualidade ambiental rural).