Effetto del processo combinato A2O-MBBR + fitodepurazione per il trattamento delle acque reflue domestiche rurali

Effetto della tecnologia combinata A2O-MBBR + CWs per il trattamento delle acque reflue domestiche rurali

Negli ultimi anni, lo Stato ha promosso profondamente la strategia di sviluppo della rivitalizzazione rurale, concentrandosi sul miglioramento dell’ambiente di vita e ponendo maggiori richieste sul trattamento delle acque reflue domestiche rurali. Attualmente, i principali processi per il trattamento delle acque reflue domestiche rurali comprendono metodi biologici, metodi ecologici e processi combinati, la maggior parte dei quali provengono dal trattamento delle acque reflue urbane. Tuttavia, le aree rurali sono caratterizzate da popolazioni sparse, che portano a numerosi problemi come l’elevata dispersione delle acque reflue, la difficoltà di raccolta, piccole scale di trattamento, bassi tassi di utilizzo delle risorse e strutture di trattamento insufficienti. Inoltre, esistono differenze significative nella qualità e quantità delle acque reflue, nella posizione geografica, nel clima e nei livelli economici tra le regioni, rendendo difficile la standardizzazione delle tecnologie di trattamento; la semplice adozione di tecnologie di trattamento delle acque reflue urbane non è fattibile. Le infrastrutture per la raccolta delle acque reflue, come le reti fognarie, sono spesso inadeguate nelle zone rurali. La raccolta delle acque reflue è facilmente compromessa da tracimazioni fognarie combinate e infiltrazioni di acque sotterranee, con conseguente bassa concentrazione organica nelle acque reflue e maggiore difficoltà per la rimozione biologica dell'azoto. Le grandi fluttuazioni nella qualità e nella quantità delle acque reflue nelle zone rurali rendono difficile mantenere una concentrazione stabile di biomassa negli impianti di trattamento. Inoltre, le basse temperature invernali limitano la capacità di trattamento biologico, portando a una bassa efficienza e a una qualità instabile degli effluenti che tendono a superare gli standard dei tradizionali processi a fanghi attivi. Pertanto, esiste un urgente bisogno di sviluppare tecnologie di trattamento delle acque reflue adatte alle condizioni locali, con forte resistenza ai carichi d'urto, funzionamento stabile a lungo-termine, basso consumo energetico ed elevata efficienza di trattamento.

Le aree rurali della Cina tendono a preferire tecnologie di trattamento delle acque reflue domestiche a basso-costo e-facili da-gestire, dove i processi combinati biologici ed ecologici rappresentano una delle principali direzioni di ricerca. Attualmente, le apparecchiature integrate per il trattamento delle acque reflue ampiamente utilizzate nelle aree rurali impiegano principalmente processi come il reattore anaerobico-anossico-ossico (A2O) e il reattore a biofilm a letto mobile (MBBR). Gli studi dimostrano che il processo MBBR si basa più sulla progettazione della struttura che su un controllo operativo preciso, non richiedendo personale tecnico professionale per la regolamentazione, rendendolo conveniente per il funzionamento e la manutenzione. Questo è più adatto alle esigenze pratiche del trattamento delle acque reflue domestiche rurali dove il personale tecnico è scarso. I suoi vantaggi includono un'elevata concentrazione di biomassa, una forte resistenza ai carichi d'urto, un'elevata efficienza di trattamento e un ingombro ridotto. La ricerca di Luo Jiawen et al. indica che l’aggiunta di mezzi MBBR al processo A2O può migliorare significativamente la sua capacità di trattamento delle acque reflue. Zhou Zhengbing et al., in un vero progetto rurale sulle acque reflue domestiche, hanno progettato un processo combinato di filtro aerato biologico a due stadi-anaerobico/anossico-, ottenendo una qualità stabile dell'effluente conforme allo standard di grado A di GB 18918-2002 "Standard di scarico degli inquinanti per gli impianti di trattamento delle acque reflue municipali". Inoltre, le zone umide costruite (CW) vengono spesso utilizzate per il trattamento delle acque reflue domestiche rurali. Ad esempio, Zhang Yang et al. hanno utilizzato biochar come riempitivo per modificare una zona umida costruita, riscontrando che i tassi di rimozione di TN, TP e COD potrebbero raggiungere rispettivamente il 99,41%, 91,40% e 85,09%. Precedenti ricerche del nostro gruppo hanno anche dimostrato che il riempitivo di biochar dei fanghi potrebbe migliorare le prestazioni di rimozione di azoto e fosforo delle zone umide artificiali, migliorando l’efficienza e l’efficacia del trattamento complessivo del sistema e rendendo il sistema più resistente ai carichi d’urto. Basandosi sulla ricerca di cui sopra, per esplorare una tecnologia combinata adatta al trattamento delle acque reflue domestiche rurali e affrontare sfide come la difficoltà nel mantenere stabile la concentrazione della biomassa, la debole resistenza ai carichi d'urto e la qualità degli effluenti soggetta a fluttuazioni e al superamento degli standard negli impianti di trattamento delle acque reflue rurali, l'autore ha messo in primo piano un processo A2O-MBBR, riempiendolo con trasportatori di biofilm sospesi per creare un ambiente integrato fisso-di fanghi attivi a film (IFAS), aumentando la concentrazione dei fanghi del sistema e migliorando il trattamento efficienza. Considerando l'utilizzo ecologico dei terreni inattivi disponibili come stagni e depressioni nelle aree rurali e combinando le zone umide artificiali come processo di trattamento di lucidatura, sono stati impiegati metodi come l'utilizzo di biochar di fanghi, il ricircolo di liquido nitrificato e la piantagione di piante sommerse per migliorare la stabilità operativa della zona umida composita. Pertanto, è stato costruito un processo combinato A2O-MBBR + CWs.

In questo studio, utilizzando le acque reflue grezze provenienti da un impianto di trattamento delle acque reflue di un villaggio a Hefei come oggetto di trattamento, è stata costruita una configurazione sperimentale su scala pilota-del processo combinato A2O-MBBR + CWs. È stata studiata l'influenza delle variazioni stagionali della temperatura dell'acqua sulle prestazioni del trattamento. Gli indicatori degli inquinanti nell'affluente e nell'effluente sono stati monitorati durante il funzionamento per esplorare l'efficienza di rimozione e la stabilità operativa. Contemporaneamente è stata analizzata la fattibilità economica del processo. L’obiettivo è fornire dati di riferimento e basi per l’applicazione della tecnologia combinata delle zone umide costruite A2O + nei progetti di trattamento delle acque reflue domestiche rurali in Cina e offrire riferimenti per promuovere il trattamento delle acque reflue domestiche e costruire villaggi belli ed ecologicamente vivibili nelle aree rurali.

1. Impostazione sperimentale e metodi di ricerca

1.1 Flusso di processo combinato

L'esperimento del processo combinato A2O-MBBR + CWs ha adottato il funzionamento in serie di un'unità A2O, una zona umida a flusso sotterraneo a base di carbonio-e uno stagno ecologico. L'unità A2O era costituita da un serbatoio anaerobico con deflettore-a contatto anossico e da un serbatoio a membrana aerobica (MBBR). Sia il serbatoio anaerobico con deflettori che la zona di aerazione del serbatoio MBBR aerobico sono stati riempiti con mezzi di trasporto del biofilm in sospensione per fornire superfici di attacco affinché i microrganismi possano formare biofilm. I fanghi attivi e il biofilm nei serbatoi coesistevano, formando un sistema IFAS, in grado di mantenere stabilmente la biomassa del sistema. Il serbatoio anossico sconcertato ha potenziato il processo di denitrificazione attraverso il ricircolo del liquido nitrificato. Il serbatoio aerobico MBBR aveva un sistema di aerazione sul fondo per migliorare le prestazioni di nitrificazione. All'interno del serbatoio è stata posizionata una porta di dosaggio del policloruro di alluminio (PAC) per la rimozione chimica supplementare del fosforo, consentendo una rimozione efficiente del fosforo. L'unità CW comprendeva una zona umida a flusso sotterraneo a base di carbonio-e uno stagno ecologico con piante sommerse. La zona umida costruita con flusso sotterraneo a base di carbonio-ha adottato un sistema di filtraggio del riempitivo a tre-stadi. Sul fondo della zona di riempimento sono stati installati dischi di aerazione per il controlavaggio dei mezzi e per mitigare gli intasamenti. Lo stagno ecologico delle piante sommerse aveva uno strato di substrato calcareo sul fondo ed era piantumato con piante sommerse resistenti al freddo, Vallisneria natans e Potamogeton Crispus. L'allestimento è stato posizionato all'aperto. Nello stagno ecologico è stato installato un termometro per monitorare le variazioni stagionali della temperatura dell'acqua. Il flusso dettagliato del processo combinato A2O-MBBR + CWs è mostrato inFigura 1.

1.2 Progettazione dell'installazione e parametri operativi

L'apparato sperimentale è stato costruito utilizzando piastre di polipropilene spesse 10 mm. Il serbatoio anaerobico con deflettori era riempito con mezzi di trasporto quadrati di biofilm e conteneva piastre deflettori. Il rapporto di ricircolo del liquore misto per il serbatoio anossico con deflettori era del 50%~150% e conteneva anche piastre deflettori. Il serbatoio aerobico dell'MBBR era diviso da un deflettore in una zona di aerazione aerobica e una zona di sedimentazione. La zona di aerazione è stata riempita con mezzi di trasporto sospesi MBBR con un rapporto aria-a-acqua di 6:1~10:1. La zona di sedimentazione aveva una porta di dosaggio del PAC e piastre inclinate per l'ausilio alla sedimentazione. La zona umida a flusso sotterraneo a base di carbonio-: la zona di riempimento primaria è stata riempita con calcare (~5 cm di diametro), la zona di riempimento secondaria con zeolite (~3 cm di diametro) e la zona di riempimento terziaria con biochar di fango (~0,5~1,0 cm di diametro). L'altezza di riempimento per ciascuna zona era di 75 cm. Una zona di interstizio larga circa 4 cm è stata impostata tra le zone di riempimento primarie e secondarie per funzioni quali l'aggiunta di fonti di carbonio esterne, l'osservazione e il mantenimento/svuotamento (durante questo esperimento non è stata aggiunta alcuna fonte di carbonio). Lo stagno ecologico delle piante sommerse è stato riempito con riempitivo calcareo (~ 3 cm di diametro) ad un'altezza di 20 cm. Le piante sommerse sono state piantate con una distanza tra le file di 10 cm e una distanza tra le piante di 10 cm. L'esperimento ha utilizzato come affluenti le acque reflue grezze provenienti da un impianto di trattamento delle acque reflue del villaggio di Hefei. Il periodo sperimentale è andato dal 25 maggio 2022 al 17 gennaio 2023, per un totale di 239 giorni. Le piante sommerse sono state raccolte una volta il 2 dicembre, con una frequenza di circa una volta ogni 6 mesi. La capacità di trattamento delle acque reflue progettata era di 50~210 L/d. I parametri di progettazione dettagliati della configurazione sono mostrati inTabella 1.

1.3 Metodi sperimentali

1.3.1 Disegno sperimentale

1.3.1.1 Test della capacità ottimale di trattamento delle acque reflue

Dopo il successo del funzionamento di prova dell'impianto sperimentale (qualità stabile dell'effluente), il test ottimale della capacità di trattamento delle acque reflue è stato condotto dal 25 maggio 2022 al 30 giugno 2022. In condizioni di mantenimento di un rapporto aria-a-acqua aerobico del serbatoio di 6:1, un rapporto di ricircolo del liquido nitrificato del 100% e un utilizzo di PAC (contenuto di Al2O3 del 28%) di circa 3,7 g/giorno, le acque reflue la capacità di trattamento dell'impianto è stata gradualmente aumentata (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/d). I cambiamenti nella qualità degli effluenti sono stati monitorati per esplorare la capacità ottimale di trattamento delle acque reflue dell'impianto. Durante questo periodo, la temperatura dell'acqua variava tra 24,5~27,1 gradi. Per garantire una conformità stabile degli effluenti in inverno, lo standard degli effluenti adottato è stato lo standard di grado A di GB 18918-2002 "Standard di scarico degli inquinanti per gli impianti di trattamento delle acque reflue municipali".

1.3.1.2 Test delle prestazioni complessive del trattamento del processo combinato

Il periodo di prova è stato dal 1 luglio 2022 al 17 gennaio 2023. La capacità ottimale di trattamento delle acque reflue è stata fissata a 120 L/d. Il rapporto aria-acqua-del serbatoio aerobico era 6:1~10:1 e il rapporto di ricircolo del liquore misto era 50%~150%. Indicatori di qualità delle acque influenti ed effluenti (TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N e COD) da ciascuna unità di processo sono stati monitorati. Sono state registrate le variazioni della temperatura dell'acqua durante il periodo di prova (influenzate dal clima stagionale). Sono state analizzate le prestazioni di trattamento del processo combinato A2O-MBBR + CWs per le acque reflue domestiche rurali ed è stata studiata l'influenza delle variazioni stagionali della temperatura dell'acqua sulle prestazioni del processo combinato.

1.3.2 Campionamento

Durante il periodo di prova, i campioni sono stati prelevati in modo irregolare (circa 1~2 volte a settimana) per testare la qualità dell'acqua. Sono stati raccolti campioni dall'affluente dell'installazione, dall'effluente del serbatoio anossico- anaerobico sconcertato, dall'effluente del serbatoio aerobico MBBR, dall'effluente della zona umida con flusso sotterraneo a base di carbonio- e dall'effluente dello stagno ecologico delle piante sommerse. Sono stati prelevati campioni di affluenti dal tubo di ingresso dell'impianto e campioni di effluenti dall'uscita di ciascuna unità. Il test sugli indicatori della qualità dell'acqua è stato completato lo stesso giorno del campionamento. Gli indicatori testati includevano TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N e COD. Ogni volta che venivano prelevati campioni, veniva registrata la lettura della temperatura dell'acqua dal termometro nello stagno ecologico (che variava tra 0~32 gradi). La temperatura dell'acqua nello stagno ecologico cambiava naturalmente con le differenze di temperatura stagionali. Lo standard degli effluenti progettato per l'impianto sperimentale seguiva lo standard di grado A del DB 34/3527-2019 "Standard di scarico degli inquinanti idrici per gli impianti di trattamento delle acque reflue domestiche rurali". Le concentrazioni degli affluenti progettate e gli standard degli effluenti sono dettagliati inTabella 2.

1.3.3 Metodi di analisi della qualità dell'acqua

La concentrazione di TN nei campioni di acqua è stata determinata utilizzando HJ 636-2012 "Qualità dell'acqua - Determinazione dell'azoto totale - Metodo spettrofotometrico UV di digestione con persolfato di potassio alcalino". NO₃^--La concentrazione di N è stata determinata utilizzando HJ/T 346-2007 "Qualità dell'acqua - Determinazione dell'azoto nitrato - Spettrofotometria ultravioletta (prova)". NH₄⁺La concentrazione di -N è stata determinata utilizzando HJ 535-2009 "Qualità dell'acqua - Determinazione dell'azoto ammoniacale - Spettrofotometria dei reagenti di Nessler". Il COD è stato determinato utilizzando HJ 828-2017 "Qualità dell'acqua - Determinazione della domanda chimica di ossigeno - Metodo del dicromato". La concentrazione di TP è stata determinata utilizzando GB 11893-1989 "Qualità dell'acqua - Determinazione del fosforo totale - Metodo spettrofotometrico del molibdato di ammonio".

2. Risultati e discussione

2.1 Influenza della capacità di trattamento delle acque reflue sulle prestazioni del processo combinato

Come mostrato inFigura 2 (a) (b), poiché la capacità giornaliera di trattamento delle acque reflue è gradualmente aumentata da 50 L/d a 210 L/d, l'efficienza di rimozione di TN e NH₄⁺-N per ciascuna unità del processo combinato ha mostrato una tendenza decrescente. Il tasso di rimozione del TN è diminuito dal 91,55% (50 L/giorno) al 52,17% (210 L/giorno) e dell'NH₄⁺-Il tasso di rimozione dell'N è diminuito dal 97,47% (70 L/giorno) all'80,68% (210 L/giorno). Questo perché l’aumento della capacità giornaliera di trattamento delle acque reflue riduce il tempo di ritenzione idraulica, accorciando il tempo a disposizione dei microrganismi per degradare gli inquinanti, con conseguenti prestazioni di trattamento inferiori. Tra questi, l'unità A2O ha contribuito maggiormente a TN e NH₄⁺-N rimozione. La concentrazione media di TN nell'affluente per questa unità era di 38,68 mg/L, l'effluente era di 16,87 mg/L, con un tasso di rimozione del 56,29%. L'influente medio NH₄⁺-La concentrazione di N era 36,29 mg/L, l'effluente era 5,50 mg/L, con un tasso di rimozione dell'84,85%. Per la zona umida a flusso sotterraneo basato sul carbonio-, la concentrazione media di TN nell'affluente era di 16,87 mg/L, l'effluente era di 11,96 mg/L, con un tasso di rimozione del 29,10%. Per lo stagno ecologico vegetale sommerso, la concentrazione media di TN nell'affluente è stata di 11,96 mg/L, l'effluente è stato di 9,47 mg/L, con un tasso di rimozione del 20,82%. Le prestazioni di rimozione dell'azoto della zona umida a flusso sotterraneo basato sul carbonio- erano migliori di quelle dello stagno ecologico perché l'ambiente anaerobico-anossico della zona umida a flusso sotterraneo è più adatto alla denitrificazione. Tuttavia, l'NH₄⁺-Le prestazioni di rimozione dell'N dello stagno ecologico sono state migliori di quelle della zona umida a flusso sotterraneo. L'influente medio NH₄⁺La -concentrazione di N per la zona umida a flusso sotterraneo-basato sul carbonio era di 5,50 mg/l, l'effluente era di 4,04 mg/l, con un tasso di rimozione di solo il 26,53%. Per lo stagno ecologico, l'affluente medio NH₄⁺-La concentrazione di N era 4,04 mg/L, l'effluente era 2,38 mg/L, con un tasso di rimozione del 41,07%. Questo perché l'ambiente aerobico dello stagno ecologico è più adatto alla nitrificazione, convertendo più NH₄⁺-N in NO₃^--N, con conseguente NH più elevato₄⁺-N tasso di rimozione. Quando la capacità di trattamento delle acque reflue ha raggiunto i 150 L/d, la concentrazione di TN nell'effluente era di 15,11 mg/L, superando lo standard di Grado A di GB 18918-2002. Pertanto, per garantire una conformità TN stabile, la capacità massima di trattamento delle acque reflue era di 120 L/giorno. Quando la capacità di trattamento delle acque reflue raggiunge i 210 L/d, l'effluente NH₄⁺-La concentrazione di N era 7,07 mg/L, superiore allo standard di Grado A di GB 18918-2002. Pertanto, la capacità massima di trattamento delle acque reflue per NH₄⁺-La conformità N era di 180 L/giorno.

Come mostrato inFigura 2 (c), il COD medio influente era inferiore a 100 mg/L, indicando un basso contenuto organico. L’aumento della capacità di trattamento delle acque reflue non ha influenzato in modo significativo la rimozione del COD, con tassi di rimozione del COD compresi tra il 75% e il 90%. Quando la capacità di trattamento delle acque reflue è aumentata da 50 L/d a 210 L/d, il COD medio dell'effluente è stato di 19,16 mg/L, con un COD massimo dell'effluente di 26,07 mg/L, ancora molto al di sotto dello standard di 50 mg/L di GB 18918-2002 Grado A. L'unità A2O ha contribuito maggiormente alla rimozione del COD perché il dispositivo di aerazione nel serbatoio aerobico MBBR ha creato un ambiente aerobico, migliorando la capacità biochimica dei microrganismi aerobi e rafforzando la rimozione del COD. Inoltre, il ricircolo del liquido nitrificato nell’unità A2O ha consentito al serbatoio anossico con deflettori di utilizzare ulteriormente la materia organica nelle acque reflue come fonte di carbonio, rimuovendo parte del COD e migliorando al tempo stesso la denitrificazione. La zona umida a flusso sotterraneo basata sul carbonio-ha contribuito in seconda istanza alla rimozione del COD. Il suo ambiente anaerobico-anossico favorisce l'utilizzo della materia organica nelle acque reflue come fonte di carbonio, degradando parte delle sostanze organiche e migliorando la denitrificazione, motivo per cui ha una migliore rimozione del TN. Inoltre, lo strato di substrato della zona umida a flusso sotterraneo può assorbire parte della materia organica. Lo stagno ecologico ha avuto un effetto limitato sulla degradazione del COD. Il COD medio influente per lo stagno ecologico era di 22,21 mg/L, e le sostanze organiche più facilmente biodegradabili erano già state degradate, lasciando sostanze organiche più difficili da degradare.

Come mostrato inFigura 2 (d), con l'aumento della capacità di trattamento delle acque reflue, la concentrazione di TP negli effluenti è rimasta stabile. L’aumento della capacità di trattamento delle acque reflue non ha influenzato in modo significativo la rimozione del TP. La concentrazione media di TP nell'affluente era di 3,7 mg/L e la concentrazione media di effluente era di 0,18 mg/L, con un tasso di rimozione medio del 95,14%, indicando una buona rimozione di TP. Il TP è stato rimosso principalmente nell'unità A2O. La concentrazione di TP nell'affluente per l'unità A2O era di 3,7 mg/L, mentre l'effluente era di soli 0,29 mg/L, migliore dello standard di 0,5 mg/L di GB 18918-2002 Grado A. Questo perché l'unità A2O non solo prevedeva la rimozione biologica del fosforo da parte di organismi che accumulano fosforo (PAO), ma era anche integrata con la rimozione chimica del fosforo mediante dosaggio 3,7 g/giorno di PAC. La combinazione della rimozione biologica e chimica del fosforo ha portato alla rimozione di oltre il 90% del fosforo nell'unità A2O. La zona umida a flusso sotterraneo e lo stagno ecologico si basavano principalmente su meccanismi quali l’adsorbimento del substrato, la sedimentazione, l’assorbimento delle piante e la degradazione microbica per la rimozione del fosforo. Inoltre, la concentrazione di TP immessa nella zona umida era già pari a 0,29 mg/l, rendendone più difficile l’ulteriore rimozione. Queste ragioni combinate hanno portato alle prestazioni generali di rimozione del TP della zona umida e dello stagno ecologico.

Pertanto, per garantire la conformità stabile di tutti gli indicatori degli effluenti allo standard GB 18918-2002 Grado A, la capacità ottimale di trattamento delle acque reflue per questo processo è stata determinata in 120 L/d.

2.2 Prestazioni di rimozione degli inquinanti del processo combinato

2.2.1 Prestazioni di rimozione del COD

Come mostrato inFigura 3, durante il periodo di test complessivo delle prestazioni del trattamento (dal 1 luglio 2022 al 17 gennaio 2023, capacità di trattamento delle acque reflue 120 L/d), la temperatura dell'acqua ha mostrato una tendenza fluttuante verso il basso, diminuendo da 32 gradi a 0 gradi. Il tasso di rimozione del COD ha oscillato e la diminuzione della temperatura dell’acqua non ha avuto un impatto evidente sulla rimozione del COD. Combinato conFigura 4, il tasso di rimozione del COD variava tra il 66,16% e l'82,51%, influenzato principalmente dalla concentrazione del COD influente. Gli studi dimostrano che in condizioni anaerobiche/anossiche, la rimozione del COD si basa principalmente sull’azione microbica. Il processo A2O-MBBR+CWs alterna condizioni anaerobiche-anossiche-ossiche-anossiche-ossiche, migliorando la rimozione del COD. Durante il funzionamento, quando la temperatura dell'acqua è diminuita, sebbene il COD dell'affluente fosse compreso tra 80 e 136 mg/l, il COD dell'effluente è rimasto stabile al di sotto di 50 mg/l, soddisfacendo lo standard di grado A di DB 34/3527-2019, indicando una buona degradazione organica. La sezione A2O ha contribuito maggiormente alla rimozione del COD. Il serbatoio anaerobico-a contatto anossico sconcertato aveva un tasso medio di rimozione del COD del 43,38%, pari al 65,43% della rimozione totale del COD. Il serbatoio aerobico MBBR ha avuto un tasso di rimozione medio del 14,69%, pari al 19,87% del totale. La sezione A2O ha contribuito per oltre l'85% alla rimozione del COD, beneficiando dell'ampia superficie specifica dei mezzi nel serbatoio anaerobico con deflettori e nel serbatoio aerobico MBBR, dell'elevata concentrazione di fanghi e della formazione di una catena alimentare da batteri → protozoi → metazoi, degradando efficacemente la materia organica nell'acqua. L'elevata biodiversità del sistema IFAS ha assicurato una buona rimozione della sostanza organica anche con variazioni di temperatura. Inoltre, parte della materia organica solubile nelle acque reflue nel serbatoio a contatto anaerobico-anossico con deflettori verrebbe utilizzata come fonte di carbonio dai batteri denitrificanti. Nel frattempo, il liquore misto ricircolato ha aumentato il NO₃^--Concentrazione di N nel serbatoio anossico con deflettori, che promuove l'utilizzo delle fonti di carbonio denitrificando i batteri per convertire NO₃^--N/NO₂^--N in azoto gassoso. L'elevato tasso di rimozione del COD nel serbatoio anaerobico-a contatto anossico dimostra ulteriormente che questo processo può utilizzare in modo efficiente la materia organica nelle acque reflue come fonte di carbonio di denitrificazione. La zona umida a flusso sotterraneo a base di carbonio- ha registrato un tasso medio di rimozione del COD del 7,18%, pari al 9,18% della rimozione totale del COD. L’ambiente anaerobico/anossico della zona umida a flusso sotterraneo favorisce l’utilizzo della materia organica da parte dei microrganismi come fonte di carbonio, ottenendo la rimozione del COD e migliorando al tempo stesso la denitrificazione. Ricerche correlate indicano anche che il riempitivo del biochar può assorbire la materia organica attraverso l’attrazione elettrostatica e il legame idrogeno intermolecolare. Pertanto, il biochar dei fanghi nella zona umida a flusso sotterraneo assorbirebbe anche parte della materia organica. Lo stagno ecologico delle piante sommerse aveva un tasso medio di rimozione del COD di solo il 3,68% perché il COD in ingresso nello stagno era già basso (30,59 mg/L in media) e consisteva principalmente di sostanze organiche refrattarie, rimosse principalmente per adsorbimento e assorbimento da parte delle piante, con effetti limitati.

2.2.2 Prestazioni di rimozione dell'azoto

Come mostrato inFigura 3, poiché la temperatura dell'acqua è gradualmente diminuita da 32 gradi a 12 gradi, TN e NH₄⁺-N tassi di rimozione hanno subito fluttuazioni. Il tasso medio di rimozione del TN ha raggiunto il 75,61% e quello medio del NH₄⁺-Il tasso di rimozione N ha raggiunto il 95,70%. Quando la temperatura dell'acqua scende sotto i 12 gradi, TN e NH₄⁺-I tassi di rimozione N hanno mostrato un trend in rapida diminuzione, ma i tassi di rimozione medi hanno comunque raggiunto rispettivamente il 58,56% e l'80,40%. Questo perché la diminuzione stagionale della temperatura dell’acqua ha inibito l’attività microbica, indebolendo le prestazioni di denitrificazione. Secondo i risultati statistici delle concentrazioni di inquinanti influenti ed effluenti durante il periodo di funzionamento del processo combinato (dal 1 luglio 2022 al 17 gennaio 2023) mostrati inTabella 3, l'influente medio TN e NH₄⁺-Le concentrazioni di N erano rispettivamente 36,56 mg/L e 32,47 mg/L. NH₄⁺-N rappresentava l'88,81% di TN. Influente NO₃^--N (0,01 mg/L) era quasi trascurabile. Effluente medio TN e NH₄⁺-Le concentrazioni di N erano rispettivamente di 11,69 mg/l e 3,5 mg/l, entrambe conformi allo standard di grado A di DB 34/3527-2019. L'effluente medio NO₃^--La concentrazione di N era 6,03 mg/L, indicando una buona capacità di nitrificazione di questo processo, convertendo NH₄⁺-N a NO₃^--N. Tuttavia, l’accumulo di NO₃^--N nell'effluente suggerisce che c'è ancora spazio per un'ulteriore denitrificazione. Come mostrato inFigura 5 (a), la rimozione di TN era più alta nella sezione A2O. Il serbatoio anaerobico-a contatto anossico sconcertato aveva un tasso di rimozione medio di TN del 44,25% e il serbatoio MBBR aerobico aveva un tasso di rimozione medio di TN del 9,55%. Questo è il risultato dell'azione combinata dei batteri nitrificanti della zona aerobica e dei batteri denitrificanti della zona anossica. La zona umida costruita a base di carbonio- aveva un tasso medio di rimozione del TN dell'11,07%, perché la sua capacità di rilasciare fonti di carbonio e il suo ambiente anaerobico/anossico favoriscono la denitrificazione, mantenendo una certa capacità di rimozione dell'azoto. Lo stagno ecologico delle piante sommerse ha avuto un tasso di rimozione medio di TN di solo il 3,54%, con prestazioni di rimozione generali, perché il suo ambiente aerobico non è favorevole alla denitrificazione. Come mostrato inFigura 5 (b), NH₄⁺-N la rimozione è stata completata principalmente nella sezione A2O. Il serbatoio anaerobico-a contatto anossico sconcertato aveva un NH₄⁺-Tasso di rimozione di N del 59,46% e il serbatoio aerobico MBBR aveva un NH₄⁺-N tasso di rimozione del 24,24%. La sezione A2O rappresenta il 93,57% del totale NH₄⁺-N rimozione. L'NH alto₄⁺-La rimozione di N nella sezione A2O è dovuta all'aerazione continua nel serbatoio aerobico MBBR, che consente ai batteri nitrificanti di utilizzare completamente il DO per convertire NH₄⁺-N a NO₃^--N. Questo viene poi ricircolato nel serbatoio anossico, dove i batteri denitrificanti convertono l'NO₃^--N a N2 per la rimozione. Durante il periodo di prova, il tasso medio di rimozione di TN è stato del 68,40% e quello medio di NH₄⁺-Il tasso di rimozione dell'azoto è stato dell'89,45%, indicando buone prestazioni di rimozione dell'azoto.

Come mostrato inFigura 3, quando la temperatura dell'acqua è scesa da 32 gradi a 0 gradi, il tasso di rimozione del TN è diminuito da un massimo del 79,19% al 51,38%. Combinato conFigura 5 (a), when water temperature was >20 gradi, il tasso medio di rimozione del TN ha superato il 75%, con una concentrazione media di effluenti di 8,41 mg/L, poiché l'attività microbica è più elevata nell'intervallo 20~32 gradi, portando a una migliore denitrificazione, in linea con la ricerca di Zhang Na et al. Quando la temperatura dell'acqua è scesa da 20 gradi a 5 gradi, il tasso medio di rimozione del TN è sceso al 65,44% e la concentrazione media dell'effluente è aumentata a 12,70 mg/l. Quando la temperatura dell'acqua era compresa tra 0 e 5 gradi, il tasso medio di rimozione del TN è sceso al 52,75% e la concentrazione media dell'effluente è aumentata a 17,62 mg/l, indicando un certo impatto sulla rimozione del TN. Gli studi dimostrano che quando la temperatura dell’acqua diminuisce, l’attività microbica viene inibita. Quando la temperatura dell'acqua<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 gradi, le prestazioni di rimozione del TN sono buone, con effluenti stabili al di sotto di 15 mg/l. A questo punto, considerando la rimozione di altri inquinanti, la capacità di trattamento delle acque reflue può essere opportunamente aumentata.

Come mostrato inFigura 3, man mano che la temperatura dell'acqua diminuisce gradualmente, l'NH₄⁺-Il tasso di rimozione dell'N è diminuito da un massimo del 99,52% a un minimo del 74,77% e l'NH degli effluenti₄⁺-La concentrazione di N è aumentata da un minimo di 0,17 mg/l a 8,40 mg/l. La diminuzione della temperatura dell'acqua inibisce l'attività dei batteri nitrificanti e nitrificanti, riducendo l'NH₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 gradi, l'effluente medio NH₄⁺La concentrazione di -N era 1,58 mg/l. Quando la temperatura dell'acqua è inferiore o uguale a 12 gradi, l'effluente medio NH₄⁺-La concentrazione di N è aumentata a 6,58 mg/L, ma l'effluente ha NH₄⁺-N ha sempre soddisfatto lo standard Grado A di DB 34/3527-2019. Quando la temperatura dell'acqua era di 20~32 gradi, l'NH medio₄⁺-Il tasso di rimozione N ha superato il 96%. Combinato conFigura 5 (b), l'effluente NH₄⁺-La concentrazione di N era inferiore a 2 mg/l in questo intervallo, indicando un'elevata attività dei batteri nitrificanti e un'eccellente NH complessiva₄⁺-N rimozione. Quando la temperatura dell'acqua diminuisce gradualmente da 20 gradi a 12 gradi, l'NH medio₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 gradi sono adatti per la crescita dei batteri nitrificanti, promuovendo la nitrificazione. Pertanto, NH₄⁺-N ha mantenuto tassi di rimozione elevati nell'intervallo 12~20 gradi. Quando la temperatura dell'acqua diminuisce gradualmente da 12 gradi a 0 gradi, l'NH medio₄⁺-Il tasso di rimozione N ha comunque raggiunto l'80%. La ricerca esistente mostra che i batteri nitrificanti perdono quasi la capacità di nitrificazione a 0 gradi. Tuttavia, i risultati di questo studio mostrano che anche a 0 gradi, l'NH₄⁺-Il tasso di rimozione dell'azoto ha superato il 75%, indicando buone prestazioni di nitrificazione di questo processo a basse temperature. Questo perché il sistema IFAS nella sezione A2O-MBBR di questo studio ha una lunga età dei fanghi del biofilm fino a circa 1 mese, rendendo il tasso di nitrificazione nel serbatoio biochimico molto meno influenzato dalla temperatura rispetto ai tradizionali processi a fanghi attivi, migliorando significativamente le prestazioni di nitrificazione alle basse temperature invernali. La ricerca di Wei Xiaohan et al. indica anche che il motivo principale per NH non-conforme₄⁺-L'effluente N in condizioni di bassa temperatura dell'acqua è un'età dei fanghi attivi insufficiente, con l'impatto della temperatura sull'attività nitrificante che è secondario. Pertanto, sebbene la diminuzione della temperatura dell’acqua abbia influenzato in una certa misura l’attività del nitrificatore, la sufficiente età dei fanghi in questo processo ha assicurato NH₄⁺-Rimozione N a basse temperature. Durante il periodo di prova, l'effluente medio NH₄⁺-La concentrazione di N era 3,50 mg/L e il processo combinato ha mostrato prestazioni di nitrificazione buone e stabili.

2.2.3 Prestazioni di rimozione del fosforo

Come mostrato inFigura 3, il tasso di rimozione del TP variava poco al variare della temperatura dell'acqua, rimanendo stabile al di sopra del 94%. Combinato conFigura 6, la concentrazione di TP nell'affluente era compresa tra 3,03 e 4,14 mg/l e la concentrazione di TP nell'effluente era compresa tra 0,14 e 0,28 mg/l, soddisfacendo lo standard di grado A di DB 34/3527-2019. Questo processo si basa sull’azione combinata della rimozione biologica del fosforo (tramite PAO) e della rimozione chimica del fosforo (tramite PAC). Quando la temperatura dell’acqua diminuisce, l’attività del PAO viene inibita, influenzando la rimozione biologica del fosforo. Tuttavia, questo processo si integra con la rimozione chimica del fosforo dosando 3,7 g/giorno di PAC, mantenendo un tasso di rimozione del TP stabile e riducendo l’impatto delle variazioni di temperatura dell’acqua sulla rimozione del fosforo nel processo combinato. L'unità A2O ha ottenuto le migliori prestazioni di rimozione del TP. La concentrazione media di TP dell'effluente dell'unità anaerobica-anossica era di 2,48 mg/l, con un tasso di rimozione del 32,61%. La concentrazione media di TP dell'effluente dell'unità aerobica era di 0,29 mg/L, con un tasso di rimozione del 59,51%. Il tasso complessivo di rimozione dei TP per l'unità A2O è stato del 92,12%. Il design sconcertante della sezione A2O-MBBR può rimuovere in gran parte l'azoto nitrico trasportato nel liquore misto ricircolato, consentendo ai PAO anaerobici di rilasciare fosforo in modo più completo nella sezione anaerobica e di assorbire il fosforo in modo più completo nella sezione aerobica, migliorando la rimozione biologica del fosforo. Inoltre, la rimozione chimica del fosforo mediante dosaggio su un lato del serbatoio aerobico MBBR ha mantenuto un tasso di rimozione TP stabile, con una qualità dell'effluente stabilmente migliore rispetto allo standard di grado A di DB 34/3527-2019. La rimozione biologica del fosforo nella sezione A2O-MBBR avviene principalmente quando i PAO nel serbatoio anaerobico con deflettori utilizzano fonti di carbonio per convertire parte della materia organica e degli acidi grassi volatili in poliidrossialcanoati (PHA). Quando le acque reflue fluiscono dal serbatoio anaerobico con deflettore al serbatoio aerobico MBBR, i PAO utilizzano i PHA come donatori di elettroni per completare l’assorbimento del fosforo. Tuttavia, le prestazioni di rimozione biologica del fosforo sono facilmente influenzate dall’attività del PAO e la bassa temperatura dell’acqua limita l’attività del PAO. Pertanto, per ottenere una rimozione stabile del fosforo, nella progettazione del processo è stata incorporata la rimozione chimica del fosforo. Inoltre, l’assorbimento da parte dello strato di substrato nella zona umida a flusso sotterraneo a base di carbonio e la crescita delle piante sommerse nello stagno ecologico assorbono anche una parte di fosforo.

In sintesi, la configurazione ha funzionato stabilmente durante il periodo di prova, con buone prestazioni complessive di rimozione degli inquinanti. Il processo combinato A2O-MBBR + CWs ha raggiunto tassi di rimozione medi del 68,40%, 89,45%, 73,94% e 94,04% per TN, NH₄⁺-N, COD e TP rispettivamente. Le concentrazioni medie degli effluenti erano rispettivamente di 11,69 mg/l, 3,50 mg/l, 26,9 mg/l e 0,22 mg/l, tutte conformi allo standard di grado A di DB 34/3527-2019. La ricerca di Wu Qiong et al. indica che A2O-MBBR è un processo composito di fanghi attivi e biofilm, caratterizzato da grande quantità microbica, lunga età dei fanghi, carico volumetrico elevato, volume e ingombro ridotti, forte resistenza ai carichi d'urto, buona qualità dell'effluente e funzionamento stabile. Inoltre, le prestazioni di denitrificazione dei processi di biofilm in inverno sono migliori di quelle dei processi a fanghi attivi, rendendoli più adatti al trattamento delle acque reflue a bassa-temperatura in inverno. Questo è anche il motivo principale delle buone prestazioni di rimozione degli inquinanti della sezione A2O-MBBR in questo studio. Il processo combinato A2O-MBBR + CWs in questo studio aggiunge una zona di trattamento di lucidatura CWs sulla base del processo A2O-MBBR, migliorando ulteriormente le prestazioni di purificazione complessive e la stabilità operativa del processo. La rimozione di TN e NH₄⁺-N è stato meno influenzato dalle variazioni stagionali della temperatura dell'acqua, mentre la rimozione di COD e TP non è stata quasi influenzata dalla temperatura stagionale dell'acqua. Durante il periodo di prova, ha mostrato una forte resistenza ai carichi d'urto, rendendolo adatto all'uso in aree rurali con grandi fluttuazioni nella qualità e quantità delle acque reflue domestiche.

2.3 Analisi economica del processo combinato

I costi di questo processo combinato comprendono principalmente i costi di costruzione e i costi operativi di trattamento delle acque reflue. I costi di costruzione riguardavano l'allestimento dell'impianto sperimentale, compreso l'acquisto di corpi di serbatoi, apparecchiature elettriche ausiliarie, mezzi, impianti sommersi e raccordi per tubi, per un totale di circa 3.000 CNY. Sulla base della capacità massima di trattamento delle acque reflue durante l'esperimento di 0,18 m³/giorno, il costo di costruzione per m³ di acque reflue trattate è di circa 16.700 CNY. I costi operativi derivano principalmente dalle operazioni di installazione, compreso il consumo energetico delle apparecchiature, i costi dei prodotti chimici, i costi di smaltimento dei fanghi e i costi di manodopera. Le apparecchiature elettriche includono: pompa di alimentazione (potenza 2 W, Q=2.8 m³/d), pompa di ricircolo (potenza 2 W, Q=2.8 m³/d), aeratore (potenza 5 W, velocità di aerazione=5 L/min) e pompa dosatrice peristaltica (potenza 2 W). Calcolato in base alla potenza di utilizzo massima effettiva: pompa di alimentazione 0,13 W, pompa di ricircolo 0,19 W, aeratore 1,25 W, pompa dosatrice 2 W. La potenza di utilizzo effettiva totale è 0,00357 kW, consumo energetico giornaliero 0,086 kWh. Il consumo di energia elettrica per m³ di acque reflue trattate è di 0,48 kWh. Utilizzando il prezzo dell'elettricità industriale di 0,7 CNY/kWh, il costo dell'elettricità è di 0,33 CNY/m³. Il costo dei prodotti chimici PAC è di circa 2,4 CNY/kg, l'utilizzo è di 3,7 g/giorno. Il PAC richiesto per m³ di acque reflue è 20,56 g, costo 0,05 CNY/m³. Costo di smaltimento dei fanghi=quantità di fanghi × costo di smaltimento dei fanghi in volume unitario. La produzione di fanghi secchi per tonnellata di acqua è di 0,09 kg. Sulla base del prezzo unitario di trasporto e smaltimento dei fanghi dell'impianto di depurazione municipale di 60 CNY/tonnellata, il costo di smaltimento dei fanghi per tonnellata di acqua=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Poiché la configurazione pilota richiedeva solo un'ispezione periodica dopo l'operazione, il costo della manodopera è stato stimato in base all'effettiva esperienza ingegneristica. Un impianto da 10.000 tonnellate al giorno è gestito da 1~2 persone. Supponendo che lo stipendio di una sola persona sia di 3.000 CNY/mese, per 2 persone l'indicatore del costo del lavoro è di circa 0,02 CNY/tonnellata di acqua. I dettagli sui costi sono mostrati inTabella 4. In sintesi, il costo dell'operazione di trattamento è di circa 0,46 CNY/m³. Tuttavia, con l’aumento della capacità di trattamento delle acque reflue, i costi di costruzione e di funzionamento per tonnellata di acqua diminuirebbero. I costi di costruzione e funzionamento durante il test pilota sono solo di riferimento.

3. Conclusioni

Il processo combinato A2O-MBBR + CWs ha mostrato buone prestazioni per il trattamento delle acque reflue domestiche rurali. La rimozione di TP e COD non è stata in gran parte influenzata dai cambiamenti della temperatura dell’acqua. I tassi di rimozione medi per 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 gradi, la qualità degli effluenti potrebbe soddisfare lo standard di grado A di GB 18918-2002 "Standard di scarico di sostanze inquinanti per impianti di trattamento delle acque reflue municipali". Questo processo può utilizzare in modo efficiente la materia organica all'interno del sistema come fonte di carbonio per migliorare la denitrificazione, mantenendo oltre il 50% di rimozione del TN anche a temperature dell'acqua fino a 0 gradi.

La capacità ottimale di trattamento delle acque reflue per il processo combinato A2O-MBBR + CWs in inverno era di 120 L/d e di 180 L/d nelle stagioni non-invernali. Le variazioni stagionali della temperatura dell'acqua (diminuendo gradualmente da 32 gradi a 0 gradi) hanno avuto solo un certo impatto sulla rimozione dell'azoto mediante il processo combinato. Il tasso di rimozione del TN è diminuito dal 79,19% al 51,38% e quello del NH₄⁺-Il tasso di rimozione N è diminuito dal 99,52% al 74,77%. Anche a 0 gradi, la qualità degli effluenti ha soddisfatto stabilmente lo standard di Grado A di DB 34/3527-2019 e l'NH₄⁺-Il tasso di rimozione N ha comunque raggiunto il 74,77%. Ciò trae vantaggio dal sistema IFAS, in cui un'età dei fanghi fino a 1 mese garantisce la nitrificazione a basse temperature. Il processo ha funzionato stabilmente durante il periodo di prova, mostrando una forte resistenza alle variazioni di temperatura dell'acqua.

Il processo iniziale A2O-MBBR ha utilizzato due tipi di trasportatori di biofilm sospesi per l'attacco microbico, formando un sistema IFAS. La zona umida a flusso sotterraneo a base di carbonio- utilizzava molteplici mezzi di riempimento tra cui biochar di fanghi, calcare e zeolite, migliorando le prestazioni di filtrazione e fornendo allo stesso tempo un'ampia superficie di attacco per i microrganismi, migliorandone la capacità di trattamento biologico. Il processo iniziale A2O-MBBR con IFAS presenta un'elevata concentrazione di biomassa. La zona umida composita del CW posteriore funge da fase di trattamento di lucidatura, trattando ulteriormente le acque reflue, rendendo l'intero sistema più resistente ai carichi d'urto.

Il processo combinato A2O-MBBR + CWs è adatto al trattamento delle acque reflue domestiche nelle aree rurali con ampie fluttuazioni di qualità e quantità. Funziona in modo stabile ed efficiente, con un costo di trattamento di circa 0,46 CNY/m³. Inoltre, le sezioni del processo A2O-MBBR+CWs possono essere adattate in modo flessibile in base a diversi standard, scenari e scopi degli effluenti. Questo processo combinato può fornire dati di riferimento e basi per progetti di trattamento delle acque reflue domestiche rurali in Cina, offrire un percorso di utilizzo delle risorse per i terreni incolti nelle aree rurali e ha un ampio potenziale di applicazione di mercato secondo la tendenza nazionale di (sottolineando fortemente il miglioramento della qualità ambientale rurale.