Hiệu quả của công nghệ kết hợp A2O-MBBR + CWs trong xử lý nước thải sinh hoạt nông thôn
Trong những năm gần đây, nhà nước đã thúc đẩy sâu sắc chiến lược phát triển phục hồi nông thôn, tập trung vào cải thiện môi trường sống và đặt ra yêu cầu cao hơn về xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn. Hiện nay, các quy trình xử lý nước thải sinh hoạt nông thôn chính bao gồm phương pháp sinh học, phương pháp sinh thái và các quy trình kết hợp, hầu hết đều bắt nguồn từ xử lý nước thải đô thị. Tuy nhiên, khu vực nông thôn có đặc điểm là dân cư phân tán, dẫn đến nhiều vấn đề như nước thải phân tán cao, khó thu gom, quy mô xử lý nhỏ, tỷ lệ sử dụng tài nguyên thấp và cơ sở xử lý không đủ. Hơn nữa, tồn tại sự khác biệt đáng kể về chất lượng và số lượng nước thải, vị trí địa lý, khí hậu và trình độ kinh tế giữa các vùng, gây khó khăn cho việc tiêu chuẩn hóa công nghệ xử lý; việc áp dụng đơn giản các công nghệ xử lý nước thải đô thị là không khả thi. Cơ sở hạ tầng thu gom nước thải, chẳng hạn như mạng lưới thoát nước, thường không đầy đủ ở khu vực nông thôn. Việc thu gom nước thải dễ bị ảnh hưởng bởi sự tràn cống kết hợp và sự xâm nhập của nước ngầm, dẫn đến nồng độ hữu cơ trong nước thải thấp và tăng khó khăn cho việc loại bỏ nitơ sinh học. Sự biến động lớn về chất lượng và số lượng nước thải ở khu vực nông thôn gây khó khăn cho việc duy trì nồng độ sinh khối ổn định tại các cơ sở xử lý. Hơn nữa, nhiệt độ mùa đông thấp hạn chế khả năng xử lý sinh học, dẫn đến hiệu quả thấp và chất lượng nước thải không ổn định, dễ vượt quá tiêu chuẩn trong quy trình bùn hoạt tính truyền thống. Do đó, nhu cầu cấp thiết là phải phát triển các công nghệ xử lý nước thải phù hợp với điều kiện địa phương, có khả năng chống sốc mạnh, vận hành-ổn định lâu dài, tiêu thụ năng lượng thấp và hiệu quả xử lý cao.
Các khu vực nông thôn ở Trung Quốc có xu hướng ưa chuộng các công nghệ xử lý nước thải sinh hoạt có chi phí-thấp,{1}}dễ-quản lý, trong đó các quy trình kết hợp sinh học và sinh thái là hướng nghiên cứu chính. Hiện nay, thiết bị xử lý nước thải tích hợp đóng gói được sử dụng rộng rãi ở các vùng nông thôn chủ yếu sử dụng các quy trình như Anaerobic-Anoxic-Oxic (A2O) và Lò phản ứng màng sinh học di chuyển (MBBR). Các nghiên cứu cho thấy quy trình MBBR phụ thuộc nhiều vào thiết kế cơ sở hơn là kiểm soát vận hành chính xác, không cần nhân viên kỹ thuật chuyên nghiệp điều hành, thuận tiện cho việc vận hành và bảo trì. Điều này phù hợp hơn với nhu cầu thực tế về xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn, nơi khan hiếm nhân lực kỹ thuật. Ưu điểm của nó bao gồm nồng độ sinh khối cao, khả năng chống sốc mạnh, hiệu quả xử lý cao và diện tích nhỏ. Nghiên cứu của Luo Jiawen et al. chỉ ra rằng việc thêm phương tiện MBBR vào quy trình A2O có thể cải thiện đáng kể khả năng xử lý nước thải của nó. Zhou Zhengbing và cộng sự, trong một dự án nước thải sinh hoạt thực tế ở nông thôn, đã thiết kế một quy trình kết hợp lọc khí sinh học yếm khí/thiếu khí{17}}hai giai đoạn, đạt được chất lượng nước thải ổn định đáp ứng tiêu chuẩn Cấp A của GB 18918-2002 "Tiêu chuẩn xả chất ô nhiễm cho các nhà máy xử lý nước thải đô thị". Ngoài ra, vùng đất ngập nước nhân tạo (CW) thường được sử dụng để xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn. Ví dụ, Zhang Yang và cộng sự. đã sử dụng than sinh học làm chất độn để cải tạo vùng đất ngập nước được xây dựng, nhận thấy tỷ lệ loại bỏ TN, TP và COD có thể lần lượt đạt 99,41%, 91,40% và 85,09%. Nghiên cứu trước đây của nhóm chúng tôi cũng chỉ ra rằng chất độn than sinh học trong bùn có thể nâng cao hiệu suất loại bỏ nitơ và phốt pho của các vùng đất ngập nước được xây dựng, cải thiện hiệu quả và hiệu quả xử lý của hệ thống tổng thể, đồng thời làm cho hệ thống có khả năng chống sốc tốt hơn. Dựa trên nghiên cứu trên, để khám phá công nghệ kết hợp phù hợp với xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn và giải quyết các thách thức như khó duy trì nồng độ sinh khối ổn định, khả năng chống chịu tải va đập yếu và chất lượng nước thải dễ biến động và vượt tiêu chuẩn trong các cơ sở xử lý nước thải nông thôn, tác giả đã đặt trước quy trình A2O{29}}MBBR, lấp đầy nó bằng các chất mang màng sinh học lơ lửng để tạo ra môi trường bùn hoạt tính dạng màng cố định (IFAS) tích hợp (IFAS), tăng nồng độ bùn hệ thống và nâng cao hiệu quả xử lý. Xem xét việc sử dụng sinh thái đất nhàn rỗi có sẵn như ao hồ và vùng trũng ở khu vực nông thôn và kết hợp các vùng đất ngập nước được xây dựng như một quy trình xử lý đánh bóng, các phương pháp như sử dụng chất độn than sinh học bùn, chất lỏng nitrat hóa tuần hoàn và trồng cây ngập nước đã được sử dụng để tăng cường sự ổn định hoạt động của vùng đất ngập nước tổng hợp. Do đó, quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW đã được xây dựng.
Trong nghiên cứu này, sử dụng nước thải thô từ một nhà máy xử lý nước thải làng ở Hợp Phì làm đối tượng xử lý, một-thiết lập thử nghiệm quy mô thí điểm của quy trình kết hợp A2O-MBBR + CWs đã được xây dựng. Ảnh hưởng của sự thay đổi nhiệt độ nước theo mùa đến hiệu suất xử lý đã được nghiên cứu. Các chỉ số chất ô nhiễm trong nước thải đầu vào và nước thải được theo dõi trong quá trình vận hành để khám phá hiệu quả loại bỏ và độ ổn định trong vận hành. Đồng thời, tính khả thi về mặt kinh tế của quy trình cũng được phân tích. Mục đích là cung cấp tài liệu tham khảo và cơ sở cho việc áp dụng công nghệ kết hợp đất ngập nước xây dựng A2O + trong các dự án xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn ở Trung Quốc, đồng thời cung cấp tài liệu tham khảo để thúc đẩy xử lý nước thải sinh hoạt và xây dựng những ngôi làng đẹp, sinh thái ở khu vực nông thôn.
1. Phương pháp nghiên cứu và bố trí thí nghiệm
1.1 Quy trình kết hợp
Thí nghiệm quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW đã áp dụng một hoạt động nối tiếp của thiết bị A2O, vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên carbon- và ao sinh thái. Thiết bị A2O bao gồm một bể tiếp xúc thiếu oxy-kỵ khí có vách ngăn và một bể màng hiếu khí (MBBR). Cả bể kỵ khí có vách ngăn và vùng sục khí của bể MBBR hiếu khí đều được lấp đầy bằng vật liệu mang màng sinh học lơ lửng để cung cấp bề mặt gắn kết cho vi sinh vật hình thành màng sinh học. Bùn hoạt tính và màng sinh học trong bể cùng tồn tại, tạo thành hệ thống IFAS, có thể duy trì ổn định sinh khối hệ thống. Bể anoxic có vách ngăn tăng cường quá trình khử nitrat thông qua tuần hoàn chất lỏng nitrat hóa. Bể MBBR hiếu khí có hệ thống sục khí ở phía dưới để nâng cao hiệu suất nitrat hóa. Một cổng định lượng Poly Aluminium Chloride (PAC) được đặt bên trong bể để loại bỏ phốt pho hóa học bổ sung, cho phép loại bỏ phốt pho hiệu quả. Đơn vị CW bao gồm một vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên carbon và một ao sinh thái thực vật ngập nước. Vùng đất ngập nước được xây dựng dựa trên dòng chảy dưới bề mặt dựa trên carbon{16}}đã áp dụng hệ thống lọc phụ ba{17}}giai đoạn. Các đĩa sục khí được lắp đặt ở dưới cùng của vùng đệm để rửa ngược vật liệu nhằm giảm thiểu tắc nghẽn. Ao sinh thái thực vật ngập nước có lớp nền đá vôi ở đáy và được trồng các loài thực vật-chịu lạnh ngập nước Vallisneria natans và Potamogeton Crispus. Việc thiết lập được đặt ngoài trời. Một nhiệt kế được lắp đặt trong ao sinh thái để theo dõi sự thay đổi nhiệt độ nước theo mùa. Luồng quy trình chi tiết của quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW được hiển thị trongHình 1.
1.2 Thiết kế cài đặt và các thông số vận hành
Thiết lập thử nghiệm được xây dựng bằng các tấm polypropylen dày 10 mm. Bể kỵ khí có vách ngăn được lấp đầy bằng vật liệu mang màng sinh học hình vuông và chứa các tấm vách ngăn. Tỷ lệ tuần hoàn rượu hỗn hợp cho bể anoxic có vách ngăn là 50%~150% và nó cũng chứa các tấm vách ngăn. Bể MBBR hiếu khí được ngăn bằng vách ngăn thành vùng hiếu khí và vùng lắng. Vùng sục khí được lấp đầy bằng vật liệu mang lơ lửng MBBR với tỷ lệ không khí-trên{8}}là 6:1~10:1. Vùng lắng có cổng định lượng PAC và các tấm nghiêng để hỗ trợ lắng. Vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt dựa trên carbon{14}}: vùng đệm chính được lấp đầy bằng đá vôi (đường kính ~ 5 cm), vùng đệm thứ cấp bằng zeolite (đường kính ~ 3 cm) và vùng đệm cấp ba với chất độn than sinh học bùn (đường kính ~ 0,5 ~ 1,0 cm). Chiều cao chất độn cho mỗi vùng là 75 cm. Một vùng khoảng trống rộng khoảng 4 cm được đặt giữa vùng lấp đầy sơ cấp và thứ cấp cho các chức năng như thêm nguồn carbon bên ngoài, quan sát và bảo trì/làm trống (không có nguồn carbon nào được thêm vào trong thí nghiệm này). Ao sinh thái thực vật ngập nước được lấp đầy bằng đá vôi (đường kính ~ 3 cm) ở độ cao 20 cm. Trồng cây ngập nước, hàng cách hàng 10 cm, cây cách cây 10 cm. Thí nghiệm sử dụng nước thải thô từ một nhà máy xử lý nước thải của một làng ở Hợp Phì làm nước thải đầu vào. Thời gian thử nghiệm từ ngày 25 tháng 5 năm 2022 đến ngày 17 tháng 1 năm 2023, tổng cộng là 239 ngày. Cây ngập nước được thu hoạch một lần vào ngày 2 tháng 12, tần suất khoảng 6 tháng một lần. Công suất xử lý nước thải thiết kế là 50~210 L/ngày. Các thông số thiết kế chi tiết của việc thiết lập được thể hiện trongBảng 1.
1.3 Phương pháp thí nghiệm
1.3.1 Thiết kế thí nghiệm
1.3.1.1 Kiểm tra năng lực xử lý nước thải tối ưu
Sau khi vận hành thử nghiệm thành công thiết lập thử nghiệm (chất lượng nước thải ổn định), thử nghiệm khả năng xử lý nước thải tối ưu đã được tiến hành từ ngày 25 tháng 5 năm 2022 đến ngày 30 tháng 6 năm 2022. Trong điều kiện duy trì tỷ lệ không khí trong bể hiếu khí-trên-nước là 6:1, tỷ lệ tuần hoàn chất lỏng nitrat hóa là 100% và mức sử dụng PAC (hàm lượng Al2O3 28%) khoảng 3,7 g/ngày, công suất xử lý nước thải là khoảng 3,7 g/ngày. thiết lập được tăng dần (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/d). Những thay đổi về chất lượng nước thải đã được theo dõi để khám phá khả năng xử lý nước thải tối ưu của cơ sở. Trong thời gian này, nhiệt độ nước dao động trong khoảng 24,5 ~ 27,1 độ. Để đảm bảo tuân thủ nước thải ổn định trong mùa đông, tiêu chuẩn nước thải được áp dụng là tiêu chuẩn Hạng A GB 18918-2002 "Tiêu chuẩn xả chất ô nhiễm cho các nhà máy xử lý nước thải thành phố".
1.3.1.2 Kiểm tra hiệu suất xử lý tổng thể của quy trình kết hợp
Thời gian thử nghiệm từ ngày 1 tháng 7 năm 2022 đến ngày 17 tháng 1 năm 2023. Công suất xử lý nước thải tối ưu được đặt là 120 L/ngày. Tỷ lệ không khí trong bể hiếu khí-với-nước là 6:1~10:1 và tỷ lệ tuần hoàn hỗn hợp rượu là 50%~150%. Các chỉ tiêu chất lượng nước đầu vào và nước thải (TN, TP, NO3--N, NH4+-N và COD) từ mỗi đơn vị quy trình đã được giám sát. Những thay đổi về nhiệt độ nước trong thời gian thử nghiệm (chịu ảnh hưởng của khí hậu theo mùa) đã được ghi lại. Hiệu suất xử lý của quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW đối với nước thải sinh hoạt nông thôn đã được phân tích và ảnh hưởng của sự thay đổi nhiệt độ nước theo mùa đến hiệu suất của quy trình kết hợp đã được nghiên cứu.
1.3.2 Lấy mẫu
Trong thời gian thử nghiệm, các mẫu được lấy không thường xuyên (khoảng 1~2 lần mỗi tuần) để kiểm tra chất lượng nước. Các mẫu được thu thập từ nước thải từ bể thiếu khí-kỵ khí có vách ngăn, nước thải từ bể MBBR hiếu khí, nước thải vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon- và nước thải từ ao sinh thái thực vật ngập nước. Các mẫu đầu vào được lấy từ đường ống vào của cơ sở và các mẫu nước thải từ đầu ra của mỗi tổ máy. Việc kiểm tra chỉ tiêu chất lượng nước được hoàn thành trong cùng ngày lấy mẫu. Các chỉ số được kiểm tra bao gồm TN, TP, NO3--N, NH4+-N và COD. Mỗi lần lấy mẫu, nhiệt độ nước từ nhiệt kế trong ao sinh thái được ghi lại (dao động trong khoảng 0~32 độ). Nhiệt độ nước trong ao sinh thái thay đổi tự nhiên theo sự chênh lệch nhiệt độ theo mùa. Tiêu chuẩn nước thải được thiết kế cho cơ sở thử nghiệm tuân theo tiêu chuẩn cấp A của DB 34/3527-2019 "Tiêu chuẩn xả chất ô nhiễm nước cho các cơ sở xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn". Nồng độ ảnh hưởng được thiết kế và tiêu chuẩn nước thải được trình bày chi tiết trongBảng 2.
1.3.3 Phương pháp phân tích chất lượng nước
Nồng độ TN trong các mẫu nước được xác định bằng cách sử dụng HJ 636-2012 "Chất lượng nước - Xác định tổng nitơ - Phương pháp quang phổ UV phân hủy kali persulfate kiềm". KHÔNG3--Nồng độ N được xác định bằng cách sử dụng HJ/T 346-2007 "Chất lượng nước - Xác định nitơ nitrat - Đo quang phổ tia cực tím (Thử nghiệm)". NH4+-Nồng độ N được xác định bằng cách sử dụng HJ 535-2009 "Chất lượng nước - Xác định nitơ amoniac - phương pháp quang phổ thuốc thử của Nessler". COD được xác định bằng cách sử dụng HJ 828-2017 "Chất lượng nước - Xác định nhu cầu oxy hóa học - Phương pháp Dicromat". Nồng độ TP được xác định bằng GB 11893-1989 "Chất lượng nước - Xác định tổng phốt pho - Phương pháp đo quang phổ amoni molybdat".
2. Kết quả và thảo luận
2.1 Ảnh hưởng của công suất xử lý nước thải đến hiệu suất quy trình kết hợp
Như thể hiện trongHình 2 (a)(b), khi công suất xử lý nước thải hàng ngày tăng dần từ 50 L/d lên 210 L/d, hiệu suất loại bỏ TN và NH4+-N theo mỗi đơn vị của quy trình kết hợp cho thấy xu hướng giảm dần. Tỷ lệ loại bỏ TN giảm từ 91,55% (50 L/d) xuống 52,17% (210 L/d) và NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N giảm từ 97,47% (70 L/d) xuống 80,68% (210 L/d). Điều này là do việc tăng công suất xử lý nước thải hàng ngày làm giảm thời gian lưu nước, rút ngắn thời gian để vi sinh vật phân hủy chất ô nhiễm, dẫn đến hiệu suất xử lý kém hơn. Trong đó, đơn vị A2O đóng góp nhiều nhất cho TN và NH4+-N loại bỏ. Nồng độ TN đầu vào trung bình của đơn vị này là 38,68 mg/L, nước thải là 16,87 mg/L, tỷ lệ loại bỏ là 56,29%. Lượng NH trung bình chảy vào4+-Nồng độ N là 36,29 mg/L, nước thải là 5,50 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ là 84,85%. Đối với vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon-, nồng độ TN ảnh hưởng trung bình là 16,87 mg/L, nước thải là 11,96 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ là 29,10%. Đối với ao sinh thái thực vật ngập nước, nồng độ TN ảnh hưởng trung bình là 11,96 mg/L, nước thải là 9,47 mg/L, hiệu suất loại bỏ là 20,82%. Hiệu suất loại bỏ nitơ của vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon-tốt hơn so với ao sinh thái vì môi trường kỵ khí{15}}an yếm khí của vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt phù hợp hơn cho quá trình khử nitrat. Tuy nhiên NH4+-Hiệu suất loại bỏ N của ao sinh thái tốt hơn hiệu suất của vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt. Lượng NH trung bình chảy vào4+Nồng độ -N đối với vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon- là 5,50 mg/L, nước thải là 4,04 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ chỉ 26,53%. Đối với ao sinh thái, lượng NH trung bình chảy vào4+-Nồng độ N là 4,04 mg/L, nước thải là 2,38 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ là 41,07%. Điều này là do môi trường hiếu khí của ao sinh thái thích hợp hơn cho quá trình nitrat hóa, chuyển hóa nhiều NH hơn.4+-N thành KHÔNG3--N, dẫn đến NH cao hơn4+-N tỷ lệ loại bỏ. Khi công suất xử lý nước thải đạt 150 L/d, nồng độ TN nước thải là 15,11 mg/L, vượt tiêu chuẩn loại A GB 18918-2002. Vì vậy, để đảm bảo tuân thủ TN ổn định, công suất xử lý nước thải tối đa là 120 L/ngày. Khi công suất xử lý nước thải đạt 210 L/d, lượng NH thải ra4+-Nồng độ N là 7,07 mg/L, vượt tiêu chuẩn loại A của GB 18918-2002. Vì vậy, công suất xử lý nước thải tối đa cho NH4+-Tuân thủ N là 180 L/d.
Như thể hiện trongHình 2 (c), COD trung bình đầu vào dưới 100 mg/L, cho thấy hàm lượng hữu cơ thấp. Việc tăng công suất xử lý nước thải không ảnh hưởng đáng kể đến việc loại bỏ COD, với tỷ lệ loại bỏ COD nằm trong khoảng 75%~90%. Khi công suất xử lý nước thải tăng từ 50 L/d lên 210 L/d, COD nước thải trung bình là 19,16 mg/L, với COD nước thải tối đa là 26,07 mg/L, vẫn thấp hơn nhiều so với tiêu chuẩn 50 mg/L của GB 18918{16}}2002 loại A. Thiết bị A2O đóng góp nhiều nhất vào việc loại bỏ COD vì thiết bị sục khí trong bể MBBR hiếu khí đã tạo ra môi trường hiếu khí, nâng cao khả năng sinh hóa của vi sinh vật hiếu khí và tăng cường loại bỏ COD. Ngoài ra, sự tuần hoàn của chất lỏng nitrat hóa trong thiết bị A2O cho phép bể anoxic có vách ngăn tận dụng thêm chất hữu cơ trong nước thải làm nguồn carbon, loại bỏ một phần COD đồng thời tăng cường quá trình khử nitrat. Vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon{18}}đóng góp nhiều thứ hai vào việc loại bỏ COD. Môi trường kỵ khí-thiếu khí của nó có lợi cho việc sử dụng chất hữu cơ trong nước thải làm nguồn carbon, làm suy giảm một phần chất hữu cơ đồng thời tăng cường khả năng khử nitrat, đó cũng là lý do tại sao nó có khả năng loại bỏ TN tốt hơn. Hơn nữa, lớp nền của vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt có thể hấp thụ một số chất hữu cơ. Ao sinh thái có ảnh hưởng hạn chế đến sự suy thoái COD. COD trung bình đầu vào của ao sinh thái là 22,21 mg/L và hầu hết các chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học đã bị phân hủy, còn lại các chất hữu cơ khó phân hủy hơn.
Như thể hiện trongHình 2 (d), khi công suất xử lý nước thải tăng lên, nồng độ TP nước thải vẫn ổn định. Việc tăng công suất xử lý nước thải không ảnh hưởng đáng kể đến việc loại bỏ TP. Nồng độ TP đầu vào trung bình là 3,7 mg/L và nồng độ TP thải trung bình là 0,18 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ trung bình là 95,14%, cho thấy khả năng loại bỏ TP tốt. TP chủ yếu bị loại bỏ ở đơn vị A2O. Nồng độ TP đầu vào cho thiết bị A2O là 3,7 mg/L và nước thải chỉ 0,29 mg/L, tốt hơn tiêu chuẩn 0,5 mg/L của GB 18918{15}}2002 loại A. Điều này là do thiết bị A2O không chỉ loại bỏ phốt pho sinh học bởi các sinh vật tích lũy phốt pho (PAO) mà còn được bổ sung khả năng loại bỏ phốt pho hóa học bằng liều lượng 3,7 g/ngày PAC. Sự kết hợp giữa loại bỏ phốt pho sinh học và hóa học đã giúp loại bỏ hơn 90% phốt pho trong thiết bị A2O. Vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt và ao sinh thái chủ yếu dựa vào các cơ chế như hấp phụ chất nền, lắng đọng, hấp thu thực vật và suy thoái vi sinh vật để loại bỏ phốt pho. Hơn nữa, nồng độ TP vào vùng đất ngập nước đã ở mức thấp 0,29 mg/L, khiến việc loại bỏ tiếp theo trở nên khó khăn hơn. Những lý do kết hợp này đã dẫn đến hiệu quả loại bỏ TP chung của vùng đất ngập nước và ao sinh thái.
Do đó, để đảm bảo tuân thủ ổn định tất cả các chỉ tiêu nước thải theo tiêu chuẩn GB 18918-2002 loại A, công suất xử lý nước thải tối ưu cho quy trình này được xác định là 120 L/ngày.
2.2 Hiệu suất loại bỏ chất ô nhiễm của quy trình kết hợp
2.2.1 Hiệu suất loại bỏ COD
Như thể hiện trongHình 3, trong giai đoạn thử nghiệm hiệu suất xử lý tổng thể (từ ngày 1 tháng 7 năm 2022 đến ngày 17 tháng 1 năm 2023, công suất xử lý nước thải 120 L/d), nhiệt độ nước có xu hướng dao động giảm, giảm từ 32 độ xuống 0 độ. Tốc độ loại bỏ COD dao động và việc giảm nhiệt độ nước không có tác động rõ ràng đến việc loại bỏ COD. Kết hợp vớiHình 4, tỷ lệ loại bỏ COD dao động trong khoảng 66,16% ~ 82,51%, chủ yếu bị ảnh hưởng bởi nồng độ COD đầu vào. Các nghiên cứu cho thấy trong điều kiện yếm khí/thiếu khí, việc loại bỏ COD chủ yếu dựa vào hoạt động của vi sinh vật. Quy trình A2O-MBBR+CW xen kẽ giữa các điều kiện kỵ khí-anoxic-oxic-anoxic-, giúp tăng cường khả năng loại bỏ COD. Trong quá trình vận hành, do nhiệt độ nước giảm, mặc dù COD đầu vào dao động từ 80~136 mg/L nhưng COD đầu ra vẫn ổn định dưới 50 mg/L, đáp ứng tiêu chuẩn cấp A của DB 34/3527-2019, cho thấy khả năng phân hủy hữu cơ tốt. Phần A2O đóng góp nhiều nhất vào việc loại bỏ COD. Bể tiếp xúc kỵ khí thiếu oxy-có vách ngăn có tỷ lệ loại bỏ COD trung bình là 43,38%, chiếm 65,43% tổng lượng COD loại bỏ. Bể MBBR hiếu khí có tỷ lệ loại bỏ trung bình là 14,69%, chiếm 19,87% tổng lượng. Phần A2O góp phần loại bỏ COD hơn 85%, tận dụng diện tích bề mặt riêng lớn của bể kỵ khí có vách ngăn và bể MBBR hiếu khí, nồng độ bùn cao và hình thành chuỗi thức ăn từ vi khuẩn → động vật nguyên sinh → metazoa, phân hủy hiệu quả các chất hữu cơ trong nước. Tính đa dạng sinh học cao của hệ thống IFAS đảm bảo loại bỏ chất hữu cơ tốt ngay cả khi nhiệt độ thay đổi. Ngoài ra, một phần chất hữu cơ hòa tan trong nước thải ở bể tiếp xúc kỵ khí-thiếu khí có vách ngăn sẽ được vi khuẩn khử nitrat sử dụng làm nguồn carbon. Trong khi đó, rượu hỗn hợp tuần hoàn tăng NO3-Nồng độ -N trong bể anoxic có vách ngăn, thúc đẩy việc sử dụng nguồn carbon bằng vi khuẩn khử nitrat để chuyển đổi NO3--Không/KHÔNG2--N thành khí nitơ. Tỷ lệ loại bỏ COD cao trong bể tiếp xúc kỵ khí{2}}anoxic có vách ngăn xác minh thêm rằng quy trình này có thể sử dụng hiệu quả chất hữu cơ trong nước thải làm nguồn carbon khử nitrat. Vùng đất ngập nước có dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon-có tỷ lệ loại bỏ COD trung bình là 7,18%, chiếm 9,18% tổng lượng loại bỏ COD. Môi trường kỵ khí/thiếu khí của vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt có lợi cho các vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ làm nguồn carbon, loại bỏ COD đồng thời tăng cường khử nitrat. Nghiên cứu liên quan cũng chỉ ra rằng chất độn than sinh học có thể hấp thụ chất hữu cơ thông qua lực hút tĩnh điện và liên kết hydro liên phân tử. Do đó, chất độn than sinh học trong bùn ở vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt cũng sẽ hấp thụ một số chất hữu cơ. Ao sinh thái thực vật ngập nước có tỷ lệ loại bỏ COD trung bình chỉ 3,68% vì COD vào ao vốn đã thấp ở mức trung bình 30,59 mg/L và chủ yếu bao gồm các chất hữu cơ chịu lửa, được loại bỏ chủ yếu bằng sự hấp phụ và hấp thu của thực vật, với tác dụng hạn chế.
2.2.2 Hiệu suất loại bỏ nitơ
Như thể hiện trongHình 3, khi nhiệt độ nước giảm dần từ 32 độ xuống 12 độ , TN và NH4+-N tỷ lệ loại bỏ dao động. Tỷ lệ loại bỏ TN trung bình đạt 75,61%, tỷ lệ loại bỏ NH trung bình4+-Tỷ lệ loại bỏ N đạt 95,70%. Khi nhiệt độ nước giảm xuống dưới 12 độ thì TN và NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N có xu hướng giảm nhanh nhưng tỷ lệ loại bỏ trung bình vẫn đạt lần lượt là 58,56% và 80,40%. Điều này là do nhiệt độ nước giảm theo mùa đã ức chế hoạt động của vi sinh vật, làm suy yếu hiệu suất khử nitrat. Theo kết quả thống kê về nồng độ chất ô nhiễm nước thải đầu vào và nước thải trong giai đoạn vận hành quy trình kết hợp (từ ngày 1 tháng 7 năm 2022 đến ngày 17 tháng 1 năm 2023) được trình bày tạiBảng 3, ảnh hưởng trung bình TN và NH4+-Nồng độ N lần lượt là 36,56 mg/L và 32,47 mg/L. NH4+-N chiếm 88,81% TN. Ảnh hưởng KHÔNG3--N (0,01 mg/L) gần như không đáng kể. Nước thải trung bình TN và NH4+-Nồng độ N lần lượt là 11,69 mg/L và 3,5 mg/L, cả hai đều đạt tiêu chuẩn hạng A của DB 34/3527-2019. Nước thải trung bình NO3--Nồng độ N là 6,03 mg/L, cho thấy khả năng nitrat hóa tốt của quá trình này, chuyển hóa NH4+-N đến KHÔNG3--N. Tuy nhiên, sự tích lũy NO3--N trong nước thải cho thấy vẫn còn chỗ để khử nitrat thêm. Như thể hiện trongHình 5 (a), khả năng loại bỏ TN cao nhất ở phần A2O. Bể tiếp xúc kỵ khí{2}}anoxic có vách ngăn có tỷ lệ loại bỏ TN trung bình là 44,25% và bể MBBR hiếu khí có tỷ lệ loại bỏ TN trung bình là 9,55%. Đây là kết quả của hoạt động kết hợp giữa vi khuẩn nitrat hóa trong vùng hiếu khí và vi khuẩn khử nitrat trong vùng thiếu khí. Vùng đất ngập nước được xây dựng dựa trên carbon-có tỷ lệ loại bỏ TN trung bình là 11,07%, do khả năng giải phóng nguồn carbon và môi trường yếm khí/an oxy của nó có lợi cho quá trình khử nitrat, duy trì khả năng loại bỏ nitơ nhất định. Ao sinh thái thực vật ngập nước có tỷ lệ loại bỏ TN trung bình chỉ 3,54%, với hiệu suất loại bỏ nói chung do môi trường hiếu khí của nó không có lợi cho quá trình khử nitrat. Như thể hiện trongHình 5 (b), NH4+-Việc loại bỏ N cơ bản đã được hoàn thành trong phần A2O. Bể tiếp xúc thiếu oxy-kỵ khí có vách ngăn có NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N là 59,46% và bể MBBR hiếu khí có NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N là 24,24%. Phần A2O chiếm 93,57% tổng NH4+-N loại bỏ. NH cao4+-Việc loại bỏ N ở khu vực A2O là do sục khí liên tục trong bể MBBR hiếu khí, cho phép vi khuẩn nitrat hóa tận dụng triệt để DO để chuyển hóa NH4+-N đến KHÔNG3--N. Sau đó, chất này được tuần hoàn trở lại bể anoxic, nơi vi khuẩn khử nitrat chuyển hóa NO3--N đến N2 để loại bỏ. Trong thời gian thử nghiệm, tỷ lệ loại bỏ TN trung bình là 68,40% và tỷ lệ loại bỏ NH trung bình4+-Tỷ lệ loại bỏ N là 89,45%, cho thấy hiệu suất loại bỏ nitơ tốt.
Như thể hiện trongHình 3, khi nhiệt độ nước giảm từ 32 độ xuống 0 độ, tỷ lệ loại bỏ TN giảm từ mức tối đa 79,19% xuống 51,38%. Kết hợp vớiHình 5 (a), when water temperature was >20 độ, tốc độ loại bỏ TN trung bình vượt quá 75%, với nồng độ nước thải trung bình là 8,41 mg/L, do hoạt động của vi sinh vật cao hơn trong khoảng 20 ~ 32 độ, dẫn đến quá trình khử nitrat tốt hơn, phù hợp với nghiên cứu của Zhang Na và cộng sự. Khi nhiệt độ nước giảm từ 20 độ xuống 5 độ, tỷ lệ loại bỏ TN trung bình giảm xuống còn 65,44% và nồng độ nước thải trung bình tăng lên 12,70 mg/L. Khi nhiệt độ nước là 0 ~ 5 độ, tốc độ loại bỏ TN trung bình giảm xuống 52,75% và nồng độ nước thải trung bình tăng lên 17,62 mg/L, cho thấy tác động nhất định đến việc loại bỏ TN. Các nghiên cứu cho thấy khi nhiệt độ nước giảm, hoạt động của vi sinh vật bị ức chế. Khi nhiệt độ nước<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 độ, hiệu suất loại bỏ TN tốt, nước thải ổn định dưới 15 mg/L. Tại thời điểm này, khi xem xét việc loại bỏ các chất ô nhiễm khác, công suất xử lý nước thải có thể được tăng lên một cách thích hợp.
Như thể hiện trongHình 3, khi nhiệt độ nước giảm dần, NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N giảm từ mức tối đa 99,52% xuống mức tối thiểu 74,77% và NH nước thải4+-Nồng độ N tăng từ tối thiểu 0,17 mg/L lên 8,40 mg/L. Nhiệt độ nước giảm sẽ ức chế hoạt động của vi khuẩn nitrat hóa, nitrat hóa, làm giảm NH4+-N removal. However, when water temperature >12 độ, lượng nước thải trung bình NH4+-Nồng độ N là 1,58 mg/L. Khi nhiệt độ nước nhỏ hơn hoặc bằng 12 độ, NH nước thải trung bình4+-Nồng độ N tăng lên 6,58 mg/L, nhưng NH nước thải4+-N luôn đạt tiêu chuẩn hạng A của DB 34/3527-2019. Khi nhiệt độ nước là 20 ~ 32 độ, NH trung bình4+-Tỷ lệ loại bỏ N vượt quá 96%. Kết hợp vớiHình 5 (b), nước thải NH4+-Nồng độ N dưới 2 mg/L trong phạm vi này, cho thấy hoạt động của vi khuẩn nitrat hóa cao và NH tổng thể xuất sắc4+-N loại bỏ. Khi nhiệt độ nước giảm dần từ 20 độ xuống 12 độ thì NH trung bình4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 độ thích hợp cho vi khuẩn nitrat hóa phát triển, thúc đẩy quá trình nitrat hóa. Vì vậy, NH4+-N duy trì tỷ lệ loại bỏ cao trong phạm vi 12~20 độ. Khi nhiệt độ nước giảm dần từ 12 độ xuống 0 độ thì NH trung bình4+-Tỷ lệ loại bỏ N vẫn đạt 80%. Nghiên cứu hiện tại cho thấy vi khuẩn nitrat hóa gần như mất khả năng nitrat hóa ở 0 độ. Tuy nhiên, kết quả nghiên cứu này cho thấy ngay cả ở nhiệt độ 0 độ NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N vượt quá 75%, cho thấy hiệu suất nitrat hóa tốt của quá trình này ở nhiệt độ thấp. Điều này là do hệ thống IFAS trong phần A2O-MBBR của nghiên cứu này có tuổi bùn màng sinh học dài lên tới khoảng 1 tháng, khiến tốc độ nitrat hóa trong bể sinh hóa ít bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ hơn nhiều so với các quy trình bùn hoạt tính truyền thống, cải thiện đáng kể hiệu suất nitrat hóa ở nhiệt độ mùa đông thấp. Nghiên cứu của Wei Xiaohan et al. cũng chỉ ra rằng lý do chính khiến NH không-tuân thủ4+-Nước thải N trong điều kiện nhiệt độ nước thấp là độ tuổi bùn hoạt tính không đủ, với tác động của nhiệt độ đến hoạt động của quá trình nitrat hóa chỉ là thứ yếu. Do đó, mặc dù nhiệt độ nước giảm ảnh hưởng đến hoạt động của quá trình nitrat hóa ở một mức độ nào đó, nhưng độ tuổi bùn đủ trong quá trình này đảm bảo NH4+-Loại bỏ N ở nhiệt độ thấp. Trong thời gian thử nghiệm, lượng NH thải ra trung bình4+-Nồng độ N là 3,50 mg/L và quy trình kết hợp cho thấy hiệu suất nitrat hóa tốt và ổn định.
2.2.3 Hiệu suất loại bỏ phốt pho
Như thể hiện trongHình 3, tỷ lệ loại bỏ TP thay đổi rất ít khi nhiệt độ nước thay đổi, duy trì ổn định trên 94%. Kết hợp vớiHình 6, nồng độ TP đầu vào dao động từ 3,03~4,14 mg/L và nồng độ TP nước thải dao động từ 0,14~0,28 mg/L, đáp ứng tiêu chuẩn loại A của DB 34/3527-2019. Quá trình này dựa vào hoạt động kết hợp giữa loại bỏ phốt pho sinh học (bằng PAO) và loại bỏ phốt pho hóa học (bằng PAC). Khi nhiệt độ nước giảm, hoạt động PAO bị ức chế, ảnh hưởng đến quá trình loại bỏ phốt pho sinh học. Tuy nhiên, quy trình này bổ sung khả năng loại bỏ phốt pho bằng hóa học bằng liều lượng 3,7 g/ngày PAC, duy trì tốc độ loại bỏ TP ổn định và giảm tác động của sự thay đổi nhiệt độ nước đối với việc loại bỏ phốt pho trong quy trình kết hợp. Thiết bị A2O có hiệu suất loại bỏ TP tốt nhất. Nồng độ TP trung bình của đơn vị nước thải kỵ khí{23}}thiếu khí là 2,48 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ là 32,61%. Nồng độ TP trung bình trong nước thải của đơn vị hiếu khí là 0,29 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ là 59,51%. Tỷ lệ loại bỏ TP tổng thể cho thiết bị A2O là 92,12%. Thiết kế có vách ngăn của khu vực A2O{28}}MBBR có thể loại bỏ phần lớn nitơ nitrat có trong dung dịch hỗn hợp tuần hoàn, cho phép PAO kỵ khí giải phóng phốt pho triệt để hơn trong khu vực kỵ khí và hấp thụ phốt pho hoàn toàn hơn trong khu vực hiếu khí, tăng cường khả năng loại bỏ phốt pho sinh học. Ngoài ra, việc loại bỏ phốt pho hóa học bằng cách định lượng ở một bên của bể MBBR hiếu khí duy trì tốc độ loại bỏ TP ổn định, chất lượng nước thải ổn định tốt hơn tiêu chuẩn cấp A của DB 34/3527-2019. Quá trình loại bỏ lân sinh học ở khu vực A2O-MBBR chủ yếu xảy ra khi PAO trong bể kỵ khí có vách ngăn sử dụng nguồn carbon để chuyển hóa một phần chất hữu cơ và axit béo dễ bay hơi thành polyhydroxyalkanoates (PHA). Khi nước thải chảy từ bể kỵ khí có vách ngăn sang bể MBBR hiếu khí, PAO sau đó sẽ sử dụng PHA làm chất cho điện tử để hoàn thành quá trình hấp thu phốt pho. Tuy nhiên, hiệu suất loại bỏ phốt pho sinh học dễ bị ảnh hưởng bởi hoạt động PAO và nhiệt độ nước thấp sẽ hạn chế hoạt động PAO. Do đó, để đạt được khả năng loại bỏ phốt pho ổn định, việc loại bỏ phốt pho bằng hóa học đã được đưa vào thiết kế quy trình. Ngoài ra, sự hấp phụ của lớp nền trong vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt dựa trên carbon và sự phát triển của thực vật ngập nước trong ao sinh thái cũng hấp thụ một số phốt pho.
Tóm lại, thiết lập hoạt động ổn định trong thời gian thử nghiệm với hiệu suất loại bỏ chất ô nhiễm tổng thể tốt. Quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW đạt tỷ lệ loại bỏ trung bình là 68,40%, 89,45%, 73,94% và 94,04% đối với TN, NH4+-N, COD và TP tương ứng. Nồng độ nước thải trung bình lần lượt là 11,69 mg/L, 3,50 mg/L, 26,9 mg/L và 0,22 mg/L, tất cả đều đáp ứng tiêu chuẩn loại A của DB 34/3527-2019. Nghiên cứu của Wu Qiong et al. chỉ ra rằng A2O-MBBR là một quy trình tổng hợp gồm bùn hoạt tính và màng sinh học, có số lượng vi sinh vật lớn, tuổi bùn dài, tải trọng thể tích cao, thể tích và dấu chân nhỏ, khả năng chống sốc mạnh, chất lượng nước thải tốt và hoạt động ổn định. Hơn nữa, hiệu suất khử nitrat của các quy trình màng sinh học trong mùa đông tốt hơn so với quy trình bùn hoạt tính, khiến quy trình này phù hợp hơn để xử lý nước thải ở nhiệt độ thấp vào mùa đông. Đây cũng là lý do chính dẫn đến hiệu suất loại bỏ chất ô nhiễm tốt của phần A2O{18}}MBBR trong nghiên cứu này. Quy trình kết hợp A2O{21}}MBBR + CW trong nghiên cứu này bổ sung vùng xử lý đánh bóng CW trên cơ sở quy trình A2O-MBBR, nâng cao hơn nữa hiệu suất thanh lọc tổng thể và độ ổn định vận hành của quy trình. Loại bỏ TN và NH4+-N ít bị ảnh hưởng bởi sự thay đổi nhiệt độ nước theo mùa, trong khi việc loại bỏ COD và TP hầu như không bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ nước theo mùa. Trong thời gian thử nghiệm, nó thể hiện khả năng chống sốc mạnh mẽ, khiến nó phù hợp để sử dụng ở các vùng nông thôn có sự biến động lớn về chất lượng và số lượng nước thải sinh hoạt.
2.3 Phân tích kinh tế của quá trình kết hợp
Chi phí của quá trình kết hợp này chủ yếu bao gồm chi phí xây dựng và chi phí vận hành xử lý nước thải. Chi phí xây dựng dành cho việc thiết lập bố trí thử nghiệm, bao gồm mua thân bể, thiết bị điện phụ trợ, phương tiện truyền thông, nhà máy ngập nước và phụ kiện đường ống, tổng cộng khoảng 3.000 CNY. Dựa trên công suất xử lý nước thải tối đa trong quá trình thử nghiệm là 0,18 m³/d, chi phí xây dựng trên mỗi m³ nước thải được xử lý là khoảng 16.700 CNY. Chi phí vận hành chủ yếu phát sinh từ hoạt động thiết lập, bao gồm tiêu thụ năng lượng của thiết bị, chi phí hóa chất, chi phí xử lý bùn và chi phí nhân công. Thiết bị điện bao gồm: bơm cấp liệu (công suất 2 W, Q{10}} m³/d), bơm tuần hoàn (công suất 2 W, Q=2.8 m³/d), thiết bị sục khí (công suất 5 W, tốc độ sục khí=5 L/phút) và bơm định lượng nhu động (công suất 2 W). Tính toán dựa trên công suất sử dụng tối đa thực tế: bơm cấp liệu 0,13 W, bơm tuần hoàn 0,19 W, thiết bị sục khí 1,25 W, bơm định lượng 2 W. Tổng công suất sử dụng thực tế là 0,00357 kW, điện năng tiêu thụ hàng ngày 0,086 kWh. Điện năng tiêu thụ trên mỗi m³ nước thải được xử lý là 0,48 kWh. Sử dụng giá điện công nghiệp là 0,7 CNY/kWh, giá điện là 0,33 CNY/m³. Chi phí hóa chất PAC khoảng 2,4 CNY/kg, mức sử dụng 3,7 g/ngày. PAC cần thiết cho mỗi m³ nước thải là 20,56 g, giá 0,05 CNY/m³. Chi phí xử lý bùn=số lượng bùn × chi phí xử lý bùn theo thể tích đơn vị. Lượng bùn khô tạo ra trên mỗi tấn nước là 0,09 kg. Dựa trên đơn giá vận chuyển và xử lý bùn thải của WWTP đô thị là 60 CNY/tấn, chi phí xử lý bùn cho mỗi tấn nước=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Do quá trình thiết lập thí điểm chỉ yêu cầu kiểm tra định kỳ sau khi vận hành nên chi phí nhân công được ước tính dựa trên kinh nghiệm kỹ thuật thực tế. Một nhà máy công suất 10.000 tấn mỗi ngày được vận hành bởi 1 ~ 2 người. Giả sử mức lương của một người độc thân là 3.000 CNY/tháng, đối với 2 người, chỉ số chi phí nhân công là khoảng 0,02 CNY/tấn nước. Chi tiết chi phí được thể hiện trongBảng 4. Tóm lại, chi phí vận hành xử lý là khoảng 0,46 CNY/m³. Tuy nhiên, khi công suất xử lý nước thải tăng lên, chi phí xây dựng và vận hành trên mỗi tấn nước sẽ giảm. Chi phí xây dựng và vận hành trong quá trình thử nghiệm thí điểm chỉ mang tính chất tham khảo.
3. Kết luận
Quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW cho thấy hiệu suất tốt trong xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn. Việc loại bỏ TP và COD phần lớn không bị ảnh hưởng bởi sự thay đổi nhiệt độ nước. Tỷ lệ loại bỏ trung bình 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 độ, chất lượng nước thải có thể đáp ứng tiêu chuẩn hạng A GB 18918-2002 "Tiêu chuẩn xả chất ô nhiễm cho các nhà máy xử lý nước thải thành phố". Quá trình này có thể sử dụng hiệu quả chất hữu cơ trong hệ thống làm nguồn carbon để tăng cường quá trình khử nitrat, duy trì khả năng loại bỏ TN trên 50% ngay cả ở nhiệt độ nước thấp tới 0 độ.
Công suất xử lý nước thải tối ưu cho quy trình kết hợp A2O-MBBR + CW trong mùa đông là 120 L/d và 180 L/d trong các mùa không phải mùa đông. Sự thay đổi nhiệt độ nước theo mùa (giảm dần từ 32 độ xuống 0 độ) chỉ có tác động nhất định đến việc loại bỏ nitơ bằng quy trình kết hợp. Tỷ lệ loại bỏ TN giảm từ 79,19% xuống 51,38% và NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N giảm từ 99,52% xuống 74,77%. Ngay cả ở 0 độ, chất lượng nước thải vẫn ổn định đạt tiêu chuẩn loại A theo DB 34/3527-2019 và NH4+-Tỷ lệ loại bỏ N vẫn đạt 74,77%. Điều này được hưởng lợi từ hệ thống IFAS, trong đó tuổi bùn lên tới 1 tháng đảm bảo quá trình nitrat hóa ở nhiệt độ thấp. Quá trình này hoạt động ổn định trong thời gian thử nghiệm, thể hiện khả năng chống chịu mạnh mẽ với sự thay đổi nhiệt độ nước.
Quy trình A2O-MBBR trả trước sử dụng hai loại chất mang màng sinh học lơ lửng để gắn vi sinh vật, tạo thành hệ thống IFAS. Vùng đất ngập nước dòng chảy dưới bề mặt dựa trên cacbon- đã sử dụng nhiều chất độn đa phương tiện bao gồm than sinh học bùn, đá vôi và zeolit, nâng cao hiệu suất lọc đồng thời cung cấp bề mặt bám dính rộng rãi cho vi sinh vật, cải thiện khả năng xử lý sinh học. Quy trình A2O-MBBR trả trước với IFAS có nồng độ sinh khối cao. Vùng đất ngập nước hỗn hợp CW phía sau đóng vai trò là giai đoạn xử lý đánh bóng, xử lý thêm nước thải, giúp hệ thống tổng thể có khả năng chống sốc tốt hơn.
Quy trình kết hợp A2O-MBBR + CWs phù hợp để xử lý nước thải sinh hoạt ở khu vực nông thôn có sự biến động lớn về chất lượng và số lượng. Nó hoạt động ổn định và hiệu quả, với chi phí xử lý khoảng 0,46 CNY/m³. Hơn nữa, các phần quy trình A2O-MBBR+CW có thể được điều chỉnh linh hoạt theo các tiêu chuẩn, kịch bản và mục đích thải khác nhau. Quá trình kết hợp này có thể cung cấp dữ liệu tham khảo và cơ sở cho các dự án xử lý nước thải sinh hoạt nông thôn ở Trung Quốc, đưa ra lộ trình sử dụng tài nguyên cho đất hoang nhàn rỗi ở khu vực nông thôn và có tiềm năng ứng dụng thị trường rộng rãi theo xu hướng quốc gia (nhấn mạnh vào việc cải thiện chất lượng môi trường nông thôn.