地方の生活排水を処理するための A2O-MBBR + CW 複合技術の効果
近年、州は生活環境の改善に重点を置き、農村部の生活排水処理に対する要求を高めながら、農村部の活性化開発戦略を深く推進している。現在、農村部の家庭廃水処理の主なプロセスには、生物学的方法、生態学的方法、および複合プロセスが含まれており、そのほとんどは都市廃水処理に由来しています。しかし、農村部は人口が分散しているため、廃水の飛散性の高さ、回収の難しさ、処理規模の小ささ、資源利用率の低さ、処理施設の不足など多くの問題を抱えています。さらに、廃水の水質と量、地理的位置、気候、経済レベルには地域ごとに大きな違いがあり、処理技術を標準化することが困難になっています。都市下水処理技術を単純に導入することは不可能です。農村部では、下水道網などの廃水を収集するためのインフラが不十分なことがよくあります。廃水の収集は、合流式下水のオーバーフローや地下水の浸透の影響を受けやすく、その結果、廃水中の有機物濃度が低くなり、生物学的窒素除去が困難になります。農村地域では廃水の水質と量が大きく変動するため、処理施設内で安定したバイオマス濃度を維持することが困難になっています。さらに、冬の低い気温により生物処理能力が制限され、効率が低く、排水品質が不安定になり、従来の活性汚泥プロセスの基準を超える傾向があります。したがって、衝撃荷重に対する強い耐性、長期安定運転、低エネルギー消費、高い処理効率を備えた、地域の状況に適した廃水処理技術の開発が急務となっています。-
中国の農村地域では、低コストで管理が容易な家庭廃水処理技術を好む傾向があり、生物学的 + 生態学的複合プロセスが主な研究方向となっています。{0}{1}現在、地方で広く使用されている統合型パッケージ廃水処理装置は、主に嫌気性-無酸素性-酸素性(A2O)や移動床バイオフィルム反応器(MBBR)などのプロセスを採用しています。研究によると、MBBR プロセスは正確な運用管理よりも施設設計に依存しており、規制に専門の技術者を必要とせず、運用とメンテナンスが容易です。これは、技術者が不足している地方の生活排水処理の実際のニーズにより適しています。その利点には、高いバイオマス濃度、衝撃荷重に対する強い耐性、高い処理効率、および小さな設置面積が含まれます。 Luo Jiawenらによる研究。 MBBR 媒体を A2O プロセスに追加すると、廃水処理能力が大幅に向上する可能性があることを示しています。 Zhou Zhengbing らは、実際の地方の家庭排水プロジェクトで、2 段階の嫌気性/無酸素性-生物学的曝気フィルターを組み合わせたプロセスを設計し、GB 18918-2002 年「都市下水処理施設の汚染物質の排出基準」のグレード A 基準を満たす安定した排水品質を達成しました。さらに、人工湿地 (CW) は、地方の家庭廃水処理によく使用されます。たとえば、Zhang Yang et al.彼らは、建設された湿地を改良するための充填剤としてバイオ炭を使用し、TN、TP、および COD の除去率がそれぞれ 99.41%、91.40%、および 85.09% に達する可能性があることを発見しました。私たちのグループによる以前の研究でも、汚泥バイオ炭フィラーが建設された湿地の窒素とリンの除去性能を向上させ、システム全体の処理効率と有効性を向上させ、システムの衝撃荷重に対する耐性を高めることができることを示しました。上記の研究に基づいて、農村部の家庭廃水処理に適した複合技術を探求し、安定したバイオマス濃度を維持することの難しさ、衝撃荷重に対する弱い耐性、および農村部の廃水処理施設における変動や基準を超えやすい排水質などの課題に対処するために、著者は A2O-MBBR プロセスを最前線に配置し、浮遊生物膜担体で満たして統合固定膜活性汚泥 (IFAS) 環境を作り出し、システム汚泥を増加させました。集中力を高め、治療効率を高めます。農村地域の池や窪地などの遊休地の生態学的利用を考慮し、造成湿地を磨き処理プロセスとして組み合わせることで、汚泥バイオ炭充填剤の使用、硝化液の再循環、水中植物の植栽などの方法を採用し、複合湿地の運用安定性を高めました。このようにして、A2O-MBBR + CWs 複合プロセスが構築されました。
この研究では、合肥市の村の下水処理場からの未処理廃水を処理対象として使用し、A2O-MBBR + CW 複合プロセスのパイロット規模の実験装置を構築しました。{2}季節による水温変化が処理性能に及ぼす影響を調査した。流入水と流出水の汚染物質指標は、除去効率と運転の安定性を調査するために運転中に監視されました。同時に、プロセスの経済的実現可能性が分析されました。その目的は、中国の農村部の生活排水処理プロジェクトにおけるA2O+建設湿地複合技術の適用のためのデータ参照と基礎を提供すること、また、生活排水処理の促進と農村地域での美しく生態学的に住みやすい村の構築のための参考資料を提供することである。
1. 実験装置と研究方法
1.1 組み合わせたプロセスフロー
A2O-MBBR + CW の複合プロセス実験では、A2O ユニット、炭素-ベースの地下流湿地、生態池の一連の操作を採用しました。 A2O ユニットは、バッフル付き嫌気性-無酸素接触タンクと好気性膜タンク (MBBR) で構成されていました。バッフル付き嫌気性タンクと好気性 MBBR タンクの曝気ゾーンの両方を懸濁したバイオフィルム担体媒体で満たし、微生物がバイオフィルムを形成するための付着表面を提供しました。タンク内の活性汚泥と生物膜が共存し、システムバイオマスを安定的に維持できるIFASシステムを形成しました。バッフル付き無酸素タンクは、硝化液の再循環により脱窒プロセスを強化しました。好気性MBBRタンクは、硝化性能を高めるために底部に曝気システムを備えていました。追加の化学的リン除去のためにポリ塩化アルミニウム (PAC) 注入ポートがタンク内に設置され、効率的なリン除去が可能になりました。 CW ユニットには、炭素-ベースの地下流湿地と水中植物生態池が含まれていました。炭素-ベースの地下流で構築された湿地には、3 段階のフィラー濾過システムが採用されています。-詰まりを軽減するために培地を逆洗するために、エアレーションディスクがフィラーゾーンの底に設置されました。浸水植物生態池の底には石灰岩の基質層があり、耐寒性の浸水植物バリスネリア ナタンスとポタモゲトン クリスパスが植えられていました。{20}セットアップは屋外に設置されました。生態池には温度計を設置し、季節による水温の変化を監視しました。 A2O-MBBR + CW を組み合わせたプロセスの詳細なプロセス フローを以下に示します。図1.
1.2 セットアップ設計と動作パラメータ
実験装置は厚さ 10 mm のポリプロピレン板を使用して構築されました。バッフル付き嫌気性タンクは正方形のバイオフィルム担体媒体で満たされ、バッフルプレートが含まれていました。バッフル付き無酸素タンクの混合液再循環率は 50% ～ 150% であり、バッフル板も含まれていました。好気性MBBRタンクはバッフルにより好気性曝気ゾーンと沈降ゾーンに分割されました。曝気ゾーンは、空気-対-の比率が6:1〜10:1のMBBR懸濁担体媒体で満たされました。沈降ゾーンには、PAC 投与ポートと沈降補助用の傾斜プレートがありました。炭素-ベースの地下流湿地: 一次充填ゾーンは石灰石 (直径約 5 cm)、二次充填ゾーンはゼオライト (直径約 3 cm)、三次充填ゾーンは汚泥バイオ炭充填材 (直径約 0.5 ～ 1.0 cm) で充填されました。各ゾーンの充填材の高さは 75 cm でした。外部炭素源の添加、観察、メンテナンス/排出などの機能のために、一次充填ゾーンと二次充填ゾーンの間に幅約4cmのギャップゾーンを設定しました（この実験では炭素源は添加しませんでした）。植物生態池を水中に埋め、高さ 20 cm に石灰石充填材 (直径約 3 cm) を充填しました。浸漬植物は列間隔１０ｃｍ、株間１０ｃｍで植えた。実験では、流入水として合肥市の村の下水処理場からの生の廃水を使用した。実験期間は2022年5月25日から2023年1月17日までの合計239日間でした。浸水植物は 12 月 2 日に 1 回、約 6 か月に 1 回の頻度で収穫されました。設計された廃水処理能力は 50~210 L/日でした。セットアップの詳細な設計パラメータを以下に示します。表1.
1.3 実験方法
1.3.1 実験計画
1.3.1.1 最適排水処理能力試験
実験装置の試運転（安定した排水水質）に成功した後、2022 年 5 月 25 日から 2022 年 6 月 30 日まで、最適な廃水処理能力試験が実施されました。好気性タンクの空気対水比 6:1、硝化液再循環率 100%、PAC (Al2O3 含有量 28%) 使用量約 3.7 を維持する条件下で行われました。 g/d に応じて、設備の廃水処理能力は徐々に増加しました (50、60、70、80、100、120、150、180、210 L/d)。排水品質の変化を監視して、設備の最適な排水処理能力を検討しました。この期間の水温は24.5～27.1度の間で変動した。冬季の安定した排水規制遵守を確保するために、排水基準として GB 18918-2002「都市下水処理施設の汚染物質の排出基準」のグレード A 基準が採用されました。
1.3.1.2 複合プロセス全体の処理性能試験
試験期間は2022年7月1日から2023年1月17日まででした。最適な排水処理能力は120 L/日に設定されました。好気性タンクの空気-と-の水の比率は6:1〜10:1、混合液の再循環比率は50%〜150%でした。流入水および流出水の水質指標 (TN、TP、NO)3--ニューハンプシャー州北部4+各プロセスユニットからの -N、COD) が監視されました。試験期間中の水温変化（季節的気候の影響）を記録しました。地方の家庭廃水に対する A2O-MBBR + CW 複合プロセスの処理性能を分析し、季節による水温変化が複合プロセスのパフォーマンスに及ぼす影響を調査しました。
1.3.2 サンプリング
試験期間中は不定期（週に1～2回程度）で水質検査を実施しました。サンプルは、セットアップ流入水、バッフル付き嫌気性-無酸素性タンク流出水、好気性 MBBR タンク流出水、炭素-ベースの地下流湿地流出水、および水中植物生態池流出水から収集されました。流入サンプルはセットアップの入口パイプから採取され、流出サンプルは各ユニットの出口から採取されました。水質指標検査はサンプリング当日に完了しました。テストされたインジケーターには TN、TP、NO が含まれます3--ニューハンプシャー州北部4+-N、および COD。サンプルが採取されるたびに、生態池の温度計から読み取られた水温が記録されました (0 ～ 32 度の間で変化します)。生態池の水温は季節の温度差により自然に変化します。実験装置用に設計された排水基準は、DB 34/3527-2019「地方の家庭廃水処理施設における水質汚染物質の排出基準」のグレード A 基準に準拠しました。設計された流入水濃度と排水基準については、以下に詳しく説明されています。表2.
1.3.3 水質分析方法
水サンプル中の TN 濃度は、HJ 636-2012「水質 - 全窒素の測定 - アルカリ過硫酸カリウム消化 UV 分光光度法」を使用して測定されました。いいえ3--窒素濃度は、HJ/T 346-2007「水質- 硝酸性窒素の測定 - 紫外分光光度法 (試験)」を使用して測定されました。 NH4+-窒素濃度は、HJ 535-2009「水質-アンモニア性窒素の測定-ネスラー試薬分光光度法」を使用して測定されました。 COD は、HJ 828-2017「水質-化学的酸素要求量の測定-重クロム酸塩法」を使用して測定されました。 TP 濃度は、GB 11893-1989「水質 - 総リンの測定 - モリブデン酸アンモニウム分光光度法」を使用して測定しました。
2. 結果と考察
2.1 複合プロセスのパフォーマンスに対する廃水処理能力の影響
に示すように、図2(a)(b)1 日あたりの廃水処理能力が 50 L/d から 210 L/d まで徐々に増加するにつれて、TN および NH の除去効率も向上しました。4+-複合プロセスの各単位による N は減少傾向を示しました。 TN 除去率は 91.55% (50 L/日) から 52.17% (210 L/日) に減少し、NH4+-N 除去率は 97.47% (70 L/日) から 80.68% (210 L/日) に減少しました。これは、毎日の廃水処理能力の増加により水力滞留時間が減少し、微生物が汚染物質を分解するのに利用できる時間が短縮され、結果として処理性能が低下するためです。このうちA2OユニットがTNとNHに最も貢献した4+-N の削除。このユニットの平均流入水 TN 濃度は 38.68 mg/L、流出水は 16.87 mg/L、除去率は 56.29% でした。平均的な影響力を持つNH4+-窒素濃度は 36.29 mg/L、排水は 5.50 mg/L、除去率は 84.85% でした。炭素-ベースの地下流湿地では、流入水の平均TN濃度は16.87 mg/L、流出水は11.96 mg/Lで、除去率は29.10%でした。水没植物生態池では、流入水の平均 TN 濃度は 11.96 mg/L、流出水は 9.47 mg/L、除去率は 20.82%でした。炭素-ベースの地下流湿地の窒素除去性能は生態池よりも優れていた。これは、地下流湿地の嫌気性-環境が脱窒に適しているためである。しかし、NHは4+-生態池の窒素除去性能は、地下流湿地のそれよりも優れていました。平均的な影響力を持つNH4+-炭素ベースの地下流湿地の窒素濃度-は 5.50 mg/L、流出水は 4.04 mg/L で、除去率はわずか 26.53% でした。生態池の場合、平均流入水NH4+-窒素濃度は 4.04 mg/L、排水は 2.38 mg/L、除去率は 41.07% でした。これは、生態池の好気的環境が硝化に適しており、より多くのNH が変換されるためです。4+-N を NO に3--N、結果として NH が高くなります4+-N 除去率。廃水処理能力が 150 L/d に達したとき、廃水の TN 濃度は 15.11 mg/L となり、GB 18918-2002 のグレード A 基準を超えました。したがって、安定したTN準拠を確保するために、最大排水処理能力は120 L/日となりました。排水処理能力が 210 L/d に達すると、排水の NH4+-窒素濃度は 7.07 mg/L で、GB 18918-2002 のグレード A 基準を超えていました。したがって、NH の最大排水処理能力は、4+-N コンプライアンスは 180 L/日でした。
に示すように、図2(c)、平均流入水 COD は 100 mg/L 未満であり、有機含有量が低いことを示しています。廃水処理能力の増加は COD 除去に大きな影響を与えず、COD 除去率は 75% ～ 90% でした。廃水処理能力が 50 L/d から 210 L/d に増加すると、平均排水 COD は 19.16 mg/L、最大排水 COD は 26.07 mg/L となり、GB 18918-2002 Grade A の基準である 50 mg/L を依然としてはるかに下回っています。A2O ユニットが COD 除去に最も貢献しました。これは、好気性 MBBR タンク内の曝気装置が発生したためです。好気性環境を整え、好気性微生物の生化学的能力を高め、COD除去を強化します。さらに、A2O ユニット内の硝化液の再循環により、バッフル付き無酸素タンクが廃水中の有機物を炭素源としてさらに利用できるようになり、脱窒を強化しながら COD の一部を除去できました。炭素ベースの地下流湿地は、COD 除去に 2 番目に大きく貢献しました。その嫌気性無酸素環境は、廃水中の有機物を炭素源として利用するのに役立ち、脱窒を促進しながら有機物の一部を分解します。これが、より優れた TN 除去を実現する理由でもあります。さらに、地下流湿地の基層は一部の有機物を吸着する可能性があります。生態学的池は COD 劣化に対して限定的な影響を及ぼした。生態池への平均流入水 COD は 22.21 mg/L で、最も容易に生分解される有機物はすでに分解されており、分解がより困難な有機物が残されています。
に示すように、図2(d)、廃水処理能力が増加しても、廃水の TP 濃度は安定したままでした。廃水処理能力の増加は、TP 除去に大きな影響を与えませんでした。流入水の平均 TP 濃度は 3.7 mg/L、流出水の平均濃度は 0.18 mg/L で、平均除去率は 95.14% で、良好な TP 除去が示されました。 TP は主に A2O ユニットで除去されました。 A2O ユニットの流入水 TP 濃度は 3.7 mg/L で、流出水はわずか 0.29 mg/L で、GB 18918-2002 Grade A の基準 0.5 mg/L よりも優れていました。これは、A2O ユニットがリン蓄積生物 (PAO) による生物学的リン除去を行うだけでなく、投与による化学的リン除去も追加されているためです。 3.7 g/日の PAC。生物学的リン除去と化学的リン除去を組み合わせることで、A2O ユニットで 90% 以上のリンが除去されました。地下流湿地と生態池は主に、リン除去のための基質の吸着、沈降、植物の取り込み、微生物の分解などのメカニズムに依存していました。さらに、湿地に流入する TP 濃度はすでに 0.29 mg/L と低く、さらなる除去がより困難になっています。これらの理由が組み合わさって、湿地と生態池の一般的な TP 除去パフォーマンスにつながりました。
したがって、すべての廃水指標が GB 18918-2002 グレード A 規格に安定して準拠していることを保証するために、このプロセスの最適な廃水処理能力は 120 L/d と決定されました。
2.2 複合プロセスの汚染物質除去性能
2.2.1 COD除去性能
に示すように、図3, 全体の処理性能試験期間中（2022年7月1日～2023年1月17日、排水処理能力120L/日）、水温は32度から0度まで低下傾向にありました。 COD 除去率は変動し、水温の低下は COD 除去に明らかな影響を与えませんでした。と組み合わせる図4、COD除去率は66.16%〜82.51%の間で変化し、主に流入COD濃度に影響されました。研究によると、嫌気性/無酸素条件下では、COD 除去は主に微生物の作用に依存していることが示されています。 A2O-MBBR+CW プロセスは、嫌気性-無酸素性-酸素性-無酸素性-酸素性条件を交互に繰り返し、COD 除去を強化します。運転中、水温が低下すると、流入水 COD は 80～136 mg/L の範囲でしたが、流出水 COD は 50 mg/L 以下で安定しており、DB 34/3527-2019 のグレード A 基準を満たしており、有機分解が良好であることを示しています。 A2OセクションがCOD除去に最も貢献しました。バッフル付き嫌気性無酸素接触タンクの平均 COD 除去率は 43.38% で、総 COD 除去量の 65.43% を占めました。好気性 MBBR タンクの平均除去率は 14.69% で、全体の 19.87% を占めました。 A2O セクションは COD 除去に 85% 以上貢献し、バッフル付き嫌気性タンクと好気性 MBBR タンクの媒体の大きな比表面積、高い汚泥濃度、細菌→原生動物→後生動物の食物連鎖の形成の恩恵を受け、水中の有機物を効果的に分解しました。 IFAS システムの高い生物多様性により、温度が変化しても有機物が良好に除去されます。さらに、バッフル付き嫌気無酸素接触槽内の廃水中の可溶性有機物の一部は、脱窒細菌によって炭素源として使用されます。一方、再循環混合液はNOを増加させた3--バッフル付き無酸素タンク内の窒素濃度。バクテリアが脱窒して NO を変換することで炭素源の利用を促進します。3--いいえ2--N を窒素ガスに変換します。バッフル付き嫌気性無酸素接触タンクにおける高い COD 除去率は、このプロセスが廃水中の有機物を脱窒炭素源として効率的に利用できることをさらに証明しています。炭素-ベースの地下流湿地では、平均 COD 除去率が 7.18% であり、総 COD 除去量の 9.18% を占めました。地下流湿地の嫌気・無酸素環境は有機物を炭素源とする微生物の繁殖を促進し、脱窒を促進しながらCOD除去を実現します。関連する研究では、バイオ炭フィラーが静電引力と分子間水素結合によって有機物を吸着できることも示されています。したがって、地下流湿地の汚泥バイオ炭充填材も有機物をある程度吸着すると考えられます。水没した植物生態池の平均 COD 除去率はわずか 3.68% でした。これは、池に流入する COD が平均 30.59 mg/L とすでに低く、主に耐火性有機物で構成されており、主に吸着と植物の取り込みによって除去され、効果が限られていたためです。
2.2.2 窒素除去性能
に示すように、図3、水温が32度から12度まで徐々に下がると、TNとNH4+-N 個の除去率が変動しました。平均TN除去率は75.61%に達し、平均NH4+-N 除去率は 95.70% に達しました。水温が12度以下になるとTN、NH4+-N 除去率は急速な低下傾向を示しましたが、平均除去率は依然としてそれぞれ 58.56% と 80.40% に達しました。これは、季節的な水温低下により微生物の活動が阻害され、脱窒性能が弱まったためと考えられます。複合プロセス運転期間（2022年7月1日から2023年1月17日まで）における流入水および流出水の汚染物質濃度の統計結果によると、表3、平均的な影響力のある TN および NH4+-N 濃度はそれぞれ 36.56 mg/L と 32.47 mg/L でした。 NH4+-N は TN の 88.81% を占めました。流入NO3--N (0.01 mg/L) はほとんど無視できました。平均排水TNおよびNH4+-窒素濃度はそれぞれ 11.69 mg/L と 3.5 mg/L で、どちらも DB 34/3527-2019 のグレード A 基準を満たしていました。平均排水NO3--N 濃度は 6.03 mg/L で、このプロセスの良好な硝化能力が示され、NH が変換されました4+-N から NO3--N.しかし、NOが蓄積すると、3--排水中の窒素は、さらなる脱窒の余地がまだあることを示唆しています。に示すように、図5(a), TN 除去率は A2O セクションで最も高かった。バッフル付き嫌気性-無酸素接触タンクの平均 TN 除去率は 44.25%、好気性 MBBR タンクの平均 TN 除去率は 9.55% でした。これは好気帯の硝化菌と無酸素帯の脱窒菌の複合作用の結果です。炭素-ベースの人工湿地では、平均 TN 除去率が 11.07% でした。これは、その炭素源の放出能力と嫌気性/無酸素環境が脱窒を促進し、一定の窒素除去能力を維持しているためです。植物生態池の水没状態では、好気的環境が脱窒を促進しないため、一般的な除去性能では平均 TN 除去率はわずか 3.54% でした。に示すように、図5(b)、ニューハンプシャー州4+-N の除去は主に A2O セクションで完了しました。バッフル付き嫌気性-無酸素接触タンクには、NH が備わっていました。4+-N 除去率は 59.46%、好気性 MBBR タンクには NH が含まれていました。4+-N 除去率は 24.24%。 A2O セクションは、NH 総量の 93.57% を占めました。4+-N の削除。高NH4+-A2O セクションでの N 除去は、好気性 MBBR タンクでの継続的な曝気によって行われ、硝化細菌が DO を十分に利用して NH を変換できるようになります。4+-N から NO3--N.これは無酸素タンクに再循環され、そこで脱窒バクテリアが NO を変換します。3--削除の場合は N から N2 まで。テスト期間中の平均 TN 除去率は 68.40%、平均 NH 除去率は 68.40% でした。4+-窒素除去率は 89.45% であり、良好な窒素除去性能を示しています。
に示すように、図3水温が 32 度から 0 度に低下すると、TN 除去率は最大 79.19% から 51.38% に低下しました。と組み合わせる図5(a), when water temperature was >Zhang Naらの研究と一致し、20〜32度の範囲では微生物の活動がより高く、より良い脱窒につながるため、平均TN除去率は75％を超え、平均排水濃度は8.41 mg/Lでした。水温が20度から5度に低下すると、平均TN除去率は65.44%に低下し、平均排水濃度は12.70mg/Lに増加した。水温が0~5度の場合、平均TN除去率は52.75%に低下し、平均排水濃度は17.62mg/Lに増加し、TN除去に一定の影響を示した。研究によると、水温が低下すると微生物の活動が抑制されることがわかっています。水温のとき<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 度、TN 除去性能は良好で、流出液は 15 mg/L 未満で安定しています。このとき、他の汚染物質の除去を考慮して、廃水処理能力を適切に増加させることができる。
に示すように、図3、水温が徐々に低下すると、NH4+-N 除去率は最大 99.52% から最低 74.77% に減少し、排出される NH は4+-窒素濃度は最小の 0.17 mg/L から 8.40 mg/L に増加しました。水温が下がると硝化細菌や硝化細菌の活動が阻害され、NHが減少します。4+-N removal. However, when water temperature >12度、平均排水NH4+-N 濃度は 1.58 mg/L でした。水温12度以下の場合、平均排水NH4+-窒素濃度は 6.58 mg/L に増加しましたが、流出したアンモニアは4+-N は DB 34/3527-2019 のグレード A 規格を常に満たしていました。水温が20〜32度の場合、平均NH4+-N 除去率は 96% を超えました。と組み合わせる図5(b)、流出液NH4+-この範囲では窒素濃度が 2 mg/L 未満であり、硝化細菌の活性が高く、全体的な NH が優れていることを示しています。4+-N の削除。水温が20度から12度まで徐々に下がると、平均NHは4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12度は硝化菌の増殖に適しており、硝化を促進します。したがって、NH4+-N は 12 ～ 20 度の範囲で高い除去率を維持しました。水温が 12 度から 0 度まで徐々に低下すると、平均 NH は4+-N 除去率は依然として 80% に達しました。既存の研究では、硝化細菌は0度で硝化能力をほぼ失うことがわかっています。しかし、この研究の結果は、たとえ 0 度であっても、NH は4+-N 除去率は 75% を超え、このプロセスの低温での硝化性能が良好であることを示しています。これは、この研究の A2O- MBBR セクションの IFAS システムは、生物膜汚泥の寿命が最大約 1 か月と長く、生化学タンク内の硝化速度が従来の活性汚泥プロセスよりも温度の影響をはるかに少なくし、冬の低い気温での硝化性能が大幅に向上するためです。 Wei Xiaohanらによる研究。また、NH が-に準拠していない主な理由も示しています4+-低水温条件下での N 流出水は活性汚泥の老化が不十分であり、硝化活性に対する温度の影響は二次的です。したがって、水温の低下は硝化活性にある程度影響を及ぼしますが、このプロセスでの十分な汚泥熟成により、NH が確保されます。4+-低温での N 除去。試験期間中の平均排水NH4+-窒素濃度は 3.50 mg/L で、組み合わせたプロセスは良好で安定した硝化性能を示しました。
2.2.3 リン除去性能
に示すように、図3、TP 除去率は水温の変化によってほとんど変化せず、94% 以上で安定しています。と組み合わせる図6、流入水の TP 濃度は 3.03～4.14 mg/L、流出水の TP 濃度は 0.14～0.28 mg/L の範囲であり、DB 34/3527-2019 のグレード A 基準を満たしています。このプロセスは、生物学的リン除去 (PAO による) と化学的リン除去 (PAC による) の組み合わせ作用に依存しています。水温が低下すると PAO の活性が阻害され、生物学的リン除去に影響します。ただし、このプロセスでは 3.7 g/d の PAC を添加することで化学的リン除去を補い、安定した TP 除去速度を維持し、複合プロセスにおけるリン除去に対する水温変化の影響を軽減します。 A2O ユニットは最高の TP 除去性能を持っていました。嫌気性-無酸素ユニット排水の平均TP濃度は2.48 mg/Lで、除去率は32.61%でした。好気性ユニット排水の平均 TP 濃度は 0.29 mg/L、除去率は 59.51% でした。 A2O ユニットの全体的な TP 除去率は 92.12% でした。 A2O-MBBR セクションのバッフル設計により、再循環混合液に含まれる硝酸性窒素を大幅に除去でき、嫌気性 PAO が嫌気性セクションでより完全にリンを放出し、好気性セクションでより完全にリンを吸収できるようになり、生物学的リンの除去が強化されます。さらに、好気性 MBBR タンクの片側に投入することによる化学的リン除去により、安定した TP 除去率が維持され、排水品質は DB 34/3527-2019 のグレード A 基準よりも安定して優れていました。 A2O-MBBR セクションにおける生物学的リン除去は、主にバッフル付き嫌気性タンク内の PAO が炭素源を使用して有機物と揮発性脂肪酸の一部をポリヒドロキシアルカノエート (PHA) に変換するときに発生します。廃水がバッフル付き嫌気性タンクから好気性 MBBR タンクに流れるとき、PAO は PHA を電子供与体として使用してリンの取り込みを完了します。しかし、生物学的リン除去性能は PAO 活性の影響を受けやすく、水温が低いと PAO 活性が制限されます。したがって、安定したリン除去を実現するために、化学的リン除去がプロセス設計に組み込まれました。さらに、炭素ベースの地下流湿地における基質層による吸着や、生態池における水没植物の成長によっても、一部のリンが吸収されます。
要約すると、セットアップはテスト期間中安定して動作し、全体的な汚染物質除去性能は良好でした。 A2O-MBBR + CW を組み合わせたプロセスは、TN、NH で 68.40%、89.45%、73.94%、94.04% の平均除去率を達成しました。4+-それぞれ N、COD、TP。平均排水濃度はそれぞれ 11.69 mg/L、3.50 mg/L、26.9 mg/L、0.22 mg/L で、すべて DB 34/3527-2019 のグレード A 基準を満たしていました。 Wu Qiong らによる研究。 A2O-MBBRは活性汚泥と生物膜の複合プロセスであり、微生物量が多く、汚泥の寿命が長く、体積負荷が高く、容積と設置面積が小さく、衝撃負荷に対する強い耐性、良好な排水品質、および安定した操業を特徴とすることを示しています。さらに、冬期の生物膜プロセスの脱窒性能は活性汚泥プロセスよりも優れており、冬期の低温廃水の処理に適しています。-これは、この研究における A2O-MBBR セクションの汚染物質除去性能が優れている主な理由でもあります。この研究における A2O-MBBR + CW の組み合わせプロセスは、A2O-MBBR プロセスに基づいて CWs 研磨処理ゾーンを追加し、プロセスの全体的な精製性能と操作の安定性をさらに向上させます。 TNとNHの除去4+-N は季節的な水温変化の影響をあまり受けませんでしたが、COD と TP の除去は季節的な水温の影響をほとんど受けませんでした。試験期間中、衝撃荷重に対する強い耐性を示し、生活排水の水質や水量の変動が大きい農村地域での使用に適しています。
2.3 複合プロセスの経済分析
この複合プロセスの費用は、主に建設費と排水処理運営費が含まれます。建設費は、タンク本体、補助電気機器、媒体、水中プラント、配管継手の購入を含む実験装置の設置にかかり、合計約 3,000 元でした。実験中の最大廃水処理能力 0.18 m3/d に基づくと、処理される廃水 1m3 あたりの建設コストは約 16,700 CNY となります。運転コストは主にセットアップの運転から発生し、設備のエネルギー消費、化学薬品のコスト、汚泥の処理コスト、人件費が含まれます。電気機器には、供給ポンプ (出力 2 W、Q=2.8 m3/d)、再循環ポンプ (出力 2 W、Q=2.8 m³/d)、エアレーター (出力 5 W、通気量 =5 L/min)、および蠕動注入ポンプ (出力 2 W) が含まれます。実際の最大使用電力に基づいて計算されます: フィードポンプ 0.13 W、再循環ポンプ 0.19 W、エアレーター 1.25 W、ドージングポンプ 2 W。実際の合計使用電力は 0.00357 kW、1 日の消費電力は 0.086 kWh です。処理された廃水 1m3 あたりの電力消費量は 0.48 kWh です。産業用電力料金 0.7 CNY/kWh を使用すると、電気料金は 0.33 CNY/m3 となります。 PAC 化学薬品のコストは約 2.4 CNY/kg、使用量は 3.7 g/日です。廃水 1m3 あたりに必要な PAC は 20.56 g、コストは 0.05 CNY/m3 です。汚泥処理費｛｛３６｝｛汚泥量×単位体積汚泥処理費。水１トン当たりの乾燥汚泥生成量は０．０９ｋｇである。地方下水処理場の汚泥輸送・処分単価60元/トンに基づくと、水1トン当たりの汚泥処理コストは= 0.09 kg × 0.06 CNY/kg=0.054 CNY。パイロットセットアップでは稼働後の定期検査のみが必要であったため、人件費は実際のエンジニアリング経験に基づいて見積もられました。 1日10,000トンのプラントを1～2人で操業します。 1 人の給与が月 3,000 元であると仮定すると、2 人の場合、人件費指標は水 1 トンあたり約 0.02 元となります。費用の詳細は次のとおりです。表4。要約すると、手術処理コストは約 0.46 CNY/m3 です。しかし、廃水処理能力が増加するにつれて、水 1 トン当たりの建設および運営コストは減少します。パイロット試験時の建設費と運営費は参考値です。
3. 結論
A2O-MBBR + CW の組み合わせプロセスは、地方の家庭廃水処理に優れた性能を示しました。 TP と COD の除去は水温の変化による影響をほとんど受けませんでした。 TN、NHの平均除去率4+-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 度、排水品質は GB 18918-2002「都市廃水処理施設の汚染物質の排出基準」のグレード A 基準を満たすことができます。このプロセスは、系内の有機物を炭素源として効率的に利用して脱窒を促進し、0度の低い水温でも50％以上のTN除去率を維持します。
冬季の A2O-MBBR + CW 複合プロセスの最適な廃水処理能力は 120 L/日、非冬季では 180 L/日でした。-季節的な水温の変化（32 度から 0 度まで徐々に低下）は、複合プロセスによる窒素除去に一定の影響しか与えませんでした。 TN 除去率は 79.19% から 51.38% に減少し、NH は4+-N 除去率は 99.52% から 74.77% に減少しました。 0℃でも排水水質は安定してDB 34/3527-2019のグレードA基準を満たし、NH4+-N 除去率は依然として 74.77% に達しました。これは、最長 1 か月の汚泥熟成により低温での硝化が確実に行われる IFAS システムの恩恵を受けています。プロセスはテスト期間中安定して動作し、水温変化に対する強い耐性を示しました。
最新の A2O-MBBR プロセスでは、微生物の付着に 2 種類の浮遊バイオフィルム担体を使用し、IFAS システムを形成しました。炭素-ベースの地下流湿地では、汚泥バイオ炭、石灰石、ゼオライトなどの複数の媒体充填材が使用され、濾過性能が向上すると同時に微生物に十分な付着面が提供され、生物学的処理能力が向上しました。 IFAS を使用した事前の A2O-MBBR プロセスでは、バイオマス濃度が高くなります。後部の CW 複合湿地は研磨処理ステージとして機能し、廃水をさらに処理して、システム全体の衝撃荷重に対する耐性を高めます。
A2O-MBBR + CW の組み合わせプロセスは、質と量の変動が大きい農村部の生活排水の処理に適しています。安定かつ効率的に稼働し、処理コストは約 0.46 CNY/m3 です。さらに、A2O-MBBR+CW プロセス セクションは、さまざまな排水基準、シナリオ、目的に応じて柔軟に調整できます。この複合プロセスは、中国の農村部の家庭廃水処理プロジェクトにデータ参照と基礎を提供することができ、農村部の遊休荒地に資源利用経路を提供し、（農村部の環境質の改善を非常に重視する）という国家的傾向の下で広範な市場応用の可能性を秘めています。