Effet de la technologie combinée A2O-MBBR + CW pour le traitement des eaux usées domestiques rurales
Ces dernières années, l'État a fortement encouragé la stratégie de développement de la revitalisation rurale, en se concentrant sur l'amélioration du cadre de vie et en exigeant davantage en matière de traitement des eaux usées domestiques rurales. Actuellement, les principaux procédés de traitement des eaux usées domestiques rurales comprennent des méthodes biologiques, des méthodes écologiques et des procédés combinés, dont la plupart proviennent du traitement des eaux usées urbaines. Cependant, les zones rurales sont caractérisées par des populations dispersées, ce qui entraîne de nombreux problèmes tels qu'une forte dispersion des eaux usées, des difficultés de collecte, de petites échelles de traitement, de faibles taux d'utilisation des ressources et des installations de traitement insuffisantes. En outre, il existe des différences significatives dans la qualité et la quantité des eaux usées, la situation géographique, le climat et les niveaux économiques entre les régions, ce qui rend difficile la standardisation des technologies de traitement ; La simple adoption de technologies de traitement des eaux usées urbaines n’est pas réalisable. Les infrastructures de collecte des eaux usées, telles que les réseaux d'égouts, sont souvent inadéquates dans les zones rurales. La collecte des eaux usées est facilement affectée par les débordements d'égouts unitaires et l'infiltration des eaux souterraines, ce qui entraîne une faible concentration de matières organiques dans les eaux usées et une difficulté accrue d'élimination biologique de l'azote. Les grandes fluctuations de la qualité et de la quantité des eaux usées dans les zones rurales rendent difficile le maintien d’une concentration stable de biomasse dans les installations de traitement. De plus, les basses températures hivernales limitent la capacité de traitement biologique, entraînant une faible efficacité et une qualité des effluents instables susceptibles de dépasser les normes des procédés traditionnels à boues activées. Par conséquent, il existe un besoin urgent de développer des technologies de traitement des eaux usées adaptées aux conditions locales, avec une forte résistance aux charges de choc, un fonctionnement stable à long terme-, une faible consommation d'énergie et une efficacité de traitement élevée.
Les zones rurales de Chine ont tendance à préférer les technologies de traitement des eaux usées domestiques à faible-coût-faciles-à gérer, les processus combinés biologiques et écologiques constituant un axe de recherche majeur. Actuellement, les équipements intégrés de traitement des eaux usées emballés largement utilisés dans les zones rurales emploient principalement des processus tels que l'anaérobie - anoxique - oxique (A2O) et le réacteur à biofilm à lit mobile (MBBR). Des études montrent que le processus MBBR repose davantage sur la conception des installations que sur un contrôle opérationnel précis, ne nécessitant aucun personnel technique professionnel pour la régulation, ce qui le rend pratique pour l'exploitation et la maintenance. Cette solution est plus adaptée aux besoins pratiques du traitement des eaux usées domestiques en milieu rural, où le personnel technique est rare. Ses avantages incluent une concentration élevée de biomasse, une forte résistance aux charges de choc, une efficacité de traitement élevée et un faible encombrement. Les recherches de Luo Jiawen et al. indique que l'ajout d'un média MBBR au processus A2O peut améliorer considérablement sa capacité de traitement des eaux usées. Zhou Zhengbing et al., dans un véritable projet de traitement des eaux usées domestiques rurales, ont conçu un processus combiné de filtre aéré biologique en deux étapes -anaérobie/anoxique-, permettant d'obtenir une qualité d'effluent stable répondant à la norme de catégorie A de GB 18918-2002 "Norme de rejet de polluants pour les usines de traitement des eaux usées municipales". De plus, les zones humides artificielles (CW) sont souvent utilisées pour le traitement des eaux usées domestiques rurales. Par exemple, Zhang Yang et al. ont utilisé du biochar comme matériau de remplissage pour modifier une zone humide construite, les taux d'élimination du TN, du TP et de la DCO pourraient atteindre 99,41 %, 91,40 % et 85,09 %, respectivement. Des recherches antérieures menées par notre groupe ont également montré que les boues de remplissage de biocharbon pouvaient améliorer les performances d'élimination de l'azote et du phosphore des zones humides artificielles, améliorant ainsi l'efficience et l'efficacité globales du traitement et rendant le système plus résistant aux charges de choc. S'appuyant sur les recherches ci-dessus, pour explorer une technologie combinée adaptée au traitement des eaux usées domestiques rurales et relever des défis tels que la difficulté de maintenir une concentration stable de biomasse, la faible résistance aux charges de choc et la qualité des effluents sujette aux fluctuations et dépassant les normes dans les installations de traitement des eaux usées rurales, l'auteur a placé en amont un processus A2O -MBBR, le remplissant de supports de biofilm en suspension pour créer un environnement intégré de boues activées à film fixe (IFAS), augmentant la concentration des boues du système et améliorant l'efficacité du traitement. Compte tenu de l'utilisation écologique des terres inutilisées disponibles, telles que les étangs et les dépressions dans les zones rurales, et de la combinaison de zones humides construites comme processus de traitement de polissage, des méthodes telles que l'utilisation de boues de remplissage de biocharbon, la recirculation de liquide nitrifié et la plantation de plantes submergées ont été utilisées pour améliorer la stabilité opérationnelle de la zone humide composite. Ainsi, un procédé combiné A2O-MBBR + CWs a été construit.
Dans cette étude, utilisant les eaux usées brutes d'une usine de traitement des eaux usées d'un village de Hefei comme objet de traitement, une configuration expérimentale à l'échelle pilote-du processus combiné A2O-MBBR + CW a été construite. L'influence des changements saisonniers de température de l'eau sur ses performances de traitement a été étudiée. Les indicateurs de polluants dans l'affluent et l'effluent ont été surveillés pendant l'exploitation pour explorer l'efficacité de l'élimination et la stabilité opérationnelle. Simultanément, la faisabilité économique du procédé a été analysée. L'objectif est de fournir une référence de données et une base pour l'application de la technologie combinée de zones humides construites A2O + dans des projets de traitement des eaux usées domestiques ruraux en Chine, et d'offrir des références pour promouvoir le traitement des eaux usées domestiques et construire de beaux villages écologiquement habitables dans les zones rurales.
1. Configuration expérimentale et méthodes de recherche
1.1 Flux de processus combiné
L'expérience de processus combiné A2O-MBBR + CW a adopté un fonctionnement en série d'une unité A2O, d'une zone humide à écoulement souterrain à base de carbone-et d'un étang écologique. L'unité A2O se composait d'un réservoir de contact anaérobie -anoxique à chicanes et d'un réservoir à membrane aérobie (MBBR). Le réservoir anaérobie à chicanes et la zone d'aération du réservoir MBBR aérobie ont été remplis de supports de biofilm en suspension pour fournir des surfaces de fixation permettant aux micro-organismes de former des biofilms. Les boues activées et le biofilm dans les réservoirs coexistaient, formant un système IFAS, capable de maintenir de manière stable la biomasse du système. Le réservoir anoxique à chicanes a amélioré le processus de dénitrification grâce à la recirculation du liquide nitrifié. Le réservoir MBBR aérobie avait un système d’aération au fond pour améliorer ses performances de nitrification. Un port de dosage de polychlorure d'aluminium (PAC) a été placé à l'intérieur du réservoir pour une élimination chimique supplémentaire du phosphore, permettant une élimination efficace du phosphore. L'unité CW comprenait une zone humide à écoulement souterrain à base de carbone et un étang écologique végétal submergé. La zone humide construite à base de carbone à flux souterrain a adopté un système de filtration de remplissage en trois étapes. Des disques d'aération ont été installés au bas de la zone de remplissage pour laver à contre-courant les supports afin d'atténuer le colmatage. L'étang écologique de plantes submergées avait une couche de substrat calcaire au fond et était planté de plantes submergées tolérantes au froid Vallisneria natans et Potamogeton crispus. L'installation a été placée à l'extérieur. Un thermomètre a été installé dans l'étang écologique pour surveiller les changements saisonniers de température de l'eau. Le flux de processus détaillé du processus combiné A2O-MBBR + CWs est présenté dansGraphique 1.
1.2 Conception de l'installation et paramètres opérationnels
Le dispositif expérimental a été construit à l'aide de plaques de polypropylène de 10 mm d'épaisseur. Le réservoir anaérobie à chicanes était rempli de supports de biofilm carrés et contenait des plaques déflectrices. Le taux de recirculation de la liqueur mélangée pour le réservoir anoxique à chicanes était de 50 % à 150 % et il contenait également des plaques déflectrices. Le réservoir MBBR aérobie était divisé par un déflecteur en une zone d'aération aérobie et une zone de sédimentation. La zone d'aération était remplie de supports porteurs en suspension MBBR avec un rapport air-/-eau de 6 : 1 à 10 : 1. La zone de sédimentation était dotée d'un port de dosage de PAC et de plaques inclinées pour faciliter la sédimentation. La zone humide à écoulement souterrain à base de carbone : la zone de remplissage primaire était remplie de calcaire (~ 5 cm de diamètre), la zone de remplissage secondaire de zéolite (~ 3 cm de diamètre) et la zone de remplissage tertiaire avec une charge de biochar de boue (~ 0,5 ~ 1,0 cm de diamètre). La hauteur de remplissage pour chaque zone était de 75 cm. Une zone d'espacement d'environ 4 cm de large a été définie entre les zones de remplissage primaire et secondaire pour des fonctions telles que l'ajout de sources de carbone externes, l'observation et la maintenance/vidange (aucune source de carbone n'a été ajoutée au cours de cette expérience). Le bassin écologique végétal immergé a été rempli de filler calcaire (~3 cm de diamètre) sur une hauteur de 20 cm. Les plantes submergées ont été plantées à un espacement des rangs de 10 cm et à un espacement des plantes de 10 cm. L'expérience a utilisé comme influent les eaux usées brutes d'une station d'épuration des eaux usées d'un village de Hefei. La période expérimentale s’étendait du 25 mai 2022 au 17 janvier 2023, totalisant 239 jours. Les plantes submergées ont été récoltées une fois le 2 décembre, avec une fréquence d'environ une fois tous les 6 mois. La capacité conçue de traitement des eaux usées était de 50 à 210 L/j. Les paramètres de conception détaillés de la configuration sont présentés dansTableau 1.
1.3 Méthodes expérimentales
1.3.1 Conception expérimentale
1.3.1.1 Test de capacité optimale de traitement des eaux usées
Après un essai réussi de l'installation expérimentale (qualité des effluents stable), le test de capacité optimale de traitement des eaux usées a été réalisé du 25 mai 2022 au 30 juin 2022. Dans des conditions de maintien d'un rapport air-à-eau d'un réservoir aérobie de 6:1, d'un taux de recirculation de liquide nitrifié de 100 % et d'une utilisation de PAC (teneur en Al2O3 28 %) d'environ 3,7 g/j, le la capacité de traitement des eaux usées de l'installation a été progressivement augmentée (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/j). Les changements dans la qualité des effluents ont été surveillés pour explorer la capacité optimale de traitement des eaux usées de l'installation. Pendant cette période, la température de l'eau variait entre 24,5 et 27,1 degrés. Pour garantir une conformité stable des effluents en hiver, la norme d'effluent adoptée était la norme de catégorie A du GB 18918-2002 « Norme de rejet de polluants pour les usines de traitement des eaux usées municipales ».
1.3.1.2 Test de performance globale du traitement combiné
La période d'essai s'étendait du 1er juillet 2022 au 17 janvier 2023. La capacité optimale de traitement des eaux usées a été fixée à 120 L/j. Le rapport air-/-eau du réservoir aérobie était de 6 : 1 à 10 : 1, et le rapport de recirculation de la liqueur mélangée était de 50 % à 150 %. Indicateurs de qualité des eaux d’entrée et de sortie (TN, TP, NO3--N, NH4+-N et DCO) de chaque unité de traitement ont été surveillés. Les changements de température de l'eau au cours de la période d'essai (influencés par le climat saisonnier) ont été enregistrés. Les performances de traitement du procédé combiné A2O-MBBR + CWs pour les eaux usées domestiques rurales ont été analysées, et l'influence des changements saisonniers de température de l'eau sur les performances du procédé combiné a été étudiée.
1.3.2 Échantillonnage
Pendant la période de test, des échantillons ont été prélevés de manière irrégulière (environ 1 à 2 fois par semaine) pour tester la qualité de l'eau. Des échantillons ont été collectés à partir de l'influent de l'installation, des effluents de réservoirs anaérobies -anoxiques à chicanes, des effluents de réservoirs MBBR aérobies, des effluents de zones humides à écoulement souterrain à base de carbone- et des effluents d'étangs écologiques de plantes submergées. Des échantillons d'influents ont été prélevés à l'entrée de l'installation et des échantillons d'effluents à la sortie de chaque unité. Les tests des indicateurs de qualité de l’eau ont été effectués le jour même de l’échantillonnage. Indicateurs testés inclus TN, TP, NO3--N, NH4+-N et COD. Chaque fois que des échantillons étaient prélevés, la température de l'eau indiquée par le thermomètre de l'étang écologique était enregistrée (variant entre 0 et 32 degrés). La température de l'eau dans l'étang écologique changeait naturellement avec les différences saisonnières de température. La norme d'effluent conçue pour l'installation expérimentale suivait la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019 « Norme de rejet de polluants de l'eau pour les installations de traitement des eaux usées domestiques rurales ». Les concentrations d'influents conçues et les normes d'effluents sont détaillées dansTableau 2.
1.3.3 Méthodes d'analyse de la qualité de l'eau
La concentration de TN dans les échantillons d'eau a été déterminée à l'aide de HJ 636-2012 "Qualité de l'eau - Détermination de l'azote total - Méthode spectrophotométrique UV de digestion au persulfate de potassium alcalin". NON3--La concentration en N a été déterminée à l'aide du HJ/T 346-2007 "Qualité de l'eau - Détermination de l'azote nitrate - Spectrophotométrie ultraviolette (essai)". NH4+-La concentration en N a été déterminée à l'aide du HJ 535-2009 "Qualité de l'eau - Détermination de l'azote ammoniacal - Spectrophotométrie du réactif de Nessler". La DCO a été déterminée à l'aide de HJ 828-2017 "Qualité de l'eau - Détermination de la demande chimique en oxygène - Méthode au dichromate". La concentration de TP a été déterminée à l'aide de la norme GB 11893-1989 "Qualité de l'eau - Détermination du phosphore total - Méthode spectrophotométrique au molybdate d'ammonium".
2. Résultats et discussion
2.1 Influence de la capacité de traitement des eaux usées sur les performances combinées du procédé
Comme le montreFigure 2 (a)(b), à mesure que la capacité quotidienne de traitement des eaux usées augmentait progressivement de 50 L/j à 210 L/j, les efficacités d'élimination du TN et du NH4+-N pour chaque unité du processus combiné a montré une tendance à la baisse. Le taux d'élimination du TN a diminué de 91,55 % (50 L/j) à 52,17 % (210 L/j), et le NH4+-Le taux d'élimination de l'azote est passé de 97,47 % (70 L/j) à 80,68 % (210 L/j). En effet, l’augmentation de la capacité quotidienne de traitement des eaux usées réduit le temps de rétention hydraulique, raccourcissant ainsi le temps dont disposent les micro-organismes pour dégrader les polluants, ce qui entraîne une moins bonne performance du traitement. Parmi eux, l'unité A2O a le plus contribué à TN et NH4+-N suppression. La concentration moyenne de TN dans l'influent de cette unité était de 38,68 mg/L, l'effluent était de 16,87 mg/L, avec un taux d'élimination de 56,29 %. Le NH influent moyen4+-La concentration en N était de 36,29 mg/L, l'effluent était de 5,50 mg/L, avec un taux d'élimination de 84,85 %. Pour la zone humide à écoulement souterrain à base de carbone-, la concentration moyenne de TN dans l'influent était de 16,87 mg/L, celle de l'effluent était de 11,96 mg/L, avec un taux d'élimination de 29,10 %. Pour le bassin écologique végétal immergé, la concentration moyenne de TN dans l'influent était de 11,96 mg/L, l'effluent était de 9,47 mg/L, avec un taux d'élimination de 20,82 %. Les performances d'élimination de l'azote de la zone humide à écoulement souterrain à base de carbone - étaient meilleures que celles de l'étang écologique, car l'environnement anaérobie -anoxique de la zone humide à écoulement souterrain est plus adapté à la dénitrification. Cependant, le NH4+-Les performances d'élimination de l'azote de l'étang écologique étaient meilleures que celles de la zone humide à écoulement souterrain. Le NH influent moyen4+La -concentration de N pour la zone humide à écoulement souterrain à base de carbone-était de 5,50 mg/L, celle des effluents était de 4,04 mg/L, avec un taux d'élimination de seulement 26,53 %. Pour le bassin écologique, l'affluent moyen NH4+-La concentration de N était de 4,04 mg/L, l'effluent était de 2,38 mg/L, avec un taux d'élimination de 41,07 %. En effet, l'environnement aérobie de l'étang écologique est plus adapté à la nitrification, convertissant davantage de NH.4+-N en NON3--N, ce qui entraîne un NH plus élevé4+-Taux de suppression N. Lorsque la capacité de traitement des eaux usées atteignait 150 L/j, la concentration de TN dans l'effluent était de 15,11 mg/L, dépassant la norme de catégorie A du GB 18918-2002. Par conséquent, pour garantir une conformité stable au TN, la capacité maximale de traitement des eaux usées était de 120 L/j. Lorsque la capacité de traitement des eaux usées atteint 210 L/j, l'effluent NH4+-La concentration de N était de 7,07 mg/L, dépassant la norme de catégorie A du GB 18918-2002. Par conséquent, la capacité maximale de traitement des eaux usées pour le NH4+-La conformité N était de 180 L/j.
Comme le montreFigure 2 (c), la DCO moyenne dans l'influent était inférieure à 100 mg/L, ce qui indique une faible teneur en matières organiques. L'augmentation de la capacité de traitement des eaux usées n'a pas affecté de manière significative l'élimination de la DCO, avec des taux d'élimination de la DCO compris entre 75 % et 90 %. À mesure que la capacité de traitement des eaux usées augmentait de 50 L/j à 210 L/j, la DCO moyenne des effluents était de 19,16 mg/L, avec une DCO maximale des effluents de 26,07 mg/L, encore bien en dessous de la norme de 50 mg/L de la norme GB 18918-2002 Grade A. L'unité A2O a contribué le plus à l'élimination de la DCO car le dispositif d'aération du réservoir MBBR aérobie a créé un environnement aérobie, améliorant la capacité biochimique des micro-organismes aérobies et renforçant l'élimination de la DCO. De plus, la recirculation du liquide nitrifié dans l'unité A2O a permis au réservoir anoxique à chicanes d'utiliser davantage la matière organique présente dans les eaux usées comme source de carbone, éliminant une partie de la DCO tout en améliorant la dénitrification. Les zones humides à flux souterrains à base de carbone-contribuent en deuxième position à l'élimination de la DCO. Son environnement anaérobie-anoxique est propice à l'utilisation de la matière organique présente dans les eaux usées comme source de carbone, dégradant une partie des matières organiques tout en améliorant la dénitrification, ce qui explique également pourquoi il a une meilleure élimination du TN. De plus, la couche de substrat de la zone humide à écoulement souterrain peut adsorber une partie de la matière organique. L'étang écologique a eu un effet limité sur la dégradation de la DCO. La DCO moyenne de l'influent pour l'étang écologique était de 22,21 mg/L, et les matières organiques les plus facilement biodégradables avaient déjà été dégradées, laissant les matières organiques plus difficiles à dégrader.
Comme le montreFigure 2 (d), à mesure que la capacité de traitement des eaux usées augmentait, la concentration de TP dans les effluents restait stable. L’augmentation de la capacité de traitement des eaux usées n’a pas eu d’effet significatif sur l’élimination du PT. La concentration moyenne de TP dans l'influent était de 3,7 mg/L et la concentration moyenne dans l'effluent était de 0,18 mg/L, avec un taux d'élimination moyen de 95,14 %, ce qui indique une bonne élimination du TP. Le TP a été majoritairement supprimé dans l’unité A2O. La concentration de TP dans l'influent de l'unité A2O était de 3,7 mg/L et l'effluent n'était que de 0,29 mg/L, ce qui est supérieur à la norme de 0,5 mg/L de la norme GB 18918-2002 Grade A. En effet, l'unité A2O a non seulement éliminé biologiquement le phosphore par des organismes accumulateurs de phosphore (OPA), mais a également complété l'élimination chimique du phosphore en dosant 3,7 g/j de PAC. La combinaison de l'élimination biologique et chimique du phosphore a permis d'éliminer plus de 90 % du phosphore dans l'unité A2O. Les zones humides et les étangs écologiques à écoulement souterrain reposaient principalement sur des mécanismes tels que l'adsorption du substrat, la sédimentation, l'absorption par les plantes et la dégradation microbienne pour l'élimination du phosphore. De plus, la concentration de PT entrant dans la zone humide était déjà aussi faible que 0,29 mg/L, ce qui rendait plus difficile son élimination ultérieure. Ces raisons combinées ont conduit à la performance générale d’élimination des TP de la zone humide et de l’étang écologique.
Par conséquent, pour garantir une conformité stable de tous les indicateurs d'effluents avec la norme GB 18918-2002 Grade A, la capacité optimale de traitement des eaux usées pour ce processus a été déterminée à 120 L/j.
2.2 Performance d'élimination des polluants du procédé combiné
2.2.1 Performances d'élimination de la DCO
Comme le montreFigure 3, au cours de la période globale de test de performance du traitement (du 1er juillet 2022 au 17 janvier 2023, capacité de traitement des eaux usées de 120 L/j), la température de l'eau a montré une tendance fluctuante à la baisse, passant de 32 degrés à 0 degré. Le taux d'élimination de la DCO a fluctué et la diminution de la température de l'eau n'a eu aucun impact évident sur l'élimination de la DCO. Combiné avecFigure 4, le taux d'élimination de la DCO variait entre 66,16 % et 82,51 %, principalement influencé par la concentration de DCO dans l'influent. Des études montrent que dans des conditions anaérobies/anoxiques, l’élimination de la DCO repose principalement sur l’action microbienne. Le processus A2O-MBBR+CWs alterne entre les conditions anaérobies-anoxiques-oxiques-anoxiques-oxiques, améliorant ainsi l'élimination de la DCO. Pendant le fonctionnement, à mesure que la température de l'eau diminuait, bien que la DCO des influents variait entre 80 et 136 mg/L, la DCO des effluents est restée stable en dessous de 50 mg/L, répondant à la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019, indiquant une bonne dégradation organique. La section A2O a le plus contribué à l'élimination de la DCO. Le réservoir de contact anaérobie-anoxique à chicane avait un taux d'élimination moyen de la DCO de 43,38 %, représentant 65,43 % de l'élimination totale de la DCO. Le réservoir MBBR aérobie avait un taux d'élimination moyen de 14,69 %, soit 19,87 % du total. La section A2O a contribué à plus de 85 % à l'élimination de la DCO, bénéficiant de la grande surface spécifique des médias dans le réservoir anaérobie à chicanes et le réservoir aérobie MBBR, de la concentration élevée de boues et de la formation d'une chaîne alimentaire de bactéries → protozoaires → métazoaires, dégradant efficacement la matière organique dans l'eau. La biodiversité élevée du système IFAS garantit une bonne élimination des matières organiques, même en cas de changements de température. De plus, une partie de la matière organique soluble présente dans les eaux usées du réservoir de contact anaérobie-anoxique à chicanes serait utilisée comme source de carbone par les bactéries dénitrifiantes. Pendant ce temps, la liqueur mélangée recirculée a augmenté NO3--Concentration de N dans le réservoir anoxique à chicanes, favorisant l'utilisation des sources de carbone par des bactéries dénitrifiantes pour convertir le NO3--N/NON2--N en azote gazeux. Le taux élevé d'élimination de la DCO dans le réservoir de contact anaérobie -anoxique à chicanes vérifie en outre que ce processus peut utiliser efficacement la matière organique présente dans les eaux usées comme source de carbone de dénitrification. Les zones humides à écoulement souterrain à base de carbone-avaient un taux moyen d'élimination de la DCO de 7,18 %, représentant 9,18 % de l'élimination totale de la DCO. L'environnement anaérobie/anoxique de la zone humide à écoulement souterrain est propice aux micro-organismes utilisant la matière organique comme source de carbone, permettant ainsi l'élimination de la DCO tout en améliorant la dénitrification. Des recherches connexes indiquent également que les charges de biocharbon peuvent adsorber la matière organique par attraction électrostatique et liaison hydrogène intermoléculaire. Par conséquent, les boues de biocharbon présentes dans la zone humide à écoulement souterrain adsorberaient également une partie de la matière organique. L'étang écologique végétal immergé avait un taux moyen d'élimination de la DCO de seulement 3,68 % car la DCO entrant dans l'étang était déjà faible, à 30,59 mg/L en moyenne, et était principalement constituée de matières organiques réfractaires, éliminées principalement par adsorption et absorption par les plantes, avec un effet limité.
2.2.2 Performance d'élimination de l'azote
Comme le montreFigure 3, à mesure que la température de l'eau diminuait progressivement de 32 degrés à 12 degrés, TN et NH4+-Les taux de suppression de N ont fluctué. Le taux moyen d'élimination du TN a atteint 75,61 % et le taux moyen de NH4+-Le taux de suppression de N a atteint 95,70 %. Lorsque la température de l'eau descend en dessous de 12 degrés, TN et NH4+-Les taux de suppression N ont montré une tendance à la baisse rapide, mais les taux de suppression moyens atteignaient toujours 58,56 % et 80,40 %, respectivement. En effet, la diminution saisonnière de la température de l’eau a inhibé l’activité microbienne, affaiblissant ainsi les performances de dénitrification. Selon les résultats statistiques des concentrations de polluants dans les influents et les effluents pendant la période combinée d'exploitation du procédé (du 1er juillet 2022 au 17 janvier 2023) présentés dansTableau 3, l'influent moyen TN et NH4+-Les concentrations de N étaient respectivement de 36,56 mg/L et 32,47 mg/L. NH4+-N représentait 88,81 % des TN. Influent NON3--N (0,01 mg/L) était presque négligeable. Effluent moyen TN et NH4+-Les concentrations de N étaient respectivement de 11,69 mg/L et 3,5 mg/L, toutes deux répondant à la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019. L'effluent moyen NON3--La concentration de N était de 6,03 mg/L, indiquant une bonne capacité de nitrification de ce processus, convertissant le NH4+-N à NON3--N. Cependant, l'accumulation de NO3--N dans l'effluent suggère qu'il y a encore de la place pour une dénitrification plus poussée. Comme le montreFigure 5 (a), la suppression du TN était la plus élevée dans la section A2O. Le réservoir de contact anaérobie-anoxique à chicane avait un taux d'élimination moyen du TN de 44,25 %, et le réservoir MBBR aérobie avait un taux d'élimination moyen du TN de 9,55 %. C'est le résultat de l'action combinée des bactéries nitrifiantes dans la zone aérobie et des bactéries dénitrifiantes dans la zone anoxique. La zone humide construite à base de carbone-avait un taux moyen d'élimination du TN de 11,07 %, car sa capacité à libérer des sources de carbone et son environnement anaérobie/anoxique sont propices à la dénitrification, maintenant une certaine capacité d'élimination de l'azote. Le bassin écologique végétal immergé présentait un taux d'élimination moyen du TN de seulement 3,54%, avec des performances d'élimination générales, car son environnement aérobie n'est pas propice à la dénitrification. Comme le montreFigure 5 (b), New Hampshire4+-N suppression a été principalement effectuée dans la section A2O. Le réservoir de contact anaérobie-anoxique à chicane avait un NH4+-Taux d'élimination de l'azote de 59,46 % et le réservoir MBBR aérobie avait un NH4+-Taux de suppression N de 24,24 %. La section A2O représentait 93,57% du total NH4+-N suppression. Le NH élevé4+-L'élimination de l'azote dans la section A2O est due à l'aération continue dans le réservoir MBBR aérobie, permettant aux bactéries nitrifiantes d'utiliser pleinement l'OD pour convertir le NH.4+-N à NON3--N. Celui-ci est ensuite recirculé vers le réservoir anoxique, où les bactéries dénitrifiantes convertissent le NO.3--N à N2 pour la suppression. Au cours de la période de test, le taux moyen d'élimination du TN était de 68,40 % et le taux moyen de NH4+-Le taux d'élimination de l'azote était de 89,45 %, ce qui indique de bonnes performances d'élimination de l'azote.
Comme le montreFigure 3, à mesure que la température de l'eau diminuait de 32 degrés à 0 degré, le taux d'élimination du TN diminuait d'un maximum de 79,19 % à 51,38 %. Combiné avecFigure 5 (a), when water temperature was >20 degrés, le taux moyen d'élimination du TN dépassait 75 %, avec une concentration moyenne des effluents de 8,41 mg/L, car l'activité microbienne est plus élevée dans la plage de 20 à 32 degrés, conduisant à une meilleure dénitrification, conformément aux recherches de Zhang Na et al. Lorsque la température de l'eau a diminué de 20 degrés à 5 degrés, le taux moyen d'élimination du TN a diminué à 65,44 % et la concentration moyenne des effluents a augmenté à 12,70 mg/L. Lorsque la température de l'eau était de 0 à 5 degrés, le taux moyen d'élimination du TN a diminué à 52,75 % et la concentration moyenne des effluents a augmenté à 17,62 mg/L, indiquant un certain impact sur l'élimination du TN. Des études montrent que lorsque la température de l’eau diminue, l’activité microbienne est inhibée. Lorsque la température de l'eau<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 degrés, les performances d'élimination du TN sont bonnes, avec des effluents stables en dessous de 15 mg/L. À ce stade, compte tenu de l’élimination d’autres polluants, la capacité de traitement des eaux usées peut être augmentée de manière appropriée.
Comme le montreFigure 3, à mesure que la température de l'eau diminuait progressivement, le NH4+-Le taux d'élimination de l'azote a diminué d'un maximum de 99,52 % à un minimum de 74,77 %, et le NH des effluents4+-La concentration de N est passée d'un minimum de 0,17 mg/L à 8,40 mg/L. La diminution de la température de l'eau inhibe l'activité des bactéries nitrifiantes et nitrifiantes, réduisant ainsi le NH4+-N removal. However, when water temperature >12 degrés, l'effluent moyen NH4+-La concentration de N était de 1,58 mg/L. Lorsque la température de l'eau est inférieure ou égale à 12 degrés, l'effluent moyen NH4+-La concentration de N a augmenté à 6,58 mg/L, mais le NH des effluents4+-N a toujours répondu à la norme de catégorie A de DB 34/3527-2019. Lorsque la température de l'eau était de 20 à 32 degrés, le NH moyen4+-Le taux de suppression de N a dépassé 96 %. Combiné avecFigure 5 (b), l'effluent NH4+-La concentration de N était inférieure à 2 mg/L dans cette plage, ce qui indique une activité bactérienne nitrifiante élevée et un excellent NH global.4+-N suppression. Lorsque la température de l'eau diminue progressivement de 20 degrés à 12 degrés, le NH moyen4+-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 degrés conviennent à la croissance des bactéries nitrifiantes, favorisant la nitrification. Par conséquent,NH4+-N a maintenu des taux d'élimination élevés dans la plage de 12 à 20 degrés. Lorsque la température de l'eau diminue progressivement de 12 degrés à 0 degré, le NH moyen4+-Le taux de suppression de N atteint toujours 80 %. Les recherches existantes montrent que les bactéries nitrifiantes perdent presque leur capacité de nitrification à 0 degré. Cependant, les résultats de cette étude montrent que même à 0 degré, le NH4+-Le taux d'élimination de l'azote a dépassé 75 %, ce qui indique de bonnes performances de nitrification de ce processus à basses températures. En effet, le système IFAS de la section A2O-MBBR de cette étude a un long vieillissement des boues de biofilm allant jusqu'à environ 1 mois, ce qui rend le taux de nitrification dans le réservoir biochimique beaucoup moins affecté par la température que les processus traditionnels à boues activées, améliorant considérablement les performances de nitrification à basses températures hivernales. Les recherches de Wei Xiaohan et al. indique également que la principale raison de la non--NH conforme4+-Les effluents azotés dans des conditions de basse température de l'eau correspondent à un âge de boue activée insuffisant, l'impact de la température sur l'activité nitrifiante étant secondaire. Par conséquent, bien que la diminution de la température de l’eau ait affecté dans une certaine mesure l’activité du nitrifiant, l’âge suffisant des boues dans ce processus a assuré la présence de NH4+-Élimination de l'azote à basse température. Durant la période d'essai, la moyenne des effluents NH4+-La concentration de N était de 3,50 mg/L et le processus combiné présentait des performances de nitrification bonnes et stables.
2.2.3 Performance d'élimination du phosphore
Comme le montreFigure 3, le taux d'élimination du TP varie peu avec les changements de température de l'eau, restant stable au-dessus de 94 %. Combiné avecFigure 6, la concentration de TP dans l'influent variait de 3,03 à 4,14 mg/L et la concentration de TP dans l'effluent variait de 0,14 à 0,28 mg/L, répondant à la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019. Ce procédé repose sur l'action combinée de la déphosphatation biologique (par les PAO) et de la déphosphatation chimique (par les PAC). Lorsque la température de l’eau diminue, l’activité de la PAO est inhibée, ce qui affecte l’élimination biologique du phosphore. Cependant, ce processus complète l'élimination chimique du phosphore en dosant 3,7 g/j de PAC, maintenant un taux d'élimination du TP stable et réduisant l'impact des changements de température de l'eau sur l'élimination du phosphore dans le processus combiné. L'unité A2O présentait les meilleures performances d'élimination des TP. La concentration moyenne de TP dans les effluents anaérobies-anoxiques était de 2,48 mg/L, avec un taux d'élimination de 32,61 %. La concentration moyenne de TP dans les effluents de l'unité aérobie était de 0,29 mg/L, avec un taux d'élimination de 59,51 %. Le taux global d'élimination du TP pour l'unité A2O était de 92,12 %. La conception à chicanes de la section A2O-MBBR peut éliminer en grande partie l'azote nitrate transporté dans la liqueur mixte recirculée, permettant aux PAO anaérobies de libérer le phosphore plus complètement dans la section anaérobie et d'absorber plus complètement le phosphore dans la section aérobie, améliorant ainsi l'élimination biologique du phosphore. De plus, l'élimination chimique du phosphore par dosage sur un côté du réservoir MBBR aérobie a maintenu un taux d'élimination du TP stable, avec une qualité d'effluent stablement meilleure que la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019. L'élimination biologique du phosphore dans la section A2O-MBBR se produit principalement lorsque les PAO du réservoir anaérobie à chicanes utilisent des sources de carbone pour convertir une partie de la matière organique et des acides gras volatils en polyhydroxyalcanoates (PHA). Lorsque les eaux usées s’écoulent du réservoir anaérobie à chicanes vers le réservoir aérobie MBBR, les PAO utilisent ensuite les PHA comme donneurs d’électrons pour compléter l’absorption du phosphore. Cependant, les performances d’élimination biologique du phosphore sont facilement affectées par l’activité de la PAO, et la basse température de l’eau limite l’activité de la PAO. Par conséquent, pour obtenir une élimination stable du phosphore, une élimination chimique du phosphore a été intégrée dans la conception du procédé. De plus, l'adsorption par la couche de substrat dans la zone humide à écoulement souterrain à base de carbone et la croissance de plantes submergées dans l'étang écologique absorbent également une partie du phosphore.
En résumé, l’installation a fonctionné de manière stable pendant la période de test, avec de bonnes performances globales d’élimination des polluants. Le processus combiné A2O-MBBR + CW a atteint des taux d'élimination moyens de 68,40 %, 89,45 %, 73,94 % et 94,04 % pour TN, NH.4+-N, COD et TP, respectivement. Les concentrations moyennes des effluents étaient respectivement de 11,69 mg/L, 3,50 mg/L, 26,9 mg/L et 0,22 mg/L, toutes répondant à la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019. Les recherches de Wu Qiong et al. indique que A2O-MBBR est un processus composite de boues activées et de biofilm, caractérisé par une grande quantité microbienne, un long âge de boue, une charge volumétrique élevée, un petit volume et une faible empreinte, une forte résistance aux charges de choc, une bonne qualité des effluents et un fonctionnement stable. De plus, les performances de dénitrification des procédés à biofilm en hiver sont meilleures que celles des procédés à boues activées, ce qui les rend plus adaptés au traitement des eaux usées à basse température en hiver. C'est également la principale raison des bonnes performances d'élimination des polluants de la section A2O-MBBR dans cette étude. Le processus combiné A2O-MBBR + CWs dans cette étude ajoute une zone de traitement de polissage CWs sur la base du processus A2O-MBBR, améliorant encore les performances globales de purification et la stabilité opérationnelle du processus. La suppression de TN et NH4+-N était moins affecté par les changements saisonniers de température de l'eau, tandis que l'élimination de la DCO et du TP n'était pratiquement pas affectée par la température saisonnière de l'eau. Au cours de la période de test, il a montré une forte résistance aux charges de choc, ce qui le rend adapté à une utilisation dans les zones rurales connaissant de grandes fluctuations dans la qualité et la quantité des eaux usées domestiques.
2.3 Analyse économique du procédé combiné
Les coûts de ce procédé combiné comprennent principalement les coûts de construction et les coûts d’exploitation du traitement des eaux usées. Les coûts de construction concernaient la mise en place de l'installation expérimentale, y compris l'achat de corps de réservoir, d'équipements électriques auxiliaires, de supports, d'usines immergées et de raccords de tuyauterie, totalisant environ 3 000 CNY. Sur la base de la capacité maximale de traitement des eaux usées au cours de l'expérience de 0,18 m³/j, le coût de construction par m³ d'eaux usées traitées est d'environ 16 700 CNY. Les coûts d'exploitation proviennent principalement de l'opération d'installation, y compris la consommation d'énergie des équipements, les coûts des produits chimiques, les coûts d'élimination des boues et les coûts de main d'œuvre. L'équipement électrique comprend : une pompe d'alimentation (puissance 2 W, Q=2.8 m³/j), une pompe de recirculation (puissance 2 W, Q=2.8 m³/j), un aérateur (puissance 5 W, débit d'aération=5 L/min) et une pompe doseuse péristaltique (puissance 2 W). Calculé sur la base de la puissance d'utilisation maximale réelle : pompe d'alimentation 0,13 W, pompe de recirculation 0,19 W, aérateur 1,25 W, pompe doseuse 2 W. La puissance d'utilisation réelle totale est de 0,00357 kW, la consommation électrique quotidienne de 0,086 kWh. La consommation d'électricité par m³ d'eaux usées traitées est de 0,48 kWh. En utilisant le prix de l’électricité industrielle de 0,7 CNY/kWh, le coût de l’électricité est de 0,33 CNY/m³. Le coût des produits chimiques PAC est d’environ 2,4 CNY/kg, utilisation 3,7 g/j. Le CAP requis par m³ d’eaux usées est de 20,56 g, coûtant 0,05 CNY/m³. Coût d'élimination des boues=quantité de boues × coût d'élimination des boues en volume unitaire. La production de boues sèches par tonne d'eau est de 0,09 kg. Sur la base d'un prix unitaire de transport et d'élimination des boues des stations d'épuration municipales de 60 CNY/tonne, coût d'élimination des boues par tonne d'eau=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Étant donné que la configuration pilote ne nécessitait qu'une inspection périodique après l'exploitation, le coût de la main-d'œuvre a été estimé sur la base de l'expérience technique réelle. Une usine de 10 000 tonnes par jour est exploitée par 1 à 2 personnes. En supposant que le salaire d'une personne seule soit de 3 000 CNY/mois, pour 2 personnes, l'indicateur du coût de la main-d'œuvre est d'environ 0,02 CNY/tonne d'eau. Les détails des coûts sont indiqués dansTableau 4. En résumé, le coût de l'opération de traitement est d'environ 0,46 CNY/m³. Cependant, à mesure que la capacité de traitement des eaux usées augmente, les coûts de construction et d’exploitation par tonne d’eau diminueraient. Les coûts de construction et d'exploitation pendant le test pilote sont à titre de référence seulement.
3. Conclusions
Le procédé combiné A2O-MBBR + CWs a montré de bonnes performances pour le traitement des eaux usées domestiques rurales. L’élimination du TP et de la DCO n’était en grande partie pas affectée par les changements de température de l’eau. Les taux de suppression moyens pour 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 degrés, la qualité des effluents pourrait répondre à la norme de catégorie A du GB 18918-2002 « Norme de rejet de polluants pour les usines de traitement des eaux usées municipales ». Ce processus peut utiliser efficacement la matière organique dans le système comme source de carbone pour améliorer la dénitrification, maintenant plus de 50 % d'élimination du TN même à des températures de l'eau aussi basses que 0 degré.
La capacité optimale de traitement des eaux usées pour le procédé combiné A2O-MBBR + CWs en hiver était de 120 L/j et de 180 L/j en dehors des-saisons hivernales. Les changements saisonniers de température de l'eau (diminuant progressivement de 32 degrés à 0 degré) n'ont eu qu'un certain impact sur l'élimination de l'azote par le procédé combiné. Le taux d'élimination du TN a diminué de 79,19 % à 51,38 %, et le NH4+-Le taux de suppression de N a diminué, passant de 99,52 % à 74,77 %. Même à 0 degré, la qualité des effluents répondait de manière stable à la norme de catégorie A du DB 34/3527-2019, et au NH4+-Le taux de suppression de N atteint toujours 74,77 %. Celui-ci bénéficie du système IFAS, où un vieillissement des boues allant jusqu'à 1 mois garantissait une nitrification à basse température. Le processus a fonctionné de manière stable pendant la période de test, présentant une forte résistance aux changements de température de l’eau.
Le processus initial A2O-MBBR utilisait deux types de supports de biofilm en suspension pour la fixation microbienne, formant ainsi un système IFAS. La zone humide à écoulement souterrain à base de carbone-utilisait plusieurs médias de remplissage, notamment du biocharbon de boue, du calcaire et de la zéolite, améliorant ses performances de filtration tout en offrant une grande surface de fixation pour les micro-organismes, améliorant ainsi sa capacité de traitement biologique. Le processus initial A2O-MBBR avec IFAS a une concentration élevée en biomasse. La zone humide composite arrière du CW sert d'étape de traitement de polissage, traitant davantage les eaux usées, rendant l'ensemble du système plus résistant aux charges de choc.
Le procédé combiné A2O-MBBR + CWs est adapté au traitement des eaux usées domestiques des zones rurales présentant de grandes fluctuations en qualité et en quantité. Son fonctionnement est stable et efficace, avec un coût de traitement d'environ 0,46 CNY/m³. De plus, les sections du processus A2O-MBBR+CWs peuvent être ajustées de manière flexible en fonction de différentes normes, scénarios et objectifs en matière d'effluents. Ce processus combiné peut fournir une référence de données et une base pour les projets de traitement des eaux usées domestiques rurales en Chine, offrir une voie d'utilisation des ressources pour les friches inutilisées dans les zones rurales et présente un large potentiel d'application sur le marché dans le cadre de la tendance nationale (qui met fortement l'accent sur l'amélioration de la qualité de l'environnement rural).