ผลของ A2O-MBBR + กระบวนการรวมพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างไว้สำหรับการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท

ผลของเทคโนโลยีรวม A2O-MBBR + CW สำหรับการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท

ในช่วงไม่กี่ปีที่ผ่านมา รัฐได้ส่งเสริมยุทธศาสตร์การพัฒนาการฟื้นฟูชนบทอย่างลึกซึ้ง โดยมุ่งเน้นที่การปรับปรุงสภาพแวดล้อมในการดำรงชีวิต และวางความต้องการการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบทให้สูงขึ้น ปัจจุบัน กระบวนการหลักในการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท ได้แก่ วิธีการทางชีวภาพ วิธีนิเวศน์ และกระบวนการรวม ซึ่งส่วนใหญ่มาจากการบำบัดน้ำเสียในเมือง อย่างไรก็ตาม พื้นที่ชนบทมีลักษณะเป็นประชากรกระจัดกระจาย นำไปสู่ปัญหามากมาย เช่น การกระจายตัวของน้ำเสียสูง ความยากลำบากในการเก็บรวบรวม การบำบัดมีขนาดเล็ก อัตราการใช้ทรัพยากรต่ำ และสิ่งอำนวยความสะดวกในการบำบัดไม่เพียงพอ นอกจากนี้ ยังมีความแตกต่างที่สำคัญในด้านคุณภาพและปริมาณน้ำเสีย ที่ตั้งทางภูมิศาสตร์ สภาพภูมิอากาศ และระดับเศรษฐกิจทั่วทั้งภูมิภาค ทำให้เป็นการยากที่จะสร้างมาตรฐานให้กับเทคโนโลยีการบำบัด การนำเทคโนโลยีบำบัดน้ำเสียในเมืองมาใช้อย่างง่าย ๆ นั้นเป็นไปไม่ได้ โครงสร้างพื้นฐานสำหรับการรวบรวมน้ำเสีย เช่น เครือข่ายท่อน้ำทิ้ง มักจะไม่เพียงพอในพื้นที่ชนบท การรวบรวมน้ำเสียได้รับผลกระทบอย่างง่ายดายจากการไหลล้นของท่อระบายน้ำทิ้งและการแทรกซึมของน้ำใต้ดิน ส่งผลให้ความเข้มข้นของสารอินทรีย์ในน้ำเสียต่ำ และเพิ่มความยากลำบากในการกำจัดไนโตรเจนทางชีวภาพ ความผันผวนอย่างมากของคุณภาพและปริมาณน้ำเสียในพื้นที่ชนบททำให้ยากต่อการรักษาความเข้มข้นของชีวมวลให้คงที่ในโรงบำบัด นอกจากนี้ อุณหภูมิที่ต่ำในฤดูหนาวจะจำกัดความสามารถในการบำบัดทางชีวภาพ ส่งผลให้ประสิทธิภาพต่ำและคุณภาพน้ำทิ้งที่ไม่เสถียรซึ่งมีแนวโน้มที่จะเกินมาตรฐานในกระบวนการตะกอนเร่งแบบดั้งเดิม ดังนั้นจึงมีความจำเป็นเร่งด่วนในการพัฒนาเทคโนโลยีการบำบัดน้ำเสียให้เหมาะสมกับสภาพท้องถิ่น โดยมีความทนทานต่อแรงกระแทกสูง การทำงานที่มั่นคงในระยะยาว- ใช้พลังงานต่ำ และประสิทธิภาพการบำบัดสูง

พื้นที่ชนบทในประเทศจีนมีแนวโน้มที่จะชอบ-ต้นทุนที่ต่ำ -}ง่าย-ในการจัดการเทคโนโลยีบำบัดน้ำเสียในครัวเรือน โดยกระบวนการผสมผสานทางชีวภาพและระบบนิเวศเป็นทิศทางการวิจัยที่สำคัญ ปัจจุบัน อุปกรณ์บำบัดน้ำเสียแบบบรรจุกล่องที่ใช้กันอย่างแพร่หลายในพื้นที่ชนบท ส่วนใหญ่ใช้กระบวนการต่างๆ เช่น Anaerobic-Anoxic-Oxic (A2O) และ Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) ผลการศึกษาแสดงให้เห็นว่ากระบวนการ MBBR ต้องอาศัยการออกแบบสิ่งอำนวยความสะดวกมากกว่าการควบคุมการปฏิบัติงานที่แม่นยำ โดยไม่ต้องใช้บุคลากรทางเทคนิคมืออาชีพในการควบคุมดูแล ทำให้สะดวกต่อการดำเนินงานและการบำรุงรักษา เหมาะสำหรับความต้องการในทางปฏิบัติของการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบทซึ่งขาดแคลนบุคลากรด้านเทคนิค ข้อดีของผลิตภัณฑ์ ได้แก่ ความเข้มข้นของชีวมวลสูง ความต้านทานต่อแรงกระแทกสูง ประสิทธิภาพการบำบัดสูง และใช้พื้นที่ขนาดเล็ก การวิจัยโดย Luo Jiawen และคณะ บ่งชี้ว่าการเพิ่มสื่อ MBBR ลงในกระบวนการ A2O สามารถปรับปรุงความสามารถในการบำบัดน้ำเสียได้อย่างมาก Zhou Zhengbing และคณะ ในโครงการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนที่เกิดขึ้นจริงในชนบทในชนบท ได้ออกแบบกระบวนการรวมตัวกรองเติมอากาศแบบไม่ใช้ออกซิเจน/ไม่เป็นพิษ-สองขั้นตอน เพื่อให้ได้คุณภาพน้ำทิ้งที่เสถียร ซึ่งตรงตามมาตรฐานเกรด A ของ GB 18918-2002 "มาตรฐานการปล่อยมลพิษสำหรับโรงบำบัดน้ำเสียชุมชน" นอกจากนี้ Constructed Wetlands (CWs) มักใช้สำหรับการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท ตัวอย่างเช่น Zhang Yang และคณะ ใช้ถ่านชีวภาพเป็นสารตัวเติมในการปรับเปลี่ยนพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น โดยการค้นหาอัตราการกำจัดของ TN, TP และ COD อาจสูงถึง 99.41%, 91.40% และ 85.09% ตามลำดับ การวิจัยก่อนหน้านี้โดยกลุ่มของเรายังแสดงให้เห็นว่าตัวเติมถ่านชีวภาพแบบตะกอนสามารถเพิ่มประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสในพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น ปรับปรุงประสิทธิภาพและประสิทธิผลในการบำบัดโดยรวมของระบบ และทำให้ระบบทนทานต่อแรงกระแทกมากขึ้น จากการวิจัยข้างต้น เพื่อสำรวจเทคโนโลยีผสมผสานที่เหมาะสมสำหรับการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท และจัดการกับความท้าทาย เช่น ความยากลำบากในการรักษาความเข้มข้นของชีวมวลให้คงที่ ความต้านทานต่ำต่อโหลดกระแทก และคุณภาพน้ำทิ้งที่มีแนวโน้มที่จะผันผวนและเกินมาตรฐานในโรงบำบัดน้ำเสียในชนบท ผู้เขียนได้วางกระบวนการ A2O-MBBR ไว้ล่วงหน้า โดยเติมด้วยตัวพาฟิล์มชีวะที่ถูกระงับเพื่อสร้างสภาพแวดล้อม-ฟิล์มแอคทิเวเต็ดสลัดจ์ (IFAS) คงที่แบบรวม ซึ่งเพิ่มความเข้มข้นของตะกอนของระบบ และเพิ่มประสิทธิภาพการรักษา เมื่อพิจารณาถึงการใช้ประโยชน์ทางนิเวศวิทยาของพื้นที่ว่างที่มีอยู่ เช่น สระน้ำและพื้นที่ลุ่มในพื้นที่ชนบท และผสมผสานพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้นเป็นกระบวนการบำบัดเพื่อขัดเงา วิธีการต่างๆ เช่น การใช้ตัวเติมถ่านชีวภาพแบบตะกอน การหมุนเวียนของเหลวไนตริไฟด์ และการปลูกพืชที่จมอยู่ใต้น้ำ ได้ถูกนำมาใช้เพื่อเพิ่มเสถียรภาพในการดำเนินงานของพื้นที่ชุ่มน้ำคอมโพสิต ดังนั้น กระบวนการรวม A2O-MBBR + CW จึงถูกสร้างขึ้น

ในการศึกษานี้ การใช้น้ำเสียดิบจากโรงบำบัดน้ำเสียของหมู่บ้านในเหอเฟยเป็นเป้าหมายในการบำบัด จึงมีการสร้างการตั้งค่าการทดลองนำร่อง-ระดับนำร่องของกระบวนการรวม A2O-MBBR + CWs มีการศึกษาอิทธิพลของการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาลต่อประสิทธิภาพการบำบัด มีการตรวจสอบตัวบ่งชี้มลพิษในแหล่งน้ำที่ไหลเข้าและน้ำทิ้งระหว่างการปฏิบัติงานเพื่อสำรวจประสิทธิภาพในการกำจัดและความเสถียรในการปฏิบัติงาน ในขณะเดียวกันก็มีการวิเคราะห์ความเป็นไปได้ทางเศรษฐกิจของกระบวนการนี้ จุดมุ่งหมายคือการให้ข้อมูลอ้างอิงและเป็นพื้นฐานสำหรับการประยุกต์ใช้เทคโนโลยีผสมผสานพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างโดย A2O + ในโครงการบำบัดน้ำเสียภายในครัวเรือนในชนบทของจีน และเพื่อเสนอข้อมูลอ้างอิงเพื่อส่งเสริมการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือน และสร้างหมู่บ้านที่สวยงามและน่าอยู่เชิงนิเวศน์ในพื้นที่ชนบท

1. การตั้งค่าการทดลองและวิธีการวิจัย

1.1 ผังกระบวนการแบบรวม

การทดลองกระบวนการรวมของ A2O-MBBR + CW ได้นำการดำเนินการแบบอนุกรมของหน่วย A2O พื้นที่ชุ่มน้ำไหลใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน- และบ่อน้ำในระบบนิเวศ หน่วย A2O ประกอบด้วยถังสัมผัสแบบไร้ออกซิเจน-แบบงงงันและถังเมมเบรนแบบแอโรบิก (MBBR) ทั้งถังแอนแอโรบิกที่สับสนและโซนเติมอากาศของถัง MBBR แบบแอโรบิกถูกเติมด้วยตัวพาพาหะของฟิล์มชีวะแบบแขวนเพื่อให้พื้นผิวเกาะติดสำหรับจุลินทรีย์เพื่อสร้างฟิล์มชีวะ ตะกอนเร่งและแผ่นชีวะในถังอยู่ร่วมกัน ก่อให้เกิดระบบ IFAS ซึ่งสามารถรักษาชีวมวลของระบบได้อย่างเสถียร ถังอะโนซิกที่งงงันช่วยเพิ่มประสิทธิภาพกระบวนการดีไนตริฟิเคชั่นผ่านการหมุนเวียนของเหลวไนตริไฟด์ ถังแอโรบิก MBBR มีระบบเติมอากาศที่ด้านล่างเพื่อเพิ่มประสิทธิภาพการทำงานของไนตริฟิเคชั่น ช่องจ่ายสารโพลีอะลูมิเนียมคลอไรด์ (PAC) ติดตั้งอยู่ภายในถังเพื่อเสริมการกำจัดฟอสฟอรัสทางเคมี ช่วยให้สามารถกำจัดฟอสฟอรัสได้อย่างมีประสิทธิภาพ หน่วย CWs ประกอบด้วยพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีกระแสคาร์บอน-จากใต้ดินและบ่อน้ำนิเวศพืชที่จมอยู่ใต้น้ำ การไหลของคาร์บอน-ใต้ผิวดินที่สร้างพื้นที่ชุ่มน้ำใช้ระบบการกรองแบบเติมสามขั้นตอน มีการติดตั้งแผ่นเติมอากาศที่ด้านล่างของโซนตัวเติมเพื่อล้างย้อนตัวกลางเพื่อลดการอุดตัน บ่อนิเวศน์พืชที่จมอยู่ใต้น้ำมีชั้นตั้งต้นหินปูนที่ด้านล่าง และปลูกด้วยพืช-ที่จมอยู่ใต้น้ำที่ทนทานต่อความเย็น Vallisneria natans และ Potamogeton Crispus การตั้งค่าถูกวางไว้กลางแจ้ง มีการติดตั้งเทอร์โมมิเตอร์ในบ่อระบบนิเวศเพื่อติดตามการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาล ผังกระบวนการโดยละเอียดของกระบวนการรวม A2O-MBBR + CW จะแสดงอยู่ในนั้นรูปที่ 1.

1.2 การตั้งค่าการออกแบบและพารามิเตอร์การปฏิบัติงาน

การตั้งค่าการทดลองถูกสร้างขึ้นโดยใช้แผ่นโพลีโพรพีลีนหนา 10 มม. ถังแอนาโรบิกแบบงงงันนั้นเต็มไปด้วยตัวพาพาหะของฟิล์มชีวะทรงสี่เหลี่ยมและมีแผ่นกั้นอยู่ อัตราส่วนการหมุนเวียนสุราผสมสำหรับถังอะโนซิกแบบงงงันอยู่ที่ 50%~150% และยังมีแผ่นกั้นด้วย ถังแอโรบิก MBBR ถูกแบ่งโดยแผ่นกั้นออกเป็นโซนเติมอากาศแบบแอโรบิกและโซนตกตะกอน โซนเติมอากาศเต็มไปด้วยสื่อพาหะแบบแขวน MBBR ที่มีอัตราส่วนอากาศ-ต่อ-น้ำ 6:1~10:1 โซนตกตะกอนมีช่องจ่าย PAC และแผ่นลาดเอียงเพื่อช่วยในการตกตะกอน พื้นที่ชุ่มน้ำไหลใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน-: โซนตัวเติมหลักเต็มไปด้วยหินปูน (เส้นผ่านศูนย์กลางประมาณ 5 ซม.) โซนตัวเติมรองที่มีซีโอไลต์ (เส้นผ่านศูนย์กลาง ~ 3 ซม.) และโซนตัวเติมระดับตติยภูมิที่มีตัวเติมถ่านไบโอชาร์แบบตะกอน (เส้นผ่านศูนย์กลาง ~ 0.5~1.0 ซม.) ความสูงของฟิลเลอร์แต่ละโซนคือ 75 ซม. มีการตั้งค่าโซนช่องว่างกว้างประมาณ 4 ซม. ระหว่างโซนตัวเติมหลักและรองสำหรับการทำงาน เช่น การเพิ่มแหล่งคาร์บอนภายนอก การสังเกต และการบำรุงรักษา/การเท (ไม่มีการเพิ่มแหล่งคาร์บอนในระหว่างการทดลองนี้) บ่อนิเวศพืชที่จมอยู่ใต้น้ำเต็มไปด้วยหินปูน (เส้นผ่านศูนย์กลางประมาณ 3 ซม.) ที่ความสูง 20 ซม. ปลูกพืชใต้น้ำโดยเว้นระยะห่างแถว 10 ซม. และระยะห่างระหว่างต้น 10 ซม. การทดลองนี้ใช้น้ำเสียดิบจากโรงบำบัดน้ำเสียของหมู่บ้านในเหอเฟยเป็นอิทธิพล ระยะเวลาทดลองตั้งแต่วันที่ 25 พฤษภาคม 2565 ถึงวันที่ 17 มกราคม 2566 รวม 239 วัน พืชที่จมอยู่ใต้น้ำจะถูกเก็บเกี่ยวหนึ่งครั้งในวันที่ 2 ธันวาคม โดยมีความถี่ประมาณทุกๆ 6 เดือน ความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่ออกแบบไว้คือ 50~210 ลิตร/วัน พารามิเตอร์การออกแบบโดยละเอียดของการตั้งค่าแสดงอยู่ในตารางที่ 1.

1.3 วิธีการทดลอง

1.3.1 การออกแบบการทดลอง

1.3.1.1 การทดสอบความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่เหมาะสมที่สุด

หลังจากประสบความสำเร็จในการดำเนินการทดลองการตั้งค่าการทดลอง (คุณภาพน้ำทิ้งที่เสถียร) การทดสอบความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่เหมาะสมที่สุดได้ดำเนินการตั้งแต่วันที่ 25 พฤษภาคม 2022 ถึงวันที่ 30 มิถุนายน 2022 ภายใต้เงื่อนไขของการรักษาอัตราส่วนอากาศในถังแอโรบิก-ต่อ-น้ำ 6:1 อัตราส่วนการหมุนเวียนของเหลวไนตริไฟด์ 100% และการใช้ PAC (ปริมาณ Al2O3 28%) ประมาณ 3.7 g/d ความสามารถในการบำบัดน้ำเสียของการตั้งค่าค่อยๆ เพิ่มขึ้น (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 ลิตร/วัน) มีการติดตามการเปลี่ยนแปลงคุณภาพน้ำทิ้งเพื่อสำรวจความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่เหมาะสมที่สุดของการตั้งค่า ในช่วงเวลานี้ อุณหภูมิของน้ำจะแตกต่างกันระหว่าง 24.5~27.1 องศา เพื่อให้มั่นใจว่ามีการปฏิบัติตามข้อกำหนดของน้ำทิ้งอย่างมีเสถียรภาพในฤดูหนาว มาตรฐานน้ำทิ้งที่นำมาใช้คือมาตรฐานเกรด A ของ GB 18918-2002 "มาตรฐานการปล่อยมลพิษสำหรับโรงบำบัดน้ำเสียชุมชน"

1.3.1.2 การทดสอบประสิทธิภาพการรักษาโดยรวมของกระบวนการรวม

ระยะเวลาการทดสอบตั้งแต่วันที่ 1 กรกฎาคม 2022 ถึงวันที่ 17 มกราคม 2023 โดยกำหนดความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่เหมาะสมไว้ที่ 120 ลิตร/วัน อัตราส่วนอากาศในถังแอโรบิก-ต่อ-คือ 6:1~10:1 และอัตราส่วนการหมุนเวียนของสุราผสมอยู่ที่ 50%~150% ตัวชี้วัดคุณภาพน้ำที่ไหลเข้าและน้ำทิ้ง (TN, TP, NO₃^--เอ็น, นิวแฮมป์เชียร์₄⁺-N และ COD) จากแต่ละหน่วยกระบวนการถูกติดตาม บันทึกการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำในช่วงระยะเวลาการทดสอบ (อิทธิพลจากสภาพอากาศตามฤดูกาล) มีการวิเคราะห์ประสิทธิภาพการบำบัดของกระบวนการรวม A2O-MBBR + CWs สำหรับน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท และตรวจสอบอิทธิพลของการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาลต่อประสิทธิภาพของกระบวนการรวม

1.3.2 การสุ่มตัวอย่าง

ในระหว่างช่วงการทดสอบ จะมีการเก็บตัวอย่างไม่สม่ำเสมอ (ประมาณ 1~2 ครั้งต่อสัปดาห์) เพื่อการทดสอบคุณภาพน้ำ ตัวอย่างถูกรวบรวมจากการตั้งค่าที่มีอิทธิพล น้ำทิ้งจากถังแบบไร้ออกซิเจน-แบบไร้ออกซิเจน น้ำทิ้งจากถังแบบแอโรบิก MBBR น้ำทิ้งจากพื้นที่ชุ่มน้ำไหลใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน- และน้ำทิ้งในบ่อนิเวศน์ของพืชที่จมอยู่ใต้น้ำ ตัวอย่างที่มีอิทธิพลจะถูกดึงมาจากท่อทางเข้าของการตั้งค่า และตัวอย่างน้ำทิ้งจากทางออกของแต่ละหน่วย การทดสอบตัวบ่งชี้คุณภาพน้ำเสร็จสิ้นในวันเดียวกับการเก็บตัวอย่าง ตัวชี้วัดที่ผ่านการทดสอบ ได้แก่ TN, TP, NO₃^--เอ็น, นิวแฮมป์เชียร์₄⁺-N และ COD แต่ละครั้งที่เก็บตัวอย่าง จะมีการบันทึกอุณหภูมิของน้ำที่อ่านได้จากเทอร์โมมิเตอร์ในบ่อระบบนิเวศ (แตกต่างกันไประหว่าง 0~32 องศา) อุณหภูมิของน้ำในบ่อนิเวศเปลี่ยนแปลงตามธรรมชาติตามความแตกต่างของอุณหภูมิตามฤดูกาล มาตรฐานน้ำทิ้งที่ออกแบบสำหรับการตั้งค่าการทดลองเป็นไปตามมาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 "มาตรฐานการปล่อยมลพิษทางน้ำสำหรับสิ่งอำนวยความสะดวกบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท" ความเข้มข้นที่มีอิทธิพลและมาตรฐานของน้ำทิ้งที่ออกแบบมีรายละเอียดอยู่ในตารางที่ 2.

1.3.3 วิธีวิเคราะห์คุณภาพน้ำ

ความเข้มข้นของ TN ในตัวอย่างน้ำถูกกำหนดโดยใช้ HJ 636-2012 "คุณภาพน้ำ - การหาปริมาณไนโตรเจนทั้งหมด - การย่อยด้วยอัลคาไลน์โพแทสเซียมเพอร์ซัลเฟต วิธี UV spectrophotometric" เลขที่₃^--กำหนดความเข้มข้นของไนโตรเจนโดยใช้ HJ/T 346-2007 "คุณภาพน้ำ - การหาปริมาณไนเตรตไนโตรเจน - อัลตราไวโอเลตสเปกโตรโฟโตมิเตอร์ (ทดลอง)" เอ็นเอช₄⁺-กำหนดความเข้มข้นของ N โดยใช้ HJ 535-2009 "คุณภาพน้ำ - การหาปริมาณแอมโมเนียไนโตรเจน - สเปกโตรโฟโตมิเตอร์รีเอเจนต์ของ Nessler" ซีโอดีถูกกำหนดโดยใช้ HJ 828-2017 "คุณภาพน้ำ - การกำหนดความต้องการออกซิเจนทางเคมี - วิธีไดโครเมต" ความเข้มข้นของ TP ถูกกำหนดโดยใช้ GB 11893-1989 "คุณภาพน้ำ - การหาปริมาณฟอสฟอรัสทั้งหมด - วิธีแอมโมเนียมโมลิบเดตสเปกโตรโฟโตเมตริก"

2. ผลลัพธ์และการสนทนา

2.1 อิทธิพลของความสามารถในการบำบัดน้ำเสียต่อประสิทธิภาพของกระบวนการรวม

ดังแสดงในรูปที่ 2 (ก)(ข)เนื่องจากความสามารถในการบำบัดน้ำเสียรายวันค่อยๆ เพิ่มขึ้นจาก 50 ลิตร/วัน เป็น 210 ลิตร/วัน ประสิทธิภาพการกำจัดของ TN และ NH₄⁺-N โดยแต่ละหน่วยของกระบวนการรวมแสดงให้เห็นแนวโน้มที่ลดลง อัตราการกำจัด TN ลดลงจาก 91.55% (50 ลิตร/วัน) เป็น 52.17% (210 ลิตร/วัน) และ NH₄⁺-อัตราการกำจัดไนโตรเจนลดลงจาก 97.47% (70 ลิตร/วัน) เป็น 80.68% (210 ลิตร/วัน) เนื่องจากความสามารถในการบำบัดน้ำเสียรายวันที่เพิ่มขึ้นจะช่วยลดเวลากักเก็บไฮดรอลิก ทำให้เวลาที่จุลินทรีย์สามารถย่อยสลายสารมลพิษสั้นลง ส่งผลให้ประสิทธิภาพการบำบัดแย่ลง ในหมู่พวกเขา หน่วย A2O มีส่วนสนับสนุน TN และ NH มากที่สุด₄⁺-ไม่มีการลบออก ความเข้มข้นของ TN ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยสำหรับหน่วยนี้คือ 38.68 มก./ลิตร น้ำทิ้งคือ 16.87 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัด 56.29% ค่าเฉลี่ยที่มีอิทธิพลของ NH₄⁺-ความเข้มข้นของไนโตรเจนคือ 36.29 มก./ลิตร น้ำทิ้งคือ 5.50 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัด 84.85% สำหรับพื้นที่ชุ่มน้ำไหลใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน- ความเข้มข้นของ TN ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยคือ 16.87 มก./ลิตร น้ำทิ้งอยู่ที่ 11.96 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดอยู่ที่ 29.10% สำหรับบ่อนิเวศพืชที่จมอยู่ใต้น้ำ ความเข้มข้นของ TN ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยคือ 11.96 มก./ลิตร น้ำทิ้งคือ 9.47 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดอยู่ที่ 20.82% ประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนของพื้นที่ชุ่มน้ำไหลใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน-ดีกว่าบ่อในระบบนิเวศ เนื่องจากสภาพแวดล้อมแบบไม่ใช้ออกซิเจน-ของพื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดินมีความเหมาะสมมากกว่าสำหรับการแยกไนตริฟิเคชั่น อย่างไรก็ตาม ทางเอ็นเอช₄⁺-ประสิทธิภาพการกำจัดของบ่อนิเวศน์ดีกว่าของพื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดิน ค่าเฉลี่ยที่มีอิทธิพลของ NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N สำหรับคาร์บอน-พื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดินคือ 5.50 มก./ลิตร น้ำทิ้งคือ 4.04 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดเพียง 26.53% สำหรับบ่อนิเวศน์ ค่า NH ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ย₄⁺-ความเข้มข้นของไนโตรเจนคือ 4.04 มก./ลิตร น้ำทิ้งคือ 2.38 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดอยู่ที่ 41.07% เนื่องจากสภาพแวดล้อมแบบแอโรบิกของบ่อนิเวศน์มีความเหมาะสมมากกว่าสำหรับการทำไนตริฟิเคชั่น โดยจะเปลี่ยน NH มากขึ้น₄⁺-N เป็น NO₃^--N ส่งผลให้ NH สูงขึ้น₄⁺-อัตราการลบ N เมื่อความสามารถในการบำบัดน้ำเสียถึง 150 ลิตร/วัน ความเข้มข้นของ TN ของน้ำทิ้งคือ 15.11 มก./ลิตร ซึ่งเกินมาตรฐานเกรด A ที่ GB 18918-2002 ดังนั้น เพื่อให้มั่นใจว่าปฏิบัติตาม TN อย่างมีเสถียรภาพ ความสามารถในการบำบัดน้ำเสียสูงสุดคือ 120 ลิตร/วัน เมื่อความสามารถในการบำบัดน้ำเสียถึง 210 ลิตร/วัน น้ำทิ้ง NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N คือ 7.07 มก./ลิตร ซึ่งเกินมาตรฐานเกรด A ที่ GB 18918-2002 ดังนั้นความสามารถในการบำบัดน้ำเสียสูงสุดสำหรับ NH₄⁺-การปฏิบัติตามข้อกำหนด N คือ 180 ลิตร/วัน

ดังแสดงในรูปที่ 2 (ค)ค่าซีโอดีที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยต่ำกว่า 100 มก./ลิตร บ่งชี้ว่ามีปริมาณสารอินทรีย์ต่ำ การเพิ่มความสามารถในการบำบัดน้ำเสียไม่ส่งผลกระทบอย่างมีนัยสำคัญต่อการกำจัด COD โดยมีอัตราการกำจัด COD อยู่ระหว่าง 75%~90% เนื่องจากความสามารถในการบำบัดน้ำเสียเพิ่มขึ้นจาก 50 ลิตร/วัน เป็น 210 ลิตร/วัน ค่า COD ของน้ำทิ้งโดยเฉลี่ยอยู่ที่ 19.16 มก./ลิตร โดยมีค่า COD ของน้ำทิ้งสูงสุดที่ 26.07 มก./ลิตร ซึ่งยังต่ำกว่ามาตรฐาน 50 มก./ลิตรของ GB 18918-2002 เกรด A มาก หน่วย A2O มีส่วนช่วยในการกำจัด COD มากที่สุด เนื่องจากอุปกรณ์เติมอากาศใน MBBR แบบแอโรบิก ถังสร้างสภาพแวดล้อมแบบแอโรบิก เพิ่มความสามารถทางชีวเคมีของจุลินทรีย์แอโรบิก และเสริมการกำจัดซีโอดี นอกจากนี้ การหมุนเวียนของของเหลวไนตริไฟด์ในหน่วย A2O ช่วยให้ถังแอนซิกที่สับสนสามารถใช้อินทรียวัตถุในน้ำเสียเป็นแหล่งคาร์บอนต่อไป โดยกำจัดส่วนหนึ่งของ COD ออกไปในขณะที่เพิ่มการแยกไนตริฟิเคชั่น พื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลอยู่ใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน-มีส่วนช่วยกำจัดซีโอดีมากที่สุดเป็นอันดับสอง สภาพแวดล้อมแบบไม่ใช้ออกซิเจนและเป็นพิษเอื้อต่อการใช้อินทรียวัตถุในน้ำเสียเป็นแหล่งคาร์บอน ซึ่งจะทำให้อินทรียวัตถุบางส่วนเสื่อมคุณภาพไปพร้อมๆ กับการเพิ่มประสิทธิภาพการแยกไนตริฟิเคชัน ซึ่งเป็นเหตุผลว่าทำไมจึงสามารถกำจัด TN ได้ดีขึ้น นอกจากนี้ ชั้นซับสเตรตของพื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดินสามารถดูดซับอินทรียวัตถุบางชนิดได้ บ่อนิเวศมีผลจำกัดต่อการย่อยสลายซีโอดี ค่าซีโอดีที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยสำหรับบ่อนิเวศน์คือ 22.21 มก./ลิตร และสารอินทรีย์ที่ย่อยสลายได้ง่ายที่สุดได้ถูกย่อยสลายไปแล้ว เหลือเพียงสารอินทรีย์ที่ย่อยสลายได้ยากกว่า

ดังแสดงในรูปที่ 2 (ง)เนื่องจากความสามารถในการบำบัดน้ำเสียเพิ่มขึ้น ความเข้มข้นของ TP ของน้ำทิ้งจึงยังคงมีเสถียรภาพ การเพิ่มความสามารถในการบำบัดน้ำเสียไม่ได้ส่งผลต่อการกำจัด TP อย่างมีนัยสำคัญ ความเข้มข้นของ TP ที่มีอิทธิพลโดยเฉลี่ยคือ 3.7 มก./ลิตร และความเข้มข้นของน้ำทิ้งโดยเฉลี่ยคือ 0.18 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดโดยเฉลี่ย 95.14% ซึ่งบ่งชี้ว่าการกำจัด TP ที่ดี TP ถูกลบออกในหน่วย A2O เป็นหลัก ความเข้มข้น TP ที่มีอิทธิพลสำหรับหน่วย A2O คือ 3.7 มก./ลิตร และน้ำทิ้งอยู่ที่เพียง 0.29 มก./ลิตร ซึ่งดีกว่ามาตรฐาน 0.5 มก./ลิตรของ GB 18918-เกรด A ปี 2002 เนื่องจากหน่วย A2O ไม่เพียงแต่มีการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพโดยสิ่งมีชีวิตที่สะสมฟอสฟอรัส (PAO) เท่านั้น แต่ยังเสริมด้วยการกำจัดฟอสฟอรัสทางเคมีด้วยการให้ยาด้วย PAC 3.7 กรัม/วัน การกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพและทางเคมีร่วมกันส่งผลให้ฟอสฟอรัสมากกว่า 90% ถูกกำจัดออกจากหน่วย A2O พื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดินและบ่อน้ำในระบบนิเวศส่วนใหญ่อาศัยกลไกต่างๆ เช่น การดูดซับของสารตั้งต้น การตกตะกอน การดูดซึมของพืช และการย่อยสลายของจุลินทรีย์เพื่อกำจัดฟอสฟอรัส นอกจากนี้ ความเข้มข้นของ TP ที่เข้าสู่พื้นที่ชุ่มน้ำยังต่ำอยู่แล้วถึง 0.29 มก./ลิตร ทำให้การกำจัดเพิ่มเติมทำได้ยากขึ้น เหตุผลที่รวมกันเหล่านี้นำไปสู่ประสิทธิภาพการกำจัด TP โดยทั่วไปของพื้นที่ชุ่มน้ำและบ่อน้ำในระบบนิเวศ

ดังนั้น เพื่อให้มั่นใจว่ามีการปฏิบัติตามตัวบ่งชี้น้ำทิ้งทั้งหมดอย่างมีเสถียรภาพด้วยมาตรฐาน GB 18918-2002 เกรด A ความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่เหมาะสมที่สุดสำหรับกระบวนการนี้จึงถูกกำหนดไว้ที่ 120 ลิตร/วัน

2.2 ประสิทธิภาพการกำจัดมลพิษของกระบวนการรวม

2.2.1 ประสิทธิภาพการกำจัด COD

ดังแสดงในรูปที่ 3ในช่วงทดสอบประสิทธิภาพการบำบัดโดยรวม (1 กรกฎาคม 2565 ถึงวันที่ 17 มกราคม 2566 ความสามารถในการบำบัดน้ำเสีย 120 ลิตร/วัน) อุณหภูมิของน้ำมีแนวโน้มลดลงอย่างผันผวน โดยลดลงจาก 32 องศาเป็น 0 องศา อัตราการกำจัดซีโอดีมีความผันผวน และอุณหภูมิของน้ำที่ลดลงไม่มีผลกระทบที่ชัดเจนต่อการกำจัดซีโอดี ผสมผสานกับรูปที่ 4อัตราการกำจัด COD แตกต่างกันระหว่าง 66.16%~82.51% โดยส่วนใหญ่ได้รับอิทธิพลจากความเข้มข้นของ COD ที่มีอิทธิพล การศึกษาแสดงให้เห็นว่าภายใต้สภาวะไร้ออกซิเจน/ปราศจากออกซิเจน การกำจัดซีโอดีขึ้นอยู่กับการกระทำของจุลินทรีย์เป็นหลัก กระบวนการ A2O-MBBR+CWs สลับกันระหว่างสภาวะไร้ออกซิเจน-สภาวะเป็นพิษ-เป็นพิษ-เป็นพิษ- ซึ่งช่วยเพิ่มการกำจัด COD ในระหว่างการดำเนินการ เนื่องจากอุณหภูมิของน้ำลดลง แม้ว่า COD ที่มีอิทธิพลจะอยู่ในช่วง 80~136 มก./ลิตร แต่ COD ของน้ำทิ้งยังคงเสถียรที่ต่ำกว่า 50 มก./ลิตร ซึ่งเป็นไปตามมาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 ซึ่งบ่งชี้ถึงการย่อยสลายสารอินทรีย์ที่ดี ส่วน A2O มีส่วนช่วยในการกำจัด COD มากที่สุด ถังสัมผัสแบบแอนแอโรบิกที่งุนงง-มีอัตราการกำจัด COD โดยเฉลี่ยที่ 43.38% คิดเป็น 65.43% ของการกำจัด COD ทั้งหมด ถังแอโรบิก MBBR มีอัตราการกำจัดเฉลี่ย 14.69% คิดเป็น 19.87% ของทั้งหมด ส่วน A2O มีส่วนช่วยในการกำจัด COD มากกว่า 85% โดยได้ประโยชน์จากพื้นที่ผิวจำเพาะขนาดใหญ่ของตัวกลางในถังแบบไม่ใช้ออกซิเจนและถัง MBBR แบบแอโรบิกแบบงงงวย ความเข้มข้นของตะกอนสูง และการก่อตัวของห่วงโซ่อาหารจากแบคทีเรีย → โปรโตซัว → เมตาโซอา ซึ่งช่วยย่อยสลายสารอินทรีย์ในน้ำได้อย่างมีประสิทธิภาพ ความหลากหลายทางชีวภาพสูงของระบบ IFAS ช่วยให้มั่นใจได้ถึงการกำจัดสารอินทรีย์ที่ดีแม้อุณหภูมิจะเปลี่ยนแปลง นอกจากนี้ ส่วนหนึ่งของอินทรียวัตถุที่ละลายน้ำได้ในน้ำเสียในถังสัมผัสแบบแอนแอโรบิก-อะโนซิกแบบงงงันจะถูกใช้เป็นแหล่งคาร์บอนโดยการแยกแบคทีเรียออก ในขณะที่สุราผสมหมุนเวียนเพิ่มขึ้น NO₃^--ความเข้มข้นของ N ในถังอะโนซิกที่ทำให้งงงัน ส่งเสริมการใช้ประโยชน์ของแหล่งคาร์บอนโดยการแยกแบคทีเรียออกเพื่อแปลง NO₃^--ไม่มี/ไม่ใช่₂^--N ให้เป็นก๊าซไนโตรเจน อัตราการกำจัดซีโอดีที่สูงในถังสัมผัสแบบไร้ออกซิเจน-แบบงงงันช่วยยืนยันเพิ่มเติมว่ากระบวนการนี้สามารถใช้อินทรียวัตถุในน้ำเสียเป็นแหล่งคาร์บอนสำหรับการแยกไนตริฟิเคชันได้อย่างมีประสิทธิภาพ พื้นที่ชุ่มน้ำไหลใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน-มีอัตราการกำจัดซีโอดีโดยเฉลี่ยที่ 7.18% คิดเป็น 9.18% ของการกำจัดซีโอดีทั้งหมด สภาพแวดล้อมแบบไม่ใช้ออกซิเจน/เป็นพิษของพื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดินเอื้อต่อจุลินทรีย์ที่ใช้อินทรียวัตถุเป็นแหล่งคาร์บอน ช่วยให้สามารถกำจัด COD ออกไปได้ ในขณะเดียวกันก็เพิ่มการแยกไนตริฟิเคชันไปด้วย การวิจัยที่เกี่ยวข้องยังบ่งชี้ว่าตัวเติมถ่านชีวภาพสามารถดูดซับอินทรียวัตถุผ่านการดึงดูดด้วยไฟฟ้าสถิตและพันธะไฮโดรเจนระหว่างโมเลกุล ดังนั้นตัวเติมถ่านไบโอชาร์ตะกอนในพื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลใต้ผิวดินก็จะดูดซับอินทรียวัตถุบางชนิดด้วย บ่อนิเวศพืชที่จมอยู่ใต้น้ำมีอัตราการกำจัดซีโอดีโดยเฉลี่ยเพียง 3.68% เนื่องจากซีโอดีที่เข้าสู่บ่อนั้นต่ำอยู่แล้วที่ 30.59 มก./ลิตรโดยเฉลี่ย และส่วนใหญ่ประกอบด้วยสารอินทรีย์ทนไฟ ซึ่งกำจัดออกโดยการดูดซับและการดูดซึมของพืชเป็นหลัก โดยมีผลจำกัด

2.2.2 ประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจน

ดังแสดงในรูปที่ 3เนื่องจากอุณหภูมิของน้ำค่อยๆ ลดลงจาก 32 องศา เป็น 12 องศา TN และ NH₄⁺-อัตราการลบ N รายการมีความผันผวน อัตราการกำจัด TN โดยเฉลี่ยอยู่ที่ 75.61% และค่าเฉลี่ย NH₄⁺-อัตราการกำจัด N ถึง 95.70% เมื่ออุณหภูมิของน้ำลดลงต่ำกว่า 12 องศา TN และ NH₄⁺-อัตราการกำจัด N มีแนวโน้มลดลงอย่างรวดเร็ว แต่อัตราการกำจัดโดยเฉลี่ยยังคงอยู่ที่ 58.56% และ 80.40% ตามลำดับ เนื่องจากอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาลลดลงยับยั้งการทำงานของจุลินทรีย์ และทำให้ประสิทธิภาพการแยกไนตริฟิเคชันลดลง จากผลทางสถิติความเข้มข้นของสารมลพิษที่ไหลเข้าและน้ำทิ้งในช่วงระยะเวลาดำเนินการของกระบวนการรวม (1 กรกฎาคม 2565 ถึงวันที่ 17 มกราคม 2566) แสดงในตารางที่ 3ค่าเฉลี่ยที่มีอิทธิพล TN และ NH₄⁺-ความเข้มข้นของไนโตรเจนคือ 36.56 มก./ลิตร และ 32.47 มก./ลิตร ตามลำดับ เอ็นเอช₄⁺-N คิดเป็น 88.81% ของ TN หมายเลขผู้มีอิทธิพล₃^--N (0.01 มก./ลิตร) แทบไม่มีค่าเลย ปริมาณน้ำทิ้งเฉลี่ย TN และ NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N อยู่ที่ 11.69 มก./ลิตรและ 3.5 มก./ลิตร ตามลำดับ ทั้งสองอย่างนี้ตรงตามมาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 ปริมาณน้ำทิ้งเฉลี่ย NO₃^--ความเข้มข้นของ N คือ 6.03 มก./ลิตร ซึ่งบ่งชี้ถึงความสามารถในการไนตริฟิเคชันที่ดีของกระบวนการนี้ โดยแปลง NH₄⁺-N ถึง NO₃^--น. อย่างไรก็ตาม การสะสม NO₃^--N ในน้ำทิ้งบ่งบอกว่ายังมีที่ว่างสำหรับการแยกไนตริฟิเคชันเพิ่มเติม ดังแสดงในรูปที่ 5 (ก)การนำ TN ออกสูงที่สุดในส่วน A2O ถังสัมผัสแบบไม่ใช้ออกซิเจน-ที่ทำให้งงงันมีอัตราการกำจัด TN เฉลี่ยที่ 44.25% และถังแบบแอโรบิก MBBR มีอัตราการกำจัด TN เฉลี่ยที่ 9.55% นี่เป็นผลมาจากการทำงานร่วมกันของแบคทีเรียไนตริไฟนิ่งในโซนแอโรบิกและแบคทีเรียดีไนตริไฟติ้งในเขตแอนซิก พื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างด้วยคาร์บอน-มีอัตราการกำจัด TN โดยเฉลี่ยที่ 11.07% เนื่องจากความสามารถในการปล่อยแหล่งคาร์บอนและสภาพแวดล้อมแบบไม่ใช้ออกซิเจน/ไม่เป็นพิษนั้นเอื้อต่อกระบวนการดีไนตริฟิเคชัน โดยรักษาความสามารถในการกำจัดไนโตรเจนในระดับหนึ่ง บ่อนิเวศพืชที่จมอยู่ใต้น้ำมีอัตราการกำจัด TN เฉลี่ยเพียง 3.54% โดยมีประสิทธิภาพในการกำจัดโดยทั่วไป เนื่องจากสภาพแวดล้อมแบบแอโรบิกไม่เอื้อต่อการแยกไนตริฟิเคชั่น ดังแสดงในรูปที่ 5 (ข), นิวแฮมป์เชียร์₄⁺-การลบ N เสร็จสิ้นแล้วในส่วน A2O เป็นหลัก ถังสัมผัสแอนแอโรบิกที่งุนงง-มี NH₄⁺-อัตราการกำจัด N อยู่ที่ 59.46% และถัง MBBR แบบแอโรบิกมี NH₄⁺-อัตราการกำจัด N อยู่ที่ 24.24% ส่วน A2O คิดเป็น 93.57% ของ NH ทั้งหมด₄⁺-ไม่มีการลบออก NH สูง₄⁺-การกำจัด N ในส่วน A2O เกิดจากการเติมอากาศอย่างต่อเนื่องในถัง MBBR แบบแอโรบิก ซึ่งช่วยให้แบคทีเรียไนตริไฟริงใช้ DO อย่างเต็มที่ในการแปลง NH₄⁺-N ถึง NO₃^--น. จากนั้นจึงหมุนเวียนไปยังถังที่ปราศจากออกซิเจน โดยที่แบคทีเรียที่เป็นดีไนตริไฟดิ้งจะเปลี่ยน NO₃^--N ถึง N2 สำหรับการลบออก ในระหว่างช่วงการทดสอบ อัตราการกำจัด TN โดยเฉลี่ยคือ 68.40% และค่าเฉลี่ย NH₄⁺-อัตราการกำจัดไนโตรเจนอยู่ที่ 89.45% ซึ่งบ่งชี้ถึงประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนที่ดี

ดังแสดงในรูปที่ 3เนื่องจากอุณหภูมิของน้ำลดลงจาก 32 องศาเป็น 0 องศา อัตราการกำจัด TN จึงลดลงจากสูงสุด 79.19% เป็น 51.38% ผสมผสานกับรูปที่ 5 (ก), when water temperature was >ที่ระดับ 20 อัตราการกำจัด TN โดยเฉลี่ยเกิน 75% โดยมีความเข้มข้นของน้ำทิ้งเฉลี่ย 8.41 มก./ลิตร เนื่องจากกิจกรรมของจุลินทรีย์จะสูงกว่าในช่วง 20~32 องศา ซึ่งนำไปสู่การดีไนตริฟิเคชั่นที่ดีขึ้น ซึ่งสอดคล้องกับการวิจัยของ Zhang Na และคณะ เมื่ออุณหภูมิของน้ำลดลงจาก 20 องศาเป็น 5 องศา อัตราการกำจัด TN โดยเฉลี่ยลดลงเหลือ 65.44% และความเข้มข้นของน้ำทิ้งเฉลี่ยเพิ่มขึ้นเป็น 12.70 มก./ลิตร เมื่ออุณหภูมิของน้ำอยู่ที่ 0~5 องศา อัตราการกำจัด TN โดยเฉลี่ยจะลดลงเหลือ 52.75% และความเข้มข้นของน้ำทิ้งโดยเฉลี่ยเพิ่มขึ้นเป็น 17.62 มก./ลิตร ซึ่งบ่งชี้ถึงผลกระทบบางประการต่อการกำจัด TN การศึกษาพบว่าเมื่ออุณหภูมิของน้ำลดลง กิจกรรมของจุลินทรีย์จะถูกยับยั้ง เมื่ออุณหภูมิของน้ำ<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 องศา ประสิทธิภาพการกำจัด TN ดี โดยน้ำทิ้งมีความคงตัวต่ำกว่า 15 มก./ลิตร เมื่อพิจารณาถึงการกำจัดมลพิษอื่นๆ จะทำให้ความสามารถในการบำบัดน้ำเสียเพิ่มขึ้นได้อย่างเหมาะสม

ดังแสดงในรูปที่ 3เนื่องจากอุณหภูมิของน้ำค่อยๆ ลดลง ค่า NH₄⁺-อัตราการกำจัด N ลดลงจากสูงสุด 99.52% เป็นขั้นต่ำ 74.77% และน้ำทิ้ง NH₄⁺-ความเข้มข้นของไนโตรเจนเพิ่มขึ้นจากขั้นต่ำ 0.17 มก./ลิตร เป็น 8.40 มก./ลิตร การลดอุณหภูมิของน้ำจะยับยั้งการทำงานของแบคทีเรียไนตริไฟนิ่งและแบคทีเรียไนไตรไฟเออร์ ส่งผลให้ NH ลดลง₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 องศา ค่าน้ำทิ้งเฉลี่ย NH₄⁺-ความเข้มข้นของไนโตรเจนคือ 1.58 มก./ลิตร เมื่ออุณหภูมิของน้ำน้อยกว่าหรือเท่ากับ 12 องศา ค่าเฉลี่ยของน้ำทิ้ง NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N เพิ่มขึ้นเป็น 6.58 มก./ลิตร แต่เป็น NH ของน้ำทิ้ง₄⁺-N เป็นไปตามมาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 เสมอ เมื่ออุณหภูมิของน้ำอยู่ที่ 20~32 องศา ค่าเฉลี่ย NH₄⁺-อัตราการกำจัด N เกิน 96% ผสมผสานกับรูปที่ 5 (ข), น้ำทิ้ง NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N ต่ำกว่า 2 มก./ลิตรในช่วงนี้ ซึ่งบ่งชี้ว่ามีฤทธิ์ของแบคทีเรียไนตริไฟอิงสูงและค่า NH โดยรวมที่ดีเยี่ยม₄⁺-ไม่มีการลบออก เมื่ออุณหภูมิของน้ำค่อยๆ ลดลงจาก 20 องศา เป็น 12 องศา ค่าเฉลี่ย NH₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 องศาเหมาะสำหรับการเจริญเติบโตของแบคทีเรียไนตริไฟนิ่งส่งเสริมไนตริฟิเคชั่น ดังนั้นเอ็นเอช₄⁺-N คงอัตราการกำจัดที่สูงไว้ในช่วง 12~20 องศา เมื่ออุณหภูมิของน้ำค่อยๆ ลดลงจาก 12 องศา เป็น 0 องศา ค่าเฉลี่ย NH₄⁺-อัตราการลบ N ยังคงสูงถึง 80% การวิจัยที่มีอยู่แสดงให้เห็นว่าแบคทีเรียไนตริไฟดิ้งเกือบจะสูญเสียความสามารถในการไนตริฟิเคชั่นที่ 0 องศา อย่างไรก็ตามผลการศึกษาครั้งนี้พบว่าแม้ที่อุณหภูมิ 0 องศา NH₄⁺-อัตราการกำจัด N เกิน 75% ซึ่งบ่งชี้ประสิทธิภาพไนตริฟิเคชั่นที่ดีของกระบวนการนี้ที่อุณหภูมิต่ำ เนื่องจากระบบ IFAS ในส่วน A2O-MBBR ของการศึกษานี้มีอายุตะกอนของฟิล์มชีวะที่ยาวนานถึงประมาณ 1 เดือน ทำให้อัตราการไนตริฟิเคชันในถังชีวเคมีได้รับผลกระทบจากอุณหภูมิน้อยกว่ากระบวนการแอคทิเวเต็ดตะกอนแบบดั้งเดิม ซึ่งช่วยเพิ่มประสิทธิภาพการทำงานของไนตริฟิเคชันที่อุณหภูมิฤดูหนาวต่ำได้อย่างมาก การวิจัยโดย Wei Xiaohan และคณะ ยังระบุด้วยว่าสาเหตุหลักที่ทำให้ NH ไม่ปฏิบัติตาม-₄⁺-น้ำทิ้ง N ภายใต้สภาวะอุณหภูมิน้ำต่ำคืออายุตะกอนเร่งที่ไม่เพียงพอ โดยผลกระทบของอุณหภูมิต่อกิจกรรมของไนตริไฟเออร์เป็นเรื่องรอง ดังนั้น แม้ว่าอุณหภูมิของน้ำที่ลดลงจะส่งผลต่อการทำงานของไนตริไฟเออร์ในระดับหนึ่ง แต่อายุของตะกอนที่เพียงพอในกระบวนการนี้ทำให้มั่นใจได้ว่า NH₄⁺-การกำจัด N ที่อุณหภูมิต่ำ ในช่วงระยะเวลาการทดสอบ ค่าเฉลี่ยของน้ำทิ้ง NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N คือ 3.50 มก./ลิตร และกระบวนการรวมแสดงประสิทธิภาพไนตริฟิเคชันที่ดีและเสถียร

2.2.3 ประสิทธิภาพการกำจัดฟอสฟอรัส

ดังแสดงในรูปที่ 3อัตราการกำจัด TP จะเปลี่ยนแปลงเล็กน้อยตามการเปลี่ยนแปลงของอุณหภูมิของน้ำ โดยยังคงความเสถียรสูงกว่า 94% ผสมผสานกับรูปที่ 6, ความเข้มข้นของ TP ที่มีอิทธิพลอยู่ในช่วง 3.03~4.14 มก./ลิตร และความเข้มข้นของ TP ของน้ำทิ้งอยู่ระหว่าง 0.14~0.28 มก./ลิตร เป็นไปตามมาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 กระบวนการนี้อาศัยการดำเนินการร่วมกันของการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพ (โดย PAO) และการกำจัดฟอสฟอรัสทางเคมี (โดย PAC) เมื่ออุณหภูมิของน้ำลดลง กิจกรรมของ PAO จะถูกยับยั้ง ซึ่งส่งผลต่อการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพ อย่างไรก็ตาม กระบวนการนี้เสริมด้วยการกำจัดฟอสฟอรัสทางเคมีโดยการจ่าย PAC 3.7 กรัม/วัน ซึ่งรักษาอัตราการกำจัด TP ให้คงที่ และลดผลกระทบของการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำต่อการกำจัดฟอสฟอรัสในกระบวนการรวม หน่วย A2O มีประสิทธิภาพในการกำจัด TP ที่ดีที่สุด ความเข้มข้น TP เฉลี่ยของน้ำทิ้งแบบไม่ใช้ออกซิเจน-คือ 2.48 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดอยู่ที่ 32.61% ความเข้มข้น TP เฉลี่ยของน้ำทิ้งแบบแอโรบิกคือ 0.29 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดอยู่ที่ 59.51% อัตราการกำจัด TP โดยรวมสำหรับหน่วย A2O คือ 92.12% การออกแบบที่ดูงุนงงของส่วน A2O-MBBR สามารถกำจัดไนเตรตไนโตรเจนที่มีอยู่ในสุราผสมที่หมุนเวียนได้เป็นส่วนใหญ่ ช่วยให้ PAO แบบไม่ใช้ออกซิเจนสามารถปล่อยฟอสฟอรัสได้ทั่วถึงมากขึ้นในส่วนแบบไม่ใช้ออกซิเจน และดูดซับฟอสฟอรัสได้อย่างเต็มที่มากขึ้นในส่วนแบบแอโรบิก ซึ่งช่วยเพิ่มประสิทธิภาพในการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพ นอกจากนี้ การกำจัดฟอสฟอรัสทางเคมีโดยการจ่ายที่ด้านหนึ่งของถัง MBBR แบบแอโรบิกช่วยรักษาอัตราการกำจัด TP ที่คงที่ โดยมีคุณภาพน้ำทิ้งที่ดีกว่ามาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 อย่างเสถียร การกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพในส่วน A2O-MBBR ส่วนใหญ่เกิดขึ้นเมื่อ PAO ในถังไร้ออกซิเจนแบบงงงวยใช้แหล่งคาร์บอนเพื่อแปลงส่วนหนึ่งของอินทรียวัตถุและกรดไขมันระเหยเป็นโพลีไฮดรอกซีอัลคาโนเอต (PHA) เมื่อน้ำเสียไหลจากถังแอนแอโรบิกที่สับสนไปยังถัง MBBR แบบแอโรบิก PAO จะใช้ PHA เป็นผู้บริจาคอิเล็กตรอนเพื่อให้การดูดซึมฟอสฟอรัสสมบูรณ์ อย่างไรก็ตาม ประสิทธิภาพการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพได้รับผลกระทบจากกิจกรรมของ PAO ได้ง่าย และอุณหภูมิของน้ำต่ำจะจำกัดกิจกรรมของ PAO ดังนั้น เพื่อให้บรรลุการกำจัดฟอสฟอรัสที่เสถียร การกำจัดฟอสฟอรัสทางเคมีจึงถูกรวมไว้ในการออกแบบกระบวนการ นอกจากนี้ การดูดซับโดยชั้นของสารตั้งต้นในพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีคาร์บอนเป็นส่วนประกอบหลักและการเจริญเติบโตของพืชที่จมอยู่ใต้น้ำในบ่อนิเวศน์ยังดูดซับฟอสฟอรัสบางส่วนด้วย

โดยสรุป การตั้งค่าดำเนินไปอย่างเสถียรในระหว่างช่วงการทดสอบ โดยมีประสิทธิภาพในการกำจัดสารมลพิษโดยรวมที่ดี กระบวนการรวม A2O-MBBR + CW ได้รับอัตราการกำจัดโดยเฉลี่ย 68.40%, 89.45%, 73.94% และ 94.04% สำหรับ TN, NH₄⁺-N, COD และ TP ตามลำดับ ความเข้มข้นของน้ำทิ้งโดยเฉลี่ยอยู่ที่ 11.69 มก./ลิตร, 3.50 มก./ลิตร, 26.9 มก./ลิตร และ 0.22 มก./ลิตร ตามลำดับ โดยทั้งหมดนี้เป็นไปตามมาตรฐานเกรด A ของ DB 34/3527-2019 การวิจัยโดย Wu Qiong และคณะ บ่งชี้ว่า A2O-MBBR เป็นกระบวนการผสมของตะกอนเร่งและฟิล์มชีวะ ซึ่งมีปริมาณจุลินทรีย์ขนาดใหญ่ อายุตะกอนที่ยาวนาน ปริมาณปริมาตรสูง ปริมาตรและรอยเท้าน้อย ทนทานต่อโหลดกระแทก คุณภาพน้ำทิ้งที่ดี และการทำงานที่เสถียร นอกจากนี้ ประสิทธิภาพการแยกไนตริฟิเคชันของกระบวนการไบโอฟิล์มในฤดูหนาวยังดีกว่ากระบวนการแอคทิเวเตดสลัดจ์ ทำให้เหมาะสำหรับการบำบัดน้ำเสียที่มีอุณหภูมิต่ำ-ในฤดูหนาวมากกว่า นี่เป็นเหตุผลหลักที่ทำให้ประสิทธิภาพการกำจัดมลพิษที่ดีของส่วน A2O-MBBR ในการศึกษานี้ด้วย กระบวนการรวม A2O-MBBR + CW ในการศึกษานี้เพิ่มโซนการบำบัดการขัดเงา CW บนพื้นฐานของกระบวนการ A2O-MBBR ซึ่งจะช่วยเพิ่มประสิทธิภาพในการทำให้บริสุทธิ์โดยรวมและความเสถียรในการปฏิบัติงานของกระบวนการมากยิ่งขึ้น การกำจัด TN และ NH₄⁺-N ได้รับผลกระทบน้อยกว่าจากการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาล ในขณะที่การกำจัด COD และ TP แทบไม่ได้รับผลกระทบจากอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาล ในระหว่างช่วงการทดสอบ มีความทนทานต่อแรงกระแทกสูง ทำให้เหมาะสำหรับใช้ในพื้นที่ชนบทที่คุณภาพและปริมาณน้ำเสียในครัวเรือนมีความผันผวนอย่างมาก

2.3 การวิเคราะห์ทางเศรษฐศาสตร์ของกระบวนการรวม

ต้นทุนของกระบวนการรวมนี้ส่วนใหญ่ประกอบด้วยต้นทุนการก่อสร้างและต้นทุนการดำเนินการบำบัดน้ำเสีย ต้นทุนการก่อสร้างมีไว้สำหรับการตั้งค่าการทดลอง รวมถึงการจัดซื้อตัวถัง อุปกรณ์ไฟฟ้าเสริม สื่อ โรงงานที่จมอยู่ใต้น้ำ และอุปกรณ์ท่อ รวมเป็นเงินประมาณ 3,000 หยวนจีน จากความสามารถในการบำบัดน้ำเสียสูงสุดระหว่างการทดลอง 0.18 ลบ.ม./วัน ต้นทุนการก่อสร้างต่อลบ.ม. ของน้ำเสียที่ผ่านการบำบัดจะอยู่ที่ประมาณ 16,700 หยวนจีน ต้นทุนการดำเนินงานส่วนใหญ่มาจากการดำเนินการติดตั้ง รวมถึงการใช้พลังงานของอุปกรณ์ ต้นทุนสารเคมี ค่าใช้จ่ายในการกำจัดตะกอน และค่าแรง อุปกรณ์ไฟฟ้าประกอบด้วย: ปั๊มป้อน (กำลัง 2 W, Q=2.8 m³/d), ปั๊มหมุนเวียน (กำลัง 2 W, Q=2.8 m³/d), เครื่องเติมอากาศ (กำลัง 5 W, อัตราการเติมอากาศ=5 ลิตร/นาที) และปั๊มสูบจ่าย peristaltic (กำลัง 2 W) คำนวณจากกำลังการใช้งานสูงสุดจริง: ปั๊มป้อน 0.13 W, ปั๊มหมุนเวียน 0.19 W, เครื่องเติมอากาศ 1.25 W, ปั๊มสูบจ่าย 2 W กำลังใช้งานจริงทั้งหมดคือ 0.00357 kWh ปริมาณการใช้พลังงานรายวัน 0.086 kWh ปริมาณการใช้ไฟฟ้าต่อลูกบาศก์เมตรของน้ำเสียที่บำบัดคือ 0.48 kWh หากใช้ราคาไฟฟ้าอุตสาหกรรม 0.7 CNY/kWh ค่าไฟฟ้าคือ 0.33 CNY/m³ ต้นทุนสารเคมี PAC อยู่ที่ประมาณ 2.4 หยวน/กก. การใช้งาน 3.7 กรัม/วัน PAC ที่ต้องการต่อน้ำเสียต่อลูกบาศก์เมตรคือ 20.56 กรัม ราคา 0.05 CNY/ลบ.ม. ต้นทุนการกำจัดตะกอน=ปริมาณกากตะกอน × ปริมาณหน่วย ต้นทุนการกำจัดกากตะกอน การผลิตตะกอนแห้งต่อตันน้ำ 0.09 กก. อ้างอิงจากราคาต่อหน่วยการขนส่งและกำจัดตะกอน WWTP ของเทศบาลที่ 60 หยวนจีน/ตัน ต้นทุนการกำจัดตะกอนต่อตันน้ำ=0.09 กิโลกรัม × 0.06 หยวนจีน/กิโลกรัม=0.054 หยวนจีน เนื่องจากการตั้งค่านำร่องจำเป็นต้องมีการตรวจสอบเป็นระยะหลังการปฏิบัติงานเท่านั้น ต้นทุนค่าแรงจึงถูกประมาณตามประสบการณ์ทางวิศวกรรมที่เกิดขึ้นจริง โรงงานขนาด 10,000 ตันต่อวันดำเนินการโดยคน 1~2 คน สมมติว่าเงินเดือนของบุคคลหนึ่งคนอยู่ที่ 3,000 หยวนต่อเดือน สำหรับ 2 คน ตัวบ่งชี้ค่าแรงจะอยู่ที่ประมาณ 0.02 หยวนต่อตันน้ำ รายละเอียดค่าใช้จ่ายแสดงอยู่ในตารางที่ 4. โดยสรุป ต้นทุนการรักษาขณะผ่าตัดอยู่ที่ประมาณ 0.46 หยวนต่อลูกบาศก์เมตร อย่างไรก็ตาม เมื่อความสามารถในการบำบัดน้ำเสียเพิ่มขึ้น ต้นทุนการก่อสร้างและการดำเนินงานต่อตันน้ำก็จะลดลง ต้นทุนการก่อสร้างและการดำเนินงานระหว่างการทดสอบนำร่องมีไว้เพื่อการอ้างอิงเท่านั้น

3. ข้อสรุป

กระบวนการรวม A2O-MBBR + CWs แสดงให้เห็นประสิทธิภาพที่ดีสำหรับการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท การกำจัด TP และ COD ส่วนใหญ่ไม่ได้รับผลกระทบจากการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำ อัตราการกำจัดโดยเฉลี่ยสำหรับ 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 >คุณภาพน้ำทิ้งที่ระดับ 5 สามารถเป็นไปตามมาตรฐานเกรด A ของ GB 18918-2002 "มาตรฐานการปล่อยมลพิษสำหรับโรงบำบัดน้ำเสียชุมชน" กระบวนการนี้สามารถใช้อินทรียวัตถุภายในระบบเป็นแหล่งคาร์บอนได้อย่างมีประสิทธิภาพเพื่อเพิ่มการแยกไนตริฟิเคชั่น โดยคงการกำจัด TN ได้มากกว่า 50% แม้ที่อุณหภูมิน้ำต่ำถึง 0 องศา

ความสามารถในการบำบัดน้ำเสียที่เหมาะสมที่สุดสำหรับกระบวนการรวม A2O-MBBR + CW ในฤดูหนาวคือ 120 ลิตร/วัน และ 180 ลิตร/วันในช่วงที่ไม่ใช่-ฤดูหนาว การเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำตามฤดูกาล (ค่อยๆ ลดลงจาก 32 องศา เป็น 0 องศา) มีผลกระทบบางประการต่อการกำจัดไนโตรเจนโดยกระบวนการรวมเท่านั้น อัตราการกำจัด TN ลดลงจาก 79.19% เป็น 51.38% และ NH₄⁺-อัตราการกำจัด N ลดลงจาก 99.52% เป็น 74.77% แม้ที่อุณหภูมิ 0 องศา คุณภาพน้ำทิ้งยังเป็นไปตามมาตรฐานเกรด A DB 34/3527-2019 และ NH₄⁺-อัตราการลบ N ยังคงสูงถึง 74.77% สิ่งนี้ได้ประโยชน์จากระบบ IFAS ซึ่งอายุตะกอนนานถึง 1 เดือนรับประกันการเกิดไนตริฟิเคชันที่อุณหภูมิต่ำ กระบวนการนี้ดำเนินไปอย่างเสถียรในระหว่างช่วงการทดสอบ ซึ่งทนทานต่อการเปลี่ยนแปลงอุณหภูมิของน้ำได้เป็นอย่างดี

กระบวนการ A2O- ล่วงหน้าใช้ตัวพาฟิล์มชีวะแบบแขวนสองประเภทสำหรับการเกาะติดของจุลินทรีย์ โดยสร้างระบบ IFAS พื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลอยู่ใต้ผิวดินที่มีคาร์บอน-ใช้สารตัวเติมหลายชนิด รวมถึงตะกอนไบโอชาร์ หินปูน และซีโอไลต์ ซึ่งช่วยเพิ่มประสิทธิภาพการกรอง ในขณะเดียวกันก็ให้พื้นผิวเกาะติดที่เพียงพอสำหรับจุลินทรีย์ ซึ่งช่วยเพิ่มความสามารถในการบำบัดทางชีวภาพ กระบวนการ A2O-ล่วงหน้าด้วย IFAS มีความเข้มข้นของชีวมวลสูง พื้นที่ชุ่มน้ำคอมโพสิต CW ด้านหลังทำหน้าที่เป็นขั้นตอนการบำบัดแบบขัดเงา และบำบัดน้ำเสียเพิ่มเติม ทำให้ระบบโดยรวมทนทานต่อแรงกระแทกได้มากขึ้น

กระบวนการรวม A2O-MBBR + CW เหมาะสำหรับการบำบัดน้ำเสียชุมชนในพื้นที่ชนบทที่มีคุณภาพและปริมาณมีความผันผวนอย่างมาก ทำงานได้อย่างเสถียรและมีประสิทธิภาพ โดยมีต้นทุนการบำบัดประมาณ 0.46 CNY/m³ นอกจากนี้ ส่วนกระบวนการ A2O-MBBR+CW ยังสามารถปรับได้อย่างยืดหยุ่นตามมาตรฐานน้ำทิ้ง สถานการณ์ และวัตถุประสงค์ที่แตกต่างกัน กระบวนการแบบผสมผสานนี้สามารถให้ข้อมูลอ้างอิงและเป็นพื้นฐานสำหรับโครงการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบทในประเทศจีน เสนอเส้นทางการใช้ทรัพยากรสำหรับพื้นที่รกร้างว่างเปล่าในพื้นที่ชนบท และมีศักยภาพในการประยุกต์ตลาดในวงกว้างภายใต้แนวโน้มระดับชาติ (เน้นย้ำอย่างมากในการปรับปรุงคุณภาพสิ่งแวดล้อมในชนบท)