Effect van A2O-MBBR + aangelegde wetlands gecombineerd proces voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland

Effect van A2O-MBBR + CW's gecombineerde technologie voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland

De afgelopen jaren heeft de staat de ontwikkelingsstrategie voor de revitalisering van het platteland intensief gepromoot, waarbij de nadruk lag op het verbeteren van de leefomgeving en het stellen van hogere eisen aan de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland. Momenteel omvatten de belangrijkste processen voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland biologische methoden, ecologische methoden en gecombineerde processen, waarvan de meeste afkomstig zijn van de behandeling van stedelijk afvalwater. Plattelandsgebieden worden echter gekenmerkt door verspreide bevolkingsgroepen, wat tot tal van problemen leidt, zoals een hoge verspreiding van afvalwater, problemen bij de inzameling, kleine zuiveringsschalen, lage benuttingspercentages van hulpbronnen en onvoldoende zuiveringsfaciliteiten. Bovendien bestaan ​​er aanzienlijke verschillen in de kwaliteit en kwantiteit van afvalwater, geografische locatie, klimaat en economische niveaus tussen regio's, waardoor het moeilijk wordt om behandelingstechnologieën te standaardiseren; eenvoudige toepassing van technologieën voor de behandeling van stedelijk afvalwater is niet haalbaar. De infrastructuur voor de opvang van afvalwater, zoals rioleringsnetwerken, is in plattelandsgebieden vaak ontoereikend. De opvang van afvalwater wordt gemakkelijk beïnvloed door gecombineerde riooloverstortingen en grondwaterinfiltratie, wat resulteert in een lage organische concentratie in het afvalwater en een grotere moeilijkheid voor biologische stikstofverwijdering. De grote schommelingen in de kwaliteit en kwantiteit van afvalwater in plattelandsgebieden maken het moeilijk om een ​​stabiele biomassaconcentratie in zuiveringsinstallaties te handhaven. Bovendien beperken lage wintertemperaturen de biologische zuiveringscapaciteit, wat leidt tot een lage efficiëntie en een onstabiele effluentkwaliteit die vatbaar is voor overschrijding van de normen bij traditionele actiefslibprocessen. Daarom is er een dringende behoefte aan het ontwikkelen van technologieën voor de behandeling van afvalwater die geschikt zijn voor lokale omstandigheden, met een sterke weerstand tegen schokbelastingen, een stabiele werking op de lange- termijn, een laag energieverbruik en een hoge zuiveringsefficiëntie.

Plattelandsgebieden in China geven doorgaans de voorkeur aan goedkope, -gemakkelijk-te-beheertechnologieën voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater, waarbij biologische en ecologische gecombineerde processen een belangrijke onderzoeksrichting vormen. Momenteel maken veelgebruikte geïntegreerde, verpakte afvalwaterzuiveringsapparatuur in plattelandsgebieden voornamelijk gebruik van processen zoals anaërobe-Anoxic-Oxic (A2O) en Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR). Uit onderzoek blijkt dat het MBBR-proces meer afhankelijk is van het ontwerp van de faciliteit dan van nauwkeurige operationele controle, waardoor er geen professioneel technisch personeel nodig is voor de regeling, waardoor het gemakkelijk te bedienen en te onderhouden is. Dit is geschikter voor de praktische behoeften van de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland, waar technisch personeel schaars is. De voordelen zijn onder meer een hoge biomassaconcentratie, sterke weerstand tegen schokbelastingen, hoge behandelingsefficiëntie en een kleine voetafdruk. Onderzoek door Luo Jiawen et al. geeft aan dat het toevoegen van MBBR-media aan het A2O-proces de afvalwaterzuiveringscapaciteit aanzienlijk kan verbeteren. Zhou Zhengbing et al. ontwierpen in een echt huishoudelijk afvalwaterproject op het platteland een twee-fasig anaëroob/anoxisch-biologisch belucht filtergecombineerd proces, waarmee een stabiele afvalwaterkwaliteit werd bereikt die voldoet aan de klasse A-norm van GB 18918-2002 "Lozingsnorm voor verontreinigende stoffen voor gemeentelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties". Bovendien worden Constructed Wetlands (CW's) vaak gebruikt voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland. Zhang Yang et al. gebruikte biochar als vulmiddel om een ​​aangelegd moerasgebied te modificeren, waarbij de verwijderingspercentages voor TN, TP en CZV respectievelijk 99,41%, 91,40% en 85,09% konden bereiken. Eerder onderzoek door onze groep heeft ook aangetoond dat slibbiocharvuller de stikstof- en fosforverwijderingsprestaties van aangelegde wetlands zou kunnen verbeteren, waardoor de zuiveringsefficiëntie en effectiviteit van het algehele systeem zou worden verbeterd en het systeem beter bestand zou worden tegen schokbelastingen. Voortbouwend op het bovenstaande onderzoek heeft de auteur, om een gecombineerde technologie te onderzoeken die geschikt is voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland en uitdagingen aan te pakken zoals problemen bij het handhaven van een stabiele biomassaconcentratie, zwakke weerstand tegen schokbelastingen en de kwaliteit van het afvalwater die gevoelig is voor fluctuaties en overschrijding van de normen in landelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties, een A2O-MBBR-proces vooraf geplaatst, gevuld met zwevende biofilmdragers om een geïntegreerde vaste-film-geactiveerde slibomgeving (IFAS) te creëren, waardoor de systeemslibconcentratie wordt verhoogd en de efficiëntie van de behandeling. Gezien het ecologische gebruik van beschikbare braakliggende grond zoals vijvers en depressies in plattelandsgebieden, en het combineren van aangelegde wetlands als een polijstbehandelingsproces, werden methoden zoals het gebruik van slibbiochar-vulstof, het recirculeren van genitrificeerde vloeistof en het planten van ondergedompelde planten gebruikt om de operationele stabiliteit van het samengestelde wetland. Zo werd een gecombineerd A2O-MBBR + CWs-proces geconstrueerd.

In deze studie, waarbij ruw afvalwater van een dorpswaterzuiveringsinstallatie in Hefei als zuiveringsobject werd gebruikt, werd een experimentele opstelling op pilot-schaal van het gecombineerde A2O-MBBR + CWs-proces geconstrueerd. De invloed van seizoensgebonden veranderingen in de watertemperatuur op de zuiveringsprestaties werd onderzocht. Indicatoren voor verontreinigende stoffen in het influent en effluent werden tijdens de exploitatie gemonitord om de verwijderingsefficiëntie en operationele stabiliteit te onderzoeken. Tegelijkertijd werd de economische haalbaarheid van het proces geanalyseerd. Het doel is om gegevensreferentie en basis te bieden voor de toepassing van A2O + gebouwde wetland-gecombineerde technologie in landelijke projecten voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater in China, en om referenties te bieden voor het bevorderen van de behandeling van huishoudelijk afvalwater en het bouwen van prachtige, ecologisch leefbare dorpen in plattelandsgebieden.

1. Experimentele opzet en onderzoeksmethoden

1.1 Gecombineerde processtroom

Het A2O-MBBR + CWs gecombineerde procesexperiment omvatte een seriewerking van een A2O-eenheid, een op koolstof-gebaseerd ondergronds stromingsmoeras en een ecologische vijver. De A2O-eenheid bestond uit een verbijsterde anaerobe-anoxische contacttank en een aerobe membraantank (MBBR). Zowel de verbijsterde anaerobe tank als de beluchtingszone van de aerobe MBBR-tank waren gevuld met gesuspendeerde biofilmdragermedia om bevestigingsoppervlakken te bieden voor micro-organismen om biofilms te vormen. Het actieve slib en de biofilm in de tanks bestonden naast elkaar en vormden een IFAS-systeem, dat de systeembiomassa stabiel kon houden. De verbijsterde anoxische tank verbeterde het denitrificatieproces door recirculatie van genitrificeerde vloeistoffen. De aërobe MBBR-tank had een beluchtingssysteem aan de onderkant om de nitrificatieprestaties te verbeteren. In de tank werd een doseerpoort van polyaluminiumchloride (PAC) geplaatst voor aanvullende chemische fosforverwijdering, waardoor een efficiënte fosforverwijdering mogelijk is. De CWs-eenheid omvatte een op koolstof-gebaseerd ondergronds stroomgebied en een verzonken ecologische plantenvijver. Het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stromingsgebied maakte gebruik van een drie-traps vulfiltratiesysteem. Op de bodem van de vulzone zijn beluchtingsschijven geïnstalleerd om de media terug te spoelen om verstopping te verminderen. De ecologische plantenvijver had op de bodem een ​​laag kalksteensubstraat en was beplant met koude-tolerante ondergedompelde planten Vallisneria natans en Potamogeton Crispus. De opstelling werd buiten geplaatst. In de ecologische vijver werd een thermometer geïnstalleerd om seizoensgebonden veranderingen in de watertemperatuur te monitoren. De gedetailleerde processtroom van het gecombineerde A2O-MBBR + CWs-proces wordt weergegeven inFiguur 1.

1.2 Installatieontwerp en operationele parameters

De proefopstelling werd opgebouwd uit polypropyleenplaten van 10 mm dik. De anaërobe tank met schotten was gevuld met vierkante biofilmdragermedia en bevatte keerschotten. De recirculatieverhouding van de gemengde vloeistof voor de anoxische tank met schotten was 50% ~ 150%, en deze bevatte ook keerplaten. De aërobe MBBR-tank werd door een keerschot verdeeld in een aërobe beluchtingszone en een sedimentatiezone. De beluchtingszone was gevuld met MBBR-gesuspendeerde dragermedia met een lucht-tot-waterverhouding van 6:1~10:1. De bezinkingszone beschikte over een PAC-doseerpoort en schuine platen als hulp bij de bezinking. Het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stromingsmoeras: de primaire vulzone was gevuld met kalksteen (~5 cm diameter), de secundaire vulzone met zeoliet (~3 cm diameter) en de tertiaire vulzone met slibbiocharvuller (~0,5~1,0 cm diameter). De vulhoogte per zone bedroeg 75 cm. Er werd een openingzone van ongeveer 4 cm breed ingesteld tussen de primaire en secundaire vulzones voor functies zoals het toevoegen van externe koolstofbronnen, observatie en onderhoud/legen (tijdens dit experiment werd geen koolstofbron toegevoegd). De ondergedompelde ecologische plantenvijver werd gevuld met kalksteenvulmiddel (~3 cm diameter) op een hoogte van 20 cm. Ondergedompelde planten werden geplant met een rijafstand van 10 cm en een plantafstand van 10 cm. Bij het experiment werd ruw afvalwater van een dorpswaterzuiveringsinstallatie in Hefei als influent gebruikt. De experimentele periode liep van 25 mei 2022 tot 17 januari 2023 en bedroeg in totaal 239 dagen. Ondergedompelde planten werden één keer op 2 december geoogst, met een frequentie van ongeveer één keer per zes maanden. De ontworpen afvalwaterzuiveringscapaciteit bedroeg 50 ~ 210 l/d. Gedetailleerde ontwerpparameters van de opstelling worden weergegeven inTabel 1.

1.3 Experimentele methoden

1.3.1 Experimenteel ontwerp

1.3.1.1 Test van optimale afvalwaterzuiveringscapaciteit

Na succesvolle proefuitvoering van de experimentele opstelling (stabiele effluentkwaliteit), werd de optimale test van de afvalwaterzuiveringscapaciteit uitgevoerd van 25 mei 2022 tot 30 juni 2022. Onder omstandigheden van het handhaven van een lucht{4}}tot- waterverhouding van 6:1 in de tank, een recirculatieverhouding van genitrificeerde vloeistof van 100% en een PAC-verbruik (Al2O3-gehalte 28%) van ongeveer 3,7 g/d, de afvalwaterzuiveringscapaciteit van de opstelling werd geleidelijk vergroot (50, 60, 70, 80, 100, 120, 150, 180, 210 L/d). Veranderingen in de kwaliteit van het afvalwater werden gemonitord om de optimale afvalwaterzuiveringscapaciteit van de opstelling te onderzoeken. Gedurende deze periode varieerde de watertemperatuur tussen 24,5 en 27,1 graden. Om een ​​stabiele naleving van het afvalwater in de winter te garanderen, was de aangenomen effluentnorm de klasse A-norm van GB 18918-2002 "Lozingsnorm voor verontreinigende stoffen voor gemeentelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties".

1.3.1.2 Gecombineerde procesprestatietest voor algehele behandeling

De testperiode liep van 1 juli 2022 tot 17 januari 2023. De optimale afvalwaterzuiveringscapaciteit werd vastgesteld op 120 L/d. De lucht{6}}tot-waterverhouding in de aërobe tank was 6:1~10:1, en de recirculatieverhouding van het gemengde vloeistof was 50%~150%. Influent- en effluentwaterkwaliteitsindicatoren (TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N, en CZV) van elke proceseenheid werden gecontroleerd. Veranderingen in de watertemperatuur tijdens de testperiode (beïnvloed door het seizoensklimaat) werden geregistreerd. De zuiveringsprestaties van het gecombineerde A2O-MBBR + CWs-proces voor huishoudelijk afvalwater op het platteland werden geanalyseerd, en de invloed van seizoensgebonden veranderingen in de watertemperatuur op de prestaties van het gecombineerde proces werd onderzocht.

1.3.2 Bemonstering

Tijdens de testperiode werden onregelmatig monsters genomen (ongeveer 1-2 keer per week) voor het testen van de waterkwaliteit. Er werden monsters genomen van het influent van de opstelling, het verbijsterde anaerobe-anoxische tankeffluent, het aerobe MBBR-tankeffluent, het koolstof-gebaseerde ondergrondse stromende wetland-effluent en het ondergedompelde plantecologische vijvereffluent. Er werden influentmonsters genomen uit de inlaatleiding van de opstelling, en effluentmonsters uit de uitlaat van elke eenheid. Het testen van de waterkwaliteitsindicatoren werd op dezelfde dag van bemonstering voltooid. Geteste indicatoren omvatten TN, TP, NO₃^--N, NH₄⁺-N, en COD. Elke keer dat er monsters werden genomen, werd de watertemperatuur van de thermometer in de ecologische vijver geregistreerd (variërend tussen 0 en 32 graden). De watertemperatuur in de ecologische vijver veranderde op natuurlijke wijze met seizoensgebonden temperatuurverschillen. De ontworpen effluentnorm voor de experimentele opstelling volgde de klasse A-norm van DB 34/3527-2019 "Lozingsnorm van waterverontreinigende stoffen voor landelijke huishoudelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties". De ontworpen influentconcentraties en effluentnormen zijn gedetailleerd beschreven inTabel 2.

1.3.3 Analysemethoden voor waterkwaliteit

De TN-concentratie in watermonsters werd bepaald met behulp van HJ 636-2012 "Waterkwaliteit - Bepaling van totaal stikstof - Alkalische kaliumpersulfaatvertering UV-spectrofotometrische methode". NEE₃^--De N-concentratie werd bepaald met behulp van HJ/T 346-2007 "Waterkwaliteit - Bepaling van nitraatstikstof - Ultraviolette spectrofotometrie (proef)". NH₄⁺-De N-concentratie werd bepaald met behulp van HJ 535-2009 "Waterkwaliteit - Bepaling van ammoniakstikstof - Nessler's reagensspectrofotometrie". CZV werd bepaald met behulp van HJ 828-2017 "Waterkwaliteit - Bepaling van het chemische zuurstofverbruik - Dichromaatmethode". De TP-concentratie werd bepaald met behulp van GB 11893-1989 "Waterkwaliteit - Bepaling van totaal fosfor - Ammoniummolybdaat spectrofotometrische methode".

2. Resultaten en discussie

2.1 Invloed van de afvalwaterzuiveringscapaciteit op de gecombineerde procesprestaties

Zoals weergegeven inFiguur 2 (a)(b)Naarmate de dagelijkse afvalwaterzuiveringscapaciteit geleidelijk toenam van 50 L/d naar 210 L/d, daalde de verwijderingsefficiëntie van TN en NH₄⁺-N per eenheid van het gecombineerde proces vertoonde een dalende trend. Het verwijderingspercentage van TN daalde van 91,55% (50 l/d) naar 52,17% (210 l/d), en NH₄⁺-Het N-verwijderingspercentage daalde van 97,47% (70 l/d) naar 80,68% (210 l/d). Dit komt doordat de toename van de dagelijkse afvalwaterzuiveringscapaciteit de hydraulische retentietijd verkort, waardoor de tijd die micro-organismen beschikbaar hebben om verontreinigende stoffen af ​​te breken, wordt verkort, wat resulteert in slechtere zuiveringsprestaties. Onder hen droeg de A2O-eenheid het meest bij aan TN en NH₄⁺-N verwijdering. De gemiddelde influent-TN-concentratie voor deze eenheid was 38,68 mg/l, het effluent was 16,87 mg/l, met een verwijderingspercentage van 56,29%. De gemiddelde influent NH₄⁺-De N-concentratie was 36,29 mg/l, het effluent was 5,50 mg/l, met een verwijderingspercentage van 84,85%. Voor het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stroomgebied was de gemiddelde TN-concentratie in het influent 16,87 mg/l, het effluent 11,96 mg/l, met een verwijderingspercentage van 29,10%. Voor de ondergedompelde ecologische plantenvijver bedroeg de gemiddelde TN-concentratie in het influent 11,96 mg/l en het effluent 9,47 mg/l, met een verwijderingspercentage van 20,82%. De stikstofverwijderingsprestaties van het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stroomgebied waren beter dan dat van de ecologische vijver, omdat de anaërobe-anoxische omgeving van het ondergrondse stroomgebied geschikter is voor denitrificatie. Echter, de NH₄⁺-De N-verwijderingsprestaties van de ecologische vijver waren beter dan die van het ondergrondse stromingsmoeras. De gemiddelde influent NH₄⁺De -N-concentratie voor het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stroomgebied was 5,50 mg/l, het effluent was 4,04 mg/l, met een verwijderingspercentage van slechts 26,53%. Voor de ecologische vijver geldt het gemiddelde influent NH₄⁺-De N-concentratie was 4,04 mg/l, het effluent was 2,38 mg/l, met een verwijderingspercentage van 41,07%. Dit komt omdat de aerobe omgeving van de ecologische vijver geschikter is voor nitrificatie, waardoor meer NH wordt omgezet₄⁺-N naar NEE₃^--N, resulterend in een hogere NH₄⁺-N verwijderingspercentage. Toen de afvalwaterzuiveringscapaciteit 150 l/d bereikte, bedroeg de TN-concentratie in het afvalwater 15,11 mg/l, wat hoger was dan de klasse A-norm van GB 18918-2002. Om een ​​stabiele TN-naleving te garanderen, bedroeg de maximale afvalwaterzuiveringscapaciteit 120 l/d. Toen de afvalwaterzuiveringscapaciteit 210 L/d bereikte, werd het effluent NH₄⁺-De N-concentratie was 7,07 mg/l, wat hoger is dan de klasse A-norm van GB 18918-2002. Daarom is de maximale afvalwaterzuiveringscapaciteit voor NH₄⁺-N-naleving was 180 L/d.

Zoals weergegeven inFiguur 2 (c)was het gemiddelde influent CZV lager dan 100 mg/l, wat wijst op een laag organisch gehalte. De toename van de afvalwaterzuiveringscapaciteit had geen significante invloed op de verwijdering van CZV, met CZV-verwijderingspercentages tussen 75% en 90%. Toen de afvalwaterzuiveringscapaciteit toenam van 50 l/d naar 210 l/d, bedroeg het gemiddelde CZV van het effluent 19,16 mg/l, met een maximaal CZV van het effluent van 26,07 mg/l, nog steeds ver onder de 50 mg/l-norm van GB 18918-2002 klasse A. De A2O-eenheid heeft het meest bijgedragen aan de verwijdering van CZV omdat het beluchtingsapparaat in de aerobe MBBR-tank een aerobe omgeving, waardoor de biochemische capaciteit van aerobe micro-organismen wordt vergroot en de CZV-verwijdering wordt versterkt. Bovendien zorgde de recirculatie van genitrificeerde vloeistof in de A2O-eenheid ervoor dat de verbijsterde anoxische tank het organische materiaal in het afvalwater verder kon gebruiken als koolstofbron, waardoor een deel van de CZV werd verwijderd en de denitrificatie werd bevorderd. Het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stromingsmoeras droeg het op één na meeste bij aan de verwijdering van CZV. De anaerobe-anoxische omgeving is bevorderlijk voor het gebruik van organisch materiaal in het afvalwater als koolstofbron, waardoor een deel van het organische materiaal wordt afgebroken en de denitrificatie wordt bevorderd. Dit is ook de reden waarom het TN beter werd verwijderd. Bovendien kan de substraatlaag van het ondergrondse stromingsmoeras wat organisch materiaal adsorberen. De ecologische vijver had een beperkt effect op de CZV-afbraak. De gemiddelde influent CZV voor de ecologische vijver was 22,21 mg/l, en de meest gemakkelijk biologisch afbreekbare organische stoffen waren al afgebroken, waardoor organische stoffen overbleven die moeilijker afbreekbaar zijn.

Zoals weergegeven inFiguur 2 (d)Naarmate de afvalwaterzuiveringscapaciteit toenam, bleef de TP-concentratie in het effluent stabiel. De toename van de afvalwaterzuiveringscapaciteit had geen significante invloed op de verwijdering van TP. De gemiddelde TP-concentratie in het influent was 3,7 mg/l en de gemiddelde effluentconcentratie 0,18 mg/l, met een gemiddeld verwijderingspercentage van 95,14%, wat wijst op een goede TP-verwijdering. In de A2O-unit werd TP grotendeels verwijderd. De influent-TP-concentratie voor de A2O-eenheid was 3,7 mg/l en het effluent was slechts 0,29 mg/l, beter dan de 0,5 mg/l-norm van GB 18918-2002 klasse A. Dit komt omdat de A2O-eenheid niet alleen beschikte over biologische fosforverwijdering door fosforaccumulerende organismen (PAO's), maar ook werd aangevuld met chemische fosforverwijdering door middel van dosering 3,7 g/dag PAC. Door de combinatie van biologische en chemische fosforverwijdering is in de A2O-unit ruim 90% van de fosfor verwijderd. Het ondergrondse stromingsmoeras en de ecologische vijver waren voornamelijk afhankelijk van mechanismen zoals substraatadsorptie, sedimentatie, opname door planten en microbiële afbraak voor de verwijdering van fosfor. Bovendien was de TP-concentratie die het wetland binnendrong al zo laag als 0,29 mg/l, wat verdere verwijdering moeilijker maakte. Deze gecombineerde redenen leidden tot de algemene TP-verwijderingsprestaties van het wetland en de ecologische vijver.

Om een ​​stabiele naleving van alle effluentindicatoren met de GB 18918-2002 klasse A-norm te garanderen, werd daarom vastgesteld dat de optimale afvalwaterzuiveringscapaciteit voor dit proces 120 l/d bedraagt.

2.2 Prestaties van de verwijdering van verontreinigende stoffen van het gecombineerde proces

2.2.1 Prestaties bij remboursverwijdering

Zoals weergegeven inFiguur 3Tijdens de totale testperiode voor de behandelingsprestaties (1 juli 2022 tot 17 januari 2023, afvalwaterzuiveringscapaciteit 120 l/d) vertoonde de watertemperatuur een fluctuerende neerwaartse trend, afnemend van 32 graden naar 0 graden. De CZV-verwijderingssnelheid fluctueerde en de daling van de watertemperatuur had geen duidelijke invloed op de CZV-verwijdering. Gecombineerd metFiguur 4varieerde de CZV-verwijderingssnelheid tussen 66,16% ~ 82,51%, voornamelijk beïnvloed door de influent CZV-concentratie. Uit onderzoek blijkt dat onder anaërobe/anoxische omstandigheden de verwijdering van CZV voornamelijk afhankelijk is van microbiële werking. Het A2O-MBBR+CWs-proces wisselt af tussen anaerobe-anoxische-oxische-anoxische-oxische omstandigheden, waardoor de verwijdering van CZV wordt verbeterd. Terwijl de watertemperatuur daalde, hoewel de influent-CZV varieerde van 80 tot 136 mg/l, bleef de effluent-CZV tijdens bedrijf stabiel onder de 50 mg/l, wat voldeed aan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019, wat wijst op een goede organische afbraak. Het A2O-traject heeft het meest bijgedragen aan de CZV-verwijdering. De verbijsterde anaerobe-anoxische contacttank had een gemiddeld CZV-verwijderingspercentage van 43,38%, goed voor 65,43% van de totale CZV-verwijdering. De aërobe MBBR-tank had een gemiddeld verwijderingspercentage van 14,69%, goed voor 19,87% van het totaal. De A2O-sectie droeg voor meer dan 85% bij aan de verwijdering van CZV, waarbij werd geprofiteerd van het grote specifieke oppervlak van de media in de verbijsterde anaerobe tank en de aerobe MBBR-tank, de hoge slibconcentratie en de vorming van een voedselketen van bacteriën → protozoa → metazoa, waardoor organisch materiaal in water effectief wordt afgebroken. De hoge biodiversiteit van het IFAS-systeem zorgde voor een goede organische verwijdering, zelfs bij temperatuurveranderingen. Bovendien zou een deel van het oplosbare organische materiaal in het afvalwater in de verbijsterde anaërobe-anoxische contacttank worden gebruikt als koolstofbron door denitrificerende bacteriën. Ondertussen verhoogde de gerecirculeerde gemengde vloeistof de NO₃^--N-concentratie in de verbijsterde anoxische tank, waardoor het gebruik van koolstofbronnen wordt bevorderd door bacteriën te denitrificeren om NO om te zetten₃^--N/NEE₂^--N omgezet in stikstofgas. De hoge CZV-verwijderingssnelheid in de verbijsterde anaërobe-anoxische contacttank bevestigt verder dat dit proces organisch materiaal in afvalwater efficiënt kan gebruiken als een denitrificatie-koolstofbron. Het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stroomgebied had een gemiddeld CZV-verwijderingspercentage van 7,18%, goed voor 9,18% van de totale CZV-verwijdering. De anaerobe/anoxische omgeving van het ondergrondse stroomgebied is bevorderlijk voor micro-organismen die organisch materiaal als koolstofbron gebruiken, waardoor CZV-verwijdering wordt bereikt en de denitrificatie wordt bevorderd. Gerelateerd onderzoek geeft ook aan dat biochar-vulmiddel organisch materiaal kan adsorberen door middel van elektrostatische aantrekking en intermoleculaire waterstofbinding. Daarom zou het slibbiocharvulmiddel in het ondergrondse stromingsmoeras ook wat organisch materiaal adsorberen. De ondergedompelde ecologische plantenvijver had een gemiddeld CZV-verwijderingspercentage van slechts 3,68% omdat de CZV die de vijver binnenkwam al laag was, gemiddeld 30,59 mg/l, en grotendeels bestond uit vuurvaste organische stoffen, voornamelijk verwijderd door adsorptie en opname door planten, met beperkt effect.

2.2.2 Stikstofverwijderingsprestaties

Zoals weergegeven inFiguur 3, terwijl de watertemperatuur geleidelijk daalde van 32 graden naar 12 graden, TN en NH₄⁺-N verwijderingspercentages fluctueerden. Het gemiddelde verwijderingspercentage van TN bereikte 75,61%, en het gemiddelde NH₄⁺-N verwijderingspercentage bereikte 95,70%. Toen de watertemperatuur onder de 12 graden daalde, TN en NH₄⁺-De N-verwijderingspercentages lieten een snel dalende trend zien, maar de gemiddelde verwijderingspercentages bedroegen nog steeds respectievelijk 58,56% en 80,40%. Dit komt omdat de seizoensgebonden daling van de watertemperatuur de microbiële activiteit remt, waardoor de denitrificatieprestaties worden verzwakt. Volgens de statistische resultaten van de concentraties van verontreinigende stoffen in het influent en het effluent tijdens de gecombineerde procesperiode (1 juli 2022 tot 17 januari 2023), weergegeven inTabel 3, de gemiddelde influent TN en NH₄⁺-De N-concentraties waren respectievelijk 36,56 mg/l en 32,47 mg/l. NH₄⁺-N was goed voor 88,81% van TN. Invloed NEE₃^--N (0,01 mg/l) was bijna te verwaarlozen. Gemiddeld effluent TN en NH₄⁺-N-concentraties waren respectievelijk 11,69 mg/l en 3,5 mg/l, beide voldeden aan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019. Het gemiddelde effluent NO₃^--De N-concentratie was 6,03 mg/l, wat wijst op een goede nitrificatiecapaciteit van dit proces, waarbij NH wordt omgezet₄⁺-N tot NEE₃^--N. Echter, de accumulatie van NO₃^--N in het effluent suggereert dat er nog steeds ruimte is voor verdere denitrificatie. Zoals weergegeven inFiguur 5 (a)was de TN-verwijdering het hoogst in de A2O-sectie. De verbijsterde anaërobe{2}}anoxische contacttank had een gemiddeld TN-verwijderingspercentage van 44,25%, en de aerobe MBBR-tank had een gemiddeld TN-verwijderingspercentage van 9,55%. Dit is het resultaat van de gecombineerde werking van nitrificerende bacteriën in de aerobe zone en denitrificerende bacteriën in de anoxische zone. Het op koolstof-basis aangelegde wetland had een gemiddeld TN-verwijderingspercentage van 11,07%, omdat het vermogen om koolstofbronnen vrij te geven en de anaërobe/anoxische omgeving bevorderlijk zijn voor denitrificatie, waardoor een bepaalde stikstofverwijderingscapaciteit behouden blijft. De ondergedompelde ecologische plantenvijver had een gemiddeld TN-verwijderingspercentage van slechts 3,54%, met algemene verwijderingsprestaties, omdat de aërobe omgeving niet bevorderlijk is voor denitrificatie. Zoals weergegeven inFiguur 5 (b), NH₄⁺-De verwijdering van N is voornamelijk voltooid in het A2O-gedeelte. De verbijsterde anaerobe-anoxische contacttank had een NH₄⁺-N-verwijderingspercentage van 59,46%, en de aerobe MBBR-tank had een NH₄⁺-N verwijderingspercentage van 24,24%. Het A2O-traject was goed voor 93,57% van de totale NH₄⁺-N verwijdering. De hoge NH₄⁺-De N-verwijdering in het A2O-gedeelte is te danken aan de continue beluchting in de aërobe MBBR-tank, waardoor nitrificerende bacteriën DO volledig kunnen benutten om NH om te zetten₄⁺-N tot NEE₃^--N. Dit wordt vervolgens gerecirculeerd naar de anoxische tank, waar denitrificerende bacteriën NO omzetten₃^--N tot N2 voor verwijdering. Tijdens de testperiode bedroeg het gemiddelde TN-verwijderingspercentage 68,40% en het gemiddelde NH₄⁺-Het N-verwijderingspercentage was 89,45%, wat wijst op goede stikstofverwijderingsprestaties.

Zoals weergegeven inFiguur 3Terwijl de watertemperatuur daalde van 32 graden naar 0 graden, daalde het TN-verwijderingspercentage van maximaal 79,19% naar 51,38%. Gecombineerd metFiguur 5 (a), when water temperature was >Bij 20 graden overschreed het gemiddelde TN-verwijderingspercentage 75%, met een gemiddelde effluentconcentratie van 8,41 mg/l, omdat de microbiële activiteit hoger is in het bereik van 20~32 graden, wat leidt tot betere denitrificatie, consistent met onderzoek door Zhang Na et al. Toen de watertemperatuur daalde van 20 graden naar 5 graden, daalde de gemiddelde TN-verwijderingssnelheid tot 65,44% en nam de gemiddelde effluentconcentratie toe tot 12,70 mg/l. Toen de watertemperatuur 0-5 graden bedroeg, daalde de gemiddelde TN-verwijderingssnelheid tot 52,75% en nam de gemiddelde effluentconcentratie toe tot 17,62 mg/l, wat wijst op een zekere impact op de TN-verwijdering. Studies tonen aan dat naarmate de watertemperatuur daalt, de microbiële activiteit wordt geremd. Wanneer watertemperatuur<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 graden, TN-verwijderingsprestaties zijn goed, met een stabiel effluent onder 15 mg/l. Op dit punt kan, rekening houdend met de verwijdering van andere verontreinigende stoffen, de afvalwaterzuiveringscapaciteit op passende wijze worden vergroot.

Zoals weergegeven inFiguur 3, naarmate de watertemperatuur geleidelijk daalde, nam de NH₄⁺-Het N-verwijderingspercentage daalde van maximaal 99,52% naar minimaal 74,77%, en het effluent NH₄⁺-De N-concentratie is gestegen van minimaal 0,17 mg/l naar 8,40 mg/l. Het verlagen van de watertemperatuur remt de activiteit van nitrificerende en nitritificerende bacteriën, waardoor NH wordt verminderd₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 graden, het gemiddelde effluent NH₄⁺-N-concentratie was 1,58 mg/l. Wanneer de watertemperatuur lager dan of gelijk is aan 12 graden, is de gemiddelde effluent NH₄⁺-N-concentratie steeg tot 6,58 mg/l, maar effluent NH₄⁺-N voldeed altijd aan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019. Toen de watertemperatuur 20 ~ 32 graden was, was de gemiddelde NH₄⁺-N verwijderingspercentage overschrijdt 96%. Gecombineerd metFiguur 5 (b), het effluent NH₄⁺-De N-concentratie lag binnen dit bereik onder 2 mg/l, wat wijst op een hoge activiteit van nitrificerende bacteriën en een uitstekende algehele NH₄⁺-N verwijdering. Toen de watertemperatuur geleidelijk daalde van 20 graden naar 12 graden, werd de gemiddelde NH₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 graden is geschikt voor de nitrificerende bacteriegroei en bevordert de nitrificatie. Daarom NH₄⁺-N handhaafde hoge verwijderingspercentages in het bereik van 12 tot 20 graden. Toen de watertemperatuur geleidelijk daalde van 12 graden naar 0 graden, werd de gemiddelde NH₄⁺-N verwijderingspercentage bereikte nog steeds 80%. Uit bestaand onderzoek blijkt dat nitrificerende bacteriën bij 0 graden vrijwel het nitrificatievermogen verliezen. De resultaten van dit onderzoek laten echter zien dat zelfs bij 0 graden de NH₄⁺-Het N-verwijderingspercentage bedroeg meer dan 75%, wat wijst op goede nitrificatieprestaties van dit proces bij lage temperaturen. Dit komt omdat het IFAS-systeem in het A2O-MBBR-gedeelte van dit onderzoek een lange biofilm-slibleeftijd heeft van maximaal ongeveer 1 maand, waardoor de nitrificatiesnelheid in de biochemische tank veel minder wordt beïnvloed door de temperatuur dan traditionele actiefslibprocessen, waardoor de nitrificatieprestaties bij lage wintertemperaturen aanzienlijk worden verbeterd. Onderzoek door Wei Xiaohan et al. geeft ook aan dat de belangrijkste reden voor het niet-conforme NH₄⁺-N-effluent bij lage watertemperaturen is onvoldoende actief-slibleeftijd, waarbij de invloed van de temperatuur op de nitrificeerderactiviteit secundair is. Hoewel de dalende watertemperatuur de nitrificeerderactiviteit tot op zekere hoogte beïnvloedde, zorgde de voldoende slibleeftijd in dit proces ervoor dat NH₄⁺-N-verwijdering bij lage temperaturen. Tijdens de testperiode is het gemiddelde effluent NH₄⁺-De N-concentratie was 3,50 mg/l en het gecombineerde proces vertoonde goede en stabiele nitrificatieprestaties.

2.2.3 Prestaties van fosforverwijdering

Zoals weergegeven inFiguur 3, varieerde de TP-verwijderingssnelheid weinig met veranderingen in de watertemperatuur en bleef stabiel boven 94%. Gecombineerd metFiguur 6, de influent-TP-concentratie varieerde van 3,03~4,14 mg/l, en de effluent-TP-concentratie varieerde van 0,14~0,28 mg/l, wat voldoet aan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019. Dit proces is afhankelijk van de gecombineerde werking van biologische fosforverwijdering (door PAO's) en chemische fosforverwijdering (door PAC). Wanneer de watertemperatuur daalt, wordt de PAO-activiteit geremd, wat de biologische fosforverwijdering beïnvloedt. Dit proces wordt echter aangevuld met chemische fosforverwijdering door het doseren van 3,7 g/d PAC, waardoor een stabiele TP-verwijderingssnelheid wordt gehandhaafd en de impact van veranderingen in de watertemperatuur op de fosforverwijdering in het gecombineerde proces wordt verminderd. De A2O-eenheid had de beste TP-verwijderingsprestaties. De gemiddelde TP-concentratie in het anaerobe-anoxische effluent bedroeg 2,48 mg/l, met een verwijderingspercentage van 32,61%. De gemiddelde TP-concentratie in het aërobe effluent van de eenheid was 0,29 mg/l, met een verwijderingspercentage van 59,51%. Het totale TP-verwijderingspercentage voor de A2O-eenheid was 92,12%. Het verbijsterde ontwerp van de A2O-MBBR-sectie kan de nitraatstikstof die in de gerecirculeerde gemengde vloeistof wordt meegevoerd grotendeels verwijderen, waardoor anaërobe PAO's fosfor grondiger kunnen afgeven in het anaërobe gedeelte en fosfor vollediger kunnen absorberen in het aërobe gedeelte, waardoor de biologische fosforverwijdering wordt verbeterd. Bovendien handhaafde de chemische fosforverwijdering door dosering aan één kant van de aërobe MBBR-tank een stabiele TP-verwijderingssnelheid, waarbij de effluentkwaliteit stabiel beter was dan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019. Biologische fosforverwijdering in het A2O-MBBR-gedeelte vindt voornamelijk plaats wanneer PAO's in de verbijsterde anaerobe tank koolstofbronnen gebruiken om een ​​deel van het organische materiaal en de vluchtige vetzuren om te zetten in polyhydroxyalkanoaten (PHA's). Wanneer afvalwater van de verbijsterde anaerobe tank naar de aerobe MBBR-tank stroomt, gebruiken PAO's vervolgens PHA's als elektronendonoren om de fosforopname te voltooien. De biologische fosforverwijderingsprestaties worden echter gemakkelijk beïnvloed door PAO-activiteit, en een lage watertemperatuur beperkt de PAO-activiteit. Om een ​​stabiele fosforverwijdering te bereiken, werd daarom chemische fosforverwijdering in het procesontwerp opgenomen. Bovendien absorberen de adsorptie door de substraatlaag in het op koolstof gebaseerde ondergrondse stromingsmoeras en de groei van ondergedompelde planten in de ecologische vijver ook wat fosfor.

Samenvattend kon worden gezegd dat de opstelling tijdens de testperiode stabiel functioneerde, met goede algehele prestaties op het gebied van de verwijdering van verontreinigende stoffen. Het gecombineerde A2O-MBBR + CWs-proces behaalde gemiddelde verwijderingspercentages van 68,40%, 89,45%, 73,94% en 94,04% voor TN, NH₄⁺-respectievelijk N, COD en TP. De gemiddelde effluentconcentraties waren respectievelijk 11,69 mg/l, 3,50 mg/l, 26,9 mg/l en 0,22 mg/l, en voldeden allemaal aan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019. Onderzoek door Wu Qiong et al. geeft aan dat A2O-MBBR een samengesteld proces is van actief slib en biofilm, met een grote microbiële hoeveelheid, een lange slibleeftijd, hoge volumetrische belasting, klein volume en kleine voetafdruk, sterke weerstand tegen schokbelastingen, goede effluentkwaliteit en stabiele werking. Bovendien zijn de denitrificatieprestaties van biofilmprocessen in de winter beter dan die van actief-slibprocessen, waardoor het geschikter is voor de behandeling van lage-afvalwater in de winter. Dit is ook de belangrijkste reden voor de goede prestaties op het gebied van de verwijdering van verontreinigende stoffen van het A2O-MBBR-traject in dit onderzoek. Het gecombineerde A2O-MBBR + CWs-proces in deze studie voegt een CWs-polijstbehandelingszone toe op basis van het A2O-MBBR-proces, waardoor de algehele zuiveringsprestaties en operationele stabiliteit van het proces verder worden verbeterd. Het verwijderen van TN en NH₄⁺-N werd minder beïnvloed door seizoensgebonden veranderingen in de watertemperatuur, terwijl de verwijdering van CZV en TP vrijwel niet werd beïnvloed door de seizoensgebonden watertemperatuur. Tijdens de testperiode vertoonde het een sterke weerstand tegen schokbelastingen, waardoor het geschikt was voor gebruik in landelijke gebieden met grote schommelingen in de kwaliteit en kwantiteit van huishoudelijk afvalwater.

2.3 Economische analyse van het gecombineerde proces

De kosten van dit gecombineerde proces omvatten voornamelijk bouwkosten en exploitatiekosten van afvalwaterzuivering. De bouwkosten waren voor het opzetten van de experimentele opstelling, inclusief de aanschaf van tanklichamen, aanvullende elektrische apparatuur, media, ondergedompelde installaties en pijpfittingen, in totaal ongeveer 3.000 CNY. Gebaseerd op de maximale afvalwaterzuiveringscapaciteit tijdens het experiment van 0,18 m³/d, bedragen de bouwkosten per m³ behandeld afvalwater ongeveer 16.700 CNY. De exploitatiekosten vloeien voornamelijk voort uit de instelwerkzaamheden, inclusief het energieverbruik van de apparatuur, de kosten van chemicaliën, de kosten voor het verwijderen van slib en de arbeidskosten. Elektrische uitrusting omvat: voedingspomp (vermogen 2 W, Q=2.8 m³/d), recirculatiepomp (vermogen 2 W, Q=2.8 m³/d), beluchter (vermogen 5 W, beluchtingssnelheid =5 l/min) en peristaltische doseerpomp (vermogen 2 W). Berekend op basis van het werkelijke maximale verbruiksvermogen: toevoerpomp 0,13 W, recirculatiepomp 0,19 W, beluchter 1,25 W, doseerpomp 2 W. Totaal feitelijk verbruiksvermogen is 0,00357 kW, dagelijks energieverbruik 0,086 kWh. Het elektriciteitsverbruik per m³ behandeld afvalwater bedraagt ​​0,48 kWh. Als we uitgaan van een industriële elektriciteitsprijs van 0,7 CNY/kWh, bedragen de elektriciteitskosten 0,33 CNY/m³. De chemische kosten van PAC bedragen ongeveer 2,4 CNY/kg, het verbruik 3,7 g/d. De benodigde PAC per m³ afvalwater bedraagt ​​20,56 g, kosten 0,05 CNY/m³. Kosten voor slibafvoer=hoeveelheid slib × eenheidsvolume kosten voor slibafvoer. De droogslibproductie per ton water bedraagt ​​0,09 kg. Gebaseerd op de eenheidsprijs voor het transport en de verwijdering van gemeentelijk slib van 60 CNY/ton, de kosten voor de verwijdering van slib per ton water=0.09 kg × 0,06 CNY/kg=0.054 CNY. Omdat de pilotopstelling alleen periodieke inspectie na gebruik vereiste, werden de arbeidskosten geschat op basis van daadwerkelijke technische ervaring. Een installatie van 10.000 ton per dag wordt bediend door 1 tot 2 personen. Ervan uitgaande dat het salaris van een alleenstaande 3.000 CNY/maand bedraagt, bedraagt ​​de arbeidskostenindicator voor twee personen ongeveer 0,02 CNY/ton water. Kostendetails worden weergegeven inTabel 4. Samenvattend bedragen de behandelingskosten ongeveer 0,46 CNY/m³. Naarmate de afvalwaterzuiveringscapaciteit echter toeneemt, zullen de bouw- en exploitatiekosten per ton water afnemen. De constructie- en exploitatiekosten tijdens de pilottest zijn uitsluitend ter referentie.

3. Conclusies

Het gecombineerde A2O-MBBR + CWs-proces liet goede prestaties zien voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland. De verwijdering van TP en CZV werd grotendeels niet beïnvloed door veranderingen in de watertemperatuur. De gemiddelde verwijderingspercentages voor 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 graden, de kwaliteit van het afvalwater zou kunnen voldoen aan de klasse A-norm van GB 18918-2002 "Lozingsnorm voor verontreinigende stoffen voor gemeentelijke afvalwaterzuiveringsinstallaties". Dit proces kan organisch materiaal in het systeem efficiënt gebruiken als koolstofbron om de denitrificatie te verbeteren, waarbij meer dan 50% TN-verwijdering behouden blijft, zelfs bij watertemperaturen zo laag als 0 graden.

De optimale afvalwaterzuiveringscapaciteit voor het gecombineerde proces A2O-MBBR + CW's in de winter was 120 l/d, en 180 l/d in de niet-winterseizoenen. Seizoensgebonden veranderingen in de watertemperatuur (geleidelijk afnemend van 32 graden naar 0 graden) hadden slechts een zekere invloed op de stikstofverwijdering door het gecombineerde proces. Het verwijderingspercentage van TN daalde van 79,19% naar 51,38%, en het NH₄⁺-Het verwijderingspercentage van N is gedaald van 99,52% naar 74,77%. Zelfs bij 0 graden voldeed de kwaliteit van het afvalwater stabiel aan de klasse A-norm van DB 34/3527-2019, en de NH₄⁺-Het N-verwijderingspercentage bereikte nog steeds 74,77%. Dit profiteert van het IFAS-systeem, waarbij een slibleeftijd tot 1 maand zorgde voor nitrificatie bij lage temperaturen. Het proces werkte stabiel tijdens de testperiode en vertoonde een sterke weerstand tegen veranderingen in de watertemperatuur.

Het voorafgaande A2O-MBBR-proces maakte gebruik van twee typen zwevende biofilmdragers voor microbiële hechting, waardoor een IFAS-systeem ontstond. Het op koolstof-gebaseerde ondergrondse stroomgebied gebruikte meerdere mediavulstoffen, waaronder slibbiochar, kalksteen en zeoliet, waardoor de filtratieprestaties werden verbeterd en tegelijkertijd voldoende hechtingsoppervlak voor micro-organismen werd geboden, waardoor de biologische behandelingscapaciteit werd verbeterd. Het voorafgaande A2O-MBBR-proces met IFAS heeft een hoge biomassaconcentratie. Het composietmoeras aan de achterkant van de CW dient als polijstbehandelingsfase, waarbij het afvalwater verder wordt behandeld, waardoor het totale systeem beter bestand is tegen schokbelastingen.

Het gecombineerde proces A2O-MBBR + CWs is geschikt voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater in landelijke gebieden met grote schommelingen in kwaliteit en kwantiteit. Het werkt stabiel en efficiënt, met behandelingskosten van ongeveer 0,46 CNY/m³. Bovendien kunnen de A2O-MBBR+CW-processecties flexibel worden aangepast aan verschillende effluentnormen, scenario's en doeleinden. Dit gecombineerde proces kan gegevensreferentie en basis bieden voor projecten voor de behandeling van huishoudelijk afvalwater op het platteland in China, biedt een route voor het gebruik van hulpbronnen voor braakliggende woestenij in plattelandsgebieden, en heeft een breed markttoepassingspotentieel onder de nationale trend van (waarbij sterk de nadruk wordt gelegd op de verbetering van de milieukwaliteit op het platteland).