Tractament microbià millorat de les aigües residuals d'all mitjançant el procés MBBR + A/O
Visió general
Aigües residuals d'alls'origina principalment dels processos de tall i esbandida durant el processament de l'all. Es caracteritza peraltes concentracions de matèria orgànica, snivells significatius de nitrogen i fòsfor, i conté quantitats substancials d'al·licina. L'alicina (tiosulfinat de dialil) és un líquid volàtil responsable de l'olor picant de l'all i és químicament inestable i altament reactiu. L'alicina pot inhibir el creixement de diversos microorganismes. L'abocament d'aigües residuals d'all d'alta-concentració sense tractament provoca greus impactes ambientals. Alguns investigadors han emprat tècniques com la filtració de membrana, l'oxidació de Fenton i la micro-electròlisi, però aquests mètodes no han estat eficaços per tractar les aigües residuals d'all i l'ús de grans dosis de productes químics augmenta els costos del tractament posterior. Molts estudiosos han proposat mètodes de tractament biològic mitjançant processos anaeròbics-aeròbics combinats. Tanmateix, a causa de les propietats antibacterianes de l'alicina, els microorganismes són difícils de cultivar i l'eficiència del tractament no és ideal. Per tant, el focus del tractament biològic ésconrear i aclimatar soques microbianes capaces d'adaptar-se a les aigües residuals d'all i potenciar la seva biodegradació.
Aquest estudi va implicar el conreu i el cribratgesoques bacterianes efectives per degradar les aigües residuals d'all, que després es van introduir en aReactor de biofilm de llit mòbil (MBBR). Utilitzant fangs inoculats i un mètode de formació de biofilms que augmenta el flux-, es van establir biofilms per millorar l'eliminació de nitrogen i fòsfor de les aigües residuals. Això va ser seguit d'un tractament bioquímic A/O (anòxic/òxic). D'acord amb l'estàndard GB18918-2002, els nivells de COD efluent i nitrogen d'amoníac (NH₃-N) poden complir amb l'estàndard secundari (COD: 100 mg/L, NH₃-N: 25-30 mg/L). Aquest procés redueix eficaçment el contingut orgànic de l'efluent, reduint la dificultat de les etapes de tractament posteriors.
1. Secció Experimental
1.1 Disseny de flux de processos
El flux global del procés per al tractament d'aigües residuals d'all es mostra aFigura 1, amb el component bàsic elbiodegradació en el sistema MBBR + A/O. Tres soques seleccionades i aïllades efectives per degradar les aigües residuals d'all: Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. i Achromobacter sp. – es van barrejar amb fangs activats i es van introduir a la unitat MBBR per facilitar la seva ràpida posada en marxa-.
1,2 MBBR + Procés de tractament A/O
Després de passar per pantalles gruixudes i fines per eliminar els sòlids en suspensió, les aigües residuals d'all es bombegen directament al MBBR. La qualitat de l'influent es mostra aTaula 1. L'efluent del MBBR flueix directament al sistema d'A/O. A causa del baix contingut orgànic de l'efluent MBBR, les aigües residuals d'all cru s'afegeixen adequadament al dipòsit d'Oxic (O) per complementar la font de carboni per al procés d'A/O. Per provar la resistència a l'impacte del sistema, la taxa de càrrega orgànica del MBBR es va augmentar gradualment durant el funcionament continu i es va controlar la qualitat de l'efluent.
1.3 Paràmetres del procés
1.3.1 Oxigen dissolt (DO)
Un DO excessivament alt dins del biofilm pot prevenir la desnitrificació, fent que el MBBR perdi la seva capacitat de nitrificació i desnitrificació simultània. Un DO excessivament baix pot provocar la proliferació de bacteris filamentosos, afectant la qualitat de l'efluent i inhibint el procés de nitrificació.
1.3.2 Temps de retenció hidràulica (HRT)
Una HRT excessivament curta provoca condicions de reacció intenses, on les aigües residuals que contenen la major part de la matèria orgànica s'aboquen abans de ser totalment absorbides. L'entrada contínua manté els microorganismes en un estat constant de biodegradació, reduint l'eficiència i augmentant el consum d'energia. Una TRH excessivament llarga condueix a l'esgotament dels nutrients; sense nutrients, els microorganismes redueixen la seva activitat i les demandes metabòliques només per mantenir la supervivència.
1.3.3 Relació carboni-a-nitrogen (C/N)
Una relació C/N baixa pot conduir a la catàlisi de la conversió d'amoníac en altres substàncies, afectant l'eliminació del nitrogen d'amoníac. També provoca fàcilment l'aglomeració filamentosa, el creixement continu que afecta la floculació, donant lloc a l'acumulació de fangs i a llots flotants. Una elevada relació C/N és desfavorable per a la biodegradació microbiana i el creixement, augmentant la càrrega orgànica dels microorganismes.
1,4 MBBR Biofilm Inici-
Inici-biofilm: es va utilitzar el mètode d'augment del flux-de fangs inoculats + flux. El fang activat enriquit amb MBR-es va inocular al reactor, amb una concentració inicial de sòlids en suspensió de licor mixt (MLSS) d'aproximadament 5,82 g/L. Es va iniciar l'aireació i es van afegir portadors de polietilè al reactor amb aproporció d'ompliment d'un 60%. ElFERal reactor estava controlatper sobre de 4,0 mg/L. El cabal de l'afluent es va augmentar gradualment en increments de 20 L/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, mantenint cada cabal durant 1 dia. Durant aquesta fase no es va malgastar cap fang. Un biofilm groc clar es va formar a la superfície dels portadors on els microorganismes s'uneixen i van créixer. Després de l'inici-del biofilm amb èxit, el funcionament estable va continuar, mantenint aTemps de retenció de fangs (SRT) de 30 dies. Durant el funcionament estable, la taxa de càrrega orgànica del MBBR es va ajustar per observar el seu impacte en l'eliminació de COD, nitrogen i fòsfor.
2. Resultats i discussió
2.1 Anàlisi de la qualitat de l'efluent MBBR durant l'inici-del biofilm
La intensitat de l'aireació al MBBR es va ajustar per controlar la concentració de DO. Quan el DO era inferior a 4, 0 mg/L, la intensitat de l'aireació era insuficient per suportar un moviment turbulent de flux -uniforme dels portadors, impedint una barreja adequada i dificultant la formació d'un biofilm a les superfícies del portador. Quan el DO estava entre 4,0 i 6,0 mg/L, els portadors es van barrejar a fons amb el fang activat i les aigües residuals. Es va observar un canvi de color de blanc a marró-groguenc als portadors, cosa que indica una unió i un creixement microbians amb èxit sota aquesta intensitat d'aireació, tal com es mostra aFigura 2.
aFigura 3 (a). La disminució inicial de l'eficiència del tractament es va deure a la molt baixa quantitat de microorganismes adherits als portadors; la degradació per part dels microorganismes en el fang activat només va ser insuficient per eliminar la gran quantitat d'orgànics. A mesura que avançava-l'inici, la quantitat de microorganismes units als portadors va augmentar, formant gradualment un biofilm. La concentració de COD de l'efluent es va estabilitzar gradualment i l'eficiència d'eliminació de COD es va estabilitzar per sobre del 90%.
La corba de variació de l'afluent i l'efluent MBBR NH₃-N es mostra aFigura 3(b). La nitrificació per bacteris aeròbics al fang activat va eliminar eficaçment el nitrogen amoníac. A partir del dia 7, la concentració de NH₃-N de l'influent va augmentar gradualment. El dia 23, tot i que l'influent NH₃-N encara augmentava, la taxa d'eliminació també va augmentar. Això va ser perquè els bacteris nitrificants creixen lentament inicialment; amb el temps, la seva població va augmentar, el biofilm va madurar i la taxa d'eliminació de NH₃-N va augmentar i estabilitzar gradualment.
La corba de variació de l'afluent MBBR i l'efluent TN es mostra aFigura 3(c). A diferència de l'eliminació de nitrogen d'amoníac, l'eficiència d'eliminació de TN va disminuir inicialment. Això va ser perquè l'entorn del reactor tenia una gran font d'oxigen i carboni, limitant el creixement de bacteris desnitrificants. Tanmateix, a mesura que es va formar el biofilm, l'eficiència d'eliminació de TN va començar a millorar. El dia 20, tot i que la concentració de TN afluent va augmentar, el TN de l'efluent i la taxa d'eliminació es van estabilitzar, oscil·lant entre el 50% i el 60%.
La corba de variació de l'afluent MBBR i l'efluent TP es mostra aFigura 3(d). Des de l'inici-fins al funcionament estable, la taxa d'eliminació de TP es va mantenir estable. Tot i que la concentració de TP de l'influent era alta inicialment i va disminuir més tard, l'eficiència d'eliminació no va mostrar cap canvi significatiu, cosa que indica la capacitat del sistema per a l'eliminació de fòsfor. La taxa d'eliminació de TP al sistema es va mantenir entre el 80% i el 90%.
En resum,mantenint el sistema MBBR DO entre 4-6 mg/L, un biofilm madur desenvolupat després de 20 dies d'alimentació contínua. En comparació amb els processos tradicionals de fangs activats, el sistema MBBR ofereix una forta resistència a l'impacte i una alta eficiència de tractament, reduint eficaçment la dificultat de les etapes de tractament posteriors per al processament d'aigües residuals.
2.2 Anàlisi de la qualitat dels efluents durant el funcionament estable
Després de la fase d'inici-del biofilm, el biofilm va madurar. Per provar la resistència a l'impacte del sistema MBBR, la taxa de càrrega orgànica es va augmentar contínuament durant el funcionament estable.
Es mostra la corba de variació de l'afluent MBBR i el COD de l'efluent durant el funcionament estableFigura 4 (a). Dels dies 1 al 5, amb un flux d'entrada constant, l'eficiència d'eliminació de DQO es va mantenir per sobre del 95% i la concentració de DQO de l'efluent va assolir uns 100 mg/L. Dels dies 5 al 20, es va augmentar la taxa d'entrada, augmentant gradualment la càrrega orgànica de 20 kgCOD/m³·d a 30 kgCOD/m³·d. No es va observar cap canvi significatiu en l'eficiència d'eliminació i el DQO de l'efluent es va mantenir entre 80 i 100 mg/L, demostrant una forta resistència a l'impacte. Després del dia 20, la taxa d'entrada es va augmentar encara més, augmentant contínuament la càrrega orgànica al reactor de 30 kgCOD/m³·d a 37 kgCOD/m³·d, mantinguda durant 5 dies. La capacitat d'eliminació de COD del MBBR es va mantenir per sobre del 95%.
Figures 4 (b) i (c)mostren les corbes de variació de NH₃-N i TN, respectivament, durant un funcionament estable. Dels dies 1 al 5, amb un flux constant, el biofilm MBBR va mostrar nitrificació i desnitrificació simultànies. Els bacteris nitrificants aeròbics units a la capa exterior del biofilm, totalment barrejats amb les aigües residuals sota aireació, van consumir fonts importants de nitrogen mitjançant la nitrificació. Els bacteris desnitrificants de la capa anòxica interna van eliminar eficaçment el nitrogen nitrat mitjançant la desnitrificació. Dels dies 5 al 20, a mesura que augmentava la taxa d'entrada, l'eficiència d'eliminació de NH₃-N i TN inicialment va disminuir significativament. Després d'uns 7 dies de funcionament continu, el sistema es va adaptar gradualment. Tot i que l'eficiència d'eliminació de NH₃-N i TN després va augmentar, es va mantenir més baixa que durant el període de-baix flux. Amb un flux d'entrada constant, l'eliminació de NH₃-N va assolir més del 90%, amb l'efluent NH₃-N entre 10 i 15 mg/L, i l'eliminació de TN es va mantenir bàsicament per sobre del 80%, amb el TN de l'efluent al voltant de 30 mg/L. Després d'augmentar el flux d'entrada i el sistema assolí un nou equilibri sota un impacte continu, l'eliminació de NH₃-N es va estabilitzar al voltant del 80%, amb l'efluent NH₃-N entre 50-70 mg/L i l'eliminació de TN al voltant del 60%, amb el TN efluent per sota de 50 mg/L.
La corba de variació de TP durant el funcionament estable es mostra aFigura 4(d). La concentració de TP de l'efluent es va mantenir bàsicament al voltant dels 10 mg/L. Inicialment, amb un flux baix constant i una concentració baixa de TP influent, l'efecte del tractament era limitat. A mesura que augmentava la taxa d'entrada i la concentració de TP de l'influent, es va aconseguir una alta eficiència del tractament durant la fase d'impacte i la posterior operació de càrrega elevada-, amb la taxa d'eliminació de TP fluctuant al voltant del 90%.
En resum,sota un xoc de càrrega orgànica elevada, l'eficiència d'eliminació de DQO del sistema es va mantenir pràcticament sense canvis, però l'eliminació de NH₃-N i TN va disminuir de manera més significativa.. Quan la càrrega orgànica va assolir el seu màxim de 37 kgCOD/m³·d, l'eficiència d'eliminació del sistema de NH₃-N i TN va disminuir notablement.
2.3 Anàlisi de la qualitat dels efluents del sistema MBBR + A/O
Després de la fase d'inici-biofilm i un mes de funcionament estable, es va afegir un procés d'A/O aigües avall per al tractament avançat de l'efluent MBBR. Es van aplicar augments de gradient de la taxa d'entrada per augmentar la càrrega orgànica global, amb l'objectiu de determinar la taxa d'entrada òptima, corresponent a la HRT òptima.
La corba de variació del COD es mostra aFigura 5(a). El cabal d'entrada va augmentar seqüencialment: 100, 120, 130, 150, 170 L/h. Des de l'inici fins al cabal màxim, la càrrega orgànica del sistema MBBR va augmentar de 20 kgCOD/m³·d a 37 kgCOD/m³·d. L'efluent final del sistema combinat es va mantenir estable, amb una concentració de DQO inferior a 100 mg/L. Sota un xoc de càrrega orgànica elevada sostinguda, el sistema MBBR va funcionar bé, tot i que el seu COD efluent va mostrar un lleuger augment quan el cabal va arribar als 150 L/h. Després de mantenir el cabal de 170 L/h durant diversos dies, es va observar una tendència a l'alça notable en el COD de l'efluent MBBR. Tanmateix, amb el procés d'A/O posterior, l'efluent final del sistema combinat encara es va mantenir per sota dels 100 mg/L. Això indica que fins i tot sota el xoc de càrrega orgànica elevada de 37 kgCOD/m³·d, el procés combinat encara té un fort efecte d'eliminació de les aigües residuals de processament d'all.
Les corbes de variació de NH₃-N i TN es mostren aFigures 5 (b) i (c), respectivament. Les aigües residuals de processament d'all tenen altes concentracions de nitrogen amoníac i nitrogen total, que poden augmentar encara més amb el temps a causa de l'oxidació. Normalment, la concentració de nitrogen amoníac oscil·la entre 300 i 500 mg/L i el nitrogen total entre 450 i 600 mg/L. Sota la nitrificació i desnitrificació simultànies al MBBR, l'eliminació del nitrogen d'amoníac va ser més eficaç, probablement perquè els bacteris nitrificants utilitzen les aigües residuals de manera més eficient sota l'aireació. Els bacteris desnitrificants requereixen condicions anòxiques i sovint depenen del carboni orgànic consumit per a la desnitrificació. En augmentar la taxa d'entrada, l'eficiència d'eliminació de NH₃-N i TN va ser la consideració principal. Dels dies 1 al 4, a causa del baix cabal i del NH₃-N moderat, la taxa d'eliminació de NH₃{-N es va mantenir per sobre del 90% i l'eficiència d'eliminació de TN va augmentar gradualment. Posteriorment, la taxa d'entrada va augmentar significativament. Es va observar clarament que a mesura que augmentava la taxa d'entrada, les concentracions d'efluents de NH₃-N i TN en diferents etapes augmentaven seqüencialment, amb taxes d'entrada més altes que conduïen a concentracions d'efluents més altes. A mesura que augmentava el cabal, la biomassa dels portadors de biofilm augmentava, millorant la nitrificació, on el nitrogen d'amoníac s'oxida pels bacteris nitrificants a nitrat i nitrit sota oxigen.
La corba de variació de la concentració de TP es mostra aFigura 5(d). Tenint en compte les altes concentracions de DQO i TN influents, la concentració òptima teòrica de TP per al creixement microbià és superior a 100 mg/L. No obstant això, la concentració de TP influent estava molt per sota d'aquest requisit teòric. Per tant, la concentració de TP de l'efluent MBBR es va mantenir al voltant dels 10 mg/L i la concentració final de TP de l'efluent del sistema combinat es va mantenir entre 2 i 3 mg/L.
Es van mesurar les característiques dels fangs del sistema MBBR i del sistema A/O posterior abans i després de l'operació, tal com es mostra aTaula 2.
En resum,quan el cabal es va augmentar a 150 L/h, les taxes d'eliminació de COD, NH₃-N, TN i TP eren superiors a les d'altres cabals. L'HRT a aquest cabal va ser de 27 hores. A més, la concentració de fangs tant als sistemes MBBR com A/O va augmentar substancialment després de l'operació.
3. Conclusió
Després de la formació de biofilm al MBBR, les eficiències d'eliminació de COD, NH₃-N, TN i TP eren estables. Durant un mes de funcionament continu en condicions estables, l'eliminació de DQO va arribar a més del 95%, l'eliminació de NH₃-N i TN es va estabilitzar al voltant del 80% i l'eliminació de TP es va estabilitzar al voltant del 90%.
L'efluent MBBR es va tractar més al sistema d'A/O. El procés combinat podria suportar una càrrega orgànica de fins a 37 kgCOD/m³·d. El funcionament òptim per a tot el procés va ser sota un TRH de 27 hores. El DQO final de l'efluent es va estabilitzar per sota de 100 mg/L, NH₃-N entre 10-20 mg/L, TN per sota de 30 mg/L i TP per sota de 10 mg/L. La concentració de fangs al sistema MBBR després de l'operació va ser de 8,5 g/L i al sistema A/O de 4,1 g/L, ambdues significativament més altes que abans de l'operació, cosa que indica un augment substancial de la biomassa microbiana. Els nivells de DQO i nitrogen d'amoníac després del tractament biològic van complir l'estàndard de descàrrega secundària de GB18918-2002. Per a un tractament posterior, la tecnologia d'oxidació avançada de Fenton es podria emprar per al tractament profund de l'efluent tractat biològicament per aconseguir l'estàndard de descàrrega de primer nivell.