Tratarea microbiană îmbunătățită a apelor uzate cu usturoi folosind procesul MBBR + A/O
Prezentare generală
Ape uzate de usturoiprovine în principal din procesele de feliere și clătire în timpul procesării usturoiului. Se caracterizează princoncentrații mari de materie organică, sniveluri semnificative de azot și fosfor și conține cantități substanțiale de alicină. Alicina (dialil tiosulfinat) este un lichid volatil responsabil pentru mirosul înțepător al usturoiului și este instabil din punct de vedere chimic și foarte reactiv. Alicina poate inhiba creșterea diferitelor microorganisme. Evacuarea apelor reziduale cu usturoi cu concentrație mare de-fără tratare provoacă impacturi grave asupra mediului. Unii cercetători au folosit tehnici precum filtrarea cu membrană, oxidarea Fenton și micro-electroliza, dar aceste metode nu au fost eficiente pentru tratarea apelor uzate cu usturoi, iar utilizarea de doze mari de substanțe chimice crește costurile de tratare ulterioară. Mulți cercetători au propus metode de tratament biologic folosind procese combinate anaerobe-aerobe. Cu toate acestea, datorită proprietăților antibacteriene ale alicinei, microorganismele sunt greu de cultivat, iar eficiența tratamentului nu este ideală. Prin urmare, accentul tratamentului biologic este săcultivarea și aclimatizarea tulpinilor microbiene capabile să se adapteze la apele uzate de usturoi și să sporească biodegradarea acestora.
Acest studiu a implicat cultivarea și screeningultulpini bacteriene eficiente în degradarea apelor uzate de usturoi, care au fost apoi introduse în aReactor cu biofilm cu pat mobil (MBBR). Folosind nămolul inoculat și o metodă de formare a biofilmului cu creșterea-debitului, au fost create biofilme pentru a îmbunătăți eliminarea azotului și a fosforului din apele uzate. Aceasta a fost urmată de un tratament biochimic A/O (anoxic/oxic). Conform standardului GB18918-2002, nivelurile de COD din efluent și azot amoniac (NH₃-N) pot îndeplini standardul secundar (COD: 100 mg/L, NH₃-N: 25-30 mg/L). Acest proces reduce eficient conținutul organic din efluent, scăzând dificultatea etapelor ulterioare de tratament.
1. Sectiunea Experimentala
1.1 Proiectarea fluxului de proces
Fluxul general al procesului pentru tratarea apelor uzate cu usturoi este prezentat înFigura 1, cu componenta de bază fiindbiodegradarea în sistemul MBBR + A/O. Trei tulpini analizate și izolate eficiente în degradarea apelor uzate de usturoi - Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. și Achromobacter sp. – au fost amestecate cu nămol activ și introduse în unitatea MBBR pentru a facilita pornirea sa rapidă-.
1,2 MBBR + Proces de tratament A/O
După trecerea prin sitări grosiere și fine pentru a îndepărta solidele în suspensie, apa uzată de usturoi este pompată direct în MBBR. Calitatea influentului este prezentată înTabelul 1. Efluentul din MBBR curge direct în sistemul A/O. Datorită conținutului scăzut de organice al efluentului MBBR, apa uzată crudă de usturoi este adăugată în mod corespunzător în rezervorul de oxic (O) pentru a suplimenta sursa de carbon pentru procesul de A/O. Pentru a testa rezistența la impact a sistemului, rata de încărcare organică a MBBR a fost crescută treptat în timpul funcționării continue și a fost monitorizată calitatea efluentului.
1.3 Parametrii procesului
1.3.1 Oxigen dizolvat (DO)
DO excesiv de ridicat în biofilm poate preveni denitrificarea, determinând MBBR-ul să-și piardă capacitatea simultană de nitrificare și denitrificare. DO excesiv de scăzut poate duce la proliferarea bacteriilor filamentoase, afectând calitatea efluentului și inhibând procesul de nitrificare.
1.3.2 Timp de retenție hidraulică (HRT)
O HRT excesiv de scurtă provoacă condiții de reacție intense, în care apele uzate care conțin cea mai mare parte a materiei organice sunt evacuate înainte de a fi complet absorbite. Fluxul continuu menține microorganismele într-o stare constantă de biodegradare, reducând eficiența și crescând consumul de energie. O HRT excesiv de lungă duce la epuizarea nutrienților; fără nutrienți, microorganismele își reduc activitatea și cerințele metabolice pentru a susține doar supraviețuirea.
1.3.3 Raportul carbon-la-azot (C/N)
Un raport C/N scăzut poate duce la cataliza conversiei amoniacului în alte substanțe, afectând eliminarea azotului amoniac. De asemenea, provoacă cu ușurință înmulțirea filamentoasă, creșterea continuă care afectează flocularea, ducând la înmulțirea nămolului și a nămolului plutitor. Un raport C/N ridicat este nefavorabil pentru biodegradarea și creșterea microbiană, crescând încărcătura organică asupra microorganismelor.
1,4 MBBR Biofilm Start-
Pornire-biofilm: a fost utilizată metoda de creștere a-nămolului inoculat + debit{2}. Nămolul activat îmbogățit cu MBR-a fost inoculat în reactor, cu o concentrație inițială de lichid mixt în suspensie (MLSS) de aproximativ 5,82 g/L. A fost începută aerarea și purtătorii de polietilenă au fost adăugați în reactor cu araport de umplere de aproximativ 60%. TheDOîn reactor a fost controlatpeste 4,0 mg/L. Debitul de influent a fost crescut treptat în trepte de 20 L/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, fiecare debit menținut timp de 1 zi. Nu s-a risipit nămol în această fază. Un biofilm galben deschis s-a format pe suprafața purtătorilor unde s-au atașat și au crescut microorganismele. După pornirea cu succes a biofilmului-, funcționarea stabilă a continuat, menținând aTimp de retenție a nămolului (SRT) de 30 de zile. În timpul funcționării stabile, rata de încărcare organică a MBBR a fost ajustată pentru a observa impactul acesteia asupra eliminării COD, azotului și fosforului.
2. Rezultate și discuții
2.1 Analiza calității efluentului MBBR în timpul pornirii biofilmului-
Intensitatea aerării în MBBR a fost ajustată pentru a controla concentrația de DO. Când DO a fost sub 4,0 mg/L, intensitatea aerării a fost insuficientă pentru a susține o mișcare turbulentă uniformă,-de curgere mare a purtătorilor, prevenind amestecarea adecvată și făcând dificilă formarea unui biofilm pe suprafețele purtătorului. Când OD a fost între 4,0-6,0 mg/L, purtătorii s-au amestecat bine cu nămolul activat și apa uzată. S-a observat o schimbare a culorii de la alb la maro-gălbui pe purtători, indicând atașarea și creșterea microbiană cu succes la această intensitate de aerare, așa cum se arată înFigura 2.
Curba de variație a COD a influentului și efluentului în timpul fazei de pornire{0}}este afișată înFigura 3(a). Scăderea inițială a eficienței tratamentului s-a datorat cantității foarte mici de microorganisme atașate pe purtători; degradarea de către microorganisme numai în nămolul activat a fost insuficientă pentru a elimina cantitatea mare de organice. Pe măsură ce începerea-a progresat, cantitatea de microorganisme atașate pe purtători a crescut, formând treptat un biofilm. Concentrația de COD a efluentului s-a stabilizat treptat, iar eficiența de eliminare a COD sa stabilizat peste 90%.
Curba de variație a influentului și efluentului MBBR NH₃-N este prezentată înFigura 3(b). Nitrificarea de către bacteriile aerobe în nămolul activat a îndepărtat eficient azotul amoniac. Începând din ziua 7, concentrația de NH₃-N influent a crescut treptat. Până în ziua 23, deși influentul NH₃-N era în continuare în creștere, a crescut și rata de îndepărtare. Acest lucru se datorează faptului că inițial bacteriile nitrificante cresc lent; cu timpul, populația lor a crescut, biofilmul s-a maturizat, iar rata de îndepărtare a NH₃-N a crescut și s-a stabilizat treptat.
Curba de variație a influentului MBBR și a efluentului TN este prezentată înFigura 3(c). Spre deosebire de îndepărtarea azotului de amoniac, eficiența de îndepărtare a TN a scăzut inițial. Acest lucru se datorează faptului că mediul reactorului avea o sursă suficientă de oxigen și carbon, limitând creșterea bacteriilor denitrificatoare. Cu toate acestea, pe măsură ce biofilmul s-a format, eficiența de îndepărtare a TN a început să se îmbunătățească. Până în ziua 20, deși concentrația de TN influent a crescut, TN efluent și rata de îndepărtare s-au stabilizat, variind între 50%-60%.
Curba de variație a influentului MBBR și a efluentului TP este prezentată înFigura 3(d). De la pornire-până la funcționarea stabilă, rata de eliminare a TP a rămas stabilă. Deși concentrația de TP influent a fost mare inițial și a scăzut ulterior, eficiența de îndepărtare nu a arătat nicio schimbare semnificativă, indicând capacitatea sistemului de îndepărtare a fosforului. Rata de eliminare a TP în sistem a fost menținută între 80%-90%.
În concluzie,menținerea sistemului MBBR DO între 4–6 mg/L, un biofilm matur dezvoltat după 20 de zile de hrănire continuă. În comparație cu procesele tradiționale cu nămol activ, sistemul MBBR oferă rezistență puternică la impact și eficiență ridicată de tratare, reducând eficient dificultatea etapelor ulterioare de tratare a apelor uzate de procesare a usturoiului.
2.2 Analiza calității efluenților în timpul funcționării stabile
După faza de pornire-biofilmului, biofilmul s-a maturizat. Pentru a testa rezistența la impact a sistemului MBBR, rata de încărcare organică a fost crescută continuu în timpul funcționării stabile.
Curba de variație a COD a influentului MBBR și a efluentului în timpul funcționării stabile este prezentată înFigura 4(a). Din zilele 1-5, cu un flux constant, eficiența de eliminare a COD a rămas peste 95%, iar concentrația de COD a efluentului a atins aproximativ 100 mg/L. Din zilele 5-20, debitul a fost crescut, crescând treptat încărcarea organică de la 20 kgCOD/m³·d la 30 kgCOD/m³·d. Nu a fost observată nicio modificare semnificativă a eficienței de îndepărtare, iar COD efluent a rămas între 80-100 mg/L, demonstrând o rezistență puternică la impact. După ziua 20, viteza de intrare a fost crescută în continuare, crescând continuu încărcarea organică în reactor de la 30 kgCOD/m³·d la 37 kgCOD/m³·d, menţinută timp de 5 zile. Capacitatea de eliminare a COD a MBBR a rămas peste 95%.
Figura 4(b) și (c)arată curbele de variație pentru NH₃-N și respectiv TN, în timpul funcționării stabile. Din zilele 1-5, cu aflux constant, biofilmul MBBR a prezentat nitrificare și denitrificare simultană. Bacteriile aerobe de nitrificare atașate la stratul exterior al biofilmului, amestecate complet cu apa uzată sub aerare, au consumat surse semnificative de azot prin nitrificare. Bacteriile denitrificatoare din stratul anoxic interior au eliminat eficient azotul nitrat prin denitrificare. Din zilele 5-20, pe măsură ce debitul de intrare a crescut, eficiența de îndepărtare a NH₃-N și TN a scăzut inițial semnificativ. După aproximativ 7 zile de funcționare continuă, sistemul s-a adaptat treptat. Deși eficiența de îndepărtare pentru NH₃-N și TN a crescut apoi, a rămas mai scăzută decât în timpul perioadei de-debit scăzut. Sub flux constant, eliminarea NH₃{-N a atins peste 90%, cu NH₃-N efluent între 10-15 mg/L, iar eliminarea TN a fost menținută practic peste 80%, cu TN efluent în jur de 30 mg/L. După creșterea debitului și sistemul a atins un nou echilibru sub impact continuu, îndepărtarea NH₃-N s-a stabilizat în jurul a 80%, cu NH₃-N efluent între 50-70 mg/L, iar eliminarea TN în jur de 60%, cu TN efluent sub 50 mg/L.
Curba de variație pentru TP în timpul funcționării stabile este prezentată înFigura 4(d). Concentrația de TP efluent a fost practic menținută în jurul valorii de 10 mg/L. Inițial, cu debit scăzut constant și concentrație scăzută de TP influent, efectul tratamentului a fost limitat. Pe măsură ce debitul de intrare și concentrația de TP influent au crescut, s-a atins o eficiență ridicată a tratamentului pe parcursul fazei de impact și a operațiunii ulterioare de-încărcare mare, rata de îndepărtare a TP fluctuând în jur de 90%.
În concluzie,sub șoc de încărcare organică ridicată, eficiența sistemului de eliminare a COD a rămas în mare parte neschimbată, dar eliminarea NH₃-N și TN a scăzut mai semnificativ. Când încărcarea organică a atins maximul de 37 kgCOD/m³·d, eficiența de îndepărtare a sistemului pentru NH₃-N și TN a scăzut considerabil.
2.3 Analiza calității efluenților sistemului MBBR + A/O
După faza de pornire-biofilmului și o lună de funcționare stabilă, a fost adăugat un proces A/O în aval pentru tratarea avansată a efluentului MBBR. Au fost aplicate creșteri gradiente ale debitului de intrare pentru a crește încărcarea organică globală, urmărindu-se determinarea ratei optime de flux, corespunzătoare HRT optimă.
Curba de variație COD este prezentată înFigura 5(a). Debitul a crescut secvenţial: 100, 120, 130, 150, 170 L/h. De la început până la debitul maxim, încărcarea organică a sistemului MBBR a crescut de la 20 kgCOD/m³·d la 37 kgCOD/m³·d. Efluentul final din sistemul combinat a rămas stabil, cu concentrația de COD sub 100 mg/L. Sub șoc de încărcare organică ridicată susținut, sistemul MBBR a funcționat bine, deși COD efluentul său a prezentat o ușoară creștere când debitul a atins 150 L/h. După menținerea debitului de 170 L/h timp de câteva zile, a fost observată o tendință de creștere vizibilă a COD efluentului MBBR. Cu toate acestea, cu procesul A/O ulterior, efluentul final al sistemului combinat a fost încă menținut sub 100 mg/L. Acest lucru indică faptul că, chiar și sub șocul de încărcare organică ridicată de 37 kgCOD/m³·d, procesul combinat are încă un efect puternic de îndepărtare asupra apelor uzate de procesare a usturoiului.
Curbele de variație pentru NH₃-N și TN sunt prezentate înFigura 5(b) și (c), respectiv. Apa uzată de procesare a usturoiului are concentrații mari de azot amoniac și azot total, care pot crește în timp din cauza oxidării. De obicei, concentrația de azot amoniac variază între 300-500 mg/L, iar azotul total între 450-600 mg/L. În cadrul nitrificării și denitrificării simultane în MBBR, îndepărtarea azotului amoniac a fost mai eficientă, probabil pentru că bacteriile de nitrificare utilizează apa uzată mai eficient sub aerare. Bacteriile denitrificatoare necesită condiții anoxice și depind adesea de carbonul organic consumat pentru denitrificare. La creșterea debitului de intrare, eficiența de îndepărtare a NH₃-N și TN a fost considerația principală. Din zilele 1-4, din cauza debitului scăzut și a NH₃-N moderat, rata de îndepărtare a NH₃{-N a rămas peste 90%, iar eficiența de îndepărtare a TN a crescut treptat. Ulterior, rata de intrare a fost crescută semnificativ. S-a observat în mod clar că, pe măsură ce debitul de intrare a crescut, concentrațiile de efluent de NH₃-N și TN în diferite stadii au crescut secvențial, cu rate mai mari de flux ducând la concentrații mai mari de efluent. Pe măsură ce debitul a crescut, biomasa de pe purtătorii de biofilm a crescut, sporind nitrificarea, unde azotul amoniac este oxidat de bacteriile de nitrificare la nitrat și nitriți sub oxigen.
Curba de variație a concentrației TP este prezentată înFigura 5(d). Având în vedere concentrațiile mari de COD și TN influente, concentrația optimă teoretică de TP pentru creșterea microbiană este peste 100 mg/L. Cu toate acestea, concentrația de TP influent a fost mult sub această cerință teoretică. Prin urmare, concentrația de TP a efluentului MBBR a rămas în jur de 10 mg/L, iar concentrația finală de TP a efluentului sistemului combinat a fost menținută între 2-3 mg/L.
Au fost măsurate caracteristicile nămolului sistemului MBBR și ale sistemului A/O ulterior înainte și după operare, așa cum se arată înTabelul 2.
În concluzie,când debitul a crescut la 150 L/h, ratele de îndepărtare pentru COD, NH₃-N, TN și TP au fost superioare celor la alte debite. HRT la acest debit a fost de 27 de ore. În plus, concentrația de nămol atât în sistemele MBBR, cât și în sistemele A/O a crescut substanțial după exploatare.
3. Concluzie
După formarea biofilmului în MBBR, eficiența de îndepărtare pentru COD, NH₃-N, TN și TP au fost stabile. Pe parcursul unei luni de funcționare continuă în condiții stabile, eliminarea COD a atins peste 95%, eliminarea NH₃-N și TN s-a stabilizat în jur de 80%, iar îndepărtarea TP s-a stabilizat în jur de 90%.
Efluentul MBBR a fost tratat în continuare în sistemul A/O. Procesul combinat ar putea rezista la o încărcare organică de până la 37 kgCOD/m³·d. Operația optimă pentru întregul proces a fost sub o HRT de 27 de ore. Efluentul final COD s-a stabilizat sub 100 mg/L, NH₃-N între 10–20 mg/L, TN sub 30 mg/L și TP sub 10 mg/L. Concentrația de nămol în sistemul MBBR după exploatare a fost de 8,5 g/L, iar în sistemul A/O a fost de 4,1 g/L, ambele semnificativ mai mari decât înainte de exploatare, indicând o creștere substanțială a biomasei microbiene. Nivelurile de COD și azot de amoniac după tratamentul biologic au îndeplinit standardul de descărcare secundară GB18918-2002. Pentru tratarea ulterioară, tehnologia avansată de oxidare Fenton ar putea fi folosită pentru tratarea în profunzime a efluentului tratat biologic pentru a atinge standardul de deversare de prim nivel.