Trattamento microbico avanzato delle acque reflue dell'aglio utilizzando il processo MBBR + A/O
Panoramica
Acque reflue dell'aglioproviene principalmente dai processi di affettatura e risciacquo durante la lavorazione dell'aglio. È caratterizzato daelevate concentrazioni di sostanza organica, slivelli significativi di azoto e fosforo e contiene notevoli quantità di allicina. L'allicina (diallil tiosulfinato) è un liquido volatile responsabile dell'odore pungente dell'aglio ed è chimicamente instabile e altamente reattivo. L’allicina può inibire la crescita di vari microrganismi. Lo scarico di acque reflue di aglio ad alta-concentrazione senza trattamento provoca gravi impatti ambientali. Alcuni ricercatori hanno impiegato tecniche come la filtrazione su membrana, l'ossidazione Fenton e la micro-elettrolisi, ma questi metodi non si sono rivelati efficaci per il trattamento delle acque reflue dell'aglio e l'uso di grandi dosi di sostanze chimiche aumenta i successivi costi di trattamento. Molti studiosi hanno proposto metodi di trattamento biologico utilizzando processi combinati anaerobici-aerobici. Tuttavia, a causa delle proprietà antibatteriche dell’allicina, i microrganismi sono difficili da coltivare e l’efficacia del trattamento non è ideale. Pertanto, l'obiettivo del trattamento biologico è quellocoltivare e acclimatare ceppi microbici in grado di adattarsi alle acque reflue dell'aglio e di favorirne la biodegradazione.
Questo studio prevedeva la coltivazione e lo screeningceppi batterici efficaci nel degradare le acque reflue dell’aglio, che sono stati poi introdotti in aReattore a biofilm a letto mobile (MBBR). Utilizzando fanghi inoculati e un metodo di formazione di biofilm che- aumenta la portata, sono stati creati biofilm per migliorare la rimozione di azoto e fosforo dalle acque reflue. Questo è stato seguito da un ulteriore trattamento biochimico A/O (anossico/ossico). Secondo lo standard GB18918-2002, i livelli di COD e azoto ammoniacale (NH₃-N) dell'effluente possono soddisfare lo standard secondario (COD: 100 mg/L, NH₃-N: 25-30 mg/L). Questo processo riduce efficacemente il contenuto organico nell'effluente, diminuendo la difficoltà delle successive fasi di trattamento.
1. Sezione sperimentale
1.1 Progettazione del flusso di processo
È mostrato il flusso di processo complessivo per il trattamento delle acque reflue dell'aglioFigura 1, con il componente principale che è ilbiodegradazione nel sistema MBBR + A/O. Tre ceppi selezionati e isolati efficaci nel degradare le acque reflue dell'aglio: Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. e Achromobacter sp. – sono stati miscelati con fanghi attivi e introdotti nell'unità MBBR per facilitarne il rapido avvio-.
1,2 MBBR + Processo di trattamento A/O
Dopo essere passate attraverso setacci grossolani e fini per rimuovere i solidi sospesi, le acque reflue dell'aglio vengono pompate direttamente nell'MBBR. La qualità influente è mostrata inTabella 1. L'effluente dell'MBBR fluisce direttamente nel sistema A/O. A causa del basso contenuto organico dell'effluente MBBR, le acque reflue dell'aglio grezzo vengono opportunamente aggiunte al serbatoio Oxic (O) per integrare la fonte di carbonio per il processo A/O. Per testare la resistenza agli urti del sistema, il tasso di carico organico dell'MBBR è stato gradualmente aumentato durante il funzionamento continuo ed è stata monitorata la qualità dell'effluente.
1.3 Parametri di processo
1.3.1 Ossigeno disciolto (DO)
Un DO eccessivamente elevato all'interno del biofilm può impedire la denitrificazione, facendo sì che l'MBBR perda la sua capacità simultanea di nitrificazione e denitrificazione. Un DO eccessivamente basso può portare alla proliferazione di batteri filamentosi, influenzando la qualità degli effluenti e inibendo il processo di nitrificazione.
1.3.2 Tempo di ritenzione idraulica (HRT)
Una HRT eccessivamente breve provoca condizioni di reazione intense, in cui le acque reflue contenenti la maggior parte della materia organica vengono scaricate prima di essere completamente assorbite. L’afflusso continuo mantiene i microrganismi in un costante stato di biodegradazione, riducendone l’efficienza e aumentando il consumo energetico. Una TOS eccessivamente lunga porta all’esaurimento dei nutrienti; senza nutrienti, i microrganismi riducono la loro attività e le richieste metaboliche per sostenere semplicemente la sopravvivenza.
1.3.3 Rapporto carbonio-a-azoto (C/N)
Un basso rapporto C/N può portare alla catalisi della conversione dell'ammoniaca in altre sostanze, influenzando la rimozione dell'azoto ammoniacale. Inoltre provoca facilmente un rigonfiamento filamentoso, una crescita continua che influenza la flocculazione, portando alla rigonfiamento dei fanghi e al fango galleggiante. Un elevato rapporto C/N è sfavorevole alla biodegradazione e alla crescita microbica, aumentando il carico organico sui microrganismi.
1.4 MBBR Avvio di biofilm-
Avvio del biofilm-: è stato utilizzato il metodo dei fanghi inoculati + aumento della portata-. Nel reattore sono stati inoculati fanghi attivi arricchiti con MBR-, con una concentrazione iniziale di solidi sospesi nel liquore misto (MLSS) di circa 5,82 g/L. È stata avviata l'aerazione e sono stati aggiunti supporti di polietilene al reattore con arapporto di riempimento di circa il 60%. ILFAREnel reattore era controllatosuperiore a 4,0 mg/l. La portata influente è stata aumentata gradualmente con incrementi di 20 L/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, mantenendo ciascuna portata per 1 giorno. Durante questa fase non è stato sprecato alcun fango. Sulla superficie dei supporti si è formato un biofilm giallo chiaro su cui si sono attaccati e sono cresciuti i microrganismi. Dopo il successo dell'avvio del biofilm-, il funzionamento stabile è continuato, mantenendo aTempo di ritenzione dei fanghi (SRT) di 30 giorni. Durante il funzionamento stabile, il tasso di carico organico dell'MBBR è stato regolato per osservarne l'impatto sulla rimozione di COD, azoto e fosforo.
2. Risultati e discussione
2.1 Analisi della qualità degli effluenti MBBR durante l'avvio del biofilm-
L'intensità dell'aerazione nell'MBBR è stata regolata per controllare la concentrazione di DO. Quando il DO era inferiore a 4,0 mg/l, l'intensità dell'aerazione era insufficiente per supportare un movimento turbolento uniforme e ad alto flusso-dei carrier, impedendo un'adeguata miscelazione e rendendo difficile la formazione di un biofilm sulle superfici dei carrier. Quando il DO era compreso tra 4,0 e 6,0 mg/L, i trasportatori si mescolavano completamente con i fanghi attivi e le acque reflue. È stato osservato un cambiamento di colore da bianco a marrone giallastro- sui vettori, indicando il successo dell'attaccamento e della crescita microbica a questa intensità di aerazione, come mostrato inFigura 2.
È mostrata la curva di variazione del COD influente ed effluente durante la fase di avvio-Figura 3(a). La diminuzione iniziale dell'efficacia del trattamento era dovuta alla quantità molto bassa di microrganismi attaccati ai carrier; la sola degradazione da parte dei microrganismi presenti nei fanghi attivi era insufficiente a rimuovere la grande quantità di sostanze organiche. Con il progredire dell'avvio-, la quantità di microrganismi attaccati ai trasportatori è aumentata, formando gradualmente un biofilm. La concentrazione di COD nell'effluente si è gradualmente stabilizzata e l'efficienza di rimozione del COD si è stabilizzata al di sopra del 90%.
La curva di variazione dell'affluente e dell'effluente dell'MBBR NH₃-N è mostrata inFigura 3(b). La nitrificazione da parte dei batteri aerobici nei fanghi attivi ha rimosso efficacemente l'azoto ammoniacale. A partire dal giorno 7, la concentrazione di NH₃-N influente è gradualmente aumentata. Al giorno 23, sebbene l'affluente NH₃-N fosse ancora in aumento, anche il tasso di rimozione aumentò. Questo perché inizialmente i batteri nitrificanti crescono lentamente; con il tempo, la loro popolazione è aumentata, il biofilm è maturato e il tasso di rimozione di NH₃-N è gradualmente aumentato e stabilizzato.
La curva di variazione dell'affluente e dell'effluente MBBR TN è mostrata inFigura 3(c). A differenza della rimozione dell’azoto ammoniacale, l’efficienza di rimozione del TN inizialmente diminuiva. Questo perché l’ambiente del reattore aveva un’ampia fonte di ossigeno e carbonio, limitando la crescita di batteri denitrificanti. Tuttavia, con la formazione del biofilm, l’efficienza di rimozione del TN ha cominciato a migliorare. Entro il giorno 20, sebbene la concentrazione di TN nell'affluente aumentasse, il TN dell'effluente e il tasso di rimozione si stabilizzarono, variando tra il 50% e il 60%.
La curva di variazione del TP influente ed effluente dell'MBBR è mostrata inFigura 3(d). Dall'avvio-al funzionamento stabile, il tasso di rimozione TP è rimasto stabile. Sebbene la concentrazione di TP nell'affluente fosse inizialmente elevata e diminuisse successivamente, l'efficienza di rimozione non ha mostrato cambiamenti significativi, indicando la capacità del sistema di rimuovere il fosforo. Il tasso di rimozione TP nel sistema è stato mantenuto tra l'80% e il 90%.
In sintesi,mantenendo il DO del sistema MBBR tra 4 e 6 mg/l, si sviluppa un biofilm maturo dopo 20 giorni di alimentazione continua. Rispetto ai tradizionali processi a fanghi attivi, il sistema MBBR offre una forte resistenza agli urti e un'elevata efficienza di trattamento, riducendo efficacemente la difficoltà delle successive fasi di trattamento delle acque reflue della lavorazione dell'aglio.
2.2 Analisi della qualità degli effluenti durante il funzionamento stabile
Dopo la fase di avvio-del biofilm, il biofilm è maturato. Per testare la resistenza agli urti del sistema MBBR, il tasso di carico organico è stato continuamente aumentato durante il funzionamento stabile.
È mostrata la curva di variazione del COD dell'affluente e dell'effluente dell'MBBR durante il funzionamento stabileFigura 4(a). Dai giorni 1-5, con un afflusso costante, l’efficienza di rimozione del COD è rimasta superiore al 95% e la concentrazione di COD nell’effluente ha raggiunto circa 100 mg/L. Dai giorni 5-20, la velocità di afflusso è stata aumentata, aumentando gradualmente il carico organico da 20 kgCOD/m³·d a 30 kgCOD/m³·d. Non è stato osservato alcun cambiamento significativo nell’efficienza di rimozione e il COD dell’effluente è rimasto compreso tra 80 e 100 mg/L, dimostrando una forte resistenza agli urti. Dopo il giorno 20, la velocità di afflusso è stata ulteriormente aumentata, aumentando continuamente il carico organico nel reattore da 30 kgCOD/m3·d a 37 kgCOD/m3·d, mantenuto per 5 giorni. La capacità di rimozione del COD dell'MBBR è rimasta superiore al 95%.
Figure 4(b) e (c)mostrano le curve di variazione rispettivamente per NH₃-N e TN durante il funzionamento stabile. Dai giorni 1-5, con afflusso costante, il biofilm MBBR ha mostrato nitrificazione e denitrificazione simultanee. I batteri nitrificanti aerobici attaccati allo strato esterno del biofilm, completamente miscelati con le acque reflue sotto aerazione, hanno consumato significative fonti di azoto attraverso la nitrificazione. I batteri denitrificanti nello strato anossico interno hanno rimosso efficacemente l'azoto nitrato attraverso la denitrificazione. Dai giorni 5–20, all'aumentare della velocità di afflusso, l'efficienza di rimozione di NH₃-N e TN inizialmente diminuiva in modo significativo. Dopo circa 7 giorni di funzionamento continuo, il sistema si è gradualmente adattato. Sebbene l'efficienza di rimozione di NH₃-N e TN sia poi aumentata, è rimasta inferiore rispetto al periodo di flusso basso-. Con un afflusso costante, la rimozione di NH₃-N ha raggiunto oltre il 90%, con NH₃-N dell'effluente compresa tra 10 e 15 mg/l, mentre la rimozione di TN è stata sostanzialmente mantenuta al di sopra dell'80%, con un TN dell'effluente intorno a 30 mg/l. Dopo aver aumentato l'afflusso e il sistema ha raggiunto un nuovo equilibrio sotto impatto continuo, la rimozione di NH₃-N si è stabilizzata intorno all'80%, con NH₃-N dell'effluente compresa tra 50 e 70 mg/l e la rimozione di TN intorno al 60%, con un TN dell'effluente inferiore a 50 mg/l.
La curva di variazione del TP durante il funzionamento stabile è mostrata inFigura 4(d). La concentrazione di TP nell'effluente è stata sostanzialmente mantenuta intorno a 10 mg/L. Inizialmente, con un flusso costantemente basso e una bassa concentrazione di TP in affluente, l’effetto del trattamento era limitato. Man mano che la velocità di afflusso e la concentrazione di TP influente aumentavano, è stata raggiunta un'elevata efficienza di trattamento durante tutta la fase di impatto e la successiva operazione di carico elevato-, con una velocità di rimozione di TP che oscillava intorno al 90%.
In sintesi,sotto shock da carico organico elevato, l'efficienza di rimozione del COD del sistema è rimasta sostanzialmente invariata, ma la rimozione di NH₃-N e TN è diminuita in modo più significativo. Quando il carico organico ha raggiunto il massimo di 37 kgCOD/m³·d, l'efficienza di rimozione del sistema per NH₃-N e TN è diminuita notevolmente.
2.3 Analisi della qualità degli effluenti del sistema MBBR + A/O
Dopo la fase di avvio-del biofilm e un mese di funzionamento stabile, è stato aggiunto a valle un processo A/O per il trattamento avanzato dell'effluente MBBR. Sono stati applicati aumenti graduali della velocità di afflusso per aumentare il carico organico complessivo, con l'obiettivo di determinare la velocità di afflusso ottimale, corrispondente alla HRT ottimale.
La curva di variazione del COD è mostrata inFigura 5(a). La portata di afflusso è aumentata in sequenza: 100, 120, 130, 150, 170 L/h. Dall'inizio alla portata massima, il carico organico sul sistema MBBR è aumentato da 20 kgCOD/m³·d a 37 kgCOD/m³·d. L'effluente finale del sistema combinato è rimasto stabile, con una concentrazione di COD inferiore a 100 mg/L. Sotto shock prolungato di carico organico elevato, il sistema MBBR ha funzionato bene, sebbene il COD dell'effluente abbia mostrato un leggero aumento quando la portata ha raggiunto i 150 L/h. Dopo aver mantenuto la portata di 170 L/h per diversi giorni, è stata osservata una notevole tendenza al rialzo nel COD dell'effluente MBBR. Tuttavia, con il successivo processo A/O, l'effluente finale del sistema combinato veniva ancora mantenuto al di sotto di 100 mg/L. Ciò indica che anche sotto l'elevato shock di carico organico di 37 kgCOD/m³·d, il processo combinato ha ancora un forte effetto di rimozione sulle acque reflue della lavorazione dell'aglio.
Le curve di variazione per NH₃-N e TN sono mostrate inFigure 5(b) e (c), rispettivamente. Le acque reflue della lavorazione dell'aglio presentano elevate concentrazioni di azoto ammoniacale e azoto totale, che possono aumentare ulteriormente nel tempo a causa dell'ossidazione. Tipicamente, la concentrazione di azoto ammoniacale varia da 300 a 500 mg/l e l'azoto totale da 450 a 600 mg/l. Durante la nitrificazione e denitrificazione simultanea nell'MBBR, la rimozione dell'azoto ammoniacale è risultata più efficace, probabilmente perché i batteri nitrificanti utilizzano le acque reflue in modo più efficiente sotto aerazione. I batteri denitrificanti richiedono condizioni anossiche e spesso dipendono dal carbonio organico consumato per la denitrificazione. Quando si aumentava la velocità di afflusso, la considerazione principale era l'efficienza di rimozione di NH₃-N e TN. Dai giorni 1 al 4, a causa della bassa portata e del moderato NH₃-N, il tasso di rimozione di NH₃-N è rimasto superiore al 90% e l'efficienza di rimozione di TN è gradualmente aumentata. Successivamente, il tasso di afflusso è stato notevolmente aumentato. È stato chiaramente osservato che all'aumentare della velocità di afflusso, le concentrazioni di effluenti di NH₃-N e TN nei diversi stadi aumentavano in sequenza, con velocità di afflusso più elevate che portavano a concentrazioni di effluenti più elevate. All’aumentare della portata, la biomassa sui trasportatori del biofilm aumenta, migliorando la nitrificazione, dove l’azoto ammoniacale viene ossidato dai batteri nitrificanti in nitrati e nitriti sotto ossigeno.
La curva di variazione della concentrazione di TP è mostrata inFigura 5(d). Date le elevate concentrazioni di COD e TN influenti, la concentrazione teorica ottimale di TP per la crescita microbica è superiore a 100 mg/L. Tuttavia, la concentrazione di TP influente era molto al di sotto di questo requisito teorico. Pertanto, la concentrazione di TP dell'effluente dell'MBBR è rimasta intorno a 10 mg/l, mentre la concentrazione di TP dell'effluente del sistema combinato finale è stata mantenuta tra 2 e 3 mg/l.
Sono state misurate le caratteristiche dei fanghi del sistema MBBR e del successivo sistema A/O prima e dopo il funzionamento, come mostrato in figuraTabella 2.
In sintesi,quando la portata veniva aumentata a 150 L/h, le velocità di rimozione di COD, NH₃-N, TN e TP erano superiori a quelle di altre velocità di flusso. La TOS a questa portata è stata di 27 ore. Inoltre, la concentrazione dei fanghi sia nei sistemi MBBR che in quelli A/O è aumentata notevolmente dopo il funzionamento.
3. Conclusione
Dopo la formazione del biofilm nell'MBBR, le efficienze di rimozione di COD, NH₃-N, TN e TP erano stabili. Durante un mese di funzionamento continuo in condizioni stabili, la rimozione di COD ha raggiunto oltre il 95%, la rimozione di NH₃-N e TN si è stabilizzata intorno all'80% e la rimozione di TP si è stabilizzata intorno al 90%.
L'effluente dell'MBBR è stato ulteriormente trattato nel sistema A/O. Il processo combinato potrebbe sopportare un carico organico fino a 37 kgCOD/m³·d. L'operazione ottimale per l'intero processo era inferiore a una HRT di 27 ore. Il COD dell'effluente finale si è stabilizzato al di sotto di 100 mg/L, NH₃-N tra 10 e 20 mg/L, TN al di sotto di 30 mg/L e TP al di sotto di 10 mg/L. La concentrazione di fanghi nel sistema MBBR dopo il funzionamento era di 8,5 g/L e nel sistema A/O era di 4,1 g/L, entrambi significativamente più alti rispetto a prima del funzionamento, indicando un aumento sostanziale della biomassa microbica. I livelli di COD e azoto ammoniacale dopo il trattamento biologico soddisfano lo standard di scarico secondario GB18918-2002. Per ulteriori trattamenti, la tecnologia di ossidazione avanzata di Fenton potrebbe essere impiegata per il trattamento profondo dell'effluente trattato biologicamente per raggiungere lo standard di scarico di primo livello.