Prestazioni di rimozione degli inquinanti di un sistema S-MBBR per il trattamento delle acque reflue a basso rapporto C/N: analisi di COD, TN, NH₄⁺-N e TP

Analisi delle prestazioni di rimozione degli inquinanti in un sistema S-MBBR per il trattamento delle acque reflue a basso rapporto C/N

Introduzione

Con l'accelerazione dell'urbanizzazione e dell'industrializzazione, lo scarico di acque reflue a basso rapporto C/N (basso rapporto-carbonio-azoto) è in aumento, provenienti principalmente da liquami domestici, lavorazione alimentare, agricoltura e acqua di raffreddamento circolante. Per affrontare la scarsa efficienza di rimozione dell'azoto totale (TN) nelle acque reflue a basso rapporto C/N, negli ultimi anni hanno attirato l'attenzione la-nitrificazione-denitrificazione e la nitrificazione e denitrificazione simultanee (SND). Relativamente parlando, le condizioni di reazione del processo SND sono più facili da controllare e può ottenere contemporaneamente sia la rimozione del carbonio che quella dell'azoto. Pertanto, presenta un vantaggio significativo nel trattamento di rimozione dell'azoto per le acque reflue a basso rapporto C/N. Il reattore batch di sequenziamento (SBR) facilita la rimozione di azoto e fosforo controllando la concentrazione di ossigeno disciolto. Se accoppiato con il reattore a biofilm a letto mobile (MBBR) per formare un sistema S-MBBR, il biofilm sui supporti fornisce condizioni di crescita stratificate per batteri nitrificanti aerobici e batteri denitrificanti anossici, creando un microambiente SND e contemporaneamente aumentando l'area superficiale specifica e la stabilità microbica del sistema. Gli studi hanno dimostrato che S-MBBR è superiore ai processi tradizionali in termini di efficienza di rimozione di azoto e fosforo, resistenza agli urti e stabilità del sistema.

1 Materiali e Metodi

1.1 Configurazione sperimentale.L'apparato sperimentale consisteva principalmente in un serbatoio per l'affluente, un ventilatore d'aria, un dispositivo di agitazione, un serbatoio per l'effluente e il reattore principale. Il volume effettivo del reattore era di 1,8 L e la capacità di trattamento per ciclo era di 1 L. Il reattore è stato riempito con un nuovo tipo di veicolo bio-affinitivo con un rapporto di riempimento di circa il 25%. La concentrazione iniziale di solidi sospesi volatili del liquore misto (MLVSS) nel reattore era di 3000 mg/L.

1.2 Materiali sperimentali.Il riempitivo del veicolo modificato per affinità- è stato preparato mediante miscelazione fisica e tecnologia di estrusione a vite. La procedura specifica era la seguente: 3% di ferro zero-valente, HDPE e materiali ausiliari (2% zeolite naturale, 2% polyquaternium-10 e 1% talco in polvere) sono stati miscelati uniformemente. Quindi, la miscela è stata fusa utilizzando un estrusore monovite SJ-20 ed estrusa in strisce granulari (circa 5 mm di diametro, 5–10 mm di lunghezza). Infine, queste particelle solide sono state estruse utilizzando un estrusore monovite SJ-30 per produrre il carrier finale.

1.3 Condizioni operative.Sono stati installati due reattori: uno con portatori (S-MBBR, designato come R1) e uno senza portatori (SBR, designato come R2). Tutte le altre condizioni sono state mantenute le stesse. La prima fase è stata l'avvio dell'attacco del biofilm-, operato in modalità SBR con un rapporto 3:3:2. Il ciclo operativo comprendeva le fasi di afflusso, statica, reazione di aerazione, agitazione anossica, sedimentazione ed effluente (3 ore anaerobiche, 3 ore di aerazione, 2 ore di agitazione/decantazione/influente/effluente). NaHCO₃ è stato utilizzato per regolare il pH dell'affluente a circa 8. Dopo aver attaccato con successo il biofilm, la concentrazione di azoto ammoniacale è stata modificata per ridurre il rapporto C/N e l'esperimento è iniziato, come dettagliato inTabella 1.

1.4 Acqua sperimentale e fanghi inoculati.Il COD, NH₄⁺-N e il fosforo totale (TP) nelle acque reflue sintetiche utilizzate per l'avvio del biofilm-erano forniti rispettivamente da C₆H₁₂O₆, NH₄Cl e KH₂PO₄. Gli oligoelementi erano composti da EDTA-2Na (18,76 g/L), CoCl₂·6H₂O (0,3 g/L), CuSO₄·5H₂O (0,32 g/L), NiCl₂·6H₂O (0,24 g/L), H₃BO₄ (0,018 g/L), ZnSO₄·7H₂O (0,54 g/L), MnCl₂·4H₂O (1,24 g/L), NaMoO₄·2H₂O (0,28 g/L) e NaWO₄·2H₂O (0,1 g/L). La composizione delle acque reflue sintetiche era: C₆H₁₂O₆ (0,47 g/L), NH₄Cl (0,095 g/L), KH₂PO₄ (0,022 g/L), NaCl (0,1 g/L), NaHCO₃ (0,15 g/L), MgSO₄·7H₂O (0,15 g/L), CaCl₂ (0,05 g/L), FeSO₄·7H₂O (0,02 g/L) e oligoelementi (1 mL/L). I fanghi sono stati prelevati dalla vasca di sedimentazione secondaria di un impianto di trattamento delle acque reflue a Dalian.

1.5 Metodi analitici.Gli indicatori di routine sono stati misurati secondo i metodi standard specificati nei "Metodi standard per l'esame delle acque e delle acque reflue" (4a edizione) e negli standard nazionali, tra cui l'analisi della capacità di rimozione degli inquinanti, l'analisi dell'incrostazione delle membrane e l'analisi della produzione di gas. Nello specifico: NH₄⁺-N è stato misurato mediante il metodo spettrofotometrico del reagente dell'acido salicilico; TP mediante metodo spettrofotometrico del molibdato di ammonio; NO₃⁻-N mediante il metodo spettrofotometrico del reagente acido solforico concentrato di acido salicilico-; NO₂⁻-N mediante il metodo spettrofotometrico della N-(1-naftil)etilendiammina; TN era la somma delle concentrazioni di tutte le forme di azoto; Il COD è stato misurato mediante il metodo della digestione rapida; e la concentrazione dei fanghi (compresi MLSS e MLVSS) è stata misurata mediante il metodo gravimetrico.

2 Risultati e analisi

2.1 Prestazioni di rimozione del COD

La materia organica in entrata nel reattore è stata rimossa attraverso fasi che includevano anaerobica, aerobica (aerazione), agitazione anossica, sedimentazione ed effluente.Figura 1mostra le prestazioni di rimozione del COD dei reattori nelle diverse fasi operative. La Fase I era la fase di attacco del biofilm, mentre le Fasi II, III e IV erano le fasi in cui il rapporto C/N/P era ridotto rispettivamente a 100:8:1, 64:8:1 e 32:6:1. I tassi di rimozione medi per R1 in ciascuna fase sono stati rispettivamente del 95,57%, 96,25%, 92,70% e 94,18%; i tassi di rimozione medi per R2 in ciascuna fase sono stati rispettivamente del 94,71%, 96,19%, 92,54% e 94,68%. Si può vedere che questo processo ha buone prestazioni di rimozione della materia organica e, in condizioni di effluente relativamente stabili, soddisfa i requisiti dello standard GB 18918-2002 (concentrazione di COD < 50 mg/L). Poiché il sistema funzionava con un basso rapporto C/N, la fonte di carbonio è diventata il substrato limitante che guidava un metabolismo efficiente. Non c'era alcuna differenza significativa nella rimozione del COD tra R1 e R2, dimostrando che il trasportatore modificato aveva poco effetto sulla rimozione del COD.

2.2 Prestazioni di rimozione NH₄⁺-N e TN

Il processo di rimozione del TN comprende due fasi principali: nitrificazione e denitrificazione. La nitrificazione, in quanto processo aerobico, si basa su un numero sufficiente di microrganismi aerobici per convertire l'azoto ammoniacale in nitrato.Figure 2 e 3mostrano rispettivamente le prestazioni di rimozione di NH₄⁺-N e TN dei reattori. NH₄⁺-N e TN sono stati rimossi principalmente durante l'aerazione aerobica e gli stadi anossici statici. La Fase I era la fase di attacco del biofilm, mentre le Fasi II, III e IV erano le fasi in cui il rapporto C/N/P era ridotto rispettivamente a 100:8:1, 64:8:1 e 32:6:1. I tassi medi di rimozione di NH₄⁺-N per R1 sono stati rispettivamente del 92,53%, 95,83%, 99,70% e 98,31%; i tassi medi di rimozione di NH₄⁺-N per R2 sono stati rispettivamente 84,34%, 91,82%, 99,70% e 97,52%. I tassi medi di rimozione del TN per R1 erano rispettivamente 89,53%, 87,21%, 82,44% e 83,20%; i tassi medi di rimozione del TN per R2 erano rispettivamente del 78,3%, 78,89%, 73,26% e 76,66%. Rispetto a R2, i tassi medi di rimozione di NH₄⁺-N per R1 sono aumentati rispettivamente del 9,7%, 4,36%, 0% e 0,82%; i tassi medi di rimozione dei TN sono aumentati rispettivamente del 14,35%, 10,55%, 12,54% e 8,3%. Si può vedere che il sistema R1 ha sovraperformato R2 nella rimozione dell'azoto in tutte le fasi, specialmente nelle prime fasi di funzionamento del sistema, con la differenza che si stabilizza gradualmente nelle fasi successive.

Durante la Fase I, la concentrazione di NH₄⁺-N nell'affluente era bassa e la fonte di carbonio era relativamente sufficiente a soddisfare sostanzialmente i requisiti di denitrificazione, quindi la concentrazione di TN nell'effluente era bassa. I microrganismi inoculati erano ancora in fase di adattamento e la comunità microbica funzionale all'interno del sistema non era completamente stabilita, con conseguente rimozione instabile di NH₄⁺-N, ma si è gradualmente stabilizzata in seguito. Durante questa fase non è stata osservata alcuna differenza significativa tra i due reattori (R1 e R2). Entrando nello Stadio II, la concentrazione di NH₄⁺-N influente è aumentata improvvisamente, ma le condizioni di aerazione non sono state regolate simultaneamente, causando fluttuazioni significative nel sistema, specialmente nella rimozione di NH₄⁺-N e TN. Dopo circa 6 giorni di funzionamento i due reattori hanno gradualmente recuperato la stabilità. Si ipotizza che l'elevato carico di azoto ammoniacale favorisca la rapida proliferazione di batteri nitrificanti, migliorando così l'efficienza del processo di nitrificazione. Man mano che il funzionamento del sistema continuava, il sistema di nitrificazione-denitrificazione all'interno dei reattori si è gradualmente stabilito e stabilizzato e la fluttuazione della concentrazione di TN è diminuita. Grazie alla presenza del trasportatore modificato, il sistema R1 ha ottenuto un TN residuo inferiore, con il trasportatore che ha migliorato il tasso di rimozione del TN del reattore e ha anche migliorato l'adattabilità del sistema ai carichi d'urto. Il giorno 49, per migliorare la rimozione del PO₄, l'intensità dell'aerazione è stata aumentata, promuovendo un processo di nitrificazione più completo. Tuttavia, l’aumento dei nitrati prodotti dalla nitrificazione ha portato ad una maggiore domanda di fonti di carbonio per la denitrificazione, mentre la fonte di carbonio in entrata era relativamente insufficiente in questa fase, determinando un certo grado di aumento del TN dell’effluente. Nella Fase III, il COD è stato ulteriormente ridotto, rendendo ancora più scarsa la fonte di carbonio disponibile per la denitrificazione all'interno del reattore, limitando ulteriormente la rimozione di TN, e il livello complessivo di concentrazione di TN nell'effluente è aumentato. Tuttavia, il sistema R1 ha mantenuto prestazioni di rimozione del TN migliori rispetto a R2, dimostrando l’effetto potenziante del trasportatore. Nella Fase IV, la concentrazione di azoto ammoniacale è stata ulteriormente aumentata. Sulla base dell'esperienza della fase precedente, l'aerazione è stata leggermente aumentata e il tempo di aerazione è stato esteso a 4 ore, promuovendo l'attività dei batteri nitrificanti, rendendo il processo di nitrificazione più completo e migliorando ulteriormente l'efficienza di rimozione di NH₄⁺-N. Tuttavia, di fronte al problema della carenza di fonti di carbonio, il processo di denitrificazione è stato limitato e la concentrazione di TN è aumentata leggermente nella fase successiva. Nel complesso, il reattore R1 era ancora superiore a R2, mostrando una maggiore capacità di rimozione del TN, indicando che dopo un funzionamento a lungo termine, la struttura stabile del biofilm e l'ambiente anossico aerobico sinergico formato in R1 fornivano buon spazio e condizioni per il processo simultaneo di nitrificazione e denitrificazione (SND). Zhang Kefang et al. ha utilizzato un processo SBR per trattare le acque reflue a basso rapporto C/N, ottenendo l'ossidazione, la nitrificazione e la denitrificazione della materia organica all'interno di un singolo reattore, con un tasso di rimozione del TN superiore all'80%. Questi risultati dimostrano efficacemente che la denitrificazione biologica a stadio singolo è del tutto fattibile.

2.3 Prestazioni di rimozione TP

Nel trattamento delle acque reflue, la rimozione del fosforo si basa principalmente su microrganismi specifici, come gli organismi-accumulatori di fosforo (PAO), che assorbono il fosforo solubile in condizioni aerobiche e rilasciano fosforo in condizioni anaerobiche.Figura 4mostra le prestazioni di rimozione TP dei reattori. Il TP è stato rimosso durante la fase di aerazione aerobica. La concentrazione di TP nelle fasi I, II e III è rimasta invariata, con una concentrazione media in affluente di 5,01 mg/l. Nello Stadio IV, la concentrazione media di TP nell'affluente era di 10,30 mg/L. Le concentrazioni medie di effluenti per R1 in ciascuna fase erano rispettivamente 0,27 mg/L, 0,16 mg/L, 0,13 mg/L e 1,92 mg/L, con tassi di rimozione medi rispettivamente di 94,73%, 96,78%, 97,54% e 81,35%. Le concentrazioni medie degli effluenti per R2 erano rispettivamente 0,39 mg/L, 0,35 mg/L, 0,33 mg/L e 0,33 mg/L, con tassi di rimozione medi rispettivamente di 92,19%, 93,01%, 93,61% e 68,79%. Rispetto a R2, i tassi medi di rimozione TP per R1 sono aumentati rispettivamente del 2,75%, 4,05%, 4,20% e 18,26% in ciascuna fase.

Nel sistema R1, il carrier fornisce una superficie per l'attacco microbico, promuovendo la crescita e il metabolismo dei PAO, contribuendo a formare un biofilm stabile, potenziando l'attività della comunità microbica, migliorando così la capacità di rimozione del fosforo del reattore e rendendo più efficiente il processo di rimozione biologica del fosforo. Nella Fase II, modificando la concentrazione di NH₄⁺-N per promuovere la nitrificazione, il consumo di ossigeno del sistema è aumentato. Pertanto, il giorno 49, l'aerazione è stata aumentata per accelerare la rimozione del fosforo. Nello stadio III, la riduzione del COD ha portato a una carenza di fonte di carbonio, che non solo ha ostacolato il processo di denitrificazione ma ha anche influenzato l’attività metabolica dei PAO. Nella Fase IV, il sistema collassò perché il rapporto C/N nel reattore scese da 8 a 5,3. L’intensificata concorrenza per le fonti di carbonio ha ridotto la fonte di carbonio disponibile per i PAO nella fase anaerobica, portando a una diminuzione della sintesi di PHA, che a sua volta ha influenzato l’idrolisi dei polifosfati e l’ossidazione dei PHA in condizioni aerobiche, ostacolando infine la crescita dei PAO e la capacità di assorbimento del fosforo, con conseguente diminuzione dell’efficienza di rimozione del fosforo. Tuttavia, il fosforo residuo in R1 era ancora inferiore a quello in R2, indicando che l'effetto promotore del trasportatore esisteva ancora.

3 Conclusione

È stato condotto un esperimento comparativo tra il sistema S-MBBR costruito e il sistema SBR per valutare sistematicamente le prestazioni di rimozione di azoto e fosforo in condizioni di acque reflue a basso rapporto C/N. I risultati hanno mostrato che il sistema S-MBBR ha sovraperformato il sistema SBR convenzionale nella rimozione di COD, NH₄⁺-N, TN e TP. Soprattutto in condizioni di carenza di fonti di carbonio-, gli aumenti massimi dei tassi di rimozione per TN e NH₄⁺-N hanno raggiunto rispettivamente il 14,35% e l'8,19%. Inoltre, il sistema S-MBBR ha mostrato una forte resistenza agli shock di carico e stabilità degli effluenti in diverse fasi operative. L’introduzione di trasportatori sospesi ha ottimizzato efficacemente la struttura microambientale del sistema, ha promosso il verificarsi di nitrificazione e denitrificazione simultanea (SND), ha migliorato la diversità microbica e l’attività metabolica e ha migliorato la capacità di trattamento complessiva del sistema. I risultati della ricerca indicano che la tecnologia S-MBBR ha buone prospettive di applicazione per il trattamento delle acque reflue a basso rapporto C/N e può fornire supporto tecnico per l'ottimizzazione e il miglioramento dei processi di trattamento delle acque reflue esistenti.