Zlepšené mikrobiálne čistenie odpadovej vody z cesnaku pomocou procesu MBBR + A/O
Prehľad
Cesnaková odpadová vodapochádza predovšetkým z procesu krájania a oplachovania počas spracovania cesnaku. Vyznačuje sa týmvysoké koncentrácie organických látok, svýznamné hladiny dusíka a fosforu a obsahuje značné množstvo alicínu. Alicín (diallyltiosulfinát) je prchavá kvapalina zodpovedná za štipľavý zápach cesnaku a je chemicky nestabilná a vysoko reaktívna. Alicín môže inhibovať rast rôznych mikroorganizmov. Vypúšťanie odpadových vôd s vysokou-koncentráciou cesnaku bez čistenia má vážne dôsledky na životné prostredie. Niektorí výskumníci použili techniky, ako je membránová filtrácia, Fentonova oxidácia a mikro-elektrolýza, ale tieto metódy neboli účinné na čistenie odpadových vôd z cesnaku a používanie veľkých dávok chemikálií zvyšuje následné náklady na úpravu. Mnohí vedci navrhli metódy biologického čistenia pomocou anaeróbnych-aeróbnych kombinovaných procesov. Kvôli antibakteriálnym vlastnostiam alicínu sa však mikroorganizmy ťažko kultivujú a účinnosť liečby nie je ideálna. Preto je zameranie biologickej liečby nakultivovať a aklimatizovať mikrobiálne kmene schopné prispôsobiť sa odpadovým vodám cesnaku a zlepšiť ich biodegradáciu.
Táto štúdia zahŕňala kultiváciu a skríningbakteriálne kmene účinné pri degradácii odpadových vôd cesnaku, ktoré boli následne zavedené do aBiofilmový reaktor s pohyblivým lôžkom (MBBR). Pomocou inokulovaného kalu a metódy tvorby biofilmu zvyšujúceho prietok{1} sa vytvorili biofilmy na zlepšenie odstraňovania dusíka a fosforu z odpadovej vody. Nasledovalo ďalšie A/O (Anoxic/Oxic) biochemické ošetrenie. Podľa normy GB18918-2002 môžu hladiny CHSK a amoniakálneho dusíka (NH₃-N) v odpade spĺňať sekundárny štandard (CHSK: 100 mg/l, NH3-N: 25 – 30 mg/l). Tento proces účinne znižuje obsah organických látok v odpadovej vode, čím sa znižuje náročnosť následných stupňov čistenia.
1. Experimentálna časť
1.1 Návrh toku procesu
Celkový priebeh procesu čistenia odpadových vôd z cesnaku je znázornený vObrázok 1, pričom hlavnou zložkou jebiodegradácia v systéme MBBR + A/O. Tri testované a izolované kmene účinné pri degradácii odpadových vôd z cesnaku – Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. a Achromobacter sp. – boli zmiešané s aktivovaným kalom a zavedené do jednotky MBBR, aby sa uľahčilo jej rýchle spustenie-.
1,2 MBBR + proces úpravy A/O
Po prechode cez hrubé a jemné sitá na odstránenie suspendovaných pevných látok sa cesnaková odpadová voda čerpá priamo do MBBR. Kvalita vplyvu je zobrazená vTabuľka 1. Odtok z MBBR prúdi priamo do A/O systému. Kvôli nízkemu organickému obsahu odpadovej vody MBBR sa surová cesnaková odpadová voda vhodne pridáva do nádrže Oxic (O), aby sa doplnil zdroj uhlíka pre A/O proces. Na testovanie odolnosti systému proti nárazu sa rýchlosť organického zaťaženia MBBR počas nepretržitej prevádzky postupne zvyšovala a sledovala sa kvalita odpadovej vody.
1.3 Parametre procesu
1.3.1 Rozpustený kyslík (DO)
Príliš vysoký obsah DO v biofilme môže zabrániť denitrifikácii, čo spôsobí, že MBBR stratí svoju súčasnú nitrifikačnú a denitrifikačnú schopnosť. Príliš nízka DO môže viesť k množeniu vláknitých baktérií, čo ovplyvňuje kvalitu odpadovej vody a brzdí proces nitrifikácie.
1.3.2 Hydraulický retenčný čas (HRT)
Príliš krátka HRT spôsobuje intenzívne reakčné podmienky, pri ktorých sa odpadová voda obsahujúca väčšinu organických látok vypúšťa skôr, ako sa úplne absorbuje. Nepretržitý prítok udržuje mikroorganizmy v neustálom stave biodegradácie, čím sa znižuje účinnosť a zvyšuje sa spotreba energie. Príliš dlhá HSL vedie k vyčerpaniu živín; bez živín mikroorganizmy znižujú svoju aktivitu a metabolické nároky, aby len udržali prežitie.
1.3.3 Pomer uhlíka-k-dusíku (C/N)
Nízky pomer C/N môže viesť ku katalýze premeny amoniaku na iné látky, čo ovplyvňuje odstraňovanie amoniakálneho dusíka. Ľahko tiež spôsobuje vláknité zväčšovanie, nepretržitý rast ovplyvňujúci flokuláciu, čo vedie k zhlukovaniu kalu a plávaniu kalu. Vysoký pomer C/N je nepriaznivý pre mikrobiálnu biodegradáciu a rast, čím sa zvyšuje organická záťaž mikroorganizmov.
Spustenie biofilmu 1,4 MBBR-
Spustenie biofilmu{0}}: Použila sa metóda zvyšovania rýchlosti- inokulovaného kalu. Do reaktora sa naočkoval aktivovaný kal obohatený o MBR- s počiatočnou koncentráciou suspendovaných pevných látok v zmesiach (MLSS) približne 5,82 g/l. Začalo sa prevzdušňovanie a do reaktora sa pridali polyetylénové nosiče s aplniaci pomer cca 60%. TheDOv reaktore bola kontrolovanánad 4,0 mg/l. Rýchlosť prítoku sa postupne zvyšovala v prírastkoch 20 l/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 l/h, pričom každý prietok sa udržiaval 1 deň. Počas tejto fázy sa neplytval žiadnym kalom. Na povrchu nosičov sa vytvoril svetložltý biofilm, kde sa uchytili a rástli mikroorganizmy. Po úspešnom spustení biofilmu{13}}pokračovala stabilná prevádzka, pričom aDoba zadržania kalu (SRT) 30 dní. Počas stabilnej prevádzky sa rýchlosť organického zaťaženia MBBR upravovala tak, aby sa pozoroval jej vplyv na odstraňovanie CHSK, dusíka a fosforu.
2. Výsledky a diskusia
2.1 Analýza kvality výtoku MBBR počas spustenia-biofilmu
Intenzita prevzdušňovania v MBBR bola nastavená na kontrolu koncentrácie DO. Keď bol DO pod 4,0 mg/l, intenzita prevzdušňovania nebola dostatočná na podporu rovnomerného,-turbulentného pohybu nosičov s vysokým prietokom, čo bránilo adekvátnemu premiešaniu a sťažovalo vytváranie biofilmu na povrchoch nosičov. Keď bol DO medzi 4,0–6,0 mg/l, nosiče sa dôkladne zmiešali s aktivovaným kalom a odpadovou vodou. Na nosičoch bola pozorovaná zmena farby z bielej na žltkasto{7}}hnedú, čo naznačuje úspešné uchytenie a rast mikróbov pri tejto intenzite prevzdušňovania, ako je znázornené naObrázok 2
Krivka variácie prítoku a odtoku CHSK počas počiatočnej-fázy je znázornená naObrázok 3(a). Počiatočný pokles účinnosti úpravy bol spôsobený veľmi nízkym množstvom naviazaných mikroorganizmov na nosičoch; degradácia mikroorganizmami v samotnom aktivovanom kale bola nedostatočná na odstránenie veľkého množstva organických látok. S postupujúcim štartom-narastalo množstvo prichytených mikroorganizmov na nosičoch a postupne sa vytváral biofilm. Koncentrácia CHSK vo výtokoch sa postupne stabilizovala a účinnosť odstraňovania CHSK sa stabilizovala nad 90 %.
Krivka variácie prítoku a odtoku MBBR NH₃-N je znázornená naObrázok 3(b). Nitrifikácia aeróbnymi baktériami v aktivovanom kale účinne odstránila amoniakálny dusík. Počnúc 7. dňom sa postupne zvyšovala koncentrácia NH₃-N. Na 23. deň, hoci sa prítok NH3-N stále zvyšoval, rýchlosť odstraňovania sa tiež zvýšila. Bolo to preto, že nitrifikačné baktérie rastú spočiatku pomaly; časom sa ich populácia zvyšovala, biofilm dozrieval a rýchlosť odstraňovania NH3-N sa postupne zvyšovala a stabilizovala.
Krivka variácie prítoku a odtoku MBBR TN je znázornená vObrázok 3(c). Na rozdiel od odstraňovania amoniakálneho dusíka sa účinnosť odstraňovania TN spočiatku znížila. Dôvodom bolo, že prostredie reaktora malo dostatok kyslíka a zdroja uhlíka, čo obmedzovalo rast denitrifikačných baktérií. Keď sa však vytvoril biofilm, účinnosť odstraňovania TN sa začala zlepšovať. Na 20. deň, aj keď sa koncentrácia pritekajúcej TN zvýšila, vytekajúca TN a rýchlosť odstraňovania sa stabilizovali v rozmedzí 50 % až 60 %.
Krivka variácie prítoku MBBR a odtoku TP je znázornená vObrázok 3(d). Od spustenia-až po stabilnú prevádzku zostala miera odstraňovania TP stabilná. Aj keď koncentrácia pritekajúceho TP bola spočiatku vysoká a neskôr sa znížila, účinnosť odstraňovania nevykazovala žiadnu významnú zmenu, čo naznačuje schopnosť systému odstraňovať fosfor. Rýchlosť odstraňovania TP v systéme bola udržiavaná medzi 80 % – 90 %.
v súhrneudržiavanie systému MBBR DO medzi 4–6 mg/l, zrelý biofilm sa vytvorí po 20 dňoch nepretržitého kŕmenia. V porovnaní s tradičnými procesmi aktivovaného kalu ponúka systém MBBR silnú odolnosť proti nárazu a vysokú účinnosť čistenia, čím účinne znižuje náročnosť následných fáz čistenia odpadových vôd zo spracovania cesnaku.
2.2 Analýza kvality odpadovej vody počas stabilnej prevádzky
Po fáze spustenia-biofilmu biofilm dozrel. Na testovanie odolnosti systému MBBR proti nárazu sa rýchlosť organického zaťaženia počas stabilnej prevádzky neustále zvyšovala.
Krivka variácie prítoku a odtoku CHSK MBBR počas stabilnej prevádzky je znázornená vObrázok 4(a). Od 1. do 5. dňa pri konštantnom prítoku zostala účinnosť odstraňovania CHSK nad 95 % a koncentrácia CHSK v odpadovej vode dosiahla približne 100 mg/l. Od 5. do 20. dňa sa rýchlosť prítoku zvýšila, čím sa postupne zvýšilo organické zaťaženie z 20 kg CHSK/m³·d na 30 kg CHSK/m³·d. Nebola pozorovaná žiadna významná zmena v účinnosti odstraňovania a CHSK odpadových vôd zostala medzi 80 – 100 mg/l, čo preukazuje silnú odolnosť proti nárazu. Po 20. dni sa rýchlosť prítoku ďalej zvyšovala, pričom sa kontinuálne zvyšovala organická náplň v reaktore z 30 kg COD/m3.d na 37 kg COD/m3.d, udržiavaná počas 5 dní. Kapacita odstraňovania COD MBBR zostala nad 95 %.
Obrázky 4(b) a (c)ukážte krivky variácií pre NH3{0}}N a TN počas stabilnej prevádzky. Od 1. do 5. dňa s konštantným prítokom biofilm MBBR vykazoval súčasnú nitrifikáciu a denitrifikáciu. Aeróbne nitrifikačné baktérie pripojené k vonkajšej vrstve biofilmu, plne premiešané s odpadovou vodou pri prevzdušňovaní, spotrebovali významné zdroje dusíka prostredníctvom nitrifikácie. Denitrifikačné baktérie vo vnútornej anoxickej vrstve účinne odstránili dusičnanový dusík denitrifikáciou. Od 5. do 20. dňa, keď sa rýchlosť prítoku zvyšovala, účinnosť odstraňovania NH₃-N a TN spočiatku výrazne klesla. Po cca 7 dňoch nepretržitej prevádzky sa systém postupne adaptoval. Hoci sa potom účinnosť odstraňovania NH₃-N a TN zvýšila, zostala nižšia ako počas obdobia nízkeho-toku. Pri konštantnom prítoku dosiahlo odstraňovanie NH3-N viac ako 90 %, s vytekajúcim NH3{18}}N medzi 10–15 mg/l a odstraňovanie TN sa v podstate udržiavalo nad 80 %, s vytekajúcim TN okolo 30 mg/l. Po zvýšení prítoku a pri neustálom vplyve systému sa odstraňovanie NH3-N stabilizovalo na úrovni okolo 80 %, s vytekajúcim NH3-N medzi 50–70 mg/l a odstránením TN okolo 60 %, s vytekajúcim TN pod 50 mg/l.
Krivka variácie pre TP počas stabilnej prevádzky je znázornená vObrázok 4(d). Koncentrácia TP vo výtoku sa v podstate udržiavala okolo 10 mg/l. Spočiatku pri konštantnom nízkom prietoku a nízkej koncentrácii TP bol liečebný účinok obmedzený. So zvyšujúcou sa rýchlosťou prítoku a prítokovou koncentráciou TP sa dosiahla vysoká účinnosť čistenia počas fázy nárazu a následnej prevádzky s vysokým -záťažom, pričom rýchlosť odstraňovania TP kolísala okolo 90 %.
v súhrnepri vysokom organickom zaťažovacom šoku zostala účinnosť systému odstraňovania CHSK do značnej miery nezmenená, ale odstraňovanie NH₃-N a TN sa znížilo výraznejšie. Keď organické zaťaženie dosiahlo maximum 37 kg CHSK/m³·d, účinnosť systému odstraňovania NH3-N a TN sa výrazne znížila.
2.3 Analýza kvality odpadových vôd systému MBBR + A/O
Po fáze spustenia biofilmu-a jednom mesiaci stabilnej prevádzky bol zaradený proces A/O na pokročilú úpravu odpadových vôd MBBR. Gradientné zvýšenie rýchlosti prítoku sa použilo na zvýšenie celkového organického zaťaženia s cieľom určiť optimálnu rýchlosť prítoku zodpovedajúcu optimálnej HRT.
Krivka variácie CHSK je znázornená vObrázok 5(a). Rýchlosť prítoku sa postupne zvyšovala: 100, 120, 130, 150, 170 l/h. Od začiatku do maximálneho prietoku sa organické zaťaženie systému MBBR zvýšilo z 20 kg COD/m³·d na 37 kg COD/m³·d. Konečný výtok z kombinovaného systému zostal stabilný s koncentráciou CHSK pod 100 mg/l. Pri pretrvávajúcom vysokom organickom zaťažení systém MBBR fungoval dobre, hoci jeho odpadová CHSK vykazovala mierne zvýšenie, keď prietok dosiahol 150 l/h. Po udržiavaní prietoku 170 l/h počas niekoľkých dní sa pozoroval zreteľný vzostupný trend CHSK odtoku MBBR. Avšak s následným A/O procesom sa konečný výtok z kombinovaného systému stále udržiaval pod 100 mg/l. To naznačuje, že aj pri vysokom náraze organického zaťaženia 37 kg CHSK/m³·d má kombinovaný proces stále silný odstraňovací účinok na odpadovú vodu zo spracovania cesnaku.
Variačné krivky pre NH3{0}}N a TN sú uvedené vObrázky 5(b) a (c), resp. Odpadová voda zo spracovania cesnaku má vysoké koncentrácie amoniakálneho dusíka a celkového dusíka, ktoré sa môžu časom ďalej zvyšovať v dôsledku oxidácie. Typicky sa koncentrácia amoniakálneho dusíka pohybuje od 300 do 500 mg/l a celkového dusíka od 450 do 600 mg/l. Pri súčasnej nitrifikácii a denitrifikácii v MBBR bolo odstraňovanie amoniakálneho dusíka efektívnejšie, pravdepodobne preto, že nitrifikačné baktérie efektívnejšie využívajú odpadovú vodu pri prevzdušňovaní. Denitrifikačné baktérie vyžadujú anoxické podmienky a pri denitrifikácii často závisia od spotrebovaného organického uhlíka. Pri zvyšovaní rýchlosti prítoku bola primárnym hľadiskom účinnosť odstraňovania NH₃-N a TN. Od 1. do 4. dňa v dôsledku nízkeho prietoku a mierneho NH3-N zostala rýchlosť odstraňovania NH3-N nad 90 % a účinnosť odstraňovania TN sa postupne zvyšovala. Následne sa výrazne zvýšila rýchlosť prítoku. Jasne sa pozorovalo, že ako sa rýchlosť prítoku zvyšovala, koncentrácie NH3-N a TN v rôznych štádiách postupne stúpali, pričom vyššie rýchlosti prítoku viedli k vyšším koncentráciám odpadových vôd. Keď sa prietok zvýšil, biomasa na nosičoch biofilmu sa zvýšila, čím sa zvýšila nitrifikácia, kde sa amoniakálny dusík oxiduje nitrifikačnými baktériami na dusičnany a dusitany pod kyslíkom.
Krivka variácie koncentrácie TP je znázornená vObrázok 5(d). Vzhľadom na vysoké koncentrácie prítoku CHSK a TN je teoretická optimálna koncentrácia TP pre mikrobiálny rast nad 100 mg/l. Prítoková koncentrácia TP však bola hlboko pod touto teoretickou požiadavkou. Preto koncentrácia TP vo výtoku MBBR zostala okolo 10 mg / l a konečná koncentrácia TP vo výtoku z kombinovaného systému sa udržiavala medzi 2–3 mg / l.
Zmerali sa kalové charakteristiky systému MBBR a následného A/O systému pred a po prevádzke, ako je znázornené na obrázkuTabuľka 2.
v súhrnekeď sa prietok zvýšil na 150 l/h, rýchlosti odstraňovania pre CHSK, NH₃-N, TN a TP boli lepšie ako pri iných prietokoch. HRT pri tomto prietoku bola 27 hodín. Okrem toho sa koncentrácia kalu v MBBR aj A/O systémoch po prevádzke podstatne zvýšila.
3. Záver
Po vytvorení biofilmu v MBBR bola účinnosť odstraňovania CHSK, NH3-N, TN a TP stabilná. Počas jedného mesiaca nepretržitej prevádzky za stabilných podmienok dosiahlo odstraňovanie CHSK cez 95 %, odstraňovanie NH3-N a TN sa stabilizovalo okolo 80 % a odstraňovanie TP sa stabilizovalo okolo 90 %.
Odtok MBBR sa ďalej spracovával v A/O systéme. Kombinovaný proces by mohol vydržať organické zaťaženie až do 37 kg CHSK/m³·d. Optimálna prevádzka pre celkový proces bola pod HRT 27 hodín. Konečný výtok CHSK sa stabilizoval pod 100 mg/l, NH3-N medzi 10–20 mg/l, TN pod 30 mg/l a TP pod 10 mg/l. Koncentrácia kalu v systéme MBBR po prevádzke bola 8,5 g/l a v systéme A/O bola 4,1 g/l, obe výrazne vyššie ako pred prevádzkou, čo naznačuje podstatné zvýšenie mikrobiálnej biomasy. Hladiny CHSK a amoniakálneho dusíka po biologickom čistení spĺňali normu sekundárneho vypúšťania GB18918-2002. Na ďalšie čistenie by sa pokročilá oxidačná technológia Fenton mohla použiť na hĺbkové čistenie biologicky čistených odpadových vôd, aby sa dosiahol štandard prvej úrovne vypúšťania.