Tratamiento microbiano mejorado de aguas residuales de ajo mediante el proceso MBBR + A/O
Descripción general
Aguas residuales de ajoSe origina principalmente en los procesos de corte y enjuague durante el procesamiento del ajo. Se caracteriza poraltas concentraciones de materia orgánica, sniveles significativos de nitrógeno y fósforo, y contiene cantidades sustanciales de alicina. La alicina (tiosulfinato de dialilo) es un líquido volátil responsable del olor acre del ajo y es químicamente inestable y altamente reactivo. La alicina puede inhibir el crecimiento de varios microorganismos. La descarga de aguas residuales de ajo en alta-concentración sin tratamiento provoca graves impactos ambientales. Algunos investigadores han empleado técnicas como la filtración por membrana, la oxidación Fenton y la micro-electrólisis, pero estos métodos no han sido efectivos para tratar las aguas residuales del ajo y el uso de grandes dosis de productos químicos aumenta los costos del tratamiento posterior. Muchos académicos han propuesto métodos de tratamiento biológico utilizando procesos combinados anaeróbicos-aeróbicos. Sin embargo, debido a las propiedades antibacterianas de la alicina, los microorganismos son difíciles de cultivar y la eficacia del tratamiento no es la ideal. Por lo tanto, el objetivo del tratamiento biológico escultivar y aclimatar cepas microbianas capaces de adaptarse a las aguas residuales del ajo y mejorar su biodegradación.
Este estudio implicó cultivar y seleccionarCepas bacterianas eficaces para degradar las aguas residuales del ajo., que luego fueron introducidos en unReactor de biopelícula de lecho móvil (MBBR). Utilizando lodos inoculados y un método de formación de biopelículas que aumenta el flujo-, se establecieron biopelículas para mejorar la eliminación de nitrógeno y fósforo de las aguas residuales. A esto le siguió un tratamiento bioquímico adicional A/O (Anóxico/Óxico). Según el estándar GB18918-2002, los niveles de DQO y nitrógeno amoniacal del efluente (NH₃-N) pueden cumplir con el estándar secundario (DQO: 100 mg/L, NH₃-N: 25-30 mg/L). Este proceso reduce efectivamente el contenido orgánico en el efluente, disminuyendo la dificultad de las etapas de tratamiento posteriores.
1. Sección Experimental
1.1 Diseño de flujo de proceso
El flujo general del proceso para el tratamiento de aguas residuales de ajo se muestra enFigura 1, siendo el componente central elBiodegradación en el sistema MBBR + A/O.. Tres cepas seleccionadas y aisladas eficaces en la degradación de aguas residuales de ajo: Alcaligenes sp., Acinetobacter sp. y Achromobacter sp. – se mezclaron con lodos activados y se introdujeron en la unidad MBBR para facilitar su rápida puesta en marcha-.
1.2 MBBR + Proceso de tratamiento A/O
Después de pasar por tamices gruesos y finos para eliminar los sólidos suspendidos, las aguas residuales del ajo se bombean directamente al MBBR. La calidad del afluente se muestra enTabla 1. El efluente del MBBR fluye directamente al sistema A/O. Debido al bajo contenido orgánico del efluente de MBBR, las aguas residuales de ajo crudo se agregan adecuadamente al tanque Oxic (O) para complementar la fuente de carbono para el proceso A/O. Para probar la resistencia al impacto del sistema, la tasa de carga orgánica del MBBR se aumentó gradualmente durante la operación continua y se monitoreó la calidad del efluente.
1.3 Parámetros del proceso
1.3.1 Oxígeno disuelto (OD)
Un OD excesivamente alto dentro de la biopelícula puede impedir la desnitrificación, lo que hace que el MBBR pierda su capacidad simultánea de nitrificación y desnitrificación. Una OD excesivamente baja puede provocar la proliferación de bacterias filamentosas, afectando la calidad del efluente e inhibiendo el proceso de nitrificación.
1.3.2 Tiempo de retención hidráulica (HRT)
Un TRH excesivamente corto provoca condiciones de reacción intensas, en las que las aguas residuales que contienen la mayor parte de la materia orgánica se descargan antes de ser absorbidas por completo. El flujo continuo mantiene a los microorganismos en un constante estado de biodegradación, reduciendo la eficiencia y aumentando el consumo de energía. Una TRH excesivamente prolongada provoca un agotamiento de los nutrientes; Sin nutrientes, los microorganismos reducen su actividad y demandas metabólicas para simplemente mantener la supervivencia.
1.3.3 Relación carbono-a-nitrógeno (C/N)
Una relación C/N baja puede provocar la catálisis de la conversión de amoníaco en otras sustancias, lo que afecta la eliminación del nitrógeno amoniacal. También provoca fácilmente un abultamiento filamentoso, un crecimiento continuo que afecta la floculación, lo que provoca un abultamiento de lodos y lodos flotantes. Una relación C/N alta es desfavorable para la biodegradación y el crecimiento microbiano, aumentando la carga orgánica de los microorganismos.
1.4 Puesta en marcha de biopelículas MBBR-
Puesta en marcha-del biofilm: se utilizó el método de lodo inoculado + aumento-del caudal. Se inoculó lodo activado enriquecido con MBR- en el reactor, con una concentración inicial de sólidos suspendidos en licor mixto (MLSS) de aproximadamente 5,82 g/l. Se inició la aireación y se añadieron portadores de polietileno al reactor con unproporción de llenado de aproximadamente el 60%. ElHACERen el reactor fue controladopor encima de 4,0 mg/L. El caudal del afluente se aumentó paso a paso en incrementos de 20 L/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, manteniéndose cada caudal durante 1 día. Durante esta fase no se desperdiciaron lodos. Se formó una biopelícula de color amarillo claro en la superficie de los portadores donde los microorganismos se adhirieron y crecieron. Después del inicio exitoso de la biopelícula-, la operación estable continuó, manteniendo unTiempo de Retención de Lodos (SRT) de 30 días. Durante la operación estable, la tasa de carga orgánica del MBBR se ajustó para observar su impacto en la eliminación de DQO, nitrógeno y fósforo.
2. Resultados y Discusión
2.1 Análisis de la calidad del efluente de MBBR durante la puesta en marcha del biofilm-
La intensidad de la aireación en el MBBR se ajustó para controlar la concentración de OD. Cuando el OD estaba por debajo de 4,0 mg/L, la intensidad de la aireación era insuficiente para soportar un movimiento turbulento uniforme y de alto flujo-de los portadores, lo que impedía una mezcla adecuada y dificultaba la formación de una biopelícula en las superficies de los portadores. Cuando el OD estaba entre 4,0 y 6,0 mg/L, los vehículos se mezclaron completamente con el lodo activado y las aguas residuales. Se observó un cambio de color de blanco a marrón-amarillento en los soportes, lo que indica una unión y crecimiento microbiano exitoso bajo esta intensidad de aireación, como se muestra enFigura 2.
La curva de variación de la DQO afluente y efluente durante la fase de inicio-se muestra enFigura 3(a). La disminución inicial en la eficiencia del tratamiento se debió a la muy baja cantidad de microorganismos adheridos a los soportes; la degradación por microorganismos en el lodo activado por sí sola fue insuficiente para eliminar la gran cantidad de materia orgánica. A medida que avanzaba la puesta en marcha, la cantidad de microorganismos adheridos a los soportes aumentó, formando gradualmente una biopelícula. La concentración de DQO del efluente se estabilizó gradualmente y la eficiencia de eliminación de DQO se estabilizó por encima del 90%.
La curva de variación del NH₃-N afluente y efluente de MBBR se muestra enFigura 3(b). La nitrificación por bacterias aeróbicas en el lodo activado eliminó eficazmente el nitrógeno amoniacal. A partir del día 7, la concentración de NH₃-N afluente aumentó gradualmente. Para el día 23, aunque el NH₃-N afluente seguía aumentando, la tasa de eliminación también aumentó. Esto se debió a que las bacterias nitrificantes crecen lentamente inicialmente; con el tiempo, su población aumentó, la biopelícula maduró y la tasa de eliminación de NH₃-N aumentó y se estabilizó gradualmente.
La curva de variación del TN afluente y efluente de MBBR se muestra enFigura 3(c). A diferencia de la eliminación de nitrógeno amoniacal, la eficiencia de eliminación de TN disminuyó inicialmente. Esto se debió a que el entorno del reactor tenía una amplia fuente de oxígeno y carbono, lo que limitaba el crecimiento de bacterias desnitrificantes. Sin embargo, a medida que se formó la biopelícula, la eficiencia de eliminación de TN comenzó a mejorar. Para el día 20, aunque la concentración de TN afluente aumentó, la TN del efluente y la tasa de eliminación se estabilizaron, oscilando entre 50% y 60%.
La curva de variación del TP afluente y efluente de MBBR se muestra enFigura 3(d). Desde el inicio-hasta la operación estable, la tasa de eliminación de TP se mantuvo estable. Aunque la concentración de TP en el afluente fue alta inicialmente y disminuyó después, la eficiencia de eliminación no mostró cambios significativos, lo que indica la capacidad del sistema para eliminar fósforo. La tasa de eliminación de TP en el sistema se mantuvo entre 80% y 90%.
En resumen,manteniendo el sistema MBBR DO entre 4 y 6 mg/L, se desarrolla una biopelícula madura después de 20 días de alimentación continua. En comparación con los procesos tradicionales de lodos activados, el sistema MBBR ofrece una fuerte resistencia al impacto y una alta eficiencia de tratamiento, lo que reduce efectivamente la dificultad de las etapas posteriores de tratamiento de las aguas residuales del procesamiento de ajo.
2.2 Análisis de la calidad del efluente durante la operación estable
Después de la fase de inicio-de la biopelícula, la biopelícula maduró. Para probar la resistencia al impacto del sistema MBBR, la tasa de carga orgánica se aumentó continuamente durante la operación estable.
La curva de variación de la DQO afluente y efluente de MBBR durante la operación estable se muestra enFigura 4(a). Desde el día 1 al 5, con un flujo constante, la eficiencia de eliminación de DQO se mantuvo por encima del 95% y la concentración de DQO del efluente alcanzó alrededor de 100 mg/L. Desde el día 5 al 20, se incrementó el caudal de entrada, elevando gradualmente la carga orgánica de 20 kgDQO/m³·d a 30 kgDQO/m³·d. No se observó ningún cambio significativo en la eficiencia de eliminación y la DQO del efluente se mantuvo entre 80 y 100 mg/L, lo que demuestra una fuerte resistencia al impacto. Después del día 20, el caudal de entrada se incrementó aún más, elevando continuamente la carga orgánica en el reactor de 30 kgDQO/m³·d a 37 kgDQO/m³·d, mantenida durante 5 días. La capacidad de eliminación de DQO de la MBBR se mantuvo por encima del 95%.
Figuras 4(b) y (c)muestran las curvas de variación para NH₃-N y TN, respectivamente, durante el funcionamiento estable. Desde los días 1 a 5, con un flujo constante, la biopelícula MBBR exhibió nitrificación y desnitrificación simultáneas. Las bacterias nitrificantes aeróbicas adheridas a la capa exterior de la biopelícula, completamente mezcladas con las aguas residuales bajo aireación, consumieron importantes fuentes de nitrógeno a través de la nitrificación. Las bacterias desnitrificantes de la capa anóxica interna eliminaron eficazmente el nitrógeno nitrato mediante la desnitrificación. Desde el día 5 al 20, a medida que aumentó la tasa de entrada, la eficiencia de eliminación de NH₃-N y TN inicialmente disminuyó significativamente. Después de unos 7 días de funcionamiento continuo, el sistema se fue adaptando gradualmente. Aunque la eficiencia de eliminación de NH₃-N y TN aumentó, permaneció más baja que durante el período de bajo-flujo. Bajo un flujo de entrada constante, la eliminación de NH₃-N alcanzó más del 90 %, con un efluente de NH₃-N entre 10 y 15 mg/L, y la eliminación de TN se mantuvo básicamente por encima del 80 %, con un efluente de TN de alrededor de 30 mg/L. Después de aumentar el flujo de entrada y el sistema alcanzó un nuevo equilibrio bajo impacto continuo, la eliminación de NH₃-N se estabilizó alrededor del 80%, con el efluente NH₃-N entre 50 y 70 mg/L, y la eliminación de TN alrededor del 60%, con el efluente TN por debajo de 50 mg/L.
La curva de variación para TP durante la operación estable se muestra enFigura 4(d). La concentración de TP del efluente se mantuvo básicamente en torno a 10 mg/L. Inicialmente, con un flujo bajo constante y una baja concentración de TP en el afluente, el efecto del tratamiento fue limitado. A medida que aumentaron la tasa de flujo de entrada y la concentración de TP afluente, se logró una alta eficiencia del tratamiento durante la fase de impacto y la posterior operación de carga alta-, con una tasa de eliminación de TP que fluctuó alrededor del 90 %.
En resumen,Bajo un alto impacto de carga orgánica, la eficiencia de eliminación de DQO del sistema se mantuvo prácticamente sin cambios, pero la eliminación de NH₃-N y TN disminuyó de manera más significativa.. Cuando la carga orgánica alcanzó su máximo de 37 kgDQO/m³·d, la eficiencia de eliminación del sistema de NH₃-N y TN disminuyó notablemente.
2.3 Análisis de calidad del efluente del sistema MBBR + A/O
Después de la fase de inicio-de la biopelícula y de un mes de operación estable, se agregó un proceso A/O aguas abajo para el tratamiento avanzado del efluente de MBBR. Se aplicaron aumentos graduales en el caudal de entrada para aumentar la carga orgánica general, con el objetivo de determinar el caudal de entrada óptimo, correspondiente al HRT óptimo.
La curva de variación de DQO se muestra enFigura 5(a). El caudal de entrada aumentó secuencialmente: 100, 120, 130, 150, 170 L/h. Desde el inicio hasta el caudal máximo, la carga orgánica en el sistema MBBR aumentó de 20 kgDQO/m³·d a 37 kgDQO/m³·d. El efluente final del sistema combinado se mantuvo estable, con una concentración de DQO inferior a 100 mg/L. Bajo un choque sostenido de alta carga orgánica, el sistema MBBR funcionó bien, aunque la DQO del efluente mostró un ligero aumento cuando el caudal alcanzó los 150 L/h. Después de mantener el caudal de 170 L/h durante varios días, se observó una notable tendencia al alza en la DQO del efluente de MBBR. Sin embargo, con el proceso A/O posterior, el efluente final del sistema combinado aún se mantuvo por debajo de 100 mg/L. Esto indica que incluso bajo el alto impacto de carga orgánica de 37 kgDQO/m³·d, el proceso combinado todavía tiene un fuerte efecto de eliminación de las aguas residuales del procesamiento del ajo.
Las curvas de variación para NH₃-N y TN se muestran enFiguras 5(b) y (c), respectivamente. Las aguas residuales del procesamiento del ajo tienen altas concentraciones de nitrógeno amoniacal y nitrógeno total, que pueden aumentar aún más con el tiempo debido a la oxidación. Normalmente, la concentración de nitrógeno amoniacal oscila entre 300 y 500 mg/l, y la concentración de nitrógeno total, entre 450 y 600 mg/l. Bajo la nitrificación y desnitrificación simultáneas en la MBBR, la eliminación del nitrógeno amoniacal fue más efectiva, probablemente porque las bacterias nitrificantes utilizan las aguas residuales de manera más eficiente bajo aireación. Las bacterias desnitrificantes requieren condiciones anóxicas y a menudo dependen del carbono orgánico consumido para la desnitrificación. Al aumentar la tasa de flujo de entrada, la consideración principal fue la eficiencia de eliminación de NH₃-N y TN. Desde el día 1 al 4, debido al bajo caudal y al moderado NH₃-N, la tasa de eliminación de NH₃-N se mantuvo por encima del 90 % y la eficiencia de eliminación de TN aumentó gradualmente. Posteriormente, la tasa de entrada aumentó significativamente. Se observó claramente que a medida que aumentaba el caudal de entrada, las concentraciones de efluentes de NH₃-N y TN en diferentes etapas aumentaron secuencialmente, y los caudales de entrada más altos conducían a concentraciones de efluentes más altas. A medida que aumentó el caudal, la biomasa en los soportes de biopelículas aumentó, lo que mejoró la nitrificación, donde las bacterias nitrificantes oxidan el nitrógeno amoniacal a nitrato y nitrito bajo oxígeno.
La curva de variación de la concentración de TP se muestra enFigura 5(d). Dadas las altas concentraciones de DQO y TN del afluente, la concentración teórica óptima de TP para el crecimiento microbiano es superior a 100 mg/L. Sin embargo, la concentración de TP afluente estuvo muy por debajo de este requisito teórico. Por lo tanto, la concentración de TP del efluente de MBBR se mantuvo alrededor de 10 mg/L, y la concentración de TP del efluente del sistema combinado final se mantuvo entre 2 y 3 mg/L.
Se midieron las características de los lodos del sistema MBBR y del sistema A/O posterior antes y después de la operación, como se muestra enTabla 2.
En resumen,cuando el caudal se incrementó a 150 L/h, las tasas de eliminación de DQO, NH₃-N, TN y TP fueron superiores a las de otros caudales.. El TRH a este caudal fue de 27 horas. Además, la concentración de lodos tanto en el sistema MBBR como en el A/O aumentó sustancialmente después de la operación.
3. Conclusión
Después de la formación de biopelículas en el MBBR, las eficiencias de eliminación de DQO, NH₃-N, TN y TP se mantuvieron estables. Durante un mes de operación continua en condiciones estables, la eliminación de DQO alcanzó más del 95 %, la eliminación de NH₃-N y TN se estabilizó alrededor del 80 % y la eliminación de TP se estabilizó alrededor del 90 %.
El efluente de MBBR fue tratado adicionalmente en el sistema A/O. El proceso combinado podría soportar una carga orgánica de hasta 37 kgDQO/m³·d. La operación óptima para todo el proceso fue con un HRT de 27 horas. La DQO del efluente final se estabilizó por debajo de 100 mg/L, NH₃-N entre 10 y 20 mg/L, TN por debajo de 30 mg/L y TP por debajo de 10 mg/L. La concentración de lodo en el sistema MBBR después de la operación fue de 8,5 g/L, y en el sistema A/O fue de 4,1 g/L, ambas significativamente más altas que antes de la operación, lo que indica un aumento sustancial en la biomasa microbiana. Los niveles de DQO y nitrógeno amoniacal después del tratamiento biológico cumplieron con el estándar de descarga secundaria GB18918-2002. Para un tratamiento adicional, se podría emplear la tecnología de oxidación avanzada de Fenton para un tratamiento profundo del efluente tratado biológicamente para alcanzar el estándar de descarga de primer nivel.