Rendimiento de eliminación de contaminantes de un sistema S-MBBR para el tratamiento de aguas residuales con baja relación C/N: análisis de DQO, TN, NH₄⁺-N y TP

Análisis del rendimiento de la eliminación de contaminantes en un sistema S-MBBR para el tratamiento de aguas residuales con una relación C/N baja

Introducción

Con la aceleración de la urbanización y la industrialización, está aumentando la descarga de aguas residuales con una baja proporción C/N (baja proporción de carbono-a-nitrógeno), provenientes principalmente de aguas residuales domésticas, procesamiento de alimentos, agricultura y agua de refrigeración circulante. Para abordar la escasa eficiencia de eliminación de nitrógeno total (TN) en aguas residuales con una proporción baja de C/N, en los últimos años han atraído la atención la-nitrificación-desnitrificación corta y la nitrificación y desnitrificación simultáneas (SND). Relativamente hablando, las condiciones de reacción del proceso SND son más fáciles de controlar y puede lograr tanto la eliminación de carbono como la eliminación de nitrógeno simultáneamente. Por lo tanto, tiene una ventaja significativa en el tratamiento de eliminación de nitrógeno para aguas residuales con una relación C/N baja. El reactor discontinuo de secuenciación (SBR) facilita la eliminación de nitrógeno y fósforo al controlar la concentración de oxígeno disuelto. Cuando se combina con el reactor de biopelícula de lecho móvil (MBBR) para formar un sistema S-MBBR, la biopelícula en los soportes proporciona condiciones de crecimiento estratificadas para bacterias nitrificantes aeróbicas y bacterias desnitrificantes anóxicas, creando un microambiente SND y al mismo tiempo aumenta el área de superficie específica y la estabilidad microbiana del sistema. Los estudios han demostrado que S-MBBR es superior a los procesos tradicionales en términos de eficiencia de eliminación de nitrógeno y fósforo, resistencia a los golpes y estabilidad del sistema.

1 Materiales y métodos

1.1 Configuración experimental.La configuración experimental consistió principalmente en un tanque de afluente, un soplador de aire, un dispositivo de agitación, un tanque de efluente y el reactor principal. El volumen efectivo del reactor fue de 1,8 L y la capacidad de tratamiento por ciclo fue de 1 L. El reactor se llenó con un nuevo tipo de portador bio-afinitivo en una proporción de llenado de aproximadamente el 25 %. La concentración inicial de sólidos suspendidos volátiles del licor mixto (MLVSS) en el reactor fue de 3000 mg/l.

1.2 Materiales experimentales.El relleno portador-modificado por afinidad se preparó mediante mezcla física y tecnología de extrusión de tornillo. El procedimiento específico fue el siguiente: se mezclaron uniformemente 3% de hierro cero-valente, HDPE y materiales auxiliares (2% zeolita natural, 2% poliquaternium-10 y 1% talco en polvo). Luego, la mezcla se fundió usando una extrusora de un solo tornillo SJ-20 y se extruyó en tiras granulares (aproximadamente 5 mm de diámetro, 5 a 10 mm de longitud). Finalmente, estas partículas sólidas se extruyeron usando una extrusora de un solo tornillo SJ-30 para producir el soporte final.

1.3 Condiciones de funcionamiento.Se instalaron dos reactores: uno con portadores (S-MBBR, designado como R1) y otro sin portadores (SBR, designado como R2). Todas las demás condiciones se mantuvieron igual. La primera etapa fue el inicio-de la unión de biopelículas, operada en modo SBR con una proporción de 3:3:2. El ciclo operativo incluyó las etapas de afluente, estática, reacción de aireación, agitación anóxica, sedimentación y efluente (3 h anaeróbica, 3 h de aireación, 2 h de agitación/sedimentación/influente/efluente). Se usó NaHCO₃ para ajustar el pH del afluente a aproximadamente 8. Después de una exitosa unión de la biopelícula, se cambió la concentración de nitrógeno amoniacal para reducir la relación C/N y comenzó el experimento, como se detalla enTabla 1.

1.4 Agua experimental y lodos inoculados.La DQO, NH₄⁺-N y el fósforo total (TP) en las aguas residuales sintéticas utilizadas para la puesta en marcha de biopelículas-provinieron de C₆H₁₂O₆, NH₄Cl y KH₂PO₄, respectivamente. Los oligoelementos estaban compuestos de 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) y NaWO₄·2H₂O (0,1 g/L). La composición del agua residual sintética fue: 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) y oligoelementos (1 ml/L). El lodo se extrajo del tanque de sedimentación secundario de una planta de tratamiento de aguas residuales en Dalian.

1.5 Métodos analíticos.Los indicadores de rutina se midieron de acuerdo con los métodos estándar especificados en los "Métodos estándar para el examen de agua y aguas residuales" (cuarta edición) y los estándares nacionales, incluido el análisis de la capacidad de eliminación de contaminantes, el análisis de incrustaciones de membranas y el análisis de producción de gas. Específicamente: se midió NH₄⁺-N mediante el método espectrofotométrico del reactivo de ácido salicílico; TP por el método espectrofotométrico de molibdato de amonio; NO₃⁻-N mediante el método espectrofotométrico del reactivo de ácido salicílico-ácido sulfúrico concentrado; NO₂⁻-N mediante el método espectrofotométrico de N-(1-naftil)etilendiamina; TN fue la suma de las concentraciones de todas las formas de nitrógeno; La DQO se midió por el método de digestión rápida; y la concentración de lodos (incluidos MLSS y MLVSS) se midió mediante el método gravimétrico.

2 Resultados y Análisis

2.1 Rendimiento de eliminación de DQO

La materia orgánica que ingresaba al reactor se eliminó a través de etapas que incluyen anaeróbica, aeróbica (aireación), agitación anóxica, sedimentación y efluente.Figura 1muestra el rendimiento de eliminación de DQO de los reactores en diferentes etapas operativas. La etapa I fue la etapa de unión de la biopelícula, y las etapas II, III y IV fueron las etapas en las que la relación C/N/P se redujo a 100:8:1, 64:8:1 y 32:6:1, respectivamente. Las tasas de eliminación promedio de R1 en cada etapa fueron 95,57%, 96,25%, 92,70% y 94,18%, respectivamente; las tasas de eliminación promedio de R2 en cada etapa fueron 94,71%, 96,19%, 92,54% y 94,68%, respectivamente. Se puede observar que este proceso tiene un buen rendimiento de eliminación de materia orgánica y, en condiciones de efluente relativamente estables, cumplió con los requisitos de la norma GB 18918-2002 (concentración de DQO <50 mg/L). Dado que el sistema funcionaba con una relación C/N baja, la fuente de carbono se convirtió en el sustrato limitante que impulsaba el metabolismo eficiente. No hubo diferencias significativas en la eliminación de DQO entre R1 y R2, lo que demuestra que el portador modificado tuvo poco efecto en la eliminación de DQO.

2.2 Rendimiento de eliminación de NH₄⁺-N y TN

El proceso de eliminación de TN incluye dos pasos principales: nitrificación y desnitrificación. La nitrificación, como proceso aeróbico, depende de suficientes microorganismos aeróbicos para convertir el nitrógeno amoniacal en nitrato.Figuras 2 y 3muestran el rendimiento de eliminación de NH₄⁺-N y TN de los reactores, respectivamente. NH₄⁺-N y TN se eliminaron principalmente durante las etapas de aireación aeróbica y estática anóxica. La etapa I fue la etapa de unión de la biopelícula, y las etapas II, III y IV fueron las etapas en las que la relación C/N/P se redujo a 100:8:1, 64:8:1 y 32:6:1, respectivamente. Las tasas promedio de eliminación de NH₄⁺-N para R1 fueron 92,53 %, 95,83 %, 99,70 % y 98,31 %, respectivamente; las tasas promedio de eliminación de NH₄⁺-N para R2 fueron 84,34 %, 91,82 %, 99,70 % y 97,52 %, respectivamente. Las tasas promedio de eliminación de TN para R1 fueron 89,53 %, 87,21 %, 82,44 % y 83,20 %, respectivamente; las tasas promedio de eliminación de TN para R2 fueron 78,3%, 78,89%, 73,26% y 76,66%, respectivamente. En comparación con R2, las tasas promedio de eliminación de NH₄⁺-N para R1 aumentaron un 9,7 %, 4,36 %, 0 % y 0,82 %, respectivamente; las tasas promedio de eliminación de TN aumentaron un 14,35%, 10,55%, 12,54% y 8,3%, respectivamente. Se puede observar que el sistema R1 superó al R2 en la eliminación de nitrógeno en todas las etapas, especialmente en las primeras etapas de operación del sistema, estabilizándose gradualmente la diferencia en las etapas posteriores.

Durante la Etapa I, la concentración de NH₄⁺-N en el afluente fue baja y la fuente de carbono fue relativamente suficiente para cumplir básicamente con los requisitos de desnitrificación, por lo que la concentración de TN en el efluente fue baja. Los microorganismos inoculados todavía estaban en la etapa de adaptación y la comunidad microbiana funcional dentro del sistema no estaba completamente establecida, lo que resultó en una eliminación inestable de NH₄⁺-N, pero se estabilizó gradualmente más tarde. No se observaron diferencias significativas entre los dos reactores (R1 y R2) durante esta etapa. Al ingresar a la Etapa II, la concentración de NH₄⁺-N afluente aumentó repentinamente, pero las condiciones de aireación no se ajustaron simultáneamente, causando fluctuaciones significativas en el sistema, especialmente en la eliminación de NH₄⁺-N y TN. Después de unos 6 días de funcionamiento, los dos reactores recuperaron gradualmente la estabilidad. Se especula que la alta carga de nitrógeno amoniacal promovió la rápida proliferación de bacterias nitrificantes, mejorando así la eficiencia del proceso de nitrificación. A medida que continuaba la operación del sistema, el sistema de nitrificación-desnitrificación dentro de los reactores se estableció y estabilizó gradualmente, y la fluctuación de la concentración de TN disminuyó. Debido a la presencia del portador modificado, el sistema R1 logró un TN residual más bajo, con el portador mejorando la tasa de eliminación de TN del reactor y también mejorando la adaptabilidad del sistema a cargas de choque. El día 49, para mejorar la eliminación de PO₄, se aumentó la intensidad de la aireación, promoviendo un proceso de nitrificación más completo. Sin embargo, el aumento de nitrato producido por la nitrificación condujo a una mayor demanda de fuentes de carbono para la desnitrificación, mientras que la fuente de carbono afluente era relativamente insuficiente en esta etapa, lo que resultó en un cierto grado de aumento en el NT del efluente. En la Etapa III, la DQO se redujo aún más, lo que hizo que la fuente de carbono disponible para la desnitrificación dentro del reactor fuera aún más escasa, lo que limitó aún más la eliminación de TN y aumentó el nivel general de concentración de TN en el efluente. Sin embargo, el sistema R1 aún mantuvo un mejor rendimiento de eliminación de TN que el R2, lo que demuestra el efecto potenciador del portador. En la etapa IV, la concentración de nitrógeno amoniacal aumentó aún más. Según la experiencia de la etapa anterior, se aumentó ligeramente la aireación y se extendió el tiempo de aireación a 4 horas, promoviendo la actividad de las bacterias nitrificantes, haciendo el proceso de nitrificación más completo y mejorando aún más la eficiencia de eliminación de NH₄⁺-N. Sin embargo, frente al desafío de la deficiencia de la fuente de carbono, el proceso de desnitrificación fue limitado y la concentración de TN aumentó ligeramente en la etapa posterior. En general, el reactor R1 siguió siendo superior al R2, mostrando una mayor capacidad de eliminación de TN, lo que indica que después de un funcionamiento a largo plazo-la estructura estable de la biopelícula y el entorno aeróbico-anóxico sinérgico formado en R1 proporcionaron buen espacio y condiciones para el proceso simultáneo de nitrificación y desnitrificación (SND). Zhang Kefang et al. utilizó un proceso SBR para tratar aguas residuales con baja relación C/N, logrando oxidación, nitrificación y desnitrificación de la materia orgánica en un solo reactor, con una tasa de eliminación de TN superior al 80%. Estos resultados demuestran efectivamente que la desnitrificación biológica en una sola etapa es totalmente factible.

2.3 Rendimiento de eliminación de TP

En el tratamiento de aguas residuales, la eliminación de fósforo depende principalmente de microorganismos específicos, como los organismos acumuladores de fósforo (PAO), que absorben fósforo soluble en condiciones aeróbicas y liberan fósforo en condiciones anaeróbicas.Figura 4muestra el rendimiento de eliminación de TP de los reactores. El TP se eliminó durante la etapa de aireación aeróbica. La concentración de TP en las Etapas I, II y III se mantuvo sin cambios, con una concentración promedio del afluente de 5.01 mg/L. En la Etapa IV, la concentración promedio de TP en el afluente fue de 10,30 mg/L. Las concentraciones promedio de efluente para R1 en cada etapa fueron 0,27 mg/L, 0,16 mg/L, 0,13 mg/L y 1,92 mg/L, respectivamente, con tasas de eliminación promedio de 94,73 %, 96,78 %, 97,54 % y 81,35 %, respectivamente. Las concentraciones promedio de efluente para R2 fueron 0,39 mg/L, 0,35 mg/L, 0,33 mg/L y 0,33 mg/L, respectivamente, con tasas de eliminación promedio de 92,19 %, 93,01 %, 93,61 % y 68,79 %, respectivamente. En comparación con R2, las tasas promedio de eliminación de TP para R1 aumentaron un 2,75%, 4,05%, 4,20% y 18,26% en cada etapa, respectivamente.

En el sistema R1, el portador proporciona una superficie para la unión microbiana, promoviendo el crecimiento y el metabolismo de los PAO, ayudando a formar una biopelícula estable, mejorando la actividad de la comunidad microbiana, mejorando así la capacidad de eliminación de fósforo del reactor y haciendo que el proceso biológico de eliminación de fósforo sea más eficiente. En la etapa II, al cambiar la concentración de NH₄⁺-N para promover la nitrificación, el consumo de oxígeno del sistema aumentó. Por lo tanto, el día 49, se aumentó la aireación para acelerar la eliminación de fósforo. En la Etapa III, la reducción de DQO condujo a una deficiencia de la fuente de carbono, lo que no sólo dificultó el proceso de desnitrificación sino que también afectó la actividad metabólica de los PAO. En la Etapa IV, el sistema colapsó porque la relación C/N en el reactor bajó de 8 a 5,3. La competencia intensificada por las fuentes de carbono redujo la fuente de carbono disponible para los PAO en la etapa anaeróbica, lo que llevó a una disminución en la síntesis de PHA, lo que a su vez afectó la hidrólisis del polifosfato y la oxidación de PHA en condiciones aeróbicas, lo que en última instancia obstaculizó el crecimiento de los PAO y la capacidad de absorción de fósforo, y resultó en una menor eficiencia de eliminación de fósforo. Sin embargo, el fósforo residual en R1 aún era menor que en R2, lo que indica que el efecto promotor del portador aún existía.

3 Conclusión

Se realizó un experimento comparativo entre el sistema S-MBBR construido y el sistema SBR para evaluar sistemáticamente su rendimiento de eliminación de nitrógeno y fósforo en condiciones de aguas residuales con una baja relación C/N. Los resultados mostraron que el sistema S-MBBR superó al sistema SBR convencional en la eliminación de DQO, NH₄⁺-N, TN y TP. Especialmente en condiciones deficientes en la fuente de carbono-, los aumentos máximos en las tasas de eliminación de TN y NH₄⁺-N alcanzaron el 14,35% y el 8,19%, respectivamente. Además, el sistema S-MBBR exhibió una fuerte resistencia a los impactos de carga y estabilidad del efluente en diferentes etapas operativas. La introducción de portadores suspendidos optimizó efectivamente la estructura microambiental del sistema, promovió la ocurrencia de nitrificación y desnitrificación simultáneas (SND), mejoró la diversidad microbiana y la actividad metabólica y mejoró la capacidad de tratamiento general del sistema. Los resultados de la investigación indican que la tecnología S-MBBR tiene buenas perspectivas de aplicación para el tratamiento de aguas residuales con una relación C/N baja y puede proporcionar soporte técnico para la optimización y mejora de los procesos de tratamiento de aguas residuales existentes.