Élimination de la matière organique et des nutriments des eaux usées hospitalières par électro-bioréacteur couplé à un décanteur à tubes

Rapports scientifiques volume 12, Numéro d'article : 9279 (2022) Citer cet article

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Les eaux usées constituées de différents produits pharmaceutiques et résidus de médicaments sont assez difficiles à traiter et à éliminer. Cette situation a un impact significatif sur l'aspect sanitaire des humains et des autres organismes biotiques dans l'environnement. La principale préoccupation des eaux usées hospitalières (HWW) est la résistivité au traitement par les différentes méthodes conventionnelles. Pour le traitement des HWW, cette étude a été réalisée à l'aide d'un électro-bioréacteur utilisant les eaux usées hospitalières. L'électro-réduction surmonte l'effet des éléments toxiques dans les eaux usées hospitalières, et la biodégradation élimine la matière organique et les nutriments des eaux usées. Cette étude a examiné les performances de l'électro-bioréacteur pour le traitement des eaux usées hospitalières liées à un décanteur de tubes. Les paramètres de la demande chimique en oxygène, de la concentration en nitrate et en phosphate ont été analysés pour évaluer un affluent et un effluent provenant d'un électro-bioréacteur et d'un décanteur à tubes. En outre, une modélisation cinétique de la demande chimique en oxygène, de l'élimination des nitrates et des phosphates a été effectuée. La demande chimique en oxygène a été réduite de 76 % dans un électro-bioréacteur et de 31 % dans un décanteur à tubes, soit 84 %. Le nitrate et le phosphate ont été réduits dans les limites de rejet autorisées avec une concentration de l'effluent final de 1,4 mg L−1 et 3 mg L−1. D'autres études sont nécessaires pour évaluer l'impact des composés pharmaceutiques dans les eaux usées hospitalières sur les performances du système.

Les eaux usées hospitalières (HWW) sont de plus en plus préoccupantes car elles constituent des éléments toxiques pour l'environnement. Les méthodes de traitement des HWW ont attiré l'attention dans les recherches récentes en raison de leur contenu pharmaceutique1,2,3,4,5. Des normes strictes en matière d'eaux usées rendent les systèmes conventionnels de traitement des eaux usées inefficaces6. En outre, la nécessité de traiter des eaux usées spécifiques provenant de diverses industries et d'autres origines augmente encore le problème. Cela conduit à un désir de technologies innovantes et nouvelles pour répondre aux normes requises7,8. Parmi les différentes technologies de traitement des eaux usées, une attention particulière est accordée aux électro-bioréacteurs (EBR). La dégradation des polluants dépend principalement de la disponibilité des électrons dans le système9. Le système électrobiologique pallie cette pénurie de donneurs d'électrons. Il agit comme une assistance électrochimique au système microbiologique pour réduire les polluants des eaux usées. La cathode peut fournir en continu des champs d'électrons (production d'hydrogène) et électriques à faible potentiel de réduction. Les EBR utilisent l'énergie électrique pour traiter les eaux usées. Les quatre principaux mécanismes de l'EBR sont l'électrocoagulation (EC), les électrodépositions (ED), l'électrooxydation (EO) et l'électroflottation (EF). La récupération du flux d'eaux usées est réalisée par un dépôt électromagnétique. EC est utilisé pour le traitement des eaux usées et EF sépare efficacement les boues floculées des eaux usées. L'OE est principalement utilisée pour réduire la matière organique, les polluants réfractaires et les nutriments des eaux usées10.

L'EBR a diverses applications pour le traitement des eaux usées, des eaux usées municipales brutes11 aux lixiviats des décharges12,13,14,15. Il a également été étudié pour traiter des composés chimiques spécifiques dans les eaux usées, tels que la réduction de l'acide 2,4-dichlorophénoxyacétique, la dégradation de la tétracycline, la dégradation des antibiotiques et la réduction des polluants organiques réfractaires14,16. En outre, l'EBR a été utilisé pour réduire l'encrassement des membranes pour le traitement des eaux usées6,17. L'EBR a été utilisé pour traiter les eaux usées en combinaison avec une membrane immergée18,19,20 et comme procédé de traitement à l'électroperoxine14,21,22. Malgré une large application dans les études sur le traitement des eaux usées23,24,25, l'évaluation des performances de l'EBR pour le traitement des HWW fait toujours défaut. Cela est principalement dû à ses applications limitées combinées à d'autres techniques qui prennent en charge les systèmes de traitement plutôt que de réaliser pleinement des systèmes de traitement individuels. Par conséquent, cette étude a été réalisée pour étudier la performance de l'EBR en tant que système de traitement particulier pour les déchets de déchets.

Un décanteur à tubes combiné avec EBR a été utilisé dans cette expérience. Cela a permis de surmonter les lacunes de l'étude combinée et a donné un aperçu de l'efficacité du traitement de l'EBR en tant que système de traitement individuel. Les objectifs de cette étude sont de :

Étudier la réduction de la demande chimique en oxygène (DCO) dans les eaux usées hospitalières à l'aide d'EBR et d'un décanteur de tubes.

Déterminer l'efficacité d'élimination des éléments nutritifs, c'est-à-dire les nitrates et les phosphates.

Comparez l'efficacité d'élimination de l'EBR et du décanteur à tubes pour évaluer son adéquation et le valider en tant qu'unité de traitement des effluents.

Les eaux usées hospitalières utilisées dans cette étude ont été obtenues de la station d'épuration de l'hôpital Guru Teg Bahadur de mars 2021 à janvier 2022, avec une capacité de 600 m3/jour à New Delhi, en Inde. Tous les échantillons collectés ont été transportés au laboratoire environnemental du Mewat Engineering College, Nuh, Haryana, Inde-122107, et stockés à 4 ° C avant d'être utilisés comme affluent dans l'EBR et le tubettler connecté. Avant de mener des expériences, ces échantillons ont été sortis du réfrigérateur pour atteindre la température ambiante (20 à 25 ° C) avant utilisation.

Une configuration expérimentale à l'échelle du laboratoire a été conçue et installée pour cette étude, comme le montre la figure 1. La configuration comprenait un électro-bioréacteur connecté en série avec un tubesetter. Le volume de travail de l'électro-bioréacteur était de 14,2 L. L'effluent de l'EBR et du décanteur à tubes était obtenu via une pompe péristaltique. Le volume constant dans le réacteur était maintenu à l'aide d'un capteur de niveau relié à la pompe d'alimentation. L'anode et la cathode avaient une surface de 100 cm2 avec un espacement de 5,7 cm. L'alimentation en courant continu a été maintenue à un gradient de 1 V/cm. Une aération continue a été fournie à la fois dans l'EBR et dans le décanteur à tubes. Les caractéristiques des eaux usées influentes et les conditions de fonctionnement utilisées sont présentées dans les tableaux 1 et 2.

Schéma de principe de la configuration utilisée dans l'expérience (FT = réservoir d'alimentation, FP = pompe d'alimentation, EBR = électro-bioréacteur, PS = alimentation, AN = anode, CT = cathode, PP = pompe péristatique, AC = compresseur d'air, TS = tubesettler, EF = effluent).

Les performances de l'EBR et du décanteur ont été évaluées en fonction de la concentration du polluant dans l'effluent. Des échantillons d'influents et d'effluents ont été prélevés de l'EBR et du décanteur à tubes et analysés pour l'élimination de la concentration de DCO, de nitrate et de phosphate selon les méthodes standard26,27. HACH DR 2800 a été utilisé pour diagnostiquer la concentration des paramètres. Les expériences se sont poursuivies pendant 55 jours consécutifs jusqu'à ce qu'elles atteignent un état stabilisé. Par conséquent, des lectures ont été prises après 55 jours pour évaluer l'efficacité du traitement, et les résultats de l'EBR et du décanteur à tubes ont été vérifiés, comme le montre la Fig. 1. De plus, les résultats de cette étude valideront la capacité d'amélioration du décanteur à tubes. Les méthodes de test standard de l'American Public Health Association (APHA) ont été adoptées pour l'analyse des échantillons d'eau, qui ont également été adoptées dans des études similaires1,2.

À l'aide du logiciel Design-Expert (version DX13.0.1), la matrice expérimentale est déterminée, où 20 expériences avec différentes combinaisons de variables de processus sont incorporées. L'analyse de trois variables de processus : pH, temps présent et MLSS, a été utilisée dans le modèle de conception composite centrale (CCD) pour comprendre comment la demande chimique en oxygène (DCO), les pourcentages d'élimination des nitrates et des phosphates étaient affectés. Il a été observé que le test séquentiel de la somme des carrés et le test d'absence d'ajustement étaient les mieux adaptés et appliqués lors de l'analyse dans le modèle d'approche méthodologique de surface de réponse (RSM). La fonction d'optimisation du logiciel aide à déterminer les meilleures valeurs dans les systèmes existants28,29. L'approche RSM est utilisée pour optimiser les paramètres de fonctionnement en tenant compte de l'analyse CCD à trois facteurs et à cinq niveaux. Dans la présente étude, les variables d'entrée ont été optimisées pour maximiser la DCO, le nitrate et le phosphate, comme indiqué dans le tableau 3. Les efficacités d'élimination de la DCO, du nitrate et du phosphate se situent entre 59,1 et 74,1 %. La validation a été effectuée en calculant les résultats expérimentaux moyens sur la base des valeurs optimales fournies par l'optimisation logicielle. Il y avait une bonne correspondance entre les valeurs théoriques et pratiques d'élimination de la DCO, des nitrates et des phosphates pour RSM dans l'amélioration du processus EBR.

Le modèle de premier ordre, le modèle de second ordre Grau, le modèle Stover-Kincannon modifié et le modèle Monod ont été utilisés pour étudier la cinétique d'élimination de la DCO du réacteur EBR. Pour le traitement des eaux usées utilisant des systèmes biologiques, les méthodes d'analyse cinétique sont bien établies. Un état d'équilibre a été atteint après l'acclimatation, ce qui a nécessité l'analyse. Les modèles créés à partir de données expérimentales peuvent être évalués à l'aide de l'ANOVA (analyse de la variance). L'ANOVA fournit des indicateurs statistiques tels que la valeur F et la valeur P. F doit être étendu pour que le modèle soit statistiquement significatif, et la valeur P doit être inférieure à (0,05). Des coefficients de corrélation élevés indiquent un modèle fiable.

Compte tenu des valeurs réelles et prédites, le modèle généré par les différents paramètres saisis doit être diagnostiqué de manière satisfaisante. Il est assez compréhensible que l'accord entre les valeurs réelles et prédites compte tenu de l'efficacité et de la précision du modèle généré, comme le montre la Fig. 2. Les équations de modèle de régression polynomiale suivantes ont été obtenues :

où A est le pH initial, B est l'heure actuelle (min), C est la concentration MLSS (mg L-1) à laquelle l'étude a été réalisée.

Probabilité normale versus résidus studentisés et tracés prédits versus réels pour (i) l'élimination de la DCO, (ii) l'élimination des nitrates et (iii) l'élimination des phosphates.

Il a été observé que les statistiques pour le modèle ayant de faibles valeurs représentent bien le système et ses prédictions.

On a vu que les tracés de surface 3D pourraient fournir une meilleure compréhension des effets interactifs des paramètres. Les tracés de surface 3D sont illustrés dans les Fig. 3, 4 et 5, respectivement. Il a été observé que l'efficacité maximale d'élimination de la DCO, du nitrate et du phosphate se situe entre 59 % et 74 %.

Tracé de surface généré par le modèle du % d'élimination de la DCO (i) pH par rapport à l'heure actuelle (ii) pH par rapport à MLSS (iii) MLSS par rapport à l'heure actuelle.

Tracé de surface généré par le modèle du pourcentage d'élimination des nitrates (i) pH par rapport à l'heure actuelle (ii) pH par rapport à MLSS (iii) MLSS par rapport à l'heure actuelle.

Tracé de surface généré par le modèle du pourcentage d'élimination du phosphate (i) pH par rapport à l'heure actuelle (ii) pH par rapport à MLSS (iii) MLSS par rapport à l'heure actuelle.

Le tableau 4 (i) montre les statistiques pour l'élimination de COD. Adeq Precision est souhaitable, qui mesure le rapport signal sur bruit et un rapport supérieur à 4. Pour l'élimination de la DCO, Adeq Precision était de 19,255, indiquant un signal adéquat. Il a également été observé que le R2 ajusté est de 0,9118 (différence inférieure à 0,2) et que le R2 prédit de 0,8601 était significatif, ce qui implique que les prédictions sont en bon accord avec les valeurs expérimentales.

La figure 3 illustre l'effet du temps d'écoulement du courant et du pH concernant le pourcentage d'élimination de la DCO. Les valeurs prédites par le modèle observées se situent dans la plage de 73,1 % à des valeurs MLSS de 2 500 mg L-1, en maintenant les valeurs initiales de DCO à 200 mg L-1. À mesure que la charge en DCO augmente, il semble être prédit que la surcharge de bactéries se produit, ralentissant ainsi la consommation de matières organiques. Dans la figure 4, l'efficacité d'élimination attendue montre des tendances à la hausse avec une augmentation des valeurs de MLSS, qui a également coïncidé avec des études précédentes. À mesure que la valeur de MLSS augmente, le temps de contact de la biomasse dans le système augmente, produisant ainsi des résultats plus efficaces que les autres.

Le tableau 4 (ii) montre les statistiques d'élimination des nitrates. Le R2 prédit de 0,9164 était en accord raisonnable avec le R2 ajusté de 0,9730. Pour l'élimination des nitrates, la précision Adeq était de 29,608, indiquant un signal adéquat. Ce modèle peut être utilisé pour naviguer dans l'espace de conception.

Le tableau 4 (iii) montre les statistiques d'élimination des phosphates. Le R2 prédit de 0,9165 était en accord raisonnable avec le R2 ajusté de 0,9720. Pour l'élimination des phosphates, Adeq Precision était de 34,945, indiquant un signal adéquat. Ce modèle peut être utilisé pour naviguer dans l'espace de conception.

La figure 5 illustre que lorsque nous réduisons le temps de cycle de 24 à 18 h, l'efficacité du système, c'est-à-dire l'efficacité d'élimination de la COD, montre une tendance à la baisse en raison d'un temps de contact moindre avec la biomasse. Pendant ce temps, si nous augmentons le temps de cycle, nous observons une plus grande efficacité dans le système. Le tracé de surface généré par le modèle sur la Fig. 5 illustre le fait que l'augmentation des valeurs MLSS de 3000 mg L-1 améliorera l'élimination de la DCO de 73, 1%, en maintenant le pH initial constant. Cela peut être dû à de nombreux microbes qui peuvent décomposer la matière organique. Dans les réacteurs aérobies, le pH est un facteur essentiel dans la croissance de la population microbienne. Pour créer des granulés, le pH du réacteur a un impact direct. Des études ont montré que la formation de granules se produit lorsque les bactéries se développent au niveau de pH idéal, alors que la prolifération massive de champignons se produit dans un environnement acide.

L'influence, l'effluent et l'élimination de la DCO dans l'EBR et le décanteur de tubes sont illustrés aux Fig. 6a, b. Les résultats démontrent que la concentration de DCO est cohérente et un meilleur taux d'efficacité d'élimination de la DCO. Les valeurs moyennes du taux d'élimination observées dans l'EBR étaient comprises entre 74 et 79 %, la concentration initiale de DCO étant maintenue autour de 360–396 mg L−1. Il a également été observé que le tubesetter entraînait une efficacité d'environ 25 à 36% lorsque la concentration initiale était comprise entre 75 et 97 mg L-1. Les résultats de l'EBR sont prometteurs et peuvent être attribués au fait que l'électrocoagulation se produit parallèlement au processus d'oxydation et de biodégradation. Il a également été observé que le pourcentage d'élimination de la DCO montre des tendances à la baisse en raison de l'oxydation et de l'adsorption électrochimiques, entraînant ainsi un piégeage physique et une attraction électrostatique30. Il a également été rapporté dans de nombreuses autres études que l'élimination de la DCO d'environ 85 à 90 % a été observée en utilisant une membrane cathodique composite utilisant le système MRB/MFC19 pour le traitement spécialisé du lixiviat de décharge. Cela a été observé avec le processus d'électro-oxydation ayant une élimination de la DCO d'environ 80 à 84 % et de 84 à 96 % avec des bioréacteurs à membrane immergée, utilisant une électrode de fer6. Pour l'industrie du charbon, il s'est avéré être d'environ 85 % en utilisant des électro-bioréacteurs à membrane31.

(a) Influent, effluent et élimination de la DCO dans l'EBR (IEBR = Influent Electrobioreactor, EEBR = Effluent Electrobioreactor, STD = Standard, REBR = Removal Electrobioreactor), (b) Influent, effluent et élimination de la DCO dans le tubeettler (IT = Influent tubesettler, ET = Effluent tubesettler, STD = Standard, RT = Removal tubesettler).

Dans l'étude actuelle, les résultats semblaient inférieurs aux valeurs rapportées dans les études précédentes. La raison principale pourrait être l'utilisation d'un système EBR modifié et la production d'espèces de biomasse. Lorsque l'élimination globale de la DCO avec le décanteur à tubes est prise en compte, une efficacité d'élimination allant jusqu'à 83,58 % est observée. L'efficacité globale d'élimination de la DCO est significative et comparable à celle d'autres études3,4,5. Cela signifie que l'EBR a obtenu de meilleurs résultats que le tubesetter dans l'élimination de la DCO. L'efficacité d'élimination inférieure du décanteur de tubes peut être attribuée à une concentration plus faible dans l'influent des eaux usées déjà réduites de l'EBR.

Il a été observé dans de nombreuses études que la nitrification est la principale cause de nitrification, c'est-à-dire la conversion de NH3-N en nitrate NO3-N10. La méthode indirecte de claudication du processus de nitrification du système devait être déterminée à l'aide de mesures concernant les valeurs d'ammoniac32,33. Dans la présente étude, le processus de nitrification a été considéré à l'aide de la mesure de la concentration de nitrate à partir de l'influent et de l'effluent dans les deux systèmes, c'est-à-dire l'EBR et le décanteur34,35,36. La concentration en nitrate de l'influent et de l'effluent a été observée et illustrée sur les figures 7a, b. Le système s'est stabilisé et a produit des résultats améliorés jusqu'à 70 % d'élimination des nitrates, et il s'est avéré qu'il était de l'ordre de 40 à 45 % pour le décanteur à tubes. Il a été observé que l'EBR produisait de meilleurs résultats que le décanteur à tubes. La variation des résultats dans les deux systèmes a été raisonnablement attribuée principalement à deux raisons principales (1) la faible concentration de l'influent dans l'influent par rapport au système EBR et (2) l'effet d'inhibition dû au champ CC appliqué, qui était absent dans les décanteurs à tubes.

(a) Influent, effluent et élimination des nitrates dans l'EBR (IEBR = Influent Electrobioreactor, EEBR = Effluent Electrobioreactor, STD = Standard, REBR = Removal Electrobioreactor), (b) Influent, effluent et élimination des nitrates dans le tubettler (IT = Influent tubesettler, ET = Effluent tubesettler, STD = Standard, RT = Removal tubesettler).

Une efficacité d'élimination d'environ 70 % a été atteinte, inférieure aux valeurs des bioréacteurs à membrane immergée, soit 82 %6. Cependant, l'inclusion d'une membrane aurait amélioré l'efficacité d'élimination et envisagé un système EBR hybride. Les résultats de l'étude actuelle sont assez proches de nombreuses autres études avec un système similaire et des paramètres de fonctionnement différents. Par conséquent, une approche combinée peut être utilisée pour une meilleure efficacité. Lors de l'analyse hebdomadaire, la concentration en nitrates de la 1ère à la 3ème semaine est plus faible que les semaines suivantes. À mesure que la concentration de bactéries nitrifiantes diminuait, elles avaient moins à travailler. Ainsi, la concentration de substrat a augmenté, ainsi que le taux d'élimination. Les concentrations de nitrate ont augmenté de plus de deux fois la semaine précédente au cours de la semaine 7. Elles ont ralenti l'activité bactérienne, ce qui a entraîné une baisse d'efficacité de 70 % à 47 % au cours de la période d'étude de la semaine dernière et des semaines 6 et 8. Un schéma similaire est apparu pour la septième semaine consécutive dans le tubesetter. D'autre part, les micro-organismes ont surmonté les différences d'engagement car la teneur en nitrate était faible les autres semaines.

De nombreux chercheurs se sont penchés sur la teneur en nitrates, mais aucun ne s'est penché sur la concentration en phosphate. L'eutrophisation des masses d'eau réceptrices, en revanche, est principalement causée par les phosphates et les nitrates. De plus, il y a un manque d'informations disponibles sur les eaux usées des hôpitaux. Les concentrations de phosphate dans l'influent et l'effluent dans l'électro-bioréacteur et le décanteur de tubes sont illustrées sur les figures 8a, b. Une réduction de 75 % de la teneur en phosphate de l'effluent dans l'EBR a été obtenue. Une précédente étude similaire qui utilisait un bioréacteur à électro-membrane submergée indiquait un taux de clairance de 76 % à 95 %, ce qui est inférieur aux résultats de cette étude6. L'élimination du phosphate a été rapportée à 50–70% en utilisant le processus d'électrocoagulation pour différents Ph et courant6.

(a) Influent, effluent et élimination du phosphate dans EBR (IEBR = Influent Electrobioreactor, EEBR = Effluent Electrobioreactor, STD = Standard, REBR = Removal Electrobioreactor), (b) Influent, effluent et élimination du phosphate dans tubesettler (IT = Influent tubesettler, ET = Effluent tubesettler, STD = Standard, RT = Removal tubesettler).

Au cours des semaines 6 et 8, l'efficacité d'élimination des phosphates de l'EBR a fluctué en fonction de la concentration moyenne hebdomadaire dans l'EBR. Cette volatilité peut être liée à un changement dans la composition des eaux usées hospitalières. tubesettler avait une variation modeste allant de 5 à 6 %. Bien que les concentrations de phosphate aient augmenté au cours de la deuxième semaine, l'efficacité d'élimination des tubes de décantation s'est améliorée. Comme le montrent les figures 8a, b, l'ingrédient des eaux usées arrivant présentait une forte affinité en termes de réduction du phosphate.

La concentration d'effluent en excès et l'écart type de l'EBR et du décanteur à tubes sont présentés dans le tableau 5. L'EBR a obtenu de meilleurs résultats que le décanteur à tubes dans la réduction de la DCO lorsque le nitrate et le phosphate ont été comparés. Étant donné que le tubesetter utilise uniquement un processus physique pour éliminer les contaminants, cela doit être anticipé. Les effluents de l'installation de traitement secondaire sont envoyés à un décanteur de tubes, qui agit comme une unité de polissage. L'EBR a éliminé la DCO de 91 %, les nitrates de 85 % et la réduction des phosphates de 81 % par rapport à l'efficacité totale du décanteur de tubes. Dans le même temps, le tubesetter a réduit la DCO de 37 %, le nitrate de 51 % et le phosphate de 53 %. Par conséquent, l'EBR éliminait principalement les polluants des eaux usées tandis que le décanteur de tubes agissait comme une unité de polissage. Le tableau 5 illustre les caractéristiques des effluents des eaux usées de l'EBR et du décanteur à tubes.

Un modèle linéaire de premier ordre a été analysé sur les données expérimentales en traçant (So − Se)/Se contre le temps de rétention hydraulique (HRT), fournissant K1 et R2. Pour la DCO, les valeurs de R2 étaient de 0,761 avec une valeur constante de 1,213, comme le montre le tableau 6. Désormais, sur la base des résultats, le modèle obtenu ne semble pas bien ajusté pour l'un ou l'autre des cas.

Un modèle de Grau du second ordre a été analysé sur les données expérimentales en traçant HRT/((So − Se)/So) versus HRT. La constante COD obtenue était Ks = 10–5, comme le montre le tableau 6. La valeur R2 de 0,99 suggère un bon coefficient de corrélation. Par conséquent, les résultats obtenus conviennent bien pour AOX et COD.

Le taux d'utilisation du substrat exprimé en charge organique dans ce modèle est largement utilisé dans la modélisation cinétique des réacteurs biologiques des eaux usées. Le modèle développé permet d'évaluer les performances du système biologique et d'estimer son efficacité en fonction des paramètres d'entrée. Les constantes cinétiques KB et Umax pour la DCO étaient respectivement de 0,35 et 1,73 g L-1 j-1. Le R2 était de 0,98 pour l'élimination du substrat, comme présenté dans le tableau 6.

Le taux d'utilisation de la DCO a été obtenu en traçant VX/Q (So − Se) contre 1/Se. La valeur de 1/K (0,421) a été obtenue à partir de l'ordonnée à l'origine, tandis que la valeur Ks/K (1,235) était la pente de la ligne. Les valeurs de demi-saturation de l'élimination de la DCO étaient de 0,045 et 0,056 g L-1. Ces valeurs impliquent une forte affinité des bactéries pour le substrat. La valeur R2 de 0,95 représente un excellent coefficient de corrélation dans le cas de la DCO. Le modèle Monod s'adapte bien à la DCO, ce qui donne R2 = 0,98, comme le montre le tableau 6.

Cette étude a examiné les performances d'un EBR connecté en série avec un décanteur à tubes pour traiter les eaux usées hospitalières. Sur la base des résultats obtenus à partir de 55 jours d'investigation, le bioréacteur Electro a amélioré efficacement la qualité des effluents des eaux usées hospitalières. Cette étude a utilisé un nouveau système de combinaison avec tubesetter. L'efficacité d'élimination de l'EBR en tant que système de traitement individuel est faible par rapport à d'autres études. De plus, cette combinaison présente un avantage par rapport aux différentes variétés car aucun filtre, membrane ou produit chimique supplémentaire n'est requis, ce qui la rend économique et plus simple. Par conséquent, le tubesetter peut polir avec succès la qualité des effluents du traitement secondaire.

En outre, cette étude examine également la réduction des phosphates et des nitrates dans les eaux usées des hôpitaux. Les valeurs optimisées pour le temps de rétention hydraulique (HRT) pour une élimination maximale de la DCO étaient d'environ 12 h avec une concentration MLSS d'environ 2500 mg L-1. Les résultats sont intéressants étant donné qu'il est contre-intuitif par rapport aux effets du THS pour une élimination plus élevée de la DCO dans le système. La diminution de l'efficacité d'élimination au-delà de 12 h a été attribuée à la réduction du rapport F/M dans le processus, entraînant ainsi la consommation de masse cellulaire et donc une diminution de l'efficacité. Des études futures sont nécessaires pour étudier l'élimination élevée des phosphates par rapport à la réduction des nitrates en raison de constituants hospitaliers spécifiques affectant l'élimination des nitrates. En outre, des études plus approfondies sont nécessaires pour déterminer l'élimination élevée des phosphates malgré une multiplication par cinq de la concentration des eaux usées des hôpitaux.

Les données à l'appui des conclusions de cette étude sont disponibles auprès de [Roohul Abad Khan]. Néanmoins, des restrictions s'appliquent à la disponibilité de ces données, qui ont été utilisées sous licence pour la recherche actuelle, et ne sont donc pas accessibles au public. Cependant, les données sont disponibles auprès des auteurs sur demande raisonnable et avec la permission de [Roohul Abad Khan].

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Les auteurs remercient le doyen de la recherche scientifique de l'Université King Khalid d'avoir financé ce travail par le biais du projet de recherche général sous le numéro de subvention (RGP-2-95-43).

Département de génie civil, Université King Khalid, Abha, Arabie saoudite

Roohulabad Khan et Majed Alsubih

Département de Géographie, FLSH, LADES-M, Université Hassan II de Casablanca, Mohammedia, Maroc

Rachida El Morabet

Département de génie civil, Jamia Millia Islamia, New Delhi, Inde

Nadeem A Khan et Sirajuddin Ahmed

Génie pétrolier et chimique, Faculté d'ingénierie, Universiti Teknologi Brunei, Bandar Seri Begawan, BE1410, Brunei Darussalam

Nabisab Mujawar Moubarak et Rama Rao Karri

Département d'ingénierie de la santé environnementale, École de santé publique, Université des sciences médicales de Téhéran, Téhéran, Iran

Mohammad Hadi Dehghani

Institut de recherche environnementale, Centre de recherche sur les déchets solides, Université des sciences médicales de Téhéran, Téhéran, Iran

Mohammad Hadi Dehghani

Département de chimie organique, Collège et Faculté de chimie, Université des sciences et technologies, Téhéran, Iran

Nooshin Zomorodiyan

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Conceptualisation, Méthodologie, Supervision : RAK, NMM, MHD Curation des données, Rédaction—Brouillon original : RAK, REM Visualisation, Investigation : NAKMAS, SA. Logiciel, validation : MHD, NMM, NZ Rédaction, révision et édition : MHD, NMM, RRK, NAK

Correspondance à Nadeem A Khan, Nabisab Mujawar Mubarak ou Mohammad Hadi Dehghani.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Khan, RA, Morabet, RE, Khan, NA et al. Élimination de la matière organique et des nutriments des eaux usées hospitalières par électro-bioréacteur couplé à un décanteur à tubes. Sci Rep 12, 9279 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-12166-9

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Reçu : 17 février 2022

Accepté : 26 avril 2022

Publié: 03 juin 2022

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-022-12166-9

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