Tratamento microbiano aprimorado de águas residuais de alho usando processo MBBR + A/O
Visão geral
Águas residuais de alhoorigina-se principalmente dos processos de fatiamento e enxágue durante o processamento do alho. É caracterizado poraltas concentrações de matéria orgânica, sníveis significativos de nitrogênio e fósforo, e contém quantidades substanciais de alicina. A alicina (tiossulfinato de dialila) é um líquido volátil responsável pelo odor pungente do alho e é quimicamente instável e altamente reativo. A alicina pode inibir o crescimento de vários microrganismos. O descarte de águas residuais de alho em alta{3}concentração sem tratamento causa sérios impactos ambientais. Alguns pesquisadores empregaram técnicas como filtração por membrana, oxidação de Fenton e micro{5}}eletrólise, mas esses métodos não foram eficazes no tratamento de águas residuais de alho, e o uso de grandes doses de produtos químicos aumenta os custos de tratamento subsequentes. Muitos estudiosos propuseram métodos de tratamento biológico usando processos combinados anaeróbicos-aeróbicos. No entanto, devido às propriedades antibacterianas da alicina, os microrganismos são difíceis de cultivar e a eficiência do tratamento não é ideal. Portanto, o foco do tratamento biológico écultivar e aclimatar cepas microbianas capazes de se adaptar às águas residuais de alho e aumentar sua biodegradação.
Este estudo envolveu cultivo e triagemcepas bacterianas eficazes na degradação de águas residuais de alho, que foram então introduzidos em umReator de biofilme de leito móvel (MBBR). Usando lodo inoculado e um método de formação de biofilme que aumenta a vazão, foram estabelecidos biofilmes para melhorar a remoção de nitrogênio e fósforo das águas residuais. Isto foi seguido por tratamento bioquímico A/O (Anóxico/Óxico). De acordo com o padrão GB18918-2002, os níveis de DQO do efluente e nitrogênio amoniacal (NH₃-N) podem atender ao padrão secundário (DQO: 100 mg/L, NH₃-N: 25-30 mg/L). Este processo reduz efetivamente o conteúdo orgânico do efluente, diminuindo a dificuldade das etapas subsequentes de tratamento.
1. Seção Experimental
1.1 Projeto de Fluxo de Processo
O fluxo geral do processo para tratamento de águas residuais de alho é mostrado emFigura 1, sendo o componente principal obiodegradação no sistema MBBR + A/O. Três cepas selecionadas e isoladas eficazes na degradação de águas residuais de alho – Alcaligenes sp., Acinetobacter sp., e Achromobacter sp. – foram misturados com lodo ativado e introduzidos na unidade MBBR para facilitar seu rápido start-up-.
1.2 Processo de Tratamento MBBR + A/O
Após passar por peneiras grossas e finas para remoção de sólidos em suspensão, o efluente de alho é bombeado diretamente para o MBBR. A qualidade do influente é mostrada emTabela 1. O efluente do MBBR flui diretamente para o sistema A/O. Devido ao baixo conteúdo orgânico do efluente MBBR, as águas residuais de alho cru são apropriadamente adicionadas ao tanque Oxic (O) para complementar a fonte de carbono para o processo A/O. Para testar a resistência ao impacto do sistema, a taxa de carga orgânica do MBBR foi aumentada gradualmente durante a operação contínua e a qualidade do efluente foi monitorada.
1.3 Parâmetros do Processo
1.3.1 Oxigênio Dissolvido (OD)
OD excessivamente alto dentro do biofilme pode impedir a desnitrificação, fazendo com que o MBBR perca sua capacidade simultânea de nitrificação e desnitrificação. OD excessivamente baixo pode levar à proliferação de bactérias filamentosas, afetando a qualidade do efluente e inibindo o processo de nitrificação.
1.3.2 Tempo de Retenção Hidráulica (TRH)
Um TRH excessivamente curto causa condições de reação intensas, onde as águas residuais contendo a maior parte da matéria orgânica são descartadas antes de serem totalmente absorvidas. O influxo contínuo mantém os microrganismos em constante estado de biodegradação, reduzindo a eficiência e aumentando o consumo de energia. Uma TRH excessivamente longa leva ao esgotamento de nutrientes; sem nutrientes, os microrganismos reduzem a sua actividade e exigências metabólicas apenas para sustentar a sobrevivência.
1.3.3 Proporção-de carbono-nitrogênio (C/N)
Uma relação C/N baixa pode levar à catálise da conversão da amônia em outras substâncias, afetando a remoção do nitrogênio amoniacal. Também causa facilmente amontoamento filamentoso, crescimento contínuo que afeta a floculação, levando ao avolumamento do lodo e ao lodo flutuante. Uma relação C/N elevada é desfavorável à biodegradação e ao crescimento microbiano, aumentando a carga orgânica sobre os microrganismos.
1.4 Inicialização do biofilme MBBR-
Inicialização-do biofilme: O método de lodo inoculado + aumento da-taxa de fluxo foi usado. Lodo ativado-enriquecido com MBR foi inoculado no reator, com uma concentração inicial de sólidos suspensos em licor misto (MLSS) de aproximadamente 5,82 g/L. A aeração foi iniciada e transportadores de polietileno foram adicionados ao reator com umtaxa de enchimento de cerca de 60%. OFAZERno reator foi controladoacima de 4,0 mg/L. A vazão influente foi aumentada gradativamente em incrementos de 20 L/h: 20, 40, 60, 80, 100, 120, 140 L/h, com cada vazão mantida por 1 dia. Nenhum lodo foi desperdiçado durante esta fase. Um biofilme amarelo claro formou-se na superfície dos transportadores onde os microrganismos se fixaram e cresceram. Após a inicialização bem-sucedida do biofilme-, a operação estável continuou, mantendo umTempo de Retenção de Lodo (SRT) de 30 dias. Durante a operação estável, a taxa de carga orgânica do MBBR foi ajustada para observar seu impacto na remoção de DQO, nitrogênio e fósforo.
2. Resultados e Discussão
2.1 Análise da qualidade do efluente MBBR durante a inicialização-do biofilme
A intensidade de aeração no MBBR foi ajustada para controlar a concentração de OD. Quando o OD estava abaixo de 4,0 mg/L, a intensidade de aeração era insuficiente para suportar movimentos turbulentos uniformes e de alto fluxo dos transportadores, impedindo a mistura adequada e dificultando a formação de um biofilme nas superfícies dos transportadores. Quando o OD estava entre 4,0–6,0 mg/L, os transportadores misturaram-se completamente com o lodo ativado e as águas residuais. Foi observada uma mudança de cor de branco para marrom{7}}amarelado nos transportadores, indicando fixação e crescimento microbiano bem-sucedidos sob essa intensidade de aeração, como mostrado emFigura 2.
A curva de variação da DQO afluente e efluente durante a fase{0}}de inicialização é mostrada naFigura 3(a). A diminuição inicial na eficiência do tratamento deveu-se à quantidade muito baixa de microrganismos ligados aos transportadores; a degradação por microrganismos apenas no lodo ativado foi insuficiente para remover a grande quantidade de orgânicos. À medida que a inicialização-avançava, a quantidade de microrganismos aderidos aos transportadores aumentava, formando gradualmente um biofilme. A concentração de DQO efluente estabilizou-se gradualmente e a eficiência de remoção de DQO estabilizou-se acima de 90%.
A curva de variação do NH₃-N influente e efluente do MBBR é mostrada emFigura 3(b). A nitrificação por bactérias aeróbias no lodo ativado removeu efetivamente o nitrogênio amoniacal. A partir do dia 7, a concentração influente de NH₃-N aumentou gradualmente. No dia 23, embora o NH₃-N influente ainda estivesse aumentando, a taxa de remoção também aumentou. Isso ocorreu porque as bactérias nitrificantes crescem lentamente inicialmente; com o tempo, sua população aumentou, o biofilme amadureceu e a taxa de remoção de NH₃-N aumentou gradualmente e se estabilizou.
A curva de variação do afluente e efluente TN do MBBR é mostrada emFigura 3(c). Ao contrário da remoção de nitrogênio amoniacal, a eficiência de remoção de TN diminuiu inicialmente. Isso ocorreu porque o ambiente do reator tinha ampla fonte de oxigênio e carbono, limitando o crescimento de bactérias desnitrificantes. No entanto, à medida que o biofilme se formou, a eficiência de remoção do TN começou a melhorar. No dia 20, embora a concentração de TN afluente tenha aumentado, o TN do efluente e a taxa de remoção se estabilizaram, variando entre 50% –60%.
A curva de variação do TP afluente e efluente do MBBR é mostrada emFigura 3(d). Desde a inicialização-até a operação estável, a taxa de remoção de TP permaneceu estável. Embora a concentração afluente de TP tenha sido elevada inicialmente e diminuído posteriormente, a eficiência de remoção não apresentou alteração significativa, indicando a capacidade do sistema para remoção de fósforo. A taxa de remoção de TP no sistema foi mantida entre 80% –90%.
Resumindo,mantendo o sistema MBBR DO entre 4–6 mg/L, um biofilme maduro desenvolvido após 20 dias de alimentação contínua. Comparado aos processos tradicionais de lodo ativado, o sistema MBBR oferece forte resistência ao impacto e alta eficiência de tratamento, reduzindo efetivamente a dificuldade das etapas subsequentes de tratamento para águas residuais de processamento de alho.
2.2 Análise da Qualidade do Efluente Durante Operação Estável
Após a fase inicial-do biofilme, o biofilme amadureceu. Para testar a resistência ao impacto do sistema MBBR, a taxa de carregamento orgânico foi aumentada continuamente durante a operação estável.
A curva de variação da DQO afluente e efluente do MBBR durante a operação estável é mostrada emFigura 4(a). Dos dias 1 a 5, com afluência constante, a eficiência de remoção de DQO permaneceu acima de 95%, e a concentração de DQO efluente atingiu cerca de 100 mg/L. Do 5º ao 20º dia, a taxa de influxo foi aumentada, aumentando gradualmente a carga orgânica de 20 kgDQO/m³·d para 30 kgDQO/m³·d. Nenhuma mudança significativa na eficiência de remoção foi observada, e a DQO do efluente permaneceu entre 80-100 mg/L, demonstrando forte resistência ao impacto. Após o dia 20, a taxa de influxo foi aumentada ainda mais, aumentando continuamente a carga orgânica no reator de 30 kgDQO/m³·d para 37 kgDQO/m³·d, mantida por 5 dias. A capacidade de remoção de DQO do MBBR permaneceu acima de 95%.
Figuras 4 (b) e (c)mostram as curvas de variação para NH₃-N e TN, respectivamente, durante operação estável. Dos dias 1 a 5, com fluxo constante, o biofilme MBBR exibiu nitrificação e desnitrificação simultâneas. Bactérias nitrificantes aeróbicas aderidas à camada externa do biofilme, totalmente misturadas com as águas residuais sob aeração, consumiram fontes significativas de nitrogênio através da nitrificação. As bactérias desnitrificantes na camada anóxica interna removeram efetivamente o nitrogênio nitrato por meio da desnitrificação. Dos dias 5 a 20, à medida que a taxa de entrada aumentou, a eficiência de remoção de NH₃-N e TN diminuiu inicialmente significativamente. Após cerca de 7 dias de operação contínua, o sistema adaptou-se gradualmente. Embora a eficiência de remoção de NH₃-N e TN tenha aumentado, ela permaneceu menor do que durante o período de baixo-fluxo. Sob influxo constante, a remoção de NH₃-N atingiu mais de 90%, com NH₃-N do efluente entre 10–15 mg/L, e a remoção de TN foi basicamente mantida acima de 80%, com TN do efluente em torno de 30 mg/L. Após aumentar a vazão e o sistema atingir um novo equilíbrio sob impacto contínuo, a remoção de NH₃-N se estabilizou em torno de 80%, com NH₃-N do efluente entre 50–70 mg/L, e remoção de TN em torno de 60%, com TN do efluente abaixo de 50 mg/L.
A curva de variação para TP durante operação estável é mostrada emFigura 4(d). A concentração de TP no efluente foi basicamente mantida em torno de 10 mg/L. Inicialmente, com baixo fluxo constante e baixa concentração de TP afluente, o efeito do tratamento foi limitado. À medida que a taxa de influxo e a concentração de TP afluente aumentaram, uma alta eficiência de tratamento foi alcançada durante a fase de impacto e a subsequente operação de alta-carga, com a taxa de remoção de TP flutuando em torno de 90%.
Resumindo,sob alto choque de carga orgânica, a eficiência de remoção de DQO do sistema permaneceu praticamente inalterada, mas a remoção de NH₃-N e TN diminuiu mais significativamente. Quando a carga orgânica atingiu seu máximo de 37 kgDQO/m³·d, a eficiência de remoção do sistema para NH₃-N e TN diminuiu notavelmente.
2.3 Análise da Qualidade do Efluente do Sistema MBBR + A/O
Após a fase de inicialização-do biofilme e um mês de operação estável, um processo A/O foi adicionado a jusante para tratamento avançado do efluente MBBR. Aumentos gradientes na vazão de entrada foram aplicados para aumentar a carga orgânica geral, visando determinar a vazão de entrada ideal, correspondente ao TRH ideal.
A curva de variação da DQO é mostrada emFigura 5(a). A vazão aumentou sequencialmente: 100, 120, 130, 150, 170 L/h. Do início até a vazão máxima, a carga orgânica no sistema MBBR aumentou de 20 kgDQO/m³·d para 37 kgDQO/m³·d. O efluente final do sistema combinado permaneceu estável, com concentração de DQO abaixo de 100 mg/L. Sob choque sustentado de alta carga orgânica, o sistema MBBR teve um bom desempenho, embora sua DQO efluente tenha mostrado um ligeiro aumento quando a vazão atingiu 150 L/h. Após manter a vazão de 170 L/h por vários dias, foi observada uma notável tendência ascendente na DQO do efluente MBBR. No entanto, com o processo A/O subsequente, o efluente final do sistema combinado ainda foi mantido abaixo de 100 mg/L. Isto indica que mesmo sob o elevado choque de carga orgânica de 37 kgDQO/m³·d, o processo combinado ainda tem um forte efeito de remoção nas águas residuais de processamento de alho.
As curvas de variação para NH₃-N e TN são mostradas emFiguras 5 (b) e (c), respectivamente. As águas residuais de processamento de alho têm altas concentrações de nitrogênio amoniacal e nitrogênio total, que podem aumentar ainda mais com o tempo devido à oxidação. Normalmente, a concentração de nitrogênio amoniacal varia de 300 a 500 mg/L e o nitrogênio total de 450 a 600 mg/L. Sob a nitrificação e desnitrificação simultâneas no MBBR, a remoção de nitrogênio amoniacal foi mais eficaz, provavelmente porque as bactérias nitrificantes utilizam as águas residuais de forma mais eficiente sob aeração. As bactérias desnitrificantes requerem condições anóxicas e muitas vezes dependem do carbono orgânico consumido para a desnitrificação. Ao aumentar a taxa de entrada, a eficiência de remoção de NH₃-N e TN foi a principal consideração. Dos dias 1 a 4, devido à baixa vazão e ao NH₃-N moderado, a taxa de remoção de NH₃-N permaneceu acima de 90%, e a eficiência de remoção de TN aumentou gradualmente. Posteriormente, a taxa de entrada aumentou significativamente. Foi claramente observado que à medida que a taxa de influxo aumentava, as concentrações de efluentes de NH₃-N e TN em diferentes estágios aumentavam sequencialmente, com taxas de influxo mais altas levando a concentrações de efluentes mais altas. À medida que a taxa de fluxo aumentou, a biomassa nos transportadores de biofilme aumentou, aumentando a nitrificação, onde o nitrogênio amoniacal é oxidado por bactérias nitrificantes em nitrato e nitrito sob oxigênio.
A curva de variação da concentração de TP é mostrada emFigura 5(d). Dadas as altas concentrações influentes de DQO e TN, a concentração teórica ideal de TP para o crescimento microbiano está acima de 100 mg/L. No entanto, a concentração afluente de TP ficou muito abaixo deste requisito teórico. Portanto, a concentração de TP no efluente MBBR permaneceu em torno de 10 mg/L, e a concentração final de TP no efluente do sistema combinado foi mantida entre 2–3 mg/L.
As características do lodo do sistema MBBR e do sistema A/O subsequente antes e depois da operação foram medidas, conforme mostrado emTabela 2.
Resumindo,quando a vazão foi aumentada para 150 L/h, as taxas de remoção de DQO, NH₃-N, TN e TP foram superiores às de outras vazões. O TRH nesta vazão foi de 27 horas. Além disso, a concentração de lodo nos sistemas MBBR e A/O aumentou substancialmente após a operação.
3. Conclusão
Após a formação do biofilme no MBBR, as eficiências de remoção de DQO, NH₃-N, TN e TP permaneceram estáveis. Durante um mês de operação contínua sob condições estáveis, a remoção de DQO atingiu mais de 95%, a remoção de NH₃-N e TN estabilizou em torno de 80% e a remoção de TP estabilizou em torno de 90%.
O efluente MBBR foi posteriormente tratado no sistema A/O. O processo combinado poderia suportar uma carga orgânica de até 37 kgDQO/m³·d. A operação ideal para todo o processo foi sob um TRH de 27 horas. A DQO do efluente final estabilizou abaixo de 100 mg/L, NH₃-N entre 10–20 mg/L, TN abaixo de 30 mg/L e TP abaixo de 10 mg/L. A concentração de lodo no sistema MBBR após a operação foi de 8,5 g/L, e no sistema A/O foi de 4,1 g/L, ambos significativamente maiores do que antes da operação, indicando um aumento substancial na biomassa microbiana. Os níveis de DQO e nitrogênio amoniacal após o tratamento biológico atenderam ao padrão de descarga secundária de GB18918-2002. Para tratamento adicional, a avançada tecnologia de oxidação da Fenton poderia ser empregada para tratamento profundo do efluente tratado biologicamente para atingir o padrão de descarga de primeiro nível.