Desempenho de remoção de poluentes de um sistema S-MBBR para tratamento de águas residuais com baixa relação C/N: análise de DQO, TN, NH₄⁺-N e TP

Análise do desempenho de remoção de poluentes em um sistema S-MBBR para tratamento de águas residuais com baixa relação C/N

Introdução

Com a aceleração da urbanização e da industrialização, a descarga de águas residuais com baixa relação C/N (baixa relação carbono/nitrogénio) está a aumentar, principalmente provenientes de esgotos domésticos, processamento de alimentos, agricultura e água de refrigeração circulante. Para resolver a baixa eficiência de remoção de nitrogênio total (TN) em águas residuais com baixa relação C/N, a nitrificação-desnitrificação de atalho e a nitrificação e desnitrificação simultâneas (SND) atraíram a atenção nos últimos anos. Relativamente falando, as condições de reação do processo SND são mais fáceis de controlar e podem atingir a remoção de carbono e de nitrogênio simultaneamente. Portanto, tem uma vantagem significativa no tratamento de remoção de nitrogênio para águas residuais com baixa relação C/N. O reator de sequenciamento em batelada (SBR) facilita a remoção de nitrogênio e fósforo, controlando a concentração de oxigênio dissolvido. Quando acoplado ao reator de biofilme de leito móvel (MBBR) para formar um sistema S-MBBR, o biofilme nos transportadores fornece condições de crescimento estratificado para bactérias nitrificantes aeróbicas e bactérias desnitrificantes anóxicas, criando um microambiente SND enquanto aumenta simultaneamente a área de superfície específica e a estabilidade microbiana do sistema. Estudos demonstraram que o S-MBBR é superior aos processos tradicionais em termos de eficiência de remoção de nitrogênio e fósforo, resistência ao choque e estabilidade do sistema.

1 Materiais e Métodos

1.1 Configuração experimental.A configuração experimental consistiu principalmente de um tanque afluente, um soprador de ar, um dispositivo de agitação, um tanque de efluentes e o reator principal. O volume efetivo do reator foi de 1,8 L e a capacidade de tratamento por ciclo foi de 1 L. O reator foi preenchido com um novo tipo de transportador bioafinitivo com uma taxa de enchimento de aproximadamente 25%. A concentração inicial de sólidos suspensos voláteis no licor misto (MLVSS) no reator foi de 3.000 mg/L.

1.2 Materiais experimentais.O enchimento transportador modificado por afinidade foi preparado por mistura física e tecnologia de extrusão de parafuso. O procedimento específico foi o seguinte: 3% de ferro de valência zero, HDPE e materiais auxiliares (2% de zeólita natural, 2% de poliquatérnio-10 e 1% de talco em pó) foram misturados uniformemente. Em seguida, a mistura foi fundida usando uma extrusora de parafuso único SJ-20 e extrusada em tiras granulares (aproximadamente 5 mm de diâmetro, 5–10 mm de comprimento). Finalmente, estas partículas sólidas foram extrusadas usando uma extrusora de parafuso único SJ-30 para produzir o transportador final.

1.3 Condições de operação.Foram montados dois reatores: um com transportadores (S-MBBR, designado como R1) e outro sem transportadores (SBR, designado como R2). Todas as outras condições foram mantidas iguais. A primeira etapa foi o início da fixação do biofilme, operado no modo SBR na proporção 3:3:2. O ciclo operacional incluiu estágios afluentes, estáticos, reação de aeração, agitação anóxica, sedimentação e efluente (3 h anaeróbico, 3 h de aeração, 2 h de agitação/decantação/influente/efluente). NaHCO₃ foi usado para ajustar o pH influente para cerca de 8. Após a fixação bem-sucedida do biofilme, a concentração de nitrogênio amoniacal foi alterada para reduzir a relação C/N e o experimento começou, conforme detalhado emTabela 1.

1.4 Água experimental e lodo inoculado.O DQO, NH₄⁺-N e fósforo total (TP) nas águas residuais sintéticas utilizadas para o arranque do biofilme foram fornecidos por C₆H₁₂O₆, NH₄Cl e KH₂PO₄, respectivamente. Os oligoelementos eram compostos 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) e NaWO4·2H2O (0,1 g/L). A composição das águas residuais sintéticas foi: 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) e oligoelementos (1 mL/L). O lodo foi retirado do tanque de sedimentação secundário de uma estação de tratamento de águas residuais em Dalian.

1.5 Métodos analíticos.Os indicadores de rotina foram medidos de acordo com os métodos padrão especificados nos "Métodos Padrão para o Exame de Água e Águas Residuais" (4ª edição) e padrões nacionais, incluindo análise da capacidade de remoção de poluentes, análise de incrustações em membranas e análise de produção de gás. Especificamente: NH₄⁺-N foi medido pelo método espectrofotométrico do reagente ácido salicílico; TP pelo método espectrofotométrico de molibdato de amônio; NO₃⁻-N pelo método espectrofotométrico do reagente ácido sulfúrico concentrado em ácido salicílico; NO2⁻-N pelo método espectrofotométrico de N-(1-naftil)etilenodiamina; TN foi a soma das concentrações de todas as formas de nitrogênio; A DQO foi medida pelo método de digestão rápida; e a concentração de lodo (incluindo MLSS e MLVSS) foi medida pelo método gravimétrico.

2 Resultados e Análise

2.1 Desempenho de remoção de COD

A matéria orgânica que entra no reator foi removida através de estágios que incluem anaeróbio, aeróbio (aeração), agitação anóxica, sedimentação e efluente.Figura 1mostra o desempenho de remoção de DQO dos reatores em diferentes estágios operacionais. O Estágio I foi o estágio de fixação do biofilme, e os Estágios II, III e IV foram os estágios onde a relação C/N/P foi reduzida para 100:8:1, 64:8:1 e 32:6:1, respectivamente. As taxas médias de remoção de R1 em cada estágio foram 95,57%, 96,25%, 92,70% e 94,18%, respectivamente; as taxas médias de remoção de R2 em cada estágio foram de 94,71%, 96,19%, 92,54% e 94,68%, respectivamente. Pode-se observar que este processo apresenta bom desempenho de remoção de matéria orgânica e, sob condições de efluentes relativamente estáveis, atendeu aos requisitos da norma GB 18918-2002 (concentração de DQO <50 mg/L). Como o sistema foi operado com uma relação C/N baixa, a fonte de carbono tornou-se o substrato limitante, impulsionando o metabolismo eficiente. Não houve diferença significativa na remoção de DQO entre R1 e R2, demonstrando que o transportador modificado teve pouco efeito na remoção de DQO.

2.2 Desempenho de remoção de NH₄⁺-N e TN

O processo de remoção do TN inclui duas etapas principais: nitrificação e desnitrificação. A nitrificação, como um processo aeróbio, depende de microrganismos aeróbios suficientes para converter o nitrogênio amoniacal em nitrato.Figuras 2 e 3mostram o desempenho de remoção de NH₄⁺-N e TN dos reatores, respectivamente. NH₄⁺-N e TN foram removidos principalmente durante a aeração aeróbica e estágios anóxicos estáticos. O Estágio I foi o estágio de fixação do biofilme, e os Estágios II, III e IV foram os estágios onde a relação C/N/P foi reduzida para 100:8:1, 64:8:1 e 32:6:1, respectivamente. As taxas médias de remoção de NH₄⁺-N para R1 foram 92,53%, 95,83%, 99,70% e 98,31%, respectivamente; as taxas médias de remoção de NH₄⁺-N para R2 foram 84,34%, 91,82%, 99,70% e 97,52%, respectivamente. As taxas médias de remoção de NT para R1 foram 89,53%, 87,21%, 82,44% e 83,20%, respectivamente; as taxas médias de remoção de NT para R2 foram de 78,3%, 78,89%, 73,26% e 76,66%, respectivamente. Em comparação com R2, as taxas médias de remoção de NH₄⁺-N para R1 aumentaram 9,7%, 4,36%, 0% e 0,82%, respectivamente; as taxas médias de remoção de NT aumentaram 14,35%, 10,55%, 12,54% e 8,3%, respectivamente. Pode-se observar que o sistema R1 superou o R2 na remoção de nitrogênio em todas as etapas, principalmente nas fases iniciais de operação do sistema, com a diferença se estabilizando gradativamente nas fases posteriores.

Durante o Estágio I, a concentração influente de NH₄⁺-N foi baixa e a fonte de carbono foi relativamente suficiente para atender basicamente aos requisitos de desnitrificação, de modo que a concentração de TN no efluente foi baixa. Os microrganismos inoculados ainda estavam em fase de adaptação, e a comunidade microbiana funcional dentro do sistema não estava totalmente estabelecida, resultando na remoção instável de NH₄⁺-N, mas estabilizou gradualmente posteriormente. Nenhuma diferença significativa foi observada entre os dois reatores (R1 e R2) durante esta etapa. Entrando no Estágio II, a concentração influente de NH₄⁺-N aumentou repentinamente, mas as condições de aeração não foram ajustadas simultaneamente, causando flutuações significativas no sistema, especialmente na remoção de NH₄⁺-N e TN. Após cerca de 6 dias de operação, os dois reatores recuperaram gradualmente a estabilidade. Especula-se que a elevada carga de nitrogênio amoniacal promoveu a rápida proliferação de bactérias nitrificantes, melhorando assim a eficiência do processo de nitrificação. À medida que a operação do sistema continuou, o sistema de nitrificação-desnitrificação dentro dos reatores gradualmente se estabeleceu e estabilizou, e a flutuação da concentração de TN diminuiu. Devido à presença do portador modificado, o sistema R1 obteve menor TN residual, com o portador melhorando a taxa de remoção de TN do reator e também aumentando a adaptabilidade do sistema a cargas de choque. No 49º dia, para melhorar a remoção de PO₄, a intensidade da aeração foi aumentada, promovendo um processo de nitrificação mais completo. No entanto, o aumento do nitrato produzido pela nitrificação levou a uma maior procura de fontes de carbono para a desnitrificação, enquanto a fonte de carbono afluente era relativamente insuficiente nesta fase, resultando num certo grau de aumento no TN do efluente. No Estágio III, o DQO foi ainda mais reduzido, tornando a fonte de carbono disponível para desnitrificação dentro do reator ainda mais escassa, limitando ainda mais a remoção de TN, e o nível geral de concentração de TN no efluente aumentou. No entanto, o sistema R1 ainda manteve melhor desempenho de remoção de TN que o R2, demonstrando o efeito potencializador do transportador. No Estágio IV, a concentração de nitrogênio amoniacal foi ainda aumentada. Com base na experiência da etapa anterior, a aeração foi ligeiramente aumentada e o tempo de aeração foi estendido para 4 horas, promovendo a atividade das bactérias nitrificantes, tornando o processo de nitrificação mais completo e melhorando ainda mais a eficiência de remoção de NH₄⁺-N. No entanto, enfrentando o desafio da deficiência da fonte de carbono, o processo de desnitrificação foi limitado e a concentração de TN aumentou ligeiramente na fase posterior. No geral, o reator R1 ainda foi superior ao R2, mostrando maior capacidade de remoção de TN, indicando que após operação de longo prazo, a estrutura estável do biofilme e o ambiente aeróbio-anóxico sinérgico formado em R1 proporcionaram bom espaço e condições para o processo simultâneo de nitrificação e desnitrificação (SND). Zhang Kefang et al. utilizou um processo SBR para tratar águas residuais com baixa relação C/N, obtendo oxidação, nitrificação e desnitrificação da matéria orgânica em um único reator, com uma taxa de remoção de TN superior a 80%. Estes resultados demonstram efetivamente que a desnitrificação biológica em estágio único é inteiramente viável.

2.3 Desempenho de remoção de TP

No tratamento de águas residuais, a remoção de fósforo depende principalmente de microrganismos específicos, tais como organismos acumuladores de fósforo (PAOs), que absorvem fósforo solúvel em condições aeróbicas e libertam fósforo em condições anaeróbicas.Figura 4mostra o desempenho de remoção de TP dos reatores. O TP foi removido durante a etapa de aeração aeróbica. A concentração de TP nas Etapas I, II e III permaneceu inalterada, com concentração afluente média de 5,01 mg/L. Na Etapa IV, a concentração média de TP afluente foi de 10,30 mg/L. As concentrações médias de efluentes para R1 em cada etapa foram 0,27 mg/L, 0,16 mg/L, 0,13 mg/L e 1,92 mg/L, respectivamente, com taxas médias de remoção de 94,73%, 96,78%, 97,54% e 81,35%, respectivamente. As concentrações médias de efluentes para R2 foram 0,39 mg/L, 0,35 mg/L, 0,33 mg/L e 0,33 mg/L, respectivamente, com taxas médias de remoção de 92,19%, 93,01%, 93,61% e 68,79%, respectivamente. Em comparação com R2, as taxas médias de remoção de TP para R1 aumentaram 2,75%, 4,05%, 4,20% e 18,26% em cada etapa, respectivamente.

No sistema R1, o transportador fornece uma superfície para fixação microbiana, promovendo o crescimento e o metabolismo dos PAOs, ajudando a formar um biofilme estável, aumentando a atividade da comunidade microbiana, melhorando assim a capacidade de remoção de fósforo do reator e tornando o processo biológico de remoção de fósforo mais eficiente. Na Etapa II, ao alterar a concentração de NH₄⁺-N para promover a nitrificação, o consumo de oxigênio do sistema aumentou. Portanto, no dia 49, a aeração foi aumentada para acelerar a remoção do fósforo. No Estágio III, a redução da DQO levou à deficiência da fonte de carbono, o que não só prejudicou o processo de desnitrificação, mas também afetou a atividade metabólica dos PAOs. No Estágio IV, o sistema entrou em colapso porque a relação C/N no reator caiu de 8 para 5,3. A competição intensificada por fontes de carbono reduziu a fonte de carbono disponível para PAOs na fase anaeróbica, levando a uma diminuição na síntese de PHA, que por sua vez afetou a hidrólise de polifosfato e a oxidação de PHA em condições aeróbicas, dificultando em última análise o crescimento de PAO e a capacidade de absorção de fósforo, e resultando na diminuição da eficiência de remoção de fósforo. No entanto, o fósforo residual em R1 ainda era inferior ao de R2, indicando que o efeito promotor do transportador ainda existia.

3 Conclusão

Um experimento comparativo foi conduzido entre o sistema S-MBBR construído e o sistema SBR para avaliar sistematicamente seu desempenho de remoção de nitrogênio e fósforo sob condições de águas residuais de baixa relação C/N. Os resultados mostraram que o sistema S-MBBR superou o sistema SBR convencional na remoção de DQO, NH₄⁺-N, TN e TP. Especialmente sob condições de deficiência de fonte de carbono, os aumentos máximos nas taxas de remoção de TN e NH₄⁺-N atingiram 14,35% e 8,19%, respectivamente. Além disso, o sistema S-MBBR apresentou forte resistência a choques de carga e estabilidade do efluente em diferentes estágios operacionais. A introdução de transportadores suspensos otimizou efetivamente a estrutura microambiental do sistema, promoveu a ocorrência de nitrificação e desnitrificação simultâneas (SND), aumentou a diversidade microbiana e a atividade metabólica e melhorou a capacidade geral de tratamento do sistema. Os resultados da pesquisa indicam que a tecnologia S-MBBR tem boas perspectivas de aplicação para tratamento de águas residuais com baixa relação C/N e pode fornecer suporte técnico para a otimização e atualização dos processos existentes de tratamento de águas residuais.