INTRODUÇÃO
A aceleração da urbanização tornou os problemas de poluição cada vez mais proeminentes, entre os quais o esgoto urbano se tornou um problema importante. As águas residuais geradas pela produção industrial e pela vida quotidiana não só poluem gravemente os rios e as fontes de água, mas também representam uma grande ameaça à saúde humana e ao ambiente ecológico. Portanto, melhorar a qualidade do tratamento de esgoto urbano para garantir o desenvolvimento saudável das cidades tornou-se um problema urgente a ser resolvido.
Os métodos tradicionais de tratamento químico, se utilizados de forma inadequada, podem facilmente causar poluição secundária e alterar a estrutura natural dos corpos de água não poluídos. Em contraste, a tecnologia de bioaumento baseada em biofilme, como meio emergente de tratamento de esgoto urbano, apresenta vantagens únicas. Esta tecnologia pode não apenas evitar a poluição secundária, mas também possui características de operação simples e tratamento em tempo real. Mais importante ainda, a tecnologia de bioaumento é menos afetada pela concentração de poluentes e pela salinidade, mantendo alta atividade mesmo sob condições adversas, e não causa transferência de poluentes no tratamento de águas residuais tóxicas.
No entanto, o efeito real do tratamento do biofilme é influenciado por muitos fatores, entre os quais o tipo de transportador é um dos fatores-chave. Diferentes transportadores têm efeitos diferentes no crescimento e desempenho do biofilme. Portanto, a seleção de transportadores apropriados é crucial para melhorar a eficácia da tecnologia de bioaumento no tratamento da poluição da água. Para tanto, este artigo realiza uma análise e pesquisa aprofundada sobre o método de tratamento por bioaumento da poluição das águas urbanas na engenharia de proteção ambiental por meio de experimentos, com o objetivo de encontrar o melhor tipo de transportador e condições de operação, e fornecer suporte técnico mais eficaz para o tratamento da poluição das águas urbanas.
1 MATERIAIS E MÉTODOS EXPERIMENTAIS
1.1 Configuração Experimental
O experimento utilizou um reator de biofilme de plexiglass com dimensões de 20 cm x 50 cm e volume efetivo de 6,85 L. O dispositivo de aeração era uma bomba incrementadora de oxigênio, cuja principal função era fornecer oxigênio aos microrganismos e garantir suspensão suficiente dos transportadores suspensos. Durante o período de aeração intermitente de 3 horas, um agitador foi utilizado para misturar completamente o sólido-líquido (transportadores microbianos e esgoto). A temperatura da reação foi controlada a 28 ± 1 grau utilizando um dispositivo de controle de temperatura. A configuração experimental geral é mostrada na Figura 1.
Conforme mostrado na Figura 1, os reatores (a) e (b) foram inoculados com sedimentos, sendo os transportadores transportadores suspensos e transportadores elásticos, respectivamente; os reatores (c) e (d) foram inoculados com lodo ativado, sendo os transportadores transportadores suspensos e transportadores elásticos, respectivamente. Os parâmetros operacionais dos quatro reatores (a)~(d) eram basicamente os mesmos. O modo de operação foi de 3 h + 3 h de aeração intermitente com aumento gradual da intensidade de aeração e descarga intermitente de lodo. A taxa de aeração foi de 3 L/min nos dias 1 a 2, 2 L/min nos dias 3 a 9 e 3 L/min após o dia 9. O método de fixação do biofilme foi a descarga completa após 2 dias de operação intermitente.
1.2 Materiais Experimentais
1.2.1 Configuração de Portadores Microbianos
Configuração do transportador elástico: O experimento utilizou uma corda central resistente à corrosão de 4 mm de diâmetro contendo cerca de 600 substâncias filamentosas feitas de polietileno de alta densidade como transportador elástico, que foi fixado no topo do reator de biofilme e pendurado naturalmente. A altura de enchimento deste suporte foi de 26 mm, diâmetro do filamento de 10 mm, massa de 0,978 g/cm³, área superficial específica de 500 m²/cm⁻³, porosidade superior a 95% e taxa de enchimento de 60%.
Configuração de transportador suspenso: Os transportadores suspensos eram substâncias granulares feitas de cloreto de polivinila, cerca de 260 partículas, que estavam em estado fluidizado durante a aeração. O diâmetro do transportador foi de 150 mm, diâmetro de partícula de 0,5 mm, massa de 100 g/cm³, área superficial específica de 311 m²/cm⁻³, porosidade superior a 99% e taxa de enchimento de 60%.
1.2.2 Preparação de Água Experimental
A água experimental foi preparada com base na qualidade da água do rio Mihe na cidade de Weifang, província de Shandong. Poluentes comuns na água do rio Mihe, como KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O₆ e NaNO₂, foram adicionados. A temperatura da água foi controlada em 7,8 graus –31,8 graus, pH em 7,01–8,66, OD em 6,46–11,35 mg/L, NH₄⁺-N em 0,35–6,51 mg/L e DQO em 102–273 mg/L. Oligoelementos como Cu²⁺, Mg²⁺ e Mn²⁺ também foram adicionados para fornecer um bom ambiente de vida para os microrganismos. Após a adição, as concentrações foram: CuSO4·5H2O 9,68 ug/L, MgSO4 15,2 ug/L, MnCl2·4H2O 211 ug/L, FeCl3 5,88 ug/L, ZnSO4·7H2O 9,49 ug/L, CoCl₂·6H₂O 3,85 ug/L.
1.2.3 Lodo Inoculado Experimental
O sedimento inoculado foi retirado da lama do rio Mihe na cidade de Weifang, província de Shandong, e o lodo ativado inoculado foi retirado do tanque de aeração de uma estação de tratamento de águas residuais na cidade de Weifang. O sedimento inoculado foi lavado com água destilada e filtrado em peneira de aço inoxidável de 0,45 mm. O sedimento e o lodo ativado foram colocados respectivamente no fundo do reator de biofilme na proporção de 1:10.
1.3 Métodos de Análise
1.3.1 Métodos de Análise de Indicadores de Qualidade da Água
Todos os métodos de análise de indicadores de qualidade da água no experimento seguiram métodos padrão nacionais. O valor final de cada indicador foi a média de três experimentos. Os procedimentos de medição específicos são os seguintes:
pH, DO, T:Medido usando um medidor de oxigênio dissolvido Mettler-Toledo. As etapas específicas foram: garantir que o medidor esteja em boas condições de funcionamento; medir o pH; medir o oxigênio dissolvido (OD); medir a temperatura (T).
NH₄⁺-N:Medido pelo método colorimétrico de reagente de Nessler. As etapas foram: adicionar uma quantidade apropriada de solução de hidróxido de sódio à amostra de água para converter NH₄⁺ em NH₃. Normalmente, 0,2 g de NaOH são adicionados por 10 mL de amostra de água. Adicione o reagente de Nessler gota a gota à amostra de água tratada para reagir com o NH₃ gerado e formar um precipitado amarelo. Aguarde 15–30 minutos para a formação completa do precipitado. Quanto maior o teor de NH₄⁺-N, mais escura é a cor da solução. Calcule a concentração de NH₄⁺-N com base nos resultados colorimétricos ou leituras de absorbância.
BACALHAU:Medido pelo método de digestão rápida. As etapas foram: adicionar uma quantidade adequada da amostra de água a um frasco de digestão e adicionar uma quantidade adequada de ácido perclórico e ácido sulfúrico para obter a digestão ácida da amostra. Certifique-se de que o pH da amostra esteja abaixo de 2. Aqueça a digestão: coloque o balão de digestão em um banho-maria de temperatura constante ou em um aquecedor agitador, aqueça até ferver e mantenha por um período (geralmente 2 horas). Resfrie o balão de digestão à temperatura ambiente. Adicionar indicador: adicione uma pequena quantidade de sulfeto de prata como indicador para absorver o ácido clórico restante. Titulação: use Rodamina B para titulação. Adicione Rodamina B gota a gota à amostra até que a cor mude de rosa para amarelo esverdeado. Calcule a concentração de DQO.
1.3.2 Método de Análise de Características de Biofilme
A quantidade de biofilme foi determinada pelo método de preenchimento. O conteúdo de polissacarídeos e o conteúdo de proteínas foram determinados pelo método de destilação com ácido nítrico e pelo método Coomassie Brilliant Blue usando albumina de soro bovino como padrão, respectivamente. A soma dos dois foi o conteúdo EPS. O conteúdo de EPS foi utilizado como indicador para análise das características do biofilme. O experimento analisou principalmente o papel do EPS na agregação de células microbianas. Amostras de biofilme antes e depois da remoção do EPS foram pesadas e solução de NaCl a 0,9% foi adicionada para preparar uma suspensão. O valor de DO₆₀₀ da suspensão foi ajustado para 0,6 num espectrofotómetro. Uma quantidade apropriada de suspensão foi colocada em um tubo de centrífuga de 5 mL e 3 mL do sobrenadante foram retirados a cada 1 hora para medir a DO₆₀₀. A percentagem de agregação de células microbianas no tempo t foi calculada de acordo com a fórmula.
O processo de agregação seguiu uma equação cinética de primeira ordem.
2 RESULTADOS E DISCUSSÃO
2.1 Análise da qualidade do esgoto durante a inicialização da fixação de biofilme com diferentes transportadores
De acordo com os parâmetros operacionais, os reatores foram acionados e as concentrações de NH₄⁺-N e DQO no esgoto foram testadas de acordo com os procedimentos para comparar o desempenho de remoção de NH₄⁺-N e DQO com diferentes fontes de inoculação e diferentes transportadores.
Na Figura 2 (a), pode-se observar que de acordo com a eficiência de remoção de NH₄⁺-N, o processo de inicialização da fixação do biofilme foi dividido em três etapas: adaptação, crescimento rápido e estabilização. Durante o processo de arranque, a eficiência de fixação do biofilme dos transportadores suspensos e elásticos inoculados com lodo ativado foi melhor do que a dos transportadores inoculados com sedimento. Entre eles, o reator (b) obteve sucesso na fixação do biofilme no dia 12, enquanto o reator (a) foi um pouco mais lento. Devido às suas vantagens estruturais, o transportador elástico necessitou de menor tempo de fixação do biofilme, enquanto o transportador suspenso, devido ao seu material, foi mais propenso ao desprendimento do biofilme, reduzindo a eficiência da fixação. Isto indica que os abundantes microrganismos ativos no lodo ativado melhoraram a eficiência inicial da fixação do biofilme.
Na Figura 2 (b), pode-se observar que as taxas de remoção de DQO dos reatores (a) ~ (d) primeiro aumentaram e depois se estabilizaram. Entre eles, o reator (b) atingiu 80% de remoção mais rápido que (a), enquanto ambos (c) e (d) estabilizaram acima de 80% no dia 9. Isso ocorre porque a forte capacidade de adsorção e a estrutura de rede reticulada do transportador elástico aumentaram a área de contato entre microrganismos e esgoto, melhorando a eficiência de interceptação de matéria orgânica. Além disso, a adesividade e a riqueza do lodo ativado também melhoraram a remoção de DQO.
2.2 Análise da Influência de Diferentes Fatores no Desempenho do Biofilme
Com base nos resultados da análise acima, o biofilme formado pelo reator (d) (inoculado com lodo ativado e transportador elástico), que teve o melhor efeito de remoção de poluentes, foi selecionado como biofilme para experimentos subsequentes para analisar melhor a influência de diferentes fatores no desempenho do biofilme. Os resultados são mostrados na Figura 3.
2.2.1 FAZER
A temperatura experimental da água foi ajustada em 26 graus –28 graus, pH 6,8–7,2 e vazão de água 7,8–8,1 L/min. As taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO foram comparadas à medida que a concentração de DO aumentou de 1,5 mg/L para 4,5 mg/L, como mostrado na Figura 3 (a).
Na Figura 3 (a), pode-se observar que à medida que a concentração de OD aumentou, as taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO aumentaram. Quando o OD era de 1,5 mg/L, as taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO foram de cerca de 34% e 48%, respectivamente. Neste momento, o corpo hídrico estava em estado anóxico, com transferência insuficiente de oxigênio para o biofilme, dificultando o crescimento de bactérias nitrificantes, resultando em baixas taxas de remoção. Então, à medida que o DO aumentou para 3,5 mg/L, ambas as taxas de remoção aumentaram significativamente e, a partir daí, a mudança gradualmente se estabilizou. Ou seja, depois que o OD excedeu 3,5 mg/L, o OD não era mais um fator chave que afetava a remoção de NH₄⁺-N e DQO.
2.2.2 pH
A temperatura experimental da água foi ajustada entre 26 e 28 graus, vazão de água de 7,8 a 8,1 L/min, e HCl e NaHCO₃ foram usados para ajustar o pH. As taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO foram comparadas à medida que o pH aumentou de 6 para 9. Pode-se observar que à medida que o pH aumentou, as taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO primeiro aumentaram e depois diminuíram, ambas atingindo um máximo em pH 7. O pH afeta significativamente as bactérias nitrificantes. O pH ideal para o crescimento de bactérias nitrificantes é 7,5–8,0, e sua atividade é mais forte em pH 7,0–7,8. Além dessa faixa, sua atividade cai drasticamente, levando a uma diminuição nas taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO, consistente com a figura.
2.2.3 Velocidade do Fluxo de Água
A temperatura experimental da água foi ajustada em 26 graus –28 graus, pH 6,8–7,2, OD 3,5–4,5 mg/L. As taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO foram comparadas à medida que a velocidade do fluxo de água aumentou de 6,5 L/min para 9,5 L/min. Pode-se observar que antes da velocidade do fluxo atingir 8,0 L/min, as taxas de remoção aumentaram com o aumento da velocidade do fluxo, atingindo um máximo de 8,0 L/min, e então começaram a diminuir. Isto ocorre porque uma velocidade de fluxo adequada promove o movimento da água, acelerando o transporte de substâncias e oxigênio para o biofilme, mas uma velocidade de fluxo excessivamente alta impacta o biofilme, causando alguma perda de biofilme, afetando assim a eficiência do tratamento.
2.2.4 Carga COD
A temperatura experimental da água foi ajustada em 26 graus –28 graus, DO 3,5 mg/L, pH 7, velocidade do fluxo de água 8 L/min. As taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO foram comparadas à medida que a carga de DQO aumentou de 15 g/m²·d para 30 g/m²·d. Pode-se observar que quando a carga de DQO aumentou de 15 g/m²·d para 30 g/m²·d, as taxas de remoção aumentaram rapidamente e depois estabilizaram gradualmente, atingindo um máximo com uma carga de DQO de 25 g/m²·d. Neste ponto, a taxa de remoção de NH₄⁺-N estava próxima de 90% e a taxa de remoção de DQO excedeu 90%. Quando a carga de DQO excedeu 25 g/m²·d, aumentar ainda mais a carga não alterou significativamente as taxas de remoção. A carga ideal de DQO para o biofilme utilizado no experimento foi de 25 g/m²·d.
2.2.5 Relação C/N do Influente
A temperatura experimental da água foi ajustada em 26 graus –28 graus, DO 3,5 mg/L, pH 7, velocidade do fluxo de água 8 L/min. As taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO foram comparadas em razões C/N influentes de 5,3, 10,2 e 14,6, com resultados mostrados na Figura 3 (e).
Na Figura 3 (e), pode-se observar que quando a relação C / N influente foi de 5,3, o biofilme alcançou uma boa taxa de remoção de NH₄⁺-N de 90%, mas a taxa de remoção de DQO foi baixa. Isso ocorre porque uma baixa relação C/N favorece o crescimento de bactérias nitrificantes autotróficas, fazendo-as competir mais fortemente por nutrientes e OD do que bactérias nitrificantes heterotróficas, levando a um desequilíbrio entre bactérias nitrificantes heterotróficas e autotróficas, resultando em má remoção de DQO. Quando a relação C / N influente foi de 10, 2, o biofilme alcançou taxas de remoção relativamente altas tanto para NH₄⁺-N quanto para DQO, porque sob essa condição, bactérias nitrificantes heterotróficas e autotróficas cresceram em equilíbrio e a eficiência de purificação do biofilme foi alta. Quando a relação C/N do afluente era de 14,6, a taxa de remoção de DQO foi alta, excedendo 90%, mas a taxa de remoção de NH₄⁺-N caiu drasticamente para apenas cerca de 65%. Portanto, ao selecionar a relação C/N influente, ambas as eficiências de remoção de NH₄⁺-N e DQO devem ser consideradas.
3 CONCLUSÃO
Para melhorar o efeito do tratamento da poluição da água, foi proposto um método de tratamento de bioaumento para a poluição da água urbana baseado em biofilme. Um reator de biofilme foi construído para comparar o desempenho de inicialização da fixação do biofilme com diferentes fontes de inoculação e diferentes transportadores, bem como os efeitos de OD, pH, velocidade do fluxo de água, carga de DQO e relação C/N influente na eficiência do tratamento de esgoto do biofilme. A análise mostrou que o biofilme carreador elástico inoculado com lodo ativado apresentou maiores taxas de remoção de NH₄⁺-N e DQO, obtendo melhor desempenho do tratamento. Além disso, quando a concentração de OD foi mantida em 3,5 mg/L, o pH controlado dentro da faixa adequada de 7,0 a 7,8, a velocidade do fluxo de água estabilizada em 8,0 L/min, a carga de DQO em 25 g/m²·d e a relação C/N do afluente ajustada para 10,2, o biofilme exibiu o efeito ideal de remoção de poluentes. Em resumo, o método de tratamento de bioaumento da poluição da água urbana baseado em biofilme apresenta vantagens e potencial significativos. A geração de biofilme adaptado às condições locais para o tratamento da poluição da água urbana fornece ideias para melhorar a poluição da água urbana e manter o equilíbrio ecológico urbano.