Processo químico para remoção do nitrogênio amoniacal da água

1. O que é nitrogênio amoniacal?

O nitrogênio amoniacal refere-se à amônia na forma de amônia livre (ou amônia não iônica, NH3) ou amônia iônica (NH4+). Quanto maior o pH, maior a proporção de amônia livre; por outro lado, a proporção de sal de amônio é alta.

O nitrogênio amoniacal é um nutriente presente na água que pode levar à eutrofização e é o principal poluente consumidor de oxigênio na água, sendo tóxico para peixes e alguns organismos aquáticos.

O principal efeito nocivo do nitrogênio amoniacal sobre os organismos aquáticos é a amônia livre, cuja toxicidade é dezenas de vezes maior que a do sal de amônio, e aumenta com o aumento da alcalinidade. A toxicidade do nitrogênio amoniacal está intimamente relacionada ao valor do pH e à temperatura da água da piscina; em geral, quanto maiores o pH e a temperatura da água, maior a toxicidade.

Dois métodos colorimétricos de sensibilidade aproximada comumente usados ​​para determinar amônia são o método clássico do reagente de Nessler e o método do fenol-hipoclorito. Titulações e métodos elétricos também são comumente usados ​​para determinar amônia; quando o teor de nitrogênio amoniacal é alto, o método de titulação por destilação também pode ser usado. (Normas nacionais incluem o método do reagente de Nath, espectrofotometria com ácido salicílico e método de titulação por destilação).

2. Processo de remoção física e química de nitrogênio

① Método de precipitação química

O método de precipitação química, também conhecido como método de precipitação MAP, consiste em adicionar magnésio e ácido fosfórico ou fosfato de hidrogênio às águas residuais contendo nitrogênio amoniacal. Dessa forma, o NH₄⁺ presente nas águas residuais reage com o Mg⁺ e o PO₄³⁻ em solução aquosa, gerando um precipitado de fosfato de amônio e magnésio, cuja fórmula molecular é MgNH₄PO₄.6H₂O. O objetivo é remover o nitrogênio amoniacal. O fosfato de amônio e magnésio, comumente conhecido como estruvita, pode ser utilizado como adubo, aditivo para solo ou retardante de chamas em materiais de construção. A equação da reação é a seguinte:

Mg++ NH4 + + PO4 – = MgNH4PO4

Os principais fatores que afetam o efeito do tratamento por precipitação química são o valor do pH, a temperatura, a concentração de nitrogênio amoniacal e a proporção molar (n(Mg+) : n(NH4+) : n(PO4-)). Os resultados mostram que, quando o valor do pH é 10 e a proporção molar de magnésio, nitrogênio e fósforo é 1,2:1:1,2, o efeito do tratamento é melhor.

Utilizando cloreto de magnésio e fosfato dissódico de hidrogênio como agentes precipitantes, os resultados mostram que o efeito do tratamento é melhor quando o valor do pH é 9,5 e a proporção molar de magnésio, nitrogênio e fósforo é 1,2:1:1.

Os resultados mostram que a combinação MgCl₂ + Na₃PO₄.12H₂O é superior a outras combinações de agentes precipitantes. Quando o valor do pH é 10,0, a temperatura é 30 °C e a proporção n(Mg⁺) : n(NH₄⁺) : n(PO₄⁻) é de 1:1:1, a concentração mássica de nitrogênio amoniacal nas águas residuais após agitação por 30 minutos é reduzida de 222 mg/L antes do tratamento para 17 mg/L, e a taxa de remoção é de 92,3%.

O método de precipitação química e o método de membrana líquida foram combinados para o tratamento de efluentes industriais com alta concentração de nitrogênio amoniacal. Sob condições otimizadas do processo de precipitação, a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal atingiu 98,1%, e o tratamento subsequente com o método de membrana líquida reduziu a concentração de nitrogênio amoniacal para 0,005 g/L, atendendo ao padrão nacional de emissão de primeira classe.

Investigou-se o efeito da remoção de íons metálicos divalentes (Ni+, Mn+, Zn+, Cu+, Fe+), além do Mg+, sobre o nitrogênio amoniacal sob a ação do fosfato. Um novo processo de precipitação de CaSO4 seguido de precipitação com MAP foi proposto para o tratamento de efluentes contendo sulfato de amônio. Os resultados demonstram que o regulador tradicional de NaOH pode ser substituído por cal.

A vantagem do método de precipitação química reside no fato de que, quando a concentração de nitrogênio amoniacal em efluentes é alta, a aplicação de outros métodos, como métodos biológicos, cloração por ponto de ruptura, separação por membrana e troca iônica, é limitada. Nesses casos, o método de precipitação química pode ser utilizado como pré-tratamento. A eficiência de remoção do método de precipitação química é superior, não é limitado pela temperatura e sua operação é simples. O lodo precipitado, contendo fosfato de amônio e magnésio, pode ser utilizado como fertilizante composto, viabilizando o reaproveitamento de resíduos e, assim, reduzindo parte dos custos. Se combinado com empresas industriais que produzem efluentes fosfatados e empresas que produzem salmoura, pode reduzir custos farmacêuticos e facilitar a aplicação em larga escala.

A desvantagem do método de precipitação química é que, devido à limitação do produto de solubilidade do fosfato de amônio e magnésio, após o nitrogênio amoniacal nas águas residuais atingir uma determinada concentração, o efeito de remoção não é significativo e o custo de insumos aumenta consideravelmente. Portanto, o método de precipitação química deve ser utilizado em combinação com outros métodos adequados para tratamento avançado. A quantidade de reagente utilizada é grande, a quantidade de lodo produzido é grande e o custo do tratamento é elevado. A introdução de íons cloreto e fósforo residual durante a dosagem dos produtos químicos pode facilmente causar poluição secundária.

Fabricante e fornecedor atacadista de sulfato de alumínio | EVERBRIGHT (cnchemist.com)

Fabricante e fornecedor atacadista de fosfato de sódio dibásico | EVERBRIGHT (cnchemist.com)

②Método de sopro

A remoção de nitrogênio amoniacal pelo método de sopro consiste em ajustar o pH para alcalino, de modo que o íon amônio presente no efluente seja convertido em amônia, que passa a existir principalmente na forma de amônia livre. Essa amônia livre é então removida do efluente por meio de um gás de arraste, atingindo-se assim o objetivo de remoção do nitrogênio amoniacal. Os principais fatores que afetam a eficiência do sopro são o pH, a temperatura, a relação gás-líquido, a vazão do gás e a concentração inicial. Atualmente, o método de sopro é amplamente utilizado no tratamento de efluentes com alta concentração de nitrogênio amoniacal.

Estudou-se a remoção de nitrogênio amoniacal do lixiviado de aterro sanitário pelo método de sopro. Constatou-se que os principais fatores que controlam a eficiência do sopro são a temperatura, a relação gás-líquido e o valor do pH. Quando a temperatura da água é superior a 2590 °C, a relação gás-líquido é de aproximadamente 3500 e o pH é de cerca de 10,5, a taxa de remoção pode atingir mais de 90% para o lixiviado de aterro sanitário com concentração de nitrogênio amoniacal de 2000 a 4000 mg/L. Os resultados mostram que, com pH = 11,5, temperatura de sopro de 80 °C e tempo de sopro de 120 min, a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal em águas residuais pode atingir 99,2%.

A eficiência da remoção de nitrogênio amoniacal em águas residuais com alta concentração foi avaliada utilizando uma torre de remoção em contracorrente. Os resultados mostraram que a eficiência da remoção aumentou com o aumento do valor do pH. Quanto maior a relação gás-líquido, maior a força motriz da transferência de massa para a remoção da amônia, e consequentemente, maior a eficiência da remoção.

A remoção de nitrogênio amoniacal pelo método de sopro é eficaz, fácil de operar e controlar. O nitrogênio amoniacal soprou e pode ser utilizado como absorvente com ácido sulfúrico, e o ácido sulfúrico gerado pode ser usado como fertilizante. O método de sopro é uma tecnologia comumente utilizada para a remoção física e química de nitrogênio atualmente. No entanto, esse método apresenta algumas desvantagens, como incrustações frequentes na torre de sopro, baixa eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal em baixas temperaturas e poluição secundária causada pelos gases de sopro. Geralmente, o método de sopro é combinado com outros métodos de tratamento de efluentes com nitrogênio amoniacal para o pré-tratamento de efluentes com alta concentração desse gás.

③ Cloração no ponto de ruptura

O mecanismo de remoção de amônia por cloração em ponto de ruptura consiste na reação do gás cloro com a amônia para produzir gás nitrogênio inofensivo, e o N₂ escapa para a atmosfera, fazendo com que a fonte da reação continue para a direita. A fórmula da reação é:

HOCl NH4 + + 1,5 – > 0,5 N2 H20 H++ Cl – 1,5 + 2,5 + 1,5)

Quando o gás cloro é transferido para as águas residuais até um determinado ponto, o teor de cloro livre na água é baixo e a concentração de amônia é zero. Quando a quantidade de gás cloro ultrapassa esse ponto, a quantidade de cloro livre na água aumenta; portanto, esse ponto é chamado de ponto de ruptura, e a cloração nesse estado é chamada de cloração de ponto de ruptura.

O método de cloração por ponto de ruptura é utilizado para tratar águas residuais de perfuração após a injeção de nitrogênio amoniacal, e o efeito do tratamento é diretamente afetado pelo processo de pré-tratamento com injeção de nitrogênio amoniacal. Quando 70% do nitrogênio amoniacal nas águas residuais é removido pelo processo de injeção e, em seguida, tratado por cloração por ponto de ruptura, a concentração mássica de nitrogênio amoniacal no efluente é inferior a 15 mg/L. Zhang Shengli et al. utilizaram águas residuais simuladas com nitrogênio amoniacal com concentração mássica de 100 mg/L como objeto de estudo, e os resultados da pesquisa mostraram que os principais e secundários fatores que afetam a remoção de nitrogênio amoniacal pela oxidação com hipoclorito de sódio são a proporção de cloro para nitrogênio amoniacal, o tempo de reação e o valor do pH.

O método de cloração por ponto de ruptura apresenta alta eficiência na remoção de nitrogênio, podendo atingir uma taxa de remoção de 100%, e a concentração de amônia em águas residuais pode ser reduzida a zero. O efeito é estável e não é afetado pela temperatura; requer menos investimento em equipamentos, com resposta rápida e completa; possui efeito de esterilização e desinfecção em corpos d'água. O escopo de aplicação do método de cloração por ponto de ruptura abrange águas residuais com concentração de nitrogênio amoniacal inferior a 40 mg/L, sendo, portanto, utilizado principalmente para o tratamento avançado dessas águas residuais. No entanto, os requisitos de segurança para uso e armazenamento são rigorosos, o custo do tratamento é elevado e os subprodutos cloraminas e compostos orgânicos clorados podem causar poluição secundária.

④ método de oxidação catalítica

O método de oxidação catalítica consiste na ação de um catalisador, sob determinada temperatura e pressão, que, por meio da oxidação com ar, oxida e decompõe a matéria orgânica e a amônia presentes no esgoto em substâncias inofensivas como CO2, N2 e H2O, atingindo assim o objetivo de purificação.

Os fatores que afetam o efeito da oxidação catalítica são as características do catalisador, a temperatura, o tempo de reação, o valor do pH, a concentração de nitrogênio amoniacal, a pressão, a intensidade da agitação, entre outros.

O processo de degradação do nitrogênio amoniacal ozonizado foi estudado. Os resultados mostraram que, com o aumento do pH, um tipo de radical HO•, com forte poder oxidante, foi produzido, acelerando significativamente a taxa de oxidação. Estudos demonstram que o ozônio pode oxidar o nitrogênio amoniacal a nitrito e o nitrito a nitrato. A concentração de nitrogênio amoniacal na água diminui com o tempo, e a taxa de remoção é de aproximadamente 82%. Um catalisador composto de CuO-MnO₂-CeO₂ foi utilizado para o tratamento de efluentes contendo nitrogênio amoniacal. Os resultados experimentais mostram que a atividade oxidante do catalisador composto recém-preparado foi significativamente melhorada, e as condições ideais do processo são 255 °C, 4,2 MPa e pH 10,8. No tratamento de efluentes contendo nitrogênio amoniacal com concentração inicial de 1023 mg/L, a taxa de remoção atingiu 98% em 150 minutos, atendendo ao padrão nacional de descarte secundário (50 mg/L).

O desempenho catalítico do fotocatalisador de TiO₂ suportado em zeólita foi investigado através do estudo da taxa de degradação do nitrogênio amoniacal em solução de ácido sulfúrico. Os resultados mostram que a dosagem ideal do fotocatalisador TiO₂/zeólita é de 1,5 g/L e o tempo de reação é de 4 h sob irradiação ultravioleta. A taxa de remoção do nitrogênio amoniacal das águas residuais pode atingir 98,92%. O efeito de remoção do ferro e do dióxido de chin nanoestruturado sob luz ultravioleta sobre o fenol e o nitrogênio amoniacal foi estudado. Os resultados mostram que a taxa de remoção do nitrogênio amoniacal é de 97,5% quando o pH = 9,0 é aplicado à solução de nitrogênio amoniacal com concentração de 50 mg/L, o que representa um aumento de 7,8% e 22,5% em relação à remoção do ferro ou do dióxido de chin isoladamente, respectivamente.

O método de oxidação catalítica apresenta vantagens como alta eficiência de purificação, processo simples e pequena área ocupada, sendo frequentemente utilizado no tratamento de efluentes com alta concentração de nitrogênio amoniacal. A dificuldade em sua aplicação reside em como evitar a perda do catalisador e proteger os equipamentos contra a corrosão.

⑤método de oxidação eletroquímica

O método de oxidação eletroquímica refere-se ao método de remoção de poluentes da água por meio da eletrooxidação com atividade catalítica. Os fatores que influenciam esse processo são a densidade de corrente, a vazão de entrada, o tempo de saída e o tempo de solubilização.

Estudou-se a oxidação eletroquímica de efluentes contendo nitrogênio amoniacal em uma célula eletrolítica de fluxo circulante, onde o polo positivo é a eletricidade gerada pela rede de Ti/RuO₂-TiO₂-IrO₂-SnO₂ e o polo negativo pela eletricidade gerada pela rede de Ti. Os resultados mostram que, quando a concentração de íons cloreto é de 400 mg/L, a concentração inicial de nitrogênio amoniacal é de 40 mg/L, a vazão de entrada é de 600 mL/min, a densidade de corrente é de 20 mA/cm² e o tempo de eletrólise é de 90 min, a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal é de 99,37%. Isso demonstra que a oxidação eletrolítica de efluentes contendo nitrogênio amoniacal apresenta um bom potencial de aplicação.

3. Processo bioquímico de remoção de nitrogênio

①todo o processo de nitrificação e desnitrificação

A nitrificação e desnitrificação em todo o processo é um método biológico amplamente utilizado há muito tempo. Converte o nitrogênio amoniacal presente nas águas residuais em nitrogênio por meio de uma série de reações, como a nitrificação e a desnitrificação, sob a ação de diversos microrganismos, atingindo assim o objetivo do tratamento de águas residuais. O processo de nitrificação e desnitrificação para remoção do nitrogênio amoniacal requer duas etapas:

Reação de nitrificação: A reação de nitrificação é realizada por microrganismos autotróficos aeróbios. Em condições aeróbias, o nitrogênio inorgânico é utilizado como fonte de nitrogênio para converter NH4+ em NO2-, que é então oxidado a NO3-. O processo de nitrificação pode ser dividido em duas etapas. Na segunda etapa, o nitrito é convertido em nitrato (NO3-) por bactérias nitrificantes.

Reação de desnitrificação: A reação de desnitrificação é o processo no qual bactérias desnitrificantes reduzem o nitrogênio nitrito e o nitrogênio nitrato a nitrogênio gasoso (N₂) em condições de hipóxia. As bactérias desnitrificantes são microrganismos heterotróficos, a maioria dos quais pertence à classe das bactérias anfícticas. Em condições de hipóxia, elas utilizam o oxigênio presente no nitrato como aceptor de elétrons e a matéria orgânica (componente da DBO no esgoto) como doador de elétrons para obter energia, além de serem oxidadas e estabilizadas.

As aplicações de engenharia de nitrificação e desnitrificação em todo o processo incluem principalmente AO, A2O, vala de oxidação, etc., sendo este um método mais consolidado utilizado na indústria de remoção biológica de nitrogênio.

O método de nitrificação e desnitrificação apresenta vantagens como estabilidade, operação simples, ausência de poluição secundária e baixo custo. Entretanto, esse método também apresenta algumas desvantagens, como a necessidade de adição de fonte de carbono quando a relação C/N no efluente é baixa, a exigência de temperatura relativamente rigorosa, a baixa eficiência em baixas temperaturas, a necessidade de grande área, a alta demanda de oxigênio e a presença de substâncias nocivas, como íons de metais pesados, que exercem efeito inibitório sobre os microrganismos e precisam ser removidas antes da implementação do método biológico. Além disso, a alta concentração de nitrogênio amoniacal no efluente também inibe o processo de nitrificação. Portanto, um pré-tratamento deve ser realizado antes do tratamento de efluentes com alta concentração de nitrogênio amoniacal, de modo que essa concentração seja inferior a 500 mg/L. O método biológico tradicional é adequado para o tratamento de efluentes com baixa concentração de nitrogênio amoniacal e matéria orgânica, como esgoto doméstico, efluentes químicos, etc.

②Nitrificação e desnitrificação simultâneas (SND)

Quando a nitrificação e a desnitrificação ocorrem simultaneamente no mesmo reator, o processo é denominado digestão e desnitrificação simultâneas (DDS). O oxigênio dissolvido no efluente é limitado pela taxa de difusão, criando um gradiente de oxigênio dissolvido na área do microambiente do floco microbiano ou biofilme. Esse gradiente na superfície externa do floco microbiano ou biofilme favorece o crescimento e a proliferação de bactérias nitrificantes e amoniacais aeróbicas. Quanto mais profunda a camada de floco ou biofilme, menor a concentração de oxigênio dissolvido, resultando em uma zona anóxica onde as bactérias desnitrificantes predominam. Assim, forma-se o processo de digestão e desnitrificação simultâneas. Os fatores que influenciam a digestão e desnitrificação simultâneas são o pH, a temperatura, a alcalinidade, a fonte de carbono orgânico, o oxigênio dissolvido e a idade do lodo.

A nitrificação/desnitrificação simultânea ocorria no canal de oxidação tipo Carrossel, e a concentração de oxigênio dissolvido entre o impulsor aerador no canal de oxidação tipo Carrossel diminuía gradualmente, sendo que a concentração de oxigênio dissolvido na parte inferior do canal era menor do que na parte superior. As taxas de formação e consumo de nitrogênio nitrato em cada parte do canal eram quase iguais, e a concentração de nitrogênio amoniacal no canal era sempre muito baixa, o que indica que as reações de nitrificação e desnitrificação ocorriam simultaneamente no canal de oxidação tipo Carrossel.

O estudo sobre o tratamento de esgoto doméstico mostra que quanto maior a DQO (Demanda Química de Oxigênio), mais completa é a desnitrificação e melhor a remoção de nitrogênio total. O efeito do oxigênio dissolvido na nitrificação e desnitrificação simultâneas é significativo. Quando o oxigênio dissolvido é controlado entre 0,5 e 2 mg/L, o efeito de remoção de nitrogênio total é bom. Ao mesmo tempo, o método de nitrificação e desnitrificação economiza espaço no reator, reduz o tempo de reação, tem baixo consumo de energia, economiza investimento e facilita a manutenção da estabilidade do pH.

③Digestão e desnitrificação de curto alcance

No mesmo reator, bactérias oxidantes de amônia são utilizadas para oxidar a amônia a nitrito em condições aeróbicas, e então o nitrito é diretamente desnitrificado para produzir nitrogênio com matéria orgânica ou fonte externa de carbono como doador de elétrons em condições de hipóxia. Os fatores que influenciam a nitrificação e a desnitrificação de curto alcance são a temperatura, a amônia livre, o valor do pH e o oxigênio dissolvido.

Efeito da temperatura na nitrificação de curto alcance de esgoto municipal sem água do mar e esgoto municipal com 30% de água do mar. Os resultados experimentais mostram que: para o esgoto municipal sem água do mar, o aumento da temperatura favorece a nitrificação de curto alcance. Quando a proporção de água do mar no esgoto doméstico é de 30%, a nitrificação de curto alcance é melhor alcançada em condições de temperatura média. A Universidade de Tecnologia de Delft desenvolveu o processo SHARON, no qual o uso de alta temperatura (cerca de 30-409 °C) favorece a proliferação de bactérias nitrificantes, fazendo com que essas bactérias percam a competição. Ao mesmo tempo, o controle da idade do lodo elimina essas bactérias, permitindo que a reação de nitrificação ocorra na fase nitrito.

Com base na diferença de afinidade pelo oxigênio entre bactérias nitrificantes e bactérias nitrificantes, o Laboratório de Ecologia Microbiana de Gent desenvolveu o processo OLAND para alcançar o acúmulo de nitrogênio nitrito, controlando o oxigênio dissolvido para eliminar as bactérias nitrificantes.

Os resultados do teste piloto do tratamento de águas residuais de coqueificação por nitrificação e desnitrificação de curto alcance mostram que, quando as concentrações de DQO, nitrogênio amoniacal, NT e fenol na entrada são de 1201,6, 510,4, 540,1 e 110,4 mg/L, respectivamente, as concentrações médias de DQO, nitrogênio amoniacal, NT e fenol no efluente são de 197,1, 14,2, 181,5 e 0,4 mg/L, respectivamente. As taxas de remoção correspondentes foram de 83,6%, 97,2%, 66,4% e 99,6%, respectivamente.

O processo de nitrificação e desnitrificação de curto alcance não passa pela fase de nitrato, economizando a fonte de carbono necessária para a remoção biológica de nitrogênio. Apresenta certas vantagens para efluentes nitrogenados com baixa relação C/N. A nitrificação e desnitrificação de curto alcance têm como vantagens a menor geração de lodo, o menor tempo de reação e a economia de volume do reator. No entanto, esse processo requer o acúmulo estável e contínuo de nitrito, tornando crucial a forma de inibir eficazmente a atividade das bactérias nitrificantes.

④ Oxidação anaeróbica de amônia

A amoxidação anaeróbica é um processo de oxidação direta do nitrogênio amoniacal a nitrogênio por bactérias autotróficas em condições de hipóxia, utilizando nitrogênio nitroso ou nitrogênio óxido nitroso como aceptor de elétrons.

Foram estudados os efeitos da temperatura e do pH na atividade biológica do anammoX. Os resultados mostraram que a temperatura ideal de reação foi de 30 °C e o pH ideal foi de 7,8. A viabilidade de um reator anaeróbio ammoX para o tratamento de efluentes com alta salinidade e alta concentração de nitrogênio foi investigada. Os resultados mostraram que a alta salinidade inibiu significativamente a atividade do anammoX, e essa inibição foi reversível. A atividade anaeróbia ammoX do lodo não aclimatado foi 67,5% menor do que a do lodo controle sob salinidade de 30 g.L⁻¹ (NaCl). A atividade anaeróbia ammoX do lodo aclimatado foi 45,1% menor do que a do controle. Quando o lodo aclimatado foi transferido de um ambiente de alta salinidade para um ambiente de baixa salinidade (sem salmoura), a atividade anaeróbia ammoX aumentou em 43,1%. No entanto, o reator está sujeito a declínio de funcionamento quando opera em alta salinidade por um longo período.

Comparado aos processos biológicos tradicionais, o ammoX anaeróbio é uma tecnologia de remoção biológica de nitrogênio mais econômica, que não requer fonte de carbono adicional, apresenta baixa demanda de oxigênio, dispensa reagentes para neutralização e gera menos lodo. As desvantagens do ammoX anaeróbio incluem a baixa velocidade de reação, o grande volume do reator e a dificuldade em encontrar fontes de carbono adequadas, o que o torna uma solução prática para o tratamento de efluentes com nitrogênio amoniacal e baixa biodegradabilidade.

4. Processo de remoção de nitrogênio por separação e adsorção

① método de separação por membrana

O método de separação por membrana utiliza a permeabilidade seletiva da membrana para separar seletivamente os componentes do líquido, com o objetivo de remover o nitrogênio amoniacal. Inclui osmose reversa, nanofiltração, membrana de desamônia e eletrodiálise. Os fatores que afetam a separação por membrana são as características da membrana, a pressão ou voltagem, o valor do pH, a temperatura e a concentração de nitrogênio amoniacal.

Com base na qualidade da água residual contendo nitrogênio amoniacal proveniente de uma fundição de terras raras, foi realizado um experimento de osmose reversa utilizando efluentes simulados contendo NH₄Cl e NaCl. Constatou-se que, sob as mesmas condições, a osmose reversa apresentou uma taxa de remoção de NaCl superior, enquanto o NH₄Cl apresentou uma taxa de produção de água superior. A taxa de remoção de NH₄Cl após o tratamento por osmose reversa foi de 77,3%, o que permite sua utilização como pré-tratamento de efluentes contendo nitrogênio amoniacal. A tecnologia de osmose reversa apresenta economia de energia e boa estabilidade térmica, porém baixa resistência ao cloro e à poluição.

Um processo de separação por membrana de nanofiltração bioquímica foi utilizado para tratar o lixiviado do aterro sanitário, de modo que 85% a 90% do líquido permeável foi descartado de acordo com os padrões, e apenas 0% a 15% do esgoto líquido concentrado e da lama retornaram ao tanque de lixo. Ozturki et al. trataram o lixiviado do aterro sanitário de Odayeri, na Turquia, com membrana de nanofiltração, e a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal foi de cerca de 72%. A membrana de nanofiltração requer pressão menor do que a membrana de osmose reversa e é de fácil operação.

O sistema de membrana para remoção de amônia é geralmente utilizado no tratamento de águas residuais com alto teor de nitrogênio amoniacal. O nitrogênio amoniacal na água apresenta o seguinte equilíbrio: NH₄⁻ + OH⁻ = NH₃ + H₂O. Em operação, a água residual contendo amônia flui na carcaça do módulo de membrana, enquanto o líquido absorvente de ácido flui no tubo do módulo de membrana. Quando o pH da água residual aumenta ou a temperatura sobe, o equilíbrio se desloca para a direita, e o íon amônio NH₄⁻ se transforma em NH₃ gasoso livre. Nesse momento, o NH₃ gasoso pode entrar na fase líquida absorvente de ácido no tubo, vindo da fase aquosa na carcaça, através dos microporos na superfície da fibra oca, sendo absorvido pela solução ácida e se transformando imediatamente em NH₄⁻ iônico. Mantenha o pH da água residual acima de 10 e a temperatura acima de 35 °C (abaixo de 50 °C), de modo que o NH4 presente na fase aquosa migre continuamente para a fase líquida de absorção, transformando-se em NH3. Como resultado, a concentração de nitrogênio amoniacal na água residual diminui continuamente. A fase líquida de absorção ácida, por conter apenas ácido e NH4-, forma um sal de amônio de alta pureza, que atinge uma determinada concentração após circulação contínua, podendo ser reciclado. Dessa forma, o uso dessa tecnologia pode melhorar significativamente a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal em águas residuais e, além disso, reduzir o custo operacional total do sistema de tratamento de efluentes.

②Método de eletrodiálise

A eletrodiálise é um método de remoção de sólidos dissolvidos de soluções aquosas através da aplicação de uma voltagem entre pares de membranas. Sob a ação da voltagem, os íons de amônio e outros íons presentes no efluente contendo nitrogênio amoniacal são concentrados através da membrana na água com alta concentração de amônia, atingindo assim o objetivo de remoção.

O método de eletrodiálise foi utilizado para tratar águas residuais inorgânicas com alta concentração de nitrogênio amoniacal, obtendo-se bons resultados. Para águas residuais com concentração de nitrogênio amoniacal entre 2000 e 3000 mg/L, a taxa de remoção pode ultrapassar 85%, resultando em água com concentração de amônia de 8,9%. O consumo de energia elétrica durante a operação de eletrodiálise é proporcional à quantidade de nitrogênio amoniacal presente na água residual. O tratamento de águas residuais por eletrodiálise não é limitado por valores de pH, temperatura e pressão, sendo um método de fácil operação.

As vantagens da separação por membrana incluem alta recuperação de nitrogênio amoniacal, operação simples, efeito de tratamento estável e ausência de poluição secundária. No entanto, no tratamento de efluentes com alta concentração de nitrogênio amoniacal, com exceção da membrana desamoniada, outras membranas são propensas à incrustação e entupimento, e a regeneração e retrolavagem são frequentes, aumentando o custo do tratamento. Portanto, esse método é mais adequado para pré-tratamento ou para efluentes com baixa concentração de nitrogênio amoniacal.

③ Método de troca iônica

O método de troca iônica é um método para remover nitrogênio amoniacal de águas residuais utilizando materiais com forte adsorção seletiva de íons amônia. Os materiais adsorventes mais comuns são carvão ativado, zeólita, montmorilonita e resina de troca iônica. A zeólita é um tipo de silicoaluminato com estrutura espacial tridimensional, poros regulares e orifícios. Dentre eles, a clinoptilolita apresenta forte capacidade de adsorção seletiva de íons amônia e baixo custo, sendo comumente utilizada como material adsorvente para águas residuais com nitrogênio amoniacal em obras de engenharia. Os fatores que afetam a eficácia do tratamento com clinoptilolita incluem tamanho de partícula, concentração de nitrogênio amoniacal na água de entrada, tempo de contato, valor do pH, entre outros.

O efeito de adsorção da zeólita sobre o nitrogênio amoniacal é evidente, seguido pela ranita, enquanto o efeito do solo e da ceramita é fraco. A principal forma de remoção do nitrogênio amoniacal da zeólita é a troca iônica, sendo o efeito de adsorção física muito pequeno. O efeito de troca iônica da ceramita, do solo e da ranita é semelhante ao efeito de adsorção física. A capacidade de adsorção dos quatro materiais diminuiu com o aumento da temperatura na faixa de 15 a 35 °C e aumentou com o aumento do pH na faixa de 3 a 9. O equilíbrio de adsorção foi atingido após 6 horas de agitação.

Estudou-se a viabilidade da remoção de nitrogênio amoniacal do lixiviado de aterro sanitário por adsorção em zeólita. Os resultados experimentais mostram que cada grama de zeólita possui um potencial de adsorção limitado a 15,5 mg de nitrogênio amoniacal. Quando o tamanho das partículas de zeólita é de 30-16 mesh, a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal atinge 78,5%. Além disso, sob o mesmo tempo de adsorção, dosagem e tamanho de partícula de zeólita, quanto maior a concentração de nitrogênio amoniacal no afluente, maior a taxa de adsorção, demonstrando a viabilidade da zeólita como adsorvente para a remoção de nitrogênio amoniacal do lixiviado. Ao mesmo tempo, observa-se que a taxa de adsorção de nitrogênio amoniacal pela zeólita é baixa, sendo difícil para a zeólita atingir a capacidade de adsorção de saturação em operação prática.

O efeito de um leito biológico de zeólita na remoção de nitrogênio, DQO e outros poluentes em esgoto simulado de aldeia foi estudado. Os resultados mostram que a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal pelo leito biológico de zeólita é superior a 95%, e a remoção de nitrogênio nitrato é fortemente influenciada pelo tempo de residência hidráulica.

O método de troca iônica apresenta as vantagens de baixo investimento, processo simples, operação conveniente, insensibilidade a venenos e à temperatura, e reutilização da zeólita por regeneração. No entanto, no tratamento de efluentes com alta concentração de nitrogênio amoniacal, a regeneração é frequente, o que acarreta inconvenientes operacionais. Portanto, é necessário combinar esse método com outros métodos de tratamento de nitrogênio amoniacal ou utilizá-lo para tratar efluentes com baixa concentração de nitrogênio amoniacal.

Fabricante e fornecedor atacadista de zeólita 4A | EVERBRIGHT (cnchemist.com)