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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
ESCOLA DE ENGENHARIA DE SÃO CARLOS
DEPARTAMENTO DE HIDRÁULICA E SANEAMENTO
ESTRATÉGIAS DE OPERAÇÃO DE REATORES AERÓBIO/ANÓXICO
OPERADOS EM BATELADA SEQUENCIAL PARA REMOÇÃO DE
NITROGÊNIO DE ÁGUA RESIDUÁRIA INDUSTRIAL
Eng. Alexandre Fernandes Ono
Dissertação apresentada à Escola de
Engenharia de São Carlos, da Universidade
de São Paulo, como parte dos requisitos para
obtenção do título de Mestre em Engenharia
(Hidráulica e Saneamento)
ORIENTADOR: Prof. Dr. Eugenio Foresti
SÃO CARLOS
2007
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ii
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iv
i
Agradecimentos
Ao Prof. Dr. Eugenio Foresti pela orientação e oportunidade de desenvolver este trabalho.
Ao CNPq, pela bolsa de estudo concedida.
Aos colegas do programa de pós-graduação e do Laboratório de Processos Biológicos, pela
convivência, aprendizado e colaboração na realização da pesquisa e aos momentos agradáveis
no café...
Em especial ao Arnaldo, Beth, Janja, Elô, Wagner, Dani, Renata, Tiago, Bruna, Cris, Renato,
pelo incentivo, sugestões e apoio ao longo do trabalho e pela amizade.
Às secretárias Rose, Sá e Paví.
A todos amigos, colegas e familiares que me apoiaram diretamente e indiretamente nesta
etapa da minha vida ...
À Juliana pelo carinho, atenção e incentivo.
... aos meus pais, Ruth e Ono e à minha irmã Andréa, pelo carinho, apoio, incentivo,
paciência, ...
A DEUS pelo dom da vida!
ii
iii
Sumário
ÍNDICE DE FIGURAS..................................................................................................................................... VII
ÍNDICE DE TABELAS ...................................................................................................................................XIII
RESUMO ........................................................................................................................................................... XV
ABSTRACT .................................................................................................................................................... XVII
Capítulo 1 – Introdução e Objetivos
1.1. INTRODUÇÃO .............................................................................................................................................. 1
1.2. OBJETIVOS................................................................................................................................................... 3
Capítulo 2 – Revisão da Literatura
2.1. PROCESSOS CONVENCIONAIS PARA REMOÇÃO DE NITROGÊNIO........................................... 5
2.1.1. NITRIFICAÇÃO CONVENCIONAL ................................................................................................................. 5
2.1.2. DESNITRIFICAÇÃO CONVENCIONAL ........................................................................................................... 6
2.2. NOVOS PROCESSOS DE REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO ............................................ 7
2.2.1. SHARON..................................................................................................................................................7
2.2.2. NITRIFICAÇÃO PARCIAL ............................................................................................................................ 9
2.2.3. NITRIFICAÇÃO E DESNITRIFICAÇÃO SIMULTÂNEA – SND ......................................................................... 9
2.2.4. ANAMMOX........................................................................................................................................... 10
2.2.5. NITRIFICAÇÃO HETEROTRÓFICA E DESNITRIFICAÇÃO AERÓBIA .............................................................. 11
2.2.6. PROCESSO NOX - DESNITRIFICAÇÃO POR NITRIFICANTES ....................................................................... 12
2.3. PROCESSOS COMBINADOS ................................................................................................................... 12
2.3.1. CANON .................................................................................................................................................. 12
2.3.2. OLAND .................................................................................................................................................. 13
2.3.3. DEAMOX...............................................................................................................................................13
2.4. DESNITRIFICAÇÃO AUTOTRÓFICA UTILIZANDO COMPOSTOS DE ENXOFRE....................14
2.4.1. SURAMOX ............................................................................................................................................ 15
Capítulo 3 – Material e Métodos
3.1. VISÃO GERAL DO PROCEDIMENTO EXPERIMENTAL..................................................................17
3.2. DESCRIÇÃO DOS EQUIPAMENTOS ..................................................................................................... 18
3.2.1. REATOR BATELADA SEQÜENCIAL COM BIOMASSA SUSPENSA................................................................. 18
3.2.2. REATOR BATELADA SEQUENCIAL COM BIOMASSA IMOBILIZADA ........................................................... 20
3.3. LODO DE INÓCULO.................................................................................................................................. 21
3.4. ÁGUAS RESIDUÁRIAS.............................................................................................................................. 22
3.5. PROCEDIMENTO EXPERIMENTAL – DESCRIÇÃO DA OPERAÇÃO........................................... 25
3.5.1. ETAPA 1................................................................................................................................................. 25
3.5.2. ETAPA 2................................................................................................................................................. 26
iv
3.5.3. ENSAIOS COM MICROSENSOR...................................................................................................................27
3.5.4. ETAPA 3.................................................................................................................................................29
3.5.5. ENSAIOS COMPLEMENTARES ...................................................................................................................31
3.5.5.1. Utilização do efluente diluído da indústria na fase nitrificante ......................................................31
3.5.5.2. Verificação da nitrificação e do possível processo anammox sem interferentes ............................31
3.5.5.3. Teste de “stripping”........................................................................................................................31
3.6. ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS................................................................................................................32
3.7. AVALIAÇÃO DA DIVERSIDADE MICROBIANA ................................................................................33
3.7.1. MICROSCOPIA ÓPTICA..............................................................................................................................33
3.7.2. MICROSCOPIA ELETRÔNICA DE VARREDURA............................................................................................33
3.7.3. BIOLOGIA MOLECULAR ............................................................................................................................34
Capítulo 4 – Resultados e Discussão
4.1. ETAPA 1........................................................................................................................................................35
4.1.1. ETAPA 1 – VAZÃO DE AR UTILIZADA: 2 A 3 L.MIN
-1
...............................................................................36
4.1.2. ETAPA 1 – VAZÃO DE AR UTILIZADA: 4 A 6 L.MIN
-1
...............................................................................40
4.1.3. ETAPA 1 – VAZÃO DE AR UTILIZADA: 8 A 9 L.MIN
-1
...............................................................................44
4.1.4. ETAPA 1 – VAZÃO DE AR UTILIZADA: 8 A 9 L.MIN
-1
...............................................................................47
4.2. ETAPA 2........................................................................................................................................................50
4.2.1. AJUSTE DA AERAÇÃO PARA O PROCESSO NITRIFICANTE ...........................................................................51
4.2.1.1 ETAPA 2 – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
..............................................................................51
4.2.1.2. ETAPA 2 – Vazão de ar utilizada: 3 a 4 L.min
-1
.............................................................................52
4.2.1.3 ETAPA 2 – Vazão de ar utilizada: 5 a 6 L.mim
-1
.............................................................................53
4.2.2. VERIFICAÇÃO DA DESNITRIFICAÇÃO ........................................................................................................55
4.2.2.1. ETAPA 2 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator metanogênico ...................56
4.2.2.2 ETAPA 2 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator sulfetogênico......................61
4.2.3. ENSAIO COM MICROSENSOR ....................................................................................................................64
4.3. ETAPA 3........................................................................................................................................................69
4.3.1. VERIFICAÇÃO DA DESNITRIFICAÇÃO ........................................................................................................70
4.3.1.1. ETAPA 3 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator metanogênico ...................70
4.3.1.2. ETAPA 3 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator sulfetogênico.....................74
4.3.1.3. ETAPA 3 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator sulfetogênico.....................78
4.4. ENSAIOS COMPLEMENTARES..............................................................................................................80
4.4.1. UTILIZAÇÃO DO EFLUENTE ORIGINAL DA INDÚSTRIA DILUÍDO NA FASE NITRIFICANTE.............................80
4.4.2. VERIFICAÇÃO DA NITRIFICAÇÃO E DO POSSÍVEL PROCESSO ANAMMOX SEM INTERFERENTES ..................81
4.4.3. TESTE DE “STRIPPING”.............................................................................................................................83
4.5. EXAMES MICROBIOLÓGICOS..............................................................................................................84
4.5.1. MICROSCOPIA ÓTICA DA ETAPA 1..........................................................................................................85
4.5.2. MICROSCOPIA ÓTICA DA ETAPA 2..........................................................................................................87
4.5.3. MICROSCOPIA ÓTICA DA ETAPA 3..........................................................................................................88
4.5.4. MICROSCOPIA ELETRÔNICA DE VARREDURA DA ETAPA 2.....................................................................90
4.5.5. MICROSCOPIA ELETRÔNICA DE VARREDURA DA ETAPA 3.....................................................................91
4.5.6. DGGE......................................................................................................................................................92
4.6. COMENTÁRIOS GERAIS .........................................................................................................................94
4.6.1. ACÚMULO DE NITRITO EM SISTEMA NITRIFICANTE...................................................................................94
4.6.2. DESNITRIFICAÇÃO EM FASE AERÓBIA.......................................................................................................97
4.6.3. DESNITRIFICAÇÃO ENDÓGENA .................................................................................................................98
4.6.4. OCORRÊNCIA DE PROCESSOS NÃO CONVENCIONAIS DE REMOÇÃO DE NITROGÊNIO ..................................99
4.6.5. UTILIZAÇÃO DE COMPOSTOS DE ENXOFRE PARA O PROCESSO DE DESNITRIFICAÇÃO AUTOTRÓFICA.......102
v
Capítulo 5 – Conclusões
5.1. CONCLUSÕES .......................................................................................................................................... 103
Capítulo 6 – Referências
6.1. REFERÊNCIAS ......................................................................................................................................... 105
vi
vii
Índice de Figuras
Figura 1: Vantagem da remoção de nitrogênio via nitrito. .......................................................8
Figura 2: Relação entre a temperatura e o tempo mínimo de retenção celular, para as
bactérias nitrificantes do gênero Nitrossomonas e Nitrobacter. Adaptado de
Mulder e van Kemper, (1997). ..............................................................................8
Figura 3: Representação de biofilme em suporte inerte com gradiente de oxigênio dissolvido
formando zonas aeradas e anóxicas. Adaptado de “Applications of Cell
Immobilization Biotechnology – NEDOVIĆ e WILLAERT (2005)”.................10
Figura 4: Fluxograma do conceito do processo DEAMOX....................................................14
Figura 5: Fluxograma do procedimento experimental............................................................18
Figura 6: Instalação experimental utilizada para as Etapas 1 e 2............................................20
Figura 7: Detalhes do reator utilizado para as Etapas 1 e 2 (IAMAMOTO, 2006). ...............20
Figura 8: Instalação experimental e detalhes do reator utilizado na Etapas 3.........................21
Figura 9: Esquema simplificado da produção de óleo sulfonado............................................22
Figura 10: Reator sulfetogênico .............................................................................................24
Figura 11: Reator metanogênico
2
...........................................................................................24
Figura 12: Representação gráfica do ciclo da Etapa 1 ............................................................25
Figura 13: Representação gráfica do ciclo da Etapa 2 ............................................................26
Figura 14: Desenho esquemático do reator tipo célula de fluxo.............................................28
Figura 15: Materiais suportes fixados na célula de fluxo........................................................28
Figura 16: Montagem experimental do reator tipo célula tipo fluxo para aplicação de ensaios
com microsensor..................................................................................................28
Figura 17: Preparação para a realização do ensaio com microsensor.....................................29
Figura 18: Ensaio de microsensor em andamento...................................................................29
Figura 19: Representação gráfica do ciclo da Etapa 3 ............................................................30
Figura 20: Aparato utilizado para o teste de “Stripping”........................................................32
viii
Figura 21: Perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com
vazão de ar aplicado no sistema de 2 a 3 L.min
-1
. .............................................. 36
Figura 22: Esquema do modelo convecional para remoção de nitrogênio proposto.............. 37
Figura 23: Perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão
de ar aplicado no sistema de 2 a 3 L.min
-1
.......................................................... 40
Figura 24: Perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com
vazão de ar aplicado no sistema de 4 a 6 L.min
-1
............................................... 41
Figura 25: Perfil temporal de 24 horas de compostos pH e potencial Redox realinado na
Etapa 1 com vazão de ar aplicado no sistema de 4 a 6 L.min
-1
.......................... 43
Figura 26: Perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão
de ar aplicado no sistema de 4 a 6 L.min
-1
.......................................................... 44
Figura 27: Perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com
vazão de ar aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
............................................... 45
Figura 28: Perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão
de ar aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
.......................................................... 46
Figura 29: Duplicata do perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na
Etapa 1 com vazão de ar aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
.......................... 47
Figura 30: Duplicata do perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1
com vazão de ar aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
........................................ 49
Figura 31: Ajuste da aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de
2 a 3 L.min
-1
........................................................................................................ 51
Figura 32: Ajuste da aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de
3 a 4 L.min
-1
........................................................................................................ 53
Figura 33: Ajuste da aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de
5 a 6 L.min
-1
........................................................................................................ 54
Figura 34: Perfil temporal de compostos de enxofre realizado conjuntamente com o ajuste da
aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de 5 a 6
L.min
-1
................................................................................................................. 55
Figura 35: Verficação da desnitrificação na Etapa 2 com adição de afluente na fase anóxica
proveniente de reator metanogênico ................................................................... 56
Figura 36: Esquema do modelo cinético adotado englobando a possibilidade de ocorrência da
ANAMMOX. ...................................................................................................... 58
Figura 37: Acompanhamento dos compostos de enxofre na fase anóxica da Etapa 2 com
adição de afluente proveniente de reator metanogênico..................................... 59
ix
Figura 38: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 2 com adição de
afluente proveniente de reator metanogênico......................................................60
Figura 39: Acompanhamento do pH e do potencial Redox na fase anóxica da Etapa 2 com
adição de afluente proveniente de reator metanogênico......................................61
Figura 40: Verficação da desnitrificação na Etapa 2 com adição de afluente na fase anóxica
proveniente de reator sulfetogênico.....................................................................62
Figura 41: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 2 com adição de
afluente proveniente de reator sulfetogênico.......................................................64
Figura 42: Resultados de diversos ensaios com microsensor em biofilmes. Relação da
profundidade com a concentração de oxigênio dissolvido..................................65
Figura 43: Foto do material suporte Carvão Mineral..............................................................66
Figura 44: Foto do material suporte Carvão Vegetal..............................................................66
Figura 45: Foto do material suporte Espuma de Poliuretano..................................................66
Figura 46: Foto do material suporte Discos Plásticos. (Polietileno).......................................66
Figura 47: Foto do material suporte Polietileno de Baixa Densidade.....................................66
Figura 48: Foto do material suporte Brita Basáltica. ..............................................................66
Figura 49: Perfil de oxigênio em biofilme. Material suporte – Brita Basáltica. .....................67
Figura 50: Perfil de oxigênio em biofilme. Material suporte – Carvão Mineral.....................67
Figura 51: Perfil de oxigênio em biofilme. Material suporte – Carvão Vegetal.....................67
Figura 52: Perfil de oxigênio em biofilme. Material suporte –Disco Plástico........................67
Figura 53: Perfil de oxigênio em biofilme. Material suporte –Polietileno de Baixa Densidade.
.............................................................................................................................68
Figura 54: Perfil de oxigênio em biofilme. Material suporte –Espuma de Poliuretano..........68
Figura 55: Comparação entre as espessuras dos biofilmes nos diferentes suportes................68
Figura 56: Verficação da desnitrificação na Etapa 3 com adição de afluente na fase anóxica
proveniente de reator metanogênico....................................................................71
Figura 57: Acompanhamento dos compostos de enxofre na fase anóxica da Etapa 3 com
adição de afluente proveniente de reator metanogênico......................................73
x
Figura 58: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 3 com adição de
afluente proveniente de reator metanogênico ..................................................... 74
Figura 59: Verficação da desnitrificação na Etapa 3 com adição de afluente na fase anóxica
proveniente de reator sulfetogênico .................................................................... 75
Figura 60: Acompanhamento dos compostos de enxofre na fase anóxica da Etapa 3 com
adição de afluente proveniente de reator sulfetogênico...................................... 77
Figura 61: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 3 com adição de
afluente proveniente de reator sulfetogênico ...................................................... 77
Figura 62: Verficação da desnitrificação na Etapa 3 com adição de afluente na fase anóxica
proveniente de reator sulfetogênico. ................................................................... 78
Figura 63: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 3 com adição de
afluente proveniente de reator sulfetogênico ...................................................... 79
Figura 64: Utilização do efluente original da indústria diluído na fase nitrificante ............... 80
Figura 65: Verificação da nitrificação e do possível processo anammox sem interferentes na
fase aeróbia e anóxica ......................................................................................... 82
Figura 66: Teste de "Stripping". ............................................................................................. 84
Figura 67: Morfologias encontradas no reator de biomassa suspensa na Etapa 1. (1)
Cocobacilos coloniais com inclusões; (2) Filamentos e bacilos com inclusões e
sem inclusões; (3) Bacilos com inclusões e cocos; (4) Aglomerado de bactérias
semelhantes à ‘Clusters’ ANAMMOX; (5) Cocos semelhantes à nitrosococcus
(maior); (6) Filamentos, bacilos com inclusões; (7) Filamentos, bacilos com
inclusões e cocos em tétrade semelhantes à bactérias ´G´; (8) Cocos em tétrade
semelhantes à bactérias ´G´................................................................................. 86
Figura 68: Microscopia óptica de contraste de fase na Etapa 2 do reator com biomassa
suspensa. (1) Cocos semelhantes à nitrosococcus; (2) Filamentos com inclusões
semelhantes à nostocoida limicola; (3) Cocobacilos coloniais com inclusões; (4)
Aglomerado de cocos envolto por membrana semelhantes à ‘Clusters’
ANAMMOX; (5) Aglomerados de bacilos e cocos; (6) Aglomerado de
microganismos envolto por membrana semelhantes à ‘Clusters’ ANAMMOX; (7)
Bacilos semelhantes à bacterias fototróficas anoxigênicas; (8) Filamentos
septados, bacilos com inclusões e bactérias ´G´. ................................................ 88
Figura 69: Microscopia óptica de contraste de fase na Etapa 3 do reator com biomassa
imobilizada. (1) Bacilos com inclusões; (2) Bacilos com inclusões de enxofre;
(3) Cocos semelhantes à Nitrosococcus; (4) Filamentos septados com inclusões,
bacilos com inclusões diversas; (5) Cocos semelhantes à nitrosococcus; (6)
Filamentos septados com inclusões semelhantes à Thiothrix. ............................ 89
Figura 70: Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do reator de biomassa
suspensa da Etapa 2. (1) Aglomerado de cocos semelhantes às bactérias
ANAMMOX; (2) Bacilos e cocos diversos. ....................................................... 90
xi
Figura 71: Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do reator de biomassa
suspensa da Etapa 2. (1) Bacilos diversos; (2) Bacilos e cocos diversos; (3)
Bacilos curvos, semelhantes à BRS – Bactéria Redutora de Sulfato; (4)
Filamentos septados.............................................................................................91
Figura 72: Fragmentos de DNA amplificados e separados por eletroforese em gel de
gradiente desnaturante (DGGE). .........................................................................92
Figura 73: Relação entre a concentração de amônia e ácido nitroso e a inibição à bactérias
nitrificantes adaptado de Anthonisen et al. (1976)..............................................96
xii
xiii
Índice de Tabelas
Tabela 1: Principais compostos e concentrações médias do efluente do reator sulfetogênico e
metanogênico.......................................................................................................23
Tabela 2: Principais características dos reatores sulfetogênico e metanogênico. ...................24
Tabela 3: Água residuária sintética utilizada para os ensaios com microsensor.....................28
Tabela 4: Parâmetros de análise e métodos utilizados. ...........................................................33
Tabela 5: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio
aplicado à ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
...............................38
Tabela 6: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio
aplicado à ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 4 a 6 L.min
-1
. ..............................42
Tabela 7: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio
aplicado à ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 8 a 9 L.min
-1
...............................45
Tabela 8: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio
aplicado à ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 8 a 9 L.min
-1
. ..............................48
Tabela 9: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio
aplicado à ETAPA 2 no ajuste de aeração – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
.
.............................................................................................................................52
Tabela 10: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 2 no ajuste de aeração – Vazão de ar utilizada: 3 a
4 L.min
-1
. .............................................................................................................53
Tabela 11: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 2 no ajuste de aeração – Vazão de ar utilizada: 5 a
6 L.min
-1
. .............................................................................................................54
Tabela 12: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico....................................................................56
Tabela 13: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico....................................................................58
Tabela 14: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico.....................................................................62
xiv
Tabela 15: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. ................................................................... 63
Tabela 16: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico. .................................................................. 71
Tabela 17: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico. .................................................................. 72
Tabela 18: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. ................................................................... 75
Tabela 19: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. ................................................................... 76
Tabela 20: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado à ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. ................................................................... 79
Tabela 21: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado ao ensaio complementar que utiliza efluente original da
indústria diluído na fase nitrificante.................................................................... 81
Tabela 22: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de
nitrogênio aplicado ao ensaio complementar para verificação da nitrificação e da
desnitrificação do possível processo anammox sem interferentes...................... 82
Tabela 23: Descrição dos materiais biológicos utilizados para avaliação da comunidade
microbiana em DGGE......................................................................................... 92
Tabela 24: Comparação entre similaridade das comunidades microbianas (%)..................... 93
Tabela 25: Reações teóricas do processo SURAMOX......................................................... 101
xv
RESUMO
ONO, A. F. Estratégias de operação de reatores aeróbio/anóxico operados em batelada
seqüencial para remoção de nitrogênio de água residuária industrial. Dissertação (mestrado) –
Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. São Carlos, 2007.
A pesquisa propôs avaliar o desempenho e o comportamento de reatores seqüenciais em
batelada com biomassa suspensa e imobilizada, em escala de bancada, na remoção de
compostos de nitrogênio. Tais sistemas foram testados como tratamento complementar de
reatores sulfetogênico e metanogênico utilizados no tratamento de água residuária industrial
com alta concentração de sulfato e amônia. Visou o desenvolvimento de uma estratégia de
operação que viabilizasse o uso dos próprios constituintes da água residuária para a
maximização da eficiência do tratamento. O estudo foi dividido em 3 etapas principais. Na
Etapa 1 (181 dias de operação), o reator com biomassa suspensa foi mantido com 4 fases
alternadas aeróbio/anóxico e ciclo de 24 horas, e verificou-se a presença da desnitrificação
endógena (eficiência de remoção de nitrogênio de 65±27%). Para a Etapa 2 (127 dias de
operação), o reator de biomassa suspensa foi submetido ao tempo de ciclo de 12 horas, com
uma fase aeróbia (6horas) e com posterior fase anóxica (6 horas). Nessa etapa adicionou-se
efluentes dos reatores metanogênico e sulfetogênico, ricos em ácidos voláteis (ácido acético),
com intuito de acelerar o processo desnitrificante. Os resultados obtidos foram baixos em
termos de remoção de nitrogênio (42±21%). Para a Etapa 3 (134 dias de operação), foram
ensaiados vários meios suportes, através de técnica de microsensores de oxigênio dissolvido,
a fim de verificar a formação de biofilme específico (nitrificante/desnitrificante) e optou-se
pelo uso do carvão mineral no reator com biomassa imobilizada. Nesta última etapa, foi
mantida a estratégia operacional adotada na Etapa 2 (ciclo 12 horas), bem como a adição de
parcela do afluente na fase anóxica. A remoção de nitrogênio, com períodos aeróbio e anóxico
e ciclo de 12 horas, mostrou-se viável no reator com biomassa imobilizada (eficiência de
remoção de nitrogênio de 72±13%). Ao final dos ensaios experimentais, realizaram-se
modelagens cinéticas que permitiram a compreensão dos processos convencionais e não
convencionais ocorridos nas várias etapas para remoção de nitrogênio, tais como
desnitrificação em fase aeróbia e o processo ANAMMOX.
Palavras-chave: Remoção de Nitrogênio. Modelo Cinético. Microsensores. Efluente
Industrial.
xvi
xvii
ABSTRACT
ONO, A. F. Strategies of operation of aerobic/anoxic sequential batch reactors for industrial
wastewater nitrogen removal. Dissertação (mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos,
Universidade de São Paulo. São Carlos, 2007.
The purpose of this research was to evaluate the performance and the behavior of sequential
batch reactors with suspended and immobilized biomass, in benches scale, for the nitrogen
composite removal. Such systems had been tested as sulphetogenic and methanogenic
reactors complementary treatment, used in an industrial waste water treatment with high
sulphate and ammonia concentrations. The research aimed for the development of an
operation strategy that could make possible the use of the proper waste water constituent for
the improvement of the treatment efficiency. The study was divided into 3 main stages. In
Stage 1 (181 days of operation), the reactor with suspended biomass was kept with 4
alternating phases aerobic/anoxic and a 24-hour cycle was used, and the endogenous
denitrification was verified (nitrogen removal efficiency of 65±27%). For Stage 2 (127 days
of operation), the suspended biomass reactor was submitted to a cycle of 12 hours, with an
aerobic phase (6 hours) and posterior anoxic phase (6 hours). In this stage effluent of the
methanogenic and sulphetogenic reactors, rich in volatile acid (acetic acid), was added to
accelerate the denitrify process. The achieved results had been low in terms of nitrogen
removal (42±21%). For Stage 3 (134 days of operation), some supports media was tested
through dissolved oxygen microsensors technique, in order to check the specific biofilm
formation (nitrificant/denitrificant) and the mineral coal was opted to be used in the
immobilized biomass reactor. In this last stage it was adopted an operational strategy similar
in Stage 2 (12 hours cycle), as well as the addition of part of the affluent in the anoxic phase.
The nitrogen removal, with aerobic and anoxic periods and 12 hours cycle, revealed feasible
in the reactor with immobilized biomass (nitrogen removal efficiency of 72±13%). In the end
of the experimental tests, kinetic modelings were done and had allowed the understanding of
conventional and not conventional processes occurred in the stages for nitrogen removal, such
as desnitrification in aerobic phase and ANAMMOX process.
Key-Words: Nitrogen Removal. Kinetic Model. Microsensor. Industrial Waste Water.
xviii
1
Capítulo 1
Introdução e Objetivos
1.1. INTRODUÇÃO
A adequação de efluentes industriais e domésticos aos padrões de lançamento,
determinados por lei, exige a remoção de compostos potencialmente poluidores. Compostos
como nitrogênio e fósforo, se não removidos, podem causar eutrofização e como
conseqüência podem causar a mortandade de organismos aquáticos.
Os processos usualmente conhecidos para remoção de nutrientes, especialmente o
nitrogênio, são os processos físico-químicos e os processos biológicos. Suas aplicações estão
condicionadas à concentração de nitrogênio amoniacal do efluente. Segundo Mulder (2003),
os processos biológicos são viáveis para concentrações de nitrogênio amoniacal de até 5000
mgN-NH
4
+
.l
-1
. Para concentrações superiores à essas são viáveis os processos físicos
químicos, tais como ´Stripping´ da amônia e a precipitação de MgNH
4
PO
4
.
Convencionalmente, nos processos biológicos para remoção de nitrogênio, utilizam-se
a nitrificação e a desnitrificação em reatores aeróbios e anóxicos, respectivamente. O
nitrogênio amoniacal é oxidado à nitrato na fase aeróbia e posteriormente reduzido na fase
anóxica com o auxílio de fontes exógenas de carbono. A integração dos processos
nitrificantes e desnitrificantes em um único pode tornar-se um processo interessante tendo em
vista a diminuição dos custos para implementação do sistema terciário.
Recentemente, novos processos para remoção estão sendo estudados e apresentam
muitas vantagens em relação aos tradicionais para remoção biológica de nutriente. A remoção
via nitrito é um processo muito interessante, pois se pode economizar oxigênio e alcalinidade
para nitrificação e fonte externa de carbono para o processo de desnitrificação heterotrófica.
Outro processo que é digno de atenção é o processo ANAMMOX que utiliza o nitrito como
aceptor de elétrons e utiliza o nitrogênio amoniacal como fonte de energia e não necessita de
fonte adicional de carbono.
Entre trabalhos realizados no Laboratório de Processos Biológicos da Escola de
Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo, sobre remoção de elevadas
2
concentrações de nitrogênio em reatores sequenciais em batelada, que contribuíram para a
realização deste trabalho, destacam-se os trabalhos de Daniel (2005) e Iamamoto (2006).
Daniel (2005) operou reator seqüencial em batelada com biomassa imobilizada e
aeração intermitente para remoção de nitrogênio de efluente sintético. Testou diferentes
concentrações de nitrogênio amoniacal afluentes (40, 125, 250 e 500 mgN.l
-1
) e obteve como
produto principal do processo nitrificante o nitrito e nas fases anóxicas foi verificado a
desnitrificação. Iamamoto (2006) testou diferentes concentrações de nitrogênio amoniacal,
que variou de 125 a 500 mgN.l
-1
, em reator com biomassa suspensa operado em batelada
seqüencial com aeração intermitente. Com 125 mgN.l
-1
o produto principal da nitrificação foi
nitrato e na condição de 250 mgN.l
-1
o nitrito foi o principal produto das fases aeróbias e foi
verificado a nitrificação e a desnitrificação simultânea em fase aeróbia.
Neste trabalho, a água residuária industrial, objeto desta pesquisa, apresentava altas
concentrações de nitrogênio amoniacal e sulfalto. Foi utilizado um reator sulfetogênio para
reduzir o sulfato presente e em seguida um reator metanogênico para eliminação da carga
orgânica gerada no processo biológico de redução de sulfato. No entanto, a concentração de
nitrogênio amoniacal afluente era semelhante à do efluente, necessitando efetiva remoção de
nitrogênio deste efluente industrial. Diante desta problemática, optou-se por realizar a
remoção biológica do nitrogênio deste efluente industrial complexo em um único reator
aeróbio/anóxico em batelada sequencial e verificar qual a melhor estratégia operacional para
alcançar os objetivos traçados.
3
1.2. OBJETIVOS
O objetivo desta pesquisa foi avaliar o desempenho e comportamento de reatores
sequenciais em batelada, aeróbio/anóxico biológicos, para remoção de compostos de
nitrogênio. Foram utilizados reatores em bateladas sequenciais com ciclos aeróbios/anóxicos e
almejou-se a melhor configuração e condição operacional para o tratamento biológico
destinado a promover a nitrificação e a desnitrificação. Visou o desenvolvimento de uma
estratégia de operação que viabilizasse o uso dos próprios constituintes da água residuária
industrial para a maximização da eficiência do tratamento.
Os objetivos específicos foram:
• Avaliar a desnitrificação endógena;
• Verificar as melhores estratégias de operação com relação às fases aeróbias e
anóxica e os respectivos tempos de duração;
• Avaliar a adição de uma parte do afluente para o processo desnitrificante;
• Avaliar o melhor meio suporte para o reator nitrificante/desnitrificante através de
técnicas de microsensores;
• Modelagem cinética da nitrificação e desnitrificação dos dois reatores;
• Comparação entre reatores com biomassa suspensa e biomassa imobilizada;
4
5
Capítulo 2
Revisão da Literatura
2.1. PROCESSOS CONVENCIONAIS PARA REMOÇÃO DE
NITROGÊNIO
2.1.1. Nitrificação convencional
A nitrificação é um processo aeróbio realizado por microorganismos Gram-negativos
litoautótrofos pertencente à família Nitrobacteriaceae, que não são esporulados e podem ser
esféricos, bacilares ou espiralados (GÓMEZ-HERNÁNDEZ et al., 1995; PROSSER et al.,
1989). Este processo consiste na oxidação de formas reduzidas de nitrogênio inorgânico
(NH
4
+
e NH
3
) a nitrito (NO
2
-
) e nitrato (NO
3
-
) e é catalisada por dois grupos distintos de
bactérias: Oxidadoras de amônia, que oxidam amônia, e não amônio, a nitrito e as que oxidam
nitrito, levando à nitrato. Ambos os grupos utilizam-se de vias não assimilativas para se obter
energia para crescimento e manutenção celular (MADIGAN et al., 1997).
Para esses microorganismos, a fonte de carbono é inorgânica, geralmente CO
2
, e a
energia é obtida por meio da oxidação destes substratos inorgânicos. Em sistemas de
tratamento de efluentes, a contribuição de organismos heterótrofos na nitrificação pode ser
considerada desprezível (VAN LOOSDRECHT e JETTEN, 1998).
Os dois principais gêneros de bactérias atuantes nesses processos são Nitrossomosas e
Nitrobacter, sendo essas bactérias aeróbias obrigatórias (VAN HAANDEL e MARAIS,
1999). Utilizam preferencialmente o CO
2
como fonte de carbono. A temperatura ótima de
operação destes microrganismos é de 30ºC a 35ºC, com faixa de pH ótimo para nitrificação
entre 7 e 9 (HENZE et al., 1997).
A nitrificação pode ser descrita como:
OHHNOONH
asNitrosomon
2223
23232 ++⎯⎯⎯⎯→⎯+
+
−
∆Gº = -384 kJ (Eq. 1)
6
−−
⎯⎯⎯→⎯+
322
22 NOONO
rNitrobacte
∆Gº = -152 kJ (Eq. 2)
A equação geral é descrita como:
+
−
++⎯→⎯+ HOHNOONH
2323
2 ∆Gº = -268 kJ (Eq. 3)
Nota-se que o processo nitrificante não remove nitrogênio da água residuária, apenas
muda o estado de oxidação dos compostos de nitrogênio. Como é um processo acidificante,
observa-se uma grande quantidade de alcalinidade consumida, podendo afetar o pH e a
estabilidade do sistema. Teoricamente, 8,64 mg de alcalinidade na forma de bicarbonato
(HCO
3
-
) são consumidos para cada 1 mg de nitrogênio, na forma de amônia, oxidado.
2.1.2. Desnitrificação convencional
A desnitrificação é a conversão biológica do nitrogênio, na forma de nitrato e nitrito, a
formas mais reduzidas, como NO, N
2
O e N
2
(ROS, 1995). As rotas bioquímicas utilizadas são
idênticas àquelas envolvidas na respiração, exceto pelo aceptor de elétrons que, na
desnitrificação, é o nitrato. A desnitrificação ocorre em meio onde a concentração de oxigênio
dissolvido é igual ou muito próxima de zero, estabelecendo condições anóxicas devidas à
presença de nitrato no meio líquido.
Os passos da redução dissimilativa a formas intermediárias gasosas de nitrogênio, são
mostrados :
2223
NONNONONO ⎯→⎯⎯→⎯⎯→⎯⎯→⎯
−−
(Eq. 4)
Os três últimos produtos são liberados na forma gasosa, mas somente a redução a N
2
é
capaz de evitar os prejuízos decorrentes da presença de compostos nitrogenados no meio
líquido.
A manutenção de baixas concentrações de oxigênio dissolvido nos sistemas
desnitrificantes é importante para que bons níveis de redução de nitrato sejam alcançados. A
desnitrificação pode ser melhor na ausência de OD, na faixa de potencial de óxido redução
(REDOX) entre +100 mv e -100 mv. Segundo Pochana e Keller (1999), a eficiência da
desnitrificação decresce quando a concentração de OD é superior a 0,2 mgO
2
.l
-1
.
7
Temperatura e pH representam as condições ambientais mais importantes para o
desenvolvimento da desnitrificação. Para van Haandel e Marais (1999), a desnitrificação pode
se desenvolver na faixa de temperatura de 7ºC a 40ºC e, abaixo de 3ºC, nenhuma
desnitrificação é observada. Entretanto, na maioria dos estudos de desnitrificação
desenvolvidos, a temperatura é mantida na faixa de 20ºC a 30ºC.
Vários autores afirmam que uma faixa ótima de pH para a desnitrificação situa-se
entre 6,5 e 7,5 e que, em pH<6,0 e pH>8,0, ocorrem diminuições nas atividades de bactérias
desnitrificantes.
Com pode se observar na Equação 5 , a desnitrificação é um processo que gera
alcalinidade.
−
−
+++⎯→⎯+ OHOHNCOCOOHCHNO 25,15,225,12
22233
∆Gº =-4076 kJ (Eq. 5)
Teoricamente, para cada 1 mg de nitrogênio, na forma de nitrato reduzido, há
produção de 4,32 mg de alcalinidade na forma de bicarbonato (HCO
3
-
). Comparativamente,
observa-se que esta produção de alcalinidade é metade da consumida na etapa de nitrificação.
As bactérias responsáveis pela desnitrificação na sua maioria são heterótrofas.
Portanto, utilizam matéria orgânica como fonte de carbono e de energia. O doador de elétrons
é fundamental para o processo desnitrificante, pois confere aos microrganismos poder redutor
sobre o aceptor de elétrons, que são os compostos oxidados de nitrogênio como o nitrato e
nitrito.
2.2. NOVOS PROCESSOS DE REMOÇÃO BIOLÓGICA DE
NITROGÊNIO
2.2.1. SHARON
O processo SHARON (“Single-reactor High-activity Ammonium Removal Over
Nitrite”), baseia-se na oxidação parcial de amônia à nitrito. A principal vantagem desse
processo é a eliminação da etapa de oxidação de nitrito a nitrato (nitratação) e da etapa de
redução de nitrato a nitrito, resultando em redução significativa dos custos operacionais
devido a dois fatores: redução do consumo de energia, pela diminuição do consumo de
oxigênio na etapa aeróbia e redução da demanda por fonte de carbono exógeno, necessária na
etapa de desnitrificação. Conforme o Figura 1 , são mostradas as vantagens do processo
SHARON.
8
+
−
++⎯→⎯+ HOHNOONH
2223
5,1
∆Gº = -384,40 kJ Nitrificação Parcial
+
−
++⎯→⎯+ HOHNOONH
2323
2
∆Gº = -267,84 kJ Nitrificação Convencional
OHHCONHCOOCHNO
23232
464538 ++⎯→⎯++
−
+−
−
∆Gº = -3077 kJ
Desnitrificação via nitrito
OHHCONHCOOCHNO
23233
4104358 ++⎯→⎯++
−
+−
−
∆Gº = -4076 kJ
Desnitrificação Convencional
Figura 1: Vantagem da remoção de nitrogênio via nitrito.
Hunik et al. (1993) verificaram que bactérias oxidadoras de amônia cresciam mais
rapidamente do que as bactérias oxidadoras de nitrito, a temperaturas superiores a 15ºC e com
pH entre 7 e 8. Portanto, um controle rigoroso combinado da temperatura de operação, do
tempo de retenção celular e do pH, seriam fundamentais para a produção de nitrito. Em
reatores de mistura, com baixos tempos de detenção hidráulica, as bactérias nitratantes seriam
seletivamente removidas do reator, proporcionando, portanto, acúmulo de nitrito no meio. A
seguir, é mostrado na Figura 2, que representa a relação entre o tempo mínimo de retenção
celular (TDH Mínimo) e a temperatura para as bactérias do gênero Nitrossomonas
(Oxidadoras de Amônia) e Nitrobacter (Oxidadoras de nitrito):
Figura 2: Relação entre a temperatura e o tempo mínimo de retenção celular, para as bactérias nitrificantes do
gênero Nitrossomonas e Nitrobacter. Adaptado de Mulder e van Kemper, (1997).
Economia de 25% de oxigênio
Economia de 40% de fonte de carbono
9
2.2.2. Nitrificação Parcial
As vantagens da oxidação parcial do nitrogênio amoniacal até nitrito foram
apresentadas no tópico anterior. No processo SHARON, o acúmulo de nitrito no sistema se
deve basicamente ao controle populacional de microrganismos nitritantes e nitratantes, ao
tempo de detenção hidráula (em sistemas contínuos de mistura completa, sem imobilização e
sem recirculação de biomassa) e pela temperatura, devido a diferentes tempos de geração
desses microrganismos.
Pode-se também alcançar o acúmulo de nitrito em sistemas aeróbios sem controle das
bactérias nitrificantes: sistemas em batelada, sistemas com biomassa imobilizada ou sistemas
com tempo de retenção celular elevados. O acúmulo de nitrito nesses sistemas se dá
basicamente pela inibição dos microrganismos oxidadores de nitrito pela amônia livre.
Concentrações de 1 a 5 mg de N-NH
3
inibem as nitratantes e não a nitritantes (ABELING e
SEYFRIEND, 1992 apud VILLAVERDE et al., 2000). Em determinadas concentrações e pH,
alguns compostos orgânicos e metais pesados podem inibir os microrganismos nitratantes.
(SUTHERSAN e GANCZARCZYK, 1886; RANDALL e BUTH, 1984). Portanto, o pH, a
temperatura e a concentração de nitrogênio amoniacal são os principais parâmetros a serem
controlados. Os microrganismos que oxidam amônia à nitrito são menos sensíveis do que os
microrganismos que oxidam nitrito à nitrato.
Outros fatores como baixas concentrações de oxigênio no meio (ÇEÇEN e GONENC,
1995), baixas concentrações de hidroxilamina livre (NH
2
OH) (YANG e ALLEMAN, 1992) e
fases alternadas de nitrificação e desnitrificação no mesmo reator (VILLAVERDE e. al.,
2000) parecem ter consistente correlação com a baixa atividade nitritante.
2.2.3. Nitrificação e Desnitrificação Simultânea – SND
A nitrificação e desnitrificação simultânea (SND – Simultaneous Nitrification and
Denitrification) se dá pela oxidação do nitrogênio amoniacal em fase aeróbia e a redução de
compostos oxidados de nitrogênio em um mesmo reator sob condições de aeração que
favoreçam o desenvolvimento de micronichos em biofilmes condicionados à um gradiente de
oxigênio. As bactérias nitrificantes se desenvolvem em áreas com elevadas concentrações de
oxigênio, enquanto os microrganismos desnitrificantes se densenvolvem com baixas
concentrações de oxigênio dissolvido no interior do biofilme (MUNCH et al., 1996),
conforme se vê na Figura 3 :
10
Suporte Inerte
Biofilme Aeróbio
Biofilme Anóxico
OD
Meio Líquido
Profundidade
NH
4
+
NO
2
-
O
2
Nitrificação Aeróbia
NO
2
-
N
2
Fonte de Carbono
Desnitrificação Anóxica
Figura 3: Representação de biofilme em suporte inerte com gradiente de oxigênio dissolvido formando zonas
aeradas e anóxicas. Adaptado de “Applications of Cell Immobilization Biotechnology – NEDOVIĆ e
WILLAERT (2005)”.
Segundo Pochana e Keller (1999) a nitrificação e a desnitrificação simultânea são
fenômenos físicos causados pela limitação da difusão do oxigênio no biofilme e segundo
esses mesmos autores, para a concentração de 0,5 mg.l
-1
a velocidade de nitrificação se iguala
à velocidade de desnitrificação. Devido à baixas concentrações de oxigênio dissolvido no
meio, a nitrificação pode se dar até nitrito (ÇEÇEN e GONENC, 1994). Este fato pode ser
interessante na nitrificação e desnitrificação simultânea, pois os requisitos de matéria orgânica
para a desnitrificação via nitrito são teoricamente 40% (MULDER e VAN KEMPER, 1997)
menor comparando-se com a desnitrificação de nitratos.
Outros autores relacionam diferentes concentrações de oxigênio dissolvido no meio
para alcançar a nitrificação e a desnitrificação simultânea. Em sistemas de biomassa
imobilizada há de se fazer ressalvas em relação à essas concentrações de oxigênio limitantes,
pois este parâmetro irá depender da estrutura do biofilme, como espessura e forma, e também
do grau de aderência do biofilme, além de outros fatores como o tipo de material suporte
utilizado.
2.2.4. ANAMMOX
Em 1995, Mulder e colaboradores, operando um reator fluidificado com células
imobilizadas, que tratava efluente de um reator metanogênico, observaram que grandes
11
quantidades de íons amônia eram removidas do sistema, concomitantemente com o consumo
de nitrato e elevada produção de gás nitrogênio. Posteriormente, Van de Graaf et al., (1996) e
Madigan et al., (1997) observaram que nitrito é aceptor de elétrons preferencial para este
processo, chamado ANAMMOX (“ANaerobic AMMonia OXidation”).
Van de Graaf et al., (1996) propuseram uma reação estequimétrica avaliada por meio
do balanço de massa, descrita na Equação 6:
Biomassa
OCHOHOHNONHCONONH
2232223
0425,009,087,122,0045,10425,031,1 ++++⎯→⎯+++
−
−
+
−
(Eq. 6)
O principal produto do ANAMMOX é o N
2
, mas aproximadamente 10% do nitrogênio
alimentado (amônia e nitrito) são convertidos a nitrato (NO
3
-
). O processo ANAMMOX é
promissor, pois não requer fonte de carbono para remoção de nitrogênio, por se tratar de
processo litoautotrófico. O crescimento de biomassa nestes sistemas é muito baixo, portanto é
preciso um sistema eficiente de separação de sólidos e um longo período de partida para se
obter concentração de biomassa suficiente para manutenção da operação (JETTEN et al.,
1997).
2.2.5. Nitrificação Heterotrófica e Desnitrificação aeróbia
A nitrificação heterotrófica se mostra interessante, principalmente pelo fato de que
estes organismos são também capazes de realizar a desnitrificação aeróbia na presença de
matéria orgânica (ROBERTSON et al., 1988; ANDERSSON e LEVINE, 1986; VAN NIEL et
al., 1987
). O crescimento de todos os microrganismos capazes de realizar a nitrificação
heterotrófica é completamente dependente da oxidação de compostos orgânicos (KUENEN e
ROBERTSON, 1987). O produto final da nitrificação heterotrófica é geralmente nitrito
(CASTIGNETTI e GUNNER, 1980), o qual pode servir de substrato para as bactérias
litoautotróficas oxidadoras de nitrito e/ou para as bactérias heterotróficas desnitrificantes,
dependendo da condição ambiental imposta.
Um exemplo deste microrganismo é o Paracoccus denitrificans, mais conhecido como
Thiosphaera pantotropha, que pode produzir nitrito a partir de uréia, amônia e hidroxilamina
e é também capaz de reduzir o nitrito em condições de aerobiose estrita (ROBERTSON e
KUENEN, 1988). Essa bactéria é capaz de se desenvolver em ambientes mixotróficos e
heterótrofos e também é capaz de oxidar compostos de enxofre para geração de energia
12
(GUPTA et al., 1997). A velocidade de nitrificação heterotrófica é menor em relação à
nitrificação autótrofa, porém pode se desenvolver em ambientes em que a nitrificação
autótrofa não ocorre, como por exemplo, em meios ácidos (ROBERSON e KUENEN, 1988).
Análises mais recentes revelaram novas espécies, tais como Microvirgula
aerodenitrificans (PATUREAU et al., 1998) e Thauera mechernichensis (SCHOLTEN et al.,
1999), capazes de realizar a desnitrificação aeróbia, mesmo em condições de saturação de
oxigênio. Estes microrganismos podem co-respirar oxigênio e óxidos de nitrogênio em
condições de aerobiose e produzir N
2
. São microrganismos heterótrofos e podem crescer
utilizando acetato, etanol e glicerol como doador de elétrons (PATUREAU et al., 1998;
SCHOLTEN et al., 1999).
2.2.6. Processo NOx - Desnitrificação por Nitrificantes
Microrganismos semelhantes às Nitrossomonas podem nitrificar e desnitrificar
simultaneamente sob condições de aerobiose estrita, controlando e estimulando a atividade
desnitrificante pela adição de concentrações traços de óxidos de nitrogênio (NO/NO
2
),
obtendo como produto principal, nitrogênio molecular (SCHMIDT et al., 2003). Este
processo, testado em escala piloto (3,5 m
3
) sob altas concentrações de nitrogênio amoniacal (2
kg N-NH
4
+
.m
-3
), alcançou uma média de remoção de aproximadamente 67% do nitrogênio
presente com 200 ppm de NO
2
-
(KUAI e VERSTRAETE, 1998).
Segundo Schmidt et al. (2003), os custos para implementação desse sistema em
plantas já existentes são baixos (€10.000 a €55.000, dependendo da dimensão da planta) e os
custos para o fornecimento de NO
2
são de €0,05 a €0,08 por kilograma de N-amônia, porém,
podem-se reduzir os custos em até 80% relacionados com a adição de matéria orgânica e 50%
com o fornecimento de oxigênio.
2.3. PROCESSOS COMBINADOS
2.3.1. CANON
No processo CANON (“Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite”),
amônio é parcialmente convertido a nitrito pelas bactérias oxidadoras de amônia, sob
condições limitadas de oxigênio e, em seguida, bactérias ANAMMOX convertem o nitrito
produzido com parte do amônio remanescente formando nitrogênio gasoso. (SLIEKERS et
al., 2002; JETTEN et al., 2003).
13
Neste processo, a oxidação aeróbia de amônia e a oxidação anaeróbia de amônia
(ANAMMOX) ocorrem no mesmo reator. Condições de limitação de oxigênio são impostas
para que estes dois processos oxidativos de amônia aconteçam ao mesmo tempo. A oxidação
de nitrito (NO
2
-
) à nitrato (NO
3
-
) é prevenida pela operação à elevadas concentrações de NH
3
no sistema (NIELSEN et al., 2005).
2.3.2. OLAND
No processo OLAND (“Oxygen Limited Autotrophic Nitrification Denitrification”), o
oxigênio é fornecido em quantidade limitada para que a nitrificação proceda apenas até
nitrito. Devido à escassez de aceptores de elétrons, o nitrito formado é consumido para oxidar
o restante do amônio (VERSTRAETE e PHILIPS, 1998).
A principal diferença entre o processo CANON e o OLAND é que este faz uso da
atividade desnitrificante pelas bactérias aeróbias nitrificantes e aquele incorpora o
ANAMMOX. No processo OLAND, as bactérias do gênero Nitrossomonas, oxidadoras de
amônia, obtêm energia a partir da combinação da nitrificação e da desnitrificação autotrófica
(VERSTRAETE e PHILIPS, 1998), como se pode observar nas Equações 7 e 8, :
OHNOONH
2223
5,05,075,05,0 +⎯→⎯+
−
∆Gº = -384 kJ (Eq. 7)
OHNHNONH
2223
5,05,05,0 +⎯→⎯++
+
−
∆Gº = -360 kJ (Eq. 8)
Comparado-se ao processo de nitrificação e desnitrificação convencional, verifica-se a
economia de 62,5% de oxigênio e não há necessidade de adição de fonte de carbono, pelo fato
das bactérias responsáveis por esse processo utilizarem o próprio íon amônia como agente
redutor. A oxidação direta de amônio a nitrogênio gasoso pode ser alcançada em única fase.
Este processo não requer condições anóxicas, mas pode ocorrer em condições microaeróbias
(VERSTRAETE e PHILIPS, 1998).
2.3.3. DEAMOX
O processo DEAMOX (DEnitrifying AMmonium OXidation) se baseia na
desnitrificação autotrófica e utiliza o sulfeto como doador de elétrons para produção de nitrito
a partir da redução do nitrato em processo anaeróbio (KALYUZHNYI et al., 2006). O nitrito
14
formado juntamente com o nitrogênio amoniacal dá ensejo ao processo ANAMMOX,
conforme as Equações 9 e 10 :
DEAMOX:
2
423
44
−−−−
+→+ SONOHSNO
ΔG = -453 kJ
(Eq. 9)
ANAMMOX:
OHNHNONH
2223
2+→++
+−
ΔG = -360 kJ (Eq. 10)
Como se pode observar na Figura 4, neste processo é necessário à produção de nitrato
em uma unidade separada. No reator anaeróbio anterior, a matéria orgânica prontamente
degradável é consumida e é produzido sulfeto a partir da redução de sulfato. No reator
DEAMOX, combina-se parte do efluente do reator nitrificante e parte do reator anaeróbio,
para a redução de nitrato a nitrito utilizando sulfeto como doador de elétrons (processo
DEAMOX) e em seguida à utilização do nitrito e nitrogênio amoniacal para a ocorrência do
processo ANAMMOX.
Reator
Anaeróbio
Reator
Nitrificante
Reator
DEAMOX/
ANAMMOX
Afl
ue
n
te
N
H
4
+
, HS
-
N
O
3
-
Efl
ue
n
te
Figura 4: Fluxograma do conceito do processo DEAMOX.
Nota-se que tanto o processo DEAMOX quanto o processo ANAMMOX são
processos autotróficos, portanto é muito importante que o reator anaeróbio tenha uma boa
eficiência de remoção de matéria orgânica para não afetar os processos autotróficos à jusante.
A água residuária deve necessariamente conter elevadas concentrações de sulfato para a
produção de sulfeto suficiente para reduzir o nitrato à nitrito.
2.4. DESNITRIFICAÇÃO AUTOTRÓFICA UTILIZANDO COMPOSTOS
DE ENXOFRE
A desnitrificação utilizando compostos de enxofre se baseia na desnitrificação
autotrófica pelas bactérias oxidadoras de enxofre, tais como Thiobacillus denitrificans e
Thiomicrospira denitrificans. Essas bactérias são quimiolitotróficas e, em ambientes
anóxicos, oxidam compostos reduzidos de enxofre, como sulfeto, sulfito, tiossulfato e enxofre
15
elementar, à sulfato. Também são capazes de utilizar hidrogênio para desnitrificar (AHN et
al., 2006; WANG et al., 2005). A desnitrificação utilizando compostos reduzidos de enxofre
como fonte de energia foi observada com baixas relações C/N (DRISCOLL et al., 1978;
TROUVE et al., 1998). Porém, Gommers et al. (1988) relataram evidências da ocorrência
deste processo litoautotrófico quando matéria orgânica é presente.
Os principais produtos deste processo quimiolitotrófico são nitrogênio gasoso, sulfato
e em alguns casos, enxofre elementar. Além do nitrato, Thiobacillus denitrifican também
podem utilizar NO e N
2
O como aceptores de elétrons (WANG et al., 2005).
2.4.1. SURAMOX
Fdz-Polanco et al. (2001) operaram um reator anaeróbio de leito fluidificado e carvão
ativado granular tratando vinhaça oriunda de destilaria de etanol e verificaram que uma
porcentagem importante (50%) do nitrogênio entrando no reator como NTK foi removida da
fase líquida, aparecendo como N
2
na fase gasosa. Simultaneamente, apenas 20% do sulfato
presente no inicio no efluente apareceu como sulfeto no efluente ou como sulfeto de
hidrogênio no gás, indicando que 80% do enxofre foi removido. Este novo processo foi
chamado de SURAMOX (SUlfate Reduction and AMmonia Oxidation), onde a energia livre
de Gibbs, calculado por meio de dados termodinâmicos, da reação teórica, é negativa,
mostrando a viabilidade de ocorrência desta reação por microrganismos (VILLAVERDE,
2004). A reação teórica é mostrada a seguir:
OHNSHNHSO
22
0
3
2
4
422 ++→++
+−
∆Gº = -45 kJ (Eq. 11)
Apesar da reação proposta pelos autores (Equação 11), ainda não há muita informação
sobre este processo. Até o presente momento não se tem notícia da reprodutividade do
processo SURAMMOX.
Em sistemas de tratamento biológico de águas residuárias para remoção de nitrogênio,
vários processos ocorrem simultaneamente. A imposição de uma condição ao reator pode
favorecer um processo ao outro, no entanto, é difícil distinguir os processos com
contribuições minoritárias. Ferramentas de análise microbiológicas mais acuradas como FISH
(“Fluorescent in situ hybridization”), sequenciamento genético dos microorganismos e
modelos matemáticos, entre outras ferramentas, podem indicar tais processos minoritários.
16
17
Capítulo 3
Material e Métodos
O sistema experimental utilizado nesta pesquisa foi construído e operado nas
dependências do Laboratório de Processos Biológicos – LPB do Departamento de Hidráulica
e Saneamento – SHS da Escola de Engenharia de São Carlos – EESC da Universidade de São
Paulo - USP.
3.1. VISÃO GERAL DO PROCEDIMENTO EXPERIMENTAL
Basicamente, os experimentos foram divididos em 3 etapas, conforme esquematizado
na Figura 5 e descritos resumidamente a seguir. Além das etapas principais, foram realizados
ensaios complementares e exames microbiológicos de microscopia óptica, de microscopia
eletrônica de varredura e avaliação de comunidades microbianas por meio de algumas
técnicas de biologia molecular. A descrição detalhada das etapas está no item 3.5 –
Procedimento experimental.
ETAPA 1 – Esta foi a etapa inicial utilizada para observar o comportamento do reator
operado em batelada seqüencial com biomassa suspensa nas fases de aeração e não aeração.
Nesta etapa, optou-se inicialmente por estratégia de operação com 4 fases alternadas
aeróbias/anóxicas, com ciclo total de 24 horas. Na fase anóxica, não foi adicionado qualquer
tipo de fonte externa de carbono. Portanto, essa etapa teve por objetivo a verificação da
ocorrência da desnitrificação endógena. Na fase aeróbia, foram realizados testes para verificar
a melhor vazão de ar aplicada no sistema que favorecia a nitrificação.
ETAPA 2 –
Com a finalização da Etapa 1 anterior, constatou-se a possibilidade de se omitir
algumas fases. Pretendeu-se, portanto, a otimização do sistema, com a redução do número de
fases e optou-se por utilizar apenas duas: a primeira fase de aeração e a segunda fase anóxica.
Nesta nova etapa, cada fase teve duração de 6 horas, perfazendo um ciclo de 12 horas. Na fase
anóxica, com intuito de otimizar a desnitrificação, adicionou-se efluente originário de reator
18
sulfetogênio e de reator metanogênico. Como a quantidade de biomassa nesta etapa foi
diminuída em aproximadamente 40% em relação à etapa anterior, necessitou-se nova
verificação para ajuste da melhor vazão de ar para nitrificação.
ETAPA 3 – Esta etapa foi semelhante à Etapa 2 anterior. No entanto, utilizou-se um reator
com biomassa imobilizada. A estratégia de aeração e não aeração foi a mesma, assim como a
adição de afluente na fase desnitrificante. A vazão de ar utilizada desta etapa foi a melhor
vazão encontrada na etapa anterior. Para a escolha do melhor material suporte, inoculou-se
biomassa em reator tipo célula com diferentes suportes inertes. Foram utilizados ensaios com
microsensores de oxigênio dissolvido para determinação das espessuras dos biofilmes.
Escolheu-se então, o meio suporte que favorecesse o desenvolvimento, não excessivo, de
filme aeróbio e anóxico para aplicação no reator nitrificante/desnitrificante.
Etapa 1 Etapa 2 Etapa 3
Estratégia Inicial
Batelada 24h
4 Fases Alternadas
Aeróbias/Anóxicas
Verificação da
Desnitrificação
Endógena
Ajsute da aeração
para o processo
nitrificante
Vazão de ar:
2 a 3 L/min
Vazão de ar:
4 a 6 L/min
Vazão de ar:
8 a 9 L/min
Estratégia :
Batelada 12h
2 Fases:
Aeróbia/Anóxica
Reator de Biomassa
Suspensa
Reator de Biomassa
Imobilizada
Ajsute da aeração
para o processo
nitrificante
Vazão de ar:
2 a 3 L/min
Vazão de ar:
3 a 4 L/min
Vazão de ar:
5 a 6 L/min
Adição de afluente
na fase anóxica
originário de:
Verificação da
Desnitrificação
Reator
Sulfetogênico
Reator
Metanogênico
Ensaio com
Microsensor
Reator de Biomassa
Suspensa
Figura 5: Fluxograma do procedimento experimental.
3.2. DESCRIÇÃO DOS EQUIPAMENTOS
3.2.1. Reator Batelada Seqüencial com Biomassa Suspensa
Foi utilizado um reator operado em bateladas seqüenciais e contendo biomassa
suspensa, o qual havia sido usado anteriormente por Iamamoto (2006). O reator foi
confeccionado em acrílico, com volume total de 6,5 litros. A agitação era promovida por
19
impelidores do tipo pás planas, controlada por dispositivo eletromecânico. O ar era injetado
por meio de pedras porosas, dispostas no fundo do reator, de maneira a difundir o gás no meio
líquido. O reator possuía paredes laterais duplas, para permitir a circulação de água
proveniente de banho ultra-termostatizado entre elas, de maneira a manter a temperatura de
operação controlada a 30 ± 1°C, confome mostrado na Figura 6. As dimensões do reator e
suas tomadas laterais e de fundo podem ser vistas na Figura 7.
A alimentação do reator era feita utilizando-se uma bomba dosadora (Prominent
®
Concept), sendo que o líquido era previamente aquecido pela passagem por uma serpentina
imersa em banho-maria. O descarte do líquido tratado era realizado por bomba dosadora
(Prominet
®
Concept) e a canalização de descarte era provida de sistema anti-sifão. A vazão de
ar era regulada por um medidor com escala de 1 a 10 litros de ar por minuto.
O sistema era controlado via computador por meio de placa decodificadora de sinais
interligada à duas válvulas solenóides, bombas alimentadoras e de descarte, e agitador
mecânico. Para as diferentes fases de operação, o agitador mecânico, os períodos de aeração e
não aeração, bem como a operação das bombas de enchimento e descarte eram controlados
por este sistema automatizado.
Os valores de pH e de potencial de óxido-redução (REDOX) eram obtidos por
eletrodos específicos acoplados ao medidor multi-sondas ORION
®
modelo 920A Plus. O
oxigênio dissolvido era quantificado por meio do medidor de oxigênio dissolvido ORION
®
modelo 810A.
As leituras de pH, REDOX e OD eram enviadas pelos medidores ORION
®
via cabo
serial ligadas às portas RS232C de um micro-computador a cada 10 segundos. O software
para a aquisição, desenvolvido pela empresa T&S foi modificado para alternar os canais de
leituras do pH e REDOX do aparelho ORION
®
920A Plus e enviar os sinais digitais para o
computador em períodos de 5 segundos alternadamente. O software supracitado foi
modificado para registrar diferentes entradas digitais simultaneamente e desenvolveu-se
também um sistema de controle baseado em faixas de pH, REDOX e OD que
automaticamente ligava/desligava canais, de maneira a manter os valores dos parâmetros
dentro das faixas desejadas. Este sistema automático para controle de variáveis (pH, REDOX
e OD) não foi utilizado, porém, poderá ser utilizado posteriormente para controle de
parâmetros operacionais em sistemas de tratamento.
20
Figura 6: Instalação experimental utilizada para as Etapas 1 e 2.
Figura 7: Detalhes do reator utilizado para as Etapas 1 e 2 (IAMAMOTO, 2006).
3.2.2. Reator Batelada Sequencial com Biomassa Imobilizada
O reator utilizado com biomassa imobilizada e operado em bateladas seqüenciais foi
confeccionado em acrílico, com volume total de 15 litros e volume útil de 7 litros. Tal
unidade tinha formato cilíndrico com 15 cm de diâmetro e 90 cm de altura, conforme
mostrado na Figura 8. O reator foi preenchido com pedaços carvão mineral, sem nenhum pré-
processamennto, com diâmetro médio de 3,5 cm. A porosidade do leito inicial foi de
aproximadamente 50%.
O reator era provido de sistema de recirculação, no qual o líquido era succionado por
bomba dosadora (Prominent
®
Concept), na tomada de coleta 5 (Figura 8) e re-injetado pela
tomada de coleta de fundo, com uma vazão de 23 L.h
-1
. No fundo do reator, havia uma placa
21
de alumínio perfurada para que o líquido recirculado fosse distribuído de forma uniforme pela
seção transversal do reator.
No fundo do reator também havia um tubo de PVC de ¼’’, com furos de 1 mm para a
melhor distribuição de ar no meio líquido. Este tubo de PVC era ligado à rede de ar
comprimido. O sistema permanecia em câmara climatizada, que mantinha a temperatura em
30 ± 1°C. A alimentação do reator, o descarte e o acionamento da aeração eram manuais,
sendo que essas operações obedeciam aos tempos pré-determinados do ciclo.
Figura 8: Instalação experimental e detalhes do reator utilizado na Etapas 3.
3.3. LODO DE INÓCULO
O reator contendo biomassa suspensa foi inoculado com 2,5 litros de lodo granular,
proveniente de reator UASB da estação de tratamento de águas residuárias de abatedouro de
aves da empresa Dacar Industrial S.A., localizada na cidade de Tietê – SP – Brasil, e com 0,5
litro de lodo de reator nitrificante/desnitrificante, para remoção de elevadas concentrações de
nitrogênio amoniacal do experimento em bancada, anteriormente utilizado por Iamamoto
(2005). O lodo granular foi inserido no sistema sem nenhum tratamento ou processamento
prévio.
O sistema de biomassa imobilizada foi inoculado com 0,5 litro de lodo do sistema de
biomassa suspensa utilizado nesta pesquisa, já adaptado às condições nitrificantes e
n
r
s
q
p
o
22
desnitrificantes e 2 litros de lodo granular proveniente de reator UASB da empresa Dacar
Industrial S.A. in natura.
3.4. ÁGUAS RESIDUÁRIAS
Parte da pesquisa foi desenvolvida com efluente proveniente de reator piloto do tipo
ASBBR (Anaerobic Sequencing Batch Biofilm Reactor) para redução biológica de sulfato via
processo anaeróbio (reator sulfetogênico), aplicado ao tratamento de águas residuárias
contendo elevadas concentrações de sulfato, da DISSOLTEX Indústria Química Ltda (São
Carlos-SP). Outra parte da pesquisa foi desenvolvida com efluente de um reator metanogênico
que tratava o efluente do reator sulfetogênico, ambos operados pelo pós-doutorando Dr.
Arnaldo Sarti na Escola de Engenharia de São Carlos no Laboratório de Processos Biológicos.
A empresa DISSOLTEX tem como atividade principal a produção de tintas, vernizes,
solventes orgânicos, thinners, ceras e nitroceluloses. Além dessas atividades, a empresa
fabrica óleos sulfonados para engraxe de couros, que se baseia na sulfonação de óleos
vegetais (milho, soja e algodão). Este processo é o principal contribuinte dos resíduos líquidos
da empresa, devido à separação do óleo sulfonado proveniente do nos reatores químicos
utilizados no processo de sulfonação da indústria (Informação Pessoal)
1
, conforme esquema
simplificado de produção, indicada na Figura 9 .
Á
Á
g
g
u
u
a
a
Ó
Ó
l
l
e
e
o
o
V
V
e
e
g
g
e
e
t
t
a
a
l
l
H
H
2
2
S
S
O
O
4
4
A
A
m
m
ô
ô
n
n
i
i
a
a
L
L
í
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q
q
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i
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Ó
Ó
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o
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l
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n
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a
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o
S
S
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o
d
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A
A
m
m
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n
n
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o
o
+
+
Ó
Ó
l
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o
S
S
u
u
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l
f
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n
n
a
a
d
d
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o
R
R
e
e
s
s
i
i
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d
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a
l
l
Á
Á
g
g
u
u
a
a
d
d
e
e
L
L
a
a
v
v
a
a
g
g
e
e
m
m
Figura 9: Esquema simplificado da produção de óleo sulfonado.
1
Informação fornecida pelo Dr. Arnaldo Sarti em São Carlos – SP em 2006.
23
O efluente da DISSOLTEX (água de lavagem), com alta concentração de sulfato
(valor médio de 287 gSO
4
2-
.l
-1
), era diluído com esgoto sanitário para para completar a
capacidade de tratamento do ASBBR, mostrado na Figura 10, de 0,6 m
3
de volume líquido
composto por leito fixo de “pedaços” irregulares de carvão mineral (diâmetro entre 40 a 80
mm).
O tratamento no reator sulfetogênico (piloto) consistiu, principalmente, na redução
dissimilativa do sulfato presente na água de lavagem, pela atividade das bactérias redutoras de
sulfato (BRS). O sulfato (SO
4
2-
) é utilizado como aceptor final de elétrons durante o
metabolismo respiratório, que produz sulfeto de hidrogênio (H
2
S) como um dos produtos
finais (SCHAUDER e KRÖGER, 1993). Para adequação do processo de remoção de sulfato,
foi adicionado como fonte exógena de matéria orgânica o etanol, para que a redução
dissimilativa se processasse adequadamente.
A oxidação de compostos orgânicos pode ser incompleta, levando principalmente à
formação de acetato como produto final. Portanto, uma elevada concentração de acetato foi
obtida no reator sulfetogênico. Na Tabela 1 , são apresentadas as principais características
médias do efluente do reator sulfetogênico utilizado neste trabalho e na Figura 10 é mostrada
a foto do reator sulfetogênico, operado pelo pós-doutorando Dr. Arnaldo Sarti.
Tabela 1: Principais compostos e concentrações médias do efluente do reator sulfetogênico e metanogênico
2
.
Reator
Composto Unidade
Sulfetogênico Metanogênico
Sulfato mgSO
4
-2
.l
-1
9 – 335 22 – 232
Sulfeto mgS
-2
.l
-1
0,3 – 202 0,3 – 130
Sulfito mgSO
3
-2
.l
-1
278 – 541 2 – 334
Nitrogênio Amoniacal mgNH
4
+
.l
-1
112 – 392 165 – 299
Ácido Acético mgHac.l
-1
22 – 625 22 – 623
Alcaliniade à Bicarbonato mgCaCO
3
.l
-1
404 – 1040 1213 – 1550
pH - 5,3 – 6,9 7,2 – 7,9
2
Nem sempre os efluentes foram utilizados logo após a saída do reator. Em muitos casos, eles foram
armazenados e consequentemente as características originais da água residuária foram alteradas não
intensionalmente, principalmente com relação às concentrações de compostos de enxofre (devido à oxidação
natural do sulfeto).
24
Figura 10: Reator sulfetogênico
3
. Figura 11: Reator metanogênico
2
O reator ASBBR metanogênico piloto (volume útil de 430 litros), mostrado na Figura
11, era preenchido com suporte de carvão mineral, com porosidade de leito (ε) próxima de
50%, e tinha como objetivo adequar o efluente do reator sulfetogênico com relação às
concentrações de matéria orgânica (principalmente ácido acético), conforme legislação
vigente. Na Tabela 2 está mostrado as características principais dos reatores sulfetogênico e
metanogênico.
Tabela 2: Principais características dos reatores sulfetogênico e metanogênico.
Reator
Características
Sulfetogênico Metanogênico
Volume Total (m
3
) 1,2 0,43
Volume Útil (m
3
) 0,6
0,23
L/D 3,0 3,2
Vazão de Recirculação (m
3
.h
-1
) 3,3 – 5,6 0,6 a 1,8
Material Suporte Carvão Mineral Carvão Mineral
3
Foto cedida pelo Dr. Arnaldo Sarti.
25
Não se observou nenhuma transformação/remoção substancial nas concentrações de
nitrogênio amoniacal, tanto no reator sulfetogênico quanto no reator metanogênico posterior.
Na Tabela 1, estão apresentados dados médios da composição do efluente do reator
metanogênico.
3.5. PROCEDIMENTO EXPERIMENTAL – DESCRIÇÃO DA
OPERAÇÃO
3.5.1. ETAPA 1
Na Etapa 1, utilizou-se estratégia inicial de 4 fases alternadas – aeróbias/anóxicas – a
fim de verificar o comportamento dos microrganismos às condições alternadas de aeração e
não aeração em reator com biomassa suspensa. Foi proposto, inicialmente, um ciclo de 24
horas para posterior otimização. O reator foi alimentado com 4,5 litros de afluente.
O ciclo era composto por 15 minutos (0,25 horas) de enchimento do reator, 5 horas e
45 minutos de aeração (5,75 horas), 6 horas de período anóxico com o impelidor mecânico à
50 rpm, 6 horas de aeração, 5 horas e 30 minutos (5,5 horas) de período anóxico com
impelidor mecânico a 50 rpm ligado até a terceira hora do início da segunda fase anóxica,
finalizando com o descarte de efluente com duração de 30 minutos (0,5 horas). As fases do
ciclo podem ser facilmente visualizadas na Figura 12 :
6h 12h 18h 24h
Figura 12: Representação gráfica do ciclo da Etapa 1: █ Alimentação; █ Aeração; █ Agitação; █ Descarte.
Nas fases aeróbias, variou-se a vazão de ar injetada no sistema a fim de verificar a
melhor condição para a ocorrência do processo nitrificante. Paralelamente, pôde-se verificar a
influência da insuficiência de aeração sob os processos nitrificantes e desnitrificantes. Foram
utilizadas três faixas de vazão de ar diferentes: de 2 a 3, de 4 a 6 e de 8 a 9 L.min
-1
. O afluente
era alcalinizado com bicarbonato de sódio (NaHCO
3
), de forma que a concentração fosse
aproximadamente 1000 mgHCO
3
-
.l
-1
, para que a nitrificação não sofresse limitação por
alcalinidade.
26
Nas fases anóxicas, o agitador mecânico era acionado a baixa velocidade (50 rpm),
apenas para manter o sistema homogeneizado, sem provocar grandes perturbações
hidrodinâmicas, nem incorporação de ar. Nesta mesma fase, não era adicionada nenhuma
fonte de carbono. Pretendeu-se, com isso, a verificação da ocorrência da desnitrificação
endógena. Nesta etapa manteve-se uma alta concentração de biomassa no sistema
(aproximadamente 8,1 gSVT.l
-1
).
3.5.2. ETAPA 2
Com a finalização da Etapa 1, constatou-se a possibilidade de se omitir algumas fases.
Com o intuito de otimizar o sistema, optou-se pela redução do número de fases. Foram
utilizadas, portanto, duas fases: a primeira fase aerada e a segunda fase anóxica. Cada fase
nesta nova etapa teve duração de aproximadamente 6 horas, perfazendo um ciclo de 12 horas,
metade do ciclo utilizado na etapa anterior. O reator foi alimentado com 4,5 litro de afluente.
O ciclo era composto por 15 minutos (0,25 horas) de enchimento ou alimentação do
reator, 5 horas e 45 minutos de aeração (5,75 horas), 5 horas e 30 minutos (5,5 horas) de
período anóxico com impelidor mecânico à 50 rpm, ligado até a terceira hora do início da fase
anóxica, finalizando com o descarte de efluente com duração de 30 minutos (0,5 horas),
totalizando um ciclo de 12 horas. A Figura 13 representa as fases do ciclo:
6h 12h
Figura 13: Representação gráfica do ciclo da Etapa 2: █ Alimentação; █ Aeração; █ Agitação; █ Descarte.
Como a concentração de biomassa no sistema foi diminuída em aproximadamente
40% (5,8 gSVT.l
-1
), necessitou-se a adequação de uma nova vazão de ar introduzida no
sistema a fim de nitrificar o afluente no tempo desejado, que nesta etapa foi de no máximo 6
horas. Foram testadas três faixas de vazões de ar diferentes: 2 a 3, 3 a 4 e 5 a 6 L.min
-1
. O
afluente era alcalinizado com bicarbonato de sódio (NaHCO
3
) de forma que a concentração
fosse aproximadamente 1000 mgHCO
3
-
.l
-1
para que a nitrificação não sofresse limitação por
alcalinidade.
Na fase anóxica, foi adicionada parcela do afluente (de 10 a 20% do volume útil), com
intuito de acelerar o processo desnitrificante. Foram testados dois tipos de afluentes:
27
originário de reator sulfetogênico e originário de reator metanogênico (descritos no item 3 do
Capítulo 3). O efluente destes dois reatores (sulfetogênico e metanogênico) contém elevadas
concentrações de compostos reduzidos e, ao serem adicionados na fase anóxica, após a
nitrificação, poderiam favorecer o processo de desnitrificação biológica.
O agitador mecânico era acionado na fase anóxica com velocidade de 50 rpm, apenas
para manter o sistema misturado sem provocar grandes perturbações hidrodinâmicas nem
incorporação de ar.
3.5.3. Ensaios com Microsensor
A fim de se avaliar o perfil de concentração de oxigênio em biofilmes de diferentes
suportes, utilizaram-se microsensores em experimentos especialmente realizados para esta
finalidade. Estes ensaios foram realizados no Laboratório Avançando de Tratamento de Água
e Reuso – LATAR do Departamento de Hidráulica e Saneamento – SHS da Escola de
Engenharia de São Carlos – EESC da Universidade de São Paulo – USP, com o auxílio e
colaboração do engenheiro e especialista em micro-eletrônica fina Wagner Lamon e do Prof.
Titular Roberto Campos da Universidade de São Paulo.
Pequenas amostras de materiais suportes inertes com lodo proveniente de reator
nitrificante/desnitrificante foram inoculadas em “célula de fluxo” procedendo-se à medida de
oxigênio dissolvido (OD) utilizando-se microsensores. Foram utilizados seis tipos de
materiais diferentes: 1 – Polietileno de baixa densidade (PEBD); 2 – Disco plástico comercial;
3 – Espuma de poliuretano; 4 – Carvão mineral; 5 – Carvão vegetal e; 6 – Brita basáltica.
Essas pequenas amostras de materiais foram fixadas na célula de fluxo com silicone. A Figura
14 mostra o desenho esquemático da célula de fluxo e suas dimensões e a Figura 15 mostra os
materiais suportes fixados na célula de fluxo.
O lodo floculento, proveniente do sistema nitrificante/desnitrificante, foi recirculado,
através de bomba peristáltica (marca MILAN
®
) e aerado continuamente, durante sete dias.
Após esse período, o sistema foi alimentado por 30 dias com efluente sintético que simulava a
composição média do reator sulfetogênico para tratamento do efluente industrial da empresa
DISSOLTEX. O efluente foi alcalinizado com bicarbonato de sódio e o reator foi mantido e
operado a 25
o
C. Na Tabela 3 , está descrita a composição do efluente sintético utilizado para
a aplicação de microsensores.
28
Tabela 3: Água residuária sintética utilizada para os ensaios com microsensor.
Composto Unidade Valores médios
Sulfato mgSO
4
-2
.l
-1
700
Nitrogênio Amoniacal mgNH
4
+
.l
-1
350
Ácido Acético mgHac.l
-1
1200
Alcalinidade mgHCO
3
-
.l
-1
1000
Figura 14: Desenho esquemático do reator tipo célula de fluxo.
Após o 37° dia do início do experimento, procedeu-se a avaliação do biofilme
formado com microsensor de OD. Porém, a concentração de N-NH
4
+
foi diminuída para 100
mg.l
-1
. A temperatura foi mantida a 25
o
C e a velocidade superficial adotada foi de 5,8x10
-2
cm.s
-1
. A Figura 16 apresenta a montagem experimental do reator tipo célula para aplicação
de ensaios com microsensor.
Figura 15: Materiais suportes fixados na célula de
fluxo.
Figura 16: Montagem experimental do reator tipo
célula tipo fluxo para aplicação de ensaios com
microsensor.
29
Os micro-eletrodos foram calibrados na saturação do oxigênio e no ponto de
concentração zero de oxigênio dissolvido e foram fixados em servomecanismo, chamado
também de micro-manipulador controlado por computador, com deslocamentos verticais de
10μm. A cada deslocamento vertical, o servomecanismo pára, o que permite que a leitura seja
feita em condições estáveis, armazena os dados em memória e prossegue sucessivamente de
forma totalmente automatizada (Lamon, 2007).
Procedeu-se à análise do perfil de OD ao longo da espessura do filme biológico. Para
garantir a medida de OD até o final do biofilme foram utilizados microsensores até o
rompimento dos mesmos, pela tentativa do microcontrolador descer pelo material suporte
inerte. Para a análise dos pontos experimentais de concentração de OD ao longo do filme
biológico, foi utilizado o software Origin
®
versão 6.1. Na Figura 17 e na Figura 18 estão
apresentados os suportes inertes fixados no reator tipo célula de fluxo e o sensor de OD
preparado para realizar as medidas em biofilme.
Figura 17: Preparação para a realização do ensaio
com microsensor.
Figura 18: Ensaio de microsensor em andamento.
3.5.4. ETAPA 3
Esta etapa foi semelhante à Etapa 2 anterior. No entanto, utilizou-se reator com
biomassa imobilizada (descrito no item 1.2 do Capítulo 3) para o tratamento da água
residuária. Pretendeu-se a comparação entre os sistemas de biomassa suspensa e este novo
30
sistema. Para implementação desta etapa, foram utilizados os resultados dos ensaios com
microsensor, para escolha do melhor meio suporte para o processo nitrificante/desnitrificante.
Após a inoculação do reator tipo celular com vários meios suportes (descrito no item
3.6.3 deste capítulo), mediu-se a concentração de oxigênio dissolvido no interior de cada
biofilme e determinaram-se as espessuras dos biofilmes aeróbios e anóxicos em cada material
suporte inoculado. De posse destes dados, foi possível escolher um material suporte que
apresentava características compatíveis com o sistema aeróbio/anóxico utilizado.
Nesta etapa, o ciclo tinha duração de 12 horas, como na Etapa 2 anterior. No entanto,
os tempos para enchimento/alimentação e para descarte do reator eram menores e tinham
durações iguais (5 minutos). Após a alimentação, o reator era submetido à aeração por
aproximadamente 6 horas. Cessada a aeração, ligava-se a recirculação do reator, que se
prolongava por aproximadamente seis horas, finalizando com o rápido descarte do efluente,
conforme esquematizado na Figura 19 :
6h 12h
Figura 19: Representação gráfica do ciclo da Etapa 3: █ Alimentação; █ Aeração; █ Agitação; █ Descarte.
A vazão de ar utilizada para a fase aeróbia foi a que forneceu os melhores resultados
na Etapa 2 anterior (5 a 6 L.min
-1
). O afluente foi alcalinizado com bicarbonato de sódio
(NaHCO
3
) com concentração aproximada de 1000 mgHCO
3
-
.l
-1
.
O reator foi alimentado com aproximadamente 6,5 litros. Assim como na Etapa 2, uma
parcela do afluente (de 10 a 20% do volume útil) foi adicionada na fase anóxica com o intuito
de se acelerar o processo desnitrificante e foram testados dois tipos de afluentes: originário de
reator sulfetogênico e originário de reator metanogênico.
Diferentemente do reator de biomassa suspensa, utilizado na Etapa 1 e na Etapa 2, o
mecanismo utilizado para promover a mistura do sistema era composto por uma bomba
dosadora que recirculava a água residuária do topo para o fundo do reator, com uma vazão de
23 L.h
-1
Nesta etapa, não foi feito o controle da concentração de biomassa, devido a
dificuldades operacionais.
31
3.5.5. Ensaios Complementares
Além das Etapas 1, 2 e 3 estabelecidas, foram realizados ensaios complementares
julgados necessários para a elucidação de alguns aspectos importantes dos processos.
Ressalve-se que não foram feitas adaptações prévias da biomassa para realização específica
destes experimentos. Alguns dos ensaios complementares foram realizados após o término
das etapas principais previstas.
3.5.5.1. Utilização do efluente diluído da indústria na fase nitrificante
Foi realizado um perfil temporal de concentração de 6 horas, no reator de biomassa
suspensa, a fim de verificar o comportamento das bactérias nitrificantes diante do efluente
bruto original da indústria. Com base na concentração do efluente bruto da indústria estudada,
diluiu-se 30 mL deste efluente em 10 litros de água proveniente do sistema de abastecimento
d’água local e alcalinizou-se com 30g de bicarbonato de sódio. A vazão de ar utilizada neste
experimento foi de 5 a 6 L.min
-1
.
3.5.5.2. Verificação da nitrificação e do possível processo anammox sem interferentes
Com a verificação do decaimento de uma pequena parcela de nitrogênio amoniacal no
reator com biomassa imobilizada, em algumas fases desnitrificantes, foi realizado um
experimento para verificação do consumo de N-amoniacal sem nenhum outro interferente
(sulfato, sulfeto, ácidos, etc) e também para avaliação da nitrificação sem possíveis
interferentes.
Preparou-se um efluente sintético composto com cloreto de amônia (NH
4
Cl) e
bicarbonato de sódio (NaHCO
3
) de forma que a concentração de nitrogênio amoniacal fosse
de 180 mgN-NH
4
+
.l
-1
e de bicarbonato fosse de 1500 mgHCO
3
-
.l
-1
. O procedimento adotado
foi semelhante ao adotado na Etapa 3.
3.5.5.3. Teste de “stripping”
Este ensaio foi realizado para eliminar a suspeita de grandes perdas de nitrogênio
amoniacal por “stripping”. Foram utilizados 8 litros de afluente do reator metanogênico,
promovendo-se a alcalinização com 10 g de bicarbonato de sódio. O frasco contendo esse
32
líquido foi autoclavado (30 minutos à 121°C e 1,1 atm), assim como mangueiras, difusores de
ar e rolha, para eliminar todo e qualquer tipo de contaminação biológica, a fim de garantir que
as perdas de nitrogênio amoniacal ocorressem apenas por arraste do ar. Utilizou-se a vazão de
ar entre 8 e 9 litros por minuto e o pH do sistema permaneceu entre 9,0 e 9,6. A Figura 20
mostra o aparato utilizado para este experimento.
Figura 20: Aparato utilizado para o teste de “Stripping”.
3.6. ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS
Para a realização das análises de nitrato, nitrito e nitrito, coletavam-se as amostras que
eram inicialmente centrifugadas a 3000 rpm durante 5 minutos. As amostras de nitrato e
nitrito eram filtradas em membrana de 45 μm. Todas as análises e procedimentos analíticos
eram executados de acordo com o Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater (2000), assim como as análises de sulfato, sulfito, sulfeto e sólidos voláteis totais
(SVT). Foram utilizados kits HACH
®
para análises de sulfato (SulfaVer® 4 AccuVac®),
sulfeto (azul de metileno - colorimétrico) e sulfito (Iodométrico). Os parâmetros de análise e
os métodos utilizados estão resumidos na Tabela 4.
33
Tabela 4: Parâmetros de análise e métodos utilizados.
Análise Método utilizado
Nitrato (N-NO
3
-
) Espectofotométrico
Nitrito (N-NO
2
-
) Colorimétrico
Nitrogênio Amoniacal (N-NH
4
+
) Titulométrico
Sólidos Voláteis Totais (SVT) Gravimétrico
Alcalinidade Titulométrico
Ácidos Voláteis Cromatografia Gasosa
Sulfato (SO
4
-2
) Colorimétrico
Sulfeto (S
2-
) Colorimétrico
Sulfito (SO
3
-2
) Iodométrico
As medidas de oxigênio dissolvido no meio foram feitas utilizando-se medidor
ORION
®
modelo 810A+ provido por eletrodo de membrana. As medidas de pH e potencial
REDOX foram feitas utilizando-se o medidor ORION
®
920A+ com duplo canal de leitura,
provido de eletrodos acoplados.
Para determinação dos ácidos voláteis orgânicos foi utilizado metodologia de acordo
com Moraes et al. (2000), foi utilizado cromatógrafo gasoso Hewlett-Packard
®
, modelo 6890
com coluna HP (Innowax
®
) de 30 metros de comprimento e com 25μm de diâmetro interno e
detector de ionização de chama. Utilizou-se hidrogênio como gás de arraste das amostras com
vazão de 30 mL.min
-1
. O volume de amostra injetada, previamente preparada, foi de 1μL.
3.7. AVALIAÇÃO DA DIVERSIDADE MICROBIANA
3.7.1. Microscopia óptica
Utilizou-se microscópio ótico Leica
®
DM LB, com câmera Leica
®
DC 200 para
captura de imagens e o software Image-Pro plus (ver. 4.5.0.19) para o processamento dessas
imagens adquiridas. As imagens foram feitas com aproximação de 1500 vezes. As amostras
foram examinadas sob contraste de fase e fluorescência.
3.7.2. Microscopia eletrônica de varredura
Algumas amostras de lodo foram submetidas aos exames de microscopia eletrônica de
varredura (MEV) em microscópio de varredura digital Zeiss
®
DSM-960. Todas as amostras
foram preparadas de acordo com Araújo et al. (2003).
34
3.7.3. Biologia molecular
A avaliação da diversidade microbiana das amostras foi feita por meio de técnicas de
PCR/DGGE no Laboratório de Processos Biológicos – LPB. O DNA foi extraído segundo
recomendado por Griffiths et al. (2000). Para amplificação de fragmentos do DNA utilizou-se
primers específicos do domínio Bactéria (NIELSEN et al., 1999). Esses fragmentos
amplificados foram separados por eletroforese em gel de gradiente desnaturante (DGGE).
Para a comparação dos padrões de bandas de DGGE, utilizou-se a equação de Gillian
et al. (1998), a qual dá uma aproximação da similaridade entre duas amostras. Esta equação
pode ser visualizada na Equação 12:
100.
)][(
.2
ba
j
Cs
+
= (Eq. 12)
Onde: ‘Cs’ é o grau de similaridade entre as bandas das amostras, ‘a’ é o número de
bandas da amostra 1, ‘b’ é o número de bandas da amostra 2 e ‘j’ é o número de bandas em
comum entre as duas amostras.
35
Capítulo 4
Resultados e Discussão
Os resultados experimentais foram dividos em etapas principais (Etapas 1,2 e 3),
ensaios complementares e exames microbiológicos. Os fatos mais relevantes, que em muitos
experimentos se repetem, são discutidos neste mesmo capítulo no item 4.6. – Comentários
Gerais.
4.1. ETAPA 1
Na primeira etapa, utilizou-se como estratégia de operação um ciclo total de 24 horas,
compostas por duas fases aeradas e duas fases não aeradas alternadas, com duração de 6 horas
cada uma, começando pela fase aeróbia. Foram testadas três diferentes faixas de vazão de ar
aplicada nas fases aeróbias desse sistema com biomassa suspensa: de 2 a 3, de 4 a 6 e de 8 a 9
L.min
-1
.
Pretendeu-se avaliar com esta estratégia a nitrificação autótrofa e a desnitrificação
endógena, pois não foi adicionada nenhuma fonte de carbono para a fase desnitrificante. A
concentração média de biomassa nesta fase foi de 8,1 gSVT.l
-1
( ≈ 40% de volume de lodo em
relação ao volume total do reator).
Operou-se o sistema de biomassa suspensa em bateladas sequenciais nesta etapa
durante 181 dias. De acordo com os dados de monitoramento, a carga nitrogenada aplicada no
sistema chegou a 0,15 kgN-NH
4
+
.m
-3
.dia
-1
, com eficiência média de 65±27%, alcançando em
alguns casos eficiência máxima de remoção de nitrogênio superior a 90%. A concentração
média afluente de N-amoniacal foi de 134±23 mgN-NH
4
+
.l
-1
e a concentração efluente de
nitrato e nitrito foram 14,8±12 mgN-NO
3
-
.l
-1
e 9,9±12 mgN-NO
2
-
.l
-1
. A concentração média
de ácido acético na entrada foi de 607±245 mg.l
-1
.
Observou-se nas fases aeróbias que a nitrificação só ocorreu após o consumo total dos
ácidos orgânicos presentes no sistema, provavelmente devido à competição de oxigênio pelas
bactérias nitrificantes com os microrganismos aeróbios heterótrofos.
36
4.1.1. ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
Neste ensaio utilizou-se uma vazão de ar entre 2 e 3 litros por minuto injetada no
sistema. Pode-se observar neste caso que a e eficiência de remoção de nitrogênio foi muito
baixa, aproximadamente 35%. De acordo com a Figura 21, as concentrações de nitrato e
nitrito foram muito baixas em todos os períodos e não foi observada nenhuma grande
alteração destes compostos em todo o ensaio. Nos dois períodos anóxicos a concentração de
nitrogênio amoniacal não foi alterada significativamente.
0
25
50
75
100
125
150
175
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Eficiência de Remoção (%)
Aeróbio Anóxico
Aeróbio
Anóxico
Figura 21: Perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com vazão de ar
aplicado no sistema de 2 a 3 L.min
-1
. N-Amoniacal (z), Nitrato (), Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de
Nitrogênio (¡).
Observa-se ainda, na Figura 21, que apesar das concentrações de nitrato e nitrito, nos
períodos aeróbios, não serem perceptíveis, pode estar ocorrendo a nitrificação e a
desnitrificação endógena simultânea, tendo em vista os pequenos acréscimos de eficiência
neste período, verificado pelo sensível consumo de nitrogênio amoniacal nestas fases aeradas.
Como neste ensaio utilizou-se baixa vazão de ar (2 a 3 L.min
-1
), pode ter ocorrido,
mesmo na presença de oxigênio, a redução de nitrato e nitrito. A desnitrificação no período
aeróbio pode se confirmar com o desaparecimentto de uma parte do nitrato afluente. Neste
perído, houve a presença de ácidos que podem ter sido utilizados pelas bactérias
desnitrificantes para a redução dos compostos oxidados de nitrogênio.
37
Observa-se a remoção do N-amoniacal apenas na fase aeróbia. Na fase anóxica as
concentrações de nitrato e nitrito não se alteraram, embora essas concentrações fossem muito
baixas.
A velocidade de nitrificação, ou de conversão de nitrogênio amoniacal, na presença de
ácidos (3,57 mg N-NH
4
+
.l
-1
.h
-1
), foi menor que na nitrificação na ausência de ácidos (4,70 mg
N-NH
4
+
.l
-1
.h
-1
).
Para dar maior consistência aos dados obtidos, foi proposto um modelo simples e
genérico para a remoção de nitrogênio. Este modelo é composto pelas fases nitrificante e
denitrificante e foi aplicado tanto nas fases aeróbias quanto nas fases anóxicas, na presença e
na ausência de ácidos voláteis. Com este modelo é possível vislumbrar variações
imperceptíveis visualmente e pode-se aferir alguns fenômenos que estão ocorrendo no
sistema.
Após inúmeros testes realizados para a proposição de um modelo que respondesse
adequadamente às variações encontradas no sistema, definiu-se o modelo convencional e às
respectivas ordens dos coeficientes para remoção de nitrogênio. Na Figura 22 está o esquema
do modelo proposto. Os coeficientes cinéticos k1’ de nitritação e k2’ de nitratação são
coeficientes aparentes de ordem zero, pois dependem da concentração de oxigênio dissolvido
no sistema. O coeficiente k3, que denota a redução de nitrato a nitrito, é um coeficiente de
ordem zero e o coeficiente cinético desnitrificante k4 é um coeficiente de primeira ordem com
dependência da concentração de N-nitrito. Este modelo considera os compostos nitrogenados
(N-Amoniacal, N-nitrato e N-nitrito) como limitantes no sistema. As equações do modelo
cinético proposto podem ser observadas nas Equações 13 a 15.
Figura 22: Esquema do modelo convecional para remoção de nitrogênio proposto.
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k3
k2
’
k1
’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
38
'
][
1
3
k
t
NH
−=
∂
∂
(Eq. 13)
].[''
][
24321
2
−
−
−+−+=
∂
∂
NOkkkk
t
NO
(Eq. 14)
32
3
'
][
kk
t
NO
−+=
∂
∂
−
(Eq. 15)
O sistema das equações diferenciais ordinárias foi resolvido numericamente por
planilha computacional baseada no método Runge-Kutta de 4ª ordem desenvolvida por
Debastiani (2002). O critério de convergência e otimização desta tabela foi modificado e
melhorado a fim de propiciar uma solução mais confiável. Considerou-se para esta
modificação os valores modulares dos desvios padrões, entre o modelo e os dados
experimentais. Foram somados todos os desvios e multiplicados por uma constante arbitrária
elevada 9x10
20
e, por meio da ferramenta “Solver” do Microsoft Execel
®
este valor foi
minimizado.
Como dito anteriormente, este é um modelo simplificado que tem suas limitações, pois
não considera:
•
Efeitos de “stripping” da amônia na fase aeróbia;
•
Assimilação de compostos de nitrogênio por microrganismos;
•
Intermediários do processo desnitrificante;
•
Efeitos hidrodinâmicos presentes no reator.
Apesar destas limitações, o modelo pode nos fornecer indicações importantes sobre o
comportamento dos compostos nitrogenados no reator.
Tabela 5: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à ETAPA
1 – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
Unidade
Aeróbio 1
c/ Ácidos
Anóxico 1
s/ Ácidos
Aeróbio 2
s/ Ácidos
Anóxico 2
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
3,136839 0,000000 3,496403 0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,036227 0,000000 0,894046 0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
2,646756 0,000840 1,070630 0,080754
Modelo
k4 h
-1
90,972386 0,200048 60,770418 0,526581
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
39
Segundo os coeficientes cinéticos mostrados na Tabela 5, na primeira fase aeróbia (na
presença de ácidos voláteis), observa-se que k1’ >> k2’, portanto, tem-se como produto
principal da nitrificação o nitrito. O nitrato formado foi logo convertido a nitrito, pois k3 >>
k2’, porém esse nitrito formado, tanto pela nitritação, quanto pela redução de nitrato à nitrito
foi imediatamente consumido, pois o coeficiente de primeira ordem k4 foi muito elevado (k4
= 90,972386 h
-1
). Este fato explica por que as concentrações de nitrato e nitrito foram muito
baixas nesta fase aeróbia e, mesmo assim, observou-se o consumo de uma parcela do
nitrogênio amoniacal.
Verifica-se pela Tabela 5 que na primeira fase anóxica, os coeficientes k1’ e k2’ foram
iguais a zero, ou seja, não foi identificada a ocorrência da nitrificação. A redução de nitrato a
nitrito nesta fase foi muito baixa (k3 = 0,000840 mg.l
-1
.h
-1
) e conjuntamente houve a redução
de nitrito à nitrogênio gasoso (k4 = 0,200048 h
-1
) .
Na segunda fase aeróbia, o valor do coeficiente k1’ de nitritação, foi muito semelhante
ao coeficiente k1’ da primeira fase aeróbia, porém, a nitratação, representada pelo coeficiente
k2’, foi aproximadamente 25 vezes maior do que na primeira fase aeróbia (na presença de
ácidos), indicando que os microrganismos nitratantes são mais suscetíveis à competição por
oxigênio, ou seja, os requisitos por oxigênio são maiores para esses microrganismos.
O coeficiente k1’, na segunda fase aeróbia, foi aproximadamente 4 vezes o valor do
coeficiente k2’. Este fato indica que a nitrificação se deu basicamente a nitrito. O nitrato
formado foi logo convertido para nitrito, pois k3 > k2’, devido à redução de nitrato a nitrito.
Porém, todo o nitrito formado foi desnitrificado, tendo em vista o alto valor do coeficiente k4
(60,770418 h
-1
). Por esse motivo, as concentrações de nitrato e nitrito foram muito baixas,
verificando-se acréscimo de eficiência pelo consumo de nitrogênio amoniacal.
Na segunda fase anóxica, o coeficiente k1’ foi igual a zero, pois não houve a presença
de nitrogênio amoniacal. Observa-se também que o coeficiente k2’ foi nulo, ou seja, não está
ocorrendo a nitratação, o que era bastante previsível. Observa-se também que a atividade
desnitrificante nesta fase anóxica foi mais intensa do que na primeira fase anóxica.
Como mostrado na Tabela 5, a desnitrificação endógena ocorreu mais ativamente nas
fases aeróbias do que nas fases anóxicas. Não se sabe exatamente o por quê deste fenômeno.
40
0
150
300
450
600
750
900
1050
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
2
4
6
8
10
12
14
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Aeróbio Anóxico
Aeróbio
Anóxico
Figura 23: Perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão de ar aplicado no
sistema de 2 a 3 L.min
-1
.Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (),Ácido Butírico (S).
Neste ensaio, apesar de não verificar-se explicitamente a nitrificação, devido
provavelmente à baixa aeração no sistema (vazão de ar entre 2 a 3 L.min
-1
), observa-se,
conforme Figura 23, que houve o consumo de ácidos voláteis. A concentração de ácido
acético afluente foi relativamente alta, em torno de 1000mg.l
-1
e, no entanto, a aeração baixa
foi suficiente para consumir estes ácidos. Pode-se aferir com esta constatação que os
requisitos de oxigênio para as bactérias aeróbias heterótrofas são menores do que para as
bactérias nitrificantes.
4.1.2. ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 4 a 6 L.min
-1
Neste ensaio utilizou-se uma vazão de ar entre 4 e 6 litros por minuto injetada no
sistema. De acordo com a Figura 24, os comportamentos do nitrato e do nitrito e suas
concentrações foram semelhantes (coeficiente de correlação igual a 0,99). A eficiência de
remoção de nitrogênio com esta estratégia chegou à 50%.
Observou-se que, no primeiro período anóxico, nada ocorreu com as concentrações de
N-amoniacal, nitrato e nitrito. No último período anóxico, apesar de não se ter nenhuma fonte
de carbono adicionada, verificou-se uma sensível queda do nitrato e do nitrito devido,
provavelmente, à desnitrificação endógena.
41
0
20
40
60
80
100
120
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
Eficiência de Remoção (%)
Aeróbio
Anóxico
Anóxico Aeróbio
Figura 24: Perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com vazão de ar
aplicado no sistema de 4 a 6 L.min
-1
.N-Amoniacal (z), Nitrato (), Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de
Nitrogênio (¡).
No segundo período aeróbio observou-se a conversão do nitrogênio amoniacal restante
em nitrato e nitrito. Porém, ao contrário do esperado, no primeiro período aeróbio, nota-se que
houve um acréscimo de eficiência, devido ao decaimento do nitrogênio amoniacal. Este fato,
foi inusitado, porém pode-se levantar algumas hipóteses para tal fenômeno, pois o acréscimo
de eficiência nesta fase supera 30%, o que foi bastante expressivo.
De acordo o ensaio complementar mostrado na Figura 66 (teste de “stripping”), a
perda de nitrogênio por “stripping” é de aproximadamente 9,5%, o que não justifica esta
elevada eficiência de remoção de nitrogênio nesta fase aeróbia ao “stripping”.
Uma hipótese para o consumo “inexplicável” de nitrogênio amoniacal sem a
respectiva contrapartida de nitrato e nitrito é que pode ter ocorrido a desnitrificação
simultaneamente à nitrificação. O que sustenta esta hipótese foi que, de acordo com a Figura
25, tem-se um potencial de óxido redução negativo muito acentuado e, de acordo com a
Figura 26, até aproximadamente a quarta hora do início da aeração, havia ácidos voláteis
disponíveis no meio líquido. Portanto, apesar de haver oxigênio dissolvido, o meio líquido
pode oferecer às bactérias desnitrificantes um poder redutor elevado para a ocorrência do
processo desnitrificante. Verifica-se este fenômeno nas duas horas iniciais, que houve o
desaparecimento de uma parcela do nitrato afluente.
42
Tabela 6: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à ETAPA
1 – Vazão de ar utilizada: 4 a 6 L.min
-1
.
Unidade
Aeróbio 1
c/ Ácidos
Aeróbio 1
s/ Ácidos
Anóxico 1
s/ Ácidos
Aeróbio 2
s/ Ácidos
Anóxico 2
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
3,842245 10,628901 0,091816 13,227940 0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,760145 1,283213 0,000599 6,178077 0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
2,879159 0,790462 0,234061 0,000000 3,234389
Modelo
k4 h
-1
25,525022 2,457962 1,294298 0,000000 0,175211
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
De acordo com a Tabela 6, a nitrificação na primeira fase aeróbia, mostrada pelos
coeficientes k1’ e k2’, na presença de ácidos voláteis, foi inferior (na ordem de 4 vezes
menor) à nitrificação nesta mesma fase na ausência dos ácidos. Apesar da presença de
oxigênio, observou-se pelos coeficientes k3 e k4 que houve a denitrificação simultânea com a
nitrificação. Verificou-se que a redução de nitrato a nitrito, representado pelo coeficiente k3, e
a desnitrificação, representado pelo coeficiente k4, foram bastantes superiores na presança de
ácidos voláteis, na primeira fase aeróbia.
Os coeficientes k1’, na primeira fase aeróbia, foram superiores aos coeficientes k2’
nesta mesma fase. Isto significa que o produto principal da nitrificação foi o nitrito (dicutido
neste capítulo no item 4.6 – Comentários Gerais). Porém, como o coeficiente k4 na primeira
fase aeróbia, na presença de ácidos, foi muito elevado (k4 = 25,525022 h
-1
), não se identificou
a presença de nitrito no sistema, pois a velocidade de consumo foi muito superior à sua
produção.
Observa-se na Tabela 6 que, na segunda fase aeróbia, os coeficientes cinéticos k3 e k4
foram iguais a zero, ou seja, não se verificou a desnitrificação. Os coeficientes de ordem zero
k1’ e k2’ nesta fase aeróbia foram bem elevados. O coeficiente k1’ (nitritação) foi quase o
dobro do coeficiente k2’ (nitratação). Isto indica que, nesta fase, a produção de nitrato foi
muito semelhante à de nitrito. Comparando-se com a primeira fase aeróbia, na ausência de
ácidos voláteis, o coeficiente k1’ foi aproximadamente 20% superior na segunda fase aeróbia
e a nitratação, caracterizada por k2’, foi aproximadamente 4,8 vezes superior na segunda fase
aeróbia em relação à primeira.
Verifica-se na segunda fase anóxica que os coeficientes k1’ e k2’ foram nulos, como
esperado. Ainda, segundo a Tabela 6, na segunda fase anóxica, observa-se pelos coeficientes
43
k3 e k4 que está ocorrendo a desnitrificação, provavelmente endógena, pois não se adicionou
nenhuma fonte de carbono para o processo desnitrificante.
Na primeira fase anóxica, observa-se que, pelos coeficientes k3 e k4 da Tabela 6,
houve ocorrência da desnitrificação endógena, porém os coeficientes k1’ e k2’ foram
diferentes de zero, apesar de serem bem inferiores em relação aos dos períodos aeróbios. Este
fato foi inusitado, pois induz a pensar que está havendo a nitrificação na ausência de oxigênio
e isto é teoricamente improvável.
-500
-450
-400
-350
-300
-250
-200
-150
-100
-50
0
Potencial Redox (mv)
6,5
7
7,5
8
8,5
9
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24
Tempo (h)
pH
Aeróbio Anóxico Aeróbio Anóxico
Figura 25: Perfil temporal de 24 horas de compostos pH e potencial Redox realinado na Etapa 1 com vazão de
ar aplicado no sistema de 4 a 6 L.min
-1
.── Potencial Redox ── pH.
Com o início da aeração, conforme a Figura 25, houve um aumento brusco do
potencial de óxido-redução e uma queda acentuada do pH. Em boa parte do segundo período
aeróbio (de 12h à 15h), o potencial REDOX teve uma pequena queda. O esperado seria um
aumento do potencial REDOX, pois neste período houve constantemente o fornecimento de
oxigênio, que é um composto com elevado potencial de óxido-redução.
Após o consumo dos ácidos voláteis, próximo do tempo 4 horas (Figura 26),
observou-se uma brusca queda do potencial de oxido-redução. Observou-se também que no
primeiro período anóxico houve um pequeno aumento gradativo do potencial REDOX e no
segundo período anóxico houve aumento mais significativo.
Neste mesmo segundo período aeróbio, observa-se, ainda na Figura 25, no tempo 17
horas, uma elevação brusca do potencial REDOX coincidente com o consumo total do
nitrogênio amoniacal e os picos de concentração de nitrato e nitrito. Este fenômeno pode ser
44
importante, tendo em vista o controle operacional do tratamento terciário por um método
simplificado, podendo por exemplo, indicar os tempos necessários para o cessamento de
aeração.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
5
10
15
20
25
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Aeróbio Anóxico
Aeróbio Anóxico
Figura 26: Perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão de ar aplicado no
sistema de 4 a 6 L.min
-1
.Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
Observa-se ainda na Figura 24 conjuntamente com a Figura 26, que a velocidade de
consumo de nitrogênio amoniacal (nitrificação) na presença de ácidos foi inferior (3,7 mg N-
NH
4
+
.l
-1
.h
-1
) do que sem a presença de ácidos voláteis (11,1 mg N-NH
4
+
.l
-1
.h
-1
). Após a quarta
hora até o final da primeira fase aeróbia, verificou-se um sensível aumento de nitrato.
O consumo de ácidos no período aeróbio, favoreceu o desenvolvimento das bactérias
aeróbias heterotróficas com conseqüente aumento de biomassa, requerendo altas
concentrações de oxigênio.
4.1.3. ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 8 a 9 L.min
-1
Neste ensaio utilizou-se vazão de ar entre 8 e 9 litros por minuto injetada no sistema.
Pode-se observar neste caso que a eficiência de remoção de nitrogênio foi bastante elevada,
superior a 90%. De acordo com a Figura 27, o nitrato e o nitrito foram consumidos quase que
totalmente no último período anóxico. As concentrações de nitrato e nitrito, bem como seus
comportamentos, foram muito semelhantes (coeficiente de correlação igual a 0,98).
45
Observa-se na Figura 27, que o nitrogênio amonical foi completamente convertido na
primeira fase aeróbia. Na segunda fase aeróbia, não foram observadas grandes variações das
concentrações de nitrato e nitrito, pois não havia N-amonical disponível para oxidação. Nas
fases anóxicas notou-se um consumo de nitrato e nitrito sem a adição de uma fonte de
carbono, indicando a desnitrificação endógena.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Eficiência de Remoção (%)
Aeróbio
Anóxico
Anóxico
Aeróbio
Figura 27: Perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com vazão de ar
aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
.N-Amoniacal (z), Nitrato (), Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de
Nitrogênio (¡).
Verifica-se ainda, segundo a Figura 27, que o acréscimo de eficiência de remoção de
nitrogênio se dá basicamente nas fases anóxicas. Nas fases aeróbias não foram constatados
acréscimos de eficiências significativos, indicando, portanto, apenas a remoção de compostos
de nitrogênio nesta fase, como esperado.
Tabela 7: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à ETAPA
1 – Vazão de ar utilizada: 8 a 9 L.min
-1
Unidade
Aeróbio 1
c/ Ácidos
Aeróbio 1
s/ Ácidos
Anóxico 1
s/ Ácidos
Aeróbio 2
s/ Ácidos
Anóxico 2
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
7,960832 59,517944 0,000000 0,000000 0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
4,468382 31,737072 0,000000 0,000000 0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,000000 0,000000 6,343904 0,756929 4,511347
Modelo
k4 h
-1
0,000000 0,000000 0,220446 0,018578 0,465553
46
Na Tabela 7 verifica-se, pelos coeficientes cinéticos k1’ e k2’ que a nitrificação na
primeira fase aeróbia, na ausência de ácidos voláteis, foi bem superior (aproximadamente 7,5
vezes maior) do que na presença destes ácidos, provavelmente devido à competição por
oxigênio dos microrganismos aeróbios heterotróficos com as bactérias nitrificantes. O
coeficiente k2’ foi aproximadamente 50% do coeficiente k1’ na primeira fase aeróbia. Isto
significa que quase 50% do nitrito formado foi oxidado à nitrato, obtendo como produto da
nitrificação nitrato e nitrito com concentrações semelhantes. Nesta fase aeróbia, não foi
identificada atividade desnitrificante, pois os coeficientes k3 e k4 foram iguais a zero.
Nas fases anóxicas, não foi identificado nenhum fenômeno anômalo com os
coeficientes k1’ e k2’, pois, como esperado, estes foram nulos. O coeficiente k4 na segunda
fase anóxica foi quase que o dobro do mesmo coeficiente na fase anóxica anterior, indicando
que a velocidade de desnitrificação dobrou na segunda fase anóxica em relação à primeira.
Na segunda fase aeróbia, os coeficientes k1’ e k2’ foram nulos, ou seja, não houve a
nitritação (conversão de N-amoniacal para nitrito) e nitratação (conversão de nitrito para
nitrato), porém observa-se uma baixa redução de nitrato a nitrito (k3 = 0,756929 mg.l
-1
.h
-1
) e
baixa desnitrificação (k4 = 0,018578 h
-1
), mesmo na presença de oxigênio.
0
100
200
300
400
500
600
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Aeróbio
Anóxico
Aeróbio Anóxico
Figura 28: Perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão de ar aplicado no
sistema de 8 a 9 L.min
-1
.Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (),Ácido Butírico (S).
De acordo com a Figura 28, o consumo de ácidos se perfez nas duas primeiras horas.
Observa-se também, segundo a Figura 27, que a nitrificação efetivamente ocorreu quando
47
esses ácidos foram consumidos. A velocidade de consumo do nitrogênio amoniacal foi menor
na presença dos ácidos (11,0 mg N-NH
4
+
.l
-1
h
-1
) podendo-se atribuir este fato à competição
das bactérias nitrificantes com as bactérias heterotróficas aeróbias. A velocidade de consumo
de nitrogênio amoniacal na ausência de ácido foi de 71,1 mg N-NH
4
+
.l
-1
.h
-1
.
4.1.4. ETAPA 1 – Vazão de ar utilizada: 8 a 9 L.min
-1
Este perfil temporal de concentração (Figura 29) foi realizado como duplicata da
melhor condição encontrada nesta primeira etapa da pesquisa (vazão de ar de 8 a 9 L.min
-1
).
Como se pode observar neste experimento, o comportamento dos compostos nitrogenados no
sistema foi muito semelhante ao experimento anterior – Item 4.1.3 (coeficiente de correlação
para N-Amoniacal, Nitrato e Nitrito de 0,999; 0,981 e 0,985, respectivamente).
0
25
50
75
100
125
150
0 2 4 6 8 1012141618202224
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Eficiência de Remoção (%)
Aeróbio Anóxico
Aeróbio
Anóxico
Figura 29: Duplicata do perfil temporal de 24 horas de compostos de nitrogênio realizado na Etapa 1 com vazão
de ar aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
.N-Amoniacal (z), Nitrato (), Nitrito (S) e Eficiência de Remoção
de Nitrogênio (¡).
Foi utilizada a vazão de ar de 8 a 9 litros por minuto e esta foi a melhor encontrada nos
experimentos anteriores, porém é relativamente alta, e isto foi devido provavelmente à alta
concentração de biomassa presente no sistema (8 mgSVT.l
-1
). Segundo as Figura 28 e Figura
30 verifica-se que os ácidos foram consumidos em 2 horas.
48
Tabela 8: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à ETAPA
1 – Vazão de ar utilizada: 8 a 9 L.min
-1
.
Unidade
Aeróbio 1
c/ Ácidos
Aeróbio 1
s/ Ácidos
Anóxico 1
s/ Ácidos
Aeróbio 2
s/ Ácidos
Anóxico 2
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
8,923456 53,575923 0,000000 0,000000 0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
2,790660 27,468799 0,000000 0,000000 0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,000000 0,000000 6,629146 1,276405 2,037768
Modelo
k4 h
-1
0,019411 0,000000 0,233759 0,155551 0,255770
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Conforme a Tabela 8, na primeira fase aeróbia na presença de ácidos voláteis, verifica-
se que a oxidação do nitrogênio amoniacal, representado pelo coeficiente cinético k1’ e o
coeficiente k2’ (nitratação) foi aproximadamente 6 e 10 vezes maior, respectivamente, do que
os correspondentes coeficientes na mesma fase na ausência de ácidos voláteis. Nesta mesma
fase, na ausência de ácidos voláteis, a relação entre k1’ e k2’ foi aproximadamente 50%, ou
seja, metade do nitrito produzido no sistema foi convertida em nitrato.
Mesmo na presença de oxigênio, ocorreu pequena desnitrificação (k4 = 0,019411 h
-1
),
porém este fato, na primeira fase aeróbia, se dá quando houve ácidos voláteis disponíveis no
meio líquido. Nesta fase, não foi identificada a redução de nitrato a nitrito (k3 = 0,000000
mg.l
-1
.h
-1
).
Na primeira fase anóxica, a redução de nitrato à nitrito, denotado pelo coeficiente
cinético k3, foi quase 3 vezes maior, comparando-se com a segunda fase anóxica. Observa-se
ainda, pela Tabela 8, que o coeficiente k4 (coeficiente cinético de desnitrificação) foi da
mesma magnitude nas duas fases anóxicas.
Na segunda fase aeróbia, observa-se na Tabela 8, que o coeficiente k1’ foi igual a
zero, pois não havia a presença de nitrogênio amoniacal para oxidação. O coeficiente k2’
também foi nulo, ou seja, não houve a nitratação (conversão de nitrito a nitrato). Apesar da
presença de oxigênio nesta fase, observa-se, ainda, a ocorrência da redução de nitrato à nitrito
(k3 = 1,276405 mg.l
-1
.h
-1
) e da desnitrificação endógena (k4 = 0,155551 h
-1
).
49
0
100
200
300
400
500
600
700
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24
Tempo (h)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Aeróbio
Anóxico Aeróbio
Anóxico
Figura 30: Duplicata do perfil temporal de 24 horas de ácidos orgânicos realizado na Etapa 1 com vazão de ar
aplicado no sistema de 8 a 9 L.min
-1
.Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
A estratégia inicial de se adotar 4 fases alternadas, aeróbias e anóxicas, com 6 horas
cada, perfazendo um ciclo total de 24 horas, sem a adição de fonte de carbono para
desnitrificação, mostrou-se viável tecnicamente. Porém, poder-se-ía suprimir a segunda fase
aeróbia, resultando em uma única fase aeróbia seguida de uma fase anóxica estendida.
Outro fato relevante é que a concentração de biomassa foi muito elevada (8,1 gSVT.l
-
1
), o que exigia uma quantidade de ar fornecida para o sistema muito grande (8 a 9 L.min
-1
).
Isto poderia inviabilizar o sistema terciário, tornando-o muito dispendioso, mesmo com
alternativa da desnitrificação endógena.
Diante dos fatos apresentados, decidiu-se suprimir a primeira fase anóxica, visto que,
nesta fase, praticamente nada ocorria. Almejou-se também otimizar o tempo necessário ao
tratamento e, para isto, foi adicionado posteriormente afluente rico em ácidos voláteis
orgânicos e outros compostos reduzidos na fase desnitrificante. Com esta estratégia,
pretendeu-se utilizar estes compostos reduzidos, principalmente os ácidos voláteis para a
ocorrência da desnitrificação, favorecendo o desenvolvimento de bactérias heterótrofas que
realizam a redução de compostos oxidados de nitrogênio. Outra medida foi diminuir em 40 %
a quantidade de biomassa no sistema.
50
4.2. ETAPA 2
Finalizada a Etapa 1 e dias antes do começo da Etapa 2, após 173 dias de operação, foi
aplicada, não intencionalmente, durante aproximadamente 8 dias sucessivos, uma sobrecarga
nitrogenada que proporcionou a falência do sistema. A concentração de nitrogênio amoniacal
máxima medida aplicada no sistema chegou à 435 mgN-NH
4
+
.l
-1
. Essa sobrecarga nitrogenada
coincidiu com a mudança de condição do reator sulfetogênio, no qual foi quase triplicada a
carga de sulfato a ser tratado e consequentemente tripicou-se a concentração de N-amoniacal
afluente. Tentou-se recuperar o sistema durante 15 dias, sem sucesso, e por esse motivo,
optou-se pela reinoculação.
Nesta nova etapa, utilizou-se como estratégia de operação um ciclo total de 12 horas,
compostas por duas fases: uma fase aerada e outra fase anóxica respectivamente, com duração
de 6 horas cada. Reduziu-se também a concentração de biomassa para 5,8 mgSVT.l
-1
(redução
de aproximadamente 40% da biomassa suspensa presente no sistema).
Após a adaptação do lodo de inóculo nestas novas condições, foram realizados ensaios
para determinação da melhor vazão de ar aplicado ao sistema nitrificante/desnitrificante. O
afluente adicionado no sistema foi alcalinizado com bicarbonato de sódio (NaHCO
3
) para que
o processo nitrificante não se limitasse por alcalinidade. Na fase desnitrificante, foi
adicionado parte do efluente do reator sulfetogênico e metanogênico, ricos em compostos
reduzidos como ácidos orgânicos e sulfeto, para facilitar o processo desnitrificante.
Operou-se o sistema de biomassa suspensa nesta etapa durante 127 dias. De acordo
com os dados de monitoramento, a carga nitrogenada aplicada no sistema com biomassa
suspensa nesta Etapa 2 chegou à 0,61 kgN-NH
4
+
.m
-3
.dia
-1
, com eficiência média de
nitrificação de aproximadamente 85±12% no final da fase aeróbia, alcançando em muitos
casos eficiência máxima de nitrificação de quase 100%. Aproximadamente 98% do produto
da nitrificação se deu à nitrito nesta etapa. A concentração média afluente de N-amoniacal foi
de 232±67 mgN-NH
4
+
.l
-1
e a remoção média efetiva (remoção do meio líquido) de nitrogênio
na fase desnitrificante foi de aproximadamente 42±21% em 6 horas e só se completou no
tempo entre 12 e 15 horas. A concentração de sulfato no sistema foi de 724±90 mgSO
4
-2
.l
-1
; a
concentração de sulfeto média foi de 154±136 μgS
2-
.l
-1
e não foi identificada a presença de
sulfito no sistema.
51
4.2.1. Ajuste da aeração para o processo nitrificante
Como a biomassa foi diminuída em aproximadamente 40% em relação à Etapa 1
inicial e o período de aeração foi diminuído, fez-se necessária a adequação da vazão de ar
para favorecer a nitrificação, visando a otimização do sistema. Foram utilizadas 3 faixas de
vazões de ar injetados no sistema: 2 a 3, 3 a 4 e 5 a 6 litros por minuto.
4.2.1.1 ETAPA 2 – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
Para a realização deste experimento, foi utilizado o efluente do reator metanogênio.
Não foi identificada a presença de ácidos durante todo o experimento. Nesta nova condição
utilizou-se a concentração de biomassa média de 5,8 gSVT.l
-1
. Verificou-se, neste caso, que a
aeração (vazão de ar entre 2 e 3 L.min
-1
) não foi suficiente para nitrificar no tempo desejado,
conforme visto na Figura 31. Esperou-se nitrificar em 6 horas e para tanto foi necessário
ajustar a aeração para que a oxidação de nitrogênio amoniacal fosse completa em tempo hábil.
0
30
60
90
120
150
180
210
240
012345678910111213
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Alcalinidade Total (mg/L-CaCO3)
Figura 31: Ajuste da aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de 2 a 3 L.min
-1
. N-
Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S) e Alcalinidade Total (¡).
Observa-se ainda na Figura 31, que houve um acúmulo de nitrito nesta etapa e a
concentração de nitrato foi insignificante. Nota-se também que o decaimento do nitrogênio
amoniacal foi acompanhado, com comportamento semelhante, ao decaimento da alcalinidade
52
total (coeficiente de correlação de 0,998), indicando ser parâmetro de fácil e rápida análise
para o monitoramento do nitrogênio amoniacal do sistema.
Tabela 9: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à ETAPA
2 no ajuste de aeração – Vazão de ar utilizada: 2 a 3 L.min
-1
.
Unidade Aeróbio 1
k1’ mg.l
-1
.h
-1
7,929145
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,165769
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,012352
Modelo
k4 h
-1
0,020153
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Observa-se na Tabela 9, que o coeficiente k1’ foi muito maior do que k2’ (k1’ >>
k2’), ou seja, houve o acúmulo de nitrito, pois a nitritação ocorreu numa velocidade muito
superior (aproximadamente 50 vezes) do que a nitratação.
Apesar do constante fornecimento de oxigênio no sistema, verifica-se uma pequena
atividade desnitrificante nesta fase aeróbia. Houve a ocorrência de uma pequena redução de
nitrato a nitrito (k3 = 0,012352 mg.l
-1
.h
-1
) e a redução de nitrito à nitrogênio gasoso (k4 =
0,020153 h
-1
). Isto se deve, provavelmente, a baixa aeração no sistema (2 a 3 L.min
-1
) e ao
surgimento de zonas que favoreçem a desnitrificação devido à gradientes de oxigênio no
interior do biofilme.
4.2.1.2. ETAPA 2 – Vazão de ar utilizada: 3 a 4 L.min
-1
Utilizou-se para este experimento o efluente do reator metanogênico. Não foi
identificada a presença de ácidos voláteis. Nota-se na Figura 32 que houve o acúmulo de
nitrito e a concentração de nitrato foi muito baixa (máximo de 2,78 mg.l
-1
de N-Nitrato),
porém o tempo para oxidação de todo nitrogênio amoniacal, ou a vazão de ar (3 a 4 L.min
-1
)
para a biomassa presente não foram suficientes. Foi necessário, portanto, aumentar a vazão
de ar, pois se desejou nitrificar em até 6 horas.
53
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
0 40 80 120 160 200 240 280 320 360
Tempo (min)
Concentração (mg/L)
Figura 32: Ajuste da aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de 3 a 4 L.min
-1
.N-
Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S).
Tabela 10: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 2 no ajuste de aeração – Vazão de ar utilizada: 3 a 4 L.min
-1
.
Unidade Aeróbio 1
k1’ mg.l
-1
.h
-1
18,563393
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,359820
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,000000
Modelo
k4 h
-1
0,000000
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Observa-se na Tabela 10, que o coeficiente k1’ foi muito maior do que k2’ (k1’ >>
k2’), ou seja, houve o acúmulo de nitrito, pois a nitritação ocorreu numa velocidade muito
superior (aproximadamente 50 vezes) do que a nitratação.
Nesta fase aeróbia, foi utilizada uma vazão de ar de 3 a 4 L.min
-1
(50% superior ao
experimento mostrado na Figura 31) e não foi identificada a ocorrência da redução de
compostos nitrogenados.
4.2.1.3 ETAPA 2 – Vazão de ar utilizada: 5 a 6 L.mim
-1
Utilizou-se para este experimento uma vazão de ar entre 5 e 6 litros por minuto.
Verifica-se na Figura 33 que, a partir do tempo 5 horas, a concentração de nitrogênio
amoniacal e a concentração de nitrito se mantiveram constantes. A nitrificação, neste caso,
54
limitou-se à alcalinidade total no sistema, sendo esta zerada no tempo 5 horas, coincidente
com a estabilização do nitrito e N-amoniacal.
0
30
60
90
120
150
180
210
01234567
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Alcalinidade Total (mg/L - CaCO3)
Figura 33: Ajuste da aeração para o processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de 5 a 6 L.min
-1
.N-
Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S) e Alcalinidade Total (¡).
A vazão de ar usada mostrou-se favorável para a nitrificação total até o tempo de 6
horas. Portanto, utilizou-se esta vazão para nitrificar, atentando-se para adicionar alcalinidade,
de preferência em excesso para não limitar a nitrificação.
Tabela 11: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 2 no ajuste de aeração – Vazão de ar utilizada: 5 a 6 L.min
-1
.
Unidade Aeróbio 1
k1’ mg.l
-1
.h
-1
32,772405
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,668285
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,000000
Modelo
k4 h
-1
0,000000
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Observa-se na Tabela 11 que o produto principal da nitrificação foi o nitrito, pois a
nitritação (convesão de nitrogênio amoniacal), denotado pelo coeficiente k1’ foi
aproximadamente 50 vezes superior à nitratação, representada pelo coeficiente k2’. Observa-
55
se também, que os coeficientes k3 e k4 foram nulos, ou seja, não foi identificada a ocorrência
do processo desnitrificante.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
01234567
Tempo (h)
Sulfato; Sulfito (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
Sulfeto (μg/L)
Figura 34: Perfil temporal de compostos de enxofre realizado conjuntamente com o ajuste da aeração para o
processo nitrificante na Etapa 2. Vazão de ar utilizada de 5 a 6 L.min
-1
.Sulfato (z), Sulfeto (), Sulfito (S).
De acordo com a Figura 34, a concentração de sulfato presente no afluente era
elevada, mantendo-se praticamente constante durante a fase nitrificante. Não foi notada
interferência do sulfato na nitrificação. Apesar da condição aeróbia, manteve-se uma pequena
concentração de sulfeto, aproximadamente 50 μg.l
-1
, observando até uma certa tendência de
aumento deste composto reduzido. Não foi identificada a presença de sulfito neste
experimento.
4.2.2. Verificação da desnitrificação
Na Etapa 1 foi verificada a possibilidade de ocorrência da desnitrificação endógena.
Nesta Etapa 2, com intuito de apurar a desnitrificação heterotrófica (utilizando compostos
orgânicos) e a possível desnitrificação autotrófica (utilizando compostos inorgânicos) foi
adicionada, na fase anóxica, uma parcela do afluente proveniente de reator metanogênico e
sulfetogênico. O efluente destes dois reatores contém elevadas concentrações de compostos
reduzidos que poderiam favorecer o processo de desnitrificação biológica.
56
4.2.2.1. ETAPA 2 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator metanogênico
Para a realização deste ensaio, adicionou-se 600 mL de afluente preveniente de reator
metanogênico na fase anóxica do experimento, para avaliação da desnitrificação. De acordo
com a Figura 35, nesta fase desnitrificante, a concentração de N-amoniacal não se alterou
signficativamente. O decaimento de N-amoniacal foi de aproximadamente 7,5 mg.l
-1
.
Observa-se que o produto principal da nitrificação da fase aeróbia anterior foi nitrito e a
concentração de nitrato foi desprezível. Verifica-se que o tempo para remover o nitrito não foi
suficiente.
0
30
60
90
120
150
180
210
240
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
Concentração (mg/L)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Eficiência de Remoção (%)
Adição de Afluente
Figura 35: Verficação da desnitrificação na Etapa 2 com adição de afluente na fase anóxica proveniente de
reator metanogênico. N-Amoniacal (z), Nitrato (), Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de Nitrogênio (¡).
Observa-se na Figura 38 que no tempo de 360 minutos, os ácidos foram
completamente consumidos e, no entanto, o nitrito foi consumido após esse período podendo
indicar a desnitrificação endógena.
Tabela 12: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator metanogênico.
Unidade Aeróbio 1
k1’ mg.l
-1
.h
-1
0,647817
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,264098
Modelo
k4 h
-1
0,097545
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
57
Verifica-se na Tabela 12, que nesta fase anóxica está ocorrendo a desnitrificação
endógena, evidenciada pelo coeficiente k4. Observa-se também que houve a redução de
nitrato à nitrito (k3 = 0,264098 mg.l
-1
.h
-1
).
O coeficiente cinético de ordem zero k2’ foi igual a zero, ou seja, não foi identificada
a oxidação de nitrito a nitrato, como esperado em fase anóxica, na ausência de oxigênio. No
entanto, observa-se que o coeficiente k1’ foi diferente de zero. Este fato é bastante inusitado.
Um exame mais crítico do coeficiente k1’ do modelo simplificado adotado remete à
observância da ocorrência da oxidação do nitrogênio amoniacal na fase anóxica, mais
conhecido como o fenômeno da ANAMMOX. Propõe-se, portanto, além do modelo de
nitrificação e desnitrificação convencional, a aplicação de um modelo que englobe também a
possibilidade de ocorrência da ANAMMOX, quando, em fase anóxica, k1’ e k2’ forem
diferentes de zero.
Pode ser também que, além do processo ANAMMOX, esteja ocorrendo outro
processo não convencional para remoção do nitrogênio, como o SURAMOX, porém atribuiu-
se essa remoção “inesperada” apenas ao fenômeno ANAMMOX, como discutido no item
4.6.4 deste mesmo capítulo (Comentários Gerais).
Na Figura 36 está o esquema do modelo proposto. Os coeficientes cinéticos k1’ de
nitritação, k2’ de nitratação são coeficientes aparentes de ordem zero, pois dependem da
concentração de oxigênio dissolvido no sistema e se relacionam também pela presença ou
ausência de ácidos voláteis no sistema. O coeficiente k3 é um coeficiente de ordem zero e o
coeficiente cinético k4 é um coeficiente de primeira ordem com dependência da concentração
de N-nitrito. Os coeficientes k1’, k2’, k3’ e k4’ são idênticos ao modelo convencional para
remoção de nitrogênio (Figura 22). Para determinação da ordem do coeficiente k5, realizou-se
testes, variando-se à ordem deste coeficiente até obter um ajuste satisfatório. O coeficiente k5,
de primeira ordem, tem dependência da concentração de N-amoniacal e representa a oxidação
anaeróbia da amônia, mais conhecido como ANAMMOX. As equações do modelo cinético
proposto podem ser observadas nas Equações 16 a 18.
58
Figura 36: Esquema do modelo cinético adotado englobando a possibilidade de ocorrência da ANAMMOX.
].['
][
451
3
+
−−=
∂
∂
NHkk
t
NH
(Eq. 16)
].[''
][
24321
2
−
−
−+−+=
∂
∂
NOkkkk
t
NO
(Eq. 17)
32
3
'
][
kk
t
NO
−+=
∂
∂
−
(Eq. 18)
O modelo da Figura 36 foi resolvido identicamente e tem as mesmas limitações e
considerações do modelo convencional (Figura 22). Este modelo, chamado aqui de
ANAMMOX, é um modelo complementar e será aplicado em casos excepcionais, quando:
•
Em fase anóxica, no modelo convencional, os coeficientes de nitrificação k1’ e k2’
forem diferentes de zero;
•
For detectada no sistema a presença de nitrogênio amoniacal;
•
For detectada a presença de nitrito no sistema.
Tabela 13: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator metanogênico.
Unidade Anóxico
k1’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,264122
k4 h
-1
0,093029
Modelo
ANAMMOX
k5 h
-1
0,010142
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k3 k2’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
k5
k1’
ANAMMOX
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k3 k2’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
k5
k1’
ANAMMOX
59
Observa-se na Tabela 13, os coeficientes otimizados do ajuste aos dados
experimentais do modelo complementar ANAMMOX. Verifica-se que os coeficientes
nitrificantes k1’ e k2’ foram nulos, ou seja, não foram identificadas as ocorrências da
nitratação e da nitritação.
Nesta fase anóxica havia a redução, provavelmente dissimilativa, de nitrato a nitrito
(k3 = 0,264122 mg.l
-1
.h
-1
) e a desnitrificação heterotrófica (k4 = 0,093029 h
-1
).
Verifica-se que k5 foi diferente de zero, ou seja, foi identificada a presença da
atividade ANAMMOX. Este coeficiente de primeira ordem k5 foi aproximadamente 9 vezes
menor do que o coeficiente de desnitrificação convencional k4, portanto a atividade
ANAMMOX presente no sistema foi muito tímida em relação à atividade desnitrificante
convencional.
Esses dados do modelo que engloba o processo ANAMMOX da Tabela 13 estão mais
coerentes do que os dados do modelo convencional, mostrados na Tabela 12, pois
teoricamente, seria impossível obter a nitrificação em fase anóxica, ou seja, os coeficientes
cinéticos k2’ e principalmente k1’ obrigatoriamente teriam que ser nulos ou muito próximos
de zero, em fase anóxica.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
Sulfato; Sulfito (mg/L)
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Sulfeto (μg/L)
Adição de Afluente
Figura 37: Acompanhamento dos compostos de enxofre na fase anóxica da Etapa 2 com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico. Sulfato (z), Sulfeto (), Sulfito (S)
60
Não foi identificada a presença de sulfito em todo o perfil temporal de concentração e
a concentração de sulfato permaneceu praticamente constante, como observado na Figura 37.
O aumento do sulfeto nesta fase anóxica indica que houve, conjuntamente com a
redução de nitrito, a redução de sulfato. Uma hipótese interessante a ser levantada é que a
desnitrificação endógena pode não ocorrer diretamente. Em águas residuárias ricas em sulfato,
como neste caso, pode ter ocorrido a desnitrificação endógena “indireta”, ou seja, em um
primeiro momento a redução endógena de sulfato, produzindo sulfeto e a consequente
desnitrificação autotrófica utilizando o sulfeto.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
2
4
6
8
10
12
14
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Adição de Afluente
Figura 38: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 2 com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico. Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
Verifica-se na Figura 38 que os ácidos, principalmente o ácido acético, foram
vagarosamente consumidos, esgotando-se apenas no final do ciclo.
O afluente adicionado nesta fase foi originado do reator metanogênico. Observa-se
uma baixa concentração de ácido acético (160 mg.l
-1
) em comparação com o efluente do
reator sulfetogênico, que chegava, em alguns casos, próximo de 1000 mg.l
-1
de ácido acético.
Algum distúrbio não identificado ocorreu entre os tempos 180 e 225 minutos,
refletindo também no potencial de óxido redução (Figura 39), aumentando-o. O distúrbio
coincidiu com o decrécimo do ácido propiônico, porém não se acredita que este tenha
influenciado o distúbio ocorrido.
61
-400
-350
-300
-250
-200
-150
-100
-50
0
50
100
Potencial Redox (mv)
7
7,2
7,4
7,6
7,8
8
8,2
8,4
8,6
8,8
9
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
pH
Adição de Afluente
Figura 39: Acompanhamento do pH e do potencial Redoz na fase anóxica da Etapa 2 com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico.── Potencial Redox, ── pH.
Observa-se na Figura 39 a queda brusca do pH e do potencial REDOX com a adição
de afluente, pois este tem um pH baixo (5,5) e um meio muito reduzido (-350 mv).
Verficou-se uma tendência de aumento do potencial de óxido redução, provavelmente
devido ao consumo de ácidos voláteis, que são compostos muito reduzidos. Após o tempo de
60 minutos, observou-se uma tendência de queda do pH, ao contrário do que diz a literatura,
pois a desnitrificação produz alcalinidade, elevando sensivelmente o pH.
4.2.2.2 ETAPA 2 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator sulfetogênico
Adicionou-se para este experimento 500 ml de afluente proveniente do reator
sulfetogênico. Neste caso, não se sabe o motivo de não ter ocorrido a desnitrificação. Este foi
um caso isolado. Verifica-se na Figura 40, que a concentração de nitrito não se alterou com o
tempo, assim como a concentração de nitrogênio amoniacal.
62
0
30
60
90
120
150
180
210
240
270
300
330
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360
Tempo (min)
Concentração (mg/L)
Adição de Afluente
Figura 40: Verficação da desnitrificação na Etapa 2 com adição de afluente na fase anóxica proveniente de
reator sulfetogênico. N-Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S).
Este pode ser um caso de toxicidade, lembrando que reatores de biomassa suspensa
são mais susceptíveis à esses efeitos prejudiciais. O nitrito e o sulfeto podem ocasionar
toxicidade em sistemas biológicos. Infelizmente, neste experimento não foram realizados
ensaios da série de enxofre para poder aferir algo sobre a toxicidade causada pelo sulfeto.
Observa-se uma alta concentração de nitrito (± 200 mg.l
-1
) e decaimento de N-amoniacal de
2,4 mg.l
-1
, muito baixo, provavelmente devido a assimilação por microrganismos.
Tabela 14: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator sulfetogênico.
Unidade Aeróbio 1
k1’ mg.l
-1
.h
-1
0,162557
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,010322
Modelo
k4 h
-1
0,004720
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Observa-se nesta fase anóxica, pela Tabela 14, que houve-se uma baixa redução de
nitrato à nitrito (k3 = 0,010233 mg.l
-1
.h
-1
) e uma baixa desnitrificação (k4 = 0,004720 h
-1
).
63
Praticamente nada ocorreu com as concentrações de nitrato e nitrito. O coeficiente k2’, que
representa a oxidação de nitrito a nitrato foi igual a zero, como esperado, porém, verifica-se
que o coeficiente cinético do modelo nitrificante/desnitrificante convencional k1’, que indica
a nitritação, foi diferente de zero, mas este fato é improvável que ocorra. Com base nesses
dados, conclui-se que se pode aplicar o modelo que inclui o processo ANAMMOX, pois
preenche todos os requisitos mínimos: em fase anóxica, quando o coeficiente k1’ for diferente
de zero e quando for detectada a presença de nitrito e nitrogênio amoniacal.
Tabela 15: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 2 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator sulfetogênico.
Unidade
Anóxico
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,010306
k4 h
-1
0,003926
Modelo
ANAMMOX
k5 h
-1
0,002727
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k3 k2’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
k5
k1’
ANAMMOX
Verifica-se na Tabela 15, que o coeficiente k3 foi muito semelhante ao da Tabela 14,
ou seja, a redução de nitrato a nitrito no modelo convencional, não se alterou no modelo
ANAMMOX. Os coeficientes k1’ e k2’ foram iguais a zero, significando que não houve a
nitrificação. Esses dados são mais consistentes do que os apontados na Tabela 14 (modelo
nitrificante/desnitrificante convencional), pois é improvável a ocorrência de processos
oxidativos em fase anóxica .
Verifica-se pela Tabela 15, que k5 foi diferente de zero (k5 = 0,002727 h
-1
) , ou seja,
foi identificada a oxidação de nitrogênio amoniacal em fase anóxica (ANAMMOX). Este
coeficiente de primeira ordem (k5) foi aproximadamente 30% menor em comparação com o
coeficiente de desnitrificação convencional k4 (0,003926 h
-1
), porém a atividade
desnitrificante e a atividade ANAMMOX foram muito reduzidas, quase imperceptíveis
visualmente.
64
0
50
100
150
200
250
300
350
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360
Tempo (min)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
1
2
3
4
5
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Adição de Afluente
Figura 41: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 2 com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
Observa-se na Figura 41, que havia ácidos disponíveis para a desnitrificação. Até o
tempo 180 minutos, houve um acréscimo significativo de ácido acético (aproximadamente 50
mg.l
-1
), provavelmente devido a hidrólise do lodo. Nos tempos entre 180 a 270 minutos
verifica-se um decréscimo de 75 mg.l
-1
e um acréscimo posterior de aproximadamente 40
mg.l
-1
até o final do ciclo. Nota-se também, que houve uma tendência de decréscimo dos
ácidos propiônicos e butírico, porém as concentrações destes no sistema foram muito
reduzidas.
4.2.3. Ensaio com Microsensor
No sistema com biomassa suspensa (Etapa 2), verificou-se que o tempo médio de
desnitrificação completa era próximo ou superior a 12 horas, tempo muito superior ao que se
impôs inicialmente. Outro agravante é que o sistema foi muito sensível à compostos, que em
determinada concentração ocasionaram toxicidade aos microrganismos, devido a facilidade de
difusão nos flocos.
Outro problema deste reator é a sedimentação do lodo, ocasionando perda de biomassa
significante que poderia afetar seriamente a nitrificação e a desnitrificação.
65
Diante destes problemas apresentados no reator de biomassa suspensa na Etapa 2,
pensou-se na possibilidade de minimizar os efeitos de toxicidade, diminuindo o fluxo difusivo
de compostos tóxicos no biofilme.
Uma alternativa para esses problemas seria a utilização de biomassa imobilizada,
porém, surgiram algumas dúvidas: Qual seria o melhor material suporte a escolher? Qual
material suporte poderia favorecer o sistema nitrificante/desnitrificante?
Para elucidar estas e outras questões, utilizou-se técnica de microsensores para a
avaliação do melhor meio suporte a utilizar neste caso específico. Com esses resultados, é
possível vislumbrar também outras possibilidades, como a nitrificação e a desnitrificação
simultâneas, em uma única etapa dentro do biofilme.
Perfis de OD em Biofilmes
0
1
2
3
4
5
6
7
8
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000
Profundidade (µm)
OD (mg/L)
Filme 7 Basalto
Filme 6 Carvão Vegetal
Filme 5 Carvão Mineral
Filme 4 Espuma
Filme 2 Disco Plástico
Filme 3 PEBD
Figura 42: Resultados de diversos ensaios com microsensor em biofilmes. Relação da profundidade com a
concentração de oxigênio dissolvido.
Neste experimento utilizou-se 6 tipos de materiais suportes diferentes: Brita basáltica;
Carvão Vegetal; Carvão Mineral; Espuma de Poliuretano; Discos plástico; e Polietileno de
Baixa Densidade, conforme mostrados nas Figura 43 a Figura 48 . Os perfis de concentração
de oxigênio dissolvido no interior dos biofilmes estão compilados na Figura 42 e detalhados
nas Figura 49 a Figura 52.
66
Figura 43: Foto do material suporte Carvão Mineral. Figura 44: Foto do material suporte Carvão Vegetal.
Figura 45: Foto do material suporte Espuma de
Poliuretano.
Figura 46: Foto do material suporte Discos
Plásticos. (Polietileno)
Figura 47: Foto do material suporte Polietileno de
Baixa Densidade.
Figura 48: Foto do material suporte Brita Basáltica.
1cm
1cm
1cm
1cm
1cm
1cm
67
Figura 49: Perfil de oxigênio em biofilme. Material
suporte – Brita Basáltica.
Figura 50: Perfil de oxigênio em biofilme. Material
suporte – Carvão Mineral.
Figura 51: Perfil de oxigênio em biofilme. Material
suporte – Carvão Vegetal.
Figura 52: Perfil de oxigênio em biofilme. Material
suporte –Disco Plástico.
Para se determinar o início do contato do microsensor no biofilme, tomou-se como
base à pesquisa realizada por Lewandowski e colaboradores em 1991. Esses pesquisadores
instrumentaram um microsensor para medição da concentração de oxigênio dissolvido com
uma micro fibra-optica capilar. Sobrepondo os dois resultados obidos em seguidos e repetidos
ensaios, os autores concluíram que o início do contato com o biofilme se dava no ponto de
inflexão da curva de concentração com a profundidade. O biofilme anaeróbio foi determinado
para concentração de oxigênio dissolvido menor do que 0,2 mgOD
.l
-1
.
68
Figura 53: Perfil de oxigênio em biofilme. Material
suporte –Polietileno de Baixa Densidade.
Figura 54: Perfil de oxigênio em biofilme. Material
suporte –Espuma de Poliuretano.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
Disco Plástico Polietileno de
Baixa Densidade
Espuma de
Poliuretano
Carvão Mineral Carvão Vegetal Brita Basáltica
Espessura do Biofilme (μm)
Figura 55: Comparação entre as espessuras dos biofilmes nos diferentes suportes: Biofilme aeróbio e
Biofilme Anóxico.
Escolheu-se como material suporte o carvão mineral tendo em vista que este material
propiciou o surgimento de zonas aeróbias e anóxicas no mesmo biofilme, podendo, portanto,
favorecer sua aplicação nos sistemas nitrificantes/desnitrificantes.
Segundo as Figuras 49 a 54 e Figura 55, não foram desenvolvidas zonas anóxicas nos
biofilmes dos suportes “disco plástico” e “brita basáltica”. O suporte “carvão vegetal”
favoreceu um elevado desenvolvimento de biofilme aeróbio e principalmente anóxico. O
suporte “polietileno de baixa densidade” também favoreceu um alto desenvolvimento
microbiano aderido e espessuras dos biofilmes aeróbios e anóxicos foram semelhantes. A
espessura dos biofilmes nos suportes “espuma de poliuretano” e “carvão mineral” foram
69
muito semelhantes, porém bastante interiores aos dos suportes “polietileno de baixa
densidade” e “carvão vegetal”.
Como se trata de uma aplicação dos suportes inertes em reator
nitrificante/desnitrificante, preocupou-se em determinar um suporte que favorecesse o
desenvolvimento de biofilmes aeróbios e anóxicos e também em escolher um material suporte
que não favorecesse excessivamente o crescimento microbiano, para não ocorrer a perda
significativa do volume útil do reator, e conseqüentemente, a colmatação do leito. Tendo isto
em vista, descartou-se, por conseguinte, os suportes “disco plástico” e “brita basáltica”, por
apresentarem apenas zonas aeróbias. Foram descartados também os suportes de “polietileno
de baixa densidade” e “carvão vegetal”, pois estes, apesar de apresentarem zonas aeróbias e
anóxicas, tiveram um desenvolvimento microbiano bastante elevado.
Dentre os suportes “espuma de poliuretano” e “carvão mineral” optou-se pelo “carvão
mineral”, devido às propriedades mecânicas do suporte “espuma de poliuretano”: desgaste à
possíveis atritos internos e redução excessiva de volume na ausência de líquido devido ao
achatamento do leito. Estes fatores poderiam propiciar a desagregação e prejudica a estrutura
do biofilme e, conseqüentemente, prejudicar o desempenho do reator.
4.3. ETAPA 3
Nesta Etapa 3 utilizou-se reator com biomassa imobilizada, com a finalidade de
comparar este novo sistema com o reator de biomassa suspensa utilizado na Etapa 2. Após
realização de ensaios com microsensor, foi possível escolher o material suporte ‘Carvão
Mineral’ para ser utilizado no reator nesta nova etapa, pois este era compatível com o sistema
nitrificante/desnitrificante, por favorecer o desenvolvimento de zonas aeradas e não aeradas
no interior do biofilme.
A operação do sistema com biomassa imobilizada desta Etapa 3 seguiu um padrão
semelhante à operação do sistema de biomassa suspensa da Etapa 2. A batelada tinha duração
de 12 horas, incluindo uma fase aeróbia com duração de 6 horas e fase anóxica com a mesma
duração da fase anterior. Assim como na Etapa 2, foram adicionados na fase anóxica afluentes
provenientes de reatores metanogênicos e sulfetogênico para acelerar o processo
desnitrificante. Nesta etapa não foram realizados ensaios para ajuste da melhor vazão de ar a
ser aplicado no sistema. Utilizou-se para a fase nitrificante a melhor vazão de ar encontrada
na Etapa 2 (5 a 6 L.min
-1
).
70
Operou-se o sistema de biomassa imobilizada nesta etapa durante 134 dias. De acordo
com os dados do monitoramente, a carga nitrogenada aplicada no sistema com biomassa
imobilizada nesta Etapa 3 chegou a 0,50 kgN-NH
4
+
.m
-3
.dia
-1
, com eficiência média de
nitrificação de 94±9% alcançando ao longo da operação valores próximos de 100% de
eficiência do processo nitrificante em até 6 horas. O produto principal da nitrificação foi o
nitrito e a concentração de nitrato não superou 5% em relação à concentração de nitrito (será
discutido adiante neste mesmo capítulo no item 4.6 – Comentário Gerais). A concentração
média afluente de N-amoniacal foi de 177±31 mgN-NH
4
+
.l
-1
e a remoção média efetiva
(remoção do meio líquido) de nitrogênio na fase desnitrificante foi de aproximadamente
72±13% em, no máximo, 6 horas. Em muitos casos, obteve-se à remoção próximas de 100%
de nitrato e nitrio em tempo inferior a 6 horas. A concentração de sulfato no sistema foi de
325±33 mgSO
4
-2
.l
-1
; a concentração de sulfeto média no sistema foi de 498±729 μgS
2-
.l
-1
e a
concentração de sulfito foi de 20±39 mgSO
3
-2
.l
-1
.
4.3.1. Verificação da desnitrificação
Como na Etapa 2 anterior, foi adicionada, após a fase aeróbia (fase nitrificante), na
fase anóxica (fase desnitrificante), afluentes provenientes de reator sulfetogênico e
metanogênico a fim de avaliar qual seria a melhor fonte de afluente a ser adicionado na fase
desnitrificante.
4.3.1.1. ETAPA 3 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator metanogênico
Adicionou-se nesta fase desnitrificante 1500 mL de efluente do reator metanogênico.
Observa-se na Figura 56 que a concentração de nitrito, proveniente da fase aeróbia anterior,
foi predominante em relação à concentração de nitrato. Verifica-se uma pequena queda da
concentração de N-amoniacal (aproximadadamente 15 mg.
l
-1
) nesta fase anóxica.
71
0
30
60
90
120
150
180
210
240
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
Concentração (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
Eficiência de Remoção (%)
Adição de Afluente
Figura 56: Verficação da desnitrificação na Etapa 3 com adição de afluente na fase anóxica proveniente de
reator metanogênico. N-Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de Nitrogênio
(¡).
Até aproximadamente 120 minutos, a velocidade de desnitrificação foi de 50,4 mgN-
NO
2
-
.l
-1
,.h
-1
. Após esse tempo, verifica-se que a desnitrificação, provavelmente endógena, tem
velocidade menor do que na desnitrificação heterotrófica (6,6 mgN-NH
4
+
.l
-1
.h
-1
). O tempo
utlizado para a fase desnitrificante, neste caso, não foi suficiente.
Tabela 16: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator metanogênico.
Unidade
Anóxico
c/ Ácidos
Anóxico
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
9,133636 0,914532
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,023149 0,094559
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,651904 0,213136
Modelo
k4 h
-1
0,474356 0,103376
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Verifica-se na Tabela 16, do modelo cinético convencional, que o comportamento do
sistema foi diferente: na presença de ácidos voláteis, a desnitrificação (k4) foi
aproximadamente 4,5 vezes maior do que na ausência de ácidos voláteis, ou seja, a
desnitrificação heterotrófica foi aproximadamente 4,5 vezes maior do que a denitrificação
endógena. A redução de nitrato a nitrito (k3) foi aproximadamente 3 vezes maior na presença
72
de ácidos voláteis. Porém, observa-se na Tabela 16, que os coeficientes que indicam a
nitrificação (k1’ e k2’) foram diferentes de zero, tanto na presença de ácidos voláteis no meio
líquido, quando na ausência destes, o que não pode ser possível em processos convencionais
de desnitrificação. O coeficiente cinético k1’, nesta fase anóxica, quando os ácidos voláteis
estão presentes, tem um valor muito elevado (k1’ = 9,133636 mg.
l
-1
.h
-1
) em comparação com
este mesmo coeficiente na ausência de ácidos (k1’ = 0,914532). Portanto, será aplicado o
modelo ANAMMOX, conforme mostrado na Tabela 17.
Tabela 17: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator metanogênico.
Unidade
Anóxico
c/ Ácidos
Anóxico
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,118590
k4 h
-1
0,091290
Modelo
ANAMMOX
k5 h
-1
Não
Convergiu!
0,028267
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k3 k2’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
k5
k1’
ANAMMOX
O resultado do modelo que inclui o processo ANAMMOX, mostrado na Tabela 17,
não convergiu quando os ácidos voláteis estavam presentes. Portanto, nenhuma conclusão
pode ser aferida ao comportamento anômalo do modelo cinético convencional na presença de
ácidos voláteis. Já na ausência destes ácidos, verifica-se que os coeficientes cinéticos de
nitrificação (k1’ e k2’) foram nulos. O coeficiente k3, na ausência de ácidos, foi
aproximadamente 55% menor no modelo ANAMMOX do que no modelo convencional.
Verifica-se que o coeficiente k5, que indica a presença do processo ANAMMOX, foi baixo
(k5 = 0,028267 h
-1
) e foi aproximadamente 30% menor do que o coeficiente de
desnitrificação convencional k4.
73
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
Sulfato; Sulfito (mg/L)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
Sulfeto (μg/L)
Adição de Afluente
Figura 57: Acompanhamento dos compostos de enxofre na fase anóxica da Etapa 3 com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico. Sulfato (z), Sulfeto (), Sulfito (S).
Na Figura 57, nos tempos entre 90 e 180 minutos, tanto o sulfato como o sulfeto têm
decréscimos simultâneos. Na fase anóxica, a tendência seria o decréscimo de compostos
oxidados e o respectivo acréscimo de compostos reduzidos, como o sulfeto. O decréscimo de
compostos oxidados e reduzidos de enxofre induz à hipótese de que está ocorrendo a redução
de sulfato e o respectivo consumo de sulfeto provavelmente pela desnitrificação autotrófica,
porém esta tendência não se prossegue após o tempo 180 minutos. Não foi detectada a
presença de sulfito em todo experimento.
74
0
40
80
120
160
200
240
280
320
360
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
1
2
3
4
5
6
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Adição de Afluente
Figura 58: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 3 com adição de afluente
proveniente de reator metanogênico. Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
Nota-se na Figura 58 que havia uma baixa concentração de ácidos (em relação à
outros experimentos), pois o afluente adicionado originou-se do reator metanogênico. Neste
caso, verifica-se que pode ser interessante utilizar, para desnitrificação, o efluente do reator
sulfetogênico, por apresentar maior concentração de ácidos e sulfeto, o qual também poderia
ser utilizado pela desnitrificação autotrófica.
4.3.1.2. ETAPA 3 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator sulfetogênico
De acordo com a Figura 59, a concentração de nitrato da fase aeróbia anterior foi
insignificante em relação a de nitrito e este foi consumido completamente no tempo 315
minutos.
Utilizou-se, neste experimento, 1500 mL do efluente da reator sulfetogênico para
desnitrificação. Observa-se que houve um pequeno decréscimo de nitrogênio amoniacal entre
os tempos 135 e 225 minutos, ainda na presença de nitrito. Entre os tempos 315 e 360
minutos, houve também um pequeno decréscimo do nitrogênio amoniacal, porém, neste caso,
a presença de nitrito foi baixa ou nula.
75
0
30
60
90
120
150
180
210
240
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
Concentração (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Eficiência de Remoção (%)
Adição de Afluente
Figura 59: Verficação da desnitrificação na Etapa 3 com adição de afluente na fase anóxica proveniente de
reator sulfetogênico. N-Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de Nitrogênio
(¡).
De acordo com as Figura 59 e Figura 61, mesmo com consumo dos ácidos no tempo
180 minutos, a desnitrificação ocorreu com uma velocidade menor (18,0 mgN-NO
2
-
.l
-1
.h
-1
) do
que na presença dos ácidos (63,0 mgN-NO
2
-
.l
-1
.h
-1
).
Tabela 18: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator sulfetogênico.
Unidade
Anóxico
c/ Ácidos
Anóxico
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
7,101261 0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,001637 0,339762
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,490529 0,000000
Modelo
k4 h
-1
0,660479 0,800781
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Verifica-se pelos coeficientes cinéticos do modelo nitrificante/desnitrificante
convencional, mostrado na Tabela 18 que, na presença de ácidos, neste período anóxico, o
coeficiente k1’ foi igual a 7,101261 mg.
l
-1
.h
-1
. Este valor é relativamente alto, porém, neste
caso,é muito improvável que bioquimicamente este processo nitrificante ocorra. O coeficiente
k2’ também foi diferente de zero, porém com um valor inferior (k2’ = 0,001637 mg.
l
-1
.h
-1
).
76
Observa-se também a ocorrência da redução de nitrato a nitrito (k3 = 0,490529 mg.
l
-1
.h
-1
) e da
desnitrificação heterotrófica, pois havia a presença de ácidos voláteis (k4 = 0,660479 h
-1
).
Na Tabela 18 verifica-se que, na ausência de ácidos voláteis, o coeficiente k1’ foi
igual a zero e foi observada a oxidação de nitrito a nitrato (k2’ = 0,339762 mg.
l
-1
.h
-1
). Não foi
identificada a redução de nitrato à nitrito (k3), porém a redução de nitrito a nitrogênio gasoso
(k4) foi 12% maior do que na presença de ácidos voláteis. A atividade redutora nesta fase
anóxica, na ausência de ácidos voláteis, foi voltada totalmente para a desnitrificação (k4),
porém não se sabe o motivo deste comportamento.
Tabela 19: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo não-convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator sulfetogênico.
Unidade
Anóxico
c/ Ácidos
Anóxico
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000 0,000000
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,000000 0,339735
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,489881 0,000000
k4 h
-1
0,591583 0,800782
Modelo
ANAMMOX
k5 h
-1
0,103492 0,000000
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k3 k2’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
k5
k1’
ANAMMOX
Verifica-se pela Tabela 19 que, na presença de ácidos voláteis na fase anóxica, os
coeficientes cinéticos do modelo k1’ e k2’ foram nulos, ou seja, não foi identificada atividade
oxidante no sistema. Observa-se a redução de nitrato à nitrito (k3 = 0,489881 mg.
l
-1
.h
-1
) e a
desnitrificação heterotrófica (k4 = 0,591583 h
-1
). Além da desnitrificação convencional,
observa-se também a atividade ANAMMOX, evidenciada, pelo coeficiente k5 de primeira
ordem (0,103492 h
-1
). A atividade ANAMMOX foi aproximadamente 75% menor do que a
atividade desnitrificante convencional.
Nesta fase anóxica, na ausência de ácidos voláteis no meio líquido, segundo a Tabela
19, os coeficientes cinéticos k1’, k2’, k3 e k4 do modelo que inclui o processo ANAMMOX,
foram muito semelhantes ao do modelo convencional (Tabela 18). Neste caso, não foi
identificada a oxidação de nitrogênio amoniacal anoxicamente (ANAMMOX), evidenciada
pelo coeficiente cinético k5, porém, não se sabe o por quê do comportamento anômalo do
coeficiente cinético de nitratação k2’.
77
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
Sulfato; Sulfito (mg/L)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
Sulfeto (μg/L)
Adição de Afluente
Figura 60: Acompanhamento dos compostos de enxofre na fase anóxica da Etapa 3 com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. Sulfato (z), Sulfeto (), Sulfito (S).
Segundo a Figura 60, o sulfito foi consumido completamente e a concentração de
sulfeto do afluente adicionado foi relativamente elevada (1600 μg.
l
-1
). O sulfeto foi
consumido em sua totalidade no tempo de 180 minutos, porém no tempo 225 minutos,
observa-se um acréscimo de sulfeto, provavelmente devido a redução endógena de sulfato,
pois não se identificam ácidos voláteis presentes após este momento. Houve uma sensível
tendência de aumento de sulfato.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420
Tempo (min)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Adição de Afluente
Figura 61: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 3 com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
78
Verifica-se na Figura 61, que os ácidos voláteis foram completamente consumidos até
o tempo de 180 minutos. O comportamento de decaimento do ácido acético foi semelhante ao
decaimento do sulfeto (Figura 60), porém acredita-se que foi uma simples coincidência, sem
haver relação de um composto com outro.
4.3.1.3. ETAPA 3 – Adição de afluente na fase anóxica proveniente de reator sulfetogênico
Utilizou-se neste experimento 1500 mL do efluente do reator sulfetogênico na fase
anóxica e observa-se, segundo a Figura 62, um rápido consumo do nitrito. Mais uma vez a
concentração de nitrato na fase aeróbia anterior foi insignificante em relação à concentração
de nitrito. A partir do tempo 180 minutos, verifica-se um acréscimo de eficiência do sistema
devido ao decréscimo de nitrogênio amoniacal (remoção de aproximadamente 23 mg.
l
-1
).
0
30
60
90
120
150
180
210
240
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360
Tempo (min)
Concentração (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Eficiência de Remoção (%)
Adição de Afluente
Figura 62: Verficação da desnitrificação na Etapa 3 com adição de afluente na fase anóxica proveniente de
reator sulfetogênico. N-Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S) e Eficiência de Remoção de Nitrogênio
(¡).
Neste experimento, a velocidade de consumo de nitrito foi muito superior do que em
outros casos. Acredita-se que a concentração de nitrito inicial na fase desnitrificante
influencia na velocidade de desnitrificação. Neste ensaio, a concentração inicial de N-nitrito
foi de aproximadamente 140 mg.
l
-1
e a velocidade de desnitrificação foi de (182,4 mgN-NO
2
-
.l
-1
.h
-1
). No experimento anterior (Figura 59), a concentração inicial de N-nitrito foi de
79
aproximadamente 220 mg.
l
-1
e a velocidade máxima de desnitrificação foi muito menor (63,0
mgN-NO
2
-
.l
-1
.h
-1
).
Tabela 20: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado à
ETAPA 3 na fase desnitrificante, com adição de afluente proveniente de reator sulfetogênico.
Unidade Anóxico
k1’ mg.l
-1
.h
-1
3,195926
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,001391
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,380647
Modelo
k4 h
-1
4,260780
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Observa-se na Tabela 20 que, neste fase anóxica, está ocorrendo a oxidação do
nitrogênio amoniacal (k1’) e também a nitratação (k2’), porém a ocorrência destes dois
fenômenos em fase anóxica é improvável. Observa-se a redução de nitrato à nitrito (k3 =
0,380647 mg.
l
-1
.h
-1
) e um elevado coeficiente desnitrificante de primeira ordem (k4 =
4,260780 h
-1
), indicando uma elevada atividade desnitrificante.
Apesar dos coeficientes k1’ e k2’ serem diferentes de zero nesta fase, não é possível a
aplicação do modelo que engloba o processo ANAMMOX, pois uma condição fundamental
para aplicação deste modelo complementar é a presença de nitrito para que o processo
ANAMMOX ocorra.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360
Tempo (min)
[Ác. Acético] (mg/L)
0
1
2
3
4
5
[Ác. Propiônico]; [Ác. Butírico] (mg/L)
Adição de Afluente
Figura 63: Acompanhamento de ácidos orgânicos na fase anóxica da Etapa 3 com adição de afluente
proveniente de reator sulfetogênico. Ácido Acético (z), Ácido Propiônico (), Ácido Butírico (S).
80
De acordo com a Figura 62, o nitrito foi consumido completamente no tempo 45
minutos, porém, observa-se na Figura 63 que os ácidos foram consumidos com uma
velocidade superior até 90 minutos e após esse tempo a velocidade de consumo foi
relativamente baixa, provavelmente devido a utilização destes para redução dissimilativa de
sulfato.
4.4. ENSAIOS COMPLEMENTARES
Após o término das etapas principais previstas, foram realizados alguns ensaios
complementares para tentar elucidar alguns aspectos julgados importantes dos processos.
4.4.1. Utilização do efluente original da indústria diluído na fase nitrificante
Neste ensaio utilizou-se aeração de aproximadamente de 5 a 6 litros e efluente
“sintético”, composto pelo efluente original bruto da indústria. A composição deste afluente
foi de 30 g de bicarbonato de sódio, 30 mL de afluente bruto da indústria, diluído em 10 litros
de água proveniente do sistema de abastencimento d’água local.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
0123456
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Alcalinidade Total (mg/L - CaCO3)
Figura 64: Utilização do efluente original da indústria diluído na fase nitrificante. N-Amoniacal (z), N-Nitrato
(), N-Nitrito (S) e Alcalinidade Total (¡).
81
Verifica-se neste ensaio (Figura 64) que a conversão do nitrogênio amoniacal se deu
por completo no tempo aproximado de 5 horas. Desta vez não foi observada a limitação pela
alcalinidade e nota-se que a nitrificação se deu basicamente até nitrito.
O comportamento da fase nitrificante com o efluente bruto diluído foi semelhante à
dos outros experimentos nos quais foram utilizados efluentes do reator metanogênico (com
concentrações de ácidos voláteis abaixo do limite de detecção). O decaimento da alcalinidade
total seguiu padrão similar ao decaimento do nitrogênio amoniacal (coeficiente de correlação
0,995).
Não foi constatado nenhum comportamento estranho pela utilização direta do efluente
diluído da indústria, indicando a viabilidade desta aplicação direta.
Tabela 21: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado ao
ensaio complementar que utiliza efluente original da indústria diluído na fase nitrificante.
Unidade Aeróbio 1
k1’ mg.l
-1
.h
-1
20,156127
k2’ mg.l
-1
.h
-1
0,329772
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,000000
Modelo
k4 h
-1
0,000000
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
3
k
3
k2
’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
Mesmo utilizando o efluente original da indústria diluído e alcalinizado, observa-se
pela Tabela 21 que o produto principal da nitrificação foi o nitrito, pois k1’ >> k2’. Neste
caso, utilizou-se uma vazão de ar de 5 a 6 litros e a relação k1’/k2’ foi superior a 60, ou seja, a
oxidação de amônia à nitrito foi 60 vezes superior do que a nitratação. Os coeficientes k3 e k4
foram iguais a zero, ou seja, não houve a desnitrificação nesta fase aeróbia.
4.4.2. Verificação da nitrificação e do possível processo anammox sem
interferentes
Com a verificação do decaimento de uma pequena parcela de nitrogênio amoniacal,
em algumas fases desnitrificantes do reator com biomassa imobilizada, foi realizado um
experimento para verificação do consumo de N-amoniacal sem nenhum outro interferente
(sulfato, sulfeto, ácidos, etc) e também para avaliação da nitrificação sem possíveis
interferentes. Preparou-se uma água residuária sintética contendo apenas nitrogênio amoniacal
(180 mgN-NH
4
+
.l
-1
) e alcalinidade (1500 mgHCO
3
-
.l
-1
) para ser utilizada neste experimento.
82
0
30
60
90
120
150
180
210
012345678910111213
Tempo (h)
Concentração (mg/L)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
Alcalinidade Total (mg/L - CaCO3)
Anóxico
Adição de Afluente
Aeróbio
Figura 65: Verificação da nitrificação e do possível processo anammox sem interferentes na fase aeróbia e
anóxica. N-Amoniacal (z), N-Nitrato (), N-Nitrito (S) e Alcalinidade Total (¡).
Mesmo sem qualquer outro íon (sulfato, sulfeto, etc), segundo a Figura 65, houve o
acúmulo de nitrito e a concentração de nitrato foi insignificante. Isto se deve provavelmente à
biomassa já adaptda para nitrificação até nitrito. Verifica-se também que o decréscimo do
nitrogênio amoniacal coincide com o decréscimo da alcalinidade total (coeficiente de
correlação ‘r’ igual a 0,993). O tempo necessário para nitrificação foi de 5,5 horas.
No tempo 6,5 horas, cessou-se a aeração e adicionou-se o afluente sintético sem
matéria orgânica. Observa-se que deste tempo de 6,5 horas até o tempo 9,5 horas (3 horas de
diferença), houve uma elevação do nitrogênio amoniacal e um decréscimo do nitrito.
A partir do tempo 9,5 horas até o final da bateleda, verifica-se que não houve alteração
do nitrogênio amoniacal, significando que pode ser necessário outro composto, combinado
com o amoniacal, para seu consumo/tranformação.
Tabela 22: Coeficientes cinéticos obtidos pelo modelo convencional de remoção de nitrogênio aplicado ao
ensaio complementar para verificação da nitrificação e da desnitrificação do possível processo anammox sem
interferentes.
Unidade
Aeróbio
s/ Ácidos
Anóxico
s/ Ácidos
k1’ mg.l
-1
.h
-1
34,572904 0,410892
k2’ mg.l
-1
.h
-1
1,049703 0,092323
k3 mg.l
-1
.h
-1
0,393043 0,002539
Modelo
k4 h
-1
0,010856 0,019329
NO
2
-
N
2
NO
3
-
NH
4
+
k
3
k2’
k1’
Nitrificação
Desnitrificação
k4
83
Observa-se na Tabela 22 que, na fase aeróbia, tem-se uma alta atividade nitrificante. O
coeficiente k1’ (34,572904 mg.
l
-1
.h
-1
) foi muito maior do que o coeficiente k2’ (1,049703
mg.
l
-1
.h
-1
), ou k1’ >> k2’, portanto houve o acúmulo de nitrito no sistema. Mesmo com uma
alta vazão de ar (4 a 5 L.min
-1
), observa-se, pelos coeficientes k3 e k4 a redução de compostos
de nitrogênio.
Na fase anóxica, observa-se pela Tabela 22 a oxidação de compostos nitrogenados. O
coeficiente k1’, que indica a oxidação de nitrogênio amoniacal, e o coeficiente k2’, que
representa a nitratação ou a oxidação de nitrito à nitrato, foram diferentes de zero. O
coeficiente k3 foi muito baixo (0,002539 mg.
l
-1
.h
-1
), indicando uma pequena redução de
nitrato à nitrito. O coeficiente k4 também apresentou valor baixo, ou seja, a atividade
desnitrificante nesta fase anóxica foi bem tímida.
Apesar do cumprimento dos pré-requisitos para aplicação do modelo que inclui o
processo ANAMMOX, este não se ajustou bem aos dados experimentais. Os coeficientes do
modelo convencional, mostrados pela Tabela 22 da fase anóxica, não apresentam um sentido
bioquímico real, portanto, nada se pode aferir neste caso. Porém, os comportamentos
anormais, fornecem indícios de ocorrência de outros fatores ou processos desconhecidos, ou
apontam às limitações do modelo proposto, como: assimilação de compostos de nitrogênio
por microrganismos e efeitos hidrodinâmicos presentes no reator.
4.4.3. Teste de “Stripping”
Este ensaio foi realizado para eliminar a suspeita de grandes perdas de nitrogênio
amoniacal devido à perda por “stripping”. Foi utilizado 8 litros de afluente do reator
metanogênico, alcalinizado com 10 g de bicarbonato de sódio. O meio foi autoclavado na
garrafa utilizada para este experimento, assim como mangueiras, difusores de ar e rolha, para
eliminar todo e qualquer tipo de contaminação biológica, a fim de garantir apenas perdas de
nitrogênio amoniacal por arraste do ar. Utilizou-se a vazão de ar entre 8 e 9 litros por minuto e
o pH do sistema permaneceu entre 9,0 e 9,6.
84
Teste de "Stripping"
230
232
234
236
238
240
242
244
246
01234567
Tempo (h)
N-Amoniacal (mg/L)
Figura 66: Teste de "Stripping".
Verifica-se pela Figura 66 que, neste teste houve um decaimento do nitrogênio
amoniacal máximo de 9,5% (considerando a maior e a menor concentração) e que não há uma
perda constante de nitrogênio amoniacal, pois após o tempo 5 horas, a concentração se
manteve estável.
4.5. EXAMES MICROBIOLÓGICOS
Foram realizados exames microbiológicos a fim de verificar as morfologias presentes
no reator de biomassa suspensa (Etapa 1 e 2) e no reator de biomassa imobilizada (Etapa 3).
Foram analisadas amostras sob microscopia de contrate de fase e fluorecência e, em algumas
amostras, também foram realizadas microscopia eletrônica de varredura (MEV). Não foram
identificados microrganismos que fluorescecem na presença da luz ultra-violeta.
Para avaliação da comunidade microbiana realizou-se ensaios de DGGE (eletroforese
em gel de gradiente desnaturante) comparando-se o inóculo inicial utilizado com a biomassa
presente no reator de biomassa imobilizada na Etapa 2, assim como a biomassa presente no
reator com a biomassa imobilizada na Etapa 3. Além dessas amostras, comparou-se também
grânulos presentes no reator de biomassa suspensa na Etapa 2 e também materiais biológicos
aderidos nos diversos suportes inertes estudados nos ensaios com microsensores em reator de
célula de fluxo.
85
4.5.1. Microscopia ótica da ETAPA 1
Na Etapa 1 foram encontrados microrganismos com diversas morfologias: cocos,
bacilos, filamentos, disposto de maneiras variadas: em colônias, em aglomerados envoltos por
membrana (
Clusters) e em tétrade. Verificou-se também que muitos dos microrganismos
encontrados possuíam incrustrações internas.
n
p
r s
q
o
86
Figura 67: Morfologias encontradas no reator de biomassa suspensa na Etapa 1. (1) Cocobacilos coloniais
com inclusões; (2) Filamentos e bacilos com inclusões e sem inclusões; (3) Bacilos com inclusões e cocos; (4)
Aglomerado de bactérias semelhantes à ‘Clusters’ ANAMMOX; (5) Cocos semelhantes à nitrosococcus
(maior); (6) Filamentos, bacilos com inclusões; (7) Filamentos, bacilos com inclusões e cocos em tétrade
semelhantes à bactérias ´G´; (8) Cocos em tétrade semelhantes à bactérias ´G´.
Microrganismos semelhantes ao gênero
Nitrosococcus foram encontrados no reator
com biomassa suspensa. Estes microrganismos autotróficos são responsáveis pela oxidação de
nitrogênio amoniacal em nitrito em fase aeróbia (JENKINS
et al., 2003). Como na Etapa 1
verificou-se grande acúmulo de nitrito no sistema, provavelmente os microrganismos
oxidadores de nitrogênio amoniacal estão em maior quantidade do que os microrganismos
oxidadores de nitrito, ou as condições operacionais do reator favoreceram mais os
microrganismos que produzem nitrito. Microrganismos semelhantes às nitrificante
(Nitrosococcus) podem ser observados na Figura 67 (5).
Foram encontrados no reator microrganismos com a mesma morfologia e disposição
das bactérias ANAMMOX. Esses microganismos são encontrados em ambientes com alta
concentração de nitrito e nitrogênio amoniacal.
Encontrou-se também agrupamentos de cocos dispostos em tétrade. Esses
microrganismos são semelhantes aos do gênero
Tessaracoccus (MASZENAN, 1999) e
Amaricoccus (MASZENAN, 1997) e estão associados à remoção de fósforo em sistemas com
fases aeróbias e anóxicas alternadas e em sistemas de lodos ativados. Estes microganismos,
também conhecidos como bactérias ‘G’ (CECH e HARTMAN, 1993
apud JENKINS et al.,
2003), também são capazes de desnitrificar em ambientes anóxiicos (MASZENAN, 1999).
t u
87
4.5.2. Microscopia ótica da ETAPA 2
Nesta etapa foram encontrados diversas morfologias, semelhantes às da Etapa 1:
cocos, bacilos, filamentos, dispostos de maneiras variadas: em colônias, em aglomerados
envoltos por membrana (
Clusters) e em tétrade. Observou-se em alguns microrganismos
grânulos intra-celulares e também dois tipos diferentes de filamentos.
n
o
p
q
r
s
88
Figura 68: Microscopia óptica de contraste de fase na Etapa 2 do reator com biomassa suspensa. (1) Cocos
semelhantes à nitrosococcus; (2) Filamentos com inclusões semelhantes à nostocoida limicola; (3)
Cocobacilos coloniais com inclusões; (4) Aglomerado de cocos envolto por membrana semelhantes à
‘Clusters’ ANAMMOX; (5) Aglomerados de bacilos e cocos; (6) Aglomerado de microganismos envolto por
membrana semelhantes à ‘Clusters’ ANAMMOX; (7) Bacilos semelhantes à bacterias fototróficas
anoxigênicas; (8) Filamentos septados, bacilos com inclusões e bactérias ´G´.
Segundo
Jenkins et al. (2003), Nostocoida limicola é geralmente encontrado em
ambientes onde a concentração de oxigênio dissolvido é baixa. Estes microrganismos estão
relacionados com a remoção de fósforo do meio, acumulando o PHB (Ácido Poly-ß-
hidroxibutrico).
Como na Etapa 1, encontrou-se nesta etapa microrganismos semelhantes à
ANAMMOX,
Nitrosococcus e Bactérias ‘G’. Além destas bactérias, encontrou-se também
microrganismos semelhantes às bactérias fototróficas anoxigênicas.
4.5.3. Microscopia ótica da ETAPA 3
n
o
t
u
89
Figura 69: Microscopia óptica de contraste de fase na Etapa 3 do reator com biomassa imobilizada. (1)
Bacilos com inclusões; (2) Bacilos com inclusões de enxofre; (3) Cocos semelhantes à Nitrosococcus; (4)
Filamentos septados com inclusões, bacilos com inclusões diversas; (5) Cocos semelhantes à nitrosococcus;
(6) Filamentos septados com inclusões semelhantes à Thiothrix.
Nesta etapa verifica-se microrganismos com dois tipos de padrões de inclusões:
inclusões de pequenos grânulos (Figura 69, (1)) e inclusões com grânulos maiores (Figura 69,
(2)). Segundo esses padrões, acredita-se que as inclusões com grânulos maiores sejam
acúmulo intracelular de enxofre, por seus grânulos serem brilhantes visto ao microscópio, e
que as pequenas inclusões sejam compostos de fósforo. No entanto, seriam necessários
exames mais complexos, como EDX, para a comprovação efetiva destas observações.
Além dos microrganismos semelhantes ao gênero
Nitrosococcus (Figura 69, (3) e (5))
encontra-se microrganismos com filamentos septados e com inclusões, semelhantes aos
microrganismos do gênero
Thiothrix (Figura 69, (4) e (6)). Segundo Jenkins et al. (2003),
estes microrganismos estão associados à ambientes onde à concentração de nutrientes (N ou
P) são limitados. Estes microrganismos também podem ser encontrados em águas contendo
compostos específicos, com compostos de enxofre e/ou ácidos orgânicos, e com baixa
concentração de oxigênio dissolvido. Segundo ainda os autores supracitados, esses
p
q
r s
90
microrganismos podem ser encontrados em ambientes aeróbios com elevado pH. Os grânulos
intracelulares podem ser tanto de compostos de enxofre como compostos de fósforo.
4.5.4. Microscopia Eletrônica de Varredura da ETAPA 2
Figura 70: Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do reator de biomassa suspensa da Etapa
2. (1) Aglomerado de cocos semelhantes às bactérias ANAMMOX; (2) Bacilos e cocos diversos.
A microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostra do reator de biomassa
suspensa da Etapa 2, mostrou bacilos e cocos diversos (Figura 70, (2)) de diferentes
tamanhos, porém o que mais chamou a atenção foi o aglomerado de cocos semelhantes aos
“Clusters” ANAMMOX, mostrado na Figura 70 (1). Neste caso observa-se uma formação
espacial de cocos conjugados.
n
o
5000 x
3000 x
91
4.5.5. Microscopia Eletrônica de Varredura da ETAPA 3
Figura 71: Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do reator de biomassa suspensa da Etapa
2. (1) Bacilos diversos; (2) Bacilos e cocos diversos; (3) Bacilos curvos, semelhantes à BRS – Bactéria
Redutora de Sulfato; (4) Filamentos septados.
Na microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostra do reator de biomassa
imobilizada da Etapa 3, observa-se bacilos e cocos diversos (Figura 71, (1) e (2)). Verifica-se
na Figura 71 (3) que havia bacilos curvos semelhantes à BRS (Bactérias Redutoras de Sulfato)
que podem ter sido desenvolvidos nas zonas anaeróbias da estrutura do biofilme aderido.
Observa-se na Figura 71 (4) filamentos septados semelhantes às bactérias do gênero
Thiothrix,
conforme visto na microscopia de contraste de fase da Etapa 3.
n
o
p
q
5000
x
5000 x
5000 x
92
4.5.6. DGGE
A avaliação de diversidades microbianas presentes nas amostras foi realizada por meio
de técnicas de PCR/DGGE. Foram ensaiadas 10 amostras de diferentes lugares e condições,
como mostrado na Tabela 23. As bandas B5 a B10 são de materiais biológicos que estavam
presentes nos ensaios com microsensores em reator tipo célula.
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10
Figura 72: Fragmentos de DNA amplificados e separados por
eletroforese em gel de gradiente desnaturante (DGGE).
Tabela 23: Descrição dos materiais biológicos utilizados para avaliação da comunidade microbiana em DGGE
Banda Descrição
B1
Reator biomassa suspensa – Etapa 2
B2
Inóculo proveniente de reator UASB de abatedouro de aves
B3
Reator biomassa imobilizada – Etapa 3
B4
Grânulo do reator biomassa suspensa – Etapa 2
B5
Biomassa aderida no carvão vegetal
B6
Biomassa aderida no carvão mineral
B7
Biomassa aderida na espuma de poliuretano
B8
Biomassa aderida no disco plástico
B9
Biomassa aderida na brita basáltica
B10
Microsensor
Biomassa aderida no polietileno de baixa densidade
93
Na comparação dos padrões das bandas do DGGE foi utilizada a equação de Gillian
et
al
. (1998), que fornece uma aproximação da similaridade entre duas amostras isoladamente.
Não foi considerada a intensidade das bandas, apenas a presença ou ausência destas. Para
facilitar a comparação entre as comunidades microbianas nas diversas amostras, tabulou-se os
valores de similaridade na Tabela 24.
Tabela 24: Comparação entre similaridade das comunidades microbianas (%).
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10
B1
100 – – – – – – – – –
B2
30,3 100 – – – – – – – –
B3
53,3 51,9 100 – – – – – – –
B4
40,0 44,4 50,0 100 – – – – – –
B5
52,9 32,3 57,1 50,0 100 – – – – –
B6
43,8 41,4 61,5 53,8 80,0 100 – – – –
B7
50,0 40,0 36,4 36,4 61,5 66,7 100 – – –
B8
55,2 30,8 43,5 52,2 66,7 64,0 76,2 100 – –
B9
35,7 32,0 45,5 36,4 61,5 66,7 50,0 57,1 100 –
B10
58,8 38,7 42,9 35,7 68,8 73,3 76,9 66,7 53,8 100
Observa-se pela Tabela 24, que houve uma grande adaptação dos microrganismos nos
diferentes sistemas, pois o inóculo (Banda B2) foi no máximo 51,9 % similar à uma banda, no
caso a banda B3 (reator de biomassa imobilizada).
Comparando-se a banda B1 (reator de biomassa suspensa – Etapa 2) com a banda B3
(reator de biomassa imobilizada – Etapa 3), verifica-se que a similaridade foi de apenas 53,3
%, mostrando que houve o desenvolvimento de comunidades microbianas distintas em ambos
os reatores, apesar das condições operacionais serem muitos semelhantes. Supõe-se que a
diversidade microbiana foi maior no reator de biomassa imobilizada (Banda B3), pois o
biofilme presente favorecia o surgimento de zonas anaeróbias e, conseqüentemente, o
desenvolvimento de microrganimos não tolerantes à oxigênio.
No geral, não houve muita distinção entre as comunidades microbianas nos ensaios
realizados em reator tipo célula utilizando diversos materiais suportes. A similaridade média
foi de quase 70%, atingindo, em alguns casos, uma similaridade de até 80%. No entanto,
alguns materiais suportes se diferenciaram fortemente: as comunidades microbianas presentes
nos suportes espuma de poliuretano (Banda B7) e brita basáltica (Banda B9) tiveram uma
similaridade de apenas 50% e as comunidades microbianas presentes novamente no suporte
94
brita basáltica (Banda B9) e no polietileno de baixa densidade (Banda B10) tiveram uma
similaridade de 53,8%.
O reator de biomassa suspensa da Etapa 2 apresentava alguns grânulos inteiros que
eram possivelmente grânulos do inóculo (lodo granular de reator UASB) que não se
desfizeram no processo de aeração do reator. Pelo que consta na Tabela 24, o grau de
similaridade entre esses grânulos (Banda B4) e o lodo de inóculo (Banda B2) foi muito baixa,
aproximadamente 44%, indicando uma adaptação dos grânulos às condições impostas no
reator.
Observa-se, portanto que apesar das condições operacionais serem semelhantes, houve
uma diversificação das comunidades microbianas, provavelmente devido à diferenciação na
estrutura do biofilme.
4.6. COMENTÁRIOS GERAIS
4.6.1. Acúmulo de nitrito em sistema nitrificante
Um fato que merece atenção nos resultados foi o acúmulo de nitrito no sistema. Com a
estratégia de operação de 24 horas com 4 fases alternadas, aeróbias e anóxicas (Etapa 1)
verificou-se o acúmulo de nitrito nas fases aeróbias. As concentrações de nitrato e de nitrito
foram aproximadamente iguais. Após a reinoculação (estratégia de operação de 12 horas de
ciclo com fase aeróbia e anóxica) e a respectiva diminuição de biomassa do sistema (Etapa 2)
e no reator com biomassa imobilizada (Etapa 3), nota-se que o produto principal da
nitrificação foi nitrito, sendo o nitrato despresível em relação à concentração de nitrito.
Observou-se um comportamento semelhante no reator com biomassa imobilizada.
A diferença de sensibilidade dos microrganismos nitritantes e nitratantes à diversos
fatores ambientais, como oxigênio dissolvido, temperatura, pH, amônia livre e óxido nitroso
livre, determina o acúmulo de nitrito no meio, indicando que os microrganismos nitratantes
são mais sensíveis que os microrganismos nitritante (PHILIPS, LAANBROEK e
VERSTRAETE, 2002).
Segundo Anthonisen
et al. (1976) a amônia livre e o óxido nitroso livre são as
principais causas para acúmulo de nitrito no sistema. Esses autores desenvolveram gráfico
com dependência da concentração de amônia total e nitrito em função do pH. O gráfico
mostrado na Figura 73, é dividido em zonas de inibição. A Zona 1 (NH
3
> 10–150 mgN-
NH
3
.l
-1
) representa a inibição total da nitrificação, na qual os microrganismos oxidadores de
95
nitrogênio amoniacal e nitrito são inibidos. Na Zona 2 (0,1–1,0 mgN-NH
3
.l
-1
< NH
3
<10–150
mgN-NH
3
.l
-1
) a amônia livre apenas inibe os microrganismos oxidadores de nitrito, tendo
como conseqüência o acúmulo de nitrito no meio. Na Zona 3 (NH
3
< 0,1– 1,0 mgN-NH
3
.l
-1
e
HNO
2
< 0,2–2,8 mgN-HNO
2
.l
-1
), não há nenhum tipo de inibição dos microrganismos
nitrificantes, e na Zona 4, os microrganismos oxidadores de nitrito são inibidos pelo ácido
nitroso livre (HNO
2
> 0,2–2,8 mgN-HNO
2
.l
-1
), obtendo como resultado o acúmulo de nitrito.
O acúmulo de nitrito nos sistemas de biomassa suspensa e imobilizada encontrado
nesta pesquisa pode ser devido à inibição por amônia livre e óxido nitroso livre. Como a
concentração desses compostos inibidores depende do pH do meio, a amônia livre é o
principal responsável pela inibição, quando o pH é maior do que 8 (pH > 8). Já para pH < 7,5,
o ácido nitroso livre é o principal inibidor em sistemas nitrificantes. Como o afluente dos
sistemas eram alcalinizados, o pH afluente era superior à 7,5. No sistema, o pH geralmente
subia, chegando, em alguns casos, próximo a 9. Portanto atribui-se a inibição dos
microrganismos que oxidam nitrito principalmente por amônia livre no sistema.
No sistema com biomassa suspensa com estratégia de 24 horas de ciclo com 4 fases
alternadas, observa-se que o produto da nitrificação era nitrato e nitrito em proporções
semelhantes, indicando que o sistema estava em uma zona intermediária entre a zona de
inibição dos microrganismos nitratantes (Zona2) e a zona de não inibição (Zona3). Já após a
reinoculação do sistema de biomassa suspensa e no sistema de biomassa imobilizada,
observou-se a permanência na Zona2, pois houve acúmulo de nitrito e o nitrato presente era
insignificativo.
Anthonisen
et al. (1976) verificaram os limites inibitórios em um sistema de biomassa
suspensa; no entanto, é preciso ter ressalvas na aplicação destas faixas inibitórias, pois não
são consideradas a estrutura do biofilme nem a configuração do reator. Prakasam e Loehr
(1972) observaram que a concentração de 0,02 mgN-HNO
2
.l
1
era o valor mínimo para a
ocorrência da inibição por óxido nitroso livre. Este valor está bem abaixo do encontrado por
Anthonisen
et al. (1976).
96
Figura 73: Relação entre a concentração de amônia e ácido nitroso e a inibição à
bactérias nitrificantes adaptado de Anthonisen et al. (1976).
Para muitos autores, o oxigênio dissolvido é considerado um dos principais fatores
limitantes da nitrificação. Segundo Philips
et al. (2002), a deficiência de oxigênio é mais
prejudicial para as bactérias nitratantes do que para as bactérias nitritantes. No entanto, nos
experimentos realizados, mesmo na presença de uma elevada aeração (8 a 9 L-Ar.min
-1
),
verificou-se que houve o acúmulo de nitrito.
Yang e Alleman (1992), operaram um sistema nitrificante em batelada, com
concentração de oxigênio de 0,5 mgO
2
.l
-1
e pH médio de 7,5 e constataram que houve
acúmulo de hidroxilamina (NH
2
OH) e a nitratação foi inibida com o conseqüente acúmulo de
nitrito. Os autores atribuíram a inibição da nitratação pela hidroxilamina e não pela
deficiência de oxigênio. Fux e colaboradores (2003) observaram o acúmulo de nitrito por
inibição dos microrganismos que oxidam nitrito por baixas concentrações de hidroxilamina (1
mg.
l
-1
).
O acúmulo de nitrito no sistema operado pode ser também devido a inibição por
hidroxilamina aos microrganismos nitratantes. Como não foi medido este intermediário da
nitrificação (NH
2
OH), não se pode afirmar este fenômeno, porém pode ser uma hipótese para
tal fato.
97
4.6.2. Desnitrificação em fase aeróbia
Nos experimentos realizados, foi verificada a atividade desnitrificante que, em muitos
casos, superou 30% da remoção total de nitrogênio. Em teste de “stripping” (Figura 66)
realizado, a perda de nitrogênio amoniacal máxima em condições críticas de elevada aeração
(8 a 9 L.min
-1
) e elevado pH (9 a 9,6), não foi superior à 10%. Sem dúvida, a remoção elevada
de nitrogênio em fase aeróbia é um fato que merece atenção.
Remoção dessa magnitude em fase aeróbia é frequentemente encontrada em reator
biológico para remoção de nitrogênio e lodos ativados em escala plena (U. S. EPA, 1987;
RANDALL
et al., 1992). Atribui-se este fenômeno devido a desnitrificação em microzonas
anóxicas no interior do floco.
Pochana e Keller (1999) obersaram que, para altas concentrações de oxigênio no meio
líquido, a desnitrificação é inibida, causando o acúmulo de nitrato e nitrito. Em experimento
em batelada para remoção de nitrogênio, para baixas concentrações de oxigênio dissolvido
(0,3 a 0,8 mgO
2
.l
-1
), observaram uma diminuição da atividade nitrificante e a manifestação da
atividade desnitrificante. Para os autores, o oxigênio dissolvido é o principal fator para o
processo de nitrificação e desnitrificação simultânea (SND –
Simultaneous Nitrification and
Denitrification
).
Segundo Von Münch
et al. (1996), a nitrificação e a desnitrificação simultânea só
ocorre com uma concentração de oxigênio abaixo de 0,5 mgO
2
.l
-1
, ou seja, a desnitrificação
pode ocorrer em zonas microaeróbias.
No sistema operado nesta pesquisa, com a estratégia de operação de 24 horas e 4 fases
alternandas, observou-se a ocorrência da desnitrificação na fase aeróbia, tanto na presença de
ácidos orgânicos quanto na ausência destes. Na ausência de matéria orgânica prontamente
degradável, a desnitrificação se deve provavelmente à desnitrificação endógena, mesmo em
fase aeróbia. Puznava, Payraudeau e Thornberg (2001) verificaram a nitrificação e a
desnitrificação simultânea sem a adição de fonte de carbono e atingiram eficiências de até
70% em um filtro aeróbio que tratava água residuária sintética e variaram a concentração de
nitrogênio amoniacal de 30 a 80 mgN-NH
4
+
.l
-1
e de oxigênio dissolvido de 0,5 a 3,0 mgO
2
.l
-1
.
98
4.6.3. Desnitrificação endógena
Na primeira etapa do experimento (verificação da desnitrificação endógena)
encontrou-se resultados que superaram as expectativas. A eficiência média de remoção de
nitrogêio nestes experimentos foi de 65±27% e em alguns casos chegou ser superior à 90%.
Neste tópico serão discutidas hipóteses para tentar elucidar elevadas remoções de nitrogênio.
Vocks
et al. (2005) investigaram a desnitrificação combinada com a remoção de
fósforo em um reator biológico de membrana sem a adição de fontes externas de carbono. Os
autores encontraram uma velocidade de desnitrificação muito elevada e evidenciaram que a
lise celular não contribuía de forma efetiva para o processo desnitrificante. O glicogênio,
acumulado durante a fase aeróbia por organismos acumuladores de glicogênio (GAO –
Glycogen Accumulating Organisms) é posteriormente consumido na fase anóxica para o
processo desnitrificante.
Segundo Mino
et al. (1998) e Sudiana et al. (1999) fases alternadas aeróbias/anóxicas
favorecem o desenvolvimento, entre outros, de microrganismos acumuladores de fósforo
(PAO -
Polyphosphate Accumulating Organisms) e microganismos acumuladores de
glicogênio (GAO). Os microrganismos acumuladores de fósforo são capazes de acumular
intracelularmente polifosfato em fase aeróbia, levando à remoção de fósforo do meio líquido.
Em fase anaeróbia, esses microrganismos podem utilizar os ácidos voláteis do meio para
formação intracelular de PHAs (poly-b-hidroxialcanoatos), liberando o fosfato novamente
para o meio líquido.
No entanto, na presença de compostos oxidados de nitrogênio, os microrganismos
acumuladores de fósforo (PAOs) utilizam o nitrato e nitrito como aceptores de elétrons, no
lugar do oxigênio, levando ao acúmulo de polifosfatos intracelularmente e à desnitrificação
simultaneamente (OEHMEN
et al., 2007). Neste caso, o processo de acúmulo de fosfato é
aproximadamente 40% menor do que na presença de oxigênio. Esse processo combinado
pode ser interessante, pois diminui recursos com aeração e diminui ou até mesmo pode
suprimir a adição de fontes de carbono no processo desnitrificante, tornado este processo
muito atrativo (KUBA
et al., 1996).
Infelizmente, no experimento realizado não foram medidas as concentrações de
fósforo e glicogênio no meio. No entanto, foram encontrados microrganismos que continham
grânulos intracelulares e bactérias similares às bactérias acumuladoras de glicogênio,
chamadas de bactérias “G”, semelhantes aos encontrados no reator submetido em condições
99
alternadas aeróbias/anóxicas operado por Iamamoto (2005). As microscopias destes
microrganismos são apresentadas na Figura 67 (7) e (8) e na Figura 68 (8).
A utilização dos microrganismos acumuladores de fósforo e glicogênio apresenta um
grande potencial na remoção de nutrientes de águas residuárias em sistemas alternados
aeróbios/anóxico, pois reduz significamente custos ao sistema de tratamento. No entanto, é
necessário um maior conhecimento dos microrganismos envolvidos a fim de otimizar o
tratamento terciário combinado para remoção de fósforo e nitrogênio. A remoção fósforo não
foi contemplada neste estudo, porém, fica evidente a necessidade da verificação desse
composto quando se alterna fases aeróbias/anóxicas.
São necessários ensaios mais específicos para comprovar a origem da fonte de
carbono para o processo desnitrificante, porém a desnitrificação endógena que utiliza
compostos que são de difícil biodegradação não está descartada. Os principais materiais
orgânicos que são utilizados para esta desnitrificação são restos celares e polímeros
extracelulares excretados por bactérias. Esses compostos são hidrolizados e transformados em
substratos de fácil degradação utilizados pelos microrganismos desnitrificantes (CARUCCI
et
al
., 1996).
A velocidade de desnitrificação utilizando compostos de fácil assimilação é na ordem
de 3,5 vezes maior do que a desnitrificação endógena (CARUCCI
et al., 1996; HENZE et al.
(1994); EKEMA e MARAIS (1984)
apud CARUCCI et al., 1996). No entanto a
desnitrificação endógena pela lise ou hidrólise do lodo pode ser uma alternativa interessante,
visto que não é necessária a utilização de fontes exógenas de carbono para o processo
desnitrificante.
4.6.4. Ocorrência de processos não convencionais de remoção de nitrogênio
Nos experimentos realizados nesta pesquisa, ficou evidenciado que, em muitos casos,
através da modelagem dos dados experimentais, houve a remoção de nitrogênio amoniacal em
fase anóxica. A remoção de nitrogênio amoniacal chegou a 23 mgN-NH
4
+
.l
-1
e pode ser
atribuída à processos não convencionais de remoção de nitrogênio, como o processo
ANAMMOX e o SURAMMOX.
O processo ANAMMOX é um processo autotrófico e não necessita de fontes de
carbono orgânico para a redução de nitrito (VAN DE GRAAF
et al., 1996). Experimentos
realizados por van de Graff
et al. (1996) mostraram que compostos orgânicos como acetato,
glicose e piruvato têm efeitos prejudiciais sobre a atividade ANAMMOX. Porém, Pathak
et
100
al. (2007), verificaram, através de técnicas de hibridação fluorescente in situ (FISH -
Fluorescence In Situ Hybridization) e através de técnicas de carbono marcado, a ocorrência
do processo ANAMMOX e a desnitrificação convencional, com baixas concentrações de
nitrogênio amoniacal na presença de matéria orgânica. Sumino
et al. (2006) também
evidenciaram a ocorrência do processo ANAMMOX concomitantemente com o processo de
desnitrificação heterotrófica, utilizando acetato como fonte de carbono.
Atualmente não há muita informação sobre o processo não convencional de remoção
de nitrogênio SURAMOX. Teoricamente este é um processo autotrófico que utiliza o
nitrogênio amoniacal como fonte de energia inorgânica para redução de sulfato à enxofre
elementar. Este processo é extremamente particular, pois apenas é viável se o sulfato se
transformar em S
0
e o nitrogênio amoniacal passar diretamente para N
2
, não adimitindo
intermediários, conforme pode ser visto na seqüência de reações descritas na Tabela 25.
Para a ocorrência do processo SURAMOX seria necessário um meio extremamente
adaptado e em condições de desenvolver a cultura autotrófica, ou seja, sem a presença de
matéria orgânica e com fonte inorgânica de carbono. A presença de matéria orgânica
provavelmente inibiria esse processo, pois o processo SURAMOX tem uma energia livre
muito pequena.
Uma alternativa para que este processo ocorresse seria através do deslocamento
químico de intermediários da reação. Seria necessário que todo e qualquer intermediário da
reação fosse removido do sistema para que a reação, mesmo termodinamicamente
desfavorável, ocorresse, indicando a necessidade obrigatória de outros processos
concomitantemente como, por exemplo, a desnitrificação autotrófica, utilizando compostos
oxidados de nitrogênio (NO
3
-
e NO
2
-
) e compostos reduzidos de enxofre (H
2
S, HS
-
e S
2
-
)
como fontes de energia. Só assim o processo SURAMOX seria viabilizado.
101
Tabela 25: Reações teóricas do processo SURAMOX.
N° Reação ΔG (kJ) Produtos Finais
1 2NH
4
+
+ SO
4
-2
J N
2
+ S + 4H
2
O -45 N
2
/ S
2 8NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J 4N
2
+ 2H
+
+ 3H
2
S + 12H
2
O +58 N
2
/ H
2
S
3 8NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J 4N
2
+ 5H
+
+ 3HS
-
+ 12H
2
O +63 N
2
/ HS
-
4 8NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J 4N
2
+ 8H
+
+ 3S
-2
+ 12H
2
O +258 N
2
/ S2
-
5 2NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J N
2
+ 2H
+
+ 3SO3
-2
+ 3H
2
O +698 N
2
/ SO
3
-2
6 NH
4
+
+ SO
4
-2 J NO
2-
+ S + 2H
2
O +315 NO
2
-
/ S
7 3NH
4
+
+ 4SO
4
-2
+ 2H
+
J 3NO
3-
+ 4S + 7H
2
O +1225 NO
3
-
/ S
8 NH
4
+
+ SO
4
-2
J NO
3-
+ H
2
S + H
2
O +449 NO
3
-
/ H
2
S
9 NH
4
+
+ SO
4
-2
J NO
3-
+ H
+
+ HS
-
+ H
2
O +489 NO
3
-
/ HS
-
10 4NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J 4NO
2-
+ 5H
+
+ 3HS
-
+ 4H
2
O +1503 NO
2
-
/ HS
-
11 NH
4
+
+ SO
4
-2
J NO
3-
+ 2H
+
+ S
-2
+ H
2
O +560 NO
3
-
/ S2
-
12 4NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J 4NO2- + 8H
+
+ 3S
-2
+ 4H
2
O +1716 NO
2
-
/ S2
-
13 NH
4
+
+ 3SO
4
-2
J NO
2-
+ 2H
+
+ 3SO3
-2
+ H
2
O +1058 NO
2
-
/ SO
3
-2
14 NH
4
+
+ 4SO
4
-2
J NO
3-
+ 2H
+
+ 4SO3
-2
+ H
2
O +1399 NO
3
-
/ SO
3
-2
A energia livre de Gibs (ΔG) teórica para o processo ANAMMOX é de -360 kJ e para
o processo SURAMOX é de -45 kJ, indicando que o processo de oxidação do nitrogênio
amoniacal utilizando o nitrito é mais favorável do que utilizando o sulfato e que,
provavelmente, o processo ANAMMOX prevalece sobre o SURAMOX.
A aeração, nas fases aeróbias do reator, poderia inibir reversivelmente as bactérias
ANAMMOX (JETTEN
et al., 2003; GUT et al., 2007). No entanto, as condições do reator
eram propícias ao desenvolvimento desta cultura, pois havia uma alta concentração de
nitrogênio amoniacal e nitrito na fase anóxica para a ocorrência de tal processo. Além deste
fato, foram encontrados microrganismos alocados em
clusters (aglomerados) semelhantes aos
microrganismos ANAMMOX, como visto na Figura 67 (4), Figura 68 (4) e (6) e Figura 70
(1).
Apesar das constatações encontradas, é difícil imputar isoladamente fenômenos em
um sistema com uma biodiversidade complexa como neste reator aeróbio/anóxico. A
constatação de processos não convencionais para remoção de nitrogênio amoniacal em fase
anóxica pode ser atribuída majoritariamente ao processo ANAMMOX, pois através das
reações teóricas dos possíveis intermediários do processo SURAMOX ficou clara a
dificuldade da ocorrência deste processo.
102
4.6.5. Utilização de compostos de enxofre para o processo de desnitrificação
autotrófica
Nos experimentos realizados foi encontrada a remoção simultânea de nitrito (NO
2
-
) e
sulfeto (S
2-
) e observou-se também que todo sulfito (SO
3
-2
) injetado no sistema na fase
anóxica, na presença de compostos oxidados de nitrogênio, foi totalmente consumido,
indicando a ocorrência da desnitrificação autotrófica. Para muitos autores esse é um processo
viável e uma alternativa interessante para o processo de denitrificação heterotrófica, pois,
segundo Zhang e Lampe (1999), não é necessário utilizar fontes exógenas de carbono, como
etanol e metanol, para o processo autotrófico de desnitrificação e o crescimento da biomassa
desnitrificante é menor, minimizando custos globais de operação e manutenção dos sistemas
desnitrificantes.
Além do sulfeto (S
2-
), outros compostos de enxofre como o gás sulfídrico (H
2
S), o
sulfeto de hidrogênio (HS
-
), o tiossulfato (S
2
O
3
-2
), o tiossulfito (S
2
O
2
-2
), o sulfito (SO
3
-2
) e até
mesmo o enxofre elementar (S
0
), podem servir como doadores de elétrons para o processo de
desnitrificação autotrófica, utilizando fontes inorgânicas de carbono, como gás carbônico
(CO
2
) e bicarbonato (HCO
3
-
), para manutenção celular e crescimento (KLEEREBEZEM e
MÉNDEZ (2002); KRISHNAKUMAR e MANILAL (1999); TROUVE
et al. (1998);
FURUMAI
et al. (1996); KIMURA et al. (2002); SOARES (2002)).
Devido à limitações técnicas foi possível apenas realizar ensaios dos compostos de
enxofre como sulfeto, sulfito e sulfato. Análises de compostos como enxofre elementar,
tiossulfato e tiossulfito não foram realizadas.
Apesar da realização da análise de sulfato, esta não pode ser conclusiva devido à erros
metodológicos inerentes à própria análise. Métodos analíticos mais precisos são necessários
para o estudo da desnitrificação autotrófica utilizando compostos de enxofre, para ser possível
identificar pequenas variações que muitas vezes são imperceptíveis visualmente.
103
Capítulo 5
Conclusões
5.1. CONCLUSÕES
Os resultados obtidos com os reatores de biomassa suspensa e imobilizada nas Etapas
1, 2 e 3, nos ensaios complementares e nos exames microbiológicos, permitiram concluir que:
• Na estratégia inicial (Etapa 1), a carga nitrogenada aplicada no sistema chegou a 0,15
kgN-NH
4
+
.m
-3
.dia
-1
e a remoção média de nitrogênio foi de 65±27%, alcançando, em
alguns casos, eficiência máxima superior a 90%. A desnitrificação endógena se
mostrou viável. Houve o acúmulo de nitrito na fase nitrificante. Aproximadamente
50% do produto da oxidação do nitrogênio amoniacal se deu a nitrito e os outros 50%
se deu basicamente a nitrato. A nitrificação só ocorreu efetivamente quando os ácidos
voláteis presentes no sistema eram consumidos. A melhor faixa de vazão de ar
encontrada para nitrificar eficientemente foi de 8 a 9 L.min
-1
. A alta concentração de
biomassa no sistema (aproximadamente 8 gSVT.
l
-1
) exigia uma quantidade de ar
fornecida muito grande.
• Na Etapa 2, a carga nitrogenada aplicada no sistema com biomassa suspensa chegou à
0,61 kgN-NH
4
+
.m
-3
.dia
-1
. A média de eficiência de desnitricação foi de 42±21%. A
desnitrificação completa só se deu após 6 a 9 horas depois do tempo previsto para a
fase anóxica (6 horas). Com aproximadamente 40% a menos de biomassa em relação à
Etapa 1 anterior, a melhor faixa de vazão de ar encontrada para nitrificar
eficientemente foi de 5 a 6 L.min
-1
. A eficiência média de nitrificação foi de
aproximadamente 85±12%, alcançando, em muitos casos, eficiência máxima de quase
100%. Aproximadamente 98% do produto da nitrificação se deu até nitrito. A
concentração de nitrato foi despresível. Não foi verificada vantagem na adição de
afluente na fase desnitrificante, devido provavelmente a efeitos de toxicidade do
nitrito (média superior à 200 mgN-NO
2
-
) sobre os microrganismos desnitrificantes.
104
• A carga nitrogenada aplicada no sistema com biomassa imobilizada na Etapa 3 chegou
a 0,50 kgN-NH
4
+
.m
-3
.dia
-1
, com eficiência média de nitrificação de 94±9%,
alcançando, em muitos casos, 100% de eficiência em até 6 horas. O produto principal
da nitrificação foi o nitrito e a concentração de nitrato não superou 5% em relação à
concentração de nitrito. A remoção média efetiva de nitrogênio na fase desnitrificante
foi de aproximadamente 72±13% em, no máximo, 6 horas. Em muitos casos, obteve-
se à remoção completa de 100% de nitrato e nitrito em tempo inferior a 6 horas. Este
reator mostrou-se menos sensível a efeitos de toxicidade e favoreceu o processo
nitrificante e desnitrificante, provavelmente devido à estrutura do biofilme
desenvolvida em suporte inerte.
• A modelagem cinética de perfis temporais de concentração, de modelos convencionais
e não convencionais de remoção de nitrogênio, foi uma ferramenta importante na
interpretação dos resultados obtidos. Através dos modelos propostos foi possível
identificar processos não convencionais de remoção de nitrogênio, atribuídos aqui à
ANAMMOX e também fenômenos como desnitrificação em fase aeróbia.
• A utilização de técnicas de microsensores mostrou-se interessante para avaliação do
melhor material suporte a ser utilizado em sistema nitrificante/desnitrificante. O
material suporte escolhido foi carvão mineral por apresentar zonas aeróbias e
anaeróbias no interior do biofilme, além de não propiciar um crescimento excessivo do
biofilme.
• Os compostos de enxofre não tiveram grande influência na nitrificação. Verificou-se
em alguns casos que o sulfeto pode ter sido utilizado para o processo desnitrificante.
Os resultados demonstram que a remoção de nitrogênio, com períodos aeróbio e
anóxico, em ciclo de 12 horas, mostrou-se viável principalmente no reator com biomassa
imobilizada. Nesse reator, conclui-se que a adição de parcela do afluente foi fundamental para
a aceleração do processo desnitrificante, no entanto, é necessário que este afluente adicionado
contenha material orgânico prontamente degradável suficiente para a desnitrificação
heterotrófica.
105
Capítulo 6
Referências
6.1. REFERÊNCIAS
ABELING, U.; SEYFRIED, C.F. (1992). Anaerobic-aerobic treatment of high-strength
ammonium wastewater. Nitrogen removal via nitrite.
Water Science Technology. v.26,
n.5-6, pp.1007-15.
AHN, Y.H. (2006). Sustainable nitrogen elimination biotechnologies: A review.
Process
Biochemistry
. v.41, n.8. pp. 1709-1721.
ANDERSSON I.C.; & LEVINE J.S. (1986). Relative rates of NO and N
2
O production by
nitrifiers, denitrifiers and nitrate respirers.
Applied and Environmental Microbiology,
v.51, pp.938–945.
ANTHONISEN, A.C., LOEHR, R.C., PRAKASAM, T.B.S. E SRINATH, E.G. (1976).
Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid.
Journal of Water Pollution
Control Federation
. V.48, pp.835-852.
ARAÚKO, J.C; TÉRAN F.C; OLIVEIRA, R.A; NOUR, E.A.AÇ MONTENEGRO, M.A.P;
CAMPOS, J.R. E VAZOLLER, R.F. (2003). Comparison of hexamethyldisilazane and
critical point drying treatments for SEM analysis of anaerobic biofilms and granular
sludge.
Journal of Electron Microscopy. v.52, pp.429-433.
CARUCCI, A.; RAMADORI, R.; ROSSETTI, S. e TOMEF, M.C. (1996). Kinetics of
denitrification reactions in single sludge systems.
Water Research. v.30, n.1, pp.51-56.
CASTIGNETTI D.; GUNNER H.B. (1980). Sequential nitrification by an
Alcaligenes sp. and
Nitrobacter agilis. Canadian Journal of Microbiology, v.26, pp.1114–1119.
ÇEÇEN, F.; GÖNENÇ I.E. (1994). Nitrogen removal characteristics of nitrification and
denitrification filters.
Water Science and Technology. v.29, n.10-11, pp 409-416.
ÇEÇEN, F.; GÖNENÇ I.E. (1995). Criteria for nitrification and denitrification of high-
strength wastes in two upflow submerged filters.
Water Environment Research. v.67,
n.2, pp. 132-142.
DANIEL, L.M.C. (2005). Remoção de nitrogênio via nitrito em reator operado em bateladas
seqüenciais contendo biomassa imobilizada e aeração intermitente. Tese (Doutorado)
– Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.
106
DEBASTIANI W.G. (2002). Resolução numérica utilizando o método Runge-Kutta 4 em
Microsoft Excel
®
– http://www.geocities.com/giorgiodebastiani/
DRISCOLL C.T; BISOGNI J.J. (1978). The use of sulfur and sulfide in packed bed reactors
for autotrophic denitrification.
Journal Water Pollution Control Federation, v.50,
pp.569-577.
FDZ-POLANCO F.; FDZ-POLANCO M.; FERNANDEZ N.; URUENA M.A.; GARCIA
P.A.; VILLAVERDE S. (2001). New process for simultaneous removal of nitrogen
and sulphur under anaerobic conditions.
Water Research, v.35, n.4, pp.1111-4.
FURUMAI, H., TAGUI, H., FUJITA, K. (1996). Effects of pH and alkalinity on sulphur-
denitrification in a biological granular filter.
Water Science Technology. v.34, pp.355–
362.
FUX, C.; LANGE, K.; FAESSIER, A.; HUBER, P.; GRUENIGER, B.; SIEGRIST, H.
(2003). Nitrogen removal from digester supernatant via nitrite – SBR or SHARON?
Water Science Technology. v.48, n.8, pp.9-18.
GILLIAN, D.; SPEKSNIJDER, A.; ZWART, G. E RIDDER, C. (1998) Genetic diversity of
the biofilm covering
Montacuta ferruginosa (Mollusca, Bivalvia) as evaluated by
denatruring gradient gel electrophoresis analysis and cloning of PCR-Amplified gene
fragments coding for 16S rRNA.
Applied Environmental Microbiology. v.64(9), pp.
3464-3472.
GÒMEZ-HERNANDEZ, J., LEMA-RODICIO, J. M e MÉNDEZ-PAMPÍN, J. R. (1995). La
nitrificaciòn biológica con cultivos axénicos o lodos activados.
Ciencia. pp. 507-523.
GOMMERS, P.J.F.; BIJLEVELD, W.; KUENEN, J.G. (1988). Simultaneous Sulfide and
Acetate Oxidation in a Denitrifying Fluidized Bed Reactor I: Start-Up and Reactor
Performance.
Water Research. v.22, n.9, pp. 1075-1083.
GRIFFITHS, R.I.; WHITELEY, A.S. E O’DONNELL, A.G. (2000). Rapid method for
coextration of DNA from natural enviroments for analysis of ribossomal DNA and
rRNA-based microbiological community composition,
Applied and Environmental
Microbiology
. v.66(12). pp.5488-5491.
GUPTA, A.B. (1997).
Thiosphaera pantotropha: a sulfur bacterium capable of simultaneous
heterotrophic nitrification and aerobic denitrification.
Enzyme and Microbial
Technology
. v.21, pp.589-595.
GUT, L.; PLAZA, E.; HUTMAN, B. (2007). Assessment of a two-step partial
nitritation/Anammox system with implementation of multivariate data analysis.
Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems.v.86, pp. 26-34.
HENZE, M.; HARREMOES, P.; JANSEN, J.L.C.; ARVIN, E. (1997). Wastewater treatment,
2.ed. Germany, Springer.
107
HENZE M., HOLM KRISTENSEN G. AND STRUBE R. (1994). Rate-capacity
characterization of wastewater for nutrient removal processes.
Water Science and
Technology
. v.29, pp.101-107.
HUNIK, J.H.; MEIJER, H.J.G.; TRAMOER, J. (1993). Kinetcs of
Nitrobacter agilis at
extreme substrate, product and salt concentrations.
Applied and Microbiology
Biotechnology
, v.40 pp.442-448.
IAMAMOTO, C.Y. & FORESTI, E. (2005). Nitrificação e desnitrificação em reator operado
em batelada seqüencial tratando águas residuárias com alta concentração de nitrogênio
amoniacal. Anais do IV Seminário do Projeto Temático: Desenvolvimento, Análise,
Aprimoramento e Otimização de Reatores Anaeróbios para Tratamento de Águas
Residuárias. Escola de Engenharia de São Paulo, São Carlos, SP.
IAMAMOTO, C.Y. (2006). Remoção de nitrogênio de água residuárias com elevada
concentração de nitrogênio amoniacal em reator contendo biomassa em suspensão
operado em bateladas seqüenciais e sob aeração intermitente. Tese (Doutorado) –
Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.
JENKINS, D.; RICHARD, M.G.; DAIGGER, G.T. (2003). Manual of the causes and control
of activated sludge bulking, foaming and other solids separation problems. 3
rd
ed.
Boca Raton. Lewis Publishers.
JETTEN, M.S.M.; LOGEMANN, S.; MUYZER, G.; ROBERTSON, L.A; DE VRIES, S.;
VANLOOSDRECHT, M.C.M.; KUENEN, J.G. (1997). Noval principles in the
microbial conversion of nitrogen compounds.
Applied Water Management Research
(STOWA)
, v.71, pp.75-93.
JETTEN, M.S.M.; SLIEKERS, A.O.; THIRD, K.A.; ABMA, W.; KUENEN, J.G. (2003).
Canon e anammox in a gas-lift reactor.
FEMS Microbiology Letters. v.218, pp.339-
344.
KALYUZHNYI S, GLADCHENKO M, MULDER A, VERSPRILLE B. (2006). DEAMOX--
new biological nitrogen removal process based on anaerobic ammonia oxidation
coupled to sulphide-driven conversion of nitrate into nitrite.
Water Research. v.40. pp.
3637-45.
KIMURA, K., NAKAMURA, M., WATANABE, Y. (2002). Nitrate removal by a
combination of elemental sulphur-based denitrification and membrane filtration.
Water Research. v.36 (7), pp.1758–1766.
KLEEREBEZEM, R., MÉNDEZ, R. (2002). Autotrophic denitrification for combined
hydrogen sulphide removal from biogas and post-denitrification.
Water Science and
Technology.
v.45 (10), pp.349–356.
KRISHNAKUMAR, B., MANILAL, V.B. (1999). Bacterial oxidation of sulphide under
denitrifying conditions.
Biotechnol. Lett. v.21, pp.437–440.
108
KUAI, L.;VERSTRAETE, W. (1998). Ammonium Removal by the Oxygen-Limited
Autotrophic Nitrification-Denitrification System.
Applied and Environmental
Microbiology
. v.64, n.11, pp. 4500-4506.
KUBA, T., MURNLEITNER, E., VANLOOSDRECHT, M.C.M., HEIJNEN, J.J., (1996). A
metabolic model for biological phosphorus removal by denitrifying organisms.
Biotechnol. Bioeng. v.52 (6), pp.685–695.
KUENEN J.G.; ROBERTSON L.A. (1987). Ecology of nitrification and denitrification. In: J.
A. Cole and S. Ferguson (Eds.). The Nitrogen and sulfur cycles. Cambridge University
Press Cambridge, UK, pp. 162–218.
LAMON, A.W.
et al. (2007). Microsensores com tecnologia nacional. Ciência Hoje. v.40,
n.235, pp.64-66.
LEWANDOWSKI, Z.; WALSER, G.; CHARACKLIS, W.G. (1991). Reaction kinetics in
biofilms.
Biotechnology and Bioengineering. v.38, n.8, pp. 877-882.
MADIGAN, M. T.; MARTINKO, J. M.; PARKER, J. (1997).
Brock biology of
microorganisms
. New Jersey. Eighth Edition. Prentice Hall.
MASZENAN, A.M.; SEVIOUR, R.J.; PATEL, B.K.C.; REES, G.N.; MCDOUGALL, B.M.
(1997) Amaricoccus gen. nov., a Gram-Negative Coccus Occurring in Regular
Packages or Tetrads, Isolated from Activated Sludge Biomass, and Descriptions of
Amaricoccus veronensis sp. nov., Amaricoccus tamworthensis sp. nov., Amaricoccus
macauensis sp. nov., and Amaricoccus kaplicensis sp. nov.
Internacional journal of
Systematic Bacteriology.
v.47, pp.727-734.
MASZENAN, A.M.; SEVIOUR, R.J.; PATEL, B.K.C.; SCHUMANN, P.; REES, G.N.
(1999). Tessaracoccus bendigoensis gen. nov., sp. nov.,a Gram-positive coccus
occurring in regular packages or tetrads, isolated from activated sludge biomass.
Internacional journal of Systematic Bacteriology. v.49, pp.459-468.
MINO, T., VAN LOOSDRECHT, M.C.M., HEIJNEN, J.J., (1998). Microbiology and
biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process.
Water Research.
v.32 (11), pp.3193–3207.
MORAES, E.M.; ADORNO, M.A.T.; ZAIAT, M.; FORESTI, E. (2000). Determinação de
ácidos voláteis por cromatografia gasosa em efluentes de reatores anaeróbios tratando
resíduos líquidos e sólidos. In: OFICINA E SEMINÁRIOS LATINO AMERICANO
DE DIGESTÃO ANAERÓBIA, 6., 2000, Recife-PE.
Anais. Editora Universitária –
UFPe, pp. 2813-2823.
MULDER, A.; VAN DE GRAAF, A.A.; ROBERTSON, L.A.; KUENEN, J.G. (1995).
Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor.
FEMS Microbiology Ecology. v.16, pp.177-184.
MULDER, J.W., VAN KEMPER, R. (1997). N-removal by SHARON.
Water Quality
International
, v.2, pp.20-31.
109
MULDER, A. (2003). The quest for sustainable nitrogen removal technologies.
Water Science
and Technology
, v.48(1), pp.67-75.
MUNCH E.V.; LANT M.P.; KELLER M.J. (1996). Simultaneous nitrification and
denitrification in bench-scale sequencing batch reactors.
Water Research. v.30,n.2,pp.
277-284.
NEDOVIĆ, V.; WILLAERT, R. (2005). Applications of Cell Immobilization Biotechnology.
Springer. pp.566, ISBN 1402032293.
NIELSEN M.; BOLLMANN A.; SLIEKERS A.O.; JETTEN M.S.M.; SCHMID M.;
STROUS M.; SCHMIDT.I.; LARSEN L.H.; NIELSEN L.P.; REVSBECH N.P.
(2005). Kinetics, diffusional limitation and microscale distribution of chemistry and
organisms in a CANON reactor.
FEMS Microbiol Ecology. v.51, n.2, pp.247-56.
NIELSEN, A.T.; LIU, W.T.; FILIPE, C.; GRANDY, L.; MOLIN, S.; STAHL, D.A. (1999).
Identification of a novel group of bacteria in sludge from a deteriorated biological
phosphorous removal reactor.
Applied and Environmental Microbiology. v.65(3)
pp.1251-1258.
OEHMEN, A..; LEMOS, P.C.; CARVALHO, G.; YUAN, Z.; KELLER, J.; BLACKALL,
L.L.; REIS, M.A. (2007). Advances in enhanced biological phosphorus removal: from
micro to macro scale. v.41(11), pp. 2271-300.
PATHAK, B.K.; KAZAMA, F.; SAIKI, Y.; SUMINO, T. (2007). Presence and activity of
anammox and denitrification process in low ammonium-fed bioreactors.
Bioresource
Technology.
v.98, pp. 2201-2206.
PATUREAU D.; GODON J.J.; DABERT P.; BOUCHEZ T.; BERNET N.; DELGENES J.P.;
MOLETTA R. (1998).
Microvirgula aerodenitrificans gen. nov., sp. nov., a new gram-
negative bacterium exhibiting co-respiration of oxygen and nitrogen oxides up to
oxygen-saturated conditions.
International Journal of Systematic Bacteriology. v.48,
pp.775-782.
PHILIPS, S., LAANBROEK, H.J. & VERSTRAETE, W. (2002). Origin, causes and effects
of increased nitrite concentrations in aquatic environments.
Reviews in Environmental
Science and Bio/Technology
. v.1, pp.115-141.
POCHANA, K.; KELLER, J. (1999). Study of factors affecting simultaneous nitrification and
denitrification (SND).
Water Science and Technology, v39, n.6, pp.61-68.
PRAKASAM, T.B.S. & LOEHR, R.C. (1972). Microbial nitrification and denitrification in
concentrated wastes.
Water Research. v.6, pp.859-869.
PROSSER, J. (1989). Autotrophic nitrification in bacteria. Em: ROSE, A. e TEMPEST, D.
Advances in microbial physiology. Academic Press, Londres, pp. 125-181.
PUZNAVA, N.; PAYRAUDEAU, M.; THORNBERG, D. (2001). Simultaneous nitrification
and denitrification in biofilters with real time aeration control.
Water Science and
Technology
. v.43, n.1, pp.269-276.
110
RANDALL, C.W.; BUTH, D. (1984). Nitrite buildup in activated sludge resulting from
combined temperature and toxicity effects.
Water Pollution Control Federation
annual conference.
v.56, n.9, pp. 1045-1049.
RANDALL C. W., BARNARD J. L. AND STENSEL H. D. (1992). Design and retrofit of
wastewater treatment plants for biological nutrient removal.
Water Quality
Management Library
, v.5.
ROBERTSON L.A.; KUENEN J.G. (1988). Heterotrophic nitrification in
Thiosphaera
pantotropha
—oxygen uptake and enzyme studies. Journal of General Microbiology,
v.134, pp 857–863.
ROS, M. (1995). Denitrification kinetics ina an activated sludge system.
Water Science
Technology
. Vol 32. No. 9-10. pp. 323-330.
SCHAUBER, R. & KRÖGER, A. (1993). Bacterial Sulphur Respiration.
Archives of
Microbiology.
v.159, pp. 491-497.
SCHMIDT, I.
et al.(2003). New concepts of microbial treatment processes for the nitrogen
removal in wastewater.
FEMS Microbiology Reviews. v.27, n.4, pp. 481–492.
SHOLTEN E.; LUKOW, T.; AULING G.; KROPPENSTEDT R.M.; RAINEY F.A.;
DIEKMANN H. (1999).
Thauera mechernichensis sp. nov., an aerobic denitrifier from
a leachate treatment plant.
International Journal of Systematic Bacteriology. v.49,
pp.1045-1051.
SLIEKERS, A.O.; DERWORT, N.; CAMPOS GOMES, J.L.; STROUS, M.; KUENEN, J.G;
JETTEN, M.S.S. (2002). Completely autothrophic nitrogen removal over nitrite in one
single reactor.
Water Research, v.36, pp.2475-2482.
SOARES, M.I.M. (2002). Denitrification of groundwater with elemental sulphur.
Water
Research
. v.36 (5), pp.1392–1395.
STANDARD METHODS FOR THE EXAMINATION OF WATER AND WASTEWATER
(1998). 19 th ed. Amer. Public Health Assoc., Americ.
Water Works Association,
Water Pollution Control Federation
, Washington, D.C., 1134p.
SUDIANA, I.M., MINO, T., SATOH, H., NAKAMURA, K., MATSUO, T. (1999).
Metabolism of enhanced biological phosphorus removal and non-enhanced biological
phosphorus removal sludge with acetate and glucose as carbon source.
Water Science
Technology.
v.39 (6), pp.29–35.
SUMINO, T.; ISAKA, K.; IKUTA, H.; SAIKI, Y. E YOLOTA, T. (2006). Nitrogen removal
from wastewater using simultaneous nitrate reduction and anaerobic ammonium
oxidation in single reactor.
Journal of Bioscience and Bioengineering. v.102, n.4, pp.
346–351.
111
SUTHERSAN S.; GANCZARCZYK, J.J. (1986). Inhibition of nitrite oxidation during
nitrification. Some observations.
Water pollution research journal of Canada. v.21, n.
2, pp. 257-266.
TROUVE C.; CHAZAL P.M.; GUEROUX B.; SAUVAITRE N. (1998). Denitrification by
new strains of thiobacillus denitrificans under non-standard physicochemical
conditions. effect of temperature, ph, and sulphur source.
Environmental Technology,
v.19, n.6, pp. 601-610.
U. S. EPA (1987). Technology Transfer Design Manual Phosphorus Removal. USEPA/625/1-
87/001
CERI Cinn., OH 45268.
VAN DE GRAAF, A.A.; BRUIJIN, P.; ROBERTSON, L.A.; JETTEN, M.; KUENEN, J.G.
(1996). Autotrophic Growth of Anaerobic Ammonium-oxidizing micro-organismsin a
fluidized bedreactor.
Microbiology, v.142, pp.2187-2196.
VAN HAANDEL, A.; MARAIS, G. (1999). O comportamento do sistema de lodo ativado,
teoria e aplicações para projetos e operação. Campina Grande-PB. Epgraf.
VAN LOOSDRECHT, M. C. M.; JETTEN, M. S. M. (1998). Microbiological conversions in
nitrogen removal.
Water Science Technology. Vol 38. No. 1. pp. 1-7.
VAN NIEL E.W.J.; ROBERTSON L.A.; KUENEN J.G. (1987). Heterotrophic nitrification in
denitrifying bacteria.
Proceedings of 4th European Congress on Biotechnology, v.3,
pp.363.
VESTRAETE, W.; PHILIPS, S. (1998). Nitrification-denitrification processes and
technologies in new contexts.
Environmmental Pollution. v.102, pp.717-72.
VILLAVERDE, S.; GARCIA, E.P.A.; LACALLE, M.L.; FERNANDEZ-POLANCO, F.
(2000). New operational strategy for SBR technology for total nitrogen removal from
industrial wastewaters highly loaded with nitrogen.
Water Science Technology. v.41,
n.12.pp.85-93.
VILLAVERDE, S. (2004). Recent developments on biological nutrient removal processes for
wastewater treatment.
Reviews in Environmental Science and Biotechnology. v.3, n.2,
pp. 1572-9826.
VOLKS, M.; ADAM, C.; LESJEAN, B.; GNIRSS, R.; KRAUME, M. (2005). Enhanced post-
denitrification without addition of an external carbon source in membrane bioreactors.
Water Research. v.39, pp. 3360–3368.
VON MÜNCH, E., LANT, P., KELLER, J., (1996). Simultaneous nitrification and
denitrification in bench-scale sequencing batchreactors.
Water Research.
v.30,pp.277–284.
WANG, Y.; HUANG, X.; YUAN, Q. (2005). Nitrogen and carbon removals from food
processing wastewater by an anoxic/aerobic membrane bioreactor.
Process
Biochemistry.
v.40, pp. 1733-1739.
112
YANG, L.; ALLEMAN, J.E. (1992). Investigation of batchwise nitrite build-up by an
enriched nitrification culture.
Water Science Technology. v.26, n.1-12. pp.997-1005.
ZHANG, T.C., LAMPE, D.G. (1999). Sulfur:limestone autotrophic denitrification processes
for treatment of nitrate-contaminated water: batch experiments.
Water Research.v.33
(3), pp.599–608.
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