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UNIVERSIDADE FEDERAL DO CEARÁ CENTRO DE TECNOLOGIA DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA HIDRÁULICA E AMBIENTAL PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL
WELITON FREIRE BEZERRA FILHO
NITRIFICAÇÃO E DESNITRIFICAÇÃO SIMULTÂNEAS EM BIOFILTROS AERADOS COM ALTA DENSIDADE DE LODO
Fortaleza 2015
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WELITON FREIRE BEZERRA FILHO
NITRIFICAÇÃO E DESNITRIFICAÇÃO SIMULTÂNEAS EM BIOFILTROS AERADOS COM ALTA DENSIDADE DE LODO
Tese apresentada junto ao Programa de Pós-graduação em Engenharia Civil, área de concentração: Saneamento Ambiental, como requisito para obtenção do título de Doutor em Engenharia Civil. Orientadora: Prof.ª. Dra. Ana Bárbara de Araújo Nunes Co-orientador: Prof. Dr. Cícero Onofre de Andrade Neto.
Fortaleza 2015
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Dados Internacionais de Catalogação na Publicação Universidade Federal do Ceará
Biblioteca de Pós-Graduação em Engenharia - BPGE
B469n Bezerra Filho, Weliton Freire.
Nitrificação e desnitrificação simultâneas em biofiltros aerados com alta densidade de lodo / Weliton Freire Bezerra Filho. – 2015.
123 p. : il. color., enc. ; 30 cm. Tese (doutorado) – Universidade Federal do Ceará, Centro de Tecnologia,
Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil, 2015.
Área de Concentração: Saneamento Ambiental. Orientação: Profa. Dra. Ana Bárbara de Araújo Nunes. Coorientação: Prof. Dr. Cícero Onofre de Andrade Neto. 1. Saneamento. 2. Nitrogênio. 3. Lodo - Tratamento. Título.
CDD 628
4
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AGRADECIMENTOS
A minha família pelo apoio.
A minha esposa Alessandra.
Ao professor André Calado, que durante as aulas no antigo CEFET, apresentou-me a engenharia sanitária. Além disso, agradeço por ter sido o meu terceiro orientador em diversas oportunidades.
Ao professor Cícero Onofre, por ter me aberto as portas para que eu pudesse participar de um projeto interessante e inovador na UFRN. E também pelas orientações sempre detalhistas e pertinentes.
À professora Ana Bárbara, por ter acreditado que uma orientação à distância daria frutos. Mesmo distante as orientações foram fundamentais para o sucesso deste projeto. Além disso, foi muito importante para resolver problemas que não tinham ligação direta com a orientação (como entrega de documentos na FUNCAP, por exemplo).
Ao funcionário da ETE do campus da UFRN, Erivan Martins, conhecido, e muito conhecido, por Bam. Sempre disposto e prestativo.
Aos meus colegas do LARHISA e aos bolsistas de iniciação científica que me ajudaram bastante durante o trabalho de campo.
Ao Programa de Pós Graduação em Engenharia Civil da Universidade Federal do Ceará, o programa de pós-graduação mais bem conceituado do norte e nordeste do país, e que muito me orgulha ter feito parte desta instituição.
Aos funcionários do Pós DEHA, especialmente Shirley, que me ajudou a resolver muitos problemas pelo telefone.
Aos professores André Bezerra e Fernando da Silva, que fizeram parte das bancas de qualificação e de defesa do doutorado, e aos professores Marcos Erick e Francisco Mauricio, que contribuíram bastante na banca de defesa deste trabalho.
À FUNCAP pela bolsa.
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RESUMO
O crescimento da população e aspectos relacionados ao gerenciamento de
recursos hídricos, fazem com que seja extremamente importante a busca por
sistemas de tratamento de esgoto simples, de baixo custo e simplicidade
operacional, capazes de produzir efluentes com potencial de utilização para
diversos fins compatíveis. Neste cenário, a utilização de reatores aerados como
pós-tratamento de efluente anaeróbio mostra-se bastante promissor para a
realidade brasileira. Este trabalho contribui para o desenvolvimento de novo
sistema de biofiltros aeróbios para tratamento de esgotos sanitários, que está
sendo desenvolvido na Universidade Federal do Rio Grande do Norte. O reator
utiliza eletroduto corrugado cortado como material de enchimento,
proporcionando elevado índice de vazios, e é capaz de produzir efluente com
turbidez da ordem de 1 UT, 2 mg/L de SST e DQO abaixo de 40 mg/L. É
objetivo deste trabalho investigar a capacidade de remoção de nitrogênio pelo
processo de nitrificação e desnitrificação simultânea. O trabalho foi dividido em
quatro fases, nas quais foi alterada a vazão de ar nos filtros, e, durante a fase
4, introduzida uma fonte suplementar de carbono. O sistema mostrou-se
eficiente em relação à remoção de nitrogênio. Na configuração mais eficiente
foi capaz de remover 56% do nitrogênio afluente, e na fase menos eficiente a
remoção foi de 40%. A análise de componentes principais mostrou que a
nitrificação foi o fator mais relevante para o processo. Concluiu-se que o
sistema é capaz de remover nitrogênio pelo processo de nitrificação e
desnitrificação simultânea. Além disso, é importante mencionar também que
durante os mais de três anos de duração do experimento não foi necessária a
remoção do lodo retido.
Palavras Chave: Remoção biológica de nitrogênio, Nitrificação e desnitrificação simultâneas, Elevado tempo de retenção celular.
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ABSTRACT
Population growth and aspects related to the management of water resources
make it extremely important to search for simple wastewater treatment systems,
low cost and operational simplicity, capable of producing effluent with potential
use for various purposes compatible. In this scenario, the use of aerated
reactors as post-treatment of anaerobic effluent appears to be quite promising
for the Brazilian reality. This work contributes to the development of new
aerobic biofilter system to treat sewage, which is being developed at the
Federal University of Rio Grande do Norte. The reactor uses corrugated conduit
cut as filler material, providing high void ratio, and is capable of producing
effluent with turbidity of about 1 TU, 2 mg/L TSS and COD below 40 mg/L. It is
objective of this work to investigate the nitrogen removal capacity of the
simultaneously nitrification and denitrification process. The work was divided in
four phases, in which changed the flow of air in the filter, and during phase 4,
introduced a supplementary source of carbon. The system proved to be efficient
in relation to the removal of nitrogen. In the most efficient configuration was able
to remove 56% of the influent nitrogen, and less efficient removal stage was
40%. The principal component analysis showed that the nitrification was the
most relevant factor for the process. It was concluded that the system is
capable of removing nitrogen by simultaneous nitrification and denitrification
process. Furthermore, it is also important to mention that during more than
three years duration of the experiment the sludge removal is not required.
Keywords: biological nitrogen removal, simultaneous nitrification and
denitrification, increased cell retention time.
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Lista de Figuras:
Figura 4.1: Detalhamento do sistema anaeróbio pré-existente ..................................... 44
Figura 4.2: Tijolo cerâmico e peças plásticas, utilizados como material de enchimento
para os filtros anaeróbios. .............................................................................................. 45
Figura 4.3: Planta baixa e corte esquemático dos filtros utilizados na pesquisa. .......... 47
Figura 4.4: Calhas em PVC de 75 mm de diâmetro disposto sobre o material de
enchimento (Esquerda). Canos de distribuição do esgoto com o mesmo diâmetro,
dispostos sobre o fundo dos biofiltros (Direita). ............................................................. 47
Figura 4.5: Tela de retenção utilizada para segurar o material de enchimento no
biofiltro. .......................................................................................................................... 48
Figura 4.6: Material de enchimento utilizado na pesquisa. ........................................... 48
Figura 4.7: Detalhe do cano e do orifício controlador da vazão afluente. ..................... 49
Figura 4.8: Registro controlador da vazão da fonte externa de carbono. ..................... 49
Figura 4. 9: Local de coleta de lodo nos biofiltros aerados. ........................................... 51
Figura 4. 10: Detalhe do amostrador utilizado na coleta de lodo .................................. 52
Figura 4. 11: Detalhe do material coletado .................................................................... 52
Figura 4.12: Compressores utilizados no suprimento de ar ........................................... 57
Figura 4.13: À esquerda o regulador de pressão e vazão e à direita os rotâmetros
utilizados para aferir as vazões de ar dos filtros. ........................................................... 57
Figura 4.14: (A) Cruzeta que recebe a vazão de ar do compressor e divide em três
mangueiras perfuradas. (B) Mangueira perfurada com agulha que distribui o ar no
interior do filtro. (C) Distribuição das mangueiras no interior do filtro (D) Distribuição
dos canos. ....................................................................................................................... 57
Figura 4. 15: Análise de componentes principais ........................................................... 65
Figura 4. 16: Exemplo de matriz de componentes principais ......................................... 66
Figura 4. 17: Exemplo da representação gráfica dos componentes principais .............. 66
Figura 4. 18: Exemplo da análise da variância ............................................................... 67
Figura 4. 19: Exemplo de gráfico de análise da variância .............................................. 68
Figura 4. 20: Exemplo da janela para realização do teste de Tukey .............................. 68
Figura 5.1: Box Plot do Nitrogênio Amoniacal ............................................................... 79
Figura 5.2: Box Plot do Nitrato ....................................................................................... 81
Figura 5.3: Box Plot do Nitrogênio Total ........................................................................ 82
Figura 5.4: Box Plot da Alcalinidade ............................................................................... 84
Figura 5.5: Box Plot da DQO ........................................................................................... 87
Figura 5.6: Box Plot da Turbidez ..................................................................................... 88
Figura 5.7: Box Plot do Sólidos Suspensos Totais ........................................................... 89
Figura 5.8: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante a
fase 01. ........................................................................................................................... 94
9
Figura 5.9: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante a
fase 02. ........................................................................................................................... 96
Figura 5.10: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante
a fase 03. ........................................................................................................................ 97
Figura 5.11: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante
a fase 04. ........................................................................................................................ 98
Figura 5.12: Comparação entre as médias de nitrogênio amoniacal ao longo do
processo de tratamento. .............................................................................................. 100
Figura 5.13: Comparação entre as médias de nitrogênio amoniacal nas diferentes fases
da pesquisa ................................................................................................................... 101
Figura 5.14: Comparação entre as médias de nitrato ao longo do processo de
tratamento. .................................................................................................................. 102
Figura 5.15: Comparação entre as médias de nitrato nas diferentes fases da pesquisa
...................................................................................................................................... 103
Figura 5.16: Comparação entre as médias de nitrogênio total ao longo do processo de
tratamento. .................................................................................................................. 104
Figura 5.17: Comparação entre as médias de nitrogênio total nas diferentes fases da
pesquisa. ....................................................................................................................... 105
Figura 5.18: Comparação entre as médias de alcalinidade ao longo do processo de
tratamento. .................................................................................................................. 106
Figura 5.19: Comparação entre as médias de alcalinidade nas diferentes fases da
pesquisa ........................................................................................................................ 108
Figura 5.20: Comparação entre as médias de DQO ao longo do processo de tratamento.
...................................................................................................................................... 109
Figura 5.21: Comparação entre as médias de DQO nas diferentes fases da pesquisa. 110
Figura 5.22: Comparação entre as médias de turbidez nas diferentes fases da pesquisa
...................................................................................................................................... 111
Figura 5.23: Comparação entre as médias de SST nas diferentes fases da pesquisa .. 111
10
Lista de Quadros:
Quadro 4. 1: Comparação de índice de vazios para diferentes tipos de meio suporte. 50
Quadro 4.2: Fator de correção para cálculo dos resultados finais de lodo. _________ 53
Quadro 4.3: Resumo das variáveis de controle aplicadas nas quatro fases da pesquisa
___________________________________________________________________ 54
Quadro 4.4: Vazões de ar e massa de oxigênio aplicada por metro cúbico de reator no
filtro AER1 ___________________________________________________________ 55
Quadro 4.5: Vazões de ar e massa de oxigênio aplicada por metro cúbico de reator no
filtro AER2 ___________________________________________________________ 55
Quadro 4.6: Características do esgoto utilizado como fonte externa de carbono durante
a fase 4 da pesquisa. __________________________________________________ 59
Quadro 4.7: Cargas de N e C aplicadas no biofiltros nas diferentes fases da pesquisa. 59
Quadro 4.8: Cargas de N e C da fonte externa de carbono aplicada no AER2 durante a
fase 4 da pesquisa. ____________________________________________________ 60
Quadro 4.9:Relação das análises realizadas e métodos analíticos aplicados _______ 62
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Lista de Tabelas:
Tabela 5.1: Detalhamento dos sólidos totais no interior do AER1 e AER2, ao final da
fase 4 da pesquisa .......................................................................................................... 71
Tabela 5.2: Estatística descritiva da Fase 01 .................................................................. 72
Tabela 5.3: Estatística descritiva da Fase 02 .................................................................. 73
Tabela 5.4: Estatística descritiva da Fase 03 .................................................................. 75
Tabela 5.5: Estatística descritiva da Fase 04 .................................................................. 76
Tabela 5.6: Estatística descritiva da fonte suplementar de carbono ............................. 77
Tabela 5.7: Matriz de correlação da fase 01 .................................................................. 90
Tabela 5.8: Matriz de correlação da fase 04 .................................................................. 90
Tabela 5.9: Peso dos fatores no resultado final do experimento. .................................. 93
Tabela 5.10: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase
01. ................................................................................................................................... 93
Tabela 5.11: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase
02. ................................................................................................................................... 95
Tabela 5.12: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase
03. ................................................................................................................................... 96
Tabela 5.13: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase
04. ................................................................................................................................... 98
Tabela 5.14: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de
nitrogênio amoniacal ao longo do processo de tratamento. ....................................... 100
Tabela 5.15: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de
nitrogênio amoniacal nas diferentes fases da pesquisa ............................................... 101
Tabela 5.16: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrato
ao longo do processo de tratamento. .......................................................................... 103
Tabela 5.17: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrato
nas diferentes fases da pesquisa .................................................................................. 104
Tabela 5.18: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de
nitrogênio total ao longo do processo de tratamento. ................................................ 105
Tabela 5.19: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de
nitrogênio total nas diferentes fases da pesquisa ........................................................ 106
Tabela 5.20: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de
alcalinidade ao longo do processo de tratamento. ...................................................... 107
Tabela 5.21: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de
alcalinidade nas diferentes fases da pesquisa .............................................................. 108
Tabela 5.22: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de DQO
ao longo do processo de tratamento. .......................................................................... 109
Tabela 5.23: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de DQO
nas diferentes fases da pesquisa .................................................................................. 110
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SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................................... 14
2 Objetivos .................................................................................................................................. 15
2.1 Geral _________________________________________________________________ 15
2.2 Específicos ____________________________________________________________ 15
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .......................................................................................................... 16
3.1 Remoção biológica de nitrogênio __________________________________________ 16
3.1.1 Nitrificação ................................................................................................................. 17
3.1.2 Desnitrificação ............................................................................................................ 24
3.1.3 Nitrificação e desnitrificação simultâneas ................................................................. 28
3.1.4 Oxidação Parcial da Amônia (SHARON) ..................................................................... 31
3.1.5 Oxidação Anaeróbia da Amônia (ANAMMOX) ........................................................... 32
3.1.6 Remoção de Nitrogênio a partir do Nitrito (CANON) ................................................. 34
3.2 Lodos Ativados _________________________________________________________ 35
3.3 Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) _______________________________________ 37
3.4 Biofiltro Aerado Submerso (BAS) __________________________________________ 38
3.5 Acúmulo de lodo _______________________________________________________ 40
4 MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................................ 43
4.1 Descrição do reator anaeróbio pré-existente_________________________________ 44
4.2 Descrição do sistema aerado utilizado na pesquisa ____________________________ 45
4.3 Controle de Vazão ______________________________________________________ 49
4.3.1 Controle de vazão afluente ........................................................................................ 49
4.3.2 Controle de vazão da fonte de carbono ..................................................................... 49
4.4 Índice de vazios ________________________________________________________ 50
4.5 Coleta de lodo _________________________________________________________ 50
4.5.1 Análise laboratorial do lodo ....................................................................................... 53
4.6 Fases da pesquisa ______________________________________________________ 53
4.7 Sistema de Aeração _____________________________________________________ 54
4.7.1 Furometria das mangueiras ....................................................................................... 58
4.8 Fonte externa de carbono ________________________________________________ 59
4.9 Cargas de N e C aplicadas ________________________________________________ 59
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4.10 Procedimento de Partida no Sistema ______________________________________ 60
4.11 Operação ____________________________________________________________ 61
4.11.1 Perda de carga .......................................................................................................... 61
4.12 Coleta e análises ______________________________________________________ 62
4.13 Tratamento dos Dados Obtidos __________________________________________ 63
4.13.1 Análise de componentes principais ......................................................................... 64
4.13.2 ANOVA e teste de Tukey para amostras desiguais. ................................................. 67
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO: ..................................................................................................... 70
5.1 Densidade de lodo ______________________________________________________ 70
5.2 Estatística Descritiva ____________________________________________________ 71
5.3 Box Plot ______________________________________________________________ 78
5.3.1 Box Plot Nitrogênio Amoniacal .................................................................................. 78
5.3.2 Box Plot do Nitrato ..................................................................................................... 80
5.3.3 Box Plot do Nitrogênio Total ...................................................................................... 82
5.3.4 Box Plot da Alcalinidade ............................................................................................. 84
5.3.5 Box Plot da DQO ......................................................................................................... 86
5.3.6 Box Plot da Turbidez ................................................................................................... 88
5.3.7 Box Plot de Sólidos Suspensos Totais ......................................................................... 89
5.4 Matriz de Correlação ____________________________________________________ 90
5.5 Análise de Componentes Principais. ________________________________________ 92
5.6 Análise de Variância (ANOVA) e Teste de Tukey ______________________________ 99
5.6.1 Nitrogênio Amoniacal ................................................................................................. 99
5.6.2 Nitrato ...................................................................................................................... 101
5.6.3 Nitrogênio Total ....................................................................................................... 104
5.6.4 Alcalinidade .............................................................................................................. 106
5.6.5 DQO .......................................................................................................................... 108
5.6.6 Turbidez e SST .......................................................................................................... 110
6 Conclusões .............................................................................................................................. 112
7 Recomendações ..................................................................................................................... 113
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................................................. 114
14
1 INTRODUÇÃO
Os problemas causados pelo despejo de compostos nitrogenados nos
ambientes aquáticos naturais são bastante conhecidos na academia e na
indústria de tratamento de esgotos, assim como as tecnologias envolvidas na
remoção do nitrogênio das águas residuárias.
Os lodos ativados apresentam-se como uma importante e eficiente
alternativa tecnológica na remoção de nutrientes, entretanto, trata-se de
tecnologia cara, especialmente no caso de pequenas plantas, complexa, e,
principalmente, com produção excessiva de lodo.
Já os biofiltros aerados convencionais, produzem menos lodo, entretanto
não se mostram tão eficientes no tocante à remoção de material nitrogenado
(JORDÃO e PESSOA, 2009).
Em vista disso, este trabalho busca aprimorar uma tecnologia,
inicialmente concebida na Universidade Federal do Rio Grande do Norte, pela
equipe do professor Dr. Cícero Onofre de Andrade Neto.
A peculiaridade desta tecnologia se dá na capacidade de reter lodo em
seu interior, produzindo efluente com concentrações médias de sólidos
suspensos totais (SST) inferiores a 2 mg/L, sem a necessidade de etapa de
separação de fases, e sem haver a necessidade de remoções constantes de
lodo.
O reator distingue-se do sistema de lodos ativados, uma vez que conta
com eletroduto corrugado cortado como material de enchimento, que serve
para fixar biomassa. Por outro lado, se distingue também dos biofiltros aerados
convencionais, pois possui índice de vazios da ordem de 90%, permitindo que
a biomassa esteja em suspensão nos interstícios.
O acúmulo de biomassa no interior do reator permite que as
transformações, tanto do material carbonáceo quanto do nitrogenado, ocorra
de maneira mais eficiente. Além disso, como não há necessidade de remover
lodo, a respiração das bactérias entra na fase de respiração endógena,
consumindo e digerindo o lodo retido.
15
O tempo de retenção celular elevado é condição fundamental para a
estabilização da comunidade bacteriana que promove a nitrificação e
desnitrificação (VON SPERLING, 2012.; GONG et al., 2012.; BEZERRA FILHO
et al., 2013). Desta forma, a idade de lodo elevada do reator em estudo deve
tornar o projeto mais eficiente na remoção biológica de nitrogênio.
Por esta razão, o objetivo central deste trabalho é verificar a capacidade
de remover compostos nitrogenados de efluentes tipicamente domésticos
através do processo de nitrificação e desnitrificação simultâneas em biofiltros
aerados com elevado índice de vazios, que permite alta densidade de lodo.
2 Objetivos
2.1 Geral
Aperfeiçoar tecnologia de tratamento de esgotos domésticos utilizando
uma variação de biofiltros aerados, preenchidos com material plástico com alto
índice de vazios, capaz de remover nitrogênio pelo processo de nitrificação e
desnitrificação simultânea.
2.2 Específicos
• Avaliar a capacidade de nitrificação e desnitrificação simultâneas dos
biofiltros utilizando somente o carbono remanescente e comparar o
desempenho adotando esgoto bruto como fonte externa de carbono.
• Avaliar a interferência da vazão de ar na remoção dos compostos
nitrogenados através da nitrificação e desnitrificação simultâneas.
• Avaliar a interferência da vazão de ar na remoção de sólidos suspensos
totais e turbidez.
• Determinar a influência do segundo biofiltro aerado na estabilização dos
sólidos suspensos totais e dos compostos nitrogenados.
16
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
O processo de nitrificação e desnitrificação simultânea já é bastante
difundido no meio acadêmico e industrial. Entretanto, os reatores envolvidos
neste processo geralmente são de biomassa suspensa ou misto de biomassa
suspensa e aderida. Como este trabalho busca aplicar um biofiltro aerado de
biomassa aderida e suspensa nos interstícios, algo ainda pouco explorado na
literatura, a revisão a seguir traça um paralelo entre os reatores mais
estudados e o reator alvo deste trabalho. Desta forma, procura-se deixar claras
as diferenças entre eles.
Além disso, será apresentada a dificuldade que as plantas de tratamento
aeróbio de esgoto apresentam no tocante ao tratamento e disposição final do
lodo gerado. Contrapondo-se ao sistema apresentado neste estudo, que não
gera lodo excedente que necessita ser removido de forma contínua.
Serão apresentados também os processos de transformação e remoção
biológica de nitrogênio em esgotos sanitários, como: nitrificação,
desnitrificação, nitrificação e desnitrificação simultâneas, SHARON, ANAMMOX
e CANON.
3.1 Remoção biológica de nitrogênio
O material nitrogenado presente em águas residuárias compõe-se
principalmente de nitrogênio amoniacal (NH3; NH4+) e nitrogênio orgânico.
Ocasionalmente ocorrem traços de formas oxidadas de nitrogênio, como nitrito
(NO2-) e nitrato (NO3
-) (VAN HAANDEL, KATO, VON SPERLING, 2009).
A remoção de nitrogênio dos esgotos é fundamental, uma vez que o
nitrogênio quando disposto em corpos receptores pode causar: toxicidade para
os seres vivos; consumo de oxigênio para atender a demanda nitrogenada;
eutrofização de corpos aquáticos; e, ainda, contaminação dos aquíferos por
nitrato.
17
Basicamente, existem quatro maneiras de se converter nitrogênio em
meio liquido: amonificação, assimilação, nitrificação e desnitrificação. Dentre
estes processos, os que de fato são significativos, quanto à remoção biológica
de nitrogênio são os processos sequenciais de nitrificação e desnitrificação.
Estes processos sequenciais promovem a conversão da amônia em
nitrogênio molecular, e sua consequente liberação, em forma de gás, da massa
líquida. Para que a nitrificação ocorra é fundamental a presença de oxigênio no
meio. Além disso, é necessária a presença de bactérias autotróficas que
oxidarão a amônia a nitrito e, posteriormente, a nitrato. Já a desnitrificação
ocorre em ambiente anóxico (onde o aceptor de elétrons será o nitrato ou
nitrito), neste processo, o nitrato, e em alguns casos o nitrito, será reduzido a
nitrogênio molecular, através da ação de bactérias heterotróficas.
Entretanto, há algum tempo já é possível converter nitrogênio amoniacal
em nitrogênio molecular dentro de um mesmo ambiente, o que se apresenta
como nitrificação e desnitrificação simultânea (SND, sigla em inglês para
Simultaneous Nitrification and Denitrification). É exatamente este processo que
será explorado no presente trabalho.
3.1.1 Nitrificação
Tradicionalmente, a nitrificação é a oxidação de nitrogênio amoniacal
realizada por microrganismos quimiolitoautotróficos e sob condições aeróbias
estritas. A conversão do nitrogênio amoniacal em nitrato ocorre por meio de
reações heterogêneas, em duas etapas: a primeira é chamada nitritação –
oxidação de N-amoniacal a nitrito – e a segunda é denominada nitratação –
oxidação do nitrito a nitrato (FLORÊNCIO et al., 2009).
As equações 3.1, 3.2 e 3.3 apresentam as reações de nitritação,
nitratação e a reação de oxidação total, respectivamente.
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Equação de Nitritação
2NH4+ + 3O2 → 2NO2
- + 2H2O + 4H+ + Energia (3.1)
Equação de Nitratação
2NO2- + O2 → 2NO3
- + Energia (3.2)
Reação de oxidação total
NH4+ + 2O2 → NO3
- + H2O + 2H+ + Energia (3.3)
Na nitritação a amônia é oxidada a nitrito através de reações
bioquímicas principalmente por bactérias do gênero Nitrossomonas, contudo é
possível observar nitritação por bactérias dos gêneros: Nitrossococus,
Nitrosospira, Nitrosovibrio e Nitrosolobulus. Na nitratação o nitrito formado na
fase anterior é oxidado a nitrato pelas bactérias do gênero Nitrobacter
(METCALF e EDDY, 2004). Estudos recentes indicaram que algumas Arqueas
que oxidam amônia também são capazes de promover a nitrificação,
entretanto, o seu papel no tratamento de águas residuárias ainda não foi
totalmente demostrado (MERTOGLU, et al. 2011; WANG, et al. 2012).
Apesar do processo de nitrificação ocorrer em dois passos sequenciais,
o primeiro passo (oxidação de amônia a nitrito) é mais importante no tocante à
cinética do crescimento bacteriano, uma vez que quando a população de
bactérias nitrificantes está estabelecida, o processo de nitritação ocorre tão
rapidamente que pode ser considerado instantâneo (MARTINKO e PARKER,
2000; WAKI. et al., 2009).
Isto ocorre porque as AOB (sigla em inglês para bactérias oxidantes de
amônia) apresentam crescimento muito lento quando comparadas as NOB
(sigla em inglês para bactérias oxidantes de nitrito). Mesmo as bactérias AOB
que apresentam maior taxa de crescimento, as do gênero Nitrosomonas
europaea, ainda estão aquém do crescimento das NOB (WATSON et al.,
1989; RITTMANN e MCCARTY, 2001 apud SIRIPONG; RITTMANN, 2007).
19
PAI et al. (2009) estudaram as taxas de crescimento das AOB e NOB
em esgotos sanitários. Utilizaram uma unidade anaeróbia seguida por unidades
aerada e anóxica. Os autores testaram a relação entre µ e três tempos de
retenção hidráulicos diferentes. Concluíram que a taxa de crescimento estavam
entre 0,88 e 0,95 d-1 para as AOB, e entre 1,40 e 2,58 d-1 para NOB.
A nitrificação é um processo que ocorre naturalmente, contudo, fatores
como temperatura, pH, alcalinidade, relação ente carbono e nitrogênio, e
oxigênio dissolvido, podem interferir e até mesmo inibi-la.
A taxa de crescimento máxima dos organismos nitrificantes (µmáx.) é
significativamente afetada pela temperatura. Desta maneira, Von Sperling
(1996) citando Downing (1978), descreve o efeito da temperatura da seguinte
forma:
Efeito da temperatura sobre o crescimento máximo dos organismos nitrificantes:
µmáx(T) = µmáx (20ºC).θ(T-20) (3.4)
Em que:
µmáx= taxa de crescimento máxima a uma temperatura T (d-1)
θ = Coeficiente de temperatura
T = Temperatura (ºC)
Ainda segundo o autor, o intervalo considerado para o coeficiente θ está
entre 1,08 e 1,13, sendo 1,10 o mais comumente utilizado. Desta forma, a taxa
de crescimento dobra para cada acréscimo de aproximadamente 7ºC, e,
inversamente, decresce a metade com a redução da mesma temperatura.
Em baixas temperaturas (< 20ºC), a nitratação é muito mais rápida que a
nitritação, por isso, em sistemas estacionários a nitratação será imediata e a
concentração de nitrito será muito baixa. Já em condições de temperatura mais
elevadas (> 25º) a nitritação é mais rápida que a nitratação, e por esta razão
pode haver acúmulo de nitrito quando se cria condições adequadas (VAN
HAANDEL, KATO, VON SPERLING, 2009).
20
A temperatura pode influenciar decisivamente no desenvolvimento de
determinados tipos de bactérias. Siripong e Rittmann (2007), estudaram sete
diferentes plantas de lodos ativados no inverno e no verão, na cidade de
Chicago nos EUA e compararam a comunidade de bactérias presentes.
Chegaram à conclusão que diferentes comunidades de bactérias AOB e NOB
coexistem nas duas situações. Entretanto, no inverno, as bactérias do gênero
Nitrosospira são mais atuantes. No caso das NOB, os autores concluíram que
temperaturas mais baixas podem representar um aumento na diversidade de
bactérias NOB.
A influência do pH sobre a taxa de nitrificação é bastante ampla,
variando entre 7,4 e 8,6 (SANTIAGO, 1999). De acordo com Villaverde (1997),
dentro da faixa de pH delimitada por 5,0 e 9,0 o aumento de uma unidade de
pH implica no aumento de 13% na eficiência de nitrificação. Metcalf e Eddy
(2004) defendem que o pH ótimo para que a nitrificação ocorra está entre 7,5 e
8,0. Contudo, observam-se taxas de nitrificação consideráveis em ambientes
com pH entre 7,0 e 7,5. Abaixo destes valores a velocidade de nitrificação pode
cair entre 10 e 20%.
De acordo com a cinética de crescimento dos microrganismos
nitrificantes apresentada por Von Sperling (2012), a faixa ótima de pH está
entre 7,2 e 8,0.
O Crescimento da comunidade nitrificante em relação ao pH do meio
pode ser expresso por:
µmáx(pH) = µmáx[1 - 0,83(7,2 – pH)]
(3.5)
Em que:
µmáx(pH) = Taxa de crescimento máxima das bactérias nitrificantes para um dado pH (d-1).
µmáx= Taxa de crescimento máxima das bactérias nitrificantes no pH de 7,2 (d-1).
Campos et al. (2007) conseguiram manter a estabilidade na nitrificação,
sem acúmulo de amônia ou nitrito, com pH máximo de 10. Acima desse valor
observou-se perda de eficiência na ordem de 60%. Os autores trabalharam
21
com um sistema de lodo ativado que tratava esgoto sintético com concentração
de amônia de 1g NH4+-N/L; 40 g NaHCO3/L, que funcionava como fonte de
carbono e controlava o pH; KH2PO4 500 mg/L; MgSO4 120 mg/L; NaCl 2000
mg/L.
Além disso, a temperatura e, principalmente o pH, determinam a forma
da amônia presente (se na forma de íon ou na forma não ionizada, ou livre).
Temperaturas acima de 25ºC aliada a pH elevado, superior a 8, podem levar a
amônia à forma NH3, que é mais tóxica (Von Sperling, 1997).
Com relação à alcalinidade, quando observada a equação
estequiométrica que rege o processo de nitrificação, verifica-se que há
produção de dois moles de H+ por mol de nitrato formado. A produção de H+
faz com que o pH do meio tenda a diminuir. Para que isso não ocorra e venha
a inibir a nitrificação é necessário que seja fornecida alcalinidade suficiente
para impedir a diminuição do pH. Como a produção de 1,0 mol de H+
corresponde ao consumo de 1,0 mol de alcalinidade ou 50g CaCO3, calcula-se
que seja necessária na ordem de 7,14 mg CaCO3/ mg N (LOPES, 2009, VON
SPERLING, 1997.; METCALF e EDDY, 2004).
Normalmente o efluente de um sistema anaeróbio tratando esgotos
domésticos possui alcalinidade suficiente para que a nitrificação ocorra, como
apresenta: Araújo (2009), que alcançou a nitrificação com alcalinidade afluente
de 303 mg CaCO3/L.
Almeida (2007), utilizando efluente doméstico em filtro biológico
percolador preenchido com eletroduto cortado como pós-tratamento de um
UASB, observou consumo de alcalinidade de 60,5 mg CaCO3/L para produzir
3,3 mg/L de N-NO3, e concluiu que a alcalinidade não foi fator limitante para a
nitrificação.
A concentração de oxigênio dissolvido tem um efeito significativo na
velocidade de crescimento das bactérias nitrificantes e influencia a nitrificação
nos sistemas de tratamento biológico de águas residuárias. Von Sperling e
Fróes (1998) afirmam que concentrações de oxigênio dissolvido inferiores a 1,5
mg/L podem prejudicar a nitrificação. Moreira, Yamakawa e Alegre (2002),
22
atingiram a nitrificação com uma concentração de oxigênio dissolvido variando
entre 2 e 5 mg/L, trabalhando em um reator de batelada sequencial e tratando
efluente avícola. Yuan e Gao (2010), estudando a influência de várias
concentrações de OD na remoção biológica de amônia, concluíram que a
concentração ótima de oxigênio no meio é de 2,5 mg/L.
A concentração de OD também influencia no grupo de bactérias que se
desenvolve no interior do reator. Conforme apresentam Dytczak et al. (2008),
que compararam um reator de lodos ativados com aeração continua com outro
com aeração alternada. O TDH era 36h, o tempo de retenção celular de 12 dias
e a temperatura em torno do 24ºC. Os autores concluíram que ambientes com
baixa concentração de OD favorecem o desenvolvimento das bactérias do
gênero Nitrosospira e Nitrospira. Enquanto ambientes com oxigênio abundante
favorece o desenvolvimento das Nitrosomonas e Nitrobacter.
É importante mencionar que baixas concentrações de oxigênio
dissolvido podem até aumentar a eficiência na transferência de oxigênio,
diminuindo o consumo energético. Entretanto, a operação prolongada de um
reator com baixas concentrações de OD podem resultar em acúmulo de nitrito
(LIU e WANG, 2013), principalmente quando a temperatura do meio líquido
estiver em torno de 30ºC (GUO, et al. 2008).
Van Haandel, Kato e Von Sperling (2009) explicam que na nitrificação o
número de oxidação da amônia (-3) aumenta para (+5) no nitrato. Esta
variação ocorre devido à transferência de 8 elétrons por átomo de nitrogênio,
que são aceitos pelo oxigênio. Para que o processo ocorra em equilíbrio, são
necessários quatro átomos (duas moléculas) de oxigênio para isso. Portanto,
na nitrificação de 1 mol de N amoniacal, o consumo de oxigênio é de 64/14 =
4,57 mg O2/ mg N.
Zenatti et al. (2009) estudaram o efeito do tempo de reação e da
aeração na eficiência da remoção de nitrogênio amoniacal e na conversão do
nitrogênio amoniacal a nitrato, em água residuária de abate de tilápia em um
reator em batelada sequencial com biofilme. Os autores afirmam que a
concentração de organismos nitrificantes decresce à medida que a relação C/N
23
cresce. Quando a nitrificação se dá em reatores com biofilme este fator tem
sido o mais limitante.
Os autores corroboram com Metcalf e Eddy (2004), que afirmam que
para o bom desempenho de processos de nitrificação esta relação deve estar
em torno de 5.
A inibição da nitrificação em ambientes com relação C/N muito elevada é
explicada uma vez que as bactérias predominantes neste processo são
autotróficas e tais microrganismos não se desenvolvem bem em ambientes
com alta concentração de matéria orgânica carbonácea.
Essa afirmação é confirmada pelo estudo de Zhao et al. (2010). Os
autores trabalharam por 9 meses com dois wetland, que tratava esgoto urbano.
Eles testaram a influencia de três diferentes relações C/N na eficiência de
remoção de nitrogênio. Concluíram que a remoção de nitrogênio foi mais
eficiente com relação C/N ente 2,5 e 5. Acima deste valor o sistema começava
a perder eficiência.
A concentração de amônia também determina o gênero de bactérias
AOB e NOB que se destaca no meio. Bactérias do tipo Nitrosomonas europaea
são comuns em ambientes com alta concentração de amônia, enquanto as
bactérias do tipo Nitrosomoas marina, estão mais presentes em ambientes com
concentração de amônia mais baixa. Para as NOB, tanto a Nitrobacter quanto a
Nitrospira coexistem em ambientes ricos em amônia, para ambientes com
concentrações mais baixas, a Nitrospira é mais dominante (WHANG et al.,
2009).
Além disso, os organismos nitrificantes são sensíveis a substâncias
tóxicas, especialmente as Nitrossomonas. Concentrações elevadas podem
inibir a ação destas bactérias ou, até mesmo, matá-las.
Em alguns casos, a nitratação pode ser inibida enquanto a nitritação
continua, podendo provocar o acúmulo de nitrito no interior do reator.
(METCALF e EDDY, 2004). Este fenômeno pode ser explicado pelo fato das
bactérias nitratantes serem mais sensíveis a substâncias tóxicas do que as
bactérias nitritantes.
24
Park e Bae (2009) estudaram a interferência na amônia livre e do ácido
nitroso no processo de nitrificação. Concluíram que a constante de inibição (K1)
para as NOB foi de 46 µM para amônia livre e variou entre 1,7 e 6,8 µM para o
ácido nitroso. Já para as AOB, K1 variou de 290 a 1600 µM para amônia livre, e
foi de 12 µM para o ácido nitroso. Estes resultados indicam que as NOB foram
mais susceptíveis a sofrerem inibição do que as AOB. Este cenário pode
favorecer o acúmulo de nitrito.
3.1.2 Desnitrificação
Muitas bactérias anaeróbias facultativas são capazes de utilizar nitrato
como aceptor de elétrons. Neste caso, estes organismos utilizam nitrato como
“transportador” de oxigênio, reduzindo-o a nitrogênio molecular ou amônia.
Este fenômeno permite que as bactérias oxidem substrato mesmo na ausência
de oxigênio molecular. (ESTEVES, 1998).
A Equação 3.7 mostra o processo de redução do nitrato a nitrogênio
molecular, denominado desnitrificação.
Equação de Desnitrificação
NO3- → NO2
- → NO → N2O → N2
(3.7)
A desnitrificação utilizando compostos carbônicos como doadores de
elétrons é a forma mais conhecida de remoção de nitrogênio. É a etapa
biológica em que ocorre a efetiva remoção do nitrogênio inorgânico nas formas
de nitrito e nitrato com sua conversão para formas mais reduzidas, como N2O,
NO e N2.
Os principais gêneros de bactérias heterotróficas envolvidas no processo
de desnitrificação são: Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium,
Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus, Chromobacterium, Corynebacterium,
Flavobacterium, Hypomicrobium, Moraxella, Nesseria, Paracoccus,
Propionibacteria, Pseudomonas, Rhizobium, Rhodopseudmonas, Spirillum,
25
Vibrio, Halobacterium e Methanomonas (PAYNE, 1981; GAYLE, 1989, apud
METCALF E EDDY, 2004).
A desnitrificação pode ocorrer também pela ação de bactérias
autotróficas que utilizam sulfetos como doadores de elétrons, alguns grupos de
microrganismos que atuam neste cenário: Thiobacillusdenitrificanse
Thiomicrospiradenitrificans (KUENEN et al., 1992), Pseudomonasstutzeri
(MAHMOOD et al., 2009).
A desnitrificação, assim como ocorre com a nitrificação, também sofre a
influência das condições ambientais. Porém, as bactérias envolvidas no
processo de nitrificação são mais sensíveis que as envolvidas na
desnitrificação, logo, quando a primeira se desenvolve a segunda também é
possível (METCALF e EDDY, 2004).
Entre as condições ambientais mais importantes no processo de
desnitrificação estão a temperatura, o pH, o oxigênio dissolvido, a fonte de
carbono (relação C/N) e a concentração de substâncias tóxicas.
Com relação à temperatura, Van Haandel, Kato e Von Sperling (2009),
afirmam que a desnitrificação aumenta com temperatura até um valor ótimo de
40ºC. Ainda segundo os autores, a dependência do pH é menor na
desnitrificação do que na nitrificação, de modo que quando as condições de
nitrificação são atendidas a desnitrificação também ocorrerá de maneira
satisfatória.
Vacková et al. (2011) compararam a atividade desnitrificante em quatro
temperaturas diferentes: 5, 8, 10 e 15ºC. Para o experimento eles utilizaram
biomassa cultivada em lodo ativado a 5ºC. A esta biomassa foi adicionado
esgoto sintético com concentração média de nitrato de 50 mg/L. os autores
isolaram culturas de Paracoccus denitrificans e Pseudomonas fluorescens.
Concluíram que, para ambas as culturas, a atividade desnitrificante foi
diretamente proporcional à temperatura.
Warneke et al. (2011) estudaram a desnitrificação utilizando barris com
0,2 m3, testando 6 diferentes fontes de carbono (espigas de milho, palha de
trigo, resíduos verdes, serradura, aparas de madeira de pinheiro, lascas de
26
madeira de eucalipto) e comparando duas temperaturas (16,8ºC e 27,1ºC). O
efluente utilizado apresentava as seguintes características: 14 – 17 mg/L de
NO3—N; 6 – 7 mg/L de OD; 13,5 – 14 mg/L de carbono total. Dentre as 6 fontes
de carbono utilizadas, apenas em uma observou-se maior atividade
desnitrificante na menor temperatura. Nas outras cinco, a atividade
desnitrificante aumentou com a temperatura.
Altas concentrações de oxigênio dissolvido podem atrapalhar o processo
de desnitrificação, uma vez que este elemento é prioritário na cadeia
respiratória, e é necessário que ele não esteja presente, ou esteja em pequena
concentração, para que as bactérias responsáveis pela desnitrificação utilizem
o nitrato e o nitrito para respiração.
Hu et al. (2010), obtiveram desnitrificação em ambiente anóxico de
efluente sintético com ausência de oxigênio dissolvido. Contudo, segundo Van
Haandel e Marais (1999) a desnitrificação pode ocorrer na presença de
oxigênio, desde que não ultrapasse 0,3 mg/L. Ferreira (2000) aponta como
nível máximo 1,0 mg/L, a partir do qual ocorre inibição mais intensa da
desnitrificação.
Substâncias tóxicas em altas concentrações podem inibir o processo.
Contudo, como já foi dito, as bactérias desnitrificantes são menos sensíveis
que as nitrificantes, com isso, havendo nitrificação provavelmente a
desnitrificação também ocorrerá.
Para que a desnitrificação ocorra é necessário que haja um doador de
elétrons, que no caso, é a matéria orgânica biodegradável. Esta fonte de
carbono pode ser inserida após a etapa de nitrificação, e, segundo Van Handel,
Kato e Von Sperling (2009), as fontes externas de carbono mais usuais são: o
metanol, o etanol, a acetona e o ácido acético. Além dessas, pode-se utilizar o
próprio esgoto bruto como fonte carbono.
Contudo, também é possível desnitrificar utilizando uma fonte interna de
carbono. Neste caso as bactérias desnitrificantes utilizam a matéria orgânica
remanescente do próprio afluente ou, ainda, a biomassa bacteriana,
denominada respiração endógena. Cybis, Santos e Gehling (2005)
27
conseguiram remover 88% do nitrogênio total, utilizando um reator sequencial
em batelada, utilizando fonte interna de carbono.
A relação C/N varia de acordo com a fonte de carbono utilizada. Callado
e Foresti (2002) testaram a desnitrificação com diferentes fontes de carbono, e
atingiram a desnitrificação completa com as seguintes relações C/N: 0,93 para
o metanol; 0,83 para etanol e 0,59 para o gás metano. Além disso, os autores
apresentam a seguinte relação DQO/N: 2,86 para efluente anaeróbio e 5,52
para um substrato sintético que possuía características semelhantes ao esgoto
doméstico.
Henze et al. (1997) apresentam uma relação ótima de DQO/N de 4 a 5,
quando a fonte de carbono é a matéria orgânica, e de 3,1 a 3,7, para o caso da
fonte de carbono ser o ácido acético. Kujawa e Klapwilk (1999) analisaram a
literatura acerca da desnitrificação e apresenta uma relação DQO/N que varia
desde 4 até 15. Além disso, verificaram que uma relação DQO/N abaixo de 3,5
a desnitrificação não é possível.
Yang et al. (2012) trataram esgotos domésticos em um sistema de lodos
ativados. Os autores testaram três diferentes fontes de carbono – citrato,
acetato e glicose. Concluíram que a desnitrificação ocorreu mais intensamente
quando da adição do citrato e do acetato, 80% e 75% de eficiência na remoção
de N respectivamente. No caso da glicose, a eficiência foi de 57%.
Essa grande variedade de relações C/N decorre do fato que sistemas
biológicos similares podem ter diferentes relações ótimas de carbono e
nitrogênio quando usados para tratar diferentes águas residuárias sob
condições ambientais distintas. Por esta razão, a relação C/N ótima para
sistemas desnitrificantes biológicos para tratar águas residuárias específicas
deve ser determinada experimentalmente (IAMAMOTO, 2006).
O tipo de carbono disponível também influencia a taxa de crescimento
bacteriano dos organismos desnitrificantes. Zhao et al. (2010) estudaram três
diferentes fontes de carbono no tratamento de esgotos domésticos por wetland.
Os autores apresentaram taxas de crescimento de 0,11, 0,12 e 0,08 d-1 para
citrato, acetato e glicose, respectivamente.
28
A desnitrificação não é o único processo que pode ocorrer para remoção
do nitrato, em meio anóxico. Este processo pode ocorrer através da Redução
Assimilativa do Nitrato a Amônio. Neste processo o nitrato é convertido a nitrito
e depois a amônia e sendo incorporado na forma de proteína ou acido nucléico
à biomassa (BITTON, 2005).
Redução Assimilativa do Nitrato
NO3- → NO2
- → NOH → NO2OH → NH4+ (3.8)
3.1.3 Nitrificação e desnitrificação simultâneas
Como o nome já deixa claro, o processo de nitrificação e desnitrificação
simultânea (conhecido por sua sigla em inglês – SND) é o processo de
remoção biológica do material nitrogenado que ocorre simultaneamente em um
mesmo ambiente e em condições operacionais idênticas.
Chiu et al. (2007) afirmam que a nitrificação e desnitrificação simultânea
ocorre devido a distribuição desigual do oxigênio dissolvido dentro do reator.
Em ambientes com grande concentração de OD as bactérias nitrificantes são
mais ativas, e em áreas com menor concentração de OD prevalecem as
bactérias desnitrificante.
Contudo, algumas bactérias são capazes de promover a desnitrificação
independentemente da concentração de OD, são exemplos desses
organismos: Microvirgula aerofenitrificans (PATUREAU et al., 2000), T.
pantotropha (GUPTA, 1997).
O processo de estratificação do oxigênio no interior do reator também
ocorre devido ao acúmulo de lodo. À medida que o lodo se acumula fica mais
difícil a penetração do oxigênio em seu interior. Isto forma duas zonas, uma
aerada na parte superficial do floco, e outra anóxica mais próxima ao seu
núcleo (HE et al., 2009; SEIFI e FAZAELIPOOR, 2012). Desta forma,
prevalece a ação das bactérias nitrificantes na superfície da massa de lodo e
ação das bactérias desnitrificantes no interior.
29
O tempo de retenção celular é fator preponderante no processo de SND.
Como visto nos itens 3.1.1 e 3.1.2, os tempos de crescimento das bactérias
envolvidas nos processos de nitrificação e desnitrificação são diferentes, desta
forma, é necessário que o tempo de retenção celular seja suficiente para que
todas as populações se estabeleçam.
Sistemas com tempo de retenção celular baixo podem, inclusive,
impossibilitar a nitratação. É o caso do estudo realizado por Naseer et al.
(2013). Os autores pesquisaram sobre nitrificação e desnitrificação simultâneas
em sistema de lodos ativados alimentado com esgotos tipicamente domésticos.
Concluíram que tempo de retenção celular entre 5 e 10 dias apresenta as
condições mais propicias para que a nitratação seja inibida.
Nos lodos ativados é possível atingir a SND em sistemas de aeração
prolongada (METCALF e EDDY, 2004).
Gong et al. (2012) trabalharam com uma associação entre reatores de
leito fixo e móvel, conseguiram eficiência de até 42,2% na remoção de
nitrogênio com tempo de retenção celular de 149 dias, tratando esgoto
doméstico rural, com DQO média de 212 mg/L, Nitrogênio total de 72 mg/L e
relação C/N de 2,94.
Hocaoglu et al. (2011) estudaram a nitrificação e desnitrificação
simultâneas em um reator MBR, utilizando esgoto doméstico forte (DQO média
de 930 mg/L, NH4+ média de 140 mg/L). Os autores auferiram a eficiência na
remoção de N comparando dois tempos de retenção celular, 20 e 60 dias.
Concluíram que os resultados para o TRC de 60 dias foi significativamente
mais eficiente do que os resultados para 20 dias (73% e 49% de eficiência,
respectivamente).
O oxigênio é elemento indispensável no processo de nitrificação.
Entretanto, por ser prioritário na cadeia respiratória, interfere negativamente na
desnitrificação quando se apresenta em concentrações elevadas. No caso da
SND, é imperativo que se encontre uma concentração ótima de OD, capaz de
atender a nitrificação e de não inibir a desnitrificação.
30
Hocaoglu et al. (2011), nas condições citadas anteriormente, concluíram
que no processo de SND a desnitrificação teve eficiência de 97% com
concentração de OD entre 0,15 e 0,20 mg/L. Já quando a concentração foi
elevada para a faixa de 0,5 a 0,55 mg/L, a eficiência na desnitrificação caiu
para 37%
Diversos estudos indicam concentrações típicas de OD para a SND. A
maioria trabalha com concentrações de OD em torno de 1 mg/L ou menores. É
o caso Third et al. (2005), que trabalharam com biofiltro em batelada. Já He et
al. (2009), testaram os efeitos de fatores biológicos no processo de SND,
utilizando um reator MBR. Dentre as faixas de concentração de OD testadas,
concluiu que acima de 1,5 mg/L a desnitrificação ficava menos eficiente.
Entretanto, há trabalhos que mostram resultados expressivos com
concentrações de OD acima destes valores. Um exemplo é o estudo
apresentado por Seifi e Fazaelipoor (2012). Os autores trabalharam com um
reator de leito fluidizado que tratou esgotos com concentrações médias de
DQO e NH4+ de 300 mg/L e 25 mg/L, respectivamente. A concentração de
oxigênio dissolvido foi de 2 mg/L e a eficiência na remoção de nitrogênio por
SND foi de 60%.
Outro exemplo é o trabalho de Virdis et al. (2011), que atingiram 87% de
eficiência na remoção de nitrogênio com concentração média de OD em torno
de 5,7 mg/L.
Outro ponto importante no processo de nitrificação e desnitrificação
simultâneas é a relação carbono nitrogênio (C/N). Xia et al. (2008), estudando
um biofiltro compacto projetado para promover a nitrificação e desnitrificação
simultâneas, concluíram que a concentração de bactérias AOB e NOB são
inversamente proporcionais a concentração de material carbonáceo.
A pesquisa desenvolvida por He et al. (2009), mostrou que a eficiência
na remoção de N por nitrificação e desnitrificação simultâneas, é diretamente
proporcional a relação DQO/N. Quando esta relação foi de 39,37, a eficiência
na desnitrificação foi de 92,31%. Com DQO/N = 6,12 a eficiência na remoção
de N foi de 18,05%. Os autores trabalharam com MBR tratando esgotos
31
domésticos com as seguintes características médias: DQO = 380 mg/L; N =
38,4 mg/L; pH = 7,6 e SS = 190 mg/L.
Zielinska et al. (2012), trabalhando com um reator de lodos ativados,
estudaram o impacto da relação DQO/N e OD na remoção de nitrogênio pelo
processo de nitrificação e desnitrificação simultâneas. Utilizaram esgoto
sintético com as seguintes características básicas: NTK de 63,1mg/L; Amônia
26,6 mg/L; DQO máxima de 434,8 mg/L. Concluíram que a maior eficiência de
remoção de N por SND foi de 50% com relação de DQO/N de 6,8 e OD de 0,5
mg/L.
A relação DQO/NO3- aliada ao tipo de substrato utilizado pode interferir
no processo de desnitrificação. Ge et al. (2012) trataram esgotos domésticos
em lodos ativados com diferentes fontes de carbono. Perceberam que quando
a relação entre DQO/NO3- esteve acima de 6 a desnitrificação não foi completa,
ocorrendo acúmulo de nitrito.
Resultados similares foram observados por Xie et al. (2012). Os autores
utilizaram reatores preenchidos com lodo granular em escala de laboratório.
Concluíram que a relação DQO/NO3- acima de 7 favorecia a formação de nitrito
ao invés da formação de N2 na desnitrificação.
Este acúmulo é provocado pela competição por elétrons as redutase de
nitrato e nitrito. Entretanto, o acúmulo ou não de nitrito dependerá do tipo de
substrato utilizado. Substratos diferentes representam diferenças no
metabolismo e na velocidade na transferência de elétrons, o que é decisivo nas
taxas de redução de nitrito e nitrato (GE et al., 2012).
3.1.4 Oxidação Parcial da Amônia (SHARON)
No processo SHARON a nitratação é inibida, desta forma, a amônia é
oxidada até nitrito. A nitrificação parcial permite a economia de
aproximadamente 25% de energia, 30% na produção de lodo e, em torno de
20% menos emissão de CO2 (SRI SHALINI; JOSEPH, 2012). A equação 3.9
apresenta a equação estequiométrica do processo SHARON.
32
NH4 + 0,75O2 + HCO3
- → 0,5NO2- + 0,5NH4
+ + CO2 + 1,5H2O (3.9)
Para que a nitrificação parcial ocorra é fundamental o controle de
parâmetros como oxigênio dissolvido, pH, temperatura e tempo de detenção .
Lan et al. (2011) estudando o lodo proveniente de um tanque aerado que
tratava lixiviado de aterro sanitário, concluíram que com tempo de detenção
hidráulica de 9 dias, OD em torno de 0,5 mg/L e pH próximo a 8, é possível
remover cerca de 86% do nitrogênio afluente com a combinação de nitrificação
parcial e ANAMMOX.
Ainda segundo os autores, quando o tempo de detenção hidráulica é
reduzido para 3 dias, a eficiência na remoção de N nas mesmas condições cai
para 42%.
Xu et al. (2012) trabalharam com um reator granular aeróbio e efluente
com baixa relação C/N, OD abaixo de 5 mg/L, pH entre 7,8 e 8 e temperatura
de 25ºC. Observaram eficiência de 57% na remoção de nitrogênio via nitrito.
Estes valores de pH são corroborados por Sri-Shalini e Joseph (2012),
que afirmam que as bactérias que oxidam amônia apresentam faixa ótima de
pH entre 7,9 e 8,2. Enquanto as bactérias que oxidam nitrito têm pH ótimo
entre 7,2 e 7,6.
3.1.5 Oxidação Anaeróbia da Amônia (ANAMMOX)
Para que a oxidação anaeróbia da amônia ocorra é fundamental que
tenha havido previamente uma etapa de oxidação parcial da amônia. Neste
caso, parte do nitrogênio deverá está na forma de nitrito.
No processo ANAMMOX a amônia é o doador de elétrons e o nitrito o
aceptor (JOSS et al., 2011), ao final do processo o principal elemento formado
é o nitrogênio gasoso, entretanto, parte do nitrogênio é convertido em nitrato,
conforme equação 3.8 (DAPENA-MORA et al., 2007).
33
NH4+ + 1,32NO2
− + 0,066HCO3− + 0,13H+ → 1,02N2 + 0,256NO3
− +
0,066CH2O0,5N0,15 + 2,03H2O
(3.8)
Apesar de o nitrito ser elemento fundamental para que o processo
ocorra, em concentrações elevadas ele torna-se inibidor.
Kimura et al. (2010) trabalharam com reator inoculado com lodo de
reator de leito fixo, com temperatura de 36ºC e concentração de oxigênio
dissolvido de 0,5 mg/L. Chegaram a conclusão que as bactérias ANAMMOX
começam a apresentar inibição quando a concentração de nitrito atinge 300
mg/L. Quando a concentração de NO2- atinge 330 e 430 mg/L, a inibição é de
25% e 37%, respectivamente.
Entretanto, Yang et al. (2011), estudando um reator alimentado com
esgoto sintético contendo basicamente NH4+ e NO2
-, por 92 dias e com
temperatura que variou entre 23 e 33ºC. Afirmam que não houve inibição
aparente quando a concentração de nitrito chegou a 465 mg/L com
temperatura de 33ºC, e nem com concentração de 436 mg/L com temperatura
de 23ºC.
A amônia também pode ser um agente inibidor. Fernández et al., (2012)
estudaram um reator sequencial em batelada em escala de laboratório,
inoculado com biomassa proveniente de biofiltro. Concluíram que 38 mg
NH3N/L foram suficientes para inibir em 50% a atividade das bactérias
ANAMMOX, e que 100 mg NH3-N/L, foram suficientes para inibição de 80% da
atividade destas bactérias. Concluíram também que 11 µg HNO2-N/L foi
suficiente para inibir em 50% a ação das bactérias ANAMMOX no biofilme.
Como visto, estudos diferentes apresentam concentrações diferentes de
compostos nitrogenados que inibem a ação das bactérias anaeróbias que
oxidam amônia. Isto porque estes estudos trabalham com condições
operacionais bastante distintas. Por isso, o conhecimento sobre as condições
operacionais aplicadas é fundamental para o correto funcionamento do
processo ANAMMOX (FERNÁNDEZ et al., 2012).
34
Outro elemento importante a ser considerado no processo ANAMMOX é
o carbono. Geralmente este processo é indicado para águas residuárias com
baixa concentração de carbono orgânico biodegradável (relação DQO/C menor
que 0,5g de DQO/ g de N). Entretanto, relações maiores (entre 0,5 e 1,7 g de
DQO/ g de N) também podem apresentar atividade ANAMMOX. (JENNI et al.,
2014).
3.1.6 Remoção de Nitrogênio a partir do Nitrito (CANON)
A remoção de nitrogênio a partir do nitrito realizada por bactérias
autotróficas (CANON, sigla em inglês para Completely Autotrophic Nitrogen
Removal Over Nitrite) é a combinação dos processos de nitrificação parcial e
oxidação anaeróbia da amônia em um mesmo reator.
Neste processo o oxigênio é fator limitante, por está razão deve ser
mantido em baixas concentrações. Além disso, a atuação de bactérias
autotróficas torna desnecessário o aporte externo de carbono. Estas
características tornam o processo CANON mais econômico e ambientalmente
correto (LI et al., 2012; LIU et al., 2012).
Liu et al. (2012) estudaram cinco reatores em escala de laboratório,
alimentados com efluente com concentração de N ente 300 e 400 mg/L.
Utilizando o processo CANON, atingiram eficiência de até 85% mantendo a
concentração de OD abaixo de 0,7 mg/L.
Zhang et al. (2013) utilizaram reator MBR para comparar a remoção de
N utilizando o processo CANON em esgotos sintéticos e domésticos. Para
esgotos sintéticos a maior eficiência ocorreu para efluente com concentração
média de amônia de 79,95 mg/L e concentração de média de OD de 0,15 mg/L.
Já para os esgotos domésticos, a maior eficiência se deu para efluente com
88,04 mg/L de amônia e OD de 0,15 mg/L.
A baixa concentração de OD é fundamental para inibir a atuação das
bactérias nitratantes. Sem essa inibição o nitrito formado seria rapidamente
oxidado a nitrato e o processo CANON não seria mais viável (WANG et al.,
2013).
35
A remoção de nitrogênio a partir do nitrito, apesar de eficiente no
tratamento de esgotos com baixa concentração de amônia, é mais indicado
para efluentes ricos em amônia.
Zhang et al. (2014), que estudaram a interferência da concentração de
amônia no CANON utilizando um MBR, concluíram que as bactérias que
oxidam nitrito (NOB) desenvolveram-se apenas no reator com baixa
concentração de amônia. Nos reatores com elevado nível de amônia, quem
predominou foram as bactérias aeróbias que oxidam amônia (AerAOB) e as
bactérias anaeróbias que oxidam amônia (AnAOB). Desta forma, a amônia
também se mostrou limitante para que o processo CANON ocorresse.
Assim, o processo CANON apresenta-se como uma alternativa na
remoção de nitrogênio em águas residuárias com baixa concentração de
carbono e com economia de oxigênio.
3.2 Lodos Ativados
O sistema de lodo ativado é conhecido como unidades eficientes de
remoção de material orgânico, sólidos em suspensão e, eventualmente,
também macronutrientes, produzindo um efluente de alta qualidade
(MEDEIROS, CAVALCANTI, VAN HAANDEL, 2005). No entanto, o sistema de
Lodos Ativados não se configura tecnologia universal, haja vista apresentar
elevados custos de implantação e operação, e demandar mão-de-obra
sofisticada.
O lodo ativado é formado, principalmente de bactérias, algas, fungos e
protozoários, sendo as bactérias os microrganismos de maior importância, uma
vez que são responsáveis pela degradação da matéria orgânica e pela
formação dos flocos.
A idade do lodo representa o tempo médio em que uma partícula de lodo
permanece no sistema, este parâmetro é fundamental para o dimensionamento
e a operação do sistema de lodo ativado (VAN HANDEL e MARAIS, 1999).
36
A maior idade de lodo usual para sistemas de lodo ativado convencional
é de 10 dias, sistemas de lodos ativados com idade de lodo entre 18 e 30 dias
são considerados de aeração prolongada (SANTOS, 2009). Além disso, deve-
se levar em consideração o tempo de detenção hidráulico (TDH), que para Von
Sperling (2012) deve estar em torno de 16 a 24h para caracterizar um sistema
de lodos ativados com aeração prolongada.
Von Sperling e Fróes (1998), em seu estudo de caracterização da
estação de tratamento de esgotos de Morro Altos, na região metropolitana de
Belo Horizonte, determinaram uma idade de lodo média de 26,2 dias,
caracterizando assim um sistema de lodos ativados de aeração prolongada.
Esta elevada idade do lodo é um dos principais pontos favoráveis do
reator. Quanto maior o tempo de permanência do lodo em seu interior menor
será a quantidade de matéria orgânica por unidade de volume. Isto obrigará as
bactérias a intensificar o catabolismo celular, passando a consumir a matéria
orgânica de suas células. O lodo final produzido encontra-se bastante
mineralizado e com um menor risco sanitário, além de produzir um efluente
final com baixa concentração de sólidos suspensos totais e DBO.
A DBO solúvel do efluente final de um sistema de lodo ativado de
aeração prolongada é praticamente desprezível. A DBO total deste tipo de
sistema é em sua maioria devida aos sólidos em suspensão efluentes do
decantador secundário (VON SPERLING e FRÓES, 1998).
Os lodos ativados são bastante eficientes na remoção de nitrogênio dos
esgotos sanitários. É comum observar sistemas com eficiências próximas ou
superiores a 90% (KIM et al., 2011; ZIELINSKA et al., 2012; FUKUSHIMA et
al., 2013). Incluindo, neste cenário, estações projetadas para realizar a
nitrificação e desnitrificação simultâneas (SATOH et al., 2003).
Com relação à carga de oxigênio aplicada ao sistema de lodos ativados,
Jordão e Pessoa (2009) indicam que é recomendável aplicar 2,5 vezes a carga
média de DBO5, para sistemas projetados para promover a nitrificação. Indicam
também que para sistemas projetados para nitrificação e que tratam efluentes
37
provenientes de reatores anaeróbios do tipo UASB, a carga de oxigênio
recomendada é de 4 vezes a carga média de DBO5.
3.3 Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR)
O MBBR, conhecido no Brasil por Reator de Leito Móvel com Biofilme,
foi desenvolvido com o objetivo de compilar em um único sistema as
características de duas tecnologias: a de lodos ativados e a de biofiltros. Desta
forma, a biomassa se desenvolve aderida ao material suporte que, por sua vez,
se move livremente no interior do reator.
Esta associação permite que o reator tenha uma série de vantagens em
relação aos lodos ativados e aos biofiltros: Não necessita de recirculação de
lodo; todo volume do reator é utilizado para o crescimento da biomassa; perda
de carga insignificante; resistência a cargas de choque; requer menos espaço
para implantação; a concentração de biomassa a ser separada é pelo menos
10 vezes menor (AYGUN et al., 2008; ØDEGAARD et al., 1999; JAHREN et al.,
2002).
Contudo, algumas desvantagens são percebidas neste tipo de sistema.
Schneider (2010) destaca o alto consumo energético e Reis (2007) aponta o
alto custo efetivo de instalação e operação.
O MBBR pode ser operado em condições aeróbia, anóxica ou
anaeróbia. No sistema aeróbio a própria agitação causada pela aeração
provoca a circulação do material suporte no interior do reator. No caso dos
sistemas anóxico e anaeróbio é necessário a utilização de um agitador
mecânico.
O reator de leito móvel com biofilme vem sendo utilizado com sucesso
na remoção de DBO, DQO e compostos nitrogenados (ØDEGAARD et al.,
1999). Além disso, na Europa, devido à exigência relativa aos teores de fósforo
no efluente final, o MBBR se apresenta como interessante alternativa quando
combinado com processos de precipitação química (REIS, 2007).
38
Aspectos fundamentais para operação de um MBBR devem ser
observados: Schneider (2010) apresenta a razão de recheio, a hidrodinâmica
do reator, a vazão de ar (para sistemas operados aerobiamente), e a formação
do biofilme como os mais relevantes.
A razão de recheio consiste na razão entre volume ocupado pelo
material suporte e o volume total do reator. Aygun et al. (2008) recomendam
que esta razão fique entre 30 e 70%. Para Rusten et al. (2006), razões
superiores a 70% dificultam a boa movimentação do material suporte no interior
do reator, este aspecto pode provocar um formação de um biofilme mais
espesso, o que leva a uma perda de rendimento do reator.
A turbulência no interior do reator é fundamental para a boa eficiência do
tratamento. Em sistemas aeróbios esta agitação é garantida pela própria
aeração. Rusten et al. (2006) afirmam que esta agitação garante a
transferência de oxigênio dissolvido e dos nutrientes até os microrganismos,
evita a formação de zonas estagnadas e a formação de biofilme espesso.
Apesar de importante para o funcionamento do MBBR, uma agitação
excessiva pode causar desprendimento muito acentuado do biofilme, podendo
resultar em efluente com grande concentração de sólidos.
O material suporte representa uma proteção para o desenvolvimento do
biofilme. De acordo com o que afirmam Lazarova e Manem (1995), os
microrganismos que se desenvolvem aderidos a uma superfície de contato são
menos afetados pelos fatores ambientais externos do que os microrganismos
com crescimento em suspensão.
Nos sistemas MBBR o biofilme se desenvolve essencialmente na parte
interna dos suportes, uma vez que, a parte externa dos suportes está
constantemente colidindo umas com as outras, limitando o desenvolvimento do
biofilme (RUSTEN et al., 2006; AYGUN et al., 2001).
3.4 Biofiltro Aerado Submerso (BAS)
Os primeiros biofiltros aerados surgiram no início dos anos 1980, sendo
concebidos para realizar a remoção de sólidos suspensos e a oxidação da
39
matéria orgânica em esgotos domésticos. Suas principais vantagens são: a
pequena ocupação de área, operação simples, o aspecto modular,
simplificando extensões futuras, baixo impacto ambiental, efetivo no tratamento
de odores, e a eliminação da decantação secundária, suprimindo problemas de
separação de lodo em unidades de clarificação (GONÇALVES et al., 2001).
Os reatores com biomassa aderida são unidades que possuem suporte
físico que permite a imobilização dos microrganismos responsáveis pela
degradação de compostos orgânicos e inorgânicos presentes nos efluentes
sanitários ou industriais (FLORÊNCIO et al. 2009). Estes reatores podem ser
projetados de forma a permitir que ocorram os processos de nitrificação e
desnitrificação, reduzindo, e em casos mais extremos até eliminando o
nitrogênio presente no meio.
Em sua pesquisa, GÁLVEZ et al. (2003), observaram eficiência na
oxidação do nitrogênio amoniacal de 100% e eficiência de 95% na
desnitrificação. Para isto, os autores trabalharam com esgotos domésticos em
escala de laboratório, utilizando um biofiltro aerado submerso (BAS) constituído
por dois tubos de 6 cm de diâmetro e 2 metros de altura, preenchidos com
argila expandida, com um TDH de 1,6h, vazão de ar de 7,8 m3/m2h e utilizando
metanol na razão de DQO/N de 2,37 como fonte de carbono.
Cheng et al. (2009) trabalharam com uma associação entre reator
anaeróbio e biofiltro aerado submerso, em escala de laboratório, tratando
esgotos domésticos. Como material de enchimento, os autores utilizaram
espuma de poliuretano, que permite 80% de vazios. Desta forma, aplicando o
processo de nitrificação e desnitrificação simultâneas, alcançaram 94% de
eficiência na remoção da amônia.
O processo é caracterizado pela alimentação e percolação contínua do
esgoto através do meio suporte. A continuidade da passagem dos esgotos nos
interstícios promove o crescimento e a aderência da biomassa na superfície do
meio suporte (JORDÃO e PESSOA, 2009). É justamente o contato do esgoto
com os microrganismos aderidos que irá promover a conversão da matéria
orgânica e os processos de nitrificação e desnitrificação, quando o reator for
projetado para tal função.
40
Esta configuração permite que o BAS seja mais compacto do que o
sistema de lodos ativados e não necessitem de etapa de clarificação
complementar dos seus efluentes.
Além disso, é importante configurar reatores capazes de concentrar a
maior quantidade de biomassa por volume. O tempo de retenção celular
elevado contribui favoravelmente a qualidade final do efluente (LOPES, 2009).
O efluente deste tipo de reator apresenta geralmente baixa concentração
de sólidos e matéria orgânica e, normalmente, ocorre a nitrificação do efluente.
Segundo Lopes (2009), este tipo de configuração tem elevada capacidade de
responder a mudanças de temperatura, vazão, redução do pH e outras
condições desfavoráveis, tais como a falta de oxigênio, conseguindo retomar a
operação normal em curto espaço de tempo após sanadas as condições
desfavoráveis.
Hirakawa, Piveli e Além Sobrinho (2001) aplicaram um BAS em escala
piloto e com fluxo descendente, com leito fixo com 32,7L de volume aparente,
no pós-tratamento de reator UASB (604L) com esgoto sanitário e verificaram o
conjunto com eficiência de 91% na remoção de DBO. Ainda neste experimento
observou-se que o BAS foi capaz de promover a remoção de nitrogênio
amoniacal durante um determinado tempo. A taxa de aplicação deste
experimento foi de 4 kgDQO/ m³.dia.
3.5 Acúmulo de lodo
Em um processo de transformação da matéria orgânica através da ação
de agentes biológicos, é obvio afirmar que quanto maior o acúmulo desses
agentes, mais eficiente e rápido será o processo de transformação.
Desta maneira, uma forma indicada para estimar a quantidade de
microrganismos no interior dos filtros é determinar a quantidade de lodo retido
em seu interior.
Nos biofiltros aerados convencionais, a biomassa se desenvolve na
superfície do material de enchimento (também conhecido como material
41
suporte) e nos espaços vazios entre eles. No caso dos biofiltros alvo desta
tese, além desses ambientes a biomassa também se desenvolve nos
interstícios do material de enchimento, permitindo que ela se acumule e se
desenvolva em maior quantidade, e, consequentemente, apresente maior
eficiência na remoção da matéria orgânica.
Von Sperling (1996) e Jordão e Pessoa (2009), dizem que o crescimento
bacteriano, chamado também de produção de biomassa, pode ser expresso
em função do substrato utilizado, de maneira que quanto mais substrato é
assimilado maior é a taxa de crescimento bacteriano. Esta relação é
apresentada na equação 3.9.
Produção bruta de sólidos
��
��= �.
��
��
(3.9)
Na qual:
X = Concentração de microrganismos, SS ou SSV (g/m3)
Y = Coeficiente de produção celular (biomassa produzida por unidade de
massa de substrato removido). Neste caso a biomassa pode ser apresentada
na forma de SS ou SST, e a o substrato na forma de DBO5 ou DQO. (g/g)
S = Concentração de DBO5 ou substrato no reator (g/m3)
T = Tempo (d)
Entretanto, esta relação não leva em consideração o decaimento
bacteriano devido à respiração endógena, morte ou inativação, predação e
outros fatores relevantes no interior do reator. Por isso, os mesmo autores
apresentam incluem o coeficiente de decaimento bacteriano (Kd) para
apresentar a produção líquida de sólidos.
42
Produção líquida de sólidos
��
��= �.
��
��− �. �
(3.10)
O coeficiente de produção celular (Y) é estimado através de testes
laboratoriais utilizando o esgoto a ser tratado. Von sperling (1996) traz os
seguintes valores para tratamento aeróbio:
Y = 0,4 a 0,8 gSSV/gDBO5 removida ou Y= 0,3 a 0,7 gSSV/gDQO removida.
43
4 MATERIAL E MÉTODOS
A pesquisa se desenvolve utilizando dois biofiltros aerados localizados
no espaço físico da Estação de Tratamento de Esgotos do Campus Central da
Universidade Federal do Rio Grande do Norte – UFRN – em Natal, e durou de
setembro de 2012 até dezembro de 2014.
Estes biofiltros que apresentam elevado índice de vazios, são aplicados
no pós-tratamento de efluentes anaeróbios e buscam remover biologicamente
compostos nitrogenados de esgotos sanitários através do processo de
nitrificação e desnitrificação simultâneas, sem, no entanto, serem necessárias
remoções constantes de lodo.
Com o objetivo de aprimorar a tecnologia, utilizou-se eletroduto
corrugado cortado para enchimento de biofiltros aerados de leito submerso,
com alto índice de vazio (cerca de 90%), e consequente alta capacidade de
retenção da biomassa no interior do reator, produzindo efluente com baixa
turbidez, que dispensa a necessidade de decantadores secundários, reduzindo
os custos de implantação e operação.
O filtro aerado com leito fixo de material plástico com alto índice de
vazios, que de fato constitui uma nova tecnologia de tratamento de esgotos,
porque tanto contém lodo em suspensão nos interstícios como retém biomassa
aderida ao material de enchimento, que é o princípio de funcionamento dos
biofiltros aerados submersos. Contudo, distinguem-se bastante destes, porque
a grande quantidade de lodo retido nos interstícios tem papel de destaque na
biodegradação, assim como distinguem-se também dos reatores de leito móvel
com biofilme, porque o leito é fixo e retém maior quantidade de sólidos nos
interstícios do material de enchimento.
Estes biofiltros inovadores podem ser utilizados no pós-tratamento de
qualquer tipo de reator anaeróbio. Especificamente para esta pesquisa, foi
aproveitado um sistema de filtros anaeróbios pré-existentes.
44
4.1 Descrição do reator anaeróbio pré-existente
Os reatores utilizados nesta pesquisa foram inicialmente desenvolvidos
para tratarem esgotos domésticos em condições anaeróbias e eram compostos
por: um decanto-digestor prismático retangular com duas câmaras em série,
seguido por um pequeno filtro de brita nº4 com fluxo ascendente (denominado
Sistema RN), ladeados por quatro filtros anaeróbios, conforme Figura 4.1.
Figura 4.1: Detalhamento do sistema anaeróbio pré-existente
Fonte: Autor (2015)
O decanto-digestor prismático retangular possui duas câmaras em série,
sendo a primeira com 2,25 m de comprimento, 1,40 m de largura e 1,20 m de
profundidade, e a segunda com 1,65 m de comprimento, 1,40 m de largura e
1,20 m de comprimento, perfazendo um volume total de 8,82 m³. É construído
em alvenaria de tijolo cerâmico revestido e impermeabilizado com argamassa
de cimento e areia. As câmaras são separadas por uma fenda horizontal de
0,15 m de altura situada a 0,80 m da laje de fundo do tanque.
Acoplado à segunda câmara existe um pequeno filtro de pedras, com
fluxo ascendente (0,82 m³, preenchido com brita n°4 e altura de 0,60 m), cuja
principal função é propiciar um incremento na remoção de sólidos suspensos.
45
Cada filtro possui 4,00 m de comprimento, 0,70 m de largura e
profundidade média útil de 1,20 m, totalizando 3,36 m³ de volume médio útil. Ao
final de cada filtro existe um compartimento de 0,72 m³, que tem várias
finalidades: limpeza do filtro para remoção do lodo em excesso através do
esgotamento sem remoção do meio suporte; tratamento químico complementar
eventual.
Dois filtros anaeróbios foram preenchidos com tijolo cerâmico e peças
plásticas, conforme apresentado na Figura 4.2. Os outros dois foram
preenchidos com eletroduto cortado, e serão detalhados à frente.
Figura 4.2: Tijolo cerâmico e peças plásticas, utilizados como material de
enchimento para os filtros anaeróbios.
Fonte: Autor (2015)
Para esta pesquisa, o filtro anaeróbio preenchido com tijolo cerâmico foi
desativado, permanecendo em funcionamento o tanque séptico, o filtro
anaeróbio preenchido com peças plásticas e os dois filtros preenchidos com
eletroduto cortado.
4.2 Descrição do sistema aerado utilizado na pesquisa
Como a intenção da presente pesquisa é promover a nitrificação e
desnitrificação simultâneas, a configuração dos dois últimos filtros foi alterada,
passando a serem aerados.
46
Além disso, baseado em pesquisas anteriores de Bezerra Filho et al.
(2013) e Araújo (2009), percebeu-se que a quantidade de carbono que
chegava aos biofiltros aerados era de difícil assimilação e em quantidade
insuficiente para garantir o processo de desnitrificação. Para tentar minimizar
este efeito negativo, o filtro preenchido com tijolo cerâmico foi desativado.
Entretanto, essa medida não foi suficiente para garantir o carbono necessário
para o metabolismo celular das bactérias desnitrificantes, sendo fundamental a
introdução de uma fonte externa de carbono, que será apresentada
posteriormente.
A Figura 4.3 apresenta a planta baixa e o corte esquemático dos
biofiltros aerados submersos utilizados na pesquisa. Conforme se observa,
cada filtro possui 4,00 m de comprimento, 0,70 m de largura e para o
experimento foi adotada profundidade média da lâmina d’água de 1,22 m,
totalizando 3,42 m³ de volume médio total. Desconsiderando o volume ocupado
pelo material suporte, tem-se 3,08 m3 de volume útil.
O fluxo do esgoto no interior do sistema é o seguinte: o afluente
(efluente anaeróbio) entra no primeiro filtro aerado (chamado AER1) pela parte
inferior, através de três canos de PVC com diâmetro de 75 mm dispostos sobre
o piso do filtro, e é recolhido na superfície por duas calhas feitas em cano de
PVC, também com 75 mm de diâmetro, acomodadas sobre o material de
enchimento; em seguida passa ao segundo filtro aerado (chamado AER2),
onde o processo se inverte, o esgoto é distribuído por duas calhas na
superfície e recolhido por três canos de PVC no piso do filtro, conforme
observado na Figura 4.4. O efluente do AER2 é o efluente final do sistema.
Para fixar o material de enchimento foi colocada uma tela de retenção,
feita com cano de PVC de ½” e tela plástica, fixada com pedaços de madeira.
Este esquema pode ser observado na Figura 4.3.
47
Figura 4.3: Planta baixa e corte esquemático dos filtros utilizados na pesquisa.
Fonte: Autor (2015)
Figura 4.4: Calhas em PVC de 75 mm de diâmetro disposto sobre o material de
enchimento (Esquerda). Canos de distribuição do esgoto com o mesmo
diâmetro, dispostos sobre o fundo dos biofiltros (Direita).
Fonte: Acervo do professor Cícero Onofre - UFRN
48
Figura 4.5: Tela de retenção utilizada para segurar o material de enchimento no
biofiltro.
Fonte: Autor (2015)
Para a pesquisa foram utilizados eletrodutos cortados com tamanho
médio de 3,00 cm, diâmetro interno de 2,00 cm e externo de 2,50 cm (Figura
4.6).
Figura 4.6: Material de enchimento utilizado na pesquisa.
Fonte: Acervo do professor Cícero Onofre - UFRN
49
4.3 Controle de Vazão
4.3.1 Controle de vazão afluente
Para regular a vazão afluente aos biofiltros, foi utilizado um sistema
simples de controle, que consiste em dois canos de PVC de 75 mm de
diâmetro, colocados um dentro do outro. Os dois canos possuíam um pequeno
orifício e a intercessão destes orifícios controlava a vazão afluente (Figura 4.7).
Figura 4.7: Detalhe do cano e do orifício controlador da vazão afluente.
Fonte: Autor (2015)
A vazão era aferida sempre as segundas e sextas. Foi utilizada uma
proveta graduada com capacidade para 2 litros e um cronômetro.
4.3.2 Controle de vazão da fonte de carbono
A vazão da fonte de carbono era regulada por um registro de PVC de
½”, apresentado na Figura 4.8. A vazão era aferida nos mesmos termos do
item anterior.
Figura 4.8: Registro controlador da vazão da fonte externa de carbono.
Fonte: Autor (2015)
50
Além disso, foi instalada uma tela de proteção antes do registro
regulador de vazão, com a intenção de diminuir o fluxo de sólidos e a
consequente interrupção do fornecimento de esgoto como fonte de carbono.
4.4 Índice de vazios
Para determinar o índice de vazios do material de enchimento utilizado
no biofiltro, utilizou-se um becker de 4 litros e uma proveta. Primeiramente
enchia-se o becker com água até uma marca preestabelecida, em seguida
aferia-se o volume utilizando a proveta. Em seguida colocava-se o eletroduto
cortado no interior do becker e repetia-se a operação. A diferença entre o
volume de água no primeiro ensaio e no segundo correspondia ao volume
ocupado pelo material suporte.
Para critério de comparação, o mesmo procedimento foi utilizado para
determinar o índice de vazios da brita número 4.
No caso do tijolo cerâmico, o procedimento foi adaptado substituindo o
becker por um compartimento retangular com capacidade para 26L.
Os índices de vazios encontrados por Cheng et al. (2009) são
apresentados no Quadro 4. 1.
Quadro 4. 1: Comparação de índice de vazios para diferentes tipos de meio suporte.
Material Suporte Índice de vazios
Eletroduto cortado 90%
Brita Nº 1 45%
Brita Nº 4 52%
Tijolo Cerâmico 8 furos 65%
Espuma de poliuretano* 80%
Fonte: Autor 2015 e CHENG et al., 2009
4.5 Coleta de lodo
Para determinar a densidade de lodo retido no interior do reator foi
realizada coleta de lodo ao final da quarta fase da pesquisa.
51
Foram realizadas duas coletas em cada filtro, e os resultados finais
serão apresentados como a média aritmética destas duas coletas.
Para determinar o local aonde o lodo seria coletado, o biofiltro foi divido
em quatro seções de 1 metro, e as coletas foram realizadas ao final da primeira
e terceira seções.
Os pontos de coletas são apresentados na Figura 4. 9.
Figura 4. 9: Local de coleta de lodo nos biofiltros aerados.
Fonte: Autor (2015)
Esta coleta foi realizada utilizando um amostrador desenvolvido
exclusivamente para esta finalidade.
Para confecção do amostrador, apresentado na Figura 4. 10, foi utilizado
um cano de PVC de 100 mm de espessura, um cap também em PVC e com
100 mm de espessura, e uma haste de madeira.
52
Figura 4. 10: Detalhe do amostrador utilizado na coleta de lodo
Fonte: Autor (2015)
A haste de madeira foi fixada no centro do cap, este conjunto era
introduzido no lodo e em seguida o cano de PVC de 100 mm era submergido,
utilizando a haste de madeira como guia para se acoplar ao cap. Uma vez
conectados cap e cano, o amostrador era retirado e seu conteúdo era
despejado em recipiente plástico (Figura 4.11).
Figura 4. 11: Detalhe do material coletado
Fonte: Autor (2015)
53
Após a coleta era necessário separar o material suporte do lodo, e para
este procedimento foi utilizado 1L de água destilada. As peças plásticas foram
lavadas individualmente para que todo lodo retido nos seus interstícios fossem
removidos. Após este procedimento, o lodo foi enviado para o laboratório.
4.5.1 Análise laboratorial do lodo
No laboratório foram analisados os sólidos totais.
Como mencionado anteriormente, foi utilizado 1 litro de água destilada
para separar o lodo do material suporte. Este volume teve que ser retirado no
momento do cálculo dos resultados finais de lodo.
Para isso foi medido o volume total levado ao laboratório (líquido + lodo
+ água destilada), sendo em seguida determinado o percentual de água
destilada deste composto. O fator de correção (F.C.) correspondeu ao
percentual de água destilada menos o 100%. A partir destes dados foi
apresentado um fator de correção (apresentado no Quadro 4.2 como F.C.) que
foi utilizado para calcular os resultados finais de lodo.
Quadro 4.2: Fator de correção para cálculo dos resultados finais de lodo.
Volume Total (L) Água Destilada (L) F.C. AER1 7,55 1 0,867 AER2 7,30 1 0,863
Fonte: Autor (2015)
Para análise dos sólidos totais foi utilizado o método gravimétrico com
filtração.
Foram calculados os sólidos totais fixos e voláteis, e a partir destes
dados, foi calculado o percentual de lodo inativo no interior dos biofiltros.
4.6 Fases da pesquisa
A pesquisa foi desenvolvida em 4 fases. Durante estas fases foram
testadas diferentes vazões de ar, diferentes vazões de esgotos e,
consequentemente, tempos de detenção hidráulica diferentes, e fonte externa
de carbono.
54
O Quadro 4.3 apresenta um resumo das variáveis de controle aplicadas
durante as quatro fases da pesquisa.
Quadro 4.3: Resumo das variáveis de controle aplicadas nas quatro fases da
pesquisa
Vazão de esgoto (m3/dia)
Vazão de ar (m3/min.)
Fonte de carbono (m3/dia)
TDH (hh:mm) Duração Número de
coletas Fases AER 1 AER 2 AER 1 AER 2 AER 1 AER 2 Inicio Final
1 10 10 0,10 0,05 - 07:22 07:22 12/09/12 19/12/12 15
2 10 10 0,10 0,01 - 07:22 07:22 10/01/13 18/04/13 15
3 10 10 0,15 - - 07:22 07:22 02/05/13 21/11/13 17
4 10 11 0,15 - 1,00 07:22 06:42 14/08/14 11/12/14 18
Fonte: Autor (2015)
Aqui é importante mencionar que na transição da fase 3 para 4, o
sistema ficou aproximadamente 9 meses sem funcionar devido á quebra dos
compressores que alimentavam de oxigênio o sistema. Esta interrupção na
aeração, aliado a elevada densidade de lodo, pode ter comprometido a
hidrodinâmica do reator durante a fase 4.
4.7 Sistema de Aeração
Para iniciar a pesquisa foram adotadas as vazões de ar de 0,10 m3/min.
no AER1 e 0,05 m3/min. no AER2, baseadas nas pesquisas de Bezerra Filho e
Andrade Neto (2011) e Araújo et al. (2009).
Ao longo das fases da pesquisa estas vazões foram sendo alteradas a
fim de imprimir melhor eficiência de conversão da amônia.
Os Quadros 4.5 e 4.6 apresentam as vazões de ar utilizadas em cada
etapa, bem como a massa de oxigênio aplicada por metro cúbico de reator, nos
filtros AER1 e AER2, respectivamente.
Nem todo oxigênio aplicado no AER1 era utilizado, desta forma, parte do
OD remanescente era levado para o ARE2. Assim, é importante saber que o
oxigênio disponível no AER2 era a soma do O2 aplicado pelo sistema de
aeração mais o OD remanescente do AER1.
55
A ideia inicial era cortar a aeração do AER2 apenas na fase 4,
entretanto, um dos rotâmetros foi danificado no final da fase 2, este fato
impossibilitou que o AER2 continuasse sendo aerado.
Quadro 4.4: Vazões de ar e massa de oxigênio aplicada por metro cúbico de
reator no filtro AER1
AER1 Vazão
(m3/min) Vazão (m3/d)
Massa de AR (kg/d)
Massa de O2 (kg/d)
Volume reator (m3)
Massa de O2/m
3 de reator
(kg/d.m3) Fase 01 0,10 144,00 172,80 40,09 3,42 11,72 Fase 02 0,10 144,00 172,80 40,09 3,42 11,72 Fase 03 0,15 216,00 259,20 60,13 3,42 17,58 Fase 04 0,15 216,00 259,20 60,13 3,42 17,58
Fonte: Autor (2015)
Quadro 4.5: Vazões de ar e massa de oxigênio aplicada por metro cúbico de reator no filtro AER2
AER2 Vazão
(m3/min) Vazão (m3/d)
Massa de AR (kg/d)
Massa de O2 (kg/d)
Volume reator (m3)
Massa de O2/m
3 de reator
(kg/d.m3) Fase 01 0,05 72,00 86,40 20,04 3,42 5,86 Fase 02 0,01 14,40 17,28 4,01 3,42 1,17 Fase 03 0,00 - - - - - Fase 04 0,00 - - - - -
Fonte: Autor (2015)
Para calcular a massa de oxigênio aplicada por metro cúbico de reator
foi utilizada a massa específica do ar de 1,20 kg/m3 e o percentual de oxigênio
no ar de 23,20%, apresentados por Jordão e Pessoa (2009).
O fornecimento de ar foi promovido por dois compressores trabalhando
alternadamente da marca SCHULZ de 5 HP, com 140 libras de pressão e
vazão máxima de ar de 566 L/min. cada. (Ver Figura 4.12). Estes já estavam
disponíveis no campo experimental.
A saída de ar do compressor era ligada a um filtro regulador de pressão
e de retenção de óleo. Neste equipamento era possível regular, além da
pressão, a vazão de ar.
56
O controle da vazão era feito por dois rotâmetros fabricados pela
“Contech” e apresentados na Figura 4.13. O da esquerda era responsável por
regular a vazão do AER1 e sua escala de medição variava entre 0,1 e 1,0
m3/min. O da direta, com escala de medição variando entre 0,009 e 0,09
m3/min., regulava a vazão do AER2.
Ao chegar ao filtro biológico o ar era dividido igualmente por uma cruzeta
em três mangueiras perfuradas com agulha que distribuiriam o ar no interior do
filtro (Figura 4.14).
Esta forma de distribuição do ar se mostrou eficiente além de tornar o
projeto mais barato.
As mangueiras de distribuição de ar foram introduzidas nos tubos de
distribuição de esgoto no filtro AER1. Desta forma, o esgoto era aerado antes
de entrar no reator. Esta solução permitiu que a aeração fosse mais eficiente,
uma vez que no interior dos filtros, devido ao grande acúmulo de lodo, a
penetração do oxigênio se tornava mais difícil. Inclusive, a formação de zonas
em que o oxigênio não estivesse presente era um dos objetivos da pesquisa.
A fim de garantir que mangueiras ficariam fixas no cano de distribuição e
todo o ar seria distribuído para o interior dos biofiltros, elas foram presas com o
uso de arame nº18 recozido, comumente utilizado em construção civil para
amarração de ferragens, no cano PVC onde a tubulação de distribuição é
acoplada.
Além disso, as extremidades finais das mangueiras foram vedadas
utilizando um parafuso, fita veda rosca, cola de PVC e abraçadeiras de metal.
57
Figura 4.12: Compressores utilizados no
suprimento de ar
Fonte: Autor (2015)
Figura 4.13: À esquerda o regulador
de pressão e vazão e à direita os
rotâmetros utilizados para aferir as
vazões de ar dos filtros.
Fonte Autor (2015)
Figura 4.14: (A) Cruzeta que recebe a vazão de ar do compressor e divide em
três mangueiras perfuradas. (B) Mangueira perfurada com agulha que distribui
o ar no interior do filtro. (C) Distribuição das mangueiras no interior do filtro (D)
Distribuição dos canos.
Fonte: Acervo da equipe do Prof. Cícero Onofre - UFRN
58
4.7.1 Furometria das mangueiras
A furometria das mangueiras utilizadas foi determinada por Araújo
(2009). O autor testou mangueiras lisas e trançadas com diâmetros de ½” e ¾”.
Em testes preliminares com água não houve diferença de oxigenação
entre as mangueiras lisas e transadas, tendo sido, portanto, as primeiras
descartadas devido a sua maior flexibilidade, o que futuramente poderia causar
interrupção do fornecimento de ar pelo estrangulamento da mangueira durante
o funcionamento do sistema.
Quanto menor a bolha maior a superfície de contato e,
consequentemente, melhor será a transferência de oxigênio (DEMOYER et al.,
2003; GILLOT et al., 2005). Desta forma, buscou-se utilizar uma ferramenta
que proporcionasse o menor furo possível. Utilizou-se agulha de coser, que
depois de aquecida, perfurava a mangueira.
Experimentalmente as mangueiras foram perfuradas com distância de 5
cm entre os furos, e estes alternados perpendicularmente.
Para determinar a mangueira mais eficiente no tocante à transferência
de oxigênio, elas foram submetidas a testes em condições operacionais
semelhantes as que seriam aplicadas no experimento no que diz respeito à
vazão de ar e esgoto. As mangueiras foram testadas sob duas vazões de ar
(0,05m3/min e 0,10 m3/min). A vazão de esgoto aplicada foi 15 m3/dia.
Em seguida foram realizadas aferições de oxigênio dissolvido no meio
líquido em intervalos de 30 minutos, iniciando-se às 8h 55min horas da manhã,
indo até às 11h 55min horas, e das 13h 30min até às 16h 30min. No total foram
coletados 14 amostras de OD.
Nas duas vazões de ar aplicadas a mangueira de ½” se mostrou mais
eficiente, e, por este motivo, adotada na pesquisa.
59
4.8 Fonte externa de carbono
Após passar por tratamento anaeróbio e por um biofiltro aerado, o
afluente que chega ao AER2 já apresenta baixo nível de carbono assimilável,
desta maneira o processo de desnitrificação poderia ficar comprometido.
Por esta razão, foi adicionada uma fonte externa de carbono a partir do
esgoto bruto. A ideia é que este esgoto apresente alta carga de carbono
prontamente assimilável e potencialize o processo de desnitrificação.
Este expediente foi utilizado durante a fase 4 , e a vazão média utilizada
foi de 1 m3/dia, equivalente a 10% da vazão afluente.
O esgoto utilizado como fonte externa de carbono durante a fase 4 da
pesquisa apresentava as características expostas no Quadro 4.6.
Quadro 4.6: Características do esgoto utilizado como fonte externa de carbono durante a fase 4 da pesquisa.
NTK Turbidez pH DQO SST 97 mg/L 137 UT 7,90 524 mg/L 148 mg/L
4.9 Cargas de N e C aplicadas
O Quadro 4.7 apresentam as cargas de nitrogênio e carbono aplicadas
nos filtros AER1 e AER2 durante as quatro fases da pesquisa. A carga de
carbono foi calculada com na DQO.
Quadro 4.7: Cargas de N e C aplicadas no biofiltros nas diferentes fases da pesquisa.
Vazão (m3/d)
Conc. N (mg/L)
Carga N (g/d.m3 de
reator)
Conc. C (mg/L)
Carga C (g/d.m3 de
reator)
AER1
Fase 1 10 103,3 335,4 111,6 362,4
Fase 2 10 85,2 276,7 145,6 472,8
Fase 3 10 83,4 270,8 159,9 519,0
Fase 4 10 84,8 275,3 190,1 617,1
AER2
Fase 1 10 51,7 167,8 67,1 217,9
Fase 2 10 48,1 156,1 79,9 259,3
Fase 3 10 44,5 144,5 72,4 235,0
Fase 4 10 60,6 196,8 61,9 201,1
60
O Quadro 4.8 apresenta as cargas de Nitrogênio e Carbono aplicadas no
AER2, durante a fase 4 da pesquisa, e que serviu como fonte externa de
carbono.
Quadro 4.8: Cargas de N e C da fonte externa de carbono aplicada no AER2 durante a fase 4 da pesquisa.
Vazão (m3/d)
Conc. N (mg/L)
Carga N (g/m3 de reator)
Conc. C (mg/L)
Carga N (g/m3 de reator)
Fonte de Carbono
1,00 94,3 30,6 523,8 170,1
4.10 Procedimento de Partida no Sistema
Antes do início das coletas dos dados foi realizado o processo de partida
dos reatores. No primeiro momento a partida foi dada com os dois filtros
trabalhando anaerobiamente. Este procedimento foi adotado para que o
biofilme pudesse se formar e aderir ao material suporte sem a interferência da
agitação provocada pela aeração.
Uma semana após o início da partida o sistema de aeração foi ligado,
contudo a vazão utilizada inicialmente foi equivalente a 50% da vazão que seria
utilizada durante a operação. Esta configuração foi utilizada também durante
uma semana. Após isto, a vazão de ar foi regulada para o valor utilizado
durante a operação.
Este procedimento foi adotado antes da primeira e da quarta fase da
pesquisa. Antes da primeira fase, pois, obviamente, era o início da pesquisa e
da operação do sistema.
Foi necessário adotar o procedimento de partida antes da quarta fase da
pesquisa, pois, ao final da terceira fase os compressores quebraram, e seu
conserto demorou três meses. Durante este período o sistema operou
anaerobiamente, e após os compressores voltarem a funcionar, a vazão de ar
foi ligada lentamente, conforme descrito.
61
Após a regulação das vazões de ar esperou-se um tempo (6 semanas
antes da fase 1 e 4 semanas antes da fase 4) para a aclimatação do lodo.
Durante esta etapa eram realizadas duas coletas semanais (terças e quintas)
para determinar o momento em que o sistema entraria em equilíbrio.
Este controle se deu através das mesmas variáveis que seriam
utilizadas no decorrer da pesquisa. Admitiu-se que o sistema estava em
equilíbrio quando as análises deixaram de apresentar grandes variações entre
as coletas. Em seguida estes dados foram descartados e iniciou-se a coleta de
dados das referidas fases.
4.11 Operação
O acompanhamento operacional do sistema era feito através das
variáveis: vazão de ar, vazão do esgoto, perda de carga e vazão da fonte de
carbono, alguns verificados semanalmente e outros diariamente.
Diariamente também, era promovida a limpeza dos filtros com retirada
de sólidos, algas e materiais inertes trazidos pelo esgoto, para evitar a
obstrução dos caminhos que esgoto teria que percorrer no interior do sistema e
evitar interferências nas análises laboratoriais.
Nas primeiras semanas de operação observou-se um desenvolvimento
constante de algas na superfície do filtro aerado, que frequentemente obstruía
os orifícios das canaletas que distribuíam o esgoto no filtro. Com a finalidade
de diminuir esta proliferação os biofiltros foram cobertos, eliminando
parcialmente a fonte de luz necessária ao desenvolvimento das algas.
4.11.1 Perda de carga Para Andrade Neto (2004), os filtros anaeróbios funcionam sem prejuízo
com perdas de carga de 10 cm, e este valor foi adotado como limite da perda
de carga para os biofiltros aerados estudados. Em vista disto, quando a perda
de carga nos filtros superava este valor era feita uma descarga de parte de seu
volume. Efetivamente, esta operação foi realizada três vezes ao longo da
pesquisa.
62
4.12 Coleta e análises
As coletas das amostras de esgoto foram realizadas com frequência
semanal no mesmo horário (8h), entre 12 de setembro de 2012 e 11 de
dezembro de 2014.
Os parâmetros analisados na pesquisa, bem como o método utilizado e
o local da análise, estão apresentados no Quadro 4.9.
Quadro 4.9:Relação das análises realizadas e métodos analíticos aplicados
Parâmetro Unidade Método Utilizado Fonte Local
pH - Eletrométrico APHA, 2002 Campo
Temperatura ºC Termômetro com
filamento de mercúrio
APHA, 2002 Campo
Oxigênio
dissolvido
mg/L Oxímetro APHA, 2002 Campo
Alcalinidade mg
CaCO3/L
Titulação
potenciométrica
APHA, 2002 LARHISA
Turbidez UT Nefelométrico APHA, 2002 LARHISA
Sólidos
Suspensos Totais
(fixos e voláteis)
mg/L Gravimétrico APHA, 2002 LARHISA
Nitrogênio
Orgânico
mg/L Semi-microKjeldhal APHA, 2002 LARHISA
Nitrogênio
Amoniacal
mg/L Semi-microKjeldhal APHA, 2002 LARHISA
Nitrito mg/L Colorimétrico APHA, 2002 LARHISA
Nitrato mg/L Salicilato APHA, 2002 LARHISA
DQO mg/L Dicromato de potássio
com refluxo fechado
APHA, 2002 LARHISA
Em alguns momentos foi necessário alterar os dias de coleta devido a
fatores intervenientes não controláveis, como: fortes chuvas que alteram as
características do esgoto, interrupções do sistema de aeração, devido a quebra
dos compressores, ou ainda, interrupção no fornecimento de esgoto ao reator,
causado pelo entupimento do regulador de vazão afluente. Em todos os casos
63
as coletas eram adiadas ou antecipadas sem alterar seu horário. Entretanto,
essas alterações foram extremamente raras.
Durante as três primeiras fases da pesquisa foram coletadas sempre
três amostras: afluente dos biofiltros, efluente do AER1 e efluente do AER2. Já
durante a fase 4, além das amostras citadas, foi coletada também uma amostra
de esgoto bruto, que era utilizado como fonte externa de carbono.
As análises físico-químicas foram realizadas em campo e no Laboratório
de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental (LARHISA), da Universidade
Federal do Rio Grande do Norte (UFRN), e no laboratório da Estação
Experimental do Campus da UFRN (campo).
Todas as análises foram realizadas de acordo com o Standard Methods
for the Examination of Waterand Wastewater (APHA, 2002). As amostras
destinadas a análise de nitrato, nitrito e alcalinidade foram previamente filtradas
utilizando membranas com poro de 0,14 µm de diâmetro e carvão ativado, para
se reduzir a interferência de cor e turbidez.
Além desses parâmetros, foi aferido também o oxigênio dissolvido,
entretanto, o equipamento utilizado para medição quebrou na metade da fase
2. Por esta razão este parâmetro só será apresentado na fase 01.
4.13 Tratamento dos Dados Obtidos
Os dados das análises citadas no Quadro 4.9 foram processados
através de planilhas eletrônicas e software estatístico.
Primeiramente será apresentado os resultados referentes à parte sólida.
A principal diferença entre o reator estudado e os demais reatores utilizados no
tratamento de esgotos sanitários é a capacidade de reter lodo, e estes
resultados buscam exatamente deixar clara essa diferença.
A análise da fase líquida começará com a apresentação da estatística
descritiva (média, desvio padrão, valor máximo e valor mínimo). Estes
64
resultados servirão de base para comparação do reator estudado com os
reatores semelhantes projetados para remover biologicamente nitrogênio.
O passo seguinte será mostrar a correlação entre os parâmetros
pesquisados. A ideia é que está análise sirva como introdução para os estudos
seguintes. A partir da comprovação de existe correlação significativa entre os
parâmetros pode-se segui para a análise de componentes principais.
Nesta análise ficará claro quais os fatores são mais relevantes ao
processo de remoção biológica de nitrogênio por nitrificação e desnitrificação
simultâneas. Ficará claro também o peso de fator no processo geral.
Por fim, a análise da variância e o teste estatístico de Tukey para
amostras desiguais, mostrarão se as alterações de configuração propostas
entre as fases impuseram diferenças significativas ao processo de tratamento
de esgotos.
4.13.1 Análise de componentes principais
A análise de componentes principais (conhecido por sua sigla em inglês,
PCA) é uma ferramenta multivariada utilizada para reduzir dados perdendo o
mínimo possível de informações. O resultado é uma matriz linear.
No caso desta pesquisa, a análise foi utilizada para mensurar a
relevância de cada fator no processo de nitrificação e desnitrificação
simultâneas.
Primeiramente foi criada uma matriz com as variáveis que se iria estudar
(foram analisadas: Amônia, nitrato, nitrogênio total, alcalinidade, DQO e SST).
Essa matriz era inserida em um programa estatístico e em seguida escolhida a
opção técnicas multivariadas exploratórias e componente principal. As variáveis
testadas foram introduzidas no campo variáveis analisadas.
O número de fatores e seu peso no processo são determinados pelo
programa estatístico.
65
A Figura 4. 15 apresenta a tela resultante da análise de componentes
principais. Nela é possível ver o número de fatores (6) que representam 100%
do processo.
Figura 4. 15: Análise de componentes principais
Ainda na Figura 4. 15, clicando em Eigenvalues (auto valor) o programa
apresenta os pesos de cada fator no processo. Em Factor coordinates of
variables, é apresentada a matriz com o influência de cada fator nas variáveis
em estudo. E em Plot var. factor coordinates, 2D é apresentado a
representação gráfica dos fatores.
Os fatores são independentes entre si. Assim, cada fator deve ser
comparado apenas com as variáveis estudadas, não fazendo sentido a
comparação de um fator com outro
Pegado como exemplo a Figura 4. 16, a determinação do fator 1 é feita
analisando a influência que ele exerce sobre cada parâmetro. Em seguida,
baseado no conhecimento prévio sobre o tema estudado, determina-se o fator.
Continuando no exemplo, o fator 1 exerce influência negativa nos
parâmetros: N. amoniacal, N. Total, Alcalinidade, DQO e SST. E exerce
influencia positiva no N-NO3. Desta forma, o processo que atua desta maneira
nos parâmetros expostos é a nitrificação. Assim, pode-se afirmar, que o fator 1
66
trata-se do processo de nitrificação. Em seguida procede-se da mesma
maneira para identificar os demais fatores.
Figura 4. 16: Exemplo de matriz de componentes principais
A Figura 4. 17 apresenta a representação gráfica em duas dimensões
dos componentes principais. Este tipo de gráfico associa dois fatores. No caso
do exemplo, a associação é ente os fatores 1 e 2, onde o fator 1 é expresso no
eixo X, e o fator 2 no Y.
A utilidade desta representação é perceber mais claramente os
parâmetros que não estão grupados. Ainda na Figura 4. 17, fica fácil perceber
que para o fator 1, todos os parâmetros estão agrupados e sofrem influência
negativa do fator, apenas o N-NO3 está destacado e sofrendo influência
positiva. No caso do fator 2, todos os parâmetros estão próximos ao zero,
apenas a DQO esta destacada negativamente. Fica claro perceber que o fator
2 trata-se do processo de remoção de DQO.
Figura 4. 17: Exemplo da representação gráfica dos componentes principais
67
4.13.2 ANOVA e teste de Tukey para amostras desiguais.
Tanto a análise de variância (ANOVA) quanto o teste de Tukey para
amostras desiguais, tem o objetivo de mostrar se há diferença significativa
entre os parâmetros, pontos de coleta e fases da pesquisa.
Os resultados foram obtidos através de um programa estatístico. Neste
programa inseria-se o banco de dados e em seguida escolhia-se a opção
ANOVA. Após escolher as variáveis a serem analisadas a tela que se
observava apresenta-se na Figura 4. 18.
Pela figura é possível visualizar o intervalo de confiança e o nível de
significância da análise (95% e 5%, respectivamente). Para apresentar os
gráficos clica-se em All effects/Graphs.
Figura 4. 18: Exemplo da análise da variância
O gráfico apresenta o valor de tendência central e o intervalo de
confiança (Figura 4. 19). Quando não há intercessão entre os intervalos de
confiança significa que existe diferença significativa entre os conjuntos de
dados comparados.
68
Figura 4. 19: Exemplo de gráfico de análise da variância
Entretanto, quando esses limites estão próximos pode não ser possível
determinar a diferença graficamente, por está razão o teste de Tukey se faz
necessário.
Para realizar o teste é necessário clicar na aba post-hoc, mostrada na
Figura 4. 18. Ao clicar o programa direciona para a janela apresentada na
Figura 4. 20.
Figura 4. 20: Exemplo da janela para realização do teste de Tukey
Em seguida clica-se em Tukey HSD e o programa apresenta a matriz
com os p valores.
A hipótese aqui é que não existe diferença significativa entre os
conjuntos de dados. Quando o p valor é inferior a 0,05 a hipótese é negada, o
que significa dizer que há diferença significativa entre os conjuntos de dados
comparados.
69
Desta forma, o teste de Tukey e a análise de variância se
complementam no objetivo de apresentar as diferenças significativas existentes
dentre as diversas configurações utilizadas na pesquisa, bem como ao longo
do sistema de tratamento.
70
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO:
Primeiramente serão apresentados os resultados e discussões acerca
da densidade de lodo no interior do reator. Este parâmetro é importante porque
é a alta densidade de lodo uma das principais características do reator
estudado e a principal diferença frente aos biofiltros convencionais. Ao final da
fase 4 foi determinada a densidade de lodo no interior do reator, conforme
metodologia apresentada no item 4.5.
O volume de lodo no interior do reator será expresso através da
concentração de sólidos totais.
Em seguida serão discutidos os resultados da porção líquida.
Para apresentar e discutir os resultados, confrontando com a literatura
atual, e comparar o reator estudado com os reatores comumente utilizados no
tratamento de esgotos sanitários, utilizou-se a estatística descritiva
complementada por gráficos de Box Plot.
No passo seguinte serão discutidos os processos envolvidos no
experimento. Para está finalidade serão utilizadas matriz de correlação linear,
análise de componentes principais, análise de variância (ANOVA) e o teste
estatístico de Tukey para amostras desiguais.
5.1 Densidade de lodo
A Tabela 5.1 apresenta os resultados dos sólidos totais no interior dos
biofiltros estudados ao final da fase 4 da pesquisa.
Um dos motivos para o AER2 ter aeração menor é justamente dar maior
estabilidade ao efluente. Diminuindo a aeração diminui-se também a agitação
do meio, com isso, espera-se aumentar a capacidade de retenção de lodo do
reator e, consequentemente, diminuir a concentração de sólidos no efluente
final.
71
A análise da Tabela 5.1 permite observar que, de fato, o AER2 mostrou-
se mais eficiente na retenção de sólidos totais. Este resultado será corroborado
oportunamente com a observação dos resultados de sólidos na porção líquida.
Tabela 5.1: Detalhamento dos sólidos totais no interior do AER1 e AER2, ao final da fase 4 da pesquisa
Amostra Sólidos
Totais (mg/L) Sólidos Totais Voláteis (mg/L)
Sólidos Totais Fixos (mg/L)
Percentual de lodo fixo
AER1 5.291 3.220 2.072 39% AER2 64.932 55.881 9.052 14%
A concentração de sólidos no AER1 mostra-se dentro do intervalo
teórico de concentração de sólidos em lodos ativados projetados para remover
nitrogênio (3 a 6 g/L) apresentado por Pessoa e Jordão (2005). Entretanto, em
condições reais de operação, estes valores são difíceis de serem alcançados.
Zielinska et al. (2012) atingiram a concentração máxima de sólidos no
interior do lodo ativado de 2,9 g/L. Kim et al. (2011) trabalharam com
concentração máxima de 3 g/L. Satoh et al. (2003) trabalharam com 2,8 g/L. Os
três trabalhos estudaram remoção de nitrogênio em lodos ativados.
Em escala de laboratório, Weissenbacher et al. (2007) conseguiram
manter a concentração média de sólidos no interior do reator em 13 g/L. Os
autores trabalharam com um MBR projetado para remover nitrogênio por SND.
O valor é superior à concentração média no AER1, todavia, é bastante inferior
aos 65 g/L apresentados pelo AER2.
Outro aspecto a ser explorado é o percentual de sólidos fixos no interior
dos filtros. O percentual de quase 40% no AER1 é um forte indicio que a
respiração endógena está ocorrendo.
5.2 Estatística Descritiva
As tabelas 5.2, 5.3, 5.4 e 5.5 apresentam a estatística descritiva das
fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Elas mostram o número de amostras válidas
para cada parâmetro (N), os valores médios, o desvio padrão (DP) e os valores
mínimos e máximos (Mín.e Máx., respectivamente).
72
Vê-se que durante o tratamento anaeróbio prévio, praticamente todo
nitrogênio foi amonificado. A maior concentração de nitrogênio orgânico foi
observada durante a fase 01, 3,9 mg/L.
Como esperado, observa-se também que não houve presença de
formas oxidadas de nitrogênio no efluente anaeróbio.
Também não houve acúmulo significativo de nitrito durante as três
primeiras fases da pesquisa. Para estas etapas o maior valor médio foi de 0,32
mg/L no AER1 na fase 01.
É importante perceber que para o nitrito o desvio padrão também foi
baixo durante as três primeiras fases da pesquisa. Isto é reflexo da estabilidade
dos dados durante estas fases.
Tabela 5.2: Estatística descritiva da Fase 01
Parâmetro
ANA AER1 AER2
N Média DP
N Média DP
N Média DP
Mín. Máx. Mín. Máx. Mín. Máx.
Amônia (mg/L) 12 98,8 16,0
9 40,5 12,9
12 19,4 9,3
76,6 134,7 13,1 57,0 4,3 39,0
NTK (mg/L) 12 102,7 16,4
10 42,30 20,34
12 21,1 9,5
79,6 138,9 13,87 92,69 6,4 41,3
Nitrito (mg/L) - - -
10 0,32 0,38
11 0,1 0,1
- - 0,01 1,05 0,01 0,5
Nitrato (mg/L) - - -
10 14,0 7,8
11 26,7 9,4
- - 2,1 25,3 11,7 38,9
Nitrogênio Total (mg/L) 12 103,3 16,4
12 51,7 22,4
12 45,7 13,4
79,8 138,9 21,1 100,5 14,9 64,6
Turbidez (UT) 12 44,7 11,7
12 1,2 0,5
12 0,8 0,3
25,0 64,0 0,7 2,5 0,4 1,2
pH 8 6,6 0,2
8 6,7 0,5
8 6,3 0,4
6,4 7,0 5,5 7,1 5,6 6,8
Alcalinidade (mg CaCO3/L) 12 546,0 74,4
12 228,8 105,7
12 79,5 45,7
376,0 650,0 17,0 371,5 23,5 155,5
DQO (mg/L) 8 111,6 36,9
9 67,1 34,8
9 42,8 24,6
59,3 167,4 12,2 119,5 8,2 99,6
SST (mg/L) 12 15,9 6,5
11 6,3 4,7
12 2,4 1,8
8,7 26,8 0,8 14,5 0,2 7,1
73
Como explicado anteriormente, o equipamento que fazia a aferição de
OD quebrou ainda na metade da fase 2. Por isso os dados deste parâmetro
não estão contemplados na estatística descritiva. O que se pode dizer sobre
este parâmetro é que durante a fase 01, onde a vazão de O2 no AER1 foi igual
a da fase 02 e inferior a das fases 03 e 04, a concentração média de OD foi de
2,3 mg/L, concentração suficiente para que a nitrificação ocorra (YUAN E GAO,
2010; MOREIRA, YAMAKAWA E ALEGRE, 2002; VON SPERLING E FRÓES,
1998).
Se a concentração de OD no AER1 não representou inibição na fase 01,
é natural supor que nas demais fases, onde a vazão de ar foi igual ou superior
à da fase 1, a concentração de OD também tenha suficiente para que
nitrificação ocorresse.
Tabela 5.3: Estatística descritiva da Fase 02
Parâmetro
ANA AER1 AER2
N Média DP
N Média DP
N Média DP
Mín. Máx. Mín. Máx. Mín. Máx.
Amônia (mg/L) 14 84,1 13,9
14 38,8 19,6
13 28,2 16,6
59,3 109,6 14,8 74,0 7,1 56,9
NTK (mg/L) 14 85,0 13,9
14 40,2 19,7
13 29,5 16,8
61,3 111,5 16,6 75,5 7,8 58,1
Nitrito (mg/L) - - -
15 0,2 0,1
15 0,1 0,06
- - 0,1 0,3 0,03 0,25
Nitrato (mg/L) - - -
13 8,5 5,2
15 11,2 7,7
- - 1,7 15,9 1,67 24,9
Nitrogênio Total (mg/L) 14 85,2 14,0
14 48,1 16,4
13 40,1 11,9
61,5 111,76 28,9 77,7 18,33 60,9
Turbidez (UT) 13 42,1 22,6
12 2,8 1,6
13 1,2 0,5
11,9 80,0 0,6 6,1 0,31 2,4
pH 14 6,9 0,2
14 7,0 0,3
14 6,8 0,5
6,7 7,3 6,5 7,5 5,58 7,4
Alcalinidade (mg CaCO3/L) 14 314,3 141,0
14 139,0 69,1
14 116,9 66,2
146,0 521,0 38,0 306,5 12,00 244,0
DQO (mg/L) 13 145,6 35,2
12 79,9 39,7
11 38,9 20,9
69,0 192,3 21,6 156,7 8,26 70,8
SST (mg/L) 13 18,0 10,4
14 6,9 4,0
13 1,2 0,5
5,0 40,2 0,6 13,4 0,30 2,0
74
Já no AER2, mesmo com a vazão de ar inferior, na fase 01 percebeu-se
uma concentração média de OD de 4,0 mg/L. Reforçando a ideia de que a
sobra de oxigênio do AER1 seguia para o AER2, garantindo a segundo filtro
concentração de OD suficiente para que a nitrificação continuasse.
Apenas durante a fase 04 houve acúmulo mais significativo de nitrito no
AER1, 2,2 mg/L. Este acúmulo pode ter sido causado pela elevação na
concentração de lodo no interior do reator que tenha dificultado as
transferências de oxigênio. Conforme citado por Liu e Wang (2013), baixas
concentrações de OD podem proporcionar acúmulo de nitrito. Isto ocorre
principalmente quando a temperatura do meio líquido estiver em torno dos 30ºC
(GUO et al., 2008).
Por outro lado, alta concentração de OD aliado à dificuldade das
bactérias em metabolizar o carbono, causada pelo tipo de substrato utilizado,
podem fazer com que a desnitrificação não seja completa. Desta forma, pode
ocorrer a formação não de N2 mas sim de NO2- e NH4
+ como produtos da
desnitrificação (YANG et al., 2012). A desnitrificação incompleta pode justificar
o aumento na concentração de nitrito durante a fase 4 da pesquisa.
Mesmo com o processo de nitrificação evidente e com o consequente
consumo de alcalinidade, o pH do meio manteve-se relativamente constante e
próximo à neutralidade.
Desta forma, o pH não apresentou-se como inibidor nos processos
biológicos de transformação da matéria carbonácea e nitrogenada.
75
Tabela 5.4: Estatística descritiva da Fase 03
Parâmetro
ANA AER1 AER2
N Média DP
N Média DP
N Média DP
Mín. Máx. Mín. Máx. Mín. Máx.
Amônia (mg/L) 17 80,8 15,3
18 32,2 11,1
17 24,1 9,7
61,8 128,2 11,2 52,8 5,8 39,8
NTK (mg/L) 17 83,0 16,3
18 33,4 11,4
17 25,1 10,0
62,2 128,2 12,1 54,2 6,1 42,0
Nitrito (mg/L) - - -
15 0,2 0,1
14 0,04 0,02
- - 0,1 0,3 0,02 0,1
Nitrato (mg/L) - - -
15 12,0 6,7
14 14,7 7,5
- - 2,5 26,1 6,1 27,2
Nitrogênio Total (mg/L) 17 83,4 16,2
17 44,5 10,4
17 37,2 10,8
62,6 128,2 23,3 60,9 18,1 55,7
Turbidez (UT) 15 24,5 12,5
16 3,5 2,9
17 1,0 0,3
4,7 46,0 1,2 11,8 0,5 1,6
pH 17 7,3 0,3
17 7,3 0,3
17 6,9 0,7
6,8 7,7 6,6 7,8 4,6 7,8
Alcalinidade (mg CaCO3/L) 17 342,3 152,7
17 115,1 46,8
17 82,1 50,8
56,6 512,6 24,2 191,6 6,4 175,2
DQO (mg/L) 17 159,9 89,5
16 72,4 32,5
16 49,9 35,4
74,3 388,0 32,3 143,4 11,4 138,2
SST (mg/L) 16 15,4 9,1
12 6,4 2,9
15 2,4 1,3
5,1 37,5 1,7 11,0 0,3 4,6
76
Tabela 5.5: Estatística descritiva da Fase 04
Parâmetro
ANA AER1 AER2
N Média DP
N Média DP
N Média DP
Mín. Máx. Mín. Máx. Mín. Máx.
Amônia (mg/L) 17 83,6 25,1
16 53,7 16,8
16 49,8 12,1
63,2 173,0 20,9 100,4 20,6 71,7
NTK (mg/L) 17 84,8 24,8
16 54,9 17,1
16 50,2 12,0
67,1 173,6 21,7 102,2 21,5 71,7
Nitrito (mg/L) - - -
14 2,2 1,0
14 0,2 0,6
- - 0,9 4,6 0,00 2,1
Nitrato (mg/L) - - -
15 4,0 5,9
14 1,3 1,8
- - 0,1 22,5 0,11 7,0
Nitrogênio Total (mg/L) 17 84,8 24,8
16 60,6 19,1
16 51,6 12,9
67,1 173,6 21,7 104,0 23,2 80,8
Turbidez (UT) 11 46,1 11,5
11 4,0 3,8
11 5,9 3,9
30,0 74,0 1,1 14,8 0,8 11,2
pH 16 7,2 0,3
16 7,4 0,3
16 7,6 0,3
6,8 7,7 6,9 7,7 7,3 8,3
Alcalinidade (mg CaCO3/L) 14 447,3 127,5
13 324,5 93,4
13 293,5 52,9
352,0 878,0 224,4 612,6 157,8 345,3
DQO (mg/L) 13 190,1 54,2
11 61,9 34,6
12 50,0 20,8
70,4 258,7 9,7 110,2 7,4 84,3
SST (mg/L) 14 24,2 5,5
13 9,3 5,5
13 2,5 2,4
10,0 32,0 3,5 21,5 0,4 9,8
A Tabela 5.6 apresenta as características da fonte suplementar de
carbono utilizada durante a fase 04 da pesquisa. Conforme apresentado no
item 4.8, para fonte suplementar de carbono foi utilizado 1 m3/dia de esgoto
bruto.
Pela diferença entre a amônia e o NTK é possível inferir que a
concentração média de nitrogênio orgânico afluente é inferior ao que preconiza
a literatura. Jordão e Pessoa (2009) definem como 10 mg/L a concentração
típica de nitrogênio orgânico em esgotos sanitários fracos.
Liu et al. (2010), estudando as condições operacionais em escala de
laboratório para nitrificação e desnitrificação simultâneas em valo de oxidação,
trabalharam com esgotos domésticos com concentração média de nitrogênio
orgânico de 6 mg/L.
77
Essa baixa concentração de nitrogênio orgânico pode se dever ao fato
de parte do esgoto afluente ser originado em locais de habitação temporária
(restaurante universitário e departamento de educação física), onde a micção
predomina frente à defecção.
Está teoria é confirmada pela concentração média de amônia superior
ao valor típico apresentado pelos autores supracitados. Enquanto Jordão e
Pessoa (2009) afirmam ser de 50 mg/L a concentração típica de amônia em
esgoto domestico forte, Liu et al. (2010) trabalharam com concentração média
de amônia de 35 mg/L.
Tabela 5.6: Estatística descritiva da fonte suplementar de carbono
Amônia (mg/L)
NTK (mg/L) Alcalinidade (mg
CaCO3/L) DQO (mg/L) SST (mg/L)
N 17 17 14 12 14
Média Mín. 94 68 97 75 405 243 524 243 148 34
DP Máx. 30 190 30 194 137 840 143 775 65 330
A DQO média de 524 mg/L, representa uma carga de 170 g/dia.m3 no
reator. Durante a fase 04 a carga aplicada ao AER2 levando em conta apenas
o efluente do ARE1 foi 201 g/dia.m3 de reator (conforme Quadro 4.8).
Entretanto, é importante observar que o carbono proveniente do AER1 já
passou por uma etapa anaeróbia e outra aerada, e é, portanto, um carbono
mais difícil de ser assimilado pelos microrganismos desnitrificantes.
Bezerra Filho, Andrade Neto e Araújo (2015), testando a desnitrificação
em biofiltros com alta densidade de lodo, perceberam um incremento de 40%
na atividade desnitrificante com uma carga de DQO de 54 g/dia.m3 de reator.
Desta forma, a carga total (somando a carga do efluente do AER1 e da
fonte de carbono) aplicada ao AER2 durante a fase 04 foi de 371 g/dia.m3 de
reator.
Com relação ao nitrogênio, a carga aplicada pela fonte de carbono foi
31,49 g/dia.m3 no reator. A carga do efluente do AER1 foi de 60,60 g/dia.m3 de
reator.
78
Assim, a carga de nitrogênio total aplicada no AER2 durante a fase 04
foi de 92,09 g/dia.m3 de reator.
Portanto, a relação DQO/N da parte líquida é de 4. Este valor é inferior
aos 6,8 encontrado por Zielinska et al. (2012). Com esta relação os autores
conseguiram remover mais de 50% do nitrogênio afluente tratando esgotos
domésticos em um sistema de lodos ativados.
Entretanto, a relação ótima DQO/N varia de acordo as características do
esgoto tratado, com as condições operacionais e, principalmente, com o tipo de
carbono utilizado e deve ser buscado empiricamente. (Yang et al., 2012; Henze
et al., 1997). Diferentes tipos de carbonos imprimem diferentes coeficientes de
crescimento bacteriano (Zhao et al., 2010).
5.3 Box Plot
Neste item serão mostrados gráficos do tipo box plot, o valor de
tendência central, o desvio padrão e os valores máximos e mínimos.
5.3.1 Box Plot Nitrogênio Amoniacal
A Figura 5.1 apresenta os Box Plot do nitrogênio amoniacal para as
quatro fases da pesquisa. É possível notar que houve redução na concentração
média de nitrogênio amoniacal em todas as fases da pesquisa. Entretanto,
percebe-se claramente que a fase 01 foi mais eficiente na remoção deste
parâmetro, apresentando eficiência média de remoção de 80%. As fases 02, 03
e 04 apresentaram 66%, 70% e 40% de eficiência, respectivamente.
As eficiências encontradas nas fases 2 e 3 são similares ao trabalho
desenvolvido por Foco e Nour (2014), que trabalharam com biofiltro aerado
submerso, em escala real, preenchido com eletroduto cortado, tratando
efluentes domésticos, atingindo eficiência máxima de remoção de amônia de
62%.
Contudo, em escala de laboratório é possível atingir maiores eficiências
na oxidação da amônia utilizando BAS. É o caso de Cheng et al. (2009), que
79
atingiram 94% de eficiência na remoção da amônia. E de GÁLVEZ et al.
(2003), que observaram eficiência de até 100%.
A eficiência observada na fase 1 foi similar a encontrada por Kim et al.
(2011), que trabalhando com sistema de lodos ativados atingiram eficiência na
remoção de amônia pouco superior aos 80%.
A principal razão pela qual a fase 01 apresentou-se como a mais
eficiente pode estar na configuração do sistema de aeração. Durante a fase 01
o AER1 era abastecido com 10 m3/dia de ar, e o AER2 com 0,05 m3/dia. Para a
fase 02 a taxa de aeração do AER2 foi reduzida para 0,01 m3/dia. Esta
diminuição na aeração pode ter contribuído decisivamente para a menor
eficiência na oxidação da amônia durante a fase 02.
Figura 5.1: Box Plot do Nitrogênio Amoniacal
Média DP Min-Max
Nitr
og
ên
io A
mo
nia
cal (
mg
/L)
Fase 01
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Fase 02
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Fase 03
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Fase 04
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Comparando a fase 02 com a fase 03, nota-se um incremento na
eficiência de oxidação da amônia. Este aumento pode estar ligado mais uma
vez a alteração na vazão de oxigênio. Na fase 03 aumentou-se a vazão de ar
no AER1 para 0,15 m3/dia.
Quando se observa a carga de oxigênio aplicada ao sistema como um
todo (somando a carga de oxigênio aplicada ao ARE1 e AER2) percebe-se
80
que, dentre as três primeiras fases, na fase 03 aplicou-se a maior carga de
oxigênio por metro cúbico de reator (ver Quadros 4.5 e 4.6). Na fase 03
aplicou-se uma carga de O2 de 17,58 kg/m3.dia no AER1, contra 11,72
kg/m3.dia no AER1 e 5,86 kg/m3.dia no AER2, durante a fase 01.
Mesmo com a carga maior de O2 a fase 03 apresentou-se menos
eficiente na remoção de nitrogênio amoniacal do que a fase 01. Este fato
explica-se porque na fase 01 a carga de oxigênio era dividida entre os dois
biofiltros, enquanto na fase 03 toda carga oxigênio era introduzida no AER1.
Já a fase 04 contou com a fonte externa de carbono, que representou
uma carga extra de nitrogênio de 31,49 g/dia. Esta carga extra pode ter
contribuído para que esta fase apresentasse a menor eficiência média no
tocante à oxidação da amônia.
Além das hipóteses levantadas, é importante retomar o que foi dito
anteriormente: durante a transição da fase 3 a 4 houve um hiato de
funcionamento do sistema devido a quebra dos compressores. Esta parada
pode ter afetado negativamente a hidrodinâmica dos reatores.
5.3.2 Box Plot do Nitrato
A Figura 5.2 apresenta os Box Plot do nitrato para as quatro fases da
pesquisa.
Pela análise da figura é possível notar que houve formação de nitrato
nas quatro fases. Inclusive a concentração média deste parâmetro foi maior no
AER2 em comparação ao AER1, exceção feita à fase 04. Isto implica que a
nitrificação continuou ocorrendo mesmo com a vazão menor de ar no segundo
filtro.
Para continuar o processo de nitrificação no AER2, as bactérias
nitrificantes utilizaram, além do oxigênio injetado pelos compressores (fases 1 e
2), o oxigênio que não era utilizado no AER1.
81
Já na fase 04, além do processo de desnitrificação mais intenso
provocado pelo carbono extra (esse processo será detalhado adiante), não se
contava mais com a aeração do segundo filtro. Desta forma sobrava apenas o
oxigênio não utilizado no primeiro filtro, limitando a nitrificação no AER2.
Corroborando o que foi apresentado no item 5.3.1, o nitrato apresentou a
maior concentração média durante a fase 01, 14 mg/L na saída do AER1 e
26,73 mg/L no efluente final. Mais uma vez, o processo de nitrificação foi mais
eficiente com a configuração da aeração na fase 01.
Por outro lado, durante a fase 04 percebeu-se a menor concentração
média de nitrato, 3,99 mg/L no AER1 e 1,28 mg/L no efluente final.
Figura 5.2: Box Plot do Nitrato
Média DP Min-Max
N-N
O3
(mg
/L)
Fase 01
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
Fase 02
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
Fase 03
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
Fase 04
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
A concentração mais baixa de nitrato durante a fase 4 também pode ser
explicada pela provável inibição da atividade nitrificante provocada pela relação
C/N. De acordo com Zenatti et al. (2009) e Zhao et al. (2010), a concentração
de organismos nitrificantes decresce a medida que a relação C/N aumenta. As
relações C/N afluente ao AER2 nas fases 01, 02, 03 e 04 foram
respectivamente: 1,29; 1,66; 1,62; 1,97. Observa-se que a relação C/N da fase
04 foi superior às demais fases.
82
Por outro lado, relação DQO/N maiores permitem que o processo de
desnitrificação ocorra com mais intensidade. He et al. (2009) observaram que a
eficiência na desnitrificação caiu de 92% para 18%, quando a relação DQO/N
diminuiu de 39,37 para 6,12.
Desta forma, pode-se deduzir que a maior relação DQO/N na fase 4
pode ter reduzido o processo de nitrificação e incrementado o processo de
desnitrificação, o que explicaria a baixa concentração média de nitrato no
efluente final.
5.3.3 Box Plot do Nitrogênio Total
O nitrogênio total apresentado neste item consiste na soma de todas as
formas de nitrogênio estudadas. Para o efluente anaeróbio foram somados o
nitrogênio orgânico e o nitrogênio amoniacal. Já para os efluentes aerados,
além das duas formas nitrogenadas citadas, acrescentou-se nitrito e nitrato.
A Figura 5.3 apresenta o Box Plot do nitrogênio total. Pela figura é
possível analisar a remoção dos compostos nitrogenados ao longo do sistema.
Figura 5.3: Box Plot do Nitrogênio Total
Média DP Min-Max
Nitr
og
ên
io T
ota
l (m
g/L
)
Fase 01
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Fase 02
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Fase 03
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
Fase 04
ANA AER 1 AER 20
20406080
100120140160180
83
Fica claro que o processo de remoção de nitrogênio ocorre com mais
intensidade já na saída do primeiro filtro aerado. Tomando a fase 01 como
exemplo, a eficiência total de remoção foi de 56%. Entretanto, já na saída do
AER1 havia sido removido 50% do nitrogênio afluente total.
Desta forma, dependendo da necessidade, o AER2 pode, inclusive, ser
retirado do processo. Esta alternativa deve ser estudada caso a caso.
Mais uma vez, ratificando o que foi apresentado nos itens 5.3.2 e 5.3.1,
a fase 04 apresentou a menor eficiência de remoção de compostos
nitrogenados. Enquanto as fases 01, 02 e 03 entre 53% e 56% de eficiência, a
fase 04 apresentou apenas 40%.
A eficiência apresentada nas três primeiras fases é superior a
apresentada por Nourmohammadi et al. (2013), que trabalhando com esgoto
doméstico em um sistema que combinava lodos ativados com filtro biológico,
atingiu 50% de eficiência na remoção biológica de nitrogênio.
Gong et al. (2012) utilizaram uma combinação de biofiltros de leito fixo e
móvel em escala de laboratório para tratar esgotos domésticos rurais, em
processo definido pelos autores de nitrificação e desnitrificação simultâneas.
Nesta configuração os autores observaram máxima eficiência de 42% na
remoção de N, com carga de N aplicada de 0,11 kg/m3.dia.
A redução da eficiência apresentada na fase 04 pode estar ligada ao
aporte extra de nitrogênio nesta fase. Durante as três primeiras fases a carga
de nitrogênio total afluente ao AER1 variou entre 0,045 e 0,051 kg/m3.dia. Já
durante a fase 4 está carga foi de 0,092 kg/m3.dia.
Ainda assim, esta carga aplicada de nitrogênio é inferior ao número
apresentado por Hocaoglu et al. (2011), que trabalhando com um reator MBR,
tratando esgoto doméstico considerado pelos autores como forte, atingiram
97% de eficiência na remoção de N aplicando 0,12 kg de N/m3.dia.
Outras razões que podem ter levado a baixa eficiência na fase 4 pode
ter sido a alta concentração de sólidos fixos e os problemas referentes a
hidráulica do reator.
84
5.3.4 Box Plot da Alcalinidade
Como apresentado, a fase 01 foi a mais eficiente no tocante à remoção
de nitrogênio total e também a mais eficiente na oxidação de amônia até
nitrato. Também por isso, foi durante esta fase que se observou um maior
consumo de alcalinidade.
A Figura 5.4 apresenta o Box Plot da alcalinidade nas quatro fases da
pesquisa. Pela analise da figura e com o auxilio das tabelas 5.2, 5.3, 5.4 e 5.5,
é possível perceber que durante a fase 01 foram consumidos 467 mg de
CaCO3/L. Este valor representa 85% da alcalinidade afluente.
Por outro lado, a fase 04 apresentou os piores resultados quanto a
remoção de nitrogênio total e oxidação da amônia. Não por coincidência, esta
fase também apresentou o menor consumo de alcalinidade. Foram consumidos
153 mg de CaCO3/L, o que representa 34% da alcalinidade afluente.
Figura 5.4: Box Plot da Alcalinidade
Média DP Min-Max
Alc
alin
ida
de
(m
g C
aCO
3/L)
Fase 01
ANA AER 1 AER 20
200
400
600
800
1000
Fase 02
ANA AER 1 AER 20
200
400
600
800
1000
Fase 03
ANA AER 1 AER 20
200
400
600
800
1000
Fase 04
ANA AER 1 AER 20
200
400
600
800
1000
Apesar do consumo de alcalinidade ter sido bastante diferente nas fases
da pesquisa, quando se observa a relação entre alcalinidade/nitrato produzido,
percebe-se que houve uma constância entre as três primeiras fases.
85
Nas fases 01, 02 e 03 esta relação ficou bem próxima dos 17,50 mg de
CaCO3/ mg de NO3- formada.
Mas uma vez nota-se um comportamento diferente na fase 04. Nesta
fase a concentração final de nitrato no efluente final foi de 1,28 mg/L e o
consumo de alcalinidade foi de 154 mg/L. Assim, tem-se que foram utilizados
120 mg de CaCO3/ mg de NO3- formada.
Entretanto, é importante salientar que a concentração média de
alcalinidade apresentada no efluente final corresponde a alcalinidade afluente
menos a alcalinidade consumida na produção de nitrato mais a alcalinidade
fornecida na redução do nitrato. Como não se tem a quantidade exata de
nitrato que foi reduzido não se pode dizer exatamente quanto de CaCO3 foi
consumido para formar NO3-.
Este fato pode ser apontado como motivo pelo qual a relação
alcalinidade/Nitrato foi tão diferente na fase 04. Nesta fase, com a introdução
da fonte externa de carbono, acredita-se que o processo de desnitrificação foi
mais intenso, devolvendo alcalinidade para o meio.
Outro fator é que a própria fonte de carbono trazia uma concentração
média de alcalinidade de 405 mg/L (conforme Tabela 5.6). O que representou
uma carga extra de 131,5 mg de CaCO3/m3 de reator, que contribuiu para o
aumento da concentração média de alcalinidade no afluente final.
Uma relação que se pode fazer com mais segurança é a quantidade de
alcalinidade consumida pela quantidade de nitrogênio removido.
Neste cenário, na fase 01 foram removido 57,4 mg/L de nitrogênio total e
foram consumidas 466,5 mg de CaCO3. Com isso, tem-se uma relação de 8,1
mg CaCO3 utilizadas/mg de N removida.
Fazendo os mesmos cálculos para as fases 02, 03 e 04 têm-se: 4,38,
5,64 e 4,63 mg CaCO3 utilizadas/mg de N removida, respectivamente.
Estes consumos são superiores ao apresentado por Hocaoglu et al.
(2011). No estudo com MBR, removendo nitrogênio de esgotos domésticos
86
pelo processo de SND, os autores apresentam um consumo de 3,15 mg
CaCO3 / mg de N removido.
Foco e Nour (2014), trabalhando com um sistema que combinava filtro
anaeróbio com biofiltro aerado submerso, observaram consumo de 6 mg de
CaCO3/ mg de N removido.
Entretanto, independentemente da alcalinidade consumida, é importante
observar que este parâmetro não se apresentou como fator limitante no
processo de remoção de N.
5.3.5 Box Plot da DQO
A Figura 5.5 apresenta os resultados referentes à DQO. É importante
lembrar que o sistema trata efluente de reator anaeróbio. Desta forma, o
carbono mais facilmente degradável provavelmente já foi transformado na
etapa anaeróbia. O carbono que entra nos filtros aerados, portanto, já é um
carbono mais duro, e assim, mais difícil de ser assimilado.
Mesmo assim, percebe-se que o sistema apresentou relevante eficiência
de remoção de carbono. A fase com maior percentual de remoção foi
justamente a fase 04 (eficiência de 74%). Entretanto, foi também a fase 04 que
apresentou a maior concentração média de DQO no efluente final, 50 mg/L.
Por outro lado a fase 02 apresentou a menor concentração média deste
parâmetro, 39 mg/L.
Estes resultados estão muito próximos de outros reatores também
projetados para remover nitrogênio pelo processo de nitrificação e
desnitrificação simultâneas.
Bernat et al. (2008) trabalharam com um reator sequencial em batelada
em escala de laboratório. Na etapa de maior eficiência na remoção de carbono
produziram efluente final com 42 mg/L de DQO.
Zielinska et al. (2012) estudaram um sistema de lodos ativados. Durante
as 4 etapas da pesquisa os autores variaram a concentração de OD e a
87
relação DQO/N. A DQO média efluente ficou em torno dos 40 mg/L em três
etapas. Na etapa onde os autores utilizaram a máxima concentração de OD e
mínima relação DQO/N, a DQO média afluente ficou pouco acima dos 20 mg/L.
Entretanto, a configuração que determinou a maior eficiência na remoção de
DQO foi também a que apresentou a menor eficiência na remoção de N.
Por isso, a carga de extra de DQO de 170 g/m3 de reator não foi
suficiente para determinar alteração considerável na concentração média de
DQO no efluente final da fase 04 (esta afirmação será discutida mais
profundamente adiante).
Figura 5.5: Box Plot da DQO
Média DP Min-Max
DQ
O (
mg
/L)
Fase 01
ANA AER 1 AER 20
50100150200250300350400
Fase 02
ANA AER 1 AER 20
50100150200250300350400
Fase 03
ANA AER 1 AER 20
50100150200250300350400
Fase 04
ANA AER 1 AER 2
050
100150200250300350400
O Aporte extra de carbono interfere na competição dos microrganismos
pelo substrato e no desenvolvimento das bactérias AOB. Segundo Zielinska et
al. (2012), a relação DQO/N determina a composição da comunidade AOB
presente em sistemas de lodos ativados. Desta forma, a alteração na relação
DQO/N durante a fase 4 pode ter desequilibrado a comunidade das bactérias
de oxidam amônia. Este fato pode explicar a eficiência reduzida na oxidação da
amônia e, por consequência, na remoção de nitrogênio total.
Também pode ter inibido a remoção de nitrogênio o fato das bactérias
autotróficas envolvidas no processo de nitrificação não se desenvolverem bem
88
em ambientes com alta concentração de carbono (ZHAO et al., 2010). Na
verdade, a concentração de AOB e NOB são inversamente proporcionais a
concentração de material carbonáceo (XIA et al., 2008).
Esta possibilidade torna-se mais viável quando se observa que a
atividade nitrificante foi reduzida, enquanto a atividade de remoção de carbono
permaneceu estável. Esta afirmação é confirmada pela concentração média de
DQO efluente da fase 4 ser similar a das demais fases.
5.3.6 Box Plot da Turbidez
A remoção de turbidez, aliado com a remoção de SST, é uma das
principais características do sistema apresentado neste trabalho.
Pela análise da Figura 5.6 pode-se observar que a turbidez média ficou
em torno de 1 UT nas três primeiras fases. Apenas na fase 04 a turbidez ficou
em 6 UT. Inclusive, nesta fase a turbidez do efluente final foi superior a do
efluente do AER1. Disto pode-se entender que a fonte extra de carbono
influenciou negativamente na turbidez.
Figura 5.6: Box Plot da Turbidez
Média DP Min-Max
Tu
rbid
ez
(UT
)
Fase 01
ANA AER 1 AER 20
102030405060708090
Fase 02
ANA AER 1 AER 20
102030405060708090
Fase 03
ANA AER 1 AER 20
102030405060708090
Fase 04
ANA AER 1 AER 20
102030405060708090
89
Consequentemente, a eficiência de remoção também foi prejudicada
durante a fase 04. Se nas três primeiras fases a eficiência na remoção de
turbidez variou entre 96 e 98%. Durante a fase 04 o percentual ficou em 87%.
5.3.7 Box Plot de Sólidos Suspensos Totais
A Figura 5.7 apresenta os resultados de sólidos suspensos totais. É
possível notar que o sistema apresenta grande capacidade de reter sólidos em
seu interior, uma vez que as concentrações médias de SST estiveram sempre
abaixo dos 2,50 mg/L no efluente final.
Umas das finalidades da baixa taxa de aeração no AER2 é justamente
manter a estabilidade dos sólidos, dificultando o cisalhamento e a consequente
saída no efluente final.
Percebe-se, portanto, que o AER2 cumpriu bem o seu papel, uma vez
que, mesmo com a introdução da fonte suplementar de carbono, a
concentração média de SST no afluente final não foi afetada.
Figura 5.7: Box Plot do Sólidos Suspensos Totais
Média DP Min-Max
SS
T (
mg
/L)
Fase 01
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
Fase 02
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
Fase 03
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
Fase 04
ANA AER 1 AER 205
1015202530354045
90
5.4 Matriz de Correlação
Analisando a correlação entre os parâmetros durante as fases da
pesquisa, percebeu-se que o relacionamento linear entre as variáveis era
bastante semelhante nas três primeiras fases da pesquisa. Apenas na fase 4
houve diferença. Por este motivo, a discussão a cerca da correlação nas três
primeiras fases será baseada na matriz de correlação da fase 1 (Tabela 5.7),
enquanto a correlação da fase 4 será apresentada na Tabela 5.8.
Tabela 5.7: Matriz de correlação da fase 01
N.
Amoniacal N-NO3 Turbidez Alcalinidade DQO SST
N. Amoniacal 1,00 -0,83 0,86 0,97 0,65 0,66
N-NO3 -0,83 1,00 -0,69 -0,83 -0,57 -0,54
Turbidez 0,86 -0,69 1,00 0,86 0,74 0,80
Alcalinidade 0,97 -0,83 0,86 1,00 0,64 0,60
DQO 0,65 -0,57 0,74 0,64 1,00 0,54
SST 0,66 -0,54 0,80 0,60 0,54 1,00
Tabela 5.8: Matriz de correlação da fase 04
N.
Amoniacal N-NO3 Turbidez Alcalinidade DQO SST
N. Amoniacal 1,00 -0,08 -0,47 0,99 0,04 0,49
N-NO3 -0,08 1,00 -0,22 -0,17 0,05 -0,16
Turbidez -0,47 -0,22 1,00 -0,41 0,09 -0,45
Alcalinidade 0,99 -0,17 -0,41 1,00 -0,01 0,46
DQO 0,04 0,05 0,09 -0,01 1,00 0,38
SST 0,49 -0,16 -0,45 0,46 0,38 1,00
A Tabela 5.7 mostra primeiramente que houve correlação significativa e
negativa entre o nitrogênio amoniacal e o nitrato. Significa que a redução na
concentração de N-NH4+ foi decisiva no aumento na concentração de NO3
-.
Já durante a fase 4 (Tabela 5.8), a redução de amônia não significou o
aumento no nitrato. A explicação pode estar no fato de que com o aporte de
carbono houve incremento na desnitrificação, desta forma, a redução de
amônia não resultou em nitrato e sim em nitrogênio molecular. Além disso,
91
durante esta fase, o AER2 recebeu uma carga extra de amônia contida na
fonte suplementar de carbono. Esta carga extra interferiu nas correlações.
Também contribui para a explicação a inibição parcial da nitrificação
ocasionada pelo aporte extra de carbono. Desta forma, menos amônia foi
oxidada e, consequentemente, menos nitrato foi formado.
Como esperado, nas três primeiras fases da pesquisa também houve
correlação significativa e negativa entre o nitrato e a alcalinidade. Cenário
diferente na fase 4, onde a correlação entre estes foi negativa, contudo, não
significativa. Aqui, além da devolução da alcalinidade decorrente da
desnitrificação, é importante levar em consideração a carga extra de
alcalinidade trazida pela fonte suplementar de carbono. Esta carga, a exemplo
do que ocorreu com o N, influenciou na análise final.
A DQO e o N apresentaram correlação significativa e positiva com todos
os parâmetros apresentados, exceção feita ao nitrato, nas três primeiras fases
da pesquisa.
Mais uma vez o cenário se modifica durante a fase 4. Nesta etapa a
DQO não apresenta correlação significativa com nenhum parâmetro. Já a
amônia, apresenta correlação significativa apenas com a alcalinidade.
A exemplo da alcalinidade e do nitrogênio, a carga extra de C trazida
pela fonte de carbono, mudou as características no meio, quebrando as
relações entre os parâmetros estabelecidas nas fases 1, 2 e 3.
Turbidez e SST também foram influenciadas pela fonte suplementar de
carbono. Durante as três primeiras fases da pesquisa eles apresentaram
correlação significativa e positiva (com exceção do nitrato) com todos os
demais parâmetros apresentados. Tiveram também correlação significativa e
positiva entre si.
Na fase 4, a correlação entre turbidez e SST com os demais parâmetros
não foi mais significativa. Além disso, a correlação entre as duas variáveis não
somente deixou de ser significativa como passou a ser negativa.
92
Analisando os dados destes parâmetros (Figuras 5.6 e 5.7) percebe-se
que para o SST a concentração média afluente no AER1 foi sempre maior que
no AER2. Já para turbidez, somente na fase 4, a concentração média afluente
no AER1 foi menor que no AER2.
Assim, a fonte suplementar de carbono na fase 4 quebrou o padrão de
concentração para o turbidez, mas manteve o dos SST.
A diferença observada pode ter sido causada pela tela de proteção
instalada antes do registro que regulava a vazão da fonte de carbono (ver
figura 4.8). Esta intervenção tinha como objetivo exatamente reduzir a
quantidade de SST que chegava ao AER2. Assim, pode-se entender que a tela
reduziu a quantidade de SST, mas não teve influencia sobre a turbidez.
5.5 Análise de Componentes Principais.
A análise de componentes principais busca explicar quais fatores foram
mais relevantes para o processo de remoção de nitrogênio durante o
experimento.
Antes de entrar na discussão de como os fatores interferiram nos
processos, é importante saber qual o peso de cada fator nestes processos.
Por isso, a Tabela 5.9 apresenta o peso (em porcentagem) de cada
fator. Duas coisas são importantes aqui: primeiro que seis fatores explicam
100% do processo; e a segunda é que, nas 4 fases da pesquisa, os três
primeiros fatores explicam, pelo menos, 93% das transformações realizadas
durante o tratamento de esgotos. Assim, as discussões se concentrarão nos
fatores 1, 2 e 3, e que tenham relação com o objetivo central deste trabalho.
93
Tabela 5.9: Peso dos fatores no resultado final do experimento.
Fator Fase 01 Fase 02 Fase 03 Fase 04
Peso % Acumulado Peso
% Acumulado Peso % Acumulado Peso
% Acumulado
1 77,02 77,02 70,80 70,80 65,03 65,03 60,07 60,07
2 10,08 87,10 14,19 84,99 21,80 86,83 21,54 81,61
3 6,94 94,05 8,10 93,09 6,26 93,09 13,51 95,12
4 5,29 99,34 4,25 97,34 4,40 97,50 4,31 99,43
5 0,65 99,99 2,65 99,99 2,38 99,88 0,54 99,98
6 0,01 100,00 0,01 100,00 0,12 100,00 0,02 100,00
A Tabela 5.10 apresenta a interferência de cada fator relacionado com
os parâmetros estudados durante a fase 1.
A análise da Tabela 5.10 é complementada pela Figura 5.8. Com esta
análise conjunta é possível perceber que o fator 1 interfere negativamente em
todos os parâmetros, com exceção da forma oxidada de N. Assim, é evidente
que o fator 1 tem relação com o processo de nitrificação.
Tabela 5.10: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase 01.
Fator 1 Fator 2 Fator 3 Fator 4 Fator 5 Fator 6
Amônia -0,9764 0,1738 0,0727 -0,0789 0,0678 0,0186
N-NO3 0,8730 -0,0820 -0,2552 -0,4046 -0,0480 0,0074
N. Total -0,9180 0,2048 -0,0296 -0,3329 0,0578 -0,0135
Alcalinidade -0,9701 0,1438 0,0913 -0,0318 -0,1700 0,0008
DQO -0,6897 -0,7032 0,1412 -0,0996 0,0043 0,0000
SST -0,8039 -0,1042 -0,5631 0,1605 0,0010 -0,0001
Quando se compara a influência do processo de nitrificação nas quatro
fases da pesquisa, percebe-se que foi durante a fase 1 que ela se mostrou
mais importante, respondendo por 77% do processo. Este resultado
complementa o que foi discutido para a Figura 5.1. A fase 1 da pesquisa
apresentou a maior eficiência com relação a oxidação de N.
Ainda na fase 1, o fator 2 apresenta maior ligação com a remoção de
DQO, e não tem grade influência nas transformações ligadas ao nitrogênio, por
isso ele não será discutido profundamente.
94
Figura 5.8: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante a fase 01.
Fator 1 x Fator 2
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total Alcalinidade
DQO
SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 77,02%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 2
: 10
,08%
Fator 1 x Fator 3
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total Alcalinidade DQO
SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 77,02%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 3
: 6
,94%
Já o fator 3, olhando para a Tabela 5.10 e para o gráfico à direita na
Figura 5.8, nota-se que o todos os parâmetros estão agrupados e próximos à
zero. O único parâmetro que se destaca é o SST. Desta forma, é possível
deduzir que o fator 3 trata-se da remoção de sólidos suspensos totais.
Mesmo a fase 1 apresentando a maior eficiência de oxidação de
nitrogênio, a desnitrificação, isoladamente, não figurou entre os processos mais
relevantes. Esta observação, somada ao fato de que 56% do nitrogênio
afluente na fase 1 foi removido no efluente final, indica que o nitrogênio deve
ter sido removido pelo processo de nitrificação e desnitrificação simultânea.
Portanto, é possível concluir que o processo de nitrificação foi o fator
mais importante durante a fase 1. E que a nitrificação e desnitrificação
simultâneas foi o principal meio para remoção de nitrogênio total.
Passando para a análise da fase 2, percebe-se na Tabela 5.11 que a
tendência do fator 1 permanece inalterada quando comparado a fase anterior.
Com isso, a nitrificação foi responsável por 70,80% do processo. Semelhante
aos 77% apresentados na fase 1.
95
A redução na nitrificação é explicada pelo fato de que durante a fase 2 a
aeração do segundo filtro foi reduzida de 0,05 m3/min. para 0,01 m3/min..
Este resultado é comprovado pela Figura 5.2, onde é possível ver que a
oxidação da amônia foi menor na fase 2, em comparação com a fase 1. E
também na Figura 5.15, que mostrará que a concentração de nitrato no AER2,
durante a fase 2, é estatisticamente diferente da concentração no mesmo filtro
na fase 1.
Tabela 5.11: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase 02.
Fator 1 Fator 2 Fator 3 Fator 4 Fator 5 Fator 6
Amônia -0,9701 0,0600 0,1398 0,1559 -0,1052 0,0207
N-NO3 0,8095 -0,2470 -0,4461 0,2840 -0,0627 0,0042
N Total -0,9549 0,0186 0,0593 0,2583 -0,1317 -0,0175
Alcalinidade -0,6705 0,6173 -0,3823 0,0130 0,1519 0,0002
DQO -0,8247 -0,3095 -0,3425 -0,2800 -0,1685 -0,0003
SST -0,7809 -0,5566 -0,0186 0,0695 0,2742 0,0002
Por outro lado, a redução na oxigenação do AER2 contribuiu para que a
desnitrificação tivesse maior peso no processo. Quando se analisa o fator 2,
percebe-se que ele foi responsável por reduzir a concentração de nitrato e,
principalmente, devolver alcalinidade ao meio. Cenário típico do processo de
desnitrificação. Assim, a desnitrificação que não havia aparecido durante a fase
1, passou a contribuir pouco mais de 14% na fase 2.
Este resultado, entretanto, não fez com que a remoção de nitrogênio
total durante a fase 2 fosse mais eficiente que na fase 1. Este caso, a eficiência
foi praticamente igual. Pode-se dizer que, isoladamente, o processo de
desnitrificação não foi tão importante para remoção de N. A desnitrificação foi
relevante quando ocorreu simultaneamente com a nitrificação.
96
Figura 5.9: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante a fase 02.
Fator 1 x Fator 2
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total
Alcalinidade
DQO
SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 70,80%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 2
: 14
,19%
Fator 1 x Fator 3
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total
Alcalinidade DQO
SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 70,80%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 3
: 8
,10%
Na fase 3, analisando Tabela 5.12 e a Figura 5.10, percebe-se que a
tendência do fator 1 se manteve, e mais uma vez pode-se deduzir que trata-se
da nitrificação. Entretanto, sua relevância ao processo foi pouco menor que nas
fases anteriores. Nesta fase a nitrificação respondeu por 65% do processo,
contra 77 e 70% nas fases 1 e 2, respectivamente.
Durante esta fase a aeração no AER1 foi aumentada de 0,10 m3/min.
para 0,15 m3/min.. Por outro lado, a aeração no AER2 foi cortada. Este
procedimento reduziu a relevância do oxigênio para o processo e reduziu a
eficiência na oxidação de N.
Tabela 5.12: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase 03.
Fator 1 Fator 2 Fator 3 Fator 4 Fator 5 Fator 6
Amônia -0,9554 -0,2068 0,1622 -0,0405 0,1115 0,0643
N-NO3 0,8632 -0,0462 0,4728 -0,0648 -0,1578 0,0128
N Total -0,9050 -0,2698 0,3019 -0,0651 0,0991 -0,0543
Alcalinidade -0,7224 -0,6217 -0,1237 0,0353 -0,2740 -0,0003
DQO -0,6599 0,6537 -0,0353 -0,3498 -0,1166 -0,0006
SST -0,6838 0,6137 0,1353 0,3612 -0,0841 -0,0009
97
Figura 5.10: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante a fase 03.
Fase 1 x Fase 2
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total
Alcalinidade
DQO SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 65,03%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 2
: 21
,80%
Fase 1 x Fase 3
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total
Alcalinidade DQO
SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 65,03%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 3
: 6
,26%
Outra consequência trazida pela alteração na aeração foi o aumento da
turbulência no meio. Durante as duas primeiras fases, com aeração de 0,10
m3/min. no AER1 não se percebeu interferência da turbulência entre os fatores
analisado. Já na fase 3, observa-se que o fator 2 altera positivamente a SST,
que, consequentemente, eleva também a DQO. Este cenário é típico do
cisalhamento dos sólidos provocado pelo aumento da agitação. Desta forma, a
agitação do meio responde por 21,80% do processo.
A introdução da fonte de carbono durante a fase 4 diminuiu a
disponibilidade de oxigênio para os organismo nitrificantes. Isto porque, parte
do OD foi utilizado para oxidar a matéria orgânica extra. É fácil perceber isto
quando se analisa a Figura 5.2, onde nota-se que a fase 4 é a única onde a
concentração de nitrato é menor no efluente do AER2 do que no do AER1.
Além disso, O fator 1, que continua sendo a nitrificação, interferiu menos
no processo em relação as três fases anteriores. Isto pode ser observado
analisando a Tabela 5.13 e na Figura 5.11.
98
Tabela 5.13: Interferência dos fatores em cada parâmetro relacionado durante a fase 04.
Fator 1 Fator 2 Fator 3 Fator 4 Fator 5 Fator 6
Amônia -0,9366 0,3279 0,0839 -0,0169 0,0857 0,0251
N-NO3 0,3728 0,6778 -0,6292 -0,0563 -0,0492 0,0067
N Total -0,8791 0,4688 -0,0614 -0,0165 0,0523 -0,0276
Alcalinidade -0,9152 0,2146 0,3107 0,0080 -0,1406 0,0027
DQO -0,6861 -0,5379 -0,3295 -0,3623 -0,0121 0,0000
SST -0,7122 -0,4126 -0,4457 0,3519 -0,0106 0,0010
Figura 5.11: Análise gráfica dos fatores que mais influenciaram o experimento durante a fase 04.
Fase 1 x Fase 2
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total
Alcalinidade
DQO SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 60,07%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 2
: 21
,54%
Fase 1 x Fase 3
N. Amoniacal
N-NO3
N. Total
Alcalinidade
DQO SST
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0
Fator 1 : 60,07%
-1,0
-0,5
0,0
0,5
1,0
Fat
or 3
: 13
,51%
Por outro lado, o carbono extra proporcionou também maior relevância
ao processo de desnitrificação. O fator 3 influenciou negativamente na
concentração de nitrato e positivamente na concentração de alcalinidade.
Assim, pode-se deduzir que o fator 3 trata-se do processo de desnitrificação.
Mesmo percebendo maior relevância na desnitrificação, pode-se dizer
que a fonte de carbono foi mais relevante na inibição parcial da oxidação de N
do que em sua redução.
99
A quebra da estabilidade do meio provocada pela introdução da fonte
suplementar de carbono fica clara quando se analisa o fator 2. Percebe-se que
ele foi responsável por aumentar a concentração das formas nitrogenadas e
também da alcalinidade, e interferiu negativamente nos sólidos e na DQO.
No item 5.6, será mostrado que a fonte de carbono aumentou a
concentração final de amônia e de alcalinidade, e não interferiu na DQO e SST.
Desta forma, poderia se concluir que o fator 2 trata-se da fonte externa de
carbono. Entretanto, percebe-se que o nitrato foi fortemente afetado por este
fator, o que torna a análise mais complexa.
O que poderia se deduzir é que com mais nitrogênio disponível (trazido
pela fonte suplementar) seria possível formar mais nitrato. Contudo, a
concentração média de NO3- na saída do AER2 foi a menor de todas as fases.
A explicação plausível aqui seria que esse nitrato foi reduzido mais
eficientemente devido ao carbono mais abundante.
5.6 Análise de Variância (ANOVA) e Teste de Tukey
Neste item foi aplicada análise de variância complementada pelo teste
de Tukey para amostras desiguais. Aqui se busca identificar diferenças
significativas entre as fases da pesquisa e os pontos de coleta.
5.6.1 Nitrogênio Amoniacal
A Tabela 5.12 e Tabela 5.14 comparam as médias de nitrogênio
amoniacal ao longo do processo de tratamento. É possível notar que houve
remoção significativa de amônia já no AER1, em todas as fases.
Já entre o AER1 e o AER2 não houve diferença significativa entre as
médias de nitrogênio amoniacal em nenhuma fase da pesquisa. Entretanto, na
fase 1 (onde a aeração no AER2 foi maior) nota-se uma redução mais
acentuada na concentração média deste parâmetro quando comparado às
demais fases (ver Figura 5.1). A configuração utilizada durante a fase 1
estabeleceu condições para que o processo de remoção de amônia
100
continuasse no AER2. A diferença entre as médias ficou bem próxima de ser
considerada significativa. (ver Tabela 5.14).
Figura 5.12: Comparação entre as médias de nitrogênio amoniacal ao longo do processo de tratamento.
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
ANA AER 1 AER 20
102030405060708090
100110120
Nitr
og
ên
io A
mo
nia
cal
Tabela 5.14: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrogênio amoniacal ao longo do processo de tratamento.
Amônia ANA AER 1
Fase 1 AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,089124
Fase 2 AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,838820
Fase 3 AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,922345
Fase 4 AER 1 0,000020
AER 2 0,000018 0,999914
Quando se compara as médias de nitrogênio amoniacal nas diferentes
fases da pesquisa (Figura 5.13 e Tabela 5.15) percebe-se que a concentração
média de nitrogênio amoniacal afluente na fase 1, foi superior a das demais
fases. No entanto, esta diferença não chegou a ser estatisticamente
significante.
No efluente do AER1 a amônia só apresentou diferença significativa
entre as fases 3 e 4. Já o afluente final, foi estatisticamente igual nas três
primeiras fases. Na fase 4 a média de nitrogênio amoniacal foi estatisticamente
diferentes das demais fases.
101
Estes resultados confirmam o que já havia sido discutido previamente, a
configuração utilizada durante a fase 4 inibiu parcialmente o processo de
nitrificação, resultando no acúmulo de amônia no efluente final. Contribuiu
também para o acúmulo de amônia no efluente final, a carga extra deste
composto trazida pela fonte suplementar de carbono.
Figura 5.13: Comparação entre as médias de nitrogênio amoniacal nas diferentes fases da pesquisa
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 40
102030405060708090
100110120
Nitr
og
ên
io A
mo
nia
cal
Tabela 5.15: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrogênio amoniacal nas diferentes fases da pesquisa
Fase 1 Fase 2 Fase 3
Fase 2 Fase 3 Fase 4 Fase 3 Fase 4 Fase 4
ANA 0,414711 0,096026 0,293557 0,999989 1,000000 0,999997
AER 1 1,000000 0,984346 0,680678 0,993405 0,280697 0,005455
AER 2 0,961008 0,999725 0,000038 0,999900 0,011989 0,000161
5.6.2 Nitrato Como o produto final na oxidação da amônia é o nitrato, é esperado que
com a redução significativa de amônia houvesse formação, também
significativa de nitrato. E este cenário se observa analisando a Figura 5.14 e a
Tabela 5.16. Elas trazem a comparação entre as médias de nitrato ao longo do
processo de tratamento.
Durante as três primeiras fases da pesquisa houve formação significativa
de nitrato já no AER1. Na fase 4 houve formação de nitrato, entretanto a
concentração média no afluente anaeróbio, no efluente do AER1 e no AER2
não apresentaram diferenças significativas.
102
Como discutido previamente, a carga extra de carbono inibiu
parcialmente a oxidação de N na fase 4. Entretanto, observa-se que a oxidação
de N deixou de ser significante já no AER1, antes, portanto, da introdução da
fonte suplementar de carbono.
Entre as fase 3 e 4 não houve alteração na configuração do AER1.
Também não houve mudança significativa na concentração média do afluente.
Desta forma, era de se esperar que a nitrificação não sofresse alterações
significativas no AER1 na fase 4.
Uma hipótese que pode ser levantada para explicar essa queda de
rendimento é que, no início da fase 4 os filtros já se aproximavam dos 4 anos
sem remover o lodo retido. Este longo tempo de retenção celular pode ter
aumentado a concentração de lodo inerte, reduzindo a eficiência no tratamento
do afluente. Todavia, para sustentar esta hipótese seria necessário que se
houvesse estudado o crescimento e acúmulo de lodo no interior do reator.
Outra hipótese, é a questão do problema hidráulico enfrentado durante a
fase 4.
Figura 5.14: Comparação entre as médias de nitrato ao longo do processo de tratamento.
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
ANA AER 1 AER 2-5
0
5
10
15
20
25
30
35
N-N
O3
Durante a fase 1 observou-se também diferença significativa entre a
concentração média de nitrato nos efluentes do AER1 e do AER2. Esta
diferença foi possível graças ao oxigênio que não era utilizado no AER1 e,
principalmente, a carga de oxigênio introduzida no AER2. Foi exatamente
durante a fase 2 que o AER2 recebeu a maior vazão de ar (0,05 m3/min.).
103
Tabela 5.16: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrato ao longo do processo de tratamento.
Nitrato ANA AER 1
Fase 1
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,000020
Fase 2
AER 1 0,001698
AER 2 0,000018 0,973271
Fase 3
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,972787
Fase 4
AER 1 0,620582
AER 2 0,999958 0,970306
A Figura 5.15 e a Tabela 5.17 apresentam a comparação entre as
médias de nitrato nas diferentes fases da pesquisa. Nota-se, como esperado,
que a concentração média de nitrato no efluente final na fase 1, é
estatisticamente diferente das demais fases.
Figura 5.15: Comparação entre as médias de nitrato nas diferentes fases da pesquisa
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4-5
0
5
10
15
20
25
30
35
N-N
O3
Percebe-se também, que a concentração média de NO3- é
estatisticamente menor no efluente final da fase 4. Já as fases 2 e 3 tem seus
efluentes iguais estatisticamente.
Estes resultados comprovam que a configuração utilizada durante a fase
4, não foi eficiente na oxidação de amônia até nitrato. Por outro lado, o arranjo
utilizado na fase 1 foi o mais eficiente para a nitrificação.
104
Tabela 5.17: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrato nas diferentes fases da pesquisa
Fase 1 Fase 2 Fase3
Fase 2 Fase 3 Fase 4 Fase 3 Fase 4 Fase 4
ANA 1,000000 1,000000 1,000000 0,533096 1,000000 1,000000
AER 1 0,378707 0,999151 0,000304 0,000052 0,533096 0,002327
AER 2 0,000018 0,000019 0,000018 0,844031 0,000052 0,000018
5.6.3 Nitrogênio Total
A remoção de nitrogênio total ao longo do tratamento é apresentada na
Figura 5.16 e complementada na Tabela 5.18. Como já foi observado
anteriormente, em todas as fases da pesquisa já ocorre remoção significativa
de N na saída do AER1. A partir desta confirmação é possível dizer que o
processo de desnitrificação ocorreu mesmo no ambiente com maior carga de
oxigênio. Uma vez que, foi no AER1 onde ocorreu a remoção de N mais
intensamente.
Figura 5.16: Comparação entre as médias de nitrogênio total ao longo do processo de tratamento.
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
ANA AER 1 AER 220
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
130
Nitr
og
ên
io T
ota
l
Já no AER2, o processo de remoção de N foi menos acentuado. Esta
afirmação é comprovada pelo fato de não haver diferença significativa entre a
concentração média de nitrogênio total entre os efluentes do AER1 e AER2.
Alguns fatores podem ter influenciado: O carbono pode ter sido
insuficiente para garantir a atividade desnitrificante; O carbono utilizado na fase
4 pode não ter sido adequado ao processo; A concentração de nitrato no AER2
105
pode ter sido baixa ao ponto de diminuir a pressão do NO3-, não permitindo que
ele chegasse ao interior do floco.
Tabela 5.18: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrogênio total ao longo do processo de tratamento.
ANA AER 1
Fase 1
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,999142
Fase 2
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,982874
Fase 3
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,978872
Fase 4
AER 1 0,001216
AER 2 0,000018 0,920143
A Figura 5.17 e a Tabela 5.19 apresentam a comparação entre a média
do nitrogênio total nas diferentes fases da pesquisa. Nota-se que as alterações
de configuração aplicadas na pesquisa não resultou em diferenças
significativas entre efluentes do AER1 e AER2.
Figura 5.17: Comparação entre as médias de nitrogênio total nas diferentes fases da pesquisa.
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 420
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
130
Nitr
og
ên
io T
ota
l
Mesmo não havendo diferença significativa, é possível perceber que
durante a fase 4, houve aumento na concentração do efluente tanto no AER1
quanto no AER2 quando comparada as demais fases. Foi nesta fase também
onde a diferença entre o efluente anaeróbio e o efluente do AER1
apresentaram a menor diferença.
106
Tabela 5.19: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de nitrogênio total nas diferentes fases da pesquisa
Fase 1 Fase 2 Fase3
Fase 2 Fase 3 Fase 4 Fase 3 Fase 4 Fase 4
ANA 0,170819 0,054195 0,104349 1,000000 1,000000 1,000000
AER 1 0,999992 0,991215 0,957001 0,999981 0,623499 0,164300
AER 2 0,999470 0,967316 0,998678 0,999998 0,771779 0,322110
5.6.4 Alcalinidade
Como discutido na Figura 5.14, a fase 1 foi a única que apresentou
diferença significativa entre a concentração de nitrato nos efluentes do AER1 e
AER2. Assim, já era esperado que houvesse maior consumo de alcalinidade
entre estes filtros na fase 1 do que nas demais fases.
Esta expectativa se confirma analisando a Figura 5.18 e a Tabela 5.20.
Por elas é possível perceber que a única fase onde houve diferença
significativa entre a saída do AER1 e AER2, foi justamente na fase 1.
Figura 5.18: Comparação entre as médias de alcalinidade ao longo do processo de tratamento.
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
ANA AER 1 AER 20
100
200
300
400
500
600
700
Alc
alin
ida
de
No mais, também como esperado, houve diferença significativa ente a
concentração média de alcalinidade entre o efluente do ANA e o do AER1,
provocado pelo processo de nitrificação intenso apresentado no primeiro filtro
aerado em todas as fases.
107
Tabela 5.20: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de alcalinidade ao longo do processo de tratamento.
ANA AER 1
Fase 1
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,005511
Fase 2
AER 1 0,000064
AER 2 0,000019 0,999976
Fase 3
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,997152
Fase 4
AER 1 0,032992
AER 2 0,001289 0,999551
Quando se compara a concentração média de alcalinidade nas
diferentes fases da pesquisa (Figura 5.19 e Tabela 5.21) percebe-se que o
efluente anaeróbio da fase 1 foi estatisticamente diferente dos efluentes do
ANA das fases 2 e 3.
A concentração mais baixa de CaCO3 poderia inibir o processo de
nitrificação. Entretanto, como apresentado pela Figura 5.4, em todas as fases
da pesquisa “sobrou” alcalinidade. Além disso, a relação entre a produção de
nitrato e o consumo de alcalinidade foi bastante próxima nas três primeiras
fases da pesquisa.
Por isso, é correto afirmar que a alcalinidade não se mostrou um
empecilho para o processo de oxidação da amônia.
Na fase 4, que apresentou a menor eficiência na produção de nitrato,
houve também menor consumo de alcalinidade. Assim, a concentração média
de CaCO3 no efluente final foi estatisticamente maior nesta fase.
108
Figura 5.19: Comparação entre as médias de alcalinidade nas diferentes fases da pesquisa
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 40
100
200
300
400
500
600
700A
lca
linid
ad
e
Tabela 5.21: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de alcalinidade nas diferentes fases da pesquisa
Fase 1 Fase 2 Fase3
Fase 2 Fase 3 Fase 4 Fase 3 Fase 4 Fase 4
ANA 0,000018 0,000018 0,239540 0,999609 0,009613 0,082061
AER 1 0,383559 0,058846 0,311659 0,999918 0,000034 0,000018
AER 2 0,997469 1,000000 0,000018 0,997099 0,000079 0,000018
5.6.5 DQO
É importante salientar que os biofiltros aerados submersos estudados
foram aplicados no pós-tratamento de efluente anaeróbio, por isso, a
concentração de DQO afluente aos filtros é mais baixa do que tradicionalmente
encontra-se em esgotos domésticos brutos.
O carbono de entrada já foi anteriormente degradado na fase anaeróbia,
sobrando predominantemente o carbono de mais difícil assimilação. Isto pode
ter contribuído para que durante a fase 1, não se tenha observado diferença
significativa entre o afluente e os efluentes do AER1 e AER2, no tocante a
DQO. (ver Figura 5.20 e Tabela 5.22).
109
Figura 5.20: Comparação entre as médias de DQO ao longo do processo de tratamento.
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
ANA AER 1 AER 20
50
100
150
200
250
DQ
O
Tabela 5.22: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de DQO ao longo do processo de tratamento.
ANA AER 1
Fase 1
AER 1 0,673503
AER 2 0,074030 0,992790
Fase 2
AER 1 0,014504
AER 2 0,000018 0,567727
Fase 3
AER 1 0,000019
AER 2 0,000018 0,962788
Fase 4
AER 1 0,000018
AER 2 0,000018 0,999973
Outra hipótese para que não tenha havido diferença significativa entre o
afluente e os efluentes AER1 e AER2 durante a fase 1, decorre do fato de que
nesta fase a DQO afluente foi levemente menor que nas fases 2 e 3, e
estatisticamente menor que na fase 4, conforme observa-se na Figura 5.21 e
na Tabela 5.23.
No entanto, mesmo observando-se diferenças significativas nas
concentrações médias afluentes, em todas as fases os efluentes
apresentaram-se estatisticamente semelhantes. Inclusive, a carga extra de
DQO introduzida no AER2 pela fonte suplementar de carbono, não foi
suficiente para estabelecer uma deterioração na qualidade do efluente final.
110
Figura 5.21: Comparação entre as médias de DQO nas diferentes fases da pesquisa.
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 40
50
100
150
200
250D
QO
Tabela 5.23: Teste de Tukey para amostras desiguais comparando as médias de DQO nas diferentes fases da pesquisa
Fase 1 Fase 2 Fase3
Fase 2 Fase 3 Fase 4 Fase 3 Fase 4 Fase 4
ANA 0,879437 0,345381 0,006217 0,999470 0,333737 0,809204
AER 1 0,999969 1,000000 1,000000 0,999999 0,998569 0,999987
AER 2 1,000000 1,000000 1,000000 0,999976 0,999986 1,000000
5.6.6 Turbidez e SST
A turbidez e os sólidos suspensos totais apresentaram comportamento
dentro do esperado, com a já discutida eficiência na retenção de sólidos, estes
parâmetros se mostraram estatisticamente menores no efluente final quando
comparado ao afluente, e semelhantes estatisticamente entre eles.
O importante a ser levantado nas figuras 5.22 e 5.23, é o fato da fonte
suplementar de carbono não ter afetado significativamente a turbidez e a
concentração média de SST durante a fase 4.
111
Figura 5.22: Comparação entre as médias de turbidez nas diferentes fases da pesquisa
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4-10
0
10
20
30
40
50
60T
urb
ibe
z
Figura 5.23: Comparação entre as médias de SST nas diferentes fases da pesquisa
ANA AER 1 AER 2
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4-5
0
5
10
15
20
25
30
35
SS
T
112
6 Conclusões
É possível promover nitrificação e desnitrificação simultâneas em reatores de
biomassa mista semelhantes ao estudado, com as configurações adotadas na
pesquisa.
A capacidade de nitrificação foi o fator mais importante durante todo o
experimento.
A configuração na aeração de 0,10 m3/min. e 0,05 m3/min. no AER1 e AER2,
respectivamente, mostrou-se estatisticamente mais eficiente, no tocante a
oxidação de N.
A maior parte do nitrogênio foi removido já no primeiro filtro aerado, onde a
carga de oxigênio foi sempre maior. Por isso, é possível afirmar que o processo
de oxidação e de redução de N ocorreram simultaneamente no mesmo
ambiente.
O processo simultâneo de nitrificação e desnitrificação continuou ocorrendo no
segundo filtro aerado, visto que, neste filtro a concentração de N. total, mesmo
não significativamente, continuou caindo.
O biofiltro estudado apresenta grande capacidade de reter sólidos em seu
interior, produzindo efluente com baixas turbidez e concentração de SST. Esta
característica permite que a densidade de lodo no interior seja bastante
superior ao dos biofiltros apresentados na literatura.
O carbono extra introduzido inibiu parcialmente o processo de nitrificação, já
que a demanda de oxigênio passou a ser dividida entre as bactérias que
oxidam N e bactérias que oxidam C. Por isso, esta fase apresentou menor
eficiência na remoção de amônia.
A fonte de carbono aplicada não se mostrou eficiente no incremento da
remoção de nitrogênio total. Pelo contrario, durante o período em que se
trabalhou com ela observou-se menor eficiência de remoção de N.
A carga extra de carbono introduzida não alterou significativamente a turbidez e
as concentrações médias de SST e DQO.
113
7 Recomendações
Determinar a influência da mangueira de distribuição de ar colocada dentro do
cano de distribuição de esgoto na taxa de transferência de oxigênio. Comparar
também a taxa de transferência de oxigênio no sistema de aeração aplicado
neste trabalho com outros sistemas e difusores de ar do mercado.
O elevado tempo de retenção celular pode levar a inativação de parte da
biomassa, e, consequentemente, reduzir a eficiência dos processos biológicos.
Assim, é importante estabelecer o tempo de retenção celular ideal para os
filtros estudados.
Determinar a taxa de crescimento de lodo no interior dos reatores, comparando
a densidade de lodo com a eficiência na remoção de SS, N e DQO.
Determinar a cinética de crescimento e decaimento bacteriano para o sistema.
Aplicar a fonte suplementar de carbono com as vazões de ar de 0,10 m3/min. e
0,05 m3/min. no AER1 e AER2, respectivamente, imediatamente após a partida
do reator.
114
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