Dissertação - PRPG - Universidade Federal da Paraíba

Transcrição

UFPB
UEPB UESC
UFC UFRN UFS
UFPI
UFPE
UNIVERSIDADE FEDERAL DA PARAÍBA / UNIVERSIDADE
ESTADUAL DA PARAÍBA
UNIVERSIDADE FEDERAL DA PARAÍBA / UNIVERSIDADE ESTADUAL DA
PROGRAMA REGIONAL
DE PÓS-GRADUAÇÃO EM
PARAÍBA
DESENVOLVIMENTO
E MEIOEM
AMBIENTE
PROGRAMA REGIONAL DE PÓS-GRADUAÇÃO
DESENVOLVIMENTO E MEIO
AMBIENTE
TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DOMÉSTICAS EM
REATORES DE BIOMASSA
DISPERSA
E BIOMASSA
ADERIDA.
CLÉLIA DE
ALMEIDA
AGRA
REATORES DE BIOMASSA DISPERSA E BIOMASSA ADERIDA.
Campina Grande-PB
2009
Campina Grande-PB
2009
1
CLÉLIA DE ALMEIDA AGRA
Dissertação apresentada ao Programa Regional de
Pós – Graduação em Desenvolvimento e Meio
Ambiente – PRODEMA, Universidade Federal da
Paraíba, Universidade Estadual da Paraíba em
cumprimento às exigências para obtenção de grau
de Mestre em desenvolvimento e Meio Ambiente.
Orientador: Prof. Dr. José Tavares de Sousa
Campina Grande – PB
2009
2
É expressamente proibida a comercialização deste documento, tanto na sua forma impressa
como eletrônica. Sua reprodução total ou parcial é permitida exclusivamente para fins
acadêmicos e científicos, desde que na reprodução figure a identificação do autor, título,
instituição e ano da dissertação
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL - UEPB
A277t
Agra, Clélia de Almeida.
Tratamento de águas residuárias domésticas em
reatores de biomassa dispersa e biomassa aderida
[manuscrito] / Clélia de Almeida Agra. 2009.
90 f.: il. color.
Digitado.
Dissertação (Mestrado em Desenvolvimento e
Meio Ambiente). Universidade Estadual da Paraíba,
Programa de Pós-Graduação e Pesquisa, 2009.
“Orientação: Prof. Dr. José Tavares de Sousa,
Departamento de Química”.
1. Água Residuária. 2. Nitrificação. 3. Iodo Ativado.
4. Luffa cylindrica . I. Título.
22. ed. CDD 363.728 4
3
CLÉLIA DE ALMEIDA AGRA
Dissertação apresentada ao Programa Regional de Pós –
Graduação em Desenvolvimento e Meio Ambiente –
PRODEMA, Universidade Federal da Paraíba, Universidade
Estadual da Paraíba em cumprimento às exigências para
obtenção do grau de Mestre em Desenvolvimento e Meio
Ambiente.
Aprovado em: _____/______/______
BANCA EXAMINADORA
________________________________________________
Prof. Dr. José Tavares de Sousa – UEPB
Orientador
________________________________________________
Prof. Dr. Valderi Duarte Leite
Examinador interno
__________________________________________________________
Profª.Drª Celeide Maria BElmont Sabino
Examinadora externa
Prof. Dr. Wilton Silva Lopes
Suplente
4
“Felizes somos nós que colocamos alto o
sonho de nossas vidas, porque Deus trabalha
acima de nossos sonhos.”
Paulo Coelho
5
AGRADECIMENTOS
Agradeço em primeiro lugar a Deus, por estar sempre presente ao meu lado,
dando força e coragem para enfrentar todos os obstáculos encontrados pelos caminhos
percorridos e proporcionar forças para batalhar por tudo que almejo.
Aos meus pais Clivaldo e Amélia que estão ao meu lado em todos os momentos,
acreditando na minha capacidade e torcendo para que todos os meus sonhos sejam
concretizados.
Aos meus familiares de uma forma geral, em especial a minha avó Antônia pelo
carinho e apoio.
Ao meu marido pelo amor, apoio, cumplicidade e compreensão.
Ao professor José Tavares que me guiou e orientou na realização deste trabalho.
Aos colegas de laboratório em especial Danielle, Eliane, Israel, Eclésio e Lincoln
que colaboraram para o desenvolvimento da pesquisa.
Aos professores Auri Donato, Idalina Santiago, Valderi, José Etham, José
Mourão, Celeide Sabino, Sebastian Sanchez, Wilton Lopes por toda carga de
conhecimento presenteada ao longo das aulas, durante a fase de créditos do curso.
6
RESUMO
O lançamento de águas residuárias domésticas e industriais sem o devido tratamento é
uma das principais fontes de poluição de ecossistemas aquáticos, pois promove o
processo de eutrofização artificial, ocasionando mudanças drásticas nas condições
ecológicas da água. O tratamento adequado desses efluentes é uma das soluções para
amenizar a poluição dos recursos hídricos e os sistemas de lodos ativados são
conhecidos como unidades eficientes na remoção de material orgânico, sólidos em
suspensão e, eventualmente, nutrientes, todos estes presentes em águas residuárias,
produzindo um efluente de boa qualidade. Objetivou-se no presente trabalho comparar
a eficiência de nitrificação e de remoção de carbonácea e sólidos no tratamento de
águas residuárias domésticas entre dois reatores: um de biomassa dispersa e outro de
biomassa aderida ambos construídos em vidro com um volume útil de 4 litros,
funcionando com fluxo contínuo e com TDH de 8 horas. Verificou-se que a utilização da
bucha vegetal (Luffa cylindrica) como material suporte apresentou grandes vantagens
por ser um material leve, apresentar superfície porosa e ocupar um volume de apenas
8% do reator mantendo microrganismos nitrificantes suficientes para promover uma
maior eficiência no processo de nitrificação. Nas condições de operação o reator com
biomassa aderida também apresentou a maior eficiência de remoção de sólidos
suspensos e demanda química de oxigênio, quando comparado ao reator de biomassa
dispersa.
PALAVRAS-CHAVE: Nitrificação, lodo ativado, Luffa cylindrica
7
ABSTRACT
Domestic and industrial wastewater propelling without the appropriate treatment is one
of the major causes of pollution in aquatic ecosystems, so that it increases the process
of artificial eutrophication, generating drastic changing in water ecological conditions.
The proper treatment about these effluents is one of the solutions for reduce water
resource pollution and every activated sludge systems which are known as effective
unities about the organic material removal, solid in suspension, and, eventually,
nutrients, all of them found in wastewater, generating a high-quality effluent. The
purpose of this paper is to compare the effectiveness of nitrification and the removal of
carbonaceous and solids in wastewater treatment of residences under two factors: one
about the dispersed biomass and the other about the adhered biomass, both of them
developed on a glass with a four-liters-useful volume, working with a continuous
circulation and with an eight-hour HRT (hydraulic retention time). It was noticed that the
usage of a loufah sponge (Luffa cylindrica) as a supplying material showed great
advantages as it is a light material, has a porous surface and occupies a volume of only
8% of reactor maintaining sufficient nitrifying microorganisms in order to cause much
more effectiveness on the process of nitrification. It was also noticed that while the
reactor was operating with adhered biomass, there was much effectiveness of removal
of suspended solids and chemical oxygen demand, if compared to the dispersed
biomass reactor.
KEY WORDS: Nitrification, Activated sludge, Luffa cylindrica.
8
LISTA DE ABREVIATURAS
AGV: Ácidos Graxos Voláteis
APHA: American Public Health Association
CAGEPA: Companhia de Água e Esgotos da Paraíba
CONAMA: Conselho Nacional de Meio Ambiente
DBO: Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO: Demanda Química de Oxigênio
EF1: Efluente do Reator de Biomassa Dispersa
EF2: Efluente do Reator de Biomassa Aderida
ETE: Estação de Tratamento de Efluentes
EXTRABES: Estação de Tratamento Biológico de Esgotos Sanitários
IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
N-amon: Nitrogênio Amoniacal
NTK: Nitrogênio Total Kjedhal
OD: Oxigênio Dissolvido
ONU: Organização das Nações Unidas
PET: Polietileno Tereftalato
pH: Potencial Hidrogeniônico
PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
Q: Vazão
SST: Sólidos Suspensos Totais
SSV: Sólidos Suspensos Voláteis
ST: Sólidos Totais
PVC: Poli Vinil Clorado
TDH: Tempo de Detenção Hidráulico
TRC: Tempo de Retenção Celular
UNESCO: Organização das Nações Unidas para a Educação, Ciência e Cultura
9
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1:
Representação esquemática de um biofilme...............................
27
FIGURA 2:
Esquema dos reatores de biomassa dispersa e biomassa
aderida utilizados durante o período experimental...................... 43
FIGURA 3:
Fluxograma da alimentação do sistema......................................
FIGURA 4:
Foto dos reatores e do material suporte (bucha vegetal Luffa
cylindrica) utilizado no reator de biomassa aderida.................... 46
FIGURA 5:
Comportamento de pH do afluente e dos efluentes EF1 e EF2
durante a primeira fase................................................................ 51
FIGURA 6:
Média semanal de alcalinidade afluente e efluentes...................
FIGURA 7:
Comportamento de pH do afluente e do efluentes EF2 durante
a segunda fase............................................................................
52
FIGURA 8:
Média semanal de alcalinidade afluente e efluentes...................
FIGURA 9:
Concentração de NTK no afluente e efluente de biomassa
dispersa ( EF1) durante a primeira fase...................................... 53
FIGURA 10:
Concentração de NTK no afluente e efluente de biomassa
aderida ( EF2) durante a primeira fase........................................ 54
FIGURA 11:
Concentração de N - amoniacal no afluente e efluente de
biomassa dispersa ( EF1) durante a segunda fase..................... 55
FIGURA 12:
Concentração de N - amoniacal no afluente e efluente de
biomassa aderida ( EF2) durante a segunda fase.....................
55
FIGURA 13:
Comparação da concentração de Nitrito presentes nos dois
efluentes......................................................................................
56
FIGURA 14:
Comparação da concentração de Nitrato presentes nos dois
efluentes.......................................................................................
57
FIGURA 15:
Concentração de N-NTK no afluente e no efluente EF2
durante a segunda fase...............................................................
58
FIGURA 16:
Concentração de Nitrogênio Amoniacal no afluente e efluente
44
51
53
10
EF2...............................................................................................
59
FIGURA 17:
Eficiência de nitrificação comparando a concentração de
amônia e nitrato...........................................................................
60
FIGURA 18:
Comportamento da DQO afluente e dos efluentes EF1 e EF2.... 61
FIGURA 19:
Comportamento da DQO afluente e efluente EF2 durante a
segunda fase................................................................................ 62
FIGURA 20:
Bucha vegetal utilizada no experimento......................................
65
FIGURA 21:
(a) Paramecium; (b) Aspidisca.....................................................
70
FIGURA 22:
(a)Acineta; (b) Euplotes ..............................................................
70
FIGURA 23:
(a)Vorticella; (b) Opercularis........................................................
71
FIGURA 24:
Tecameba do tipo Arcella. ................................... .......................
72
FIGURA 25:
(a) Aelosoma; (b) Rotíferos.........................................................
72
FIGURA 26:
Colônia de bactérias filamentosas...............................................
74
11
LISTA DE TABELAS
TABELA 1
Padrões de qualidade no corpo receptor segundo a resolução
CONAMA nº 357, 17/03/2005.........................................................
21
TABELA 2
Funções dos principais gêneros de bactérias encontradas em
Lodos Ativados................................................................................
31
TABELA 3
Relação entre desempenho do sistema de lodos ativados e a
presença de grupos de protozoários dominantes........................... 33
TABELA 4
Relação entre fração de microrganismos nitrificantes e razão
DBO/NTK........................................................................................
38
TABELA 5
Características físicas e operacionais dos reatores........................
45
TABELA 6
Parâmetros analisados durante os experimentos...........................
47
TABELA 7
Médias de sólidos do afluente e efluentes......................................
63
TABELA 8
Médias de sólidos do afluente e efluente EF2. ..............................
64
TABELA 9
Comportamento de sólidos e suas frações agregadas ao material
suporte.............................................................................................
66
TABELA 10 Microrganismos encontrados no reator de biomassa dispersa....... 68
TABELA 11 Microrganismos encontrados no reator de biomassa aderida........
68
12
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO........................... .................... .................... .................... .......... 15
2. OBJETIVOS........ .................... ............................... .................... .................... .. 17
2.1. Geral........................................................................................................
17
2.2. Específicos............................................ ..................................................
17
3. FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA................... .................... .................... ............
18
3.1. Saneamento Ambiental e Desenvolvimento Sustentável..............................
18
3.2. Eutrofização..................................................................................................
19
3.3. Sistemas de Lodos Ativados.........................................................................
22
3.3.1. Biofilme....................... ................................................................................
24
3.4. Microrganismos Envolvidos nos Processos de Lodos Ativados...................
29
3.4.1. Bactérias..................................................................... ................................
30
3.4.2. Protozoários................................................................................................
31
3.4.3. Metazoários................................................................................. ...............
34
3.4.4. Fungos........................................................................................................
34
3.5. Compostos Nitrogenados..............................................................................
34
3.6. Remoção Biológica de Nitrogênio................................................................
36
3.6.1. Amonificação.............................................................................................
36
3.6.2. Nitrificação.................................................................................................
37
3.6.3. Desnitrificação...........................................................................................
40
4. MATERIAL E MÉTODOS.................................. ..............................................
42
4.1. Localização da pesquisa...............................................................................
42
4.2. Caracterização dos reatores biológicos e suas operações...........................
42
4.3. Material suporte utilizado durante os experimentos......................................
45
4.4. Descrição das fases de operação.................................................................
46
4.5. Análises Físicas e Químicas..................... ....................................................
47
4.6. Exames Microbiológicos...............................................................................
48
4.7. Análises Estatísticas.............................................................. .......................
49
5. RESULTADOS................................................................................................
50
13
5.1. pH e Alcalinidade..........................................................................................
50
5.2. Compostos Nitrogenados..............................................................................
53
5.3. DQO..............................................................................................................
61
5.4. Sólidos...........................................................................................................
63
5.5. Exames Microbiológicos...............................................................................
67
6. CONCLUSÕES........................... ..................... .................... .................... .......
76
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS............................... .................... .............
77
14
1. INTRODUÇÃO
O setor de saneamento ambiental apresenta fundamental importância para
elevação da qualidade de vida da população, nos indicadores de saúde, na
conservação do meio ambiente e para o desenvolvimento. Na sua ausência ou
ineficiência, os resíduos das atividades humanas poluem solo, ar e água, sendo
responsáveis por grande parte das doenças no país e pela degradação ambiental (VAN
KAICK, 2002).
Mesmo considerando-se que cresceram os investimentos em esgotamento
sanitário, ainda são poucas as estações de tratamento de efluentes (ETE's) que
funcionam adequadamente, muitas não realizam o tratamento terciário lançando os
resíduos líquidos com altas concentrações de nutrientes, dentre eles o nitrogênio,
acarretando grandes impactos. Porém de acordo com Eiger (2003), os benefícios
desses sistemas só são plenamente alcançados quando é incluído um tratamento
completo das águas residuárias coletadas.
A presença de nitrogênio nas águas residuárias lançadas em corpos receptores
é indesejável por várias razões. No caso da amônia livre, é tóxica para peixes e outros
organismos aquáticos, também representa um sério problema de saúde pública quando
é convertido a nitrato por causar a metahemoglobinemia , doença que ocasiona asfixia,
e a formação de nitrosaminas e nitrosamidas com poder carcinogênico (SHRIMALI &
SINGH, 2001).
Além disso, o lançamento de águas residuárias ricas em nutrientes permite o
crescimento de macrófitas e de algas que cobrem boa parte da superfície dos corpos
aquáticos e impedem a passagem da luz solar. Após seu ciclo de vida, as algas morrem
e depositam-se no fundo do manancial sendo então degradadas, inicialmente, pelas
bactérias aeróbias que consomem o oxigênio do meio, prejudicando a sobrevivência
dos organismos aquáticos. Com a ausência do oxigênio, as bactérias anaeróbias
continuam a degradação, produzindo desta forma gases que levam à flotação do
15
material depositado, aumentando assim a concentração de material em suspensão. A
este fenômeno dá-se o nome de eutrofização dos copos aquáticos (SOARES, 2005).
De forma geral, a função das estações de tratamento de efluentes é realizar a
eliminação das diversas substâncias indesejáveis das águas residuárias, possibilitando
assim o seu retorno ao meio ambiente com características sanitárias adequadas, sendo
o processo dos lodos ativados um dos mais utilizados no mundo e também no Brasil.
O processo de lodos ativados é estritamente biológico e aeróbio, no qual o
afluente e a biomassa são misturados intimamente, agitados e aerados; após este
procedimento, o lodo formado é enviado para o decantador secundário, onde a parte
sólida é separada do efluente tratado. O lodo decantado retorna ao tanque de aeração
ou é retirado para tratamento específico (VILANOVA & BLANCH, 2005). Esse sistema
possui uma população de microrganismos característica que é composta por bactérias,
fungos, algas e protozoários. Dentre a população biológica presente no sistema de lodo
ativado, as bactérias constituem o grupo mais importante (CETESB, 2000; GAUTHIER
et al, 2000).
Muitos experimentos foram realizados com sistemas de lodos ativados
apresentando biofilme, o que possibilitou grandes avanços no tratamento de águas
residuárias domésticas e industriais. Muitos materiais suportes de diferentes tamanhos
e formatos já foram testados para a formação desses biofilmes.
Os ganhos em relação à adoção de tratamento de águas residuárias vão além
dos benefícios gerados à saúde humana. O meio ambiente é beneficiado na medida em
que se evita o aporte de matéria carbonácea, sólidos e nutrientes nos sistemas
aquáticos, mitigando, dessa forma, o processo de eutrofização antrópica.
A presente proposta consiste na comparação de eficiência de nitrificação e
remoção de carbonácea e sólidos em dois reatores, um de biomassa dispersa e outro
de biomassa aderida, utilizando a Luffa cylindrica, conhecida como bucha vegetal,
como material suporte.
16
2. OBJETIVOS:
2.1. GERAL:
• Estudar o processo de nitrificação e de remoção de sólidos suspensos e material
carbonáceo presentes em águas residuárias domésticas em reatores de
biomassa dispersa e biomassa aderida.
2.2. ESPECÍFICOS:
• Avaliar a importância do material suporte (Luffa cylindrica) na formação do
biofilme;
• Analisar o comportamento do processo de nitrificação em reatores de biomassa
dispersa e aderida;
• Identificar o desenvolvimento da população microbiana presente no material
suporte;
• Avaliar a eficiência do tratamento em ambos os reatores em relação à remoção de
matéria carbonácea e sólidos;
17
3. FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
3.1. SANEAMENTO AMBIENTAL E DESENVOLVIMENTO SUSTENTÁVEL
Saneamento Ambiental deve ser compreendido como um complexo de ações
que visam à saúde integral do meio ambiente e conseqüentemente, do ser humano. Na
ausência ou ineficiência de saneamento, os resíduos das atividades humanas poluem
solo, ar e água, sendo responsáveis por grande parte das doenças de veiculação
hídrica e pela degradação ambiental (VAN KAICK, 2002).
O conjunto das atividades humanas, cada vez mais diversificado, associado ao
crescimento demográfico, vem exigindo atenção maior às necessidades de uso de água
para as mais diversas finalidades. E esse aumento do consumo compromete os
recursos hídricos tanto em termos qualitativos quanto quantitativos, e se evidenciam
principalmente em regiões com características de maior desenvolvimento urbano,
industrial e agrícola. No entanto, há que se destacar a existência de regiões onde a
escassez e a má distribuição de água tornam-se fatores limitantes ao seu próprio
processo de desenvolvimento. Diversos são os instrumentos, os mecanismos e as
tecnologias a serem empregados no trato dessa questão, porém vários deles carecem
de estudos e investigações que auxiliem o seu melhor emprego e produzam resultados
sanitários, ambientais e econômico satisfatórios (MANCUSO & SANTOS, 2003).
No Brasil, 41,60% dos municípios dispõem de rede coletora de esgoto, deste
total somente 35% tratam os esgotos e a maioria dos municípios limita-se ao tratamento
primário e secundário, os quais não têm se mostrado eficientes à remoção de
nutrientes, tais como fósforo e nitrogênio (BRASIL, 2004).
As intervenções de saneamento ambiental, ao propiciarem melhorias nos níveis
de higiene dos indivíduos e do seu contexto, reduzem o contato das populações com
18
grande variedade de vetores, reservatórios e veículos inanimados de agentes
patogênicos e, assim, diminuem as chances de ocorrência de diversas doenças
(BRASIL, 2004). Investir em saneamento é a única forma de se reverter o quadro
caótico das cidades, pois melhora a qualidade de vida da população, bem como
protege o meio ambiente urbano e rural.
Na busca do Desenvolvimento Sustentável, a proteção do ambiente tem que ser
entendida como parte integrante do processo de desenvolvimento e não pode ser
considerada isoladamente; tem-se a diferença entre crescimento e desenvolvimento. A
diferença é que o crescimento não conduz automaticamente à igualdade nem à justiça
social, pois não leva em consideração nenhum outro aspecto da qualidade de vida a
não ser o acúmulo de riquezas, que se faz nas mãos apenas de alguns indivíduos da
população. O desenvolvimento, por sua vez, preocupa-se com a geração de riquezas
sim, mas tem o objetivo de distribuí-las, de melhorar a qualidade de vida de toda a
população, levando em consideração, portanto, a qualidade ambiental do planeta
(CAVALCANTI, 1995).
Os serviços de saneamento ambiental são essenciais para a determinação das
condições de vida da população, para a conservação do meio ambiente e para o
desenvolvimento econômico. Utilizar recursos ambientais sem comprometer sua
produção e fazer proveito da natureza sem devastá-la é buscar a sustentabilidade e a
melhoria da qualidade de vida (CAMARGO & BETTIOL, 2000).
Torna-se evidente que se deve dar atenção às ações que visem: o uso racional
da água; a aplicação de tecnologias e processos que conduzam ao reúso de efluentes
industriais e domésticos; garantir as reservas necessárias para os ecossistemas
naturais, entre outras ações pro-ativas para o combate ao desperdício da água.
Dessa forma, a gestão de recursos hídricos ambientalmente sustentáveis é uma
necessidade para a preservação e a conservação dos ecossistemas, já que a água é
essencial à saúde e ao bem-estar da humanidade (SOUSA & LEITE, 2003).
3. 2. EUTROFIZAÇÃO
Para Tundisi (2003), aliado ao crescimento industrial tem-se o crescimento
populacional desordenado, o que provoca a geração cada vez maior de resíduos
19
sólidos e líquidos que, muitas vezes, são lançados sem o tratamento adequado. Na
problemática da poluição hídrica, vale salientar que a água é um recurso ambiental
indispensável à vida, seja como componente bioquímico dos seres vivos, como meio de
vida de várias espécies, como elemento representativo de valores sociais e culturais,
além de importante fator de produção no desenvolvimento de diversas atividades
econômicas. Embora o planeta em que vivemos seja dotado de muita água, somente
parte dela está apropriada ao consumo e esta fração tem sido exaustivamente
contaminada por diversos tipos de resíduos causando graves problemas ambientais.
A prática de descarregar águas residuárias, tratadas ou não, em corpos de água
superficiais é a solução normalmente adotada pelas comunidades, no mundo inteiro,
para afastamento de resíduos líquidos. Geralmente esses corpos de água servem como
fonte de abastecimento a mais de uma comunidade, havendo casos em que a mesma
cidade lança seus esgotos e faz uso do mesmo corpo hídrico.
A lei nº 9.433 de 8 de janeiro de 1997, em seu Capítulo II, Artigo 20, Inciso 1,
estabelece, entre os objetivos da Política Nacional de Recursos Hídricos, a
necessidade de “assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade
de água, em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos”. Na Tabela 1
estão apresentados os padrões de qualidade de lançamento de efluentes no corpo
receptor segundo a resolução CONAMA (2005).
Dessa forma, todo lançamento de dejetos líquidos em um corpo receptor está
obrigado a seguir padrões de qualidade contemplados nas legislações do Ministério do
Meio Ambiente, Ministério da Saúde e órgãos Estaduais responsáveis pela proteção
dos cursos d’água. Estes padrões se baseiam no princípio de restabelecimento do
equilíbrio e da autodepuração do corpo receptor.
20
Tabela 1: padrões de qualidade segundo o CONAMA 2005
Valor limite do corpo receptor
Parâmetros
Classe 1
-1
DBO5 (mg/O 2. L )
-1
OD (mg/O 2 L )
Classe 2
≤3,0
≤5,0
≤10,0
≥6,0
≥5,0
≥4,0
3,7 para pH ≤ 7,5
2,0 para 7,5 < pH ≤ 8,0
1,0 para 8,0 < pH < 8,5
0,5 para pH > 8,5
Nitrogênio
Amoniacal
(mg/N. L -1)
Fósforo Total
-1
(mg P. L )
13,3 para pH ≤ 7,5
5,6 para 7,5 < pH ≤ 8,0
2,2 para 8,0 < pH ≤ 8,5
1,0 para pH > 8,5
≤ 0,025 (Lêntico)
≤ 0,10 (Lótico)
≤ 0,030
(Lêntico)
0,075 (Lêntico)
0,15 (Lótico)
10,0
10,0
10,0
1,0
1,0
1,0
20.000
50.000
100.000
10
30
60
40
100
100
-1
Nitrato (mg. N. L )
-1
Nitrito (mg N. L )
Cianobactéria
-1
(Cel . mL )
Clorofila a (ì g. L
Classe 3
-1)
Turbidez
Fonte: CONAMA (2005)
Li et al., (2005) afirmam que a degradação dos corpos aquáticos é um exemplo
de ruptura ecológica que favorece a indisponibilidade de água de qualidade para
consumo de todos os seres vivos. Dentre os problemas que afetam os recursos hídricos
destaca-se a eutrofização antrópica.
Na visão de Conley (2000) esse processo está relacionado com o aumento da
população, da industrialização, do uso de fertilizantes químicos na agricultura e
produção de produtos de limpeza contendo compostos fosfatados. Todos estes fatores
resultam na liberação de compostos que contêm nutrientes, como fósforo (P) e
nitrogênio (N), os quais estimulam o processo de eutrofização.
Os ambientes eutróficos caracterizam-se por causar alteração no equilíbrio
natural do ecossistema pela superação da sua capacidade de suporte; crescimento
21
incontrolável de algas, cianobactérias e macrófitas; anoxia, pela predomonância dos
processos anaeróbios devido a camada superficial de algas e cianobacterias que
dificultam a entrada de oxigênio dissolvido nas camadas inferiores do corpo aquático
resultando na morte de alguns seres e também na liberação de gases tóxicos com
odores desagradáveis; altas concentrações de matéria orgânica; diminuição do número
de fitoplâncton, zooplâncton, plantas e animais aquáticos (TUNDISI, 1986; SMITH et al.,
1999).
O aumento da concentração de nutrientes implica, nos meses mais quentes do
ano, em altas densidades populacionais de algas, sobretudo as cianobactérias dos
gêneros Oscillatoria, Microcystis, Anabaena e Aphanizomenon, que promovem
florações características do processo de eutrofização artificial. Ao atingir esse estágio, a
água do ecossistema lacustre se torna imprópria para o abastecimento, em especial
pela alta quantidade de substâncias tóxicas e mal-cheirosas, excretadas pelas algas
(CORREIA et al., 2001).
De acordo com Esteves (1998), o aumento de produção de matéria orgânica em
decorrência da eutrofização têm como conseqüência direta o aumento da quantidade
de detritos orgânicos cuja decomposição consome quantidades expressivas de
oxigênio. Nessas condições, surgem outros gases resultantes da atividade de bactérias
anaeróbias, entre os quais o gás sulfídrico e o metano. No estágio final do processo de
eutrofização, o curso d'água caracteriza-se pela pouca profundidade, coluna d'água
com grande deficiência de oxigênio, organismos mortos flutuando na superfície e
grande concentração de algas.
A presença dessas características indica que o ecossistema está comprometido
e só poderá ser salvo à custa de investimentos elevados e uso de tecnologia adequada
demonstrando que em geral os prejuízos causados ao meio-ambiente resultam em
grandes gastos econômicos para a sua recuperação. Dessa forma, o uso racional e a
conservação das águas, principalmente nos grandes centros urbanos, onde são
elevadas as cargas de poluentes geradas diariamente, tornam necessários os sistemas
de tratamentos, controles e monitoramento dos poluentes gerados.
3.3. SISTEMAS DE LODOS ATIVADOS
22
No processo de lodos ativados as águas residuárias são estabilizadas
biologicamente num reator em condições aeróbias. A estabilização é conseguida por
uma cultura mista de microrganismos, uma vez providas as condições ambientais
mínimas de fonte carbonácea, nutrientes e oxigênio dissolvido.
Os primeiros processos de tratamento de águas residuárias domésticas visavam
apenas à remoção de sólidos sedimentáveis, mas com a evolução e desenvolvimento
de novos processos o objetivo passou a ser a remoção praticamente completa de todo
material orgânico, além de remoções de nitrogênio e fósforo (CHERNICHARO et al.,
2001).
Os lodos ativados baseiam-se em processo biológico aeróbio e parte do princípio
que deve ser evitada a fuga descontrolada de bactérias ativas, produzidas no sistema e
que, deve-se recircular de modo a se manter a maior concentração possível de
microrganismos ativos no reator aerado.
Devido à recirculação do lodo, a concentração de sólidos em suspensão no
tanque de aeração é bastante elevada. O tempo de detenção hidráulica é baixo, da
ordem de horas, significando que o volume do reator seja bem reduzido. No entanto,
devido à recirculação dos sólidos, estes permanecem no sistema por um tempo
superior ao do líquido. É esta maior permanência dos sólidos no tanque de aeração que
garante a elevada eficiência dos sistemas de lodos ativados, já que a biomassa tem
tempo suficiente para metabolizar praticamente toda a matéria orgânica das águas
residuárias (VAN HAANDEL & MARAIS, 1999).
É importante lembrar que no tanque aerado ocorre a nitrificação, conversão de
amônio a nitrato, mas não há remoção de nitrogênio. A desnitrificação é alcançada em
ausência de oxigênio, pela respiração bacteriana do nitrato para oxidação da matéria
orgânica, formando nitrogênio gasoso que é liberado para atmosfera (CYBIS &
PICKBRENNER, 2000).
Lester & Birkett (1999) afirmam que o sucesso operacional de lodos ativados é
dependente das características da biomassa, como capacidade do floco de absorver
substratos, assimilação e oxidação da matéria orgânica e a manutenção de boa
floculação para viabilizar uma sedimentação eficiente do lodo secundário. Então, deve
23
ser enfatizado que a unidade básica da atividade para o tratamento das águas
residuárias é o floco, cuja formação depende do metabolismo, crescimento e
propriedades físicas das células microbianas presentes no sistema.
Segundo Metcalf & Eddy (2003), sistemas de lodo ativado são conhecidos como
unidades eficientes na remoção de material orgânico, sólidos em suspensão e,
eventualmente, nutrientes (nitrogênio e fósforo), todos estes presentes em águas
residuárias, produzindo um efluente de alta qualidade.
No entanto, a eficiência do tratamento depende similarmente, da natureza e
composição dos substratos presentes no afluente, das características e concentração
da biomassa presente nos reatores, das condições ambientais tais como pH,
temperatura, presença de nutrientes, tempo de contato entre substrato e biomassa e
dos fenômenos que governam o transporte de substrato às células.
Além disso, o sistema de lodos ativados exige um padrão de mecanização
superior ao de outros sistemas de tratamento, implicando em operação mais
sofisticada. Outras desvantagens são o consumo de energia elétrica para aeração e a
maior produção de lodo, quando comparado ao sistema anaeróbio.
3.3.1. BIOFILME
O tratamento biológico pode se processar de acordo com o crescimento e a
sustentação da biomassa. Os mecanismos podem ser de crescimento disperso ou
aderido. No primeiro caso, a biomassa cresce sem nenhuma estrutura de sustentação e
os organismos se concentram formando o floco que apresenta estrutura heterogênea
contendo material orgânico adsorvido, material inerte das águas residuárias, material
microbiano, células vivas e mortas. Já no crescimento aderido, a biomassa se
desenvolve em um meio suporte, formando um biofilme. (VON SPERLING, 2002).
A compreensão dos mecanismos e processos envolvidos na depuração em
reatores com biofilme acelerou o surgimento de novos reatores a partir dos anos 70.
Melhorias no tocante à mistura de fases, à transferência de oxigênio e à separação de
fases foram incorporadas aos processos, melhorando o desempenho, através do
24
controle efetivo da espessura do biofilme e do incremento da transferência de massa
(ANDREOTOLLA et al., 2002).
Nos sistemas de lodos ativados os reatores com biomassa aderida, ou
simplesmente com biofilme, passaram a incluir, diversos tipos de reatores com leito
suporte fixo ou móvel.
Os processos com leitos móveis possuem meio suporte em permanente
movimento, tendo força motriz de origem hidráulica ou mecânica. Utilizam geralmente
materiais de altíssima superfície específica, para a adesão da biomassa. Em todos os
reatores com biomassa fixa os processos metabólicos de conversão ocorrem no interior
do biofilme. O transporte de substratos se realiza através de processos de difusão,
inicialmente através do filme líquido na interface líquido/biofilme e, em seguida, através
do próprio biofilme (GONÇALVES et al.,2001).
Para Fried & Lemmer (2003), a aplicação de processos com biomassa aderida
(biofIlme) na área de tratamento de efluentes está se tornando cada vez mais popular,
devido às suas vantagens com relação aos processos tradicionais: alta concentração
de biomassa, que possibilita operar com maior carga; a redução de dimensões das
instalações de tratamento; e a eliminação das etapas de separação e reciclo de sólidos.
As bactérias nitrificantes são exemplos de organismos de crescimento lento e
baixo rendimento celular, que necessitam altos tempos de retenção celular. A partir da
observação da presença destes organismos aderidos a materiais suporte inertes buscase oferecer meios para facilitar sua imobilização e, com isto, evitar que eles sejam
removidos juntamente com o efluente do sistema. Com a imobilização, além de se obter
maior tempo de retenção celular, é possível conseguir, também, maior concentração de
sólidos. O aumento da concentração de biomassa pode resultar em maior eficiência do
sistema e possibilitar o tratamento em reatores menores (ROSTRON et al., 2001).
Porém, o sucesso do tratamento está diretamente associado às características
do meio suporte. Existem diversos tipos de materiais que podem ser utilizados, tais
como: pedra britada, escória de alto-forno, e de maneira mais eficiente, bagaço de
cana, pó-de-serra, materiais sintéticos de plástico com várias formas e tamanhos
(PEKDEMIR et al., 2003).
25
Ogbonna et al. (2001) afirmam que outra alternativa de material suporte é a
utilização da bucha vegetal (Luffa cylindra) também conhecida como esponja vegetal
que contém em sua composição diversos componentes como: ácidos orgânicos,
aminoácidos, ferro, galactanos, sacarídeos, taninos, xilano e xilose. Além de baixo
custo, apresenta textura e estrutura adequadas com elevado grau de porosidade.
A Luffa cylindrica é uma herbácea com espécies originárias na Ásia, na África e
na América, pertence ao grupo das chamadas “plantas industriais”. É leve, cilíndrica e
apresenta naturalmente uma arquitetura entrelaçada e altamente porosa. Essas
características conferem a esse material vantagens como suporte de imobilização
(POÇAS et al., 2004).
A bucha vegetal já foi utilizada em vários experimentos como na imobilização de
Zymomonas mobilis para a produção de sorbitol (VIGNOLI et al., 2006) e de
Saccharomyces cerevisiae (OGBONNA et al., 2001), para produção do etanol.
Pekdemir et al., (2003) mostrou que a Luffa cylindrica também é muito eficiente como
material suporte para imobilização da Thiobacillus ferrooxidans no tratamento de águas
residuárias industriais com elevados teor de ferro, enquanto Akhar et al., (2003) operou
um sistema para a remoção de níquel a partir da imobilização de Chlorella sorokinian
usando o mesmo material suporte.
Quanto maior a área disponível por unidade de volume, maior será a
comunidade de microrganismos e a eficiência de depuração do efluente. Os meios de
pedras e madeiras possuem limitação em sua área superficial e tornam o filtro pesado;
os meios plásticos representam uma solução anti-ecológica, apesar de serem
reutilizáveis não são biodegradáveis. A utilização da bucha vegetal (Luffa cyllindrica)
como meio suporte é a inovação proposta para se alcançar melhores eficiências por
oferecer grande área para fixação do biofilme e por sua disseminação em todo o
território nacional (OGBONNA et al., 2001).
Em conjunto com as condições hidrodinâmicas e fornecimento de nutrientes, a
estrutura do biofilme tem um papel importante no sucesso do tratamento. As suas
regiões vazias, no caso das buchas, porosas influenciam a circulação dos esgotos e do
ar mantendo o ambiente nas condições aeróbias favoráveis ao equilíbrio da cultura
biológica (XAVIER et al., 2003).
26
De acordo com Flemming & Winglinder (2001), nas camadas mais externas,
onde a oxidação é aeróbia, há geração de gás carbônico (CO2) como subproduto, o
qual permanece em solução, se desprende para a atmosfera, ou em condições
anóxicas, permite a redução de nitratos. Já nas camadas anaeróbias, tem-se a
formação de ácidos orgânicos, tais como ácido nítrico (HNO3) e ácido sulfúrico (H2SO4).
A Figura 1 apresenta de forma esquemática o consumo de substrato e a geração de
subprodutos decorrentes das reações bioquímicas do processo de filtração biológica
aeróbia.
Figura 1: Representação esquemática de um biofilme (VON SPERLING, 2002).
O oxigênio é fator determinante no estabelecimento das camadas de biofilme no
metabolismo bacteriano. A síntese de novas células promove o aumento da biomassa,
prejudicando a passagem de oxigênio até as camadas internas, junto à superfície do
meio suporte, onde o processo de oxidação basicamente termina seguindo o processo
anaerobiamente (MEYER et al., 2003).
Em reatores com biomassa aderida, os processos metabólicos de conversão
acontecem no interior do biofilme. O transporte de substratos ocorre por meio de
processos de difusão, inicialmente através do filme líquido na interface líquido/biofilme
e, em seguida, através do próprio biofilme. Os produtos das reações de oxiredução são
transportados no sentido inverso, ao exterior do biofilme (LEE et al., 2004).
Segundo Nicolella et al., (2000) a imobilização da biomassa em um meio suporte
permite que estes sistemas operem com um tempo de detenção da fase líquida
27
independentemente da taxa específica de crescimento dos microrganismos, fazendo
com que os reatores assumam uma geometria mais compacta em relação aos demais
sistemas. O biofilme aderido promove uma alta velocidade de sedimentação da
biomassa, reduzindo as estruturas de separação e clarificação. O meio fluidizado
aumenta a área superficial para a transferência de massa de oxigênio, resultando em
uma alta capacidade de conversão da matéria orgânica.
A espessura do biofilme influencia na estabilização da matéria orgânica antes de
alcançar as camadas mais internas. Neste caso, os microrganismos presentes passam
a realizar atividade endógena para crescimento e assim perdem a sua capacidade de
adesão à superfície do meio. Segundo Jordão & Pessoa (2005), “os gases acumulados
produzidos na camada anaeróbia provocam a “explosão” de toda a massa biológica
agregada ao meio suporte, desprendendo-a e facilitando o fluxo de arraste pelos
esgotos. O fenômeno de desprendimento dos flocos biológicos é função das cargas
hidráulicas e orgânicas aplicadas ao filtro. Cargas hidráulicas originam a velocidade de
passagem do esgoto pelo biofilme e cargas orgânicas são responsáveis diretas pela
taxa do metabolismo da camada biológica”.
O aumento excessivo na expessura do biofilme pode diminuir a massa específica
da biopartícula, aumentando o risco das partículas envolvidas com o biofilme serem
levadas para fora do sistema prejudicando a manutenção da biomassa no interior dos
reatores e a qualidade final do efluente (WIJEYEKOON et al., 2004).
Um suporte deve ser resistente à abrasão devido à movimentação constante e
ao contacto entre as peças dentro do reator; ser leve para facilitar a mistura estimulada
pela circulação das peças por força dos difusores de oxigênio. Geralmente, usam-se
peças de cerca de 2 mm a 8 mm de diâmetro. Quando o reator é projetado apenas para
o processo de nitrificação, usam-se peças de menor dimensão, uma vez que o
rendimento das bactérias nitrificantes é muito baixo. Quando se pretende a remoção de
carbono, juntamente com os processos de nitrificação e desnitrificação, recomendam-se
peças de maior dimensão e maior tamanho de poros (WILDERER et al.,2001).
Como os biofilmes são normalmente constituídos por uma grande diversidade de
microrganismos, apresentam considerável heterogeneidade. A competição entre
microrganismos nitrificantes e heterotróficos origina uma estratificação das espécies no
28
biofilme. Okabe e os seus colaboradores (1996) estudaram a distribuição espacial
microbiana em biofilmes formados em reatores de biodiscos e observou que a razão
C/N é um fator importante na distribuição de bactérias nitrificantes e heterotróficas: na
ausência de carbono heterotróficas e nitrificantes coexistem nas camadas externas do
biofilme à medida que a concentração de carbono aumenta as bactérias heterotróficas
competem pelo espaço e pelo oxigênio com as nitrificantes e por isso, as camadas
externas do biofilme são constituídas essencialmente por heterotróficas, sendo as
camadas mais profundas dominadas por bactérias nitrificantes. O acentuado
crescimento dos heterotróficos causa limitação na difusão e decréscimo na capacidade
nitrificante do biofilme (VAN BENTHUM, 2000).
3.4. MICRORGANISMOS ENVOLVIDOS NO PROCESSO DE LODOS ATIVADOS
De acordo com Schmidt (2004), as águas residuárias apresentam condições
ideais ao crescimento de uma grande diversidade de microrganismos que
desempenham papel importante em todos os estágios do tratamento biológico de águas
residuárias. Diante da variedade de compostos orgânicos e inorgânicos disponíveis
nessas águas, um diverso ecossistema se desenvolve no reator, onde há uma
complexidade de interações da microfauna, tanto em competição quanto de predação.
A população microbiana de um reator de lodo ativado é altamente especializada,
a qualidade do efluente e a taxa de crescimento dos diferentes microrganismos
determinam os grupos que são representados na população do lodo. Além disso, as
interações ecológicas na comunidade microbiana fazem com que o aumento de um
grupo de microrganismos seja acompanhado pelo declínio de uma outra população,
face à característica seletiva exercida pelo meio de transformação durante o tratamento
biológico (LEWANDOWSKI & BEYENAL, 2003).
De acordo com Ceballos (2000), análises rotineiras da micribiota como
indicadoras do desempenho dos sistemas de lodos ativados têm se tornado comuns.
Essas análises fornecem informações úteis sobre a atividade biológica da biomassa,
29
baseadas nos microrganismos presentes, podendo avaliar a qualidade do efluente e o
desempenho do sistema.
3.4.1. BACTÉRIAS
As bactérias constituem-se o grupo de maior presença e importância nos
sistemas de tratamento biológico. De acordo com Tortora et al. (2002) são seres
procarióticos, unicelulares, geralmente se reproduzem por divisão binária e podem ser
autotróficas ou heterotróficas; removem DBO durante a depuração da matéria orgânica;
possuem capacidade de se aglomerar em unidades estruturais como flocos, biofilmes
ou grânulos e realizam processos de amonificação, nitrificação, desnitrificação e
remoção de fósforo.
Algumas bactérias autotróficas como as nitrificantes estão presentes no tanque
de aeração, estas bactérias são quimiossintetizantes capazes de oxidar seu próprio
substrato a partir de material inorgânico, convertendo assim a amônia a nitrito e nitrato.
As bactérias do gênero Nitrossomonas sp são as principias responsáveis pela
oxidação da amônia a nitrito, segundo a equação:
+
(Nitrossomonas )
2 NH4 + 3 O2
-
+
2 NO2 + 4 H + 2 H2O + Energia .
A oxidação dos nitritos é realizada principalmente pela atuação das bactérias do
gênero Nitrobacter sp, segundo a reação:
-
2 NO2 + O2
(Nitrobacter )
-
2 NO3 + energia.
30
De acordo com Barnes e Bliss (1983), a taxa de crescimento dos
microrganismos nitrificantes, principalmente Nitrossomonas, é menor do que a dos
responsáveis pela redução da matéria carbonácea. Dessa forma, o tempo de retenção
celular, ou a idade do lodo, deve ser calculado em função dos organismos nitrificantes a
fim de manter seu desenvolvimento dentro do sistema.
As bactérias heterotróficas formadoras de flocos, Zooglea, é frequentemente
observada em sistemas de lodos ativados. Dentre as principais bactérias heterotróficas
presentes nesse sistema podem ser citados os gêneros Achromobacterium,
Chromobacterium e Pseudomonas (JENKINS et al., 2004).
Existem também as bactérias filamentosas que são responsáveis pela floculação
do lodo, mas que em grande quantidade podem prejudicar a sedimentação. Esse
fenômeno é conhecido como intumescimento ou bulking do lodo. Algumas bactérias
que estão relacionadas com a má sedimentação do lodo são: Sphaerotilus natans,
Beggistoa, Thiotrix e outras. Para Tomei et al., (1999), Thiotrix tem a capacidade de
crescer autotrófica ou heterotrófica, sugerindo que esta bactéria tem vantagem
importante na competição bacteriana.
De acordo com Jenkins et al. (2004), os principais motivos para o aparecimento
dos filamentos em sistemas aeróbios são escassez de nutrientes, baixa concentração
de OD, baixa carga orgânica, elevada concentração de compostos de baixo peso
molecular, dentre outros. Na Tabela 2 estão expostos os principais gêneros de
bactérias e sua influência em sistemas de lodo ativado.
Tabela 2: Funções dos principais gêneros de bactérias encontradas em lodos ativados.
GÊNEROS
FUNÇÕES
Pseudomonas
Remoção de substrato, produção de muco, desnitrificação
Zoogloea
Produção de muco, formação do floco
Bacillus
Degradação de proteínas
Athrobacter
Degradação de carboidratos
Microthrix
Degradação de gorduras, crescimento filamentoso
Nocardia
Crescimento filamentoso, formaçã o de espuma e escuma
Acinetobacter
Remoção de fósforo
Nitrosomonas
Nitrificação
31
Nitrobacter
Nitrificação
Achromobacter
Desnitrificação
Fonte: Black (2002).
3.4.2. PROTOZOÁRIOS
Os protozoários constituem o segundo maior grupo de microrganismos presentes
no lodo ativado. São fundamentais no equilíbrio das populações de um tanque de
aeração, contribuindo assim para a remoção de outros organismos, principalmente de
bactérias não floculadas e permitindo a produção de um efluente clarificado. Segundo
Bento (2000), aproximadamente 5% da biomassa do sistema é constituída por
protozoários e metazoários. Pode-se entre estes destacar o grupo ciliados.
Em relação à sua classificação, pertencem ao Filo Protozoa e dependendo das
suas estruturas locomotoras podem pertencer às classes Rhizopoda (Sarcodíneos),
Flagellata (Mastigóforos), Ciliophora ou Sporozoa (CORDI et al. 2007).
A diferença entre as diversas subclasses de ciliados depende da sua localização
no lodo. Alguns se movimentam livremente enquanto os sésseis se encontram fixos por
meio de um pedúnculo. Os ciliados são indicadores biológicos, pois reagem
rapidamente a alterações verificadas no meio, podendo constituir-se como um
bioindicador da ocorrência, quer de situações de maior stress toxicológico, como por
exemplo, presença de metais pesados em quantidades excessivas, quer de condições
operativas adversas: oxigênio dissolvido baixo, pH fora da faixa 6,0 - 8,5 e temperaturas
acima dos 37 - 40º C (VILANOVA et al., 2005).
Os protozoários frequentemente encontrados no sistema de lodos ativados são
dos gêneros Paramecium, Trachelophyllum, Arcella, Vorticella, Aspidisca, Bodo,
Amoeba, Didinium, Chilodenella, dentre outros (FALCIONI et al., 2005; VILANOVA et
al., 2005).
Os grupos de protozoários desenvolvem-se no processo de lodo ativado de
acordo com as características do meio, que variam conforme as características
operacionais da estação de tratamento. Assim, a caracterização da comunidade de
protozoários presente no sistema é uma ferramenta útil para o monitoramento do
32
tratamento biológico, uma vez que a estrutura da comunidade de protozoários reflete a
qualidade do efluente. Alguns protozoários como a Vorticela e a Aspidisca são
indicativos de sistemas que está ocorrendo o processo de nitrificação (NICOLAU et al.,
2001).
Algumas relações entre os protozoários dominantes em sistemas de lodos
ativados indicativos do desempenho do processo de tratamento e as possíveis
características operacionais que favorecem o crescimento destes organismos estão
apresentados na Tabela 3.
TABELA 3: Relação entre desempenho do sistema de lodos ativados e a presença de grupos de
protozoários dominantes.
GRUPO DOMINANTE
DESEMPENHO
Pequenos flagelados (Bodo,
Cercobodo,
Mona
POSSÍVEIS CAUSAS
Deficiência de aeração, choques devido à
sp,
Fraco
Oicomona sp, Euglena sp,
sobrecarga e presença de subproduto da
fermentação.
Cercomonasp, Peranema).
Ciliados livres (Paramecium,
Colpidium,
Litonotus,
Médio
Deficiência de aeração, baixo tempo de
Trachelophyllum, Amphileptus,
detenção hidráulico, choques devido a
Chilodonela).
sobrecarga e deficiência de aeração
Ciliados livres predadores de
flocos
(Aspidisca,
Euplotes,
Bom
-
Bom
-
Decaindo
Alimentação irregular e perda de lodo
Stylonychia, Oxytricha).
Ciliados pedunculados e livres
predadores de flocos
Ciliados
(Vorticella,
Epistylis,
pedunculados
Opercularia,
Charchesium,,
recente
Acineta e Podophrya).
Pequenas amebas (Amoeba,
Astramoeba,
Actinophrys,
Alta
Muito fraco
carga
de
compostos
de
difícil
degradação
Diffugia).
Arcella (Tecaameba)
Bom
-
Fonte: Madoni (1994), Vazoller (1996).
33
Desde o funcionamento da primeira ETE pelo processo de lodos ativados em
larga escala em 1922, muitos autores têm notado que os protozoários são indicadores
potenciais de sua eficiência. A partir daí associações entre eficiência de Estações de
Tratamento de Esgotos e comunidades de protozoários têm sido descritas em intervalos
regulares (JENKINS, 2004).
Os protozoários podem ser identificados com bastante facilidade, ao contrário
das bactérias, cuja identificação é lenta e bastante onerosa (CORDI et al., 2007).
3.4.3. METAZOÁRIOS
Quanto aos metazoários, este grupo é constituído por organismos de dimensões
relativamente elevadas. Dentre os principais cita-se os rotíferos, os nemátodes e os
anelídeos. Segundo Vazoller (1996), os metazoários constituem uma parte importante
como indicadores de boa eficiência do sistema sendo associados a lodos com bons
sinais de depuração.
Dentre eles destaca-se os rotíferos, que são organismos aeróbios, heterotróficos
e multicelulares. Agem como agentes estabilizadores dos desperdícios orgânicos e
redutores da turvação do efluente final, por consumo das bactérias dispersas ou
aderidas a flocos e de pequenas partículas de matéria orgânica. Embora ocorram numa
vasta faixa de tempos de retenção, algumas espécies estão associadas a tempos de
retenção elevados (FALCIONI et al., 2005, VILANOVA et al., 2005).
De acordo com OKABE (1996), a presença desses microrganismos no sistema
indica que o processo aeróbio foi eficiente.
3.4.4. FUNGOS
Esses seres não são muito comuns em lodos ativados, podendo predominar
quando há uma acentuada queda no pH e deficiência de nitrogênio. Quando se
apresentam como organismos dominantes, podem causar intumescimento do lodo
prejudicando a sedimentação. Dentre os mais encontrados, destaca-se o gênero
34
Geotrichum,
entre
outros
como
Fusarium,
Geotrichoides,
Phoma,
Pullalaria,
Sporotrichum, Zoophagus. (CETESB, 2000).
3.5. COMPOSTOS NITROGENADOS
O nitrogênio é essencial na constituição das moléculas de proteínas, ácidos
nucléicos, vitaminas, enzimas e hormônios, elementos esses, vitais aos seres vivos.
Entretanto, quando eliminado no meio ambiente em excesso causa diversos
desequilíbrios.
Apesar da abundância de nitrogênio na atmosfera, somente um grupo seleto de
organismos consegue utilizá-lo na forma gasosa. Grande parte do nitrogênio existente
nos organismos vivos não é obtida diretamente da atmosfera, uma vez que a principal
forma de nutriente para os produtores são os nitratos (NO3-) que resultam da
decomposição de matéria orgânica, na qual o nitrogênio é quebrado em uma série de
compostos orgânicos e inorgânicos por bactérias com funções especializadas em cada
parte do processo. Os nitratos podem, ainda, ser obtidos por meio de bactérias
fixadoras de nitrogênio e das descargas elétricas que ocorrem na atmosfera
(ROCHETE et al., 2004).
De acordo com Howarth (2004), as atividades antrópicas têm alterado
significadamente o ciclo do nitrogênio no planeta causando efeitos danosos tanto na
saúde humana quanto sobre o equilíbrio ecológico dos ecossistemas. Dentre essas
atividades antrópicas, merecem destaque os lançamentos dos compostos nitrogenados
oriundos de águas residuárias domésticas e industriais; escoamento de águas de
irrigação que carreiam produtos ricos em amônia; escoamento do chorume.
Durante muito tempo a remoção de matéria orgânica foi o único alvo dos
tratamentos de efluentes realizados, por seu alto poder de consumo de oxigênio
quando descartado em corpos receptores. Porém, embora o nitrogênio seja um
composto essencial aos organismos, por ser um importante componente das
biomoléculas, os problemas ambientais associados a este composto são variados. O
descarte de efluentes contendo concentrações elevadas de nitrogênio pode
35
comprometer o equilíbrio ambiental, causando prejuízos para a flora e a fauna dos
corpos d’água receptores dos mesmos (ETCHEBEHERE, 2005).
Em águas residuárias, os compostos nitrogenados mais encontrados são:
nitrogênio orgânico (uréia, aminoácidos e outras substâncias com radical amina),
nitrogênio amoniacal, nitrito (NO2-) e nitrato (NO3-) (CAMPOS et al., 2002). Essa
concentração
de
nitrogênio
presente
excede
a
quantidade
exigida
pelos
microrganismos para oxidar a quantidade de carbono presente, então somente parte do
nitrogênio é removida por atividade heterotrófica convencional, sendo incorporado na
biomassa microbiana.
Além disso, o nitrogênio amoniacal em condições ideais de pH pode ter
implicações ecológicas, como influenciar fortemente a dinâmica do oxigênio dissolvido
no meio, uma vez que para oxidar 1,0 mg de amônio são necessários cerca de 4,6 mg
de oxigênio para realização do processo de nitrificação , além de ser tóxico a seres
aquáticos, devido ao fato de nestas condições se encontrarem predominantemente na
forma de amônia livre (FAZOLO et al., 2007).
Além de causar danos ambientais como a eutrofização dos corpos receptores, a
presença de nitritos e nitratos constitui um problema de saúde pública, pois pode
causar metahemoglobinemia (síndrome do bebê azul), devido à redução do nitrato a
2+
nitrito por bactérias do trato intestinal, sendo que o Fe da hemoglobina saudável é
3+
convertido a Fe que é incapaz de se ligar ao O , reduzindo assim, as trocas gasosas
2
no organismo humano. O nitrito ainda pode se combinar com aminas secundárias,
formando nitrosaminas com poder mutagênico e carcinogênico (BITTON, 2005).
Nogueira et al., (2002) afirma que a maneira mais utilizada para a remoção de
nitrogênio, em sistemas de tratamento biológico, é promover a nitrificação em ambiente
aeróbio e a desnitrificação em ambiente anóxico. A alteração do ambiente pode se
ocorrer no espaço, pela sucessão de reatores aeróbio e anóxico, ou no tempo, pelo uso
de aeração intermitente, o que possibilita a remoção em um único reator.
3.6. REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO
36
3.6.1. AMONIFICAÇÃO
Para Persson et al., (2002), o processo de amonificação tem o seu início quando
o nitrogênio fixado é dissolvido na água do solo, ficando disponível para as plantas na
forma de nitrato. Quando o nitrogênio orgânico entra na cadeia alimentar, serve de
alimento para os animais (consumidores) como moléculas orgânicas. A partir de suas
excreções e da decomposição de resíduos vegetais e animais, os compostos
nitrogenados são mineralizados por bactérias. Este processo produz gás amônia (NH3)
e sais de amônio (NH4), caracterizando a fase de amonificação no ciclo do nitrogênio.
Randall (2004) afirma que quando se trata de esgotos sanitários, a amonificação
é o processo limitante do processo de nitrificação. Esse processo que transforma o Norgânico em N-amoniacal e pode ocorrer nas redes coletoras de esgoto, em sistemas
com tratamento primário ou em reatores anaeróbios nos quais os compostos
nitrogenados são convertidos a NH3 e NH4+.
3.6.2 NITRIFICAÇÃO
De acordo com Saraiva (2000), nitrificação é a conversão da amônia a nitrato por
meio da ação bacteriana na presença de oxigênio dissolvido, sendo realizada em duas
etapas:
(1) Nitritação – etapa em que ocorre a oxidação da amônia até nitrito, através da
ação bioquímica dos microrganismos oxidadores de amônio, ou microrganismos
nitritantes. Os microrganismos mais freqüentes são as bactérias do gênero
Nitrosomonas. Embora Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, e Nitrosovibrio,
também possam participar deste primeiro estágio da nitrificação;
(2) Nitratação – etapa em que ocorre a oxidação de nitrito até nitrato. Esta etapa
é mediada por microrganismos oxidadores de nitrito, sendo os mais abundantes as
bactérias do gênero Nitrobacter. Podendo também envolver os gêneros Nitrococcus,
Nitrospira, e Nitrospina.
A nitrificação, embora pareça bastante simples, precisa ocorrer sob condições
controladas, caso contrário os próprios produtos do processo causarão aumento de
37
toxidez e inibição do processo (FERREIRA, 2000). Alguns fatores que influenciam na
nitrificação:
•
Relação C/N (carbono/ nitrogênio): A fração de organismos nitrificantes
decresce à medida que a relação C/N cresce, o que proporciona o crescimento
de
microrganismos
heterotróficos,
que
competem
com
os
autotróficos
nitrificantes pelo oxigênio e nutrientes, além de terem uma velocidade de
crescimento cinco vezes maior. Na Tabela 4, estão apresentadas as relações
entre a fração de microrganismos nitrificantes e a relação DBO/NTK. Em
processos combinados de remoção de carbono e nitrogênio, essa relação é
maior que 5 e, em processos de nitrificação em estágios separados, essa relação
é menor que 3.
Tabela 4: Relações entre fração de microrganismos nitrificantes e a razão DBO/NTK
DBO/NTK
Fração Nitrificante
DBO/NTK
Fração Nitrificante
0,5
0,35
5
0,054
1
0,21
6
0,043
2
0,12
7
0,037
3
0,083
8
0,033
4
0,064
9
0,029
Fonte: Metcalf & Eddy (2003)
•
Temperatura: No que diz respeito à temperatura, observa-se a ocorrência de
nitrificação em uma faixa de 5 a 50°C, sendo a temperatura ótima na faixa de 25
a 30°C (BITTON, 2005). A temperatura afeta o desempenho dos sistemas de
lodos ativados causando impactos nas taxas das reações biológicas. De acordo
com Metcalf e Eddy (2003) um decréscimo de 10º C na temperatura pode reduzir
a taxa de reação pela metade, aproximadamente. No entanto, na maioria dos
casos, essa mudança ocorre gradativamente, sendo possível a adaptação dos
microrganismos à mudança. A adaptação às mudanças bruscas de temperatura
parece ser bem mais lenta em temperaturas elevadas. Guo et al.,(2005)
observou serem necessários vários meses para adaptação da biomassa à uma
38
mudança de 5º C, na faixa de temperatura 30º C, enquanto apenas duas
semanas foram necessárias para uma adaptação similar na faixa de 15º C.
•
pH e concentração de amônia: O controle do pH é um dos fatores mais
decisivos na eficácia do processo de nitrificação devido às possíveis flutuações
da forma de nitrogênio introduzida ao reator. Em pH abaixo de 7,0 há a
ocorrência de ácido nitroso não dissociado, enquanto que acima de 8,5 há
predominância da amônia livre. Ambas as substâncias são causadoras de
inibição da ação bacteriana (FERREIRA, 2000). A carga de amônio é também
um fator importante na cinética de nitrificação. Vários estudos referem o
amoníaco (ou o íon amônio livre) como a principal causa de acumulação de
nitrito, por inibição das bactérias oxidantes do nitrito. Este efeito foi
frequentemente identificado em sistemas de tratamento de águas residuárias e
habitualmente associado à ineficiência do processo (VILLAVERDE, 2004).
•
Oxigênio Dissolvido (OD): O oxigênio é utilizado pelas bactérias nitrificantes
nas reações de oxidação. De acordo com Tay et al., (2003), as Nitrobacter
parecem apresentar maior sensibilidade que as Nitrosomonas, em baixas
concentrações de OD (0,5 mg/L). Em sistemas de lodos ativados, o oxigênio é
fornecido por aeradores que suprem a demanda de oxidação do material
orgânico e, eventualmente, da amônia; e também a demanda de respiração
endógena nas células bacterianas. Esse oxigênio introduzido ainda tem função
de misturar o lodo ao afluente e manter a concentração de sólidos em
suspensão. Baixos níveis de OD no tanque de aeração causam a proliferação de
organismos filamentosos, propiciando o intumescimento do lodo (Van Haandel e
Marais, 1999).
•
Alcalinidade: Van Haandel e Marais (1999) afirmam que dependendo do
sistema utilizado, se não for fornecida alcalinidade suficiente, acontece a queda
do pH o que ocasiona inibição dos microrganismos e levando à interrupção do
39
processo de nitrificação. Deve-se, portanto, manter a alcalinidade do sistema em
valor que assegure pH estável, de modo favorecer esse processo.
•
Substâncias inibidoras: Algumas substâncias inorgânicas, incluindo alguns
metais, são inibitórias para os microrganismos. Os metais pesados, em
concentrações da ordem de 10 a 20 mg.L-1 podem ser bem tolerados pelas
nitrificadoras devido a baixa concentração iônica destes materiais nas faixas de
pH de 7,5 a 8,5. Os compostos inorgânicos potencialmente inibidores são: zinco,
cianetos, percloratos, mercúrio, cromo, níquel, prata, cobalto, tiocianatos, azida
de sódio, hidrazina, cromato de potássio, cádmio, arsênio trivalente, fluoretos,
chumbo (BETANCUR, 2004).
5.6.3. DESNITRIFICAÇÃO
Na etapa seguinte, denominada de desnitrificação, tem-se o nitrato (gerado na
nitrificação e ainda possível de ser utilizado por microrganismos), como receptor de
elétrons, provenientes de um material orgânico, passando a forma de gás N2. A reação
tem o óxido nítrico (NO) e o óxido nitroso (N2O), como possíveis intermediários,
igualmente lançados na atmosfera, porém em quantidades normalmente muito baixas.
Esse processo é realizado biologicamente sob condições anóxicas. O ambiente anóxico
é caracterizado tradicionalmente pela ausência de oxigênio dissolvido na forma
molecular, associada com a presença de nitrato (ILIES, 2001).
De acordo com Barnes e Bliss (1983), os principais fatores que controlam a
desnitrificação em estações de tratamento de águas residuárias e em outros ambientes
são: a concentração de nitrato que serve como aceptor de elétrons para bactérias
desnitrificantes e condições anóxicas, pois o oxigênio molecular compete com o nitrato
como aceptor final de elétrons na respiração dos microrganismos.
SÁNCHEZ et al. (2000) afirmam que há uma variedade de bactérias
heterotróficas que são hábeis no processo de desnitrificação como as Pseudomonas,
Paraccocus, Alcaligenes, Aerobacter, Flavobacterium, Micrococcus, Thiobacillus,
Bacillus.
40
Por ser realizado por organismos heterotróficos, o processo de desnitrificaçao
necessita de matéria orgânica como fonte de carbono para sua síntese celular. Como
esse processo é usualmente a última etapa do tratamento, a maior parte da matéria
orgânica que poderia ser utilizada para este fim já foi removida, então há uma baixa
relação carbono/nitrogênio e a adição de uma fonte de carbono interna (esgoto bruto)
ou externa (metanol ou etanol) pode ser necessária (SCHMIDT et al., 2003).
Dessa forma, a relação C/N torna-se um fator limitante para esse processo.
Çeçen & Gonenç (1992) quando utilizaram melaço como fonte de carbono, concluíram
que a melhor taxa de desnitrificação ocorre quando a relação C/N é maior ou igual a 5.
Chui et al., (2000) também alcançou a desnitrificação máxima quando essa relação
atingiu essa taxa, tratando efluente industrial utilizando filtro submerso.
Van Haandel e Marais (1999) demonstraram que o dimensionamento de
sistemas de tratamento com remoção biológica consiste em sua essência na
determinação da idade de lodo mínima que permite o desenvolvimento eficiente dos
processos de nitrificação e desnitrificação.
Para Matsuzaka et al., (2003), um ótimo processo de desnitrificação tem
velocidade de redução de nitrito maior que a velocidade de redução de nitrato, não
sendo comum acúmulo de nitrito durante esse processo. Fatores que podem ocasionar
o acúmulo de nitrito são baixo pH e temperatura, altas concentrações de amônia livre,
baixas concentrações de OD e aumento da carga volumétrica.
41
4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1. LOCALIZAÇÃO DA PESQUISA
O experimento foi realizado em uma área pertencente à Companhia de Águas e
Esgotos da Paraíba (CAGEPA), onde está localizada a Estação de Tratamento
Biológico de Esgotos (EXTRABES) e o laboratório do Programa de Saneamento Básico
(PROSAB) situados na cidade de Campina Grande – PB com coordenadas geográficas
de 07º 13’ 11’’S e 35º 52’31’’W e altitude de 550 m. O período de realização do trabalho
experimental foi do mês de outubro de 2007 ao mês de março de 2008.
4.2. CARACTERIZAÇÃO DOS REATORES BIOLÓGICOS E DE SUAS OPERAÇÕES
Foram construídos e operados dois reatores: um de biomassa dispersa e outro
de biomassa aderida alimentados de forma contínua com água residuária doméstica
proveniente da rede coletora de esgotos da CAGEPA.
Os reatores de fluxo contínuo foram confeccionados em vidro com as dimensões
10 cm de largura e 60 cm de altura. Foram mantidos 20 cm de borda livre,
proporcionando desta forma um volume útil de 4 litros. Ambos apresentavam
decantadores secundários com dimensões de 5 cm de largura e 60 cm de altura
também confeccionados em vidro.
42
O reator que funcionou com biomassa aderida recebeu um recheio de material
suporte de bucha vegetal (Luffa cylindrica). Na Figura 2 está exposta a representação
esquemática dos reatores utilizados.
Efluente
EF1
D
R1
Efluente
Volume Útil
R2
D
EF2
60,0
cm
Descarga de lodo
40,0
cm
20,0
cm
10,0
cm
Saída do licor misto
para o decantador
10,0 cm
5,0
cm
5, cm
Afluente
R1: Reator de biomassa dispersa
R2: Reator de biomassa aderida
Figura 2: Esquema dos reatores de biomassa dispersa (R1) e de biomassa aderida (R2) utilizados
durante os experimentos.
O afluente utilizado para alimentação do sistema foi captado através de uma
bomba submersa instalada no interior do poço de visita do interceptor da CAGEPA e
lançado em um tanque de armazenamento de capacidade de 1000 litros. O tanque
apresentava uma bóia controladora de nível e tinha a função de reservatório
distribuidor. Em seguida, o afluente era encaminhado, por gravidade, até o tanque de
equalização situado ao lado do sistema de onde então era introduzido nos reatores
através de bomba peristáltica (Figura 3).
43
Figura 3: Fluxograma da alimentação do sistema.
O ar utilizado no sistema foi fornecido por bombas e distribuído uniformemente
na base dos reatores através do uso de difusores. Os sistemas de aeração tiveram
dupla finalidade: a primeira foi a de disponibilizar oxigênio suficiente para as
necessidades dos microrganismos aeróbios, e a segunda de provocar uma agitação e
uma homogeneidade suficiente para que ocorra uma mistura completa nos reatores.
Essa agitação proporciona maior contado entre a matéria orgânica e a biomassa,
aumentando sua velocidade
de
reação e
consequentemente melhorando
o
desempenho do reator.
O controle dos reatores foi realizado diariamente quanto á vazão afluente,
funcionamento de bombas, manutenção do sistema de ar, limpeza das válvulas de
alimentação e descarga.
Na Tabela 5 estão apresentadas as características operacionais dos reatores.
44
TABELA 5: Características físicas e operacionais dos reatores
Características físicas e operacionais
Forma de operação
Contínua
Tempo de detenção hidráulico - TDH
8 horas
Tempo de retenção celular - TRC
10 dias
Vazão afluente (l/dia)
12 litros
Volume total do filtro
6 litros
Volume útil do filtro
4 litros
Tempo de operação dos filtros
1ª fase: 4 meses , 2ª fase: 2 mês
-1
Concentração de OD (mgO2. L )
2,0 – 3,5
Substrato
Água residuária doméstica
4.3. MATERIAL SUPORTE UTILIZADO DURANTE O PERÍODO EXPERIMENTAL
Para a formação do biofilme foi utilizado como material suporte a bucha vegetal
Luffa cylindrica sem epiderme e cortada em dois pedaços com diâmetros de 3 a 3,5 cm
e 5cm de comprimento (Figura 4b). Esse material suporte é dotado de superfície
altamente porosa e ocupou apenas 8% do volume do reator, apresentando uma área
superficial em torno de 850 a 1000 m2.m-3 , parâmetro importante para o
desenvolvimento da formação de biofilme.
Sarti (2004) afirma que a nova geração de bioreatores vem preferindo a
utilização de material de enchimento de baixa densidade e em que a biomassa é mais
facilmente aderida. A constante passagem de efluente promove o crescimento e a
aderência dessa biomassa na superfície do material suporte formando uma película de
microrganismos que facilitará a degradação da matéria orgânica e o processo de
nitrificação.
45
Figura 4: Foto dos reatores (a) e material suporte (Bucha vegetal) utilizado em R2 (reator de biomassa
aderida)
4.4. DESCRIÇÃO DAS FASES DE OPERAÇÃO
Primeira fase
O experimento foi realizado em duas fases. A fase inicial durou aproximadamente
quatro meses (outubro a janeiro) e nesse período foi comparada a eficiência dos
reatores de biomassa dispersa (R1) e biomassa aderida (R2) em relação ao processo
de nitrificação, remoção de material carbonáceo e sólidos.
Durante essa fase a eficiência do reator que funcionava com a bucha vegetal foi
perdendo a eficiência devido a grande quantidade de biomassa agregada nesse
material, então teve que ser feita uma lavagem para desprendimento dessa biomassa.
Após essa lavagem o sistema passou por um período de aclimatação e posteriormente
voltou a apresentar uma boa eficiência no tratamento.
Segunda fase
A segunda fase durou aproximadamente dois meses (Fevereiro e março) e só o
reator de biomassa aderida ficou ativado. Essa fase foi caracterizada pela troca das
buchas devido à biodegradabilidade desse material suporte. Em ambas as fases o
46
sistema de biomassa aderida trabalhou com a mesma forma de operação, mesmo TDH
e idade do lodo.
4.5. ANÁLISES FÍSICAS E QUÍMICAS
Essas análises foram realizadas semanalmente no afluente e nos efluentes dos
reatores de biomassa dispersa e de biomassa aderida, obedecendo as normas
analíticas do Standard Methods for Examination of Water and Wastewater (1998). Na
Tabela 6 estão expostos as análises físicas e químicas, seus respectivos métodos e a
freqüência de realização.
Tabela 6: Parâmetros analisados durante os experimentos.
Análises
Método
Freqüência
Alcalinidade
Método KAPP
Diária
pH (unidade)
Potenciométrico
Diária
DQO
Titulometria de oxido-redução
com Dicromato de refluxo
fechado
1/ semana
Nitrogênio total
Método semi-micro Kjeldhal com
digestão
2/semana
N–Amoniacal
Método da destilação
2/semana
Nitrato
Método do Salicilato de Sódio
2/semana
Nitrito
Método colorimétrico da
diazotização
2/semana
Gravimétrico
2/semana
Gravimétrico
2/semana
ST
SST
47
ESTIMATIVA DA BIOMASSA
Para estimar a biomassa aderida no material suporte foram retiradas do interior
do reator amostras da bucha vegetal Luffa cylindrica e realizada a extração da
biomassa através de processo de compressão manual com auxilio de água destilada.
Todo
o
sólido
desprendido
foi
colocado
em
cápsulas
de
porcelana
e
consequentemente determinados os sólidos segundo métodos preconizados pelo
Standard Methods Examination of wastewater (1998).
4.6. EXAMES MICROBIOLÓGICOS
Para os exames microbiológicos, as amostras foram retiradas do lodo dos
reatores e foram observadas pela microscopia óptica na forma qualitativa.
Nesse exame foi realizada identificação simplificada, uma vez que a determinação
de todas as espécies presentes é bastante complexa. Assim foi feita a identificação da
microfauna distribuída em classes: ciliados fixos e livres, rizópodes, flagelados,
rotíferos, anelídeos e nematóides.
A observação microscópica era efetuada imediatamente após a coleta, uma vez
que o exame deve ser realizado “in vivo” para que seja evitada alterações na
composição da microfauna. Não foram utilizados conservantes e corantes químicos.
As amostras foram diluídas 2x sendo retirada uma alíquota desta diluição,
colocadas nas lâminas e em seguida coberta com lamílula, evitando a formação de
bolhas de ar. Os exames eram feitos em microscópio óptico nas magnitudes de
aumento de 100 vezes (ocular 10, objetiva 10) e 400 vezes (ocular 10, objetiva 40) e as
imagens eram registradas por câmera acoplada ao microscópio.
Para a identificação das bactérias filamentosas uma amostra foi colocada em um
recipiente contendo duas pérolas de vidro e agitada durante aproximadamente 15
minutos. Esse preparo foi feito para permitir a quebra dos flocos e melhor visualização
dos filamentos.
Exames microscópicos regulares servem para indicar as tendências do processo,
associadas à eficiência de remoção de matéria orgânica, da sedimentação do lodo,
48
adequação de aeração, presença de compostos tóxicos, nitrificação e ocorrência de
sobrecargas orgânicas (CETESB, 2000).
4.7. ANÁLISES ESTATÍSTICAS
A estatística descritiva foi aplicada de forma a proporcionar medidas de
tendência central e medidas de dispersão (média aritmética e desvio padrão).
49
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados serão apresentados em duas partes, correspondendo às duas
fases de desenvolvimento metodológico descritas anteriormente.
Na primeira fase serão apresentados os resultados da estatística básica: médias
e desvios padrão das variáveis de pH, Alcalinidade, DQO, ST, STV, SST, SSV, Nitrito,
Nitrato, NTK, Nitrogênio Amoniacal do afluente e dos efluentes dos reatores de
biomassa dispersa (EF1) e de biomassa aderida (EF2).
Na segunda fase as variáveis analisadas foram as mesmas da primeira, porém
apenas do afluente e do efluente do reator de biomassa aderida após a troca do
material suporte .
5.1.
pH e Alcalinidade
Primeira fase
Nas Figuras 5 e 6 estão apresentados os valores de pH e alcalinidade total
obtidos durante a primeira fase do período experimental dos efluentes dos reatores de
biomassa dispersa (EF1) e biomassa aderida (EF2).
Ambos os reatores produziram efluentes com pH médio de 7,8. Valores de pH
situados entre 7,5 e 8,5 são descritos como faixas ótimas para a ocorrência da
nitrificação (DINÇER & KARGI, 2000).
Em valores de pH inferiores a 6,5 a nitrificação praticamente para, por falta da
amônia livre e alta da concentração de ácido nitroso. Para valores de pH entre 7,0 e 8,0 a
porcentagem de ácido nitroso é praticamente nula. Entretanto, para valores inferiores a 7,0
e, em particular, para valores abaixo de 6,0 esta concentração aumenta, o que provoca
grande inibição do processo. Deve-se lembrar que a amônia é também uma substância
tóxica para a nitrificação. Em pH superior a 8,5 há um aumento considerável de amônia,
causando também a inibição do sistema (ARROJO et al., 2004).
50
8,5
8,0
pH
8,2
8,3
7,8
7,8
8,1
Máximo
7,5
7,5
Mínimo
Média
7,1
7,0
6,6
6,9
6,5
EB
EF1
EF2
Figura 5: Comportamento de pH afluente e dos efluentes EF1 e EF2 durante a primeira fase
Durante essa fase obteve-se 60 determinações de alcalinidade, então para esse
parâmetro foi realizada uma média semanal resultando em 12 determinações que está
exposta na Figura 6.
400
-1
Alcalinidade (mg CaCO 3.L )
500
300
200
100
0
0
3
6
9
12
Médias s em anais
EF1
EF2
EB
Figura 6: Média semanal de alcalinidade afluente e dos efluentes EF1 e EF2
A alcalinidade total apresentou valores médios de 282 mg CaCO3.L-1 e 190 mg
CaCO3.L-1,
para
e
EF1
(biomassa
dispersa)
e
EF2
(biomassa
aderida),
respectivamente, ocorrendo um consumo médio de alcalinidade de 109 mg CaCO3.L-1 e
201 mg CaCO3.L-1. A nitrificação gera próton H+, ou seja, apresenta tendência a
consumir alcalinidade de forma a ter diminuição do pH, ocasionando a inibição dos
51
microrganismos nitrificantes. Então se não for fornecida alcalinidade suficiente, há um
comprometimento no processo de nitrificação (VAN HAANDEL e MARAIS ,1999).
Segunda fase
Nessa segunda fase apenas o reator de biomassa aderida ficou ativado. Durante
esse período esse reator produziu efluente com média de pH em torno de 8,1. Esse
valor foi superior ao da primeira fase, porém permaneceu dentro da faixa 7,5 e 8,5.
9,0
8,6
8,5
8,1
7,5
7,5
pH
8,0
8,1
7,6
Máximo
Mínimo
Média
7,1
7,0
6,5
EB
EF2
Figura 7: Comportamento de pH do afluente e do efluente EF2 durante a segunda fase
SILVA FILHO et al., (2007) estudou o comportamento da atividade metabólica
das bactérias nitrificantes de sistema de lodos ativados sob diferentes valores de pH e
verificou que tanto as nitritadoras quanto as nitratadoras não exibem atividade biológica
a valores de pH abaixo de 5,0 e aumentam sua capacidade metabólica quando
submetidas a pH em torno de 8,0. Os valores de pH testados foram pH 4,0; 5,0; 6,0; 7,0
e 8,0 e os experimentos foram realizados em dois sistemas de lodos ativados tratando
águas residuárias domésticas na cidade de Campina Grande - PB.
Durante esse período foram efetuadas 55 determinações de alcalinidade, então
também foi realizada uma média semanal. Observa-se na Figura 8 que houve consumo
médio de alcalinidade de 285 mg CaCO3.L-1, confirmando o processo de nitrificação. O
reator produziu um efluente com valor médio de 166 mg CaCO3 L-1 de alcalinidade e em
nenhum momento assumiu valores capazes de reduzir a ação de microrganismos
envolvidos no tratamento.
52
600
-1
3.L )
500
A
lcalinidade(m
gCaCO
400
300
200
100
0
0
5
10
15
Médias Semanais
EB
EF2
Figura 8: Média semanal de alcalinidade afluente e efluente EF2
5.2. Compostos nitrogenados
Primeira fase
Na Figura 9 estão apresentados os valores de NTK produzidos pelo reator de
biomassa dispersa durante a primeira fase que resultou em um efluente final com média
de 26 mg N-NTK L-1, o que corresponde a uma eficiência de remoção em torno de
apenas 61%.
90
N
TKl (m
gN
TK.L
-1
)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
25
Nº de determinações
EB
EF1
Figura 9: Concentração de NTK no afluente e no efluente do reator de biomassa dispersa
(EF1)
53
Os resultados do efluente do reator que continha Luffa cylindrica, foram divididos
em três etapas, pois esse sistema passou por um período de adaptação, seguido de um
período de aclimatação e logo após foi observado uma boa eficiência na remoção de
nitrogênio total e amoniacal.
O sistema foi instalado no mês outubro e nesse período inicial foi caracterizada a
aclimatação, passado esse período o reator produziu efluente com média de 4 mg NNTK L-1 cuja eficiência de remoção foi cerca de 93%. Após essa primeira etapa, o
material suporte ficou com muito lodo agregado, consequentemente a eficiência foi
decaindo, exigindo, portanto, uma lavagem no material suporte. Dessa forma o reator
passou por um novo período de aclimatação e a média efluente passou a ser cerca de
23 mg N-NTK L-1, o que corresponde a um valor médio de eficiência de remoção de
61% (2ª etapa). Na etapa seguinte a eficiência do sistema voltou a melhorar, passando
a apresentar 5 mg N-NTK L-1 eficiência de remoção passou a ser de 92% (Figura 10).
1ª Etapa
2ª Etapa
3ª Etapa
NTK (mg -.L-1)
80
60
40
20
0
0
5
10
15
20
25
EB
EF2
Figura 10: Concentração de NTK no afluente e no efluente do reator de biomassa aderida (EF2).
Em relação ao nitrogênio amoniacal, o reator de biomassa dispersa produziu
efluente com valor médio de 21 mg N-NH4.L-1 , o que representa eficiência de remoção
de apenas 60%. Na Figura 11 pode-se observar que esse reator produziu um efluente
final com média de nitrogênio amoniacal relativamente alta.
54
70
-1
)
60
N
-A
m
o
n
ia
ca
l (m
g
.L
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
25
EB
EF1
Figura 11: Concentração de Nitrogênio Amoniacal no afluente e no efluente do reator de biomassa
dispersa (EF1)
O reator de biomassa aderida produziu na fase inicial um efluente com média de
2 mg N-NH4.L-1 cuja eficiência de remoção foi cerca de 96%. Durante o período em que
havia muito lodo agregado ao material suporte e durante a aclimatação a média passou
a ter cerca de 19 mg N-NH4.L-1 , o que corresponde a um valor médio de eficiência de
remoção de 65%. Após esse período a eficiência do sistema melhorou passando a
apresentar 2 mg N-NH4.L-1 e a eficiência de remoção voltou a ser de 96%.
1ª Etapa
2ª Etapa
3ª Etapa
N- Amoniacal (mg.L -1)
70
60
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
25
EB
EF2
Figura 12: Concentração de Nitrogênio Amoniacal no afluente e no efluente do reator de biomassa
aderida (EF2)
55
Conforme se pode observar na Figura 12, o efluente produzido nas etapas 1ª e
3ª cumpriu às exigências do CONAMA (2005). Portanto o reator de biomassa aderida
produziu efluente com valor de nitrogênio amoniacal bem inferior comparado ao reator
de biomassa dispersa, assegurando que o tratamento utilizando material suporte é mais
eficiente.
A carga nitrogenada aplicada no sistema foi 0,2 kg m-3 dia-1 e 0,16 kg m-3 dia-1
para N-NTK e N-amoniacal, respectivamente, estes valores são superiores aos
encontrados por Wolff et al.(2005)
que monitoraram
um reator similar com meio
suporte de polietileno de baixa densidade.
Na Figura 13 está exposta uma comparação entre as concentrações de nitrito
presente nos efluentes dos dois reatores. O efluente do reator de biomassa dispersa
(EF1) apresentou média de 3 mg NO2.L-1 enquanto que o de biomassa aderida (EF2)
obteve média de 1 mg NO2.L-1. Nessa primeira fase apenas o reator de biomassa
aderida atendeu as exigências da legislação brasileira, através do Conselho Nacional
do Meio Ambiente (CONAMA, 2005) que estabelecem o limite de nitrito de 1,0 mg
NO2.L-1.
O acúmulo de nitrito quase sempre resulta de alterações cinéticas de
crescimento das bactérias envolvidas no processo de nitrificação. O desequilíbrio pode
ocorrer pelo aumento da taxa de oxidação da amônia, interferindo na taxa de oxidação
do nitrito.
12,0
Nitrito (mg NO2.L-1)
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
0
5
10
15
20
25
EF1
EF2
Figura 13: Comparação da concentração de Nitrito presentes nos dois efluentes.
56
Durante essa primeira fase foram efetuadas 60 determinações do nitrato, para
melhor expor na Figura 14, foi realizada uma média semanal dessas determinações. O
efluente do reator com biomassa dispersa (EF1) apresentou média em torno de 16 mg
L-1 e o de biomassa aderida (EF2) apresentou média de 29 mg L-1 . Em efluentes
domésticos recentes, a concentração de nitrato é baixa, já em efluentes de estações de
tratamento biológico com tanques de aeração, o nitrato é encontrado em níveis mais
altos (BAUNGARTEN, 2001).
Nitrato (mg NO 3 .L -1 )
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
0
5
10
Média semanal
15
EF1
EF2
Figura 14: Comparação da concentração de Nitrato presentes nos dois efluentes.
Pode-se notar que o reator de biomassa aderida apresentou média de
concentração maior de nitrato e menor de nitrito comparando-se com o reator de
biomassa dispersa, comprovando que o processo de nitrificação torna-se mais eficiente
com o auxílio do material suporte. Sousa et al., (2005), também operando dois sistemas
de lodos ativados, um com biomassa dispersa e outro com biomassa aderida (utilizando
PET como material suporte), obtiveram eficiência de nitrificação no reator de biomassa
aderida 70% maior que no reator de biomassa dispersa.
57
Segunda Fase
Durante essa fase, o reator de biomassa aderida produziu um efluente com
média de 3 mg N-NTK L-1, o que corresponde a eficiência de remoção em torno de
94%, variando entre 79 e 98%.
110
100
90
N
TKl (m
gN
TK.L-1)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
EB
EF2
Figura 15: Concentração de N-NTK no afluente e no efluente EF2
Na Figura 17 estão os dados referentes à eficiência de remoção de N-amoniacal,
que é o substrato das bactérias nitrificadoras. O valor médio encontrado para a
eficiência de remoção de Nitrogênio Amoniacal foi de 94% variando entre 82 e 99%. O
valor médio eflluente foi em torno de 2 mg L-1 N-NH4+ significando que o efluente final
apresentou concentrações medias abaixo de 5mg N-NH4+, satisfazendo as exigências
da legislação ambiental CONAMA (2005).
58
70
N-Amoniacal (m
gN
O
2-.L-1)
60
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
EB
EF2
Figura 16: Concentração de Nitrogênio Amoniacal no afluente e no efluente EF2.
A carga nitrogenada aplicada no sistema foi de 0,16 kg.m-3.dia-1 e 0,15 kg.m-3.dia1
para NTK e N- amoniacal, respectivamente.
A remoção da amônia ocorre através de síntese microbiana e oxidação a nitrito e
nitrato. Dessa forma, o reator de biomassa aderida obteve um bom desempenho e
produziu um efluente com carga de Nitrogênio Amoniacal bem inferior a produzida
durante a primeira fase. Na Figura 18 está apresentado o comportamento comparativo
de amônia e nitrato no efluente EF2 durante a segunda fase. A concentração de
amônia, como já foi citado anteriormente, ficou em torno de 2 mg N-NH4.L-1 enquanto a
de nitrato foi se elevando ao longo do tratamento, obtendo média de 39 mg N-NO3. L-1.
Observa-se que o processo de nitrificação foi satisfatório devido à baixa
concentração de amônia e aumento da concentração de nitrato. Este desempenho é
atribuído quando o tempo de contato da fração da fase líquida retida com a biomassa é
suficiente para propiciar a oxidação da matéria orgânica e em seguida o início da
nitrificação.
Além disso, a relação DQO/NTK de EF2 foi 1,3 continuando dentro da faixa
sugerida por Metcalf & Eddy (2003), na qual há uma melhor conversão do nitrogênio a
nitrato, pois proporcionam um aumento do percentual de bactérias nitrificantes.
59
ConsentraçãodeAmôniaeNitrato
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
0
5
10
15
20
Amônia
Nitrato
Figura 17: Eficiência de nitrificação comparando a concentração de amônia e nitrato
Em relação ao nitrito, o efluente apresentou uma média de 0,8 mg NO2. L-1 Nessa
fase o efluente produzido atendeu as exigências da legislação brasileira, através do
Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) resolução n° 357 de 2005, que
estabelece o limite de 1,0 mg/L. O nitrito resultante da oxidação incompleta do
Nitrogênio Amoniacal, ou redução do nitrato, apresenta toxidade aos organismos
aquáticos e por isso é preferível que sua concentração seja baixa ou nula nas águas.
A nitrificação no sistema proposto durante essa fase foi mais satisfatória e obteuse uma maior conversão do Nitrogênio Amoniacal em nitrato, que é o substrato para as
bactérias desnitrificantes responsáveis pelo processo de desnitrificação, etapa final
para a efetiva remoção do nitrogênio de efluentes com a conseqüente diminuição dos
riscos de eutrofização nos corpos receptores.
A Luffa cylindrica mostrou um desempenho muito bom como material suporte
para o desenvolvimento do biofilme agregando microrganismos capazes de
metabolizarem ambos os compostos orgânicos e inorgânicos adsorvida sobre
ele,particularmente aqueles responsáveis por nitrificação.
60
5.3. DQO
Primeira fase
A DQO afluente apresentou valor médio de 570 mg. L-1 e dos efluentes 79 e 63
mg. L-1, para os reatores de biomassa dispersa e aderida, correspondendo à eficiência
de remoção de 86% e 89%, respectivamente. A carga orgânica aplicada no sistema foi
de 1,71 kg.m-3.d-1. Deve-se ressaltar que a Carga Orgânica Volumétrica apresentada é
uma estimativa em função aos valores da DQO afluente no sistema, considerando a
vazão afluente média de 12 L.dia-1 e o volume útil de reator de 4 litros. A carga orgânica
volumétrica mínima e máxima aplicada no sistema foi de 1,37 e 2,72 kg.m-3.dia-1,
respectivamente.
Essa carga orgânica volumétrica refere-se à quantidade diária de compostos
orgânicos, simbolizados e expressos genericamente pela DQO, aplicada ao volume do
reator; este parâmetro situa-se usualmente entre 5 - 15 kg DQO. m³.dia-1, elevadas
eficiências podem ser obtidas com baixas cargas volumétricas, tais como 2 kg DQO.dia1
.m³ (VILLAVERDE, 2004).
700
DQO(mg O2. L-1)
600
500
400
300
200
100
0
0
3
6
9
12
15
N° de determinações
EB
EF1
EF2
Figura 18: Comportamento da DQO afluente e nos efluentes dos reatores EF1 e EF2
Durante a primeira fase, a relação DQO/NTK de EF1 foi 1,3 e de EF2 foi 1,0
mantendo-se dentro da faixa de 1,0 a 1,5 sugerida por Metcalf & Eddy (2003), nessas
faixas há uma melhor conversão do nitrogênio a nitrato, uma vez que os
61
microrganismos nitrificantes presentes, em quase todos os sistemas de tratamento
aeróbio, terão melhores condições de se desenvolver.
De acordo com Metcalf & Eddy (2003), a fração de microrganismos nitrificantes
decresce à medida que a relação DQO/NTK cresce, o que proporciona o crescimento
de microrganismos heterotróficos que competem com os autotróficos nitrificantes pelo
oxigênio e nutrientes, além de terem uma velocidade de crescimento bem maior.
Carvallo et al., (2002) fazendo testes comparativos com relações DQO/NTK
obteve resultados para remoção de amônia que variaram entre 99% e 65% na medida
em que aumentava a relação DQO/NTK. Operando em uma relação menor do que 3, o
reator conseguiu remover 99,4% do N-NH4+, converter 81,2% do NTK em nitrato e
estabilizar os compostos orgânicos em 91,8%. A relação média DQO/NTK de 1,3:1 foi a
que apresentou o melhor desempenho durante o trabalho de nitrificação em estudo, em
quase todas as cargas aplicadas.
Segunda fase
A DQO afluente apresentou valor médio de 386 mg. L-1 enquanto o efluente 71
mg. L-1, correspondendo à eficiência de remoção de 78%. A carga orgânica aplicada no
sistema foi de 1,2 kg.m-3.dia
-1
. A Carga Orgânica Volumétrica mínima e máxima
aplicada ao sistema foi de 0,78 e 1,74 kg.m-3.d-1, respectivamente.
700
DQO (mg O 2.L-1)
600
500
400
300
200
100
0
0
5
10
15
20
25
N° de determinações
EB
EF2
Figura 19: Comportamento da DQO no afluente e no efluente EF2.
62
Na Figura 19 observa-se que a eficiência de remoção foi significativa, o efluente
produzido pelo reator de biomassa aderida apresenta DQO na média de 71 mgO2. L-1.
Esse valor, em termos de eficiência de remoção, superou os valores apresentados por
Rolo e Além Sobrinho (2003), tratando esgotos sanitário em sistemas similares, no
entanto, utilizavam garrafas PET como meio suporte.
A relação DQO/NTK de EF2 foi 1,3 continuando dentro da faixa sugerida por
Metcalf & Eddy (2003). A influencia dessa relação foi também observada por Urbain et
al., (1998), concluindo que devido a elevadas razões DQO/NTK no afluente do sistema
de lodos ativado, o percentual de bactérias nitrificantes foi bastante reduzido.
5.4. SÓLIDOS
Primeira fase
Na Tabela 7 estão expostos os valores das médias de Sólidos Totais, Sólidos
Totais Voláteis, Sólidos Suspensos Totais e Sólidos Suspensos Voláteis dos efluentes
dos reatores (EF1 e EF2) durante a primeira fase do período experimental.
A concentração de sólidos totais afluente foi de 833 mg. L-1 enquanto que os
reatores de biomassa dispersa e aderida produziram efluentes com concentrações de
619 e 599 mg. L-1, respectivamente. Quanto aos sólidos totais voláteis, a concentração
afluente foi 317 mg. L-1 e a dos reatores foram 118 mg. L-1 para o de biomassa dispersa
e 115 mg. L-1 para o de biomassa aderida. Observa-se na Tabela 7 que a média de
eficiência de remoção de ST em ambos os reatores foi baixa, principalmente levando
em consideração que o sistema trabalhou com uma carga relativamente alta de sólidos,
já que não houve um tratamento preliminar.
Tabela 7: Valores de sólidos do afluente dos efluentes EF1 e EF2
Parâmetros
ST (mg.L¹)
STV (mg.L¹)
SST (mg.L-1)
EB
833
317
261
EF1
619
118
17
Eficiência
25%
61%
92%
EF2
599
115
8
Eficiência
28%
64%
96%
63
SSV (mg.L-1)
188
15
89%
7
96%
A concentração de sólidos suspensos totais afluente foi de 261 mg. L-1 enquanto
que os reatores de biomassa dispersa e aderida produziram efluentes com
concentrações de 17 e 8 mg. L-1, respectivamente. Quanto aos sólidos suspensos
voláteis, a concentração afluente foi 188 mg. L-1 e a dos reatores foram 15 mg. L-1 para
o de biomassa dispersa e 7 para o de biomassa aderida. Comparando-se a eficiência
de remoção de SST e SSV entre os dois reatores, percebe-se que o de biomassa
aderida superou o anterior. Isso se deve ao fato que os biofilmes apresentam também
muitos protozoários e rotíferos que se alimentam de bactérias, outros protozoários e
matéria orgânica dissolvida e particulada, contribuindo para uma maior remoção dos
sólidos suspensos.
Pode-se observar ainda na mesma tabela que a eficiência de remoção de sólidos
suspensos totais e voláteis foi superior a remoção de sólidos totais e sólidos totais
voláteis tanto no reator de biomassa dispersa quanto no de biomassa aderida. Isso se
deu, provavelmente porque os sólidos suspensos são mais rapidamente biodegradados
por se apresentarem na forma dissolvida necessária para a assimilação bacteriana.
Segunda fase
Na Tabela 8 estão expostos os valores das médias de Sólidos Totais, Sólidos
Totais Voláteis, Sólidos Suspensos Totais e Sólidos Suspensos Voláteis do efluente do
reator de biomassa aderida durante a segunda fase do período experimental.
A concentração de sólidos totais afluente foi de 855 mg. L-1 enquanto que o
reator de biomassa aderida produziu efluente com concentração de 607 mg. L-1. Quanto
aos sólidos totais voláteis, a concentração afluente foi 289 mg. L-1 e a do reator foi 140
mg. L-1. Pode ser observado na tabela 8 que a média de eficiência de remoção de ST
também foi baixa como na primeira fase.
Tabela 8: Médias de sólidos do afluente e efluente EF2
Parâmetro
ST (mg.L¹)
EB
855
EF2
607
Eficiência
29%
64
STV (mg.L¹)
SST (mg.L-1)
SSV (mg.L-1)
289
268
152
140
12
8
52%
96%
94%
A concentração de sólidos suspensos totais afluente foi de 268 mg. L-1 enquanto
que o reator de biomassa dispersa produziu um efluente com concentração de 12 mg.
L-1. Quanto aos sólidos suspensos voláteis, a concentração afluente foi 152 mg. L-1 e o
efluente apresentou 8 mg. L-1. Os valores de remoção de sólidos foram bem próximos
aos apresentados na primeira fase, comprovando que o biofilme atua como uma ótima
ferramenta na remoção desse tipo de resíduo.
Pode-se observar que as médias de eficiência de remoção de sólidos suspensos
totais e voláteis também foram superiores às médias de sólidos totais e sólidos totais
voláteis, como ocorreu na primeira fase. Dessa forma, o reator apresentou boa remoção
da parte orgânica dos sólidos contidos nas águas residuárias. Esses resultados
significam que, apesar da variação na concentração dos sólidos afluentes, esses não
influenciaram diretamente a eficiência, demonstrando boa capacidade de absorção das
variações de carga.
Para a estimativa da biomassa aderida no material suporte foram coletadas as
amostras e realizada a extração da biomassa com auxilio de água destilada. Na Figura
20 estão expostas amostras de material suporte da bucha in natura (A), contendo lodo
(B) e depois da lavagem (C).
A
B
C
65
Figura 20: Bucha vegetal (Luffa cylindrica)
Na Tabela 9 estão apresentados os valores de sólidos e suas frações agregadas
ao material suporte durante a segunda fase do período experimental.
Tabela 9: Comportamento de sólidos e suas frações agregadas ao material suporte
Amostras
1
2
3
4
5
Média
Sólidos
ST(mg.L¹) STV(mg.L¹) SST(mg.L¹) SSV(mg.L¹)
5725
3680
3290
2150
3280
2035
2770
1700
3845
2750
2790
1780
3430
2210
2770
1710
7745
4730
7360
4560
4805
3081
3796
2380
O reator de biomassa aderida apresentava seis buchas cortadas ao meio e cada
metade pesava em média 3 gramas. Dessa forma, foi constatado que a biomassa
aderida ao material suporte foi em torno de 0,26 g SSV por grama de material suporte.
Esses resultados demonstram que houve um enriquecimento de bactérias nitrificantes
na biomassa aderida ao biofilme, o que pode ser comprovada pela elevada eficiência
de nitrificação observada no reator.
Foi observado que a bucha vegetal utilizada no experimento serviu como um
excelente material suporte, pois apresenta uma estrutura entrelaçada e porosa que
facilita a aderência dos microrganismos facilitando a nitrificação. Em termos de
eficiência, a Luffa cylindrica apresentou maior vantagem com relação à área superficial
especifica (850 a 1000m2.m-3 ), quando comparado com os meios suportes tais como:
pedra britada, escoaria de alto forno, material PET (polietileno), materiais de plásticos
(Metcalf & Eddy, 2003; Jordão e Pessôa, 2005; Sousa et al., 2005; Wolff et al., 2005).
Porém por ser um material biodegradável apresenta um período útil relativamente curto
tendo que ser trocada periodicamente.
Os parâmetros físico-químicos evidenciaram nessa segunda fase a ocorrência de
nitrificação durante praticamente todo o período, através da redução da concentração
de N-NH+4 e aumento de N-NO-3 no efluente, além de uma redução da alcalinidade nos
tanques de aeração. Durante essa fase, o reator de biomassa aderida operou
66
satisfatoriamente, produzindo um efluente de boa qualidade para o processo de
nitrificação.
5.5. EXAMES MICROBIOLÓGICOS
Durante o período em estudo as características estruturais dos flocos biológicos
não apresentaram variações significativas, permanecendo irregulares, firmes e
compactos com presença de poucos filamentos de bactérias filamentosas. Os flocos de
lodos ativados são o centro de todo o processo. Muitos problemas operacionais são
causados diretamente pelo fato destes flocos não possuírem uma boa qualidade
(CETESB, 2000).
A microbiota é indicadora do conjunto de parâmetros do processo de lodos
ativados, uma vez que sua natureza varia de acordo com o nível de depuração; com a
concentração de oxigênio dissolvido; com a presença de substâncias tóxicas, daí a
importância de se realizar os exames microbiológicos do sistema (FERNANDO et al.,
2005).
Durante as análises microbiológicas foi observada a presença de representantes
do Filo Protozoa (Classe Mastigophora: flagelados; Classe Ciliata: ciliados livres e fixos;
Classe Sarcodina: rizópodes – Tecameba) e do Filo Metazoa (Classe Rotifera: rotíferos;
Classe Nematoda: vermes; Classe Anelida: anelídeos).
Segundo Vazzoler (1996), “o emprego prático da avaliação dos tipos de
protozoários e micrometazoários presentes em bioreatores é de extremo valor, uma vez
que análises microscópicas bastante simples podem revelar-se em bons indicadores
das condições de operação do sistema”.
Nas Tabela 10 e 11 estão expostos os principais microrganismos encontrados no
reator de biomassa dispersa e aderida durante o processo operacional.
67
Tabela 10: Microrganismos encontrados no reator de biomassa dispersa.
Protozoário/ Metazoário
Outubro 2007
Novembro
2007
Dezembro
2007
2
Filo Protozoa:
2
1
Classe Mastigophora (flagelados)
Filo Protozoa:
1
2
2
Classe Ciliata (ciliados livres)
Filo Protozoa:
0
1
1
Classe Ciliata (ciliados fixos)
Filo Protozoa:
1
1
2
Classe Sarcodina (Tecamebas)
Filo Metazoa:
1
0
1
Classe Rotifera
Filo Metazoa:
1
0
0
Classe Nematoda
Filo Metazoa:
1
2
2
Classe Anelida (Aelosoma)
Escala qualitativa de freqüência: (0) nenhuma; (1) rara; (2) comum; (3) muito comum
Janeiro
2008
1
2
2
1
2
1
1
Durante a observação das lâminas com amostras do lodo do reator de biomassa
aderida foi possível verificar que havia uma diversidade de microrganismos em
atividade, evidenciado uma boa qualidade do lodo. Dentro do Filo Protozoa houve uma
maior predominância de representantes da classe Ciliata e no Filo Metazoa a
predominância foi dos rotíferos em ambos os reatores.
Tabela 11: Microrganismos encontrados no reator de biomassa aderida.
Protozoário/ Metazoário
Outubro
Novembro
Dezembro
Janeiro
2007
2007
2007
2008
Filo Protozoa:
3
1
2
Classe Mastigophora (flagelados)
Filo Protozoa:
1
3
2
Classe Ciliata (ciliados livres)
Filo Protozoa:
0
1
1
Classe Ciliata (ciliados fixos)
Filo Protozoa:
1
2
2
Classe Sarcodina (Tecamebas)
Filo Metazoa:
1
2
2
Classe Rotifera
Filo Metazoa:
1
0
0
Classe Nematoda
Filo Metazoa:
2
1
1
Classe Anelida (Aelosoma)
Escala qualitativa de freqüência: (0) nenhuma; (1) rara; (2) comum; (3) muito comum
1
3
0
2
1
0
2
68
A quantidade de protozoários flagelados foi variável durante os meses em
estudo. Em outubro, mês em que foram iniciadas as análises, esses protozoários foram
predominantes, indicando lodo característico de inicio de operação. No mês seguinte
sua freqüência foi diminuindo enquanto que a de ciliados cresceram.
Devido à mudança de operação do sistema ocasionada com a troca das buchas
no reator de biomassa aderida, os flagelados voltaram a crescer e a população de
ciliados diminuiu. Foi observado também que quando ocorria algum choque hidráulico
ao sistema, os protozoários desapareciam e quando o sistema começava a se
restabelecer, os primeiros protozoários a aparecer eram os flagelados. Para Madoni
(1994), a abundância dos flagelados está relacionada ao início do sistema, quando as
bactérias formadoras de flocos ainda são escassas.
Gieseke et al., (2002) operando reatores de lodos ativados com o intuito de
remoção de nitrogênio observaram também o crescimento de flagelados e decréscimo
de ciliados livres, coincidindo com mudanças nas condições de operação. Porém a
mudança observada pelos autores foi relacionada ao pH.
Os maiores valores de DQO no efluente foram observados nos meses de
outubro e durante a aclimatação, no caso do reator de biomassa aderida. Nesse
período havia predomínio de flagelados, indicando lodo jovem e menor predomínio de
ciliados, como já foi explicado anteriormente. O bom desempenho do sistema em
relação à remoção de DQO pode ser associada à presença de ciliados. Peréz – Uz et
al., (1998), em um estudo sobre a utilização de ciliados como bioindicadores do
desempenho de biodiscos rotativos obtiveram a mesma correlação, indicando que
esses microrganismos podem ser associados à eficiência de purificação do processo.
A comunidade ciliada foi observada em praticamente todos os meses. Apenas
em outubro e logo após a troca das buchas, no caso do reator de biomassa aderida, é
que foram observados em quantidades menores.
Frequentemente foi observada a presença de Aspidisca (Figura 21 b), que é um
microrganismo indicador da ocorrência de nitrificação (CETESB, 2000). Hoffmann &
Platzer (2004), também afirmam que os ciliados livres usualmente estão presentes em
sistemas em que há boa formação do floco e geralmente indicam boa operação do
69
sistema. Assim, a ocorrência de Aspidisca também pode ter ocorrido por essas razões e
não só pelo processo de nitrificação em si, no caso do reator de biomassa dispersa.
De acordo com Ruppert & Barnes (2005), esses microrganismos se locomovem
através de cílios que são filamentos curtos que se distribui, geralmente, por todo o
corpo realizando batimentos coordenados. Além da locomoção esses cílios são
responsáveis pela captura de alimentos constituídos por bactérias e outras partículas
em suspensão (Figuras 21 e 22).
a
b
Figura 21: Ciliados livres (a) Paramecium aumento de 100 vezes; (b) Aspidisca costata aumento de 400
vezes
a
b
Figura 22: (a) Acineta sp aumento de 400 vezes; (b) Euplotes aumento de 400 vezes
Segundo Black (2002) existe uma correlação entre a remoção de sólidos
sedimentáveis e a densidade de ciliados livres no tanque de aeração. Esta relação
poderá ser explicada pelo fato de os ciliados livres liberarem polissacarídeos e
70
mucoproteínas, contribuindo para a formação do floco no tanque de aeração,
favorecendo consequentemente a sedimentação do lodo.
Os ciliados fixos ou pedunculados mais comuns foram os pertencentes ao
gênero
Vorticella
e
Opercularia.
Segundo
Fried
&
Lemmer
(2003),
esses
microrganismos possuem o corpo em forma de sino e apresentam um pedúnculo que
lhes proporciona fixação. Realizam movimentos contráteis, seja encurtando o
pedúnculo ou encurtando o próprio corpo. A presença desses ciliados indica operação
estável e a ocorrência de formas coloniais é verificada quando a idade do lodo é
elevada.
Para Madoni et al., (1994), algumas espécies de Vorticella e a Opercularia
quando predominantes indicam que as condições do sistema estão ficando ruins com
escassez de oxigênio, elevada DQO e com condições desfavoráveis para a ocorrência
da nitrificação. Porém no presente trabalho esses ciliados pedunculados apareceram
raramente, principalmente no reator de biomassa aderida, indicando assim que os
efluentes não indicaram qualidade inadequada.
a
b
Figura 23: (a) Vorticella aumento de 100 vezes; (b) Opercularis aumento de 400 vezes.
No reator de biomassa aderida sempre apareceu um número elevado de
Tecamebas do tipo Arcella. (Figura 24). Essa quantidade diminuiu durante o período de
aclimatação e de trocas do material suporte (final do mês de novembro e início do mês
de dezembro). Já no reator de biomassa dispersa ela foi mais freqüente no fim de
outubro e início de dezembro que caracterizou bons períodos de nitrificação nesse
reator. As Tecamebas são organismos unicelulares que apresentam carapaça protéica
71
(teca) envolvendo sua membrana celular (EIKELBOOM, 2000). São indicadoras de
boas condições de nitrificação e depuração aparecendo, sobretudo, em efluentes de
boa qualidade com pouca matéria orgânica, com elevada concentração de oxigênio.
Figura 24: Tecameba (Arcella), ameba com carapaça protéica aumento de 400 vezes
Além de protozoários muitos metazoários, como Rotíferos, Nematóides e
Aelosomas
(Figura
24)
se
desenvolveram.
O
surgimento
destes
ocorreu,
provavelmente, devido ao declínio do nível energético do sistema. Alimentam-se de
protozoários e fragmentos de flocos e precisam de mais tempo para seu
desenvolvimento. Durante o período de aclimatação do reator de biomassa aderida foi
possível observar a predominância de rotíferos (figura 25 b) e poucos ciliados.
a
b
Figura 25: (a) Aelosoma aumento de 400 vezes (b); Rotíferos aumento de 100 vezes
72
Dessa forma, pode ser observado também que há uma correlação entre os
rotíferos e ciliados, sendo que os últimos apresentam-se em maior número quando os
primeiros reduzem sua concentração no meio.
Os metazoários observados nos sistemas são indicadores de um lodo com certo
período de retenção celular, e também são responsáveis pela clarificação do sistema,
pois se alimentam dos protozoários mortos e da matéria orgânica ligada ao lodo
(BLACK, 2002).
De acordo com Branco (1986), a característica que distingue os rotíferos é a
presença de uma coroa de cílios localizada na sua região anterior, às vezes
constituindo dois discos ciliados. Esse aparelho quando em atividade, assume o
aspecto de uma roda em movimento sendo responsável pela denominação de
“rotíferos”. Seu corpo é geralmente cilíndrico, embora em alguns casos possa
apresentar-se quase esférico.
Em reatores biológicos, os rotíferos têm papel no topo da cadeia trófica, cuja
presença indica uma boa eficiência do processo de depuração biológica, uma vez que
são muito eficientes no consumo de bactérias dispersas ou aderidas ao floco, e
pequenas partículas de matéria orgânica. De acordo Bento (2002), a presença de
rotíferos no sistema indica a depuração de 90 a 95% do afluente.
Também foi identificada a presença de Aelosomas nos dois reatores. No reator
de biomassa dispersa foi mais freqüente o aparecimento nos meses de novembro e
dezembro, já no reator de biomassa aderida nos meses de outubro e janeiro. A
predominância desse anelídeo indica condições satisfatórias de aeração (MENDONÇA,
2002).
Durante o período de monitoramento microbiológico, alguns filamentos também
foram observados no reator de biomassa dispersa, porém seu número não foi elevado
ao ponto de causar intumescimento do lodo no sistema. A presença desses filamentos
foi detectada nos meses janeiro. Nos demais meses, a estimativa de freqüência desses
filamentos variou de comum a rara.
Na Figura 26 pode ser observado que os filamentos formam uma espécie de
rede que prejudica a sedimentação do lodo e a microbiota presente neste, pois os
microrganismos têm sua locomoção limitada.
73
Figura 26: Colônia de bactérias filamentosas
De acordo com Cordi et al. (2007), a Zooglea ramigera tem especial importância
devido à formação de uma cápsula amorfa de muco que envolve as sua células. O
crescimento excessivo desta bactéria leva à formação de flocos volumosos e de
consistência gelatinosa que sedimentam mal e a eficiência do processo de tratamento
por lodos ativados depende muito da etapa de sedimentação. Essa bactéria em
quantidades excessivas também indica uma má eficiência na oxigenação e alta carga
orgânica no sistema (HOFFMANN & PLATZER, 2004).
Durante a segunda fase o reator de biomassa aderida apresentou microbiota
semelhante a primeira fase com predominância de microrganismos da classe Ciliata e
Rotifera.
No Brasil, a maioria dos sistemas de tratamento de esgotos é monitorada e
controlada pelas análises físico-químicas. A observação microscópica ainda é um
instrumento raro, geralmente realizada em curtos períodos de tempo e seus resultados
são, na grande maioria, subutilizados.
A diversidade e especificidade da microfauna presente nos sistemas de lodos
ativados é característica da idade do lodo. A microfauna indica a capacidade de
depuração, de sedimentação do lodo e a qualidade do efluente final. Desse modo, as
características biológicas dos flocos, revelam tendências do processo, dentre as quais,
destacam-se: a eficiência da remoção de DQO, sólidos suspensos; a ocorrência de
nitrificação dentre outros (Bento, 2002).
74
Ao se avaliar a microbiota do sistema de lodos ativados fica evidente a adaptação
dos organismos ao efluente estudado, assim como são parâmetros claros das
condições do sistema.
75
6. CONCLUSÕES
•
A instabilidade relativa do reator de biomassa dispersa, embora não tenha
afetado seu o desempenho para a remoção de DQO e sólidos suspensos, foi
evidente para a pouca eficiência em termos de nitrificação.
•
O material suporte utilizado para formação do biofilme durante o período
experimental (Luffa cylindrica) mostrou um ótimo desempenho, proporcionando
condições
adequadas
para
aderência
de
microrganismos
capazes
de
metabolizar os compostos orgânicos e inorgânicos adsorvida sobre ele,
especialmente aqueles responsáveis pela nitrificação. No entanto, sua
propriedade de biodegradabilidade exigiu uma manutenção periódica;
•
A eficiência dos reatores de biomassa dispersa e aderida está associada à
presença constante das tecamebas Arcella e Aspidisca. A ocorrência dessas
espécies indicaram alto grau de estabilidade biológica do sistema e condições de
oxigenação favoráveis à nitrificação;
•
O reator de biomassa aderida apresentou alta eficiência de remoção de sólidos
suspensos voláteis e demanda química de oxigênio e foi eficiente também no
processo de nitrificação, através da redução da concentração de N-NH4 e
aumento de N-NO3 no efluente.
76
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRAFICAS
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Dissertação - PRPG - Universidade Federal da Paraíba

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