22º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 14 a 19 de Setembro 2003 - Joinville - Santa Catarina II-229 - NITRIFICAÇÃO EM REATORES DE FILME FIXO TRATANDO EFLUENTE DE REATOR ANAERÓBIO DE LEITO EXPANDIDO: ASPECTOS CINÉTICO E MICROBIOLÓGICO Neyson Martins Mendonça(1) Engenheiro Sanitarista pela Universidade Federal do Pará-UFPA; Mestre em Hidráulica e Saneamento e Doutorando do Departamento de Hidráulica e Saneamento da Escola de Engenharia de São Carlos (EESC) - Universidade de São Paulo (USP). e-mail: neysonmm@sc.usp.br Eloisa Pozzi Gianotti Graduada em Ecologia, Curso de Especialização em Biologia Sanitária no CRHEA-EESC- USP, Mestre em Hidráulica e Saneamento, Doutorado em Ecologia e Recursos Naturais pela Universidade Federal de São Carlos - UFSCar e Pesquisadora do Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC - USP. E-mail: elopozzi@sc.usp.br Cristiano Luchesi Niciura Engenheiro Civil pela Escola de Engenharia de São Carlos – USP; Doutorando do Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC - USP. e-mail: cniciura@sc.usp.br José Roberto Campos Prof. Titular do Departamento de Hidráulica e Saneamento EESC-USP, Consultor do Consórcio Inter-Municipal dos rios Piracicaba e Capivari, Coordenador do Programa de Núcleo de Excelência (PRONEX)- (FINEP- CNPq). E-mail: pronex@sc.usp.br

Endereço(1): Departamento de Hidráulica e Saneamento-Escola de Engenharia de São Carlos (EESC)-Universidade de São Paulo (USP). Av.Trabalhador Sãocarlense, 400, Centro, CEP: 13566-590 São Carlos-SP.Fone:16-2739534. Fax:16-2739550. RESUMO O tratamento biológico de águas residuárias empregando processo anaeróbio seguido de processo aeróbio apresenta diversos aspectos positivos, como menor produção de lodo, menor consumo de energia elétrica, entre outros. Os reatores aeróbios nesses casos podem ser responsáveis pela remoção da carga orgânica residual efluente do reator anaeróbio, assim como pela conversão do nitrogênio amoniacal em nitrato. Sendo assim, o emprego de materiais suporte para favorecer o acúmulo de biomassa ativa no interior desses reatores torna o processo mais eficiente, uma vez que se obtêm altos tempos de detenção celular e melhores condições para nitrificação. Nesse sentido, devido à escassez de estudos relatando os aspectos cinéticos e microbiológicos do processo de nitrificação neste tipo de associação, procurou-se nesse trabalho avaliar a atividade das bactérias nitrificantes e microbiota presentes no biofilme aeróbio de três diferentes tipos de suporte: areia, antracito e carvão ativado. Para tanto, utilizou-se instalação experimental composta por três reatores aeróbios, cada um com volume de 13,14L, com tempo de detenção hidráulica médio de 5h. O sistema foi alimentado com efluente de reator anaeróbio de leito expandido de 32m3¾ leito de carvão ativado granular¾ visando-se a avaliação da taxa de nitrificação; taxa de consumo de oxigênio; e observação em microscópio ótico e de varredura dos principais grupos microbianos presentes. Os resultados apresentados nesse trabalho considerando-se os aspectos cinético e microbiológico indicaram que a partícula de carvão ativado granular é a que apresenta as melhores propriedades para compor o leito de reator aeróbio de leito expandido de 160m3, pelo fato do reator com esse material apresentar melhor desempenho na conversão de nitrogênio amoniacal cerca de 78%, além de permitir o crescimento de biomassa interativa, composta por distintas populações microbianas coexistindo no mesmo ambiente. PALAVRAS-CHAVE: nitrificação, filme fixo, tratamento de esgoto, cinética, microbiologia. INTRODUÇÃO A concepção de sistemas que associam reatores anaeróbio e aeróbio para o tratamento de esgoto sanitário é uma alternativa reconhecida por pesquisadores e projetistas no Brasil e no exterior (Campos, 1989 e van Haandel, & Marais, 1999), tendo em vista o fato de essa associação congregar vantagens como: economia de energia elétrica, redução significativa

da produção de lodo e, em alguns casos, adequar o lançamento de efluentes de forma compatível com padrões estabelecidos pelas legislações ambientais. Nesse cenário, os reatores aeróbios promovem a remoção da carga orgânica residual existente no efluente do reator anaeróbio, bem como podem viabilizar o processo de nitrificação, que é a primeira etapa para remoção dos compostos nitrogenados presentes no esgoto. Tal processo, segundo Colliver & Stephenson (2000), em virtude da baixa velocidade de crescimento das bactérias nitrificantes exige que os reatores aeróbios sejam operados com elevado tempo de retenção celular (q C), de modo a obter-se condições adequadas na conversão de nitrogênio amoniacal para nitrato. Entre as formas para se ter valor alto de q C em reatores biológicos, destaca-se o uso de reatores aeróbios de filme fixo (leito fluidificado, biofiltro e "air-lift"), nos quais a biomassa fixa-se à um suporte, o qual fornece maior área superficial por unidade de volume, permitindo assim alcançar concentrações altas de biomassa no reator. Diversos estudos envolvendo aspectos como influência da relação C/N, concentrações de OD e de nitrogênio amoniacal, e interações entre as bacterias oxidadoras de amônia e nitrito, têm sido pesquisados no sentido de compreender-se melhor a fenomenologia do processo (Zhang et al.,1994, Hagopian & Riley,1998 e Barber & David, Stuckey, 2000). Contudo, a grande maioria desses trabalhos é realizada em sistemas de biomassa suspensa alimentados com esgoto sintético ou sanitário, cuja dinâmica é distinta dos reatores aeróbios de biomassa imobilizada que tratam efluentes anaeróbios. Campos (1989) operou um sistema constituído de três reatores de filme fixo em série: anaeróbio de leito fluidificado (volume de 10,9L e leito de areia), anóxico de leito fixo (volume de 73,6L, com suporte constituído de anéis de PVC de f =38mm) e aeróbio de leito fluidificado (volume de 9,5L e leito de areia). Nesse trabalho, verificou-se que as relações DQO/NTK e DQO/N-Amoniacal têm importância fundamental na carga volumétrica de N-Amoniacal removida no reator aeróbio, pois à medida que a relação DQO/N-amonical cresceu de 1,82 a 12,76, a carga volumétrica removida decresceu de 0,270 a 0,054 kg N-amoniacal/m3.dia. Tendo em vista a posterior aplicação em escala real de tal associação, o presente trabalho objetiva avaliar a atividade das bactérias nitrificantes e microbiota aeróbia em sistema de filme fixo, aplicado no pós-tratamento do efluente de um reator anaeróbio de leito expandido (volume de 32m3 e recheio de carvão ativado granular), para três diferentes tipos de material suporte (areia, antracito e carvão ativado). Para tanto, avaliou-se os seguintes aspectos: taxa de nitrificação; taxa de consumo de oxigênio e acompanhamento microbiológico mediante microscopia ótica e eletrônica de varredura. Com os resultados obtidos foi escolhido o material suporte mais indicado para compor o leito de um reator aeróbio de leito expandido, em escala real, com volume de 160m3 a ser colocado em operação brevemente no Campus da USP em São Carlos. MATERIAIS E MÉTODOS

Instalações Experimentais O presente trabalho foi desenvolvido nas instalações experimentais (IE) de tratamento de esgoto sanitário do Departamento de Hidráulica e Saneamento (SHS), as quais estão locadas na área Nordeste do Campus da Escola de Engenharia de São Carlos (EESC)- Universidade de São Paulo (USP). A chegada do esgoto bruto nas IE é realizada por meio de derivação do interceptor de esgoto da cidade de São Carlos, onde este passa inicialmente por unidades de retenção de sólidos grosseiros (e@ 2,5cm) e areia (volume do desarenador @ 1,90m3) sendo posteriormente encaminhado, por gravidade, para tanque de sucção (2,57m3). Deste, o esgoto é bombeado para o reator anaeróbio de leito expandido (32m3) e o efluente desse último é, então, encaminhado aos reatores aeróbios de filme fixo, objeto deste trabalho. Detalhes sobre a descrição do reator anaeróbio de leito expandido (RALEX) foram apresentadas em Mendonça et al. (2001). Os reatores aeróbios de filme fixo utilizados nessa pesquisa apresentam três zonas distintas em seu interior: aeração, reação e decantação. A primeira, com aproximadamente 1,82L, fornece oxigênio ao reator pela difusão em pedra-porosa; enquanto na segunda, com cerca de 8,4L, tem-se a formação do biofilme aeróbio, responsável pela degradação da matéria orgânica residual e conversão do material nitrogenado; e a última zona com 2,92L, que se destina à decantação do efluente. A Figura 1 apresenta, respectivamente, o esquema do reator aeróbio e a fotografia da instalação experimental utilizada nesse trabalho. Figura 1. Esquema da instalação experimental: (1) entrada do efluente anaeróbio; (2) bomba (Prominet); (3) registro; (4) compressor de ar; (5) difusor de oxigênio; (6) leito do reator; (7) zona de decantação; (8) multisonda YSI-600XL; (9). System monitoring YSI-6500; (10)reator aeróbio de filme fixo (13,14L) e (11) saída do efluente do reator de filme fixo. Para compor os leitos dos reatores, foram utilizadas partículas de areia (deq.=0,67mm; r p=2,64 g.cm-3); antracito (deq.=1,50mm; r p=1,596g.cm-3) e CAG (deq.=2,09mm; r p=1,795 g.cm-3). A Tabela 1 apresenta as características principais do esgoto sanitário e do efluente do RALEx, sendo esse ultimo operado com velocidade ascensional 10,5m.h-1, q H de 3,2 h e razão de recirculação de 0,85. No período de estudo, o reator anaeróbio, para carga orgânica volumétrica média aplicada de aproximadamente 5,16kgDQO.m-3.d-1, apresentou eficiência média de remoção em termos de DQO e SST de 61% e 57%, respectivamente.

Ressalta-se que o RALEx, não apresentava eficiência elevada, pelo fato de na ocasião, o mesmo ter sido operado com 5m de leito e não com a altura total viável 10m. Tabela 1. Principais características do Esgoto Sanitário e do efluente do RALEx. Variáveis Unidade Esgoto Sanitário (mínimo a máximo) Efluente RALEx (mínimo a máximo) Temperatura ° C 21 a 29 19 a 27 pH - 6,44 a 7,42 6,58 a 7,50 Alcalinidade. Total mgCaCO3.L-1 78 a 510 72 a 243 Ácidos Voláteis mgHác.L-1 17 a 107

5 a 74 DQOtotal mgO2.L-1 397 a 1178 134 a 511 DQOfiltrada mgO2.L-1 149 a 629 66 a 253 Sólidos Suspensos Totais mg.L-1 153 a 638 42 a 298 Nitrogênio Total Kjeldahal mgN-NH3.L-1 29 a 75 24 a 62 Nitrogênio Amoniacal mgN-NH3.L-1 21 a 41 20 a 46 Fósforo Total mgP-PO4-3.L-1 1 a 15

1 a 17 Investigação Experimental, Procedimentos Analíticos e Exames Microscópicos do Biofilme A investigação experimental foi realizada durante 51 dias, sendo essa dividida em duas fases distintas, as quais são diferenciadas pela variação no comportamento hidráulico aplicado aos reatores aeróbios, conseguidos por meio do aumento do tempo de detenção hidráulica (q H) aplicado a esses (Tabela 2). Ressalta-se que o reator anaeróbio já está sendo operado há mais de 5 anos. Na primeira fase, considerada como preliminar, foi dada partida dos reatores sem inoculação desses, aplicando-se q H médio de cerca de 1,75± 0,1h e mantendo-se concentração de oxigênio dissolvido (OD) nos reatores de aproximadamente 4mgO2.L-1. Tal procedimento visou criar as condições ambientais mais propicias ao desenvolvimento do biofilme aeróbio, de maneira a ter-se inicialmente à adsorção da matéria orgânica residual do efluente anaeróbio na superfície das partículas suporte e, com isso, induzir o movimento e a fixação de microrganismos para formação do biofilme. Na segunda fase, os reatores foram operados com q H médio de aproximadamente 5h. Nessa fase, após os reatores alcançar o regime de equilíbrio dinâmico aparente, foram realizados ensaios para estimativa da taxa de nitrificação (TN), taxa de consumo de oxigênio (TCO) e exames de microscopia de contraste de fase e de varredura dos microorganismos aderidos aos suportes. Tais ensaios e exames objetivaram, respectivamente, avaliar a atividade das bactérias nitrificantes, assim como a microbiota aeróbia presente nos reatores. A TN nos reatores aeróbios obedeceu ao procedimento descrito por van Haandel & Marais (1999), no qual considera-se o reator operado sob regime de equilíbrio dinâmico, escoamento de mistura completa ideal e desconsiderando-se as limitações de transferência de massa. Esse ensaio foi realizado no 37odia de operação, quando os reatores eram operados com vazão e carga constantes. Então iniciou-se programa de amostragem, coletando-se amostras do afluente e do efluente dos reatores a cada 3h durante 24h, sendo determinados: temperatura, pH, oxigênio dissolvido, alcalinidade total, DQOtotal, DQOfiltrada, sólidos suspensos totais, nitrogênio amoniacal, nitrogênio total Kjeldahl, nitrato e nitrito. No final do ensaio de TN, foram calculadas as taxas de nitrificação conforme, a equação 1, a seguir (van Haandel & Marais,1999): (1) em que: t : razão entre o intervalo t e o tempo de detenção hidráulica(-)

q H: o tempo de detenção hidráulica (h) Ca:Concentração do reactante C no afluente(mg.L-1); C2:Concentração do reagente C no fim do intervalo t (mg.L-1); C1:Concentração do reagente C no início do intervalo t (mg.L-1). Além disso, estimou-se as constantes cinéticas aparentes utilizando-se o modelo de reações em série . Para isso efetuou-se balanço de massa para nitrogênio amoniacal, nitrito e nitrato, considerando-se o processo nos reatores em estado transiente, tendo esses reatores comportamento de mistura completa ideal e não apresenta limitações quanto à transferência de massa. Com relação ao ensaio de TCO, esse foi realizado no 47odia de operação dos reatores de filme fixo. Tais ensaios foram efetuados em duplicada¾ em reatores de bancada de aproximadamente 100mL¾ nos quais foram colocadas amostras de biopartículas e efluente do reator anaeróbio saturado com oxigênio. Em seguida, interrompeu-se a aeração nesses e manteve-se o conteúdo do recipiente sob agitação constante, para então iniciar-se a leitura da concentração de OD em intervalos de tempo pré-determinados, por meio de sonda de OD (DO-DIN-Vernier) acoplada a sistema de aquisição de dados da Texas Instruments (TI-89/CBL). Os resultados desses ensaios foram expressos em mgO2.mLbioparticula-1.h-1. As observações de microscopia de contraste de fase foram realizadas em microscópio Olympus BX60-FLA equipado com sistema de analise de imagens (Image-Pro Plus, versão 4.1 for Windows), enquanto que a microscopia eletrônica de varredura (MEV) foi efetuada em microscópio Zeiss DSM 960, obedecendo ao procedimento descrito por Araújo (1995). A Tabela 2 mostra as condições de operação impostas aos reatores de filme fixo durante as Fases I e II. Tabela 2. Condições de operação dos reatores aeróbios de filme fixo. Parâmetros de Operação Fase I (11 dias) Fase II (40 dias) R1 R2 R3

R1 R2 R3 Vazão afluente (L.d-1) 71± 18 68± 10 74± 19 27,4± 222 27,1± 22 27,3± 21 Tempo de detenção hidráulica (h) 1,66± 0,2 1,88± 0,2 1,71± 0,4 4,9± 0,4 4,8± 0,5 4,5± 0,5 COVaplicada1(kgDQO.m-3.d-1) 1,38± 0,3 1,32± 0,3 1,44± 0,3 0,432± 0,1 0,429± 0,1

0,433± 0,1 Porosidade do Leito 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 Oxigênio Dissolvido (mgO2.L-1) 4,2± 2,1 4,1± 1,5 3,6± 1,5 4,0± 1,3 4,3± 1,76 3,9± 1,4 (1).COVaplicada=carga orgânica volumétrica. Durante essas etapas, o monitoramento dos reatores foi realizado por meio de coleta de amostras do efluente do reator anaeróbio as 8:00h e efluente dos reatores aeróbios depois de decorrido o tempo de detenção hidráulica teórico desses. Nessas amostras foram determinadas as seguintes variáveis físico-químicas: temperatura, pH, oxigênio dissolvido (OD), alcalinidade total (AT), DQO (total e de amostra filtrada com poro de filtro de 1,2m m), sólidos suspensos totais (SST), nitrogênio amoniacal (N-NH3), nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrato (N-NO3-) e nitrito (N-NO2-). Essas variáveis foram determinadas de acordo com os procedimentos do Standart Methods for the Examination of Water and Wastewater (AWWA/APHA/WEF, 1998), com exceção do nitrato e nitrito, para cujas amostras foram filtradas em filtro com 0,45m m de poro e posteriormente determinadas de acordo Giné et al. (1980). A freqüência das analises variou de 1 a 2 vezes por semana, com exceção da temperatura, pH e OD, que foram monitorados

diariamente por meio da multisonda YSI-600XL. É importante mencionar que durante todo o período experimental desse trabalho foi adicionada alcalinidade suplementar ao efluente anaeróbio de modo a ter-se razão de 1mgNH3/7,14mgCaCO3. RESULTADOS E DISCUSSÃO Monitoramento dos Reatores Aeróbios de Filme Fixo O resumo dos resultados médios obtidos em cada uma das fases operacionais dos reatores de areia (R1), antracito (R2) e carvão ativado granular (R3) é apresentado na Tabela 3. E nas Figuras 1 e 2, 3 e 4, são apresentados, respectivamente, a variação temporal da eficiência de DQO e SST dos reatores e a freqüência de distribuição dessas variáveis na Fase II. Na Fase I, os reatores R1, R2 e R3 operados com carga orgânica volumétrica de cerca de 1,38± 0,06kgDQO.m-3.d-1, apresentaram eficiências de remoção de DQO de 26± 5,7%, 28± 16,2% e 28± 4,1% (Figura 2), e de SST de 59± 20%, 57± 23% e 58± 14% (Figura 3). Esses valores de eficiência promoveram no efluente dessas unidades concentrações entre 20 e 60mg.L-1 de SST e de 120 e 259mgO2.L-1 de DQOtotal (Tabela 3). Nessa fase o desempenho foi decorrente principalmente da retenção do material orgânico nos reatores aeróbios de filme fixo, tendo em vista os valores elevados de DQOtotal no efluente dessas unidades. Tabela 3. Resultados médios dos efluentes dos reatores aeróbios de filme fixo. Variáveis Fase I (11 dias) Fase II (40 dias) R1 R2 R3 R1 R2 R3 Temperatura (° C)

23± 3 23± 2 23± 2 20± 2 21± 2 22± 2 pH 7,34 7,33 7,41 7,74 7,75 7,70 Alcalinidade. Total (mgCaCO3.L-1) 172± 33 174± 40 184± 71 181± 47 190± 40 159± 61 DQOtotal (mgO2.L-1) 190± 30 189± 70 188± 40

89± 70 74± 67 50± 71 DQOfiltrada (mgO2.L-1) 97± 32 106± 44 88± 40 51± 35 44± 37 25± 35 SST (mg.L-1) 39± 19 40± 20 39± 10 15± 9 14± 6 11± 5 Na segunda fase, os reatores R1, R2 e R3 atingiram o regime de equilíbrio dinâmico aparente no período compreendido entre o 30o e 50o dia de operação, quando as eficiências alcançaram valores em torno de 73± 12%, 73± 8% e 82± 6% em termos de DQO (Figura 2) e 81± 23%; 79± 13% e 85± 7% em termos de SST (Figura 2), respectivamente. Ainda nessa fase, pode-se observar que entre os três reatores operados, o R3 foi o que apresentou o melhor desempenho com relação as variáveis anteriormente mencionadas. É importante ressaltar que sob carga orgânica volumétrica aplicada média de 0,43kgDQO.m-3.d-1, os reatores produziram efluente final com potencialidade de atender ao padrão de lançamento em mais de 80% dos resultados de DQO (Figura 4) e em 100%

com relação aos sólidos suspensos (Figura 5), no caso de admitir-se a resolução DN010/86 do COPAM (Conselho de Política Ambiental de Minas Gerais) como referência. Figura 2. Eficiência de remoção DQO total durante as Fases I e II. Figura 3. Eficiência de remoção SST durante as Fases I e II. Figura 4. Freqüência de distribuição dos resultados de DQO-Fase II. Figura 5. Freqüência de distribuição dos resultados de SST-Fase II Aspecto Cinético e Microbiológico dos Reatores Aeróbios de Filme Fixo No 37O dia de operação, sob carga nitrogenada volumétrica aplicada média de 0,1kgNH3.m-3.d-1 os reatores R1, R2 e R3 tiveram eficiência média de conversão de nitrogênio amoniacal de cerca de 16%, 55% e 78%, respectivamente. Esse fato ocasionou valores médios de TN de cerca de 2,4± 0,5mgN.L-1.h-1; 1,6± 0,2mgN.L-1.h-1 e 0,7± 0,1mgN.L-1. h-1, respectivamente, para os reatores de R3, R2 e R1. Tais resultados indicam que a TN do R3 é 1,5 e 3 vezes maior que a dos reatores R2 eR1, respectivamente, como se pode observar na Figura 6. Com relação aos ensaios de TCO, as biopartículas de areia; antracito e CAG tiveram valores de aproximadamente 1,6± 0,25; 1,9± 0,03 e 2,08± 0,05mgO2.mLbioparticula-1.h-1, respectivamente. Os dados de TN e TCO apontam que dentre os três reatores avaliados sob condições de carga hidráulica e orgânica semelhantes, o reator com leito de CAG é o que apresenta possivelmente a maior atividade de bactérias nitrificantes. Isso se deve ao CAG possuir superfície com maior rugosidade e porosidade que os demais, o que favorece a fixação e o confinamento desses microrganismos nos poros do suporte, propiciando maior permanência da biomassa ativa na zona de reação. As estimativas das constantes cinéticas aparentes só foram possíveis de determinar para o reator R3, tendo em vista que esse foi o que apresentou melhor desempenho com relação ao processo de nitrificação. Assim na Figura 7, apresenta-se o comportamento do nitrogênio amoniacal e nitrato, juntamente com o ajuste para o reator sob regime transiente nessa unidade, cujos valores das constantes cinéticas k1app e k2app foram iguais a 0,176h-1 (R2=0,835) e 0,112h-1 (R2=0,985).

A obtenção dessas constantes permite inferir, que o processo de nitrificação nessa unidade estava sendo limitado pela etapa de nitratação, haja vista o valor de k1app > k2app , propicia, de acordo com Missen et al. (1999) para o modelo de reações em serie, a formação de nitrito relativamente rápida, dependendo a geração de nitrato inteiramente apenas da velocidade com que as bactérias oxidantes de nitrito (por exemplo: Nitrobacter sp) convertem esse a nitrato. Esse fato é corroborado por Colliver & Stephenson (2000), os quais comentam que sob temperatura de 25 a 30° C, pH@ 7 a 8, e OD@ 3 a 4mgO2.L-1 as Nitrobacter tem tempo de geração de cerca de 10 h enquanto que as Nitrossomonas se duplicam a cada 8h. Figura 6. Variação temporal da TN para os reatores R1, R2 e R3 no 37O dia de operação. Figura 7. Comportamento do NH3. e NO3- para o reator R3. Na Figura 8a-f e Tabela 4 são apresentados os principais grupos microbianos observados nos reatores aeróbios de filme fixo. Figure 8. Microrganismos aderidos aos materiais suporte dos reatores R1, R2 e R2 observados na Fase II: a.) bacilos semelhantes a Nitrosomonas sp e Nitrobacter sp (R1), b.) cocos semelhantes a Nitrosococcus sp no (R1); c.).Ciliados sésseis semelhantes a Opercularia (R3); d.) filamentos aderidos a superfície do CAG; e.) aglomerados de bacilos na superfície do CAG e f.) Ciliados sésseis semelhantes a Epistylis no reator (R3)(500x). Em tais observações, praticamente não foi possível notar diferença entre os principais grupos microbianos (Bergey,1989; Jenkins et al.,1993) nos materiais suporte estudados. Contudo, considerando as observações apresentadas na Tabela 4, essa microbiota indica a ocorrência das seguintes características do sistema: (1) utilização de sulfeto como fonte de energia, sendo oxidado a enxofre elementar (bacilos com inclusões de enxofre e Beggiatoa); (2) uso de compostos orgânicos de baixo peso molecular (Spirillum, Thiothix I e II e Sphaerotilus); (3) presença de microrganismos em reatores que operam com baixa razão alimento(A)/microrganismo(M) e alto q c (Trachelophyllum, Opercularia-Figure 8c., Amoeba, Epistylis-Figure 8f e Paramecium); e (4) processo de nitrificação (Nitrosomonas sp, Nitrobacter sp e Nitrosococcus sp-Figuras 8a-b). Tabela 4. Principais grupos microbianos observados nos reatores aeróbios de filme fixo. Grupo Funcional

Espécies observadas no biofilme Reator Aeróbio de Filme Fixo R1 R2 R3 Bactérias-morfologia Bacilos dimensões variadas +1 + + com inclusões -2 + + com inclusões de enxofre - +

+ Nitrobacter sp + + + Nitrosomonas sp + + + Cocos Nitrosococcus sp + + + Espirilos Spirillum sp + + + Filamentos Beggiatoa

+ + + Thiothix I e II + + + Sphaerotilus + + + Protozoários Flagelados Bodo + - - Ciliados livres

Paramecium + - + Ciliados rastejantes Trachelophyllum + + - Ciliados séssies Epistylis + + + Opercularia + + + Rizópodes Amoeba - -

+ Nemátodos não identificados + + + 1.(+) indica presença e 2.(-) indica ausência. A presença desses microrganismos é compatível com o fato de esses reatores serem alimentados com efluente reator anaeróbio, no qual estão presentes compostos reduzidos de enxofre, compostos orgânicos de baixo peso molecular (por exemplo, acetato) e nitrogênio amoniacal resultante do processo de amonificação. Provavelmente, a ocorrência de nitrificação parcial nesses reatores deve-se a relação DQO/NTK@ 6,0, a qual propicia o desenvolvimento de bactérias heterotróficas além das autotróficas. Esse aspecto é bem descrito por Zhang et al. (1994) em trabalho com microeletrodos utilizados para medir perfis de concentração de N-NH4+, N-NO3- e OD em biofilme heterotrófico e autotrófico, no qual esses pesquisadores observaram que alta concentração de matéria orgânica não inibe a nitrificação, mas sim a competição pelo oxigênio entre esses grupos, o pode resultar na nitrificação parcial ou até mesmo inibição desse processo, especialmente quando o oxigênio é o substrato limitante, o que pode ter ocorrido nos reatores em estudo, devido à resistência de transferência de massa. Outro fato que pode ter contribuído para a nitrificação parcial nesses reatores envolve a estrutura do biofilme formado nessas unidades, a qual entre muitas variantes é influenciada pelas características do suporte. Pelas observações de MEV para os reatores R1 e R2, o biofilme formado apresentava aspecto menos compacto quando comparado ao formado no reator R3 (Figura 8d), o qual tinha na superfície do CAG a presença de filamentos, os quais possivelmente atuaram como matrix gelatinosa a facilita a permanência dos microrganismos nitrificantes, em virtude da excreção de polímeros extracelulares auxiliar a retenção desses o que confirma a maior intensificação do processo de nitrificação nesse reator. Cabe ressaltar, ainda, que nesse reator, o biofilme formado é apresentou tendência à formação de estrutura de camadas constituídas pelas bactérias filamentosas e as oxidadoras de amônia e nitrito, como reportado por Campos (1989) e Colliver & Stephenson (2000). CONCLUSÕES Com base nos resultados desse trabalho foram obtidas as seguintes conclusões principais:

1.Durante o regime de equilíbrio dinâmico aparente, os reatores R1, R2 e R3, sob carga orgânica volumétrica aplicada média de 0,43kgDQO.m-3.d-1, tiveram eficiências de DQO de 73± 12%, 73± 8% e 82± 6% e de SST de 81± 23%; 79± 13% e 85± 7%, respectivamente. Esses valores de desempenhos permitiram a produção de efluente final com potencialidade de atender ao padrão de lançamento no caso de admitir-se a resolução DN010/86 do COPAM, como referência; 2.Os dados de TN indicaram que a TN do R3 é cerca de 1,5 e 3 vezes maior que a dos reatores R2 eR1. Esses resultados mais os valores de TCO, indicaram que dentre os três reatores avaliados sob condições de carga hidráulica e orgânica semelhantes, o reator com leito de CAG é o que apresenta possivelmente a maior atividade de bactérias nitrificantes; 3.As observações microscópicas indicaram que não foi possível notar diferença entre os principais grupos microbianos presentes nos reatores R1, R2 e R3. Entretanto, no reator R3, a partícula de carvão ativado granular permitiu o crescimento mais interativo da biomassa, composta por distintas populações microbianas coexistindo no mesmo ambiente, fato corroborado pelo melhor desempenho desse reator na conversão de nitrogênio amoniacal cerca de 78%; 4. Os resultados apresentados nesse trabalho considerando-se os aspectos cinético e microbiológico indicam que a partícula de carvão ativado granular é a que apresenta as melhores propriedades para compor o leito de reator aeróbio de leito expandido de 160m3. AGRADECIMENTOS Os autores agradecem a Financiadora de Estudo e Pesquisa (FINEP)- Conselho Nacional de Pesquisa (CNPq) pelo auxílio financeiro ao Projeto de Núcleos de Excelência (PRONEX-76.97.1012.00), à FAPESP pela bolsa concedida ao autor Cristiano Luchesi Niciura (Processo 01/00253-9), e ao Programa Pós-graduação de Hidráulica e Saneamento da EESC-USP pela auxilio financeiro para inscrição nesse evento. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS APHA/AWWA/WPCF(1998). Standard methods for the examination of water and wastewater, 20th. edn. Washington, D.C., Estados Unidos. Araújo, J.C. (1995) Caracterização e evolução do biofilme em reator anaeróbio de leito fluidificado alimentado com esgoto sanitário sintético. São Carlos, 150p. Dissertação (Mestrado) Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. Barber,W. and Stuckey, D.C. (2000). Nitrogen removal in a modified anaerobic baffled reactor(ABR): 2, Nitrification. Water Research, N.9, pp.2423-2432.

Bergey (1989).Bergey’s Manual of Systematic Bacteriology–Section 20–Aerobic Chemolithotrophic Bacteria and Associated Organisms, p1807-1834. Campos, J.R. (1989) Remoção de DQO e de Nitrogênio em um Sistema de Três Reatores Biológicos de Filme Fixo em Série. Tese de Livre Docência. Escola de Engenharia de São Carlos - Universidade de São Paulo. Colliver,B.B., and Stephenson, T. (2000). Production of nitrogen oxide and dinitrogen oxide by autotrofic nitrifiers. Biotechnology Advances, Vol.18, pp.219-232. Giné,M.F.,Bergamin,F., Zagatto,E.A., and Reis,B.F.(1980) Simultaneous Determination of Nitrate and Nitrite By Flow Injection Analysis. Analytica Chimica Acta114-191-197p. Hagopian,D. and Riley,J. H. (1998). A closer look at the bacteriology of nitrification. Aquacultural Engineering, Vol.18, pp.223-244. Jenkins,D.,Richard, M.G. and Daigger,G.T.(1993). Manual on the Causes and Control of Activated Sludge Bulking and Foaming. 2.ed.,Lewis Publishers, Inc.,193p.Estados Unidos. Mendonça N. M., Niciura C.L., Gianotti E. P. e. Campos, J.R. (2001). Avaliação da evolução e da atividade do Biofilme em Reator Anaeróbio de Leito Expandido Alimentado com Esgoto Sanitário. In: 210 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental-Tema II, II-104, ABES-1-10p João Pessoa-Paraíba. Minas Gerais (1986). Deliberação Normativa COPAM N.10 de 16 de dezembro de 1986. Estabelece normas e padrões para qualidade das águas, lançamentos de efluentes nas coleções de água, e dá outras providências. Missen, R. W., Mims, C.A. and Saville, B. A.(1999). Introduction to Chemical Reaction Engineering and Kinetics. John Wiley & Sons, p.672. New York, Estados Unidos. van Haandel, A. C & Marais,G. (1999). O comportamento do Sistema de lodo ativado:Teoria e Aplicações: Projetos e Operação. Campina Grande, Brasil, EPGRAF.488p. Zhang,T.C., Fu,Y.C, and Bishop, P.L. (1994). Competition in biofilms. WaterScience and Technology, Vol.10-11, pp.263-270.