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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO Escola de Engenharia de Lorena ESTUDO DA REDUÇÃO DE NITROGÊNIO AMONIACAL DE EFLUENTES DE REFINARIAS DE PETRÓLEO PELO SISTEMA DE LODOS ATIVADOS Marcelo Vilhalva Dias da Silva LORENA 2011
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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
Escola de Engenharia de Lorena
ESTUDO DA REDUÇÃO DE NITROGÊNIO AMONIACAL DE EFLUEN TES DE
REFINARIAS DE PETRÓLEO PELO SISTEMA DE LODOS ATIVAD OS
Marcelo Vilhalva Dias da Silva
LORENA
2011
Departamento de Engenharia Química
ESTUDO DA REDUÇÃO DE NITROGÊNIO AMONIACAL DE EFLUEN TES DE
REFINARIAS DE PETRÓLEO PELO SISTEMA DE LODOS ATIVAD OS
Marcelo Vilhalva Dias da Silva
Orientador: Prof. Dr. Francisco José Moreira Chaves
Trabalho de Conclusão de Curso, apresentado ao Departamento de Engenharia Química da Escola de Engenharia de Lorena - Universidade de São Paulo, como parte dos requisitos para conclusão do curso de Engenharia Industrial Química.
LORENA
2011
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AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus, por todas as graças e bênçãos alcançadas em minha vida.
Agradeço aos meus pais Sérgio e Cléia pela educação recebida, apoio e dedicação
durante todos esses anos.
Agradeço ao Prof. Dr. Francisco José Moreira Chaves por ser meu orientador neste
trabalho.
Agradeço a toda comunidade da Escola de Engenharia de Lorena - USP,
funcionários e professores por contribuírem para minha formação.
iv
RESUMO
O processo de refino de petróleo gera um efluente líquido que possui uma elevada
quantidade de nitrogênio amoniacal, sendo uma das principais preocupações das estações
de tratamento de efluentes de uma refinaria. O nitrogênio amoniacal é um nutriente que
contribui para a ocorrência do processo de eutrofização em corpos de água e, portanto seu
lançamento no meio ambiente é controlado segundo legislação ambiental vigente. No
sistema de lodos ativados a redução do nitrogênio amoniacal ocorre devido ao processo de
nitrificação, que é um processo biológico que promove a oxidação do nitrogênio amoniacal
gerando como produto final o nitrato. Através de ação de bactérias especificas o processo
ocorre em duas etapas sequenciais: a nitritação (oxidação de amônia a nitrito) e nitratação
(oxidação de nitrito a nitrato). Através de pesquisa bibliográfica foi realizado um estudo
teórico em que indica segundo a literatura, a eficiência do sistema de lodos ativados para a
remoção do nitrogênio amoniacal. E foi revisado na literatura a influência de fatores como
pH, temperatura e a concentração de oxigênio dissolvido no processo de nitrificação.
Sendo verificado através do presente estudo a importância do conhecimento da influência
que a temperatura, pH e a concentração de oxigênio dissolvido no meio possuem no
processo de nitrificação, sendo determinantes no resultado da redução de nitrogênio
amoniacal no efluente. O conhecimento dos valores desses parâmetros que são
recomendados para a operação do sistema é essencial para a manutenção da estabilidade
operacional do sistema de lodos ativados e para a redução do nitrogênio amoniacal no
efluente tratado.
PALAVRAS-CHAVE: Tratamento de efluentes, nitrogênio amoniacal, lodos ativados,
nitrificação.
v
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 Classificação de reatores biológicos aeróbios quanto ao tipo de aglomeração de biomassa (Fonte: SCHNEIDER, 2010). ........................................................................... 8
Figura 2 Representação de um reator com módulos de biomassa fixa (Fonte: METCALF e EDDY, 2003). ................................................................................................................. 10
Figura 3 Representação de um reator tipo airlift (Fonte: STOWA, 2006). .................... 11
Figura 4 Representação de um reator do tipo MBR (Fonte: METCALF E EDDY, 2003).. ........................................................................................................................................ 13
Figura 5 Transformações entre os compostos nitrogenados no ciclo do nitrogênio (Fonte: SOARES 2001 apud SCHNEIDER, 2010).. ................................................................... 14
Figura 6 Porcentagem de amônia livre (NH3) e combinada (NH4+) em relação ao pH do
meio (Fonte: METCALF e EDDY, 2003).. .................................................................... 15
Figura 7 Redução biológica de nitrato a nitrogênio gasoso. (Fonte: Takaya, 2002). ..... 19
Figura 8 Representação do processo de lodos ativados convencional (Fonte: VAZZOLER, 1989).. ............................................................................................................................. 21
Figura 9 Fluxograma típico do sistema de lodos ativados convencional (Fonte: VON SPERLING, 2002).. ........................................................................................................ 22
Figura 10 Esquema de um sistema de lodos ativados com operação intermitente (dois reatores) (Fonte: VON SPPERLING, 2002) ................................................................... 25
Figura 11 Variação do pH em função de diferentes concentrações de CO2 (Fonte: Van Haandel e Marais 1999).. ................................................................................................ 29
Figura 12 µm para as bactérias nitrificantes em função da temperatura (Fonte: SILVA FILHO, 2009). ................................................................................................................ 31
Figura 13 µm para as bactérias nitratadoras em função da temperatura (Fonte: SILVA FILHO, 2009).. ............................................................................................................... 32
Figura 14 Taxa específica de crescimento máximo das bactérias nitritadoras (Nitrosomonas) e das nitratadoras (Nitrobacter) em função do pH (Fonte: FERREIRA, 2002).. ............................................................................................................................. 35
Figura 15 Variação de µm das bactérias nitrificantes e nitratadoras em função do pH (Fonte: SILVA FILHO, 2009).. ...................................................................................... 36
Figura 16 Relação entre OD e nitrificação em dois valos de oxidação (Fonte: VON SPERLING, 1993).. ........................................................................................................ 38
Figura 17 Curvas teóricas experimentais da constante de crescimento específico (µm) em função da concentração de OD para diferentes valores de K0 e µmax (Fonte: SILVA FILHO, 2009). .............................................................................................................................. 39
Figura 18 Idade do lodo mínima em relação à concentração de OD (Fonte: DERKS, 2007)
. ....................................................................................................................................... 40
vi
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 Subcategoria de refinarias x parâmetros médios da carga do efluente, em ppm (Fonte: COLLARES, 2004) .............................................................................................. 5
Tabela 2 Espécies de bactérias autotróficas capazes de oxidar amônia e nitrito (Fonte: VANPARYS 2006 apud SILVA FILHO, 2009)............................................................ 16
Tabela 3 Valores de Temperatura, TCO e µm máximos, mínimos e ótimos para as bactérias nitrificantes e nitratadoras (Fonte: SILVA FILHO, 2009) .............................. 33
vii
SUMÁRIO
OBJETIVO ............................................................................................................................................... IX
1. INTRODUÇÃO ................................................................................................................................ 1
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ........................................................................................................ 3
2.1. Caracterização do Efluente Oriundo das Refinarias de Petróleo ....................... 3
2.2. Sistema de Tratamento de Efluentes Utilizado em Refinarias de Petróleo ........ 5
2.2.1. Sistema Primário ......................................................................................... 6
2.2.2. Sistema Secundário ..................................................................................... 6
2.2.3. Sistema Terciário ........................................................................................ 7
2.3. Tratamento Biológico de Efluentes .................................................................... 7
2.3.1. Reator de Biomassa Fixa ............................................................................ 8
2.3.2. Reator de Biomassa em Suspensão ........................................................... 12
2.3.3. Reatores Anaerobios ................................................................................. 13
2.4. Principios da Remoção da Matéria Carbonácea ............................................... 13
2.5. Principios da Remoção da Matéria Nitrogenada .............................................. 14
2.5.1. Nitrogênio Amoniacal ............................................................................... 14
2.5.2. Nitrificação .............................................................................................. 15
2.5.3. Desnitrificação ......................................................................................... 18
2.6. Sistema de Lodos Ativados .............................................................................. 20
2.6.1. Principais Caracteristicas .......................................................................... 20
2.6.2. Lodos ativados convencionais (fluxo contínuo) ....................................... 22
2.6.3. Aeração prolongada (fluxo contínuo) ....................................................... 23
2.6.4. Fluxo intermitente (reatores sequenciais por batelada) ............................ 24
2.7. Fatores Ambientais que Influenciam o Processo de Nitrificação .................... 25
2.7.1. Influência da temperatura ......................................................................... 26
2.7.2. Influência do pH ....................................................................................... 27
2.7.3. Influência do oxigênio dissolvido ............................................................. 29
viii
3. DESENVOLVIMENTO ................................................................................................................ 31
3.1. Influência da Temperatura ........................................................................ 31
3.2. Influência do pH ....................................................................................... 34
3.3. Influência do oxigênio dissolvido ............................................................. 37
4. CONCLUSÃO ................................................................................................................................ 41
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ......................................................................................... 43
ix
OBJETIVO
A finalidade deste trabalho é realizar um estudo teórico do processo de redução do
nitrogênio amoniacal em efluentes líquidos de refinarias de petróleo pelo sistema de lodos
ativados convencional, avaliando a eficácia deste sistema, através de argumentos
encontrados na literatura que justifiquem a utilização desse processo, e analisando a
influência das variáveis (pH, temperatura e teor de oxigênio dissolvido) no processo em
que ocorre a nitrificação. Para que seja obtida uma relação das faixas adequadas de
operação dessas variáveis no processo, que possibilitem ao sistema operar de forma estável
e em ótimas condições. Possibilitando que se tenha uma estabilidade do processo de
nitrificação no tratamento e seja garantida a redução da concentração do nitrogênio
amoniacal para que o efluente possa ser descartado no corpo hídrico receptor. O presente
estudo mostra a importância da influência desses fatores ambientais (pH, temperatura e
concentração de oxigênio dissolvido) no processo de nitrificação. Os dados levantados para
esse trabalho serão obtidos por pesquisa bibliográfica.
A elevada concentração de amônia gerada pelo processo de refino do petróleo é
uma das principais preocupações para as estações de tratamento de efluentes, portanto o
processo de redução do nitrogênio amoniacal é extremamente importante, para que no final
do efluente a concentração deste poluente atinja baixos valores de forma que não produza
um impacto negativo ao meio ambiente. E que a concentração do nitrogênio amoniacal na
saída do efluente da refinaria esteja de acordo com a legislação ambiental da localidade
onde esteja instalada.
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1. INTRODUÇÃO
No refino de petróleo é utilizada uma grande quantidade de água em seus diversos
processos, gerando uma grande quantidade de efluentes que contém como um de seus
principais poluentes o nitrogênio amoniacal (NH4+, íon amônio e NH3, amônia livre)
(RODRIGUEZ, RAMIREZ ET AL., 2011).
É necessária a diminuição da concentração do nitrogênio amoniacal para uma
quantidade que não prejudique os corpos hídricos receptores. Pois o nitrogênio amoniacal é
utilizado como fonte de nitrogênio preferencial das algas para substrato de suas estruturas
proteicas, assim favorecendo o crescimento excessivo de algas e macrófitas aquáticas e ao
fato de ser oxidado espontaneamente pela biota, consequentemente acarretando a
diminuição da quantidade de oxigênio dissolvido no meio, elemento fundamental para as
espécies aquáticas aeróbias nele existentes (FICA-PIRAS, 2000). E também, dependendo
do potencial hidrogeniônico (pH) do corpo receptor pequenas concentrações de amônia
livre podem acarretar efeitos danosos à vida humana e aquática (BERNARDES, 1996).
O efluente final de uma refinaria antes de ser descartado deve atender aos
parâmetros ambientais exigidos pela legislação. O Conselho Nacional do Meio Ambiente
(CONAMA) determina pela resolução nº 357 de 2005 os parâmetros para o lançamento de
efluentes nos corpos receptores (BRASIL, 2005).
Os reatores com biomassa em suspensão são os mais utilizados e difundidos no
tratamento biológico de efluentes, devido à vasta aplicação do sistema de lodo ativado.
Sendo utilizado para a remoção da matéria carbonácea e nitrogenada do efluente
(SCHNEIDER, 2010).
A redução da concentração de nitrogênio amoniacal no sistema de lodos ativados é
realizada pelo processo de nitrificação, que faz a conversão do nitrogênio amoniacal em
nitritos e nitratos, pela ação de um consórcio microbiano, constituído principalmente pelas
bactérias nitrificantes dos gêneros Nitrobacter e Nitrosomonas (SILVA FILHO, 2009).
Há influência de fatores ambientais, como temperatura, pH, concentração de
oxigênio dissolvido e a presença de constituintes tóxicos ou inibitórios presentes meio
reacional, sobre o metabolismo das bactérias responsáveis pela nitrificação, interferindo no
seu crescimento. (SILVA FILHO, 2009).
A utilização das variáveis temperatura, pH e a concentração de oxigênio dissolvido
no meio reacional em valores adequados e favoráveis ao metabolismo dos microrganismos,
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permite que sejam obtidas as máximas taxas de crescimento específico das bactérias,
conseguindo-se consequentemente um processo de nitrificação eficiente para o tratamento
do efluente na redução do nitrogênio amoniacal (VON SPERLING, 2002).
O adequado tratamento do efluente hídrico antes de ser descartado aos rios é
necessário tanto para reduzir o impacto gerado ao meio ambiente, evitando-se desastres
ambientais, como também para se cumprir as exigências legislativas ambientais, que
permitem a atividade da indústria de refino de petróleo. Portanto, a eficiência do sistema
utilizado na estação de tratamento é muito relevante, assim como a capacidade do sistema
em se manter estável operacionalmente para o tratamento do efluente.
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2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1. Caracterização do Efluente Oriundo das Refinarias de Petróleo
Segundo Schneider (2010), as características do petróleo têm influencia sobre a
técnica adotada para o refino e, frequentemente, determinam os produtos que melhor
podem ser obtidos.
Os efluentes gerados em refinarias de petróleo variam grandemente em sua
composição, em função do tipo de petróleo processado, das unidades de processamento
existentes nas refinarias e da forma como são operadas as unidades. Sendo que o efluente
gerado é composto por diversas substâncias químicas como óleos e graxas, fenóis, sulfetos,
amônia, sólidos suspensos, cianetos, compostos nitrogenados e metais pesados WAKE
(2005 apud SCHNEIDER, 2010).
Segundo Schneider (2010), os efluentes gerados em refinarias de petróleo podem
ser divididos em quatro grupos:
• Águas superficiais: provenientes de vazamentos, derramamentos e qualquer
efluente coletado nas canaletas de drenagem;
• Águas de resfriamento: representam a maior parcela, devido às altas
temperaturas utilizadas nas etapas de refino. Não entram em contato direto com as
correntes oleosas, contendo menor concentração de contaminantes;
• Águas de processo: oriundas das etapas de dessalgação do óleo crú,
operações de stripping, das bombas de resfriamento, da drenagem dos tambores de refluxo
de topo e condensadores. Apresentam alta contaminação, por entrarem em contato direto
com o óleo cru;
• Esgoto sanitário.
A Environmental Protection Agengy, EPA, elaborou uma lista das doze principais
unidades existentes nas refinarias de petróleo, de acordo com suas atividades, a fim de se
obter uma classificação da poluição gerada por esse tipo de indústria. Então as unidades
consideradas fundamentais para a produção dos principais derivados de petróleo são:
• Transferência e estocagem;
• Dessalgação do petróleo;
• Fracionamento;
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• Craqueamento;
• Polimerização e Alquilação;
• Reforma;
• Extração a solventes;
• Hidrotratamento;
• Produção de parafinas;
• Produção de asfaltos;
• Acabamento de produtos;
• Atividades auxiliares
A EPA fez uma análise das categorias individuais e combinadas a fim de poder
classificar as características do despejo bruto das refinarias para a estação de tratamento de
efluente em relação do grau de craqueamento utilizado no processo de refino. Os dados
coletados para esse estudo realizado foram obtidos a partir das analises das cargas dos
efluentes brutos, a parir de amostras fornecidas pelas refinarias, foi utilizado pesquisa
bibliográfica e análises de estudos de caracterização dos efluentes de 1972 National
Petroleum Refining Waste Water Characterization Studies. Considerados os principais
parâmetros de caracterização do efluente, óleo e graxa, DQO, fenol e amônia, pois são os
principais contaminantes descartados pelas refinarias de petróleo, foram utilizadas como
base no estudo para se estabelecer uma correlação entre as variações de desempenho no
separador de óleo, severidade do craqueamento e outros fatores impactantes no tratamento.
E também foi feita uma classificação das refinarias, relativa às tecnologias
empregadas no processo de refino, pelo API (American Petroleum Institute).
(COLLARES, 2004).
A EPA classificou então o efluente das refinarias de petróleo de acordo com o tipo
de refinaria, a tecnologia aplicada e a severidade das operações. Classificando-as em
subcategorias, conforme pode ser visto abaixo na tabela 1:
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Tabela 1 – Subcategoria de refinarias x parâmetros médios da carga do efluente, em ppm.
Subcategoria DBO Óleo e Graxa Fenol Amônia
Destilação
atmosférica 7,1 5,1 0,029 1,43
Baixo
craqueamento 71,3 27,4 2,85 10
Alto
craqueamento 82,7 31,4 5,1 32,8
Petroquímica 148,4 45,6 10,3 34,2
Lubrificantes 184,3 136,1 6,2 22,1
Integrada 215,5 131,8 5,1 35,4
Fonte: COLLARES, 2004.
2.2. Sistema de Tratamento de Efluentes Utilizado em Refinarias de Petróleo
O tratamento dos efluentes das indústrias petrolíferas é composto de processos
físicos e físico-químicos, como o separador de fases (óleo-água) mecanizado seguido de
coagulação-floculação (SILVA JUNIOR, 2011).
Os principais métodos de tratamento de efluentes de refinaria de petróleo são:
floculação química das águas oleosas, separadores gravitacionais, flotação a ar, quebra de
emulsão e tratamento biológico (SILVA JUNIOR, 2011).
Os tratamentos empregados e os sistemas utilizados variam para cada refinaria,
assim como o efluente gerado pelas mesmas, em razão dos processos que são utilizados no
refino de petróleo, os tipos de tratamento que são utilizados em cada processo, variando de
acordo com os produtos que são gerados por cada refinaria e as especificações desejadas
para cada um deles. A estação de tratamento de efluente será projetada de acordo com as
necessidades de tratamento do seu efluente gerado e do resultado final desejado do
tratamento, dependendo dos recursos que a empresa pode utilizar.
Esses tratamentos podem ser divididos em níveis primários, com o objetivo de
separar o óleo da água; secundário, para remover sólidos suspensos e matéria orgânica, e
terciário, como etapa de polimento dos efluentes (SARATHY, 2000; MARIANO, 2001).
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2.2.1. Sistema Primário
O tratamento efetuado no sistema primário tem como finalidade a remoção de óleo
livre e os sólidos suspensos no efluente, para isso são utilizados os seguintes
equipamentos: separador água/óleo (API), flotadores.
Segundo Silva Junior (2010), o tratamento nesse sistema ocorre em duas etapas. Na
primeira, etapa física, o efluente flui lentamente através de um separador de água e óleo
permitindo que o óleo fique livre no sobrenadante para ser removido, enquanto os sólidos,
depositados no fundo do separador, são retirados por um funil coletor. Na segunda etapa,
físico-química, objetiva-se remover óleos emulsionados no efluente com uso de flotadores
de ar induzido, fazendo com que tanto o óleo quanto os sólidos em suspensão sobrenadem
devido ao borbulhamento de ar e, assim, possam ser removidos da superfície do efluente.
2.2.2. Sistema Secundário
No sistema secundário o tratamento pode ser físico-químico ou biológico (SILVA
JUNIOR, 2010).
No tratamento físico-químico, são usados coagulantes químicos como o sulfato de
alumínio para adsorver as impurezas e facilitar a remoção dos materiais em suspensão no
efluente, inclusive materiais insolúveis finalmente particulados MARIANO (2001 apud
SILVA JUNIOR, 2010).
O tratamento biológico realizado no sistema secundário consiste na remoção da
carga orgânica e amônia, fase que é realizada através dos processos de tratamento
biológico para a remoção desses poluentes. São utilizados os sistemas com lagoas aeradas,
biodiscos, lodos ativados. Nesta etapa do tratamento os microrganismos promovem a
degradação dos poluentes e posteriormente geram uma biomassa residual, podendo ser
chamados de sólidos biológicos.
E na remoção dos sólidos biológicos são utilizados para esse fim as lagoas de deposição e
os clarificadores.
7
2.2.3. Sistema Terciário
No sistema terciário são removidos os poluentes orgânicos recalcitrantes através do
processo de adsorção em carvão ativado. Também podem ser removidos os sais
dissolvidos no efluente, sendo possível através de troca-iônica, osmose inversa ou
eletrodiálise.
2.3. Tratamento Biológico de Efluentes
Os sistemas biológicos de tratamento de efluentes podem ser sumariamente
descritos por proporcionarem a aceleração das reações biológicas que ocorrem
espontaneamente na natureza, de forma que ocorra a degradação de substâncias poluentes
por ação de microrganismos.
O tratamento biológico pode ser classificado em:
Aeróbio: o oxigênio é necessário para os microrganismos envolvidos nas reações.
E o carbono orgânico se converte basicamente em CO2 e biomassa.
Anaeróbio: os microrganismos sintetizam as reações na ausência de oxigênio, em
um ambiente redutor. O carbono orgânico é convertido basicamente em CO2, CH4 e
biomassa.
Segundo Schneider, 2010, os reatores biológicos podem ser classificados quanto à
forma predominante de aglomeração microbiana, que pode ser na forma de flocos ou de
filme aderido sob uma superfície (biofilme), designados de reatores com crescimento de
biomassa em suspensão e biomassa fixa, respectivamente, conforme apresentado no
esquema da Figura 1.
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Figura 1 – Classificação de reatores biológicos aeróbios quanto ao tipo de
aglomeração de biomassa. Fonte: SCHNEIDER, 2010.
Os reatores com biomassa em suspensão são os mais utilizados e difundidos,
devido à vasta aplicação do sistema de lodo ativado. Entretanto, os reatores com biomassa
fixa vêm conquistando espaço por apresentarem maior eficiência e sustentabilidade do que
os processos com biomassa em suspensão, especialmente em condições operacionais
críticas, como por exemplo, com baixas temperaturas, na presença de compostos
inibitórios, com altas cargas ou variáveis (LEVSTEK et al., 2003 apud Rouse et al., 2007).
O tratamento biológico em efluentes hídricos de refinarias de petróleo pode ser
feito, principalmente, através dos distintos processos: lagoas de oxidação, lodos ativados e
filtros biológicos e biorreatores à membrana, a escolha de cada um desses sistemas vai
depender do espaço disponível e dos custos envolvidos para a construção, manutenção e
operação da estação de tratamento de efluente (MARIANO, 2001).
2.3.1. Reator de Biomassa Fixa
Nos reatores de biomassa fixa é utilizado um meio de suporte (pedra, plástico,
pedaços de espuma), permitindo que a biomassa se fixe nesse meio de suporte. Os
microrganismos depuram a matéria orgânica à medida que o efluente vai atravessando o
meio de suporte e contando com os microrganismos (Qasim, 1999). De acordo com
Metcalf e Eddy (2003) este tipo de reator pode ser divido em três tipos:
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• Reatores de biomassa fixa não submersa;
• Reatores de biomassa em suspensão com módulos de biomassa fixa;
• Reatores de biomassa fixa submersa.
Reatores de biomassa fixa não submersa
Os reatores de biomassa fixa não submersa que são mais conhecidos são os leitos
percoladores e os discos biológicos. No caso dos leitos percoladores, a remoção da matéria
orgânica é feita pelos microrganismos que se encontram fixos ao meio de suporte. O ar
circula devido às diferenças de temperatura no reator, o que permite a formação de
correntes de convecção QASIM (1999 apud RODRIGUES, 2008). Já os discos biológicos
são constituídos por discos metálicos ou de materiais plástico com um espaçamento
adequado que permite não apenas a circulação de água residual, mas também de ar. Os
discos estão submersos a 40%, sendo mantida uma velocidade de rotação constante.
(Rodrigues, 2008).
Geralmente são processos relativamente estáveis, com baixo consumo de energia,
que permite a redução do volume de lodo produzido quando se comparado com o sistema
de lodos ativados convencional QASIM (1999 apud RODRIGUES, 2008).
Reatores de biomassa em suspensão com módulos de biomassa fixa
A inclusão de módulos de pequena dimensão no interior de um reator de biomassa
em suspensão permite que a biomassa se fixe nesses mesmos módulos. Atualmente, o meio
de enchimento mais utilizado é de dimensão relativamente pequena, permitindo a sua
suspensão e o seu movimento em todo o reator. As principais vantagens deste tipo de
reator estão relacionadas com a maior estabilidade do sistema, uma menor produção de
lodos, uma maior velocidade de tratamento e uma maior sedimentabilidade dos sólidos
(METCALF e EDDY, 2003; JOU e HUANG, 2005). Na figura 2 tem-se a representação de
um reator de biomassa em suspensão com módulos de biomassa fixa.
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Figura 2 – Representação de um reator com módulos de biomassa fixa. Fonte:
METCALF e EDDY, 2003.
Reatores de biomassa fixa submersa
Este tipo de reator é caracterizado por ser de fluxo vertical e por não necessitar de
uma parte dedicada á separação sólido-liquido. Como exemplo tem-se os reatores do tipo
airlift (Figura 3). Segundo Freitas (2000) e Metcalf e Eddy (2003) a sua principal
vantagem está relacionada com a baixa área ocupada (cerca de 1/5 a 1/3) quando
comparado ao sistema de lodo ativado convencional.
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Figura 3 – Representação de um reator tipo airlift. Fonte: STOWA, 2006.
Segundo Freitas (2000), os reatores airlift são reatores tubulares divididos em duas
zonas distintas:
Riser: onde é injetado o ar;
Downcomer: na parte oposta.
Conforme a disposição dessas zonas, os reatores podem ser classificados em dois
tipos: reator ciclo externo, onde a câmara Riser e a Downcomer estão separadas, e reator
ciclo interno, que inclui a zona Riser e a zona Downcomer na mesma câmara (FREITAS,
2000). São reatores relativamente compactos, nos quais é facilitando o contato entre as
fases sólida, líquida e gasosa, aumentando a taxa de transferência de oxigênio (H.
DHAOUADI et al., A. MOSQUERA. CORRAL et al., X.C. QUAN et al., in XIALING,
2005). Neste tipo de reator é utilizado um meio de enchimento que permite a fixação da
biomassa, garantindo a existência no reator de uma concentração de biomassa entre 2000 a
4000 mg/L. A suspensão do biofilme e a mistura completa do reator são garantidas através
da injeção de ar no fundo do mesmo. (STOWA, 2006).
Injeção de ar
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2.3.2. Reatores de biomassa em suspensão
Os reatores de biomassa em suspensão são aqueles em que os microrganismos
responsáveis pela degradação da matéria orgânica são mantidos em suspensão. A mistura
existente no reator de biomassa e matéria orgânica é enviada para uma etapa de
sedimentação, a partir da qual parte do lodo ativado é recirculada à montante do reator
biológico (QASIM, 1999 e METCALF e EDDY, 2003). Nos últimos anos tem-se
desenvolvido novas tecnologias baseadas nos lodos ativados, introduzindo pequenas
alterações, seja em equipamentos, como no caso dos reatores de membranas, ou então em
reatores, como é o caso dos SBR (QASIM, 1999).
Lodos Ativados
Os sistemas de lodos ativados têm sido bastante utilizados devido à boa qualidade
do efluente: baixas concentrações de DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio), DQO
(Demanda Química de Oxigênio) e sólidos suspensos (SS), além da possibilidade de
remoção de nutrientes, mais precisamente, do nitrogênio e do fósforo. Porém, os custos de
implantação, manutenção, mecanização e geração de lodo são elevados, implicando em
desvantagens para o sistema van HAANDEL & MARAIS (1999 apud SILVA FILHO,
2009).
Reatores com membranas
Os reatores de membranas (MBR), representado pela figura 4, têm sido
amplamente utilizados no tratamento de efluentes domésticos e industriais. É um sistema
com baixo tempo de retenção hidráulica e com baixo índice de produção de lodo (ROEST
et al., SOFIA et.al., 2004, LECLECH et al, 2005, ROSENBERGER et al., 2006, WU et al.,
2007, POLLICE et al., 2007).
A utilização deste tipo de reator no tratamento de efluentes industriais, além das
vantagens já referidas, torna-se cada vez mais uma opção, uma vez que são sistemas
robustos, permitindo elevadas eficiências de remoção, mesmo em situações de sobrecarga,
tanto de vazão quanto de carga (RODRIGUES, 2008).
13
Figura 4 – Representação de um reator do tipo MBR. Fonte: METCALF E EDDY, 2003.
2.3.3. Reatores Anaeróbicos
Os reatores anaeróbios de fluxo ascendente (UASB) são eficientes para a
degradação de compostos aromáticos simples, como benzoato e o fenol (FANG e ZHOU,
2000). Segundo Metcalf e Eddy (2003), os reatores UASB são considerados como um dos
desenvolvimentos mais notáveis no tratamento anaeróbio.
A alimentação do reator é efetuada pelo fundo, atravessando o reator através da
biomassa que se encontra no interior do mesmo. São reatores que suportam elevadas cargas
volumétricas, com tempo de retenção relativamente baixo, sendo um processo com
eficiência comprovada em inúmeras instalações METCALF e EDDY (2003 apud
RODRIGUES, 2010).
2.4. Princípios da remoção da matéria carbonácea
A conversão aeróbia de matéria carbonácea pode ser representada pela equação
geral da respiração aeróbia, Equação 2.4.1, onde a matéria orgânica é representada de
forma simplificada como a glicose (C6H12O6) VON SPERLING (1996 apud SCHNEIDER,
2010).
C6H12O6 + 6O2 ===► 6CO2 + 6H2O + Energia (2.4.1)
Afluente
Injeção de Ar
Reator
14
A oxidação bioquímica por via aeróbia, Equação 2.4.1, apresenta um alto
rendimento energético, tornando possível a produção mais elevada de células do que em
outros processos (como as reações anaeróbias) (SCHNEIDER, 2010).
2.5. Princípios da remoção da matéria nitrogenada
As duas principais formas de remoção da matéria nitrogenada são a assimilação e o
processo de nitrificação/desnitrificação (SCHNEIDER, 2010).
Devido ao fato do nitrogênio ser um nutriente, os microrganismos presentes nos
processos de tratamento assimilam o nitrogênio amoniacal e o incorporam à massa celular.
Uma parte deste nitrogênio retorna ao efluente após a morte ou a ruptura das células
METCALF e EDDY (1991 apud SCHNEIDER, 2010).
A figura 5 representa um esquema das conversões possíveis entre os compostos
nitrogenados no ciclo do nitrogênio na natureza.
Figura 5 – Transformações entre os compostos nitrogenados no ciclo do nitrogênio.
Fonte: SOARES (2001 apud SCHNEIDER, 2010).
2.5.1. Nitrogênio Amoniacal
O íon amônio (NH4+) e a amônia livre (NH3) constituem o denominado nitrogênio
amoniacal. Segundo Anthonisen et al.(1976), o nitrogênio amoniacal pode se apresentar na
forma de amônia (N-NH3) ou íon amônio (N-NH4+), em proporções que dependem do pH e
15
da temperatura. Para valores de pH do meio na faixa de 6 a 8, o nitrogênio amoniacal se
apresenta predominantemente, em torno de 90%, na forma do íon amônio (NH4+), para
valores de pH alcalinos (na faixa de 10 a 12), o equilíbrio se desloca no sentido onde
predomina a amônia livre (NH3), que é considerada a mais tóxica mesmo em pequenas
quantidades.
O equilíbrio entre a forma livre e ionizada do nitrogênio amoniacal em função do
pH do meio é representado pela figura 6.
Figura 6 – Porcentagem de amônia livre (NH3) e combinada (NH4+) em relação ao
pH do meio. Fonte: METCALF e EDDY, 2003.
2.5.2. Nitrificação
A nitrificação é um processo biológico em que ocorre uma reação de oxidação do
nitrogênio amoniacal em nitrito, e este posteriormente é convertido a nitrato. Este processo
é realizado principalmente pelas bactérias, sendo realizado também por outros
microrganismos. O consorcio microbiano responsável por esse processo é constituído
principalmente pelas bactérias dos gêneros Nitrosomonas sp, que faz a transformação da
amônia em nitrito (nitritação) e Nitrobacter sp, que converte o nitrito a nitrato (nitratação).
Sendo que outros gêneros de bactérias também podem realizar este processo (SILVA
16
FILHO, 2009). Uma relação com as principais bactérias responsáveis pela nitrificação
pode ser visualizada, a seguir, na tabela 2:
Tabela 2 - Espécies de bactérias autotróficas capazes de oxidar amônia e nitrito. Oxidadoras de amônia Oxidadoras de nitrito
Gênero Nome das espécies Gênero Nome das espécies
Nitrosococcus N. halophilus Nitrobacter N. alkalicus
N. mobilis
N. hamburgensis
N. nitrosus
N. vulgaris
N. oceani
N. winogradsky
Nitrosospira N. briensis Nitrospira N. marina
N. multiformis
N. moscoviensis
N. tenuis
Candidatus N. efluvi
Nitrosomonas N. aestuarii Nitrospina N. gracilis
N. communis Nitrococcus N. mobilis
N. europaea
N. eutropha
N. marina
N. nitrosa
N. oligotropha
N. ureae
Fonte: VANPARYS (2006 apud SILVA FILHO, 2009).
A reação de nitritação acontece em duas fases. Primeiramente no interior da
membrana citoplasmática ocorre a oxidação da amônia que é transformada em
hidroxilamina (NH2OH), por meio da enzima amônia mono-oxigenase, com os parâmetros
necessários de oxigênio molecular e energia para promover a reação. Na segunda fase, a
hidroxilamina é transportada para o perisplasma e é convertida a nitrito, através da ação da
enzima hidroxilamina oxidoredutase, liberando dois pares de elétrons. Um par é utilizado
na primeira etapa de oxidação da amônia, enquanto o segundo par é utilizado para a
produção de energia e redução do oxigênio molecular em água (HAGOPIAN e RILLEY,
1998; COLLIVER e STEPHENSON, 2000). As reações estão descritas abaixo pelas
Equações (2.5.2.1), (2.5.2.2), (2.5.2.3) e (2.5.2.4).
Reação de oxidação:
NH3 + O2 + 2H+ + 2é ==► NH2OH + H2O (2.5.2.1)
NH2OH + H2O ==►NO2- + 5H+ + 4é (2.5.2.2)
17
Reação de redução:
½ O2 + 2H+ + 2é ==► H2O (2.5.2.3)
Reação global:
NH3 + 3/2O2 ==► NO2- + H+ + H2O (2.5.2.4)
Na nitratação ocorre a atuação da enzima oxidoredutase para que a reação com o
oxigênio molecular possa ser suprido pela água. A reação libera um par de elétrons que
também é utilizado na produção de energia e redução do oxigênio molecular em água
(HAGOPIAN e RILLEY. 1998; COLLIVER e STEPHENSON, 2000). As reações estão
descritas abaixo pelas Equações (2.5.2.5), (2.5.2.6) e (2.5.2.7).
Reação de oxidação: NO2
- + H+ + H2O ==► NO3- + 3H+ + 2é (2.5.2.5)
Reação de Redução ½ O2 + 2H+ + 2é ==► H2O (2.5.2.6) Reação Global NO2
- + ½ O2 ==► NO3- (2.5.2.7)
Nos tratamentos biológicos de efluentes que utilizam o processo de nitrificação,
possuem a tendência de consumirem elevadas quantidades de oxigênio. Então os
organismos heterótrofos que fazem a remoção da matéria carbonácea em ambientes
aeróbios e os organismos autótrofos nitrificantes estabelecerão uma concorrência pelo
oxigênio dissolvido que está disponível no meio. E considerando-se ainda que o número de
bactérias heterotróficas seja maior do que o número de bactérias nitrificantes presentes no
sistema, na maioria dos casos, a concorrência estabelecida pelo oxigênio é um fator
relevante nesse processo, justificando a grande quantidade consumida.
Na utilização de processos combinados aeróbio/anaeróbio, o fato de a matéria
orgânica ser primeiramente utilizada em reator anaeróbio faz com que se reduza no reator
aeróbico a quantidade de matéria orgânica, consequentemente reduzindo a quantidade de
organismos heterotróficos, favorecendo o processo de nitrificação. Reduzindo-se então a
quantidade de oxigênio dissolvido que é consumido no sistema e também é reduzido o
tempo necessário para a efetivação do processo de nitrificação, pois se aumenta a
18
quantidade de oxigênio disponível, que é uma das variáveis limitantes, geralmente, neste
processo. Entretanto deve-se considerar o processo de nitrificação, pois a possibilidade de
formação de compostos como sulfato e sulfito, que dependendo da concentração no meio,
podem inibir totalmente a nitrificação (Guimarães, 2002; Derks, 2007; Porto, 2007).
Na nitrificação, em suas duas etapas, nitritação e nitratação, são gerados íons H+,
que diminuem a alcalinidade do meio (7,14 mgCaCO3/mgN-NH4), gerando uma acidez no
meio, com valores de pH que inibem a nitrificação (pH < 5,5). A alcalinidade pode ser
mantida por injeção de produtos químicos no meio ou ser obtida através da combinação da
nitrificação com outros processos biológicos, como a amonificação e a desnitrificação, que
garantem a alcalinidade do meio VAN HAANDEL e MARAIS (1999 apud SILVA
FILHO, 2009).
Em um sistema de tratamento biológico para que se utilize do processo de
nitrificação deve-se ter a idade do lodo maior do que a idade do lodo mínima, que foi
calculada, para que se propicie o desenvolvimento das bactérias nitrificantes, isto devido à
taxa de crescimento dos microrganismos nitrificantes serem menor do que a dos
microrganismos responsáveis pela estabilização da matéria carbonácea (DERKS, 2007).
2.5.3. Desnitrificação
A desnitrificação faz parte do metabolismo bioenergético microbiano no qual, em
vez do oxigênio, as formas oxidadas de nitrogênio servem como receptores finais de
elétrons para a cadeia respiratória (DEL POZO, 2003). O processo desnitrificante é
catalisado por enzimas nitrato redutase (Nar), nitrito redutase (Nir), óxido nítrico redutase
(Nor) e óxido nitroso redutase (N2Or). Esse processo converte as formas oxidadas de
nitrogênio (N-NO3-, N-NO2
-) em nitrogênio gasoso (N2) através da oxidação da matéria
orgânica oriunda de fontes de carbono orgânico presente no próprio efluente em termos de
DBO, exige baixas concentrações de oxigênio dissolvido disponível no meio para que os
microrganismos utilizem o oxigênio do nitrato e do nitrito para respirar, ao invés do
oxigênio dissolvido (SILVA JUNIOR, 2011).
Na figura 7 é mostrado o processo de desnitrificação.
19
Figura 7 – Redução biológica de nitrato a nitrogênio gasoso. (Fonte: Takaya, 2002)
Segundo Hasegawa (2008), desnitrificar é mais fácil do que nitrificar, pois existem
diversas bactérias que realizam esse processo como as facultativas heterotróficas dos
gêneros Alcaligenes, Bacillus, Pseudonas, Paraccocus e Thiocacillus, sendo que os três
primeiros contêm a maioria das espécies desnitrificantes.
No processo de desnitrificação heterotrófica a matéria orgânica é oxidada sob
condições anóxicas economizando oxigênio e, devido à geração de íons hidroxila (OH-) e
íons bicarbonato (HCO3-), há consumo de íons H+ acarretando no aumento da capacidade
tampão do meio, poupando alcalinidade (METCALF, 2003; EDDY, 2003; GERARDI,
2006). A equação 2.5.4.1 referente ao processo de nitrificação é exibida abaixo:
6NO3- + 5CH3OH 3N2 + 5CO2 + 6OH- (2.5.4.1)
Na desnitrificação heterotrófica o substrato orgânico doa elétrons ao nitrato, ao
nitrito ou ao sulfato. Nitrito e nitrato servem então como substitutos do oxigênio nessa
cadeia com algumas mudanças no processo metabólico, ou seja, na síntese enzimática das
bactérias (FERREIRA, 2002).
Bactérias anaeróbias facultativas
20
2.6. Sistema de Lodos Ativados
2.6.1. Principais Características
Esse processo foi originado na Inglaterra em 1914 por Andern e Lockett (JORDÃO
PESSOA, 2005). E ao passar dos anos devido às pesquisas e inovações tecnológicas e as
necessidades do setor industrial foram feitas modificações nesse processo (VAN
HAANDEL e MARAIS, 1999; SPERLING, 2002). Entre os reatores de biomassa
suspensa, utilizados para tratamento de efluentes, o processo de lodos ativados é o mais
difundido. Isso pode ser justificado por sua boa eficiência no tratamento de efluentes,
resultando em baixas concentrações de DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio) e sólidos
suspensos (SS). Mas possui desvantagens em relação aos custos, necessitando de um
investimento maior, devido às despesas de construção, implantação, mecanização,
manutenção e geração de lodo (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).
Esse sistema é constituído de um tanque de aeração, onde é mantida em suspensão
uma alta concentração de flocos microbianos, conhecidos como lodos ativados, que são os
responsáveis pela degradação de matéria orgânica e pela redução do nitrogênio amoniacal.
Após o tanque de aeração é colocado em série um sedimentador, que tem a função
de separar os flocos microbianos, provocando um adensamento dos mesmos. A decantação
da matéria orgânica nesta etapa é facilitada devido às bactérias possuírem uma matriz
gelatinosa, que permite a aglutinação das mesmas e outros microrganismos, sendo que essa
matriz recebe o nome de zoogleia (VON SPERLING, 1997).
Então o sobrenadante clarificado pode ser descartado ou seguir para um tratamento
complementar. E uma parte do lodo sedimentado retorna ao tanque de aeração, garantindo
que esse mantenha uma elevada concentração microbiana. E o excesso de lodo é enviado
para um tratamento para ser descartado.
Na figura 8, abaixo, tem-se uma representação do sistema de lodos ativados
convencional.
21
Figura 8 – Representação do processo de lodos ativados convencional. Fonte:
VAZZOLER, 1989.
O crescimento e reprodução de microrganismos no tanque de aeração ocorrem de
forma continua isto devido à constante entrada de matéria orgânica no sistema. Esse
crescimento populacional das bactérias deve ser limitado para evitar que atinjam
excessivas concentrações no tanque de aeração, dificultando a distribuição do oxigênio
para toda a população. E acarretaria na sobrecarga do sedimentador, prejudicando a devida
decantação dos sólidos, prejudicando a qualidade atingida do efluente final.
Então para evitar esse acumulo de lodo e manter o sistema em equilíbrio, deve-se
retirar aproximadamente a mesma quantidade de biomassa que é aumentada por
reprodução, que é considerado o lodo em excesso. Este pode ser removido diretamente do
reator ou ser encaminhado para uma linha de tratamento do lodo, que compreende as
etapas de adensamento, estabilização e desidratação (VON SPERLING, 1997).
Enquanto o lodo excessivo é descartado uma parte do lodo é recirculada de volta
para o sistema, sendo enviado para o tanque de aeração, isso faz com que se aumente a
concentração dos flocos microbianos em suspensão, sendo essa dez vezes maior se
comparada à concentração de uma lagoa aerada sem recirculação de mistura completa.
Outro efeito dessa recirculação é o aumento do tempo de permanência dos flocos
microbianos suspensos no sistema, sendo um tempo maior do que o de residência dos
líquidos. E isso confere ao sistema de lodos ativados uma elevada eficiência, pois os
microrganismos por possuírem um maior tempo de residência no sistema são capazes de
promover a degradação dos poluentes contidos na água (VON SPERLING, 1997).
22
2.6.2. Lodos ativados convencionais (fluxo contínuo)
Segundo Von Sperling (2002), no sistema convencional para se economizar energia
para a aeração e reduzir o volume do reator biológico, parte da matéria orgânica (em
suspensão, sedimentável) é retirada antes do tanque de aeração, através do decantador
primário. Assim, os sistemas de lodos ativados convencional têm como parte integrante
também o tratamento primário (figura 9). Na figura, a parte de cima corresponde ao
tratamento da fase líquida (efluente), ao passo que a parte de baixo exemplifica as etapas
envolvidas no tratamento da fase sólida (lodo). No sistema convencional, a idade do lodo é
usualmente da ordem de 4 a 10 dias e o tempo de detenção hidráulica no reator, da ordem
de 6 a 8 horas. Com esta idade do lodo, a biomassa retirada do sistema no lodo excedente
requer ainda uma etapa de estabilização no tratamento do lodo, por conter ainda um
elevado teor de matéria orgânica armazenada nas suas células. Esta estabilização ocorre
nos digestores (primário e secundário). De forma a reduzir o volume dos digestores, o lodo
é previamente submetido a uma etapa de adensamento, na qual é retirada parte da umidade,
diminuindo, em consequência, o volume de lodo a ser tratado.
Figura 9 – Fluxograma típico do sistema de lodos ativados convencional. Fonte:
VON SPERLING, 2002.
23
2.6.3. Aeração prolongada (fluxo contínuo)
Quando a biomassa permanece no sistema por período mais longo, da ordem de 18
a 30 dias (daí o nome aeração prolongada), recebendo a mesma carga de DBO do esgoto
bruto que o sistema convencional, haverá menor disponibilidade de alimento para as
bactérias. A quantidade de biomassa (kgSSVTA) é maior que no sistema de lodos ativados
convencionais, o volume do reator aeróbio é também mais elevado, e o tempo de detenção
do líquido é em torno de 16 a 24 horas. Portanto, há menos matéria orgânica por unidade
de volume do tanque de aeração e também por unidade de biomassa do reator. Em
decorrência, as bactérias, para sobreviver, passam a utilizar forma mais intensa nos seus
processos metabólicos a própria matéria orgânica biodegradável componente das suas
células. Esta matéria orgânica celular é convertida em gás carbônico e água através da
respiração das células. Isto corresponde a uma estabilização da biomassa, ocorrendo no
próprio tanque de aeração. Enquanto no sistema convencional a estabilização do lodo é
feita separado (na etapa de tratamento de lodo), usualmente em ambiente anaeróbio, na
aeração prolongada ela é feita conjuntamente, no próprio reator, tendo-se, portanto, um
ambiente aeróbio. O consumo adicional de oxigênio para a estabilização de lodo
(respiração endógena) é significativo e inclusive pode ser maior que o consumo para
metabolizar o material orgânico do afluente (respiração exógena) (VON SPERLING,
2002).
Os sistemas de aeração prolongada usualmente não possuem decantadores
primários, para evitar a necessidade de se estabilizar o lodo primário. Com isso obtém-se
uma grande simplificação do processo, pois não há decantadores primários e nem unidades
de digestão de lodo. Como consequência tem-se o gasto com energia para aeração, já que o
lodo é estabilizado aerobiamente no tanque de aeração. Entretanto, a reduzida
disponibilidade de alimento e sua praticamente total assimilação fazem com que a aeração
prolongada seja a variante de lodos ativados mais eficiente na remoção de DBO. No
entanto, a eficiência de qualquer variante do processo de lodos ativados está intimamente
associada ao desempenho do decantador secundário. Caso haja perda de sólidos no
efluente final, haverá uma grande deterioração na qualidade do efluente,
independentemente do bom desempenho do tanque de aeração na remoção da DBO (VON
SPERLING, 2002).
24
2.6.4. Fluxo intermitente (reatores sequenciais por batelada)
Segundo Von Sperling (2002), os sistemas de lodos ativados descritos nos itens
2.6.2 e 2.6.3 são de fluxo contínuo com relação ao efluente, ou seja, o efluente esta sempre
entrando e saindo do reator. Há, no entanto uma variante do sistema, com operação em
fluxo intermitente.
Segundo Von Sperling (2002), o principio do processo de lodos ativados com
operação intermitente consiste na incorporação de todas as unidades, processos e operações
normalmente associadas ao tratamento tradicional de lodos ativados, quais sejam,
decantação primária, oxidação biológica e decantação secundária, em um único tanque.
Utilizando tanque único, esses processos e operações passam a serem simplesmente
sequências no tempo, e não unidades separadas como ocorrem nos processos
convencionais de fluxo contínuo. O processo de lodos ativados com fluxo intermitente
pode ser utilizado, tanto na modalidade convencional, quanto na de aeração prolongada,
embora esta seja mais comum, devido à sua maior simplicidade operacional. Na
modalidade de aeração prolongada, o tanque único passa a incorporar também a unidade de
digestão (aeróbia) do lodo.
Segundo Von Sperling (2002), o processo consiste de um ou mais reatores de
mistura completa onde ocorrem todas as etapas do tratamento (figura 10). Isso é
conseguido através do estabelecimento de ciclos de operação com durações definidas. A
massa biológica permanece no reator durante todos os ciclos, eliminando dessa forma a
necessidade de decantadores separados. Os ciclos normais de tratamento são:
• Enchimento (entrada de efluente bruto ou decantado no reator)
• Reação (aeração/mistura da massa liquida contida no reator)
• Sedimentação (sedimentação e separação dos sólidos em suspensão do
efluente tratado).
• Descarte do efluente tratado (retirada do efluente do reator).
• Repouso (ajuste de ciclos e remoção do lodo excedente).
25
Figura 10 – Esquema de um sistema de lodos ativados com operação intermitente
(dois reatores). Fonte: VON SPERLING, 2002.
2.7. Fatores Ambientais que Influenciam a Nitrificação
As bactérias nitrificantes são sensíveis a fatores ambientais e operacionais que
podem influenciar diretamente em seu metabolismo de forma a interferir no seu
crescimento (SILVA FILHO, 2009).
Devido a pouca energia obtida durante a oxidação da amônia as bactérias
nitrificantes crescem lentamente, sendo a idade do lodo um dos fatores que influenciam a
nitrificação (METCALF; EDDY, 2003). Em condições ótimas, o tempo de reprodução das
nitrificantes é de aproximadamente de 8 a 10 horas (GERARDI, 2006).
A temperatura, o pH, a concentração de oxigênio dissolvido e à presença de
constituintes tóxicos ou inibitórios, que exercem influência direta sobre a taxa de
crescimento das bactérias (DOWNING et al., 1964; BARNARD, 1991; VAN HAANDEL
e MARAIS, 1999; GRUNDITZ e DALHAMMAR, 2001; VAN HAANDEL e VAN DER
LUBBE, 2007; SILVA FILHO, 2009).
26
2.7.1. Influência da Temperatura
A temperatura é um fator de grande influência sobre o crescimento bacteriano
devido a sua associação à velocidade das reações metabólicas dos microrganismos. Isso se
deve ao fato de que tais reações são catalisadas por enzimas especificas, cuja produção
aumenta ou diminui com a temperatura (PELCZAR et al.; BLACK, 2002). Segundo
Madigan (2000), existem três temperaturas referenciais para cada espécie de organismo:
temperatura mínima, ótima e máxima. As temperaturas mínima e máxima estabelecem os
limites mínimo e máximo, abaixo ou acima dos quais não há crescimento, e a temperatura
ótima se refere àquela onde a taxa decrescimento atinge o valor máximo.
Em geral considera-se que a temperatura ótima para o crescimento de bactérias
nitrificantes encontra-se na faixa de 25 a 36º C. Entre 7 e 35º C existe resposta linear para a
nitritação, mas os limites diminuem para a nitratação. Logo, a temperatura ótima para a
nitritação é maior que a da nitratação (Marchetto, 2001). Segundo Von Sperling (1997)
para cada acréscimo de 7º C a taxa de crescimento das bactérias nitrificantes dobra.
Segundo Stiller (1989), o efeito da temperatura nas constantes cinéticas pode ser
definido pela equação de Van’t Hoff-Arrhenius, equação (2.7.1.1).
k=A.e-E/RTa (2.7.1.1)
Sendo:
A: fator de frequência;
E: energia de ativação;
R: constante dos gases ideais;
Ta: temperatura absoluta (K).
Porém a equação largamente utilizada em processos biológicos de tratamento de
esgoto sanitário para correção da constante cinética está apresentada na equação (2.7.1.2),
que é um caso particular da equação (2.7.1.1) (ECKENFELDER e FORD, 1968).
µmT = µm20.θ(T-20) (2.7.1.2)
Sendo:
27
µmT: taxa de crescimento máximo das bactérias a uma temperatura T (d-1);
θ: coeficiente de dependência da temperatura (coeficiente de Arrehnius);
T: temperatura (ºC).
O valor do coeficiente de Arrehnius (θ) em SLA para as bactérias autotróficas varia
entre 1,11 e 1,13, correspondendo a um aumento no valor de µm de 11 a 13% por cada grau
centigrado de variação de temperatura (DOWNING et al., 1964; BARNARD, 1991; VAN
HAANDEL e MARAIS, 1999; GRUNDITZ e DALHAMMAR, 2001; VAN HAANDEL e
VAN DER LUBBE, 2007; DERKS, 2007; SILVA FILHO, 2009).
2.7.2. Influência do pH
No processo de nitrificação o pH tende a diminuir devido à geração de íons H+,
decorrente do processo, e o consequente consumo de alcalinidade.
Segundo Villaverde (1997), para cada g N-NH4+ oxidada 7,14 g de alcalinidade
(CaCO3) são consumidos e ainda, senão houver alcalinidade suficiente os valores de pH
podem decrescer até níveis tóxicos e inibirem o processo de nitrificação se o pH ficar
abaixo de 6,0.
Segundo Gerardi (2006), duas reações bioquímicas são responsáveis pelo consumo
de alcalinidade durante a nitrificação (Equação 2.7.2.1 e 2.7.2.2); sendo que a primeira é o
consumo de alcalinidade a bicarbonato como fonte de carbono para síntese celular e a
segunda é a produção de ácido nitroso (HNO2) formado quando o íon H+, gerado durante a
nitrificação, combina-se com o nitrito.
NH4+ + 1,5O2 ==► 2H+ + NO2
- + H2O (2.7.2.1)
H+ + NO2- ===► HNO2 (2.7.2.2)
A diminuição do pH pode ser atenuada com a aeração do efluente pois há a
remoção de CO2 (BITTON, 2005). Victória (2006) afirma que alguns processos objetivam
interromper a etapa de nitritação para causar o acúmulo de nitrito o que torna o processo
nitrificante mais curto e isso é possível controlando o pH.
28
O pH do licor misto tem importante efeito sobre a taxa de nitrificação, sendo
recomendados valores dentro da faixa ótima de 7,0 a 8,5, dependendo da formação de
amônia livre e do ácido nitroso livre (ANTHONISEN, 1976). Para valores de pH abaixo de
8,0 a velocidade de nitrificação diminui, sendo completamente inibida para pH abaixo de
5,0, mesmo que as bactérias nitrificantes tenham sido aclimatadas para valores de pH
ligeiramente inferiores a 5,0 (USEPA, 1993). Segundo Grunditz e Dalhammar (2001) o pH
ótimo para as bactérias Nitrosomonas é de 8,1 e para as Nitrobacter é de 7,9, mostrando
que os valores de pH menores que 7,0 ou maiores que 9,0 diminuem as atividades dessas
bactérias.
Segundo Lowentahl e Marais (1976), a variação do pH em sistemas de lodo ativado
tem relação direta com a alcalinidade do meio, a qual é devida principalmente ao sistema
carbônico (CO2 – HCO3 – CO3). A equação 2.7.2.3 relaciona os valores de pH, acidez e
alcalinidade para esse sistema os quais, por sua vez, são relacionados à concentração de
dióxido de carbono presente no licor misto:
Alc = [CO2]*10pH-pK1*(1+2*10pH-pK
2) + (10pH-pKw – 10-pK) (2.7.2.3)
Sendo:
pH: potencial hidrogeniônico;
K1: constante de dissociação real do CO2;
K2: constante de dissociação real do bicarbonato;
KW: constante de dissociação real da água.
Van Haandel e Marais (1999) afirmaram que para concentrações de alcalinidade
total acima de 35 ppm de CaCO3 o pH não varia consideravelmente. No entanto, para
alcalinidades abaixo dessa concentração há variações do pH com a alcalinidade, podendo
acarretar prejuízos à estação de tratamento de efluentes (ETE) caso esse pH atinja valores
extremos (muito ácido ou muito alcalino) danificando a massa biológica responsável pelo
tratamento. A figura 11 mostra a variação do pH, onde diversos valores de pH foram
calculados em função de diferentes valores da concentração de CO2 e alcalinidade. A
redução da alcalinidade de 35 ppm para 0 ppm (zero) faz com que o pH caia da faixa
neutra para um valor de 4,2 aproximadamente.
29
Figura 11 – Variação do pH em função de diferentes concentrações de CO2. Fonte:
Van Haandel e Marais (1999).
2.7.3. Influência da OD
Segundo Silva Filho (2009), a influência da concentração de OD na cinética de
nitrificação tem sido objeto de pesquisas e estudos ao longo dos anos. Alguns autores
propuseram uma modificação na equação de Monod, introduzindo a influência da
concentração de OD (Equação 2.7.3.1) (STENSTROM e PODUSKA, 1980).
µm = µmax . [S/(S+KS)] . [OD/(OD+K0)] (2.7.3.1)
Sendo:
OD: concentração de oxigênio dissolvido no reator (mg/L);
K0: constante de meia saturação (mgOD/L);
Quando a concentração de oxigênio dissolvido diminui, este se torna um fator
limitante para o crescimento (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).
30
O valor de OD recomendado para o processo de nitrificação é limitado pela faixa de
0,5 a 2,5, tanto em sistemas de crescimento de lodo suspenso como sistemas de meio fixo
(FERREIRA, 2000; DERKS, 2007).
De acordo com HANKI (1990) apud ABREU (1994), as nitratadoras parecem
apresentar maior sensibilidade que as nitritadoras para baixas concentrações de OD (0,5
mg/L).
Em um estudo realizado por Queiroz (2006) sobre a influência da concentração de
OD com o intuito de acumular nitrito para otimização da remoção de nitrogênio, foi
verificado que com a limitação de oxigênio, além de não aumentar o acúmulo de nitrito,
ainda reduziu a eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal. Entretanto não houve um
controle eficiente da concentração de OD (DERKS, 2007).
31
3. DESENVOLVIMENTO
3.1. Influência da temperatura
A temperatura é um dos fatores ambientais que influenciam na taxa de crescimento
máxima dos organismos nitrificantes, e consequentemente na taxa de oxidação de amônia
(VON SPERLING, 2002).
Silva Filho (2009) verificou a influência da temperatura na µm das bactérias
nitrificantes e nitratadoras, trabalhando na faixa de 10ºC a 50ºC. A figura 12 apresenta o
gráfico com os valores da taxa específica de crescimento (d-1), µm, para as bactérias
nitrificantes em função da temperatura, dentro da faixa de 10ºC a 50ºC.
Figura 12 - µm para as bactérias nitrificantes em função da temperatura. Fonte:
SILVA FILHO, 2009. A seguir, na figura 13 pode ser visto o gráfico com os valores da taxa específica de
crescimento (d-1), µm, para as bactérias nitratadoras em função da temperatura, dentro da
faixa de 10ºC a 50ºC.
32
Figura 13 - µm para as bactérias nitratadoras em função da temperatura. Fonte:
SILVA FILHO, 2009.
Silva Filho (2009) em seu estudo afirma que as bactérias nitrificantes não
apresentaram metabolismo abaixo da temperatura de 15º C, apresentando atividade acima
desse valor. As bactérias nitratadoras foram mais sensíveis a baixas temperaturas e só
apresentaram atividade acima desse valor, conforme pode ser visto nas figuras 12 e 13. O
fato das bactérias não apresentarem atividade nessas temperaturas mencionadas deve-se ao
fator de que para ambientes de baixa temperatura a geração do lodo seja feita na
temperatura de operação, para facilitar a aclimatação das bactérias.
Segundo SILVA FILHO (2009), a taxa de crescimento das bactérias autotróficas
aumenta com a temperatura, chegando ao seu valor máximo em 37ºC para as nitrificantes e
33ºC para as nitratadoras, sendo consideradas essas como as temperaturas ótimas de
operação. Valores de temperatura acima da temperatura ótima levam a uma tendência de
diminuição de µm, atingindo o valor zero para temperaturas acima de 45ºC, não havendo
recuperação do metabolismo quando ultrapassado esse valor. Obteve-se a temperatura
ótima de 37ºC para as bactérias nitrificantes e de 33ºC para as nitratadoras
Silva Filho (2009) relaciona em uma tabela a temperatura (de 10ºC a 50ºC) a TCO,
taxa de consumo de oxigênio e o µm. Determinando então a temperatura máxima e mínima.
A temperatura mínima foi a menor temperatura em que se verificou TCO e a máxima
temperatura foi a maior temperatura que apresentou TCO. E a temperatura ótima foi onde
se verificou a TCO máxima, conforme pode ser observado na tabela 3.
33
Tabela 3 – Valores de Temperatura, TCO e µm máximos, mínimos e ótimos para as
bactérias nitrificantes e nitratadoras. Nitrificantes Nitratadoras Máxima Mínima Ótima Máxima Mínima Ótima
Temperatura (ºC) 45 16 37 45 22 33 TCO (mg/L/h) 9,31 13,92 44,02 15,7 5.65 27,47 µm(d-1) 0,17 0,03 0,62 0,05 0,07 1,18
Fonte: SILVA FILHO, 2009. Silva Filho (2009) obteve θ, valor do coeficiente de Arrehnius para as bactérias
nitrificantes de 1,12 e 1,28 para as nitratadoras.
Derks (2007) obteve o valor de θ para as bactérias nitrificantes de 1,12 e para as
nitratadoras 1,04.
Conforme afirma van Haandel (2002) que os valores de θ, obtidos
experimentalmente variam de 1,11 a 1,13. Mostrando a grande importância da temperatura
na influencia do valor de µm.
O valor de θ igual a 1,1, suportado por um grande número de dados afigura-se
como razoável (Barnes e Bliss, 1983). Assim, para cada acréscimo de aproximadamente
7ºC na temperatura, a taxa de crescimento dobra e, inversamente, cada queda de 7º implica
na redução da taxa de crescimento à metade. (VON SPERLING, 2002).
Segundo von Sperling (2002), é observada a ocorrência de nitrificação numa faixa
de 5ºC a 36ºC, sendo que a temperatura ótima se encontra na faixa de 25ºC a 36ºC.
Grundistz e Dalhamar (2001) apud Guimarães (2003), em testes de culturas puras
de nitritadoras e nitratadoras isoladas do sistema de lodo ativado, obtiveram temperaturas
ótimas de 35ºC e 38ºC, respectivamente.
Derks (2007) verificou comportamento semelhante tanto da nitritadoras como das
nitratadoras em testes de aumento e diminuição gradativa da temperatura em que essas
bactérias foram expostas. Foi verificado que bactérias geradas em temperaturas baixas,
rapidamente aumentam a taxa específica de crescimento quando a temperatura sobe para
uma temperatura ótima, em torno de 28ºC. Já as bactérias geradas com temperaturas
superiores à temperatura ótima não aumentam rapidamente sua capacidade metabólica
quando a temperatura diminui. E também foi observado que as bactérias nitritadoras
apresentam maiores valores de µm quando submetidas a altas temperaturas enquanto as
nitratadoras apresentam maiores valores a baixas temperaturas.
Ducey et al. (2010) obteve uma alta taxa de remoção de nitrogênio amoniacal em
baixas temperaturas (5ºC e 10ºC), onde a nitrificação é conhecida por ser completamente
34
inibida. Esse resultado foi obtido ao encontrarem uma comunidade microbiana com
excelente desempenho na remoção de nitrogênio amoniacal durante condições climáticas
frias. Então a cultura dessa comunidade foi isolada e aclimatada e foi chamada de lagoa
aclimatada de lodo nitrificante (ALNS). Foram realizados testes em varias temperaturas,
5ºC, 10ºC, 15ºC e 20ºC. Foi obtida uma alta taxa de nitrificação de 444 ± 10 mg N/L/dias
foi confirmada a 5ºC e 813± 10 mg N/l/dia a 10ºC. Apesar de que a maior taxa de
nitrificação atingida foi na temperatura de 20ºC, comprovando que o processo é favorecido
com um aumento na temperatura. A comunidade dominante nesse estudo foi do gênero
Nitrosomonas, grupo responsável pela oxidação da amônia a nitrito. A análise da
composição da comunidade microbiana ajuda a um melhor conhecimento das
características dos lodos ativados nitrificantes capazes de promover uma alta taxa de
nitrificação em baixas temperaturas.
Sendo o estudo realizado por Ducey et al. (2010) muito relevante para as estações
de tratamento que operam em regiões de clima muito frio e apresentam problemas de baixa
taxa de nitrificação devido à baixa temperatura.
A temperatura também apresenta uma importante influência na concentração de
oxigênio no meio reacional, pois a solubilidade do oxigênio na água depende do fator
temperatura associado à pressão, sendo que com a elevação da temperatura ocorre redução
da solubilidade do oxigênio na água (GOLOMBIESKI et al., 2003).
3.2. Influência do pH
Segundo Downing (1978), a taxa de nitrificação apresenta-se em seu ótimo e
aproximadamente constante na faixa de pH de 7,2 a 8,0.
A EPA (1993) recomenda que para a estabilidade do desempenho que seja mantido
o pH na faixa de 6,5 a 8,0.
Segundo Van Haandel (2002) a maioria dos trabalhos indica que o valor de µm é
praticamente constante quando se tem o pH na faixa de 7 a 8,5. Muitas estações de
tratamento de efluentes tem o pH próximo à faixa de neutralidade, mas devido à
alcalinidade consumida pelo processo de nitrificação, o pH tende a diminuir e a nitrificação
se tornar instável. Para evitar que o pH se torne menor do que 7,0 é necessário uma
alcalinidade mínima de 35 ppm CaCO3 seja mantida.
35
Ferreira (2002) apud Derks (2007) avaliou a atividade das nitritadoras e
nitratadoras em ambientes com valores de pH entre 5,0 e 8,5, conforme figura 14. A maior
taxa de crescimento tanto para as nitritadoras como para as nitratadoras foi obtida na faixa
de pH 6,0 a 7,5. Fora dessas faixas, a atividade das bactérias diminuiu acentuadamente.
Figura 14 – Taxa específica de crescimento máximo das bactérias nitritadoras
(Nitrosomonas) e das nitratadoras (Nitrobacter) em função do pH. Fonte: FERREIRA, 2002.
Queiroz (2006) estudando a influência do valor de pH com o intuito de acumular
nitrito para otimizar a remoção de nitrogênio, verificou a necessidade da manutenção de
valores mais elevados de pH (em torno de 8,0) para alcançar o acúmulo sustentado de
nitrito nas concentrações trabalhadas.
Silva Filho (2009) em seu teste realizado da influência do pH no metabolismo das
bactérias autotróficas nitrificantes foi possível observar que nem as bactérias nitrificantes e
nem as nitratadoras apresentaram metabolismo expresso em termos de TCO e µm quando
expostas a valores de pH abaixo de 4 e a valores de pH acima de 11. Mesmo quando
expostas por um período curto de 1 hora e posteriormente o pH ajustado para a
neutralidade não foi observado a recuperação do metabolismo. Verificando que curtos
períodos de exposição a valores de pH extremos (abaixo de 4 e acima de 11) já podem ser
considerados fatais para as bactérias nitrificantes e nitratadoras.
Silva Filho (2009) afirma que obteve um aumento de µm para os dois grupos de
bactérias em um meio com o pH na faixa de 7,5 a 8,0 sendo mais acentuado o crescimento
para as nitratadoras, conforme figura 15. As bactérias nitratadoras foram as que
36
apresentaram maior capacidade de recuperação quando submetidas a valores de pH ácidos
e também o maior crescimento quando submetidas a valores de pH alcalinos.
Figura 15 – Variação de µm das bactérias nitrificantes e nitratadoras em função do
pH. Fonte: SILVA FILHO, 2009.
Conforme o estudo realizado por Silva Filho (2009), valores de pH na faixa de 8,0 a
9,0 possuem a tendência de aumentar o valor de µm em relação ao pH neutro,
considerando-a como a faixa ótima de operação para as bactérias nitrificantes e
nitratadoras.
Segundo Derks (2007), o pH do meio onde ocorre a nitrificação afeta
consideravelmente o valor de µmax:
- valores de pH iguais ou inferiores a 4,0 são capazes de anularem totalmente e
permanentemente a atividade das bactérias responsáveis pela nitrificação.
- valores de pH acima de 10,0 causam o mesmo efeito negativo, prejudicando o
processo de nitrificação.
Segundo Van Haandel (2006), a maioria dos pesquisadores indicam que o valor de
µm é praticamente constante na faixa de pH de 7 a 8,5.
37
3.3. Influência do oxigênio dissolvido
O oxigênio dissolvido no reator é um pré-requisito indispensável para a ocorrência
da nitrificação. A concentração de OD crítica, abaixo da qual a nitrificação não se
processa, encontra-se em torno de 0,2 mg/l (BARNES e BLISS, 1983).
No entanto, valores mais elevados devem ser mantidos no tanque de aeração, para
garantir que em pontos de acesso mais difícil do oxigênio, como no interior dos flocos de
lodo ativado, seja mantida uma concentração superior a critica.
No valo de oxidação, o líquido está em circulação, passando um grande número de
vezes (70 a 100 vezes por dia) pelas zonas com aerador e sem aerador (VON SPERLING,
2002).
O comportamento dos valos no que diz respeito à remoção de nitrogênio ocorre
devido ao gradiente de OD e à rápida alternância entre condições aeróbias e anóxicas. A
figura 16 mostra a relação entre a concentração de OD e a nitrificação, em dois valos na
Inglaterra (VON SPERLING, 1993). Durante o período total de amostragem, houve
sucessivas reduções e aumentos na capacidade de nitrificação. As elevações na
concentração de OD implicam na redução da concentração de amônia, e os decréscimos no
OD ocasionam aumentos na concentração de amônia. Sendo observada uma rápida
recuperação da nitrificação após a elevação do OD. Dentro de certa faixa, aumentos na
concentração de OD, mesmo que pequenos, implicaram numa quase imediata redução da
concentração de amônia (VON SPERLING, 2002). A rapidez na recuperação da
nitrificação não pôde ser explicada pela cinética de Monod (VON SPERLING, 1990). É
provável que a frequente alternância entre zonas de alta e baixa concentração ao longo do
percurso do líquido no valo crie condições satisfatórias para um rápido aumento na taxa de
crescimento das bactérias nitrificantes, tão logo a concentração média de OD no tanque (ou
o tamanho das zonas de maior concentração de OD) aumente. Este mesmo comportamento
foi observado em outros valos na Inglaterra (VON SPERLING, 2002).
38
Figura 16 – Relação entre OD e nitrificação em dois valos de oxidação. Fonte:
VON SPERLING, 1993.
As nitratadoras parecem apresentar maior sensibilidade que as nitritadoras para
baixas concentrações de OD (0,5 mg/L) HANKI (1990 apud DERKS, 2007).
Medeiros (2004), trabalhando com reatores de bancada tratando efluentes da
indústria petroquímica, verificou que é tecnicamente viável a operação de um sistema de
lodo ativado com concentrações de até 1 mg/L, sem prejuízo para o desempenho do
sistema quanto á remoção de material orgânico. Quanto às bactérias nitrificantes houve
uma redução de até 37% na taxa específica máxima de crescimento das bactérias
nitritadoras.
Queiroz (2006) estudando a influência da concentração de OD com a finalidade de
acumular nitrito para otimizar a remoção de nitrogênio, verificou que com a limitação de
oxigênio, além de não aumentar o acúmulo de nitrito, ainda reduziu a eficiência de
remoção de nitrogênio amoniacal, porém não houve um controle eficiente da concentração
de OD.
Silva Filho (2009) verificou que através do teste de influência do OD na taxa
específica de crescimento foi possível verificar que à medida que se aumenta o OD, existe
uma tendência de aumento de µm sendo obtido um valor de K0 de 1 mg/L, figura 17.
Silva Filho (2009) obteve o calor de µmax igual a 0,52 d-1, o mesmo valor
encontrado por Derks (2007), com K0 = 0,7, e Medeiros (2004), com K0 = 0,7. Isso o levou
a concluir que o que vária é apenas a taxa específica de crescimento µm, sendo µmax
constante para qualquer configuração ou condição operacional, visto que é uma
característica inerente tão somente a bactéria, não sofrendo influência externa, ao contrário
do que ocorre com µm, que é determinado em função das influências de fatores ambientais
como oxigênio e concentração de substrato disponível.
39
Figura 17 – curvas teóricas experimentais da constante de crescimento específico
(µm) em função da concentração de OD para diferentes valores de K0 e µmax. Fonte: SILVA FILHO, 2009.
Segundo Derks (2007), uma concentração de OD ótima é caracterizada por um
custo operacional reduzido, um desempenho bom e estável do sistema. Concentrações de
OD baixas levam-nos a idade de lodo longa, figura 18, o que demanda um alto custo de
investimento (volume do reator) e custos operacionais (oxigênio para respiração
endógena). Por outro lado, altas concentrações de OD requerem muita energia para a
transferência de oxigênio para o licor misto. Para se chegar a uma concentração de OD
ótima, devem-se levar em consideração outros fatores como: tipo do processo de
estabilização do lodo, custo de energia elétrica.
40
Figura 18 – Idade do lodo mínima em relação à concentração de OD. Fonte:
DERKS, 2007.
Downing (1978) recomenda que a concentração de OD no reator não se reduza para
menos de 0,5 mg/l para que não seja prejudicada ou cessada a nitrificação.
A EPA (1993) recomenda que o OD mínimo de 2,0 mg/l seja especificado, de
forma a evitar problemas com os picos de amônia afluente.
Segundo os resultados obtidos por Derks (2007) e Silva Filho (2009) valores acima
de 1,0 mg/l de OD no reator são recomendados para uma boa nitrificação.
Segundo Rongsayamanont et al. (2010), para valores de OD maiores do que 2,0
mg/l a taxa de crescimento específica das bactérias é constante e se torna máxima. E para
valores de OD abaixo de 2,0 mg/l a nitrificação é limitada pela concentração de oxigênio
dissolvido no reator.
Conforme Figuerola e Erijman (2010) o crescimento e atividade das bactérias
nitrificantes em estações de tratamento de efluentes são influenciados pelos fatores do
processo: temperatura, concentração de amônia/nitrito, concentração de oxigênio, DBO,
pH e a presença de compostos tóxicos. O modo em que os fatores ambientais afetam a
nitrificação biológica irá depender da diversidade e suscetibilidade para condições
ambientais das nitrificantes existentes em cada particular ecossistema.
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41
4. CONCLUSÃO
O estudo realizado por revisão bibliográfica verificou a influência de fatores
ambientais na nitrificação, que afetam a taxa de crescimento dos organismos nitrificantes e
consequentemente a taxa de oxidação da amônia, isto é, a redução da concentração de
nitrogênio amoniacal no efluente. Os fatores estudados foram: temperatura, pH,
concentração de oxigênio dissolvido.
Segundo os estudos realizados da influência do pH no processo de nitrificação,
pode-se concluir que embora os valores recomendados para um bom desempenho na
nitrificação variem para cada trabalho realizado, os valores apresentados são próximos uns
dos outros, sendo coerentes entre si os resultados obtidos por vários pesquisadores,
situando-se em uma faixa de valores recomendada para o pH, entre 7,0 e 8,5.
A temperatura possui importante influência sobre a taxa específica de crescimento
máxima (µm) das bactérias nitritadoras e nitratadoras. De acordo com os trabalhos
analisados pode-se concluir que a faixa de valores em que tanto as bactérias nitrificantes e
nitratadoras apresentam suas respectivas taxas de crescimento máximas se encontra entre
25ºC e 36ºC conforme recomendado por Von Sperling (2002).
Foi verificada a influencia na nitrificação da concentração de oxigênio dissolvido
no meio. Na literatura, embora não exista um exato consenso sobre a concentração mínima
requerida para a realização da nitrificação, o nível de OD não deve ser menor do que 2,0
mg L-1 para que a taxa de crescimento específica das bactérias seja constante e máxima
para obtenção de taxas ótimas de nitrificação.
A relação entre a temperatura e a solubilidade do oxigênio na água traz uma
interferência nos resultados obtidos no estudo da influência da temperatura na nitrificação,
devido ao aumento de temperatura diminuir a concentração de OD no meio o que
conforme já exposto afeta o processo de nitrificação.
E foram verificados os efeitos na nitrificação para quando se trabalha fora da faixa
de valores recomendados para o pH, temperatura e oxigênio dissolvido no meio reacional,
implicando em uma inibição do processo de nitrificação ou até mesmo na interrupção
permanente do processo.
O conhecimento da influência do pH, temperatura e concentração de oxigênio do
meio em que ocorre a nitrificação, possibilita a utilização de uma faixa de valores
adequados para operação do sistema. Sendo de vital importância para a estabilidade da
42
nitrificação e consequentemente da redução do nitrogênio amoniacal no sistema de lodos
ativados da estação de tratamento de efluentes.
43
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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