Chemistry">
Pantoja Filho
Pantoja Filho
Pantoja Filho
VERSÃO CORRIGIDA
São Carlos
2011
1
2
Jorge Luis Rodrigues Pantoja Filho
São Carlos
2011
3
4
5
6
7
8
Para toda minha família:
Obrigado pelo apoio e pela generosidade.
9
10
AGRADECIMENTOS
Aos Professores Marcelo Zaiat e José Alberto Domingues Rodrigues pela participação na banca
Aos colegas do Laboratório de Processos Biológicos, em especial aos amigos Theo Souza,
Ao Instituto de Física de São Carlos, representado aqui pela pessoa do Sr. Nelson Gallo, pelas
À Dra. Eloiza Pozzi e à doutoranda Débora Fonseca pela ajuda com as análises
microbiológicas.
À Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo por ser um centro de
excelência acadêmica e proporcionar aos seus alunos condições para a aquisição do conhecimento.
À todos aqueles que, de forma direta ou indireta, contribuíram para que este trabalho tenha sido
realizado.
intelectual da humanidade.
11
12
“The beautiful thing about learning is that
nobody can take it away from you.”
B. B. King
13
14
RESUMO
O presente trabalho apresenta o Reator Aeróbio-Anóxico de Leito Fixo (RAALF), constituído de duas
câmaras sobrepostas, como uma alternativa ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios com
vistas à remoção de matéria orgânica carbonácea e nitrogênio. Como material suporte, foram utilizados
cubos de espuma de poliuretano com aresta de 5 mm. Foram realizados ensaios de caracterização
hidrodinâmica no RAALF para obtenção do padrão de escoamento. Também foi verificada a
viabilidade da utilização de biogás como doador de elétrons para a desnitrificação. Avaliou-se a
influência da variação do tempo de detenção hidráulica e da diferente composição e concentração
biogás do nos processos. O RAALF foi operado a uma temperatura de 30±2°C. Os resultados obtidos a
partir dos estudos hidrodinâmicos indicaram que o escoamento do reator tende a pistonado. A nova
configuração de reator permitiu a ocorrência dos processos de interesse, seja remoção de matéria
orgânica carbonácea (com eficiências de até 98%), seja remoção de nitrogênio via nitrificação-
desnitrificação (com eficiências acima de 90%). A utilização de biogás na desnitrificação mostrou-se
viável e a taxa de desnitrificação foi maior na sub-condição 2.2 (média de 178±43 g-N m-3 dia-1), etapa
na qual o doador sulfeto de hidrogênio foi fornecido em alta concentração (50 gm³). Foi possível
detectar intermediário (metanol) a partir da oxidação parcial do metano, ainda que de forma
inconstante. Resultados de atividade desnitrificante e número mais provável evidenciaram a
coexistência da desnitrificação autotrófica e heterotrófica na câmara anóxica. O reator mostrou
capacidade adicional como um sistema de tratamento de gases, atingindo eficiência de remoção de
100% para o H2S e acima de 60% para o CH4. De maneira geral, os resultados demonstram o potencial
do RAALF como alternativa para pós-tratamento de esgoto sanitário de efluentes de reatores
anaeróbios.
15
ABSTRACT
PANTOJA FILHO, J.L.R. (2011) Removal of Carbonaceous Organic Matter and Nitrogen in an
Aerobic-Anoxic Fix Bed Reactor (AAFBR) Applied to the Tertiary Treatment of Domestic
Wastewater. Ph.D. Thesis – Sao Carlos School of Engineering, University of Sao Paulo, São Carlos,
2011.
This work presents the Aerobic-Anoxic Fix Bed Reactor (AAFBR), with superimposed chambers, as
an alternative concerning the post-treatment of anaerobic reactors effluents aiming the removal of
carbonaceous organic matter and nitrogen. Polyurethane foam cubic matrices (5 mm) were used
packing material. Hydrodynamic essays were carried out in order to obtain the flow pattern and to
verify the influence of air bubbles on the behavior of liquid flow. The hydrogen sulfide and methane
(synthetic biogas) were evaluated as electron donors to denitrification. The influence of both hydraulic
retention time (down-flow velocity) and the concentration of gases from the synthetic mixture were
evaluated. The main performance parameters were evaluated by the hand of physico-chemical
analysis, besides the observation of the microorganisms involved in the processes. AAFBR was
operated under a temperature of 30±2°C. The innovative reactor configuration enabled the occurrence
of the processes aimed, such as carbonaceous organic matter removal (efficiencies higher than 90%),
or nitrogen via nitrification-denitrification (efficiencies higher than 90%). Denitrification rates
(178±43 g-N m-3 dia-1) were higher during the condition 2.2, in which high concentrations of hydrogen
sulfide (50 gm³) were applied into the reactor. Methanol was the only intermediate detected from the
partial oxidation of methane. Results obtained from the denitrifying activity and most probable number
indicated the coexistence of both autotrophic and heterotrophic denitrification in the anoxic chamber.
AAFBR showed additional ability as gas removal system, achieving global removal efficiencies of
100% for H2S and above 60% for CH4. Overall, the results showed that AAFBR has potential to be
used as an alternative for the tertiary treatment of wastewater.
16
LISTA DE FIGURAS
17
câmara aeróbia e é oxidado pelos organismos autotróficos aeróbios, evidenciando a atuação da câmara
aeróbia como componente “polidor” no tratamento do biogás. ........................................................... 102
Figura 27: Comportamento das formas de enxofre - Condição 2 ........................................................ 104
Figura 28: Perfis espaciais de concentração de sulfato – Condição 2 Aer: câmara aeróbia; Int: câmara
intermediária; An: câmara anóxica....................................................................................................... 107
Figura 29: Oxidação anaeróbia do metano associada à desnitrificação ............................................... 108
Figura 30: Valores de concentração espaço-temporal de metanol na sub-condição 2.2 ...................... 109
Figura 31: Amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara aeróbia - Condição 2................... 111
Figura 32: Amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara anóxica - Condição 2. ................. 112
Figura 33: Dinâmica da DQOtotal - Condição 3 .................................................................................... 115
Figura 34: Perfil espacial de DQO – Condição 3 ................................................................................. 115
Figura 35: Dinâmica do N-NH4+ - Condição 3 ................................................................................... 116
Figura 36: Dinâmica do nitrato - Condição 3....................................................................................... 117
Figura 37: Perfil espacial de OD – Condição 3.................................................................................... 118
Figura 38: Perfil espacial do potencial de óxido-redução (pOR) – Condição 3................................... 119
Figura 39: Perfil espacial de concentração de sulfato (Condição 3) .................................................... 121
Figura 40: Morfologias observadas a partir de amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara
aeróbia - Condição 3............................................................................................................................. 122
Figura 41: Amostras retiradas do topo e da base da câmara anóxica - Condição 3. ............................ 123
Figura 42: Comportamento da taxa de desnitrificação - Condição 2 ................................................... 125
Figura 43: Comportamento da taxa de desnitrificação - Condição 3 ................................................... 126
Figura 44: Eficiência de remoção dos gases sulfeto de hidrogênio e metano - Condição 2 ................ 127
Figura 45: Eficiência de remoção dos gases sulfeto de hidrogênio e metano - Condição 3 ................ 128
Figura 46: Balanço de massa para os compostos de nitrogênio durante a condição 2 de operação do 130
Figura 47: Balanço de massa para os compostos de nitrogênio durante a condição 3 de operação do
RAALF. ................................................................................................................................................ 131
18
LISTA DE TABELAS
19
20
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS
D Diâmetro [L]
21
θ Tempo (adimensional)
pH Potencial hidrogeniônico
22
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO 01
2. OBJETIVOS 07
3. REVISÃO DE LITERATURA 11
3.2.1 Nitrificação 13
3.2.2 Desnitrificação 16
3.2.2.2.2 Metano 20
4 MATERIAL E MÉTODOS 35
23
4.1.4 Doadores de elétrons para a desnitrificação 40
4.2.3 Monitoramento 47
24
4.2.6.2.1 Microscopia ótica 58
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO 63
5.1.1 Curvas-resposta 63
25
5.2.2.5 Dinâmica da desnitrificação com biogás 101
6 CONCLUSÕES 139
7 RECOMENDAÇÕES 145
26
1
1 Introdução
descobrir uma pedrinha mais lisa ou uma concha mais bonita que as outras, enquanto o
imenso oceano da verdade continua misterioso diante de meus olhos.”
Isaac Newton
2
3
É consenso que a realidade social, econômica e ambiental dos países subdesenvolvidos exige o
Por suprir essas necessidades, a utilização de reatores anaeróbios para o tratamento de esgotos
várias estações em operação, bem como diversos estudos acerca de sistemas que utilizam essa
tecnologia. Em outras palavras, reatores anaeróbios são alternativas viáveis para o tratamento de
esgotos sanitários dadas as suas vantagens econômicas associadas à sua facilidade operacional e o
Embora os reatores anaeróbios possuam vantagens bem conhecidas, alguns aspectos negativos
ainda são atribuídos aos mesmos, tais como a possibilidade de emanação de maus odores, a baixa
Segue-se que a qualidade do efluente produzido por esses reatores não se enquadra nos padrões
estabelecidos por legislações ambientais, uma vez que o processo anaeróbio é intrinsecamente limitado
sob o ponto de vista bioquímico. Portanto, em sistemas baseados neste processo, ocorre apenas a
remoção parcial de matéria orgânica carbonácea, compostos nitrogenados, compostos de fósforo, etc.
No intuito de contribuir para a solução desse problema, principalmente com relação à presença
de matéria nitrogenada nos efluentes de reatores anaeróbios, alternativas de pós-tratamento têm sido
estudadas, tais como: sistemas de lodos ativados, disposição controlada no solo, dentre diversos outros.
que possuem potencial para produzir efluentes com boa qualidade sob o ponto de vista da conversão de
Sabe-se que reatores de leito fixo podem garantir tempos de retenção celular elevados,
operacionais para garantir a eficiência do processo, ainda são incipientemente abordados na literatura
A remoção biológica de nitrogênio é realizada por meio de duas etapas seqüenciais principais: a
porque, nesse estágio, a matéria orgânica que poderia ser utilizada na mesma já foi removida. Com o
intuito de preencher esta lacuna, diversas pesquisas vêm abordando a utilização de doadores de
compostos de enxofre como doadores de interesse, visto que são produzidos durante a digestão
anaeróbia, o que provocaria a integração do sistema, tanto em fase líquida quanto em fase gasosa. Essa
uma nova etapa de desenvolvimento resultaria, ainda, na minimização da geração de resíduos através
do seu aproveitamento. Ademais, sabe-se que a emanação de maus odores e o lançamento de gases
potenciais para o efeito estufa são problemas comumente enfrentados em estações de tratamento de
efluentes que utilizam reatores anaeróbios, os quais poderiam ser mitigados com base na estratégia de
integração.
Entretanto, os desafios nesse sentido ainda são grandes. As incertezas sobre as possíveis
interações destes processos em reatores de diferentes escalas sugerem que mais estudos neste sentido
devem ser realizados visando ao aprofundamento do conhecimento para que, desta forma, sejam
Com base em alguns resultados publicados sobre o tema, é evidente que a utilização dos
compostos presentes no biogás gerado no tratamento anaeróbio (CH4 e/ou H2S) na desnitrificação
apresenta-se como alternativa promissora. Porém, por se tratar de tópico relativamente recente de
5
investigação, devem ser aprimorados estudos que permitam um maior conhecimento dos processos que
Com vista a possibilitar a melhor interação desses processos e com base nas vantagens bem
conhecidas dos reatores de leito fixo aplicados ao tratamento secundário de efluentes, neste trabalho é
proposta uma nova configuração de reator para o polimento de efluentes de reatores anaeróbios: o
Reator Aeróbio-Anóxico de Leito Fixo (RAALF) - com fluxo descendente da fase líquida e ascendente
da fase gasosa.
RAALF pode constituir-se em alternativa aos sistemas existentes, por apresentar simplicidade
operacional e redução dos custos devido a utilização do biogás produzido pelo reator de montante
(doador de elétrons para a desnitrificação). Além disso, possibilita a ocorrência de diferentes condições
ambientais favoráveis aos diversos processos bioquímicos de interesse em uma única unidade,
exigindo menor área para instalação, uma vez que é composto por duas câmaras sobrepostas.
6
7
2 Objetivos
descendente, em escala de bancada, com relação à remoção de matéria orgânica e conversão da matéria
sanitário.
3 Revisão de Literatura
“Circulando ao redor da terra em minha nave espacial eu notei quanto é bonito nosso
planeta. Pessoas do mundo, cuidem dele e façam ele permanecer bonito, não o
destruam.”
Yuri Gagarin
12
13
3.1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS
Considerando-se a extensa abrangência deste trabalho, com relação aos tipos de reatores e
processos envolvidos, associado ao fato de que atualmente existem diversos trabalhos relevantes e de
alto nível sobre o processo em si, bem como a configuração de reatores, não será abordada a questão
Sendo assim, este capítulo foi direcionado para os processos de nitrificação e desnitrificação.
Além disso, para facilitar a compreensão e a temática que é objeto de pesquisa deste trabalho,
introduzem-se conceitos e definições, assim como se apresentam resultados de alguns dos estudos mais
processos biológicos que levam à formação de gás dinitrogênio (N2) como produto final, o qual é uma
3.2.1 NITRIFICAÇÃO
NH4+, Amônia: NH3, além do nitrito: NO2-). Assim, a amônia é oxidada em duas etapas pelos
oxidação do nitrito a nitrato, nitratação, é realizada pelas Nitrobacter (Nitrobacter agilis), Nitrococcus,
obrigatórios, que utilizam preferencialmente o dióxido de carbono (CO2) como fonte de carbono. A
−
2 NH 3 + 3O 2 → 2 NO2 + 3H + + 2H 2 O
ΔG0 = -384 kJ
Equação 1
− −
2 NO2 + O2 → 2 NO3
ΔG0 = -152 kJ
Equação 2
−
NH 3 + 2O 2 → NO3 + H 2 O + H +
ΔG0 = -268 kJ
Equação 3
oxigênio pode ser descrito por simples relações estequiométricas (Henze et al., 1997), de onde se
observa que para cada mol de nitrogênio amoniacal (NH4+) convertido, uma quantidade significativa
15
de oxigênio (O2) é requerida, e uma quantidade importante alcalinidade (HCO3-) é consumida
−
NH 4+ + 1,83O2 + 1,98 HCO3− → 0,98 NO3 + 1,041H 2 O + 0,021C 5 H 7 NO2 + 1,88 H 2 CO3
Equação 4
acima de 2 mg L-1. Por outro lado, se a concentração de OD for inferior a 0,5 mg L-1, a velocidade de
nitrificação é drasticamente reduzida e o processo pode ser interrompido (Surampalli et al., 1997).
Diversos autores indicam que a faixa ótima de temperatura para o crescimento de bactérias
nitrificantes encontra-se entre 30°C e 35°C. Observa-se baixo ou nulo crescimento de bactérias
nitrificantes sob temperaturas de 4oC (Henze et al., 1997). Deve ser observado ainda que existem
O substrato também pode inibir as bactérias, em função de sua concentração e do meio em que
elas se encontram. Geralmente, as bactérias do gênero Nitrosomonas são consideradas mais sensíveis
orgânicas e inorgânicas podem inibir o processo de nitrificação (Barnes e Bliss, 1983). Algumas
substâncias, como os compostos de enxofre, fenóis e cianetos podem causar inibição relativamente
carbono, disponibilizam amônia em excesso para nitrificação. Para altas relações C/N, o processo de
nitrificação é inibido pelo excesso de carbono orgânico e a concentração de nitrato diminui, chegando
A desnitrificação compreende a última etapa para a remoção de nitrogênio por via biológica,
sendo representada pela redução do nitrato (NO3-) a gás dinitrogênio (N2). Esta conversão possui
muitos intermediários, tais quais ácido nitroso (HNO2), monóxido de nitrogênio (NO) e óxido nitroso
(N2O). É um processo que requer doador de elétrons, o qual pode ser material orgânico ou composto
reduzido.
temperatura, pH, concentração de OD, natureza da fonte de carbono, concentração de nitrato, tempo de
nutrientes, portanto a maior parte da matéria orgânica que poderia ser utilizada no processo já foi
removida. Por este motivo, torna-se necessária a adição de um doador de elétrons, seja ele interno (ex:
esgoto bruto) ou externo (ex: metanol ou etanol). Alguns exemplos de reações envolvidas na
Equação 5
17
8NO3-+ 2,5CH3COOH → N2 + 2CO2 + 8HCO3-+ 6H2O [ácido acético]
Equação 6
pela adição de fontes de carbono externas, como etanol (Chang et al., 1992), metanol (Nyberg et al.
1992) (Equação 5), e ácido acético (Almeida et al., 1995) (Equação 6), por exemplo. Todavia, a maior
desvantagem da utilização de uma fonte externa de carbono é o custo extra de produtos químicos, bem
Uma alternativa para minimizar os custos resultantes do uso de doadores de elétrons externos é
o uso de fontes oriundas de estágios anteriores à etapa de pós-tratamento. Sendo assim, os gases
compostos sulfurosos inorgânicos tais como: sulfeto, enxofre, tiosulfato e sulfito, com utilização do
nitrato como aceptor de elétrons, o qual é finalmente reduzido a gás nitrogênio (Zhang e Lampe, 1999;
Kim et al., 2004; Moon et al., 2004; Madigan e Martinko, 2006; Tang et al., 2009).
Espécies como o Thiobacillus thioparus conseguem apenas reduzir nitrato a nitrito, enquanto
outras podem realizar a redução completa de nitrato a nitrogênio gasoso. Thiobacillus denitrificans e
Thiomicrospira denitrificans são duas espécies de bactérias conhecidas como sendo obrigatoriamente
versutus e Paracoccus denitrificans são menos eficientes no crescimento anaeróbio, sendo que as duas
últimas perdem a sua capacidade de oxidar o sulfeto sob condições anaeróbias. Sabe-se também que o
gênero Beggiatoa é dependente de sulfeto para realizar a redução do nitrato a gás nitrogênio (Sweerts
et al., 1990).
residuária pobre em doadores de elétrons (Kuai e Verstraete, 1999; Hasegawa et al, 2004; Gadekar et
al., 2006; Sierra-Alvarez et al., 2007), assim como para a remoção de sulfeto de hidrogênio do biogás
Neste processo, o nitrito pode substituir o nitrato como aceptor de elétrons para remover o
sulfeto (Kleerebezem e Mendez, 2002). A bioxidação de sulfeto para enxofre ou sulfato na presença de
nitrato e nitrito (condições anóxicas) pode ocorrer de acordo com as reações fornecidas a seguir (Li et
5S 2 − + 2 NO3− + 12 H + ⎯
⎯→ 5S + N 2 + 6H 2 O
ΔG0´ = -955 Kj
Equação 7
5S 2 − + 8 NO3− + 8H + ⎯
⎯→ 5SO42 − + 4N 2 + 4H 2 O
ΔG0´ = -3693 Kj
Equação 8
19
3S 2 − + 2 NO2− + 8H + ⎯
⎯→ 3S + N 2 + 4H 2 O
ΔG0´ = -917 Kj
Equação 9
3S 2 − + 8 NO2− + 8H + ⎯
⎯→ 3SO42 − + 4N 2 + 4H 2 O
ΔG0´ = -2944 Kj
Equação 10
preferencialmente com a redução do oxigênio, o que indica que a desnitrificação usando sulfeto de
hidrogênio (H2S) como doador de elétrons ocorre só para níveis de oxigênio inferiores a 1 mg L-
1
(Sublette et al., 1998).
elétrons. A atividade metabólica do processo foi consideravelmente maior com o uso de tiossulfato em
comparação com os outros compostos. Foi observada a completa oxidação de sulfeto a sulfato quando
Quando as concentrações de nitrato foram limitantes, ocorreu somente oxidação parcial de sulfeto a
sulfo-oxidação depende fortemente dos compostos inorgânicos de enxofre utilizados como doadores
de elétrons.
usando sulfeto como doador de elétrons no tratamento de efluentes de reatores anaeróbios nitrificados
estequiométrica baseada nas reações químicas correspondentes, isto e, quando foi aplicado sulfeto em
excesso. Os resultados mostraram que a oxidação total ou parcial dos compostos de enxofre no
processo depende da relação N/S, e a velocidade de consumo de nitrato foi maior que a de nitrito.
na mistura do efluente sintético nitrificado a efluente de reator anaeróbio tratando água residuária de
abatedouro de aves, e o único receptor de elétrons aplicado foi nitrato. Neste caso, foi constatada
entretanto, houve limitação a transferência de massa intraparticular e na fase liquida, fato que
elementar como opções promissoras são necessários mais estudos para o melhor entendimento dos
3.2.2.2.2 Metano
O metano surge como uma alternativa barata e prontamente disponível para a desnitrificação
uma vez que é produzido durante a digestão anaeróbia na etapa de metanogênese. Todavia, poucos
estudos sobre a utilização do metano no processo de desnitrificação têm sido realizados sendo que um
dos motivos é de alguns dos primeiros estudos sobre este tema (Harremoes e Christensen, 1971;
diverso capaz de utilizar compostos reduzidos de um carbono, tais com metanol e metano, para seu
nitrato e, em alguns casos, nitrito como fonte de nitrogênio, e muitas delas podem fixar nitrogênio.
Existem bactérias metanotróficas capazes de reduzir de uma forma dissimilativa nitrato a nitrito e
Ressalta-se que pesquisas realizadas até o momento apontam para a não existência de
resultados definitivos no que tange ao enriquecimento de culturas com metano, sob condições anóxicas
ou anaeróbias.
pela enzima mono-oxigenase (Mason, 1977) talvez seja o único indicativo favorável nas pesquisas
suportam a hipótese de que o metano possa ser, de fato, utilizado como fonte de carbono sob tais
condições.
grupos de microrganismos que podem utilizar o metano de forma anóxica já foram descobertas,
entretanto estes microrganismos ainda não foram encontrados na natureza (Sollo et al., 1976; Mason ,
1977; Valentine, 2002; Strous e Jetten, 2004; Knowles, 2005; Shima e Thauer, 2005; Raghoebarsing et
al., 2006). As equações sugeridas para o processo são a que seguem (Equação 11 e Equação 12):
5CH 4 + 8 NO3− + 8H + ⎯
⎯→ 5CO2 + 4N 2 + 14 H 2 O
Equação 11
3CH 4 + 8 NO2− + 8H + ⎯
⎯→ 3CO2 + 4N 2 + 10 H 2 O
Equação 12
22
Como a oxidação anaeróbia do metano associada à desnitrificação é possível na teoria, tanto
sob o ponto de vista termodinâmico quando bioquímico (por meio da metanogênese reversa - Kruger
et al., 2003 e Hallam et al., 2004), tais microrganismos podem de fato existir e consequentemente
nossa compreensão do ciclo biogeoquímico do metano pode estar incompleta. A falta de evidência
seja tão surpreendente, porque este processo seria esperado que ocorresse na natureza próximo da
demonstrada por Werner e Kaiser (1991). Neste caso, dois grupos de bactérias estão envolvidos:
conforme as etapas a seguir (Equação 13), sendo que a oxidação do metano a metanol é catalisada pela
enzima mono-xigenase, enquanto que outras oxidações são catalisadas pela dehidrogenase:
CH 4 + O 2 + 2H + ⎯
⎯→ H 2 O + CH 3 OH ⎯1⎯ ⎯→ CO 2 + 2H 2 O
, 5 O2
↓6 /5 NO 3
3 / 5N 2 + 7 / 5H 2 O + 6 / 5OH − + CO2
Equação 13
Nota-se que o oxigênio é necessário para que a produção do metanol ocorra. Portanto,
condições estritamente anóxicas são contraprodutivas neste caso. Por outro lado, se o oxigênio estiver
em excesso ocorrerá a oxidação completa do metano a dióxido de carbono e água (Teixeira et al.,
CH 4 + 2O2 ⎯
⎯→ CO2 + 2 H 2 O
Equação 14
23
Thalasso et al. (1997) avaliaram a desnitrificação de água residuária com o metano como
única fonte de carbono, sob condições anóxica e aeróbia. Sob condições anóxicas, a desnitrificação
não foi significativa. Porém, na presença de oxigênio a desnitrificação foi bem sucedida e dependeu
da pressão parcial do oxigênio, todavia não ficou bem esclarecida a influência do oxigênio para o
Rajapakse e Scutt (1999) estudaram a desnitrificação em um reator com filme fixo, testando
diferentes tipos de material suporte, com cultura desnitrificante composta de bactérias metilotróficas, e
gás natural (95% metano) como fonte de carbono. Foi confirmada a viabilidade do uso de gás natural
para desnitrificação, quando são mantidas dentro do reator condições aeróbias e anaeróbias. Segundo
Costa et al. (2000) estudaram a desnitrificação em um reator de leito fixo e utilizando gás
metano como doador de elétrons, sob duas condições: presença e limitação de oxigênio, para
composto produzido pelas metanotróficas durante crescimento, sob concentração limitada de oxigênio,
Eisentraeger et al. (2001) avaliaram o uso de metano para a desnitrificação in situ de aquíferos.
Como a oxidação do metano não ocorreu na ausência de oxigênio, os autores sugerem que a
onde as bactérias metanotróficas aeróbias produzem metabólitos, que são usados em condições
anóxicas como doadores de hidrogênio pelas bactérias não metanotróficas, as quais foram capazes de
batelada, tendo etanol, metanol e gás metano como doadores de elétrons. No estudo, apesar de o
metano não ter sido tão eficiente como doador de elétrons quanto os demais, a desnitrificação foi
alcançada com sucesso, tendo sido detectado que a resistência à transferência de massa exerce grande
24
influência sobre o processo, pois, para o metano estar disponível à biomassa, deve estar dissolvido na
massa líquida.
submetido a períodos aeróbios e anóxicos. Metano foi adicionado como doador de elétrons na etapa
desnitrificante nos períodos anóxicos. Foram testadas diferentes condições operacionais e nutricionais
diminuir o consumo de material endógeno, a biomassa foi imobilizada em material suporte (espuma de
poliuretano) e os períodos aeróbios e anóxicos foram diminuídos para 3 horas cada (etapa 3) e
posteriormente, 0,5 h e 1,5 h (etapa 4). Nesta última etapa, as maiores eficiências de remoção de
nitrogênio, (~35%) foram verificadas somente nos primeiros dias de operação. O processo de
desnitrificação utilizando metano como doador de elétrons também foi estudado sob condições
anóxicas tendo nitrato e, posteriormente, nitrito como fontes de nitrogênio oxidadas. Nesses
Cabe ainda ressaltar que, recentemente, uma ampla gama de novos processos biológicos tem
sido investigada em laboratório, tais como: oxidação anaeróbia da amônia (Annamox) (Strous et al.,
1999; Kuenen e Jetten, 2001; Kuypers et al., 2003), desnitrificação por bactérias nitrificantes
autotróficas (Bock et al., 1995; Bock et al., 1998), nitrificação e desnitrificação simultâneas
(Tchobanoglous et al., 2003; Nielson t al., 2004; Hwang et al., 2005), desnitrificação aeróbia
(Robertson e Kuenen, 1984; Lloyd, 1993) e nitrificação heterotrófica (Focht e Chang, 1975).
Estes processos podem explicar perdas de nitrogênio ainda não esclarecidas nos sistemas de
tratamento de esgoto.
25
3.3. REATORES DE LEITO-FIXO APLICADOS AO PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES
orgânica pode ser seguida de uma alternativa para nitrificação combinada com qualquer unidade para
pesquisas relatadas na literatura que têm como proposta reatores combinados anaeróbios-aeróbios ou
reatores anaeróbios como, por exemplo, UASB, Anaerobic Sequencing Batch Reactor (ASBR) ou
Reator anaeróbio horizontal de leito fixo (RAHLF) seguidos de reatores aeróbios como Filtro Aerado
Submerso, Filtro Aerado, Rotating Biological Contactors (RBC), Lodos Ativados e Sequencing Batch
Reactor (SBR) têm apresentado bons resultados. Há, ainda, pesquisas que visam adaptar reatores em
escala real para alternarem fases aeróbias e anaeróbias em um único reator, com objetivo primário de
Garbossa (2006) avaliou duas configurações diferentes de reatores com biomassa imobilizada
em matrizes cúbicas de poliuretano: a) Reator Misto Radial de Leito Fixo (RMRLF), utilizado para o
utilizado no pós-tratamento de efluente de reator UASB tratando esgoto sanitário. Ambos os reatores
foram operados à temperatura ambiente, na faixa mesofílica. Os valores de DQO no efluente do reator
mantiveram média inferior a 50 mg L-1. A remoção de N–NO3- aumentou em 75% após o início do
fornecimento do H2S por meio da injeção de biogás no RMRLF. Os valores de DQO no efluente, em
média, foram inferiores a 70 mg L-1 e a remoção de nitrato foi incrementada em quase 90% após o
portanto, o potencial destes reatores como alternativa para o tratamento e pós-tratamento de esgoto
elétrons para desnitrificação em uma configuração alternativa de filtro biológico percolador, intitulada
mudanças no projeto da interface entre os compartimentos aeróbio e anóxico para evitar o acúmulo de
biomassa no local. A configuração de leito fixo ofereceu condições favoráveis para a aderência e
conversão de nitrogênio amoniacal, sendo que o efluente final apresentou, em média, concentração
oxigênio dissolvido, e foram obtidas concentrações de nitrato inferiores a 10 mg L-1. A autora ressaltou
compartimento desnitrificante deveriam ser mantidas. A autora demonstrou que a utilização de biogás
(CH4 e H2S) como doador de elétrons para desnitrificação em filtro biológico de dois compartimentos
pode ser viável e eficiente. Entretanto, a despeito de o CH4 ter sido o principal constituinte do biogás,
não foi possível confirmar sua efetiva utilização no processo de desnitrificação. Por outro lado foi
possível constatar a oxidação do H2S a sulfato, o que demonstrou a capacidade adicional do reator no
tratamento de biogás.
Souza (2011) avaliou a desnitrificação autotrófica usando sulfeto como doador de elétrons para
bancada tratando esgoto sintético e em escala piloto tratando esgoto real. A ocorrência da
desnitrificação autotrófica foi detectada no sistema de reatores em bancada, e houve indícios de sua
presença no sistema em escala piloto. Tanto no sistema de bancada quando no piloto foi possível a
remoção global de nitrogênio de, em média, 40% apenas com doadores de elétrons endógenos, através
da nitrificação de 40 a 60% da vazão total e posterior mistura com a fração não-nitrificada. A perda de
sulfeto nos reservatórios intermediários do sistema de reatores da segunda etapa foi considerada um
obstáculo ao processo, que foi solucionado com a nova configuração proposta na terceira etapa e
27
aplicada em escala piloto. Embora a gama variada de processos possíveis em seu interior não tenha
sido completamente elucidada, o sistema piloto promoveu tratamento secundário e terciário de esgoto
sanitário, com remoção de nitrogênio e atendimento aos padrões de emissão deste parâmetro. Os
resultados obtidos na pesquisa mostraram que o processo é versátil e pode coexistir com outros
sendo fluxo da fase gasosa (ar e biogás) do tipo ascendente e o da fase líquida (esgoto) descendente.
tempo de residência do líquido, a partir do qual pode se obter o grau de mistura, dentre outras
informações importantes, tais como: zonas mortas, caminhos preferenciais e recirculação interna. As
De acordo com Von Sperling (2006) em um fluxo do tipo pistão ideal o escoamento do fluido
ocorre de forma ordenada através do reator, ou seja, não há mistura ou difusão ao longo do caminho de
escoamento. Por outro lado, se a concentração de qualquer parâmetro for igual em qualquer ponto do
A maneira mais comum de realizar o estudo hidrodinâmico é através de testes com traçadores,
que podem ser compostos químicos radioativos, fluorescentes, ionizáveis e corantes, dentre outros.
28
Esses traçadores são utilizados em ensaios de estímulo-resposta, os quais fornecem curvas cuja análise
nos permite verificar de qual tipo de modelo de escoamento o sistema estudado se aproxima.
de leito fixo, sendo os principais a velocidade de escoamento, a velocidade das bolhas de gás, e as
residuárias têm sido importantes, entretanto ainda existem aspectos que necessitam de
aprofundamento. Conforme observado com base na revisão da literatura, são muitas as variáveis
Através dos trabalhos da revisão é possível observar que sistemas com biofilme têm, entre
biológicos. Esta habilidade torna esse tipo de sistema atrativo, quando se querem propor alternativas
Portanto, reatores de leito fixo apresentam-se como alternativas viáveis, embora certas
condições ecológicas e hidráulicas devam ser mantidas para evitar inibição dos processos bioquímicos.
presente no biogás gerado no tratamento anaeróbio, como fonte externa de carbono para a
desnitrificação, apresenta-se como uma alternativa promissora, porém, por se tratar de técnica recente,
devem ser aprimorados estudos que permitam um maior conhecimento dos processos que ali ocorrem
Almeida J. S., Julio S. M., Reis M. A. M., and Carrondo M. J. T. (1995) Nitrite inhibition of
denitrification by confirms the results found in the study of the specific Pseudomonasfluorescens.
Biotechnology and Bioengineering 46, 194-201.
Anthony, C. (1982) The Biochemistry of Methylotrophs. Academic press, London, 350p.
Barlindhaug J.; Odegaard H. (1996) Thermal hydrolysate as a carbon source for
denitrification. Water Science and Technology 33, 99-108
Barnes, D.; Bliss, P. J. (1983) Biological control nitrogen in wastewater treatment. E. & F. N.
Spon, Cambridge, Great Britain. 192p.
Beristain-Cardoso, R.; Sierra-Avarez, R.; Rowlette, P.; Flore, E.R.; Gomez, J.; Field, J.A.
(2006) Sulfide oxiodation under chemiolitrothopic denitrifying conditions. Biotechnology and
Bioengineering. 95(6), 1148-1157.
Bock, E.; Schmidt, I.; Stuven, R.; Zart, D. (1995) Nitrogen loss caused by denitrifying
Nitrosomonas cells using ammonium or hydrogen as electron donors and nitrite as electron acceptor.
Archives of Microbiology. 163,16–20.
Bock, E.; Wilderer, P.A.; Freitag, A. (1998) Growth of Nitrobacter in the absence of dissolved
oxygen. Water Research. 22, 245–250.
Callado, N.H. (2001) Reatores seqüenciais em batelada em sistema anaeróbio/aeróbio
tratando esgoto sanitário sintético e com a remoção de nutrientes. Tese (Doutorado) – Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.
Chang J.; Erb. M.; Manem J. (1992) Membrane must be as high as possible. An economic
study must bioreactor for denitrification of potable water. Membrane Processes 6 (21), 103-108.
Costa, C.; Dijkema, C.; Friedrich, M.; García-Encina, P.; Fernández-Polanco, F.; Stams, A.J.
(2000) Denitrification with methane as electron donor in oxygen-limited bioreactors. Applied
microbiology and biotechnology. 53, 754-762.
Cuba, R.M.F. (2008) Utilização do metano como doador de elétrons para remoção de
nitrogênio via nitrificação e desnitrificação em reator operado em bateladas seqüenciais. Tese
(Doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos
Davies, T. R. (1973) Isolation of bacteria capable of utilizing methane as a hydrogen donor in
the process of denitrification. Water Research. 7, 575-579.
Eisentraeger, A.; Klag, P.; Vansbotter, B.; Heymann, E.; Dott, W. (2001) Denitrification of
groundwater with methane as sole hydrogen donor. Water Research. 35(9), 2261-2267.
Focht, D.D.; Chang A.C. (1975) Nitrification and denitrification processes related to waste
water treatment. Advances Applied Microbiology 19, 153–186.
30
Gadekar, S.; Nemati, M.; Hill, G.A. (2006) Batch and continuous biooxidation of sulphide by
Thiomicrospira sp. CVO: reaction kinetics and stoichiometry. Water Research. 40, 2436–2446.
Garbossa, L.H.P. (2006) Avaliação de Sistemas Anaeróbio-Aeróbio com Biomassa Imobilizada
para Remoção de Matéria Carbonácea e Nitrogênio de Esgoto Sanitário e uso do Biogás na
Desnitrificação. Tese (Doutorado), Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo,
São Carlos.
Gavazza, S. (2003). Utilização de metanol, etanol e metano como doadores de eletrons para a
desnitrificação. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo,
São Carlos.
Hagopian, D.S.; Riley, G.J. (1998) A closer look at bacteriology of nitrification. Aquacultural
Engineering. 18, 223-244.
Hallam, S.J.; Putnam, N.; Preston, C.M.; Detter, J.C.; Rokhsar, D.; Richardson, P.M.; DeLong,
E.F. (2004) Reverse methanogenesis: testing the hypothesis with environmental genomics. Science.
305, 1457-1462.
Harremoes, P.; Christensen, M. (1971) Denitrification med methane. Vand. 1,7-11.
Hasegawa, K.; Shimizu, K.; Hanaki, K. (2004) Nitrate removal with low N2O emission by
application of sulfur denitrification in actual agricultural field. Water Science and Technology. 50,
145–151.
Henze, M.; Harremoes, P.; Jansen, J.L.C.; Arvin, E. (1997) Wastewater treatment: biological
and chemical processes. 2ª Edição, Berlin Heidelberg: Springer Verlag. 383p.
Hwang, Y.; Kim, C.; Choo, I. (2005) Simultaneous Nitrification/Denitrification in a Single
Reactor using Ciliated Columns Packed with Granular Sulfur. Water Quality Research Journal of
Canada. 40, 91-96.
Kim, H.R.; Lee, I.S.; Bae, J.H. (2004) Performance of a sulphur-utilizing fluidized bed reactor
for post-denitrification. Process Biochemistry. 39, 1591–1597
Kleerebezem, R.; Mendez, R. (2002) Autotrophic denitrification for combined hydrogen sulfide
removal from biogas and post-denitrification. Water Science and Technology. 45, 349–356.
Knowles, R. (2005) Denitrifiers associated with methanotrophs and their potential impact on
the nitrogen cycle. Ecological Engineering. 24, 441-446.
Kruger, M.; Meyerdierks, A.; Glockner, F.O.; Amann, R.; Widdel, F.; Kube, M.; Reinhardt, R.;
Kahnt, J.; Bocher, R.; Thauer, R.K.; Shima, S. (2003) A conspicuous nickel protein in microbial mats
that oxidize methane anaerobically. Nature. 426, 878-881.
Kuai, L.P.; Verstraete, W. (1999) Autotrophic denitrification with elemental sulphur in small-
scale wastewater treatment facilities. Environmental Technology. 20(2), 201-209.
31
Kuenen, J. G.; Jetten, M.S.M. (2001) Extraordinary anaerobic ammonium-oxidizing bacteria.
American Society for Microbiology News. 67, 456–463.
Kuypers, M.M.M.; Sliekers, A.O.; Lavik, G.; Schmidt, M.; Jorgensen, B.B.; Kuenen, J.G.;
Damste, J.S.S.; Strous, M.; Jetten, M.S.M. (2003) Anaerobic ammonium oxidation by anammox
bacteria in the Black Sea. Nature. 422, 608-611.
Levenspiel, O. (2000) Engenharia das reações químicas. 3ª Edição. Editora Edgard Blucher
Ltda.
Li, W.; Zhao, Q.; Liu, H. (2009) Sulfide removal by simultaneous autotrophic and
heterotrophic desulfurization–denitrification process. Journal of Hazardous Materials. 162, 848–853
Lloyd, D. (1993) Aerobic denitrification in soils and sediments: from fallacies to facts. Trends
in Ecology & Evolution. 8 (10), 352-356.
Madigan, M.T.; Martinko, J.M. (2006) Brock Biology of Microorganisms. 11ª Edição. Ed.,
Prentice Hall, Upper Saddle River, NJ.
Mahmood, Q.; Zheng, P.; Cai, J.; Wu, D.; Hu, B.; Li, J. (2007) Anoxic sulfide biooxidation
using nitrite as electron acceptor. Journal of Hazardous Materials. 147, 249–256.
Mason, I. (1977) Methane as a carbon source in biological denitrification. Journal of Water
Pollution Control Federation. 49, 855-857.
Mason, I. (1977) Methane as a carbon source in biological denitrification. Journal of water
pollution control federation. 49, 855-857.
Mendonça, N.M. (2004) Tratamento de esgoto sanitário empregando reator anaeróbio-aeróbio
de leito expandido em escala plena com zonas anaeróbia e aeróbia sobrepostas: concepção,
construção e operação. Tese (Doutorado), Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São
Paulo, São Carlos.
Metcalf and Eddy (2002) Wastewater Engineering: Treatment, Disposal and Reuse. 4ª Edição,
New York, McGraw-Hill, Inc. 1334p.
Moon, H.S.; Ahn, K.H.; Lee, S. (2004) Use of autotrophic sulfur-oxidizers to remove nitrate
frombank filtrate in a permeable reactive barrier system. Environmental Pollution. 129, 499–507.
Moraes, B.S. (2009) Utilização de sulfeto como doador de elétrons para a desnitrificação
autotrófica aplicada ao tratamento de esgoto sanitário. Dissertação (Mestrado) – Escola de
Engenharia de Sao Carlos, Universidade de Sao Paulo, São Carlos.
Nielson, P.H.; Thompson, T.R.; Nielson, J.L. (2004) Bacterial Composition of Activated Sludge
– Importance for Floc and Sludge Properties. Water Science and Technology. 49, 51-58.
Nyberg, U., Aspegren, H., Andersson, B., Jansen, J., Cour, L., and Villadsen, I.S. (1992) Full-
scale application of nitrogen removal with methanol as carbon source. Water Science and Technology
26, 1077.
32
Raghoebarsing, A.A.; Pol1, A. van de Pas-Schoonen, K.T.; Smolders, A.J.P.; Ettwig, K.F.;
Rijpstra, W.I.C.; Schouten, S.; Damste, J.S.S.; den Camp, H.J.M.O.; Jetten, M.S.M.; Strous, M. (2006)
A microbial consortium couples anaerobic methane oxidation to denitrification. Nature 440, 918-921.
Rajapakse, J. P.; Scutt, J. E. (1999) Denitrification with natural gas and various new growth
media. Water Research 33(18), 3723-3734.
Robertson, L.A.; Kuenen, J. G. (1984) Aerobic denitrification: a controversy revived. Archives
of Microbiology. 139(4), 351-354.
Santos, P.I.O. (2004) Remoção de DQO e nitrogênio, e estudo do consórcio microbiano em
sistema com três reatores, em série, alimentado co m esgoto sanitário. Tese (Doutorado) – Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Shima, S.; Thauer, R. K. (2005) Methyl-coenzyme M reductase and the anaerobic oxidation of
methane in methanotrophic Archaea. Current Opinion in Microbiology 8, 643-648.
Sierra-Alvarez, R.; Beristain-Cardoso, R.; Salazar, M.; Gomez, J.; Razo-Flores, E.; Field, J.A.
(2007) Chemolithotrophic denitrification with elemental sulfur for groundwater treatment. Water
Research 41, 1253–1262.
Sollo Jr., F.W.; Mueller, H.F.; Larson, T. E. (1976) Denitrification of wastewater effluents with
methane. Journal of Water Pollution Control Federation 48(7), 1840-1842.
Souza, T. S. O. (2011) Desnitrificação autotrófica usando sulfeto como doador de elétrons
para remoção de nitrogênio de efluentes de reatores anaeróbios utilizados no tratamento de esgotos
sanitários. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São
Carlos.
Strous, M.; Fuerst, J.A.; Kramer, E.H.M.; Logemann, S.; Muyzer, G.; van de Pas-Schoonen,
K.T.; Webb, R.; Kuenen, J.G.; Jetten, Mike S.M. (1999) Missing litotroph identified as new
planctomycete. Nature 400, 446-449.
Strous, M.; Jetten, M.S.M. (2004) Anaerobic oxidation of methane and ammonium. Annual
Reviews in Microbiology 58, 99-117.
Sublette, K.L.; Kolhatkar, R.; Raterman, K. (1998) Technological aspects of the microbial
treatment of sulfide-rich wastewater: A case study. Biodegradation 9, 259-271.
Surampalli, R.Y.; Tyagi, R.D.; Scheible, O.K.; Heidman, J.A. (1997) Nitrification,
denitrification and phosporus removal in sequential batch reactors. Bioresource Technology 61, 151-
157.
Sweerts, J.P.R.A.; de Beer, D.; Nielsen, L.P.; Verdouw, H.; van den Heuvel, J.C.; Cohen, Y.;
Cappenberg, T.E. (1990) Denitrification by sulphur oxidizing Beggiatoa spp. mats on freshwater
sediments. Nature 344, 762–763.
33
Tang, K.; Baskaran, V.; Nemati, M. (2009) Bacteria of the sulphur cycle: An overview of
microbiology, biokinetics and their role in petroleum and mining industries. Biochemical Engineering
Journal 44, 73–94
Tchobanoglous, G.; Burton, F.; Stensel, H. (2003) Wastewater Engineering. 4ª Edição. Mc
Graw Hill, Inc. New York.
Teixeira, C.E.; Torves, J.C.; Finotti, A.R.; Fedrizzi, F.; Marinho, F.A.M.; Teixeira, P.F. (2009)
Estudos sobre a oxidação aeróbia do metano na cobertura de três aterros sanitários no Brasil.
Engenharia Sanitária e Ambiental 14(1), 99-108.
Thalasso, F.; Vallecillo, A.; García-Encina, P.; Fdz-Polanco, F. (1997). The use of methane
as a sole carbon source for wastewater denitrification. Water Research 31(1), 55-60.
Torres, S.; Aspé, E.; Martí, M.C.; Roeckel, M. (1998) Analysis of kinetics of denitrification in
the presence of different electron donors and its application to fisheries effluents. In: V Taller y
Seminário Latinoamericano Tratatamento Anaeróbio de Águas Residuales. Chile. p1-16.
Valentine, D. L. (2002) Biogeochemistry and microbial ecology of methane oxidation in anoxic
environments: a review. Antonie van Leeuwenhoek International Journal of General and Molecular
Microbiology 81, 271-282.
Van Loosdrecht, M.C.M.; Jetten, M.S.M. (1998) Microbiological conversions in nitrogen
removal. Water science and technology 38(1), 1-7.
Victoria, J.A.R. (2006) Filtro Biológico Aerobio-Anóxico para remoção de nitrogênio de
reatores UASB. Tese (Doutorado)–Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo,
São Carlos.
von Sperling, M (2006) Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. Belo
Horizonte, DESA-UFMG
von Sperling, M. (1997) Princípios do tratamento biológico de águas residuárias: Lodos
Ativados. Belo Horizonte, DESA-UFMG.
Werner, M.; Kayser, R. (1991) Denitrification with biogas as external carbon source. Water
Science and Technology 23,701-708
Zhang, T.C.; Lampe, D.G. (1999) Sulfur: limestone autotrophic denitrification process for
treatment of nitrate-contaminated water: batch experiments. Water Research 33, 599–608.
34
35
4 Material e Métodos
(UASB), associado a um Reator Aeróbio-Anóxico de Leito Fixo (RAALF). No reator UASB, ocorreu
oriundo do reator UASB, com a remoção de matéria orgânica carbonácea residual e compostos de
nitrogênio.
O UASB foi operado adotando-se parâmetros típicos para esse tipo de reator quando utilizado
no tratamento de esgoto sanitário, como, por exemplo, Tempo de Detenção Hidráulica (θh) de 8h e
Velocidade Ascensional (Vasc) de 0,12 m h-1. Na Tabela 1, podem ser verificadas as características
7
1 6
3 4
Legenda abreviações: MOD (módulos do RAALF), sendo MOD 1-2 referentes à câmara aeróbia e
MOD 3-5 referentes à câmara anóxica; Am (amostradores do RAALF), sendo Am 1-2 referentes à
câmara aeróbia e Am 3-5 referentes à câmara anóxica
39
4.1.2 MATERIAL SUPORTE
É desejável que o material suporte apresente características como alta porosidade, boa
resistência mecânica e resistência à corrosão. Por estas razões, a espuma de poliuretano vem sendo
utilizada com freqüência em reatores de leito fixo tratando esgoto sanitário, tanto sob condições
anaeróbias (Zaiat, 1997), como aeróbias (Vieira, 2001) ou combinadas (aeróbio-anaeróbio) (Fazolo,
2003). Ademais, trata-se de um material suporte que permite a aderência de biomassa anaeróbia
Aresta 5 mm
Densidade 23 kg m-1
Porosidade 95%
doméstica, proveniente do Campus 2 da USP São Carlos, bem como de parte de bairro residencial
adjacente. Com base na definição apresentada por Jordão e Pessoa (2005), que se assenta sobre a
concentração de sólidos, o esgoto sanitário utilizado pode ser classificado como médio na época seca,
70-80% de metano, sendo que o restante é uma mistura de nitrogênio, dióxido de carbono, vapor de
água e uma pequena fração de H2S e, ainda, traços de outros gases (Pradyot, 2002).
UASB foram o sulfeto de hidrogênio e o metano, de origem sintética, fornecidos por meio de cilindro
O biogás sintético foi injetado no sistema de maneira a prover um tempo de residência em leito
desnitrificante.
As propriedades químicas desses compostos, bem como sua aplicação no sistema, estão
-1
0.717 kg m-3 (gás)
Densidade 1,363 g L (gás)
415 kg m-3 (líquido)
Solubilidade em água 40 g L-1 (20 °C) 35 mg L-1 (17 °C)
6.89
Acidez (pKa) -
19±2
Fonte: Pradyot (2002)
41
Tabela 4: Composição média do biogás sintético
Concentração (g m-3)
Composto
Condição 2* Condição 3**
H2S 50 0,5
CH4 380 380
CO2 Gás de arraste Gás de arraste
foram conduzidos estudos hidrodinâmicos os quais foram realizados sob condições abióticas e
eosina Y e dextrana azul. Tais compostos químicos foram escolhidos devido às suas diferentes
características químicas (Tabela 5), bem como pelo fato de que são comumente utilizados para avaliar
o padrão de escoamento em reatores tratando água residuária. Esses traçadores foram utilizados por
diferentes autores (Jimenez et al., 1998; De Nardi, 1997; De Nardi et al., 1999; Lima, 2001), em
experimental. O tempo total dos ensaios foi o equivalente a 3 vezes o θh teórico, a fim de garantir
Cloreto de sódio 58 -
Em vista desse fato, o estudo hidrodinâmico proposto nesta pesquisa pode permitir a
comparação entre diferentes sistemas. A escolha do traçador foi baseada na solubilidade desses
compostos, com particular atenção ao fato de que o procedimento utilizado pudesse permitir a
O cloreto de sódio foi determinado medindo-se a condutividade do íon cloreto (Cl-). Para este
propósito, foi utilizado um aparato consistindo de uma sonda para medição da condutividade de Cl-,
acoplada a um transdutor de CBL que, por sua vez, foi conectado a uma calculadora da Texas
Instruments TM.
43
O experimento com traçadores foi realizado através de vários testes, sob diferentes condições,
como com ou sem injeção de ar. Tais estudos foram conduzidos a um θh de aproximadamente 1 hora.
Depois, a dextrana azul foi avaliada para θh de 3 e 5 horas, respectivamente, a fim de promover uma
O método de injeção aplicado foi do tipo estímulo-resposta (pulso). Algumas precauções foram
tomadas para garantir que a injeção do traçador fosse a mais próxima possível de um pulso ideal. O
volume de injeção do traçador (50 mL) foi muito baixo quando comparado com o volume total do
reator (7,1 L), e o tempo de injeção (7 s) foi muito curto quando comparado com o θh aplicado (1, 3 e
5 horas respectivamente). Na Figura 3 está apresentada uma fotografia do RAALF durante um dos
O inóculo aplicado na câmara nitrificante foi oriundo de tanques de lodos ativados tratando
esgoto sanitário da empresa Wolksvagen do Brasil S.A., localizada em São Carlos. O procedimento de
inoculação consistiu em submergir o material suporte no lodo aeróbio sem acondicionamento e deixá-
lo em repouso pelo período de 2 horas. Os exames de microscopia ótica apontaram grande diversidade
Na câmara desnitrificante, foi aplicado lodo oriundo (também sem acondicionamento) de reator
UASB tratando efluente de abatedouro de aves da empresa DACAR S/A, localizada em Tietê, SP. O
Na Figura 4 podem ser observadas algumas das morfologias presentes nas amostras retiradas
dos inóculos.
45
(a) (b)
Figura 4: Lodo aeróbio retirado de tanques de Lodos Ativados (cocos, bacilos e filamentos) (a) e Lodo
anaeróbio retirado de Reator UASB tratando efluente de abatedouro de aves (preponderância de
bacilos).
- Condição 2: subdividida em 3 sub-condições, 2.1, 2.2 e 2.3, com injeção do biogás contendo metano
e sulfeto de hidrogênio (380 g m³ e 50 g m³), na qual variou-se o tempo de detenção hidráulico (θh)
- Condição 3: com injeção do biogás contendo metano e sulfeto de hidrogênio (380 g m³ e 0,5 g m³),
com o intuito de estabelecer a melhor condição operacional do reator. Com o aumento da vazão de
46
esgoto (diminuição do θh), esperou-se aumentar a velocidade de transferência de massa líquido-sólido,
Na
Tabela 6 estão apresentadas as variáveis de operação das condições nas quais o trabalho foi
subdividido.
Injeção de gás
θh = 7,5 h (3 h aeróbia e 4,5
2.1
anóxica)
Injeção de gás
θh = 5 h (2 h aeróbia e 3
2 2.2
anóxica)
Injeção de gás
θh = 2,5 h (1 h aeróbia e 1,5
2.3
anóxica)
Injeção de gás
θh = 5 h (2 h aeróbia e 3
3 -
anóxica)
47
4.2.3 MONITORAMENTO
parâmetros operacionais por meio de análise de amostras coletadas no afluente ao reator, na saída da
câmara aeróbia e efluente ao reator. Com relação à fase gasosa, foram realizadas análises do efluente
gasoso no topo do reator. A fase sólida foi monitorada por meio de análises gravimétricas e a
composição da superfície do material suporte foi realizada por meio da análise de espectroscopia de
pontos de amostragem, instalados em diferentes relações L/D do reator, a saber (0,8; 2,4; 3,4; 4,5; 5,5;
7,1; 10).
procedimentos adotados foram de acordo com a natureza e utilidade das medidas. Na Tabela 7 podem
determinação.
48
Temperatura 2 x /semana -
pH 2 x /semana Potenciométrico
OD 2 x /semana Potenciométrico
Titulométrico/ Colori-
N-NH4+ 2 x /semana
espectro
Cromatográfico (item
CH4 e CO2 2 x /semana
4.3.2.2)
Cromatográfico(item
Ácidos orgânicos e álcoois 2 x / semana
4.3.2.4)
[*] É utilizada para caracterizar quimicamente uma amostra. É uma das variantes da espectroscopia
fluorescente de raios-X, que se assenta sobre a investigação de uma amostra por meio de interações
entre a radiação eletromagnética e a matéria, analisando raios-X emitidos pela matéria em resposta ao
fato de serem atingidas com partículas carregadas. Sua capacidade de caracterização é, em grande
parte, devida ao princípio fundamental de que cada elemento possui uma única estrutura atômica.
49
4.2.3.2 Metano e dióxido de carbono – Cromatografia gasosa
A composição dos gases foi monitorada por cromatografia gasosa por meio de um
A análise de sulfeto baseou-se no método do azul de metileno, com alterações para coleta do
sulfeto em fase gasosa, que consiste no borbulhamento do gás em um frasco contendo certo volume de
solução de NaOH (pH ~13). O princípio do método é a reação do sulfeto de hidrogênio com oxalato de
real da amostra (C, mg L-1), conforme pode ser verificado na Equação 15:
C E DV
C=
Qt
Equação 15
Equação 4.1 (mg m-3); 24,44 é o volume molar corrigido para 1 atm e 25°C (L mol-1).
Maiores detalhes sobre este método podem ser encontrados em Pantoja Filho et al (2010).
A analise de alcoóis e ácidos voláteis foi realizada por cromatografia gasosa de headspace,
A fase móvel utilizou hidrogênio como gás de arraste a uma vazão de 1,6 mL.min-1, sendo que
o injetor foi mantido à temperatura constante de 250°C e a temperatura do forno seguiu a seguinte
rampa: 35°C (na injeção da amostra) e uma taxa de 2 °C min-1 até 38° C seguido de uma taxa de
aquecimento de 10°C min-1até 75°C, a seguir foi aplicada uma taxa de 35°C até atingir 120°C
mantendo-se constante por 1 minuto, e por fim aplicada uma taxa de 35°Cmin-1 até atingir 170°C
mantendo-se constante por 2 minutos. O gás de make –up foi nitrogênio a uma vazão de 30 mL min-1.
(padrão interno para acetona e alcoóis); 10 uL de solução de ácido crotônico 700 mgL-1 (padrão
interno para ácidos); 200uL de solução de H2SO4 2M; para cada 2 mL de amostra. O tempo de
aquecimento de amostra foi de 13 min a 100°C e o volume injetado foi de 400 uL pela seringa
aquecida a 100°C.
51
4.2.4 ANALISE MATEMÁTICA DO MONITORAMENTO
Vol
Q=
t
Equação 17
Em que: Q é a vazão de entrada do líquido no reator (L h-1), Vol é volume de líquido medido em um
Vol
θh =
Q
Equação 18
Em que: θh é o tempo de detenção hidráulico (h); Vol útil do RAALF (m³); Q é a vazão de entrada do
C E DQO − C S DQO
ER = .100
C E DQO
Equação 19
Em que: ER é a eficiência de remoção de matéria orgânica carbonácea expressa pro meio de DQO (%),
CE DQO é a concentração afluente de matéria orgânica (mg L-1), Cs DQO é a concentração efluente de
C E ( N − NH 4+ ) − C S ( N − NH 4+ )
ER = .100
C E ( N − NH 4+ )
Equação 20
concentração efluente do nitrogênio na forma de nitrogênio amoniacal (mg L-1), Q é a vazão de entrada
C E ( N − NO3− ) − C S ( N − NO3− )
ER = .100
C E ( N − NO3− )
Equação 21
concentração afluente do nitrato (mg L-1), CS N-NO3- é a concentração efluente do nitrato (mg L-1).
C E ( N − NO 2− ) − C S ( N − NO2− )
ER = .100
C E ( N − NO 2− )
Equação 22
concentração afluente do nitrato (mg L-1), CS N-NO2-é a concentração efluente do nitrito (mg L-1).
53
4.2.4.7 Taxa de desnitrificação
TxDesn =
(
Q. C E ( N − NO3− ) − (C S ( N − NO3− ) )
Vol
Equação 23
Em que: TxDesn é a taxa de desnitrificação da câmara anóxica (g m-3 d-1), CE N-NO3-é a concentração
afluente à câmara anóxica do nitrato (g m-3), CS N-NO3- é a concentração efluente à câmara anóxica do
nitrato (g m-3), Q é a vazão de entrada do líquido no reator (m-3 d-1), Vol é o volume da câmara
anóxica.
O desempenho do reator, quanto à sua habilidade de remover gases, será reportado como
Qmistura(C EG − C SG )
ER =
C EG
Equação 24
A análise dos dados dos ensaios hidrodinâmicos incluiu a determinação dos termos definidos
na Tabela 8 e na Equação 25, Equação 26 eEquação 27, de acordo com Levenspiel (2000). Na Tabela
8 pode ser observado o sumário de definições das variáveis utilizadas nos modelos uniparamétricos, a
fim de se obter a distribuição do tempo de residência (Eθ) como função do tempo adimensional (θ).
Tabela 8: Definição das variáveis utilizadas para se obter a função de distribuição do tempo de
residência (Eθ) pelo tempo de residência médio adimensional (θ).
Variável Definição
Ci
Ei
S
°oo
S ∫ C dt
0
oo
t C (t ) dt
θh ∫
0
C (t ) dt
t
θ
θh
Eθ θh E i
oo
(t − θh) C (t ) 2
dt
σ² ∫
0
C (t ) dt
σ2
σ²θ
θh
oo
Mrec ∫ Q C (t )
0
dt
55
Embora outros métodos de análises estejam disponíveis, os modelos de tanques de mistura
perfeita em séries (N-CSTR) e o de dispersão axial (MDA) foram escolhidos por sua simplicidade e
aplicabilidade geral. Estes dois modelos têm sido utilizados frequentemente em engenharia bioquímica
de um sistema de tanques de mistura perfeita em série, no qual o fluido escoando de um tanque para o
outro. O modelo MDA é caracterizado considerando-se que um processo similar à difusão ocorre em
Estes modelos foram ajustados às curvas experimentais. Tais características do modelo podem
ser verificadas por parâmetros únicos, tais como o grupo adimensional (D/µL) para baixa e alta
dispersão, ou o número (N) de tanques ideais de mistura perfeita em série do modelo N-CSTR. Todos
os parâmetros foram estimados a partir da variância dos dados-resposta apresentados nas Equação 25-
⎡ ⎤
⎢ 2 ⎥
E0 =
1
exp ⎢−
(1 − θ ) ⎥ , com parâmetro σ 2 = 2⎛⎜ D ⎞⎟
⎢ ⎛ D ⎞⎥ θ ⎜ μL ⎟
⎛ D⎞ ⎝ ⎠
4π⎜⎜ ⎟⎟ ⎢ 4⎜⎜ ⎟⎟ ⎥
⎝ μL ⎠ ⎣⎢ ⎝ μL ⎠ ⎦⎥
Equação 25
⎡ ⎤
⎢ 2 ⎥
(1 − θ) ⎥
2
1 ⎢ ⎛ D⎞ ⎛ D⎞
E0 = exp − , com parâmetro σ θ = 2⎜⎜
2
⎟ + 8⎜ ⎟
⎛ D⎞ ⎢ ⎛ D ⎞⎥ ⎝ μL ⎟⎠ ⎜⎝ μL ⎟⎠
4π⎜⎜ ⎟⎟θ ⎢ 4θ⎜⎜ ⎟⎟ ⎥
⎝ μL ⎠ ⎢⎣ ⎝ μL ⎠ ⎥⎦
Equação 26
56
- Modelo de N-CSTR em série:
N ( Nθ )
N −1
1
E0 = exp[− Nθ ], com parâmetro N =
(N − 1)! σ 2
θ
Equação 27
Como metodologia geral para extração das amostras imobilizadas nas espumas foi utilizada
NO2-), utilizou-se a técnica do número mais provável (NMP), modificada por Schimdt e Belser (1984),
adaptada por Marchetto (2001) para amostras de esgoto sanitário. A preparação dos meios de cultura,
tanto para as oxidadoras de N-NH4+, quanto para as oxidadoras de N-NO2-, bem como os
O NMP foi obtido a partir do resultado positivo nos tubos de maior diluição, conforme
Alexander (1982), sendo o resultado expresso em número de bactérias por grama de sólidos voláteis.
57
4.2.6.1.2 Microrganismos desnitrificantes
• Desnitrificantes totais
O número mais provável de bactérias desnitrificantes foi determinado através da técnica do NMP
modificado por Tiedje (1982), adaptada por Marchetto (2001) para amostras de esgoto sanitário. O
meio utilizado foi o do tipo genérico (Nutrient Broth), seguindo metodologia descrita em Mendonça
(2002).
• Desnitrificantes autotróficos
O número mais provável de bactérias desnitrificantes autotróficas foi determinado tendo como
descrita por Cuba (2008). O meio de cultura utilizado neste trabalho foi o adaptado por Cuba (2008), a
óptico. O acompanhamento das morfologias foi realizado por exame microscópico de contraste de fase
e fluorescência utilizando microscópio Leica DMLB, com sistema de captura de imagem Optronics
Durante o período operacional foi realizada a visualização das morfologias presentes nos
propriedade do Instituto de Física da USP – São Carlos. O preparo das amostras para a
desenvolvida por Nation (1983), adaptada para biofilmes bacterianos por Araújo (2001), cujo
procedimento está descrito a seguir. O processo de fixação foi feito com a inserção do meio suporte
material suporte passou por um processo de lavagem com uma solução tampão de fosfato 0,1
M com pH 7,3 durante 10 min, e em seguida por um processo de secagem. Realizando-se uma
seqüência de lavagens com soluções de etanol, cada uma de 10 minutos: 50%, 70%, 80%, 90%,
95% e 100%, sendo que na solução de 100% foram efetuadas 3 lavagens de 10 minutos cada. Após a
cada, para o processo final de secagem. A amostra foi, então, fixada no suporte para microscopia
59
eletrônica com esmalte base e então submetida ao banho de ouro. A análise microbiológica das
Para realização deste ensaio, foram utilizados frascos de 500 mL, inoculados com amostras da
câmara anóxica do RAALF. Foram utilizados três grupos de reatores, sendo que cada grupo recebeu
uma fonte diferente de elétrons, ou seja, o primeiro grupo recebeu metano, o segundo recebeu sulfeto e
o terceiro recebeu acetato. A metodologia utilizada para a realização deste ensaio pode ser verificada
Alexander, M. (1982) Most probable number methods for microbial population, in Methods of
soil analysis – Chemical and microbiological properties. Number 9, part 2, 2ª ed., p.815-829. USA
Araújo, J.C. (2001) Acompanhamento da evolução do biofilme e caracterização química e
biológica em reator de leito fluidificado tratando esgoto sanitário sintético. Tese (doutorado) –
Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Cuba, R.M.F. (2008) Utilização do metano como doador de elétrons para remoção de
nitrogênio via nitrificação e desnitrificação em reator operado em bateladas seqüenciais. Tese
(Doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Daniel, L.M.C. (2005) Remoção de nitrogênio via nitrito em reator operado em bateladas
seqüenciais contendo biomassa imobilizada e aeração intermitente. São Carlos. 106 pg. Tese
(Doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
De Nardi, I.R. (1997) Influência das características do traçador nas curvas de distribuição de
tempos de residência em reator anaeróbio horizontal de leito fixo. Dissertação (Mestrado) – Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
De Nardi, I.R., Zaiat, M., Foresti, E. (1999) Influence of the tracer characteristics on
hydrodynamic models of packed-bed bioreactors. Bioprocess Engineering. 21, 469-476.
60
Eckford, R.E.; Fedorak, P.M. (2005). Applying a most probable number method for
enumerating planktonic, dissimilatory, ammonium-producing, nitrate-reducing bacteria in oil field
waters. Canadian Journal of Microbiology. 51 (8), 725.
Einsentraeger, A.; Klag, P.; Vannsbotter, B.; Heymann, E.; Dott, W. (2001) Denitrification of
groundwater with methane as sole hydrogen donor. Water Research. 35(9), 2261-2267.
Fazolo, A. (2003) Nitrificação e desnitrificação em um único reator aeróbio-anaeróbio
alimentado com efluente de reator anaeróbio horizontal de leito fixo. Tese (Doutorado) – Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Jimenez, B., Noyola, A., Capdeville, B., Roustan, M., Faup, G. (1988) Dextran blue colorant
as a reliable tracer in submerged filters. Water Research 22,1253-1257.
Levenspiel, O. (2000) Engenharia das reações químicas. 3ª Edição. Editora Edgard Blucher
Ltda.
Lima, C.A.A. (2001) Tratamento de esgoto sanitário em reator anaeróbio horizontal de leito
fixo (RAHLF) – Escala Piloto. Tese (Doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade
de São Paulo, São Carlos.
Marchetto, M. (2001) Remoção de nutrientes do efluente de reator anaeróbio utilizando
reatores microaeróbio e com aeração intermitente seguidos por flotação por ar dissolvido. 238 p.
Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos,
2001.
Mendonça, L.C. (2002) Microbiologia de sistema de lodos ativados com pós tratamento de
efluente de reator anaeróbio de leito expandido. 219 p. Tese (doutorado) – Escola de Engenharia de
São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Moraes, B.S. (2009) Utilização de sulfeto com doador de elétrons para a desnitrificação
autotrófica aplicada ao tratamento de esgotos sanitário. Dissertação (mestrado) – Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Nation, J.L. (1983) A new method using hexamethyldilazane for preparation of soft issues for
scanning electron microscopy. Satin technology. 58,347-351.
Pantoja Filho, J.L.R.; Sader, L.T.; Damianovic, M.H.R.Z.; Foresti, E.; Silva, E.L. (2010)
Performance evaluation of packing materials in the removal of hydrogen sulphide in gas-phase
biofilters: Polyurethane foam, sugarcane bagasse, and coconut fibre. Chemical Engineering Journal.
158, 441–450
Pessoa, E.P.; Jordão, C.A. (2005) Tratamento de esgotos domésticos. 4ª Edição. Editora da
ABES: Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental. 932 p.
Pradyot Patnaik. (2002) Handbook of Inorganic Chemicals. McGraw-Hill. 1086 p.
61
Ribeiro, R.; Varesche, M.B.A.; Foresti, E.; Zaiat, M. (2005). Influence of the carbon source on
the anaerobic biomass adhesion on poliurethane foam matrices. Journal of Environmental
Management. 74(2), 187-194
Schimdt, ET.; Belser, L.W. (1984) Nitrifying bacteria, in: “Methods of soil analysis –
Chemical and microbiological properties”. Number 9, part 2, 2ª Edição, p.1027-1042. USA
Tiedje, J.M. (1982) Denitrification ecological niches, competition and survival. Antoine van
Leenwenhoek Journal of Microbiology, p 568-583
Van Haandel, A.; Lettinga, G. (1994) Tratamento anaeróbio de esgoto-um manual para
regiões de clima quente. Campina Grande-PB.
Victoria, J.A.R (2006) Filtro biológico aeróbio-anóxico para remoção de nitrogênio de
reatores UASB. Tese (doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo,
São Carlos.
Vieira, L.G.T. (2000) Desenvolvimento de sistema misto aeróbio-anaeróbio d eleito fixo para
remoção de nitrogênio de esgoto sanitário pré-tratado em reator anaeróbio. Tese (doutorado) –
Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos.
Zaiat, M. Desenvolvimento de reator anaeróbio horizontal de leito fixo para tratamento de
águas residuárias. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São
Paulo, São Carlos.
62
63
5 Resultados e discussão
“Às vezes dizem que cientistas não são românticos, que sua paixão pelo conhecimento
rouba a beleza e o mistério do mundo. Mas não é delicioso entender como o mundo de
fato funciona? — Não é delicioso saber que aquela luz branca é feita de cores, que a
cor é o modo como percebemos as ondas de luz, que aquele ar transparente reflete a
luz, que assim fazendo-o, diferencia as demais ondas, e que o céu é azul pelo mesmo
motivo que o crepúsculo é vermelho? O romance do pôr-do-sol não vai ser estragado
se você souber um pouco sobre ele.”
Carl Sagan
64
65
5.1 CARACTERIZAÇÃO HIDRODINÂMICA
5.1.1 CURVAS-RESPOSTA
Conforme observado por outros autores (Jimenez et al., 1988; De Nardi et al., 1999; Lima,
reatores, podem ser atribuídas às diferentes características dos traçadores utilizados nos experimentos.
Figura 5: Curvas-resposta obtidas tendo o cloreto de sódio como traçador (θh ~1h).
66
O efeito de cauda pode ser visualmente observado nos gráficos obtidos a partir dos ensaios
concentração detectada no ponto de saída do reator (Jimenez et al., 1988). A injeção de gás
θh tP Minj Mrec
Injeção de ar Traçador (~min) tP/ θh (mg) (mg)
Mrec/Minj
(min)
tivessem sido realizados sob as mesmas condições operacionais. Isto deve-se às características
De acordo com Rebhun e Argaman (1965), a razão tP/ θh indica a tendência de comportamento
de fluxo pistonado quando é próxima de 1. Um resultado de 0,87 foi obtido nos testes realizados com a
dextrana azul sob condições de não injeção de ar, enquanto para o cloreto de sódio, a razão tP/ θh foi a
mais baixa entre todos os traçadores, 0,59, indicando um grau maior de mistura.
O efeito de cauda é explicado pelo fato de que, antes da introdução do traçador no reator, os
poros do material suporte estão preenchidos somente com água, então a concentração de traçador nos
poros do material suporte é igual a zero. À medida que o traçador na forma de pulso escoa ao longo do
A difusão ocorre a partir do fluxo principal em direção aos poros do material suporte. Portanto,
quando o pulso passa, a concentração do traçador do fluxo principal tende a decrescer e eventualmente
69
se torna menor do que a concentração dentro dos poros do material suporte, o que acarreta na inversão
De acordo com a Tabela 9, pode ser observado que houve uma considerável variação no tempo
de residência médio ( θh ) obtido a partir das curvas de distribuição do tempo de residência (DTR),
conforme pode ser observado,por exemplo, no ensaio com azul de bromofenol com injeção de ar (tR de
44.6 min) ou no ensaio com cloreto de sódio sem injeção de ar ( θh = 74.3 min).
Considerando os ensaios nos quais o mesmo traçador foi utilizado, mas sob diferentes
condições de injeção de ar (com ou sem), pode-se concluir que a presença de bolhas afetou os valores
de tR, uma vez que, nos testes realizados com injeção de ar, os valores de tR foram menores para todos
os traçadores, exceto para a Dextrana Azul. Isto pode ser explicado pelo fato de as bolhas preencherem
espaços dentro do reator (gás “hold-up”), o que resulta na diminuição do seu volume útil, resultando
em valor de θh inferior.
Com relação ao tempo de pico, a injeção de gás resultou na antecipação dos picos das curvas, o
que pode indicar a presença de curtos-circuitos e, consequentemente, de zonas mortas. O efeito foi
mais intenso nos ensaios realizados com a eosina Y (tP ~30 min, sem injeção de ar). Entretanto, foi
menos intenso nos testes realizados com cloreto de sódio e dextrana azul (tP ~54 e 45 min,
respectivamente), uma vez que curvas mais delgadas podem ser notadas e o tempo verdadeiro está
Com relação à recuperação das substâncias após os testes, a eosina Y, o azul de bromofenol e o
cloreto de sódio apresentaram 64%, 52% e 65%, respectivamente, nos ensaios realizados com injeção
70
de ar. Os resultados para a eosina Y estiveram muito próximos daqueles apresentados por Jimenez et
al. (1988) em seus estudos com traçadores sob condições abióticas, quando 60-65% da eosina Y foi
É importante também notar que, para todos os traçadores avaliados, a relação Mrec/Minj foi
maior quando os testes foram realizados sem injeção de ar. Apenas para propósito de comparação, o
percentual de recuperação para o azul de bromofenol foi maior no ensaio realizado por Jimenez et al.
(1988) sob condições de não injeção de ar, com percentual de recuperação de 74%.
Por outro lado, nos ensaios realizados com a dextrana azul, percentuais de recuperação
oscilando entre 82-90% da massa injetada foram observados em todos os testes, o que está de acordo
com a literatura. Este melhor desempenho em termos de recuperação da massa injetada nos ensaios
com dextrana azul pode ter ocorrido devido à sua baixa capacidade de absorção/adsorção previamente
mostrada por outros autores (Jimenez et al., 1988; De Nardi et al., 1999).
Também, o efeito de difusão deveria ser considerado, uma vez que foi verificado por Jimenez
et al. (1988), De Nardi et al. (1999) no estudo hidrodinâmico de leitos porosos, por Stevens et al.
aos modelos uniparamétricos, verificou-se que a maioria dos traçadores avaliados não apresentou
resultados satisfatórios.
A dextrana azul foi a única exceção, porque foi possível obter um bom ajuste ao modelo de
número de tanques de mistura perfeita em série (N-CSTR) e ao modelo de dispersão axial (MDA-
uniparamétricos. Os resultados com o cloreto de sódio mostraram a mais baixa correlação entre os
dados experimentais e os modelos. De maneira geral, constatou-se, conforme já observado por outros
pesquisadores (Jimenez et al., 1988; De Nardi et al., 1999), que os traçadores utilizados, com exceção
da dextrana azul, não são adequados para descrever corretamente o comportamento hidrodinâmico de
Baseando-se na Tabela 11, pode-se concluir que os parâmetros N e D/uL são claramente
dependentes do traçador escolhido para a avaliação do fenômeno. Pode-se esperar que a presença de
bolhas de ar exerça grande influência nos valores dos parâmetros que descrevem o fenômeno. No
entanto, constatou-se que a intensidade dessa influência é também dependente do tipo de traçador.
72
Tabela 11: Parâmetros dos modelos uniparamétricos obtidos param cada experimento no RAALF,
considerando θh de 1 hora.
Traçador Injeção de ar D/uL (alto) D/uL (baixo) N
Não 0,151 0,101 3
Cloreto de sódio
Sim 0,125 0,130 3
Não 0,151 0,130 3
Eosina Y
Sim 0,148 0,129 3
Não 0,051 0,060 10
Azul de bromofenol
Sim 0,082 0,100 6
Não 0,021 0,010 10
Dextrana azul
Sim 0,033 0,018 8
As diferentes condições avaliadas foram responsáveis pelas mudanças nas formas das curvas
em todos os testes. A discrepância mais notada ocorreu nos testes realizados com azul de bromofenol,
mas também foi observada para todos os traçadores, uma vez que os parâmetros dos modelos
matemáticos mudaram.
Por exemplo, considerando-se os dados obtidos nos ensaios sem injeção de ar, pode ser
observado que a dextrana azul indica um grau mais baixo de mistura no reator (N=10), enquanto um
grau de mistura mais alto é predito quando o traçador é a eosina Y e o cloreto de sódio (N=3).
Ademais, a injeção de ar modificou suavemente os resultados dos parâmetros dos modelos para
os testes com o mesmo traçador indicando que a presença de bolhas causou um aumento no grau de
mistura dentro do reator, especialmente para os ensaios realizados com o azul de bromofenol e a
dextrana azul, com N variando de 10 a 6 para o azul de bromofenol e de 10 a 8 para a dextrana azul, e
com D/uLbaixo variando de 0,051 a 0,082 para o azul de bromofenol e de 0,021 a 0,033 para a dextrana
azul.
73
2,5
Experimental
2,0 N-CSTR in series
AMD (high)
AMD (low )
1,5
Eθ
1,0
0,5
0,0
0,0 1,0 2,0 3,0
θ
Ensaios com injeção de ar
2,0
Experimental
N-CSTR in series
1,5 AMD (high)
AMD (low )
1,0
Eθ
0,5
0,0
0 1 2 3
θ
Ensaios sem injeção de ar
Figura 9: Curvas de distribuição do tempo de residência obtidas a partir dos ensaios realizados com
dextrana azul e modelos teóricos N-CSTR e MDA (alta e baixa)
(θh ~ 1 h)
Levenspiel (2000) recomenda que o modelo MDA deveria se tornar questionável se D/uL > 1.
Todavia, mesmo quando D/uL = 0,151 (cloreto de sódio), o modelo não se ajustou adequadamente aos
dados experimentais sob as condições testadas. Domingues e Nour (2005) avaliaram a utilização de
74
cloreto de sódio em um sistema combinado de tratamento de esgoto sanitário composto de um filtro
anaeróbio seguido por um biofiltro aerado submerso e observaram que, mesmo para valores de D/uL
entre 0,043 e 0,060, não foi possível obter um bom ajuste aos modelos uniparamétricos.
Provavelmente devido ao seu alto peso molecular (2.000.000), a dextrana azul foi o traçador
que apresentou o melhor ajuste aos modelos uniparamétricos (N-CSTR em série e o modelo MDA
baixa dispersão - D/µLbaixo ~ 0.01) na primeira parte deste estudo. Por esta razão, a dextrana azul foi
avaliada para diferentes θh, de 3 e 5 horas, a fim de se obter o padrão de escoamento para diferentes
Como a velocidade descendente diminuiu com o aumento do θh, o grau de mistura do reator
para os ensaios com e sem injeção de ar, respectivamente. Este comportamento também foi observado
por De Nardi et al. (1999) em reator horizontal de leito fixo, em testes com a dextrana azul. Todavia, a
aplicação da análise estatística ANOVA permitiu verificar que não houve diferença estatística
influenciaram os parâmetros (grau de mistura maior com injeção de ar). Porém, o efeito sobre os
parâmetros dos modelos pode ser considerado pouco significativo, uma vez que os valores obtidos
apropriada.
no seu interior é tendendo ao pistonado, significa que os reagentes são continuamente consumidos à
medida que avançam no reator ao longo de seu comprimento. O pressuposto fundamental é que, como
direção radial, mas não na direção axial. Em outras palavras, esse comportamento do fluido no interior
do RAALF é de extrema importância para o estabelecimento das reações de interesse que, em tese,
condições, sendo:
- a condição 1 foi definida como aquela na qual o reator atingiu e manteve o equilíbrio
dinâmico aparente com relação à oxidação do nitrogênio amoniacal e da matéria orgânica carbonácea
na câmara aeróbia;
- durante a condição 2 (sub-condições 2.1, 2.2 e 2.3), foram avaliados três diferentes tempos de
detenção hidráulica (θh) (7,5; 5 e 2,5 horas) com concentrações dos doadores de elétrons presentes no
concentração de sulfeto de hidrogênio presente no biogás (de 50 para 0,5 gm³) e manutenção da
A operação nesta etapa deu-se sob um θh teórico, considerando o volume útil do reator, de 3
horas na câmara aeróbia e de 4,5 horas na câmara anóxica, totalizando um θh útil total de 7,5 horas. A
Com base nos gráficos da Figura 10 e Figura 11, observa-se que a estabilização da nitrificação
foi obtida dentro de um tempo relativamente curto, de aproximadamente 15 dias, indicando que a
inoculação com lodos ativados foi satisfatória no sentido de prover biomassa relativamente adaptada
Garbossa (2006), operando um reator radial de leito fixo aplicado ao pós-tratamento de esgoto
sanitário, também verificou comportamento similar no tocante à partida do seu reator para compostos
nitrogenados, preenchido com espumas de poliuretano e inoculado com lodos ativados. Talvez, essa
estratégia (lodo+material suporte adotados), associada às características dos reatores de leito fixo, seja
de fato eficaz para prover um ambiente mais favorável ao crescimento dos microrganismos
de nitrito detectada foi desprezível. Portanto, o nitrato foi o produto principal detectado a partir da
A concentração de nitrato afluente ao reator também foi desprezível durante todo o período
operacional desta condição, pois o reator de montante era um reator anaeróbio do tipo UASB, e sabe-
A câmara aeróbia apresentou boa estabilidade operacional nesta etapa, com eficiência média de
remoção de nitrogênio amoniacal de 82,3%, para a concentração média afluente de 33,1±1,3 mg L-1 e
desnitrificante foram realizados no mesmo período. O intuito deste procedimento foi procurar
Com relação à remoção de matéria orgânica carbonácea no reator, esta ocorreu de forma
definitiva na câmara aeróbia, com equilíbrio dinâmico verificado no início da terceira semana de
operação (por volta do 15º dia), conforme pode ser verificado pelos valores de DQO apresentados no
80
gráfico da Figura 12. Cabe observar, também, que o reator mostrou-se eficiente no tocante à
equalização dos picos de carga orgânica ao qual foi constantemente submetido, principalmente após o
Cabe ressaltar que o tempo necessário para que a biomassa heterotrófica pudesse se estabelecer
no reator foi semelhante ao demandado pela biomassa autotrófica nitrificante. Esse fato pode ter
ocorrido graças à presença de grande diversidade de microrganismos no lodo aeróbio utilizado para
inoculação da câmara aeróbia (Seção Material e Métodos, Figura 4), que resultou em tempo
microrganismos.
81
5.2.1.3 Perfis espaciais das espécies de nitrogênio e da matéria orgânica carbonácea
Pode-se notar uma intensa atividade biológica, tanto em termos de conversão da matéria
carbonácea, quanto do nitrogênio amoniacal, ocorrendo antes mesmo da primeira tomada de amostras
(L/D ~0,8).
Estes resultados mostram que, na primeira metade longitudinal da câmara aeróbia do reator,
ocorreu a maior atividade dos microrganismos, com 69,6% e 86,6% de remoção de matéria
nitrogênio amoniacal. Sendo assim, a segunda metade da câmara aeróbia, compreendida entre L/D
~0,8 e LD ~2,4, teve função de “polimento”, tanto para a conversão da matéria carbonácea, quanto da
matéria nitrogenada.
A partir desses resultados, pode-se inferir que a competição entre o grupo de microrganismos
Nesta condição a concentração de oxigênio dissolvido medida no meio líquido esteve acima
das concentrações preconizadas pela literatura (EPA, 1975; Barney e Bliss, 1983; Kos, 1998; Van
Handeel e Marais, 1999), tidas como satisfatórias para a ocorrência da nitrificação, com valor de
1,9±0,5 mg L-1 durante toda a condição. Os valores de potencial redox estiveram em torno de +90 mV,
nitrato.
No que se refere à alcalinidade disponível para a nitrificação, foi observado que a relação entre
estequiometricamente, considerada por Szwerinski et al.(1986) como necessária para que a nitrificação
84
seja atingida (AT/N-NH4+ > 7,14), esteve acima do valor teórico recomendado praticamente durante
todo o período operacional nesta fase (Figura 15). Não foi necessária, portanto, a adição de
O comportamento do pH, nesta condição, foi estável na câmara nitrificante (Figura 16). De
modo geral, pode-se afirmar que a variação do pH na câmara nitrificante seguiu a variação da
alcalinidade total. A alcalinidade afluente ao RAALF sofreu pouca variação, indicando a estabilidade
Com base na Figura 17, pode-se verificar que o aporte de sulfeto total dissolvido ao RAALF foi
desprezível durante esta etapa. Isto pode ser devido, principalmente, à perda do sulfeto para a
atmosfera na saída do UASB, uma vez que parte da vazão efluente ao UASB foi descartada em virtude
de ser superior à vazão demandada pelo RAALF. Esta operação continua de descarte promoveu o
contato do efluente com a atmosfera, resultando na oxidação de grande parte do sulfeto dissolvido.
85
Ademais, pode-se notar, também, que o sulfato praticamente não foi convertido ao longo do
reator, pois sua concentração praticamente não variou ao longo de seu comprimento longitudinal.
50 1
40 0,8
C (mgSO4 L )
-1
STD (mg L )
-1
30 0,6
2-
20 0,4
10 0,2
0 0
0 20 40 60 80
t (dia)
por meio de microscopia óptica, permitiu constatar uma ampla gama de microrganismos na câmara
aeróbia do RAALF. Com relação às amostras retiradas do compartimento aeróbio, estas se mostraram
algas e nematóides, com morfologias como bacilos pequenos, cocos nitrificantes, bactérias
fototróficas, filamentos, bacilos, bacilos com inclusões e cistos de protozoários. Também foi possível
86
verificar a predominância de filamentos no topo da câmara aeróbia, além da presença dos mesmo na
(a)
(b)
Figura 18: Amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara aeróbia – Condição 1.
Predominância de morfologias filamentosas.
87
5.2.2 ANÁLISE DA CONDIÇÃO 2
injeção de gás na câmara anóxica, com o objetivo de se obter a desnitrificação a partir dos doadores de
A operação nesta condição deu-se sob um tempo de detenção hidráulico teórico (θh),
considerando o volume útil do reator, de 3 horas na câmara aeróbia e 4,5 horas na câmara anóxica,
totalizando um θh útil total de 7,5 horas durante a sub-condição 2.1; de 2 horas na câmara aeróbia e de
3 horas na câmara anóxica, totalizando um θh útil total de 5 horas durante a sub-condição 2.2; de 1
hora na câmara aeróbia e 1,5 horas na câmara anóxica, totalizando um θh útil total de 2,5 horas
As vazões aplicadas para possibilitar os θh de estudo durante as sub-etapas 2.1, 2.2 e 2.3 foram
de 12, 18 e 35 mL min-1.
Os resultados apresentados nos gráficos 19a e 19b, que representam as sub-condições 2.1 e 2.2,
da Figura 19, confirmam o comportamento apresentado desde a etapa de partida do sistema no que
θh = 7,5 h (a)
θh = 5 h (b)
θh = 2,5 h (c)
câmara anóxica, durantes estas sub-etapas, foram oriundos exclusivamente do biogás sintético.
Todavia, durante a sub-condição 2.3, a eficiência média de conversão de DQO decresceu para
68,9% na câmara aeróbia, em virtude da diminuição do θh nesta câmara para 2,5 horas.
Sabe-se que a transferência de massa por difusão em reatores de leito fixo depende das
condições hidrodinâmicas do fluido ao redor das partículas, como velocidade do fluido, diâmetro da
filme de fluido é proporcional ao aumento de Reynolds do sistema. Esse efeito é conseguido através do
Zaiat et al. (1996) estudaram a transferência de massa na fase líquida em um reator anaeróbio
horizontal de leito fixo (RAHLF) preenchido com espuma de poliuretano e verificaram que houve
e que esta situação parecia explicar melhor o comportamento às baixas velocidades aplicadas. Todavia,
os autores ressaltam que estes resultados têm aplicação restrita às condições experimentais impostas e
aos limites de velocidade superficial estudadas naquele sistema (25,2 a 270 cm h-1).
Todavia, Abreu e Zaiat (2008) avaliaram três θh (6, 8 e 10 horas) em seu estudos com reator
líquido no leito não resultou em melhorias na eficiência do processo. Pelo contrário, embora o
processo tenha ocorrido de forma estável, os valores de DQO bruta efluente foram superiores quando
foi aplicado θh de 6 horas, com menor eficiência, portanto. Os resultados foram similares somente em
relação ao material particulado. Dessa forma a hipótese de que o aumento das velocidades de
transferência de massa líquido-sólido poderia ser fator determinante para aumento da eficiência da
conversão de matéria orgânica solúvel, não foi confirmada. Partiu-se, então para a verificação da
90
segunda hipótese, aumentando-se o θh para 10 horas. Os resultados indicam claramente que a condição
operacional com θh de 10 horas foi mais efetiva que as anteriores, tanto para a eficiência global do
houve apenas a variação do θh, acredita-se que este parâmetro possa ter tido papel crucial para a perda
da eficiência na câmara aeróbia, pois durante as sub-condições 2.1 e 2.2 (θh de 7,5 e 5 horas,
câmara aeróbia (3, 2 e 1 hora para as sub-condições 2.1, 2.2 e 2.3, respectivamente) podem ser
Figura 20: Eficiência de remoção de matéria orgânica carbonácea como função do θh na câmara
aeróbia (Condição 2)
Os resultados dos perfís espaciais de DQO, realizados nas sub-condições 2.1 e 2.2 (Figura 21
a,b), apontaram que praticamente toda a remoção de matéria orgânica carbonácea deu-se na primeira
metade da câmara aeróbia (L/D ~0,8), ou seja, repetiu-se o comportamento obtido na condição 1 nestas
91
referidas sub-condições. Por outro lado, o efeito da diminuição do TDH afetou a remoção de DQO no
Para o perfil espacial realizado na sub-condição 2.1, tem-se que, em L/D ~0,8, a remoção de
matéria orgânica carbonácea foi de 79,5%, enquanto, na sub-condição 2.2, o valor foi de 56%. No
entanto, praticamente toda a matéria orgânica foi removida nas sub-condições 2.1 e 2.2 (97,2% e
94,2%, respectivamente), o que reforça que os únicos doadores de elétrons disponíveis para a
θh = 7,5 h (a)
θh = 5 h (b)
θh = 2,5 h (c)
Importante destacar que, mesmo com a presença de um residual de matéria orgânica, esta não
foi utilizada como doador de elétrons na câmara desnitrificante, pois, a variação da concentração de
matéria orgânica, expressa em termos de DQO ao longo do reator, não foi significativa, conforme pode
Na Figura 22, pode ser observado o comportamento do nitrogênio amoniacal durante toda a
condição 2 do trabalho. Durante a sub-condição 2.1, praticamente todo o nitrogênio amoniacal foi
removido na câmara aeróbia do reator, sendo que a eficiência média de remoção foi de 95,3%. A
diminuição do θh provocou a queda da eficiência para 83,3% e para 51,7%, nas sub-condições 2.2 e
2.3, respectivamente.
Destaca-se, também, que a fração de nitrogênio amoniacal residual da câmara aeróbia sofreu
uma ligeira alteração na sua concentração, principalmente na sub-condição 2.3. É provável que parte
do nitrogênio amoniacal tenha sido utilizada pelos microrganismos para consumo endógeno na câmara
desnitrificante.
94
θh = 7,5 h (a)
θh = 5 h (b)
θh = 2,5 h (c)
sobrepostas para o polimento de efluente de reator UASB tratando esgoto sanitário, observou que o
início da redução de nitrato se deu 13 dias após a injeção de biogás em seu filtro percolador. A
estabilização da desnitrificação ocorreu cerca de 14 dias depois do início da redução de nitrato - após
terem sido tomadas medidas para melhorar o contato gás-biomassa, como por exemplo, a submersão
No RAALF, a desnitrificação atingiu seu equilíbrio dinâmico após o 7º dia de injeção do biogás
(dados não apresentados), não sendo necessário, portanto, um período maior de adaptação da biomassa
às novas fontes de elétrons oriundas do biogás. Acredita-se que a configuração permitiu um bom
Com auxílio dos gráficos da Figura 23 e da Tabela 13, é possível observar que o desempenho
da câmara desnitrificante no tocante à redução do nitrato foi muito inferior na subcondição 2.3. Um
dos motivos para a queda de desempenho foi a menor capacidade da câmara aeróbia em oxidar o
nitrogênio amoniacal a nitrato, sendo assim, com menor concentração de aceptor de elétrons final, o
processo foi afetado. O aumento da velocidade descensional também pode ter colaborado para o
referido desempenho.
θh = 7,5 h (a)
θh = 5 h (b)
θh = 2,5 h (c)
condições 2.1 e 2.2 foram de 2,2±0,1 e 4,2±0,1 mg L-1, na sub-condição 2.3 - a despeito da menor
32,1±1,
Afluente 27,7 42,8 35,6±1,1 21,9 41,0 28,9 39,9 33,4±1,1
3
Transição 0,2 2,8 1,7±0,2 2,7 6,6 5,4±0,4 11,9 19,3 16,2±1,7
Efluente 0,1 1,8 1,0±0,1 7,7 1,6 3,8±0,3 8,0 18,0 13,8±0,1
Afluente 0,1 0,4 0,3±0 0,1 0,4 0,3±0 0,1 0,4 0,3±0
Transição 0,1 1,6 0,8±0,2 0,1 1,0 1,1±0,2 0,1 1,3 1,6±0,4
Efluente 0,4 1,1 0,8±0,3 0,1 1,5 0,7±0,2 0,8 1,9 1,3±0,5
27,3±1,
Transição 19,9 39,0 29,2±1,2 14,4 36,5 5,3 17,1 12,7±1,1
3
Durante a condição 2 foi adicionado bicarbonato de cálcio como fonte externa de alcalinidade
cilindro de biogás sintético- na massa líquida e sua conversão para ácido carbônico, de acordo com a
CO2 + H 2 O ⎯ ⎯→ HCO3− + H +
⎯→ H 2 CO3 ⎯
Equação 28
dentro do reator, com vistas a proporcionar a condição ambiental favorável para a ocorrência dos
processos de interesse. Na Tabela 14, podem ser verificados os resultados obtidos em termos de pH e
valores adequados de pH. Por outro lado, a desnitrificação heterótrofa produz alcalinidade durante o
e heterótrofos para desnitrificação pode significar uma vantagem no que se refere ao consumo de
alcalinidade, sendo que o aumento da alcalinidade gerado pela desnitrificação heterótrofa pode, de
alguma maneira, diminuir os efeitos sobre a alcalinidade que a desnitrificação autótrofa produz.
complexa.
99
As médias dos valores de pH apontam que as condições dentro do RAALF em ambas as
câmaras eram ligeiramente básicas nesta etapa, sendo mantidas dentro de faixa que não interferisse nos
Afluente 6,8 7,4 7,0±0,2 6,0 7,4 7±0,3 6,9 7,3 7,1±0,2
Transição 5,3 8,6 7,9±0,6 7,0 8,6 7,9±0,4 7,4 8,4 7,9±0,3
Efluente 5,2 7,9 7,3±0,5 6,8 7,9 7,3±0,4 7,6 8,4 8,0±0,3
Transição 112 222 172±26 125 221 157±24 113 213 167±26
Os perfis espaciais de oxigênio dissolvido (Figura 24), realizados durante esta condição,
revelaram que o reator possuía diferentes regiões sob o ponto de vista da presença de oxigênio,
classificadas como:
- estrato aeróbio – câmara aeróbia (com OD na faixa de 2±0,6 mg L-1 e pOR positivo, acima de 0 mV);
- estrato aerofílico – região da câmara anóxica adjacente ao ponto de injeção de oxigênio (com OD
- estrato efetivamente anóxico (com OD inferior a 0,5 mg L-1 e OR negativo, variando entre -300 e -
250 mV).
autotróficos.
Com relação ao potencial redox, o resultado do perfil espacial acompanhou àquele observado
no perfil de oxigênio dissolvido. Os valores oscilaram de levemente positivos na câmara aeróbia para
altamente negativos na câmara anóxica, especialmente nas seções inferiores desta (Figura 25).
passagem do sulfeto remanescente da câmara desnitrificante, tendo em vista que o fluxo da fase gasosa
no RAALF foi ascendente. Este incremento na concentração de sulfato, na câmara aeróbia, foi
verificado em todas as sub-condições da condição 2 de operação, e pode ser verificado com base nos
Esses resultados indicam que a câmara aeróbia serviu para “polir” (Figura 26) o sulfeto
remanescente oriundo da câmara anóxica. As reações biológicas gerais que descrevem o processo
ocorrido na câmara aeróbia estão representadas na Equação 29 e Equação 30 (Oyarzún et al., 2003):
102
2HS- + O2 → 2S0 + 2OH-
Equação 29
Câmara anóxica
Câmara aeróbia
Figura 26: Esquema da dinâmica de consumo de sulfeto dentro do RAALF sob diferentes condições
ambientais
O sulfeto não utilizado na câmara anóxica no processo de redução de sulfato adentra a câmara aeróbia e é
oxidado pelos organismos autotróficos aeróbios, evidenciando a atuação da câmara aeróbia como componente
“polidor” no tratamento do biogás.
desnitrificante, durante todo o experimento, não ultrapassou 0,5 mg L-1, valor inferior ao sugerido pela
literatura para o sucesso da utilização de compostos reduzidos de enxofre como doadores de elétrons
200 1,0
0,8
150
SO4 (mg L )
STD (mg L )
-1
-1
0,6
100
2-
0,4
50
0,2
0 0,0
0 20 40 60
t (dia)
θh = 7,5 h (a)
200 1,0
0,8
150
SO4 (mg L )
STD (mg L )
-1
-1
0,6
100
2-
0,4
50
0,2
0 0,0
0 20 40 60
t (dia)
θh = 5 h (b)
200 1,0
0,8
150
SO4 (mg L )
STD (mg L )
-1
-1
0,6
100
2-
0,4
50
0,2
0 0,0
0 10 20 30 40
t (dia)
θh = 2,5 h (c)
Sulfato: ■ Afluente, ● Intermediário e ▲ Efluente
STD: -- Afluente, -○- Intermediário e -Δ- Efluente
Durante esta condição foi detectada concentração substancial deste composto na câmara anóxica. A
concentração média de sulfato afluente na sub-condição 2.1 foi de 42,1±2,4 mg L-1, de 30±1,3 mg L-1
na sub-condição 2.2 e de 49,2 ±1,6 mg L-1 na sub-condição 2.3, enquanto as concentrações efluentes
foram de 130±1,3 mg L-1, 138,9±1,0 e 99,5±4,6 mg L-1 nas sub-condições 2.1, 2.2 e 2.3
Nesta etapa, na qual o sulfeto de hidrogênio foi adicionado em alta concentração (50 g m-3), a
concentração de sulfato foi inferior à esperada, o que sugere a formação de compostos intermediários
de enxofre como, por exemplo, o enxofre elementar. Ademais, foi possível verificar, visualmente,
mudanças no aspecto da fase líquida dentro da câmara anóxica para um tom ligeiramente amarelado.
Esta observação também foi feita por Moraes (2009) e Beristain-Cardoso et al. (2006) em reatores em
autotrófica.
reator em comparação com as duas sub-condições anteriores, pode ter sido causado pelo aumento da
nitrogênio amoniacal a nitrato decresceu na câmara aeróbia (Figura 22 e Figura 23). Portanto, com
menor quantidade de receptor final disponível na câmara anóxica, menos sulfeto foi utilizado para
Tabela 15.
106
Tabela 15: Composição química da superfície do material suporte.
(%)
Não houve grande variação percentual significativa nos resultados obtidos por meio da
espectroscopia de dispersão de raios X (EDX), nas amostras retiradas da câmara anóxica, durante a
condição 2, com relação ao elemento de interesse (enxofre). Mas é possível verificar uma tendência de
maior percentual do referido elemento químico detectado na zona efetivamente anóxica da câmara
anóxica, em todas as sub-etapas da etapa 2. Ademais, foi possível verificar visualmente a tonalidade
amarelada na câmara desnitrificante, o que, de certa forma, corrobora os dados da análise qualitativa
realizada, o EDX.
apresentou seus maiores valores nos pontos mais próximos ao ponto de introdução do biogás (na base
do reator), com a tendência a diminuir na medida em que o gás ascendia pelo RAALF, conforme
reator também foi verificado por Victoria (2006), em reator de leito fixo utilizado para o polimento de
Aer Int An
experimentos foi o metanol. Os perfis verticais de concentração de metanol indicaram que sua
produção ocorreu somente em uma região específica da câmara anóxica (Figura 30), classificada como
“estrato microaerofílico”, cujo OD oscilou durante toda a operação entre 0,5 e 1 mg L-1.
para a oxidação parcial do metano a metanol deve ser mantida abaixo de 1 mg L-1, caso contrário, o
metano pode ser oxidado diretamente a dióxido de carbono. Portanto, sob este ponto de vista, as
condições ambientais promovidas por esta região, adjacente à câmara de transição, estiveram propícias
A detecção do metanol ocorreu somente durante a sub-condição 2.2, por um curto período de
tempo e de maneira inconstante. Nas sub-condições 2.1 e 2.3, este composto não foi detectado.
metano a metanol). Ressalta-se que o referido composto orgânico não foi detectado na sub-
condição anterior (2.1), vindo a ser detectado somente durante a sub-condição 2.2. Portanto,
algum tempo depois do início da inserção do biogás contendo metano na câmara anóxica.
110
b) Baixa solubilidade do metano
Outro fator que poderia ter dificultado a produção do metanol é, certamente, a baixa
metano nas CNTP em água é muito baixa (~ 26 mg L-1). Todavia, acredita-se que nas condições
experimentais avaliadas, a solubilização deste composto possa ter sido favorecida, uma vez que a
condição de operação foi do tipo contra-corrente entre a fase gasosa (fluxo ascendente) e a líquida
(fluxo descendente). Ademais, acredita-se que a pressão exercida pela coluna do líquido, no ponto de
injeção do biogás, possa ter auxiliado, de alguma maneira, a dissolução do composto gasoso na fase
possibilidade.
Finalmente, uma das hipóteses levantadas é a de que o metanol pode, de fato, ter sido
constantemente produzido. O perfil espacial de produção de metanol mostra que este composto não foi
detectado em outras seções de amostragem, portanto é possível que ele tenha sido utilizado pelos
De maneira análoga ao ocorrido com o doador sulfeto de hidrogênio, salienta-se que a câmara
aeróbia provavelmente serviu para “polir” o metano remanescente oriundo da câmara anóxica. A
reação biológica geral que descreve o processo de oxidação aeróbia do metano ocorrido na câmara
Equação 31
(a1) (b1)
2000x 2000x
(a2) (b2)
Figura 31: Amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara aeróbia - Condição 2.
(a1) Células livres – bacilos e cocos e (a2) Protozoário; (b1) Cocos semelhante a Nitrosococcus e (b2)
Células livres – bacilos e cocos
Nesta etapa foi possível observar a predominância de bacilos (Figura 32a1), cocos (Figura 32
a1,a2 e b2) e protozoários (Figura 32a2) nas amostras retiradas da câmara aeróbia. Na base da câmara
pode indicar a ocorrência da oxidação de formas reduzidas de enxofre à formas mais oxidadas, como
Thiobacillus thioparus.
(a1) (b1)
5000x 5000x
(a2) (b2)
Figura 32: Amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara anóxica - Condição 2.
a1: morfologia similar a Beggiatoa; b1: pontos luminosos, agrupamento de cocos, e bacilos; a2:
bacilos e cocos; b2: bacilos e cocos
sulfeto pelos microrganismos desnitrificantes autotróficos pode ser parcial, gerando intermediários
como enxofre elementar. Os grânulos de enxofre elementar apareceram nas microscopias como pontos
113
luminosos próximos a agrupamentos de bacilos, pois foram encontrados muitos aglomerados com
coloração dourada (Figura 32b1). Também é possível visualizar cocos e poucos filamentos. As
imagens de MEV tanto do topo quanto da base indicam a presença de bacilos – indicativo de
indicativas de enxofre elementar, como do gênero Beggiatoa (Figura 32a1), que são oxidadoras de
Nesta condição houve a produção de metanol a partir da oxidação parcial do metano na região
do topo da câmara anóxica. Das amostras extraídas desta região (Figura 32a2,b1) é possível verificar
(Methylomonas sp., Methylobacter sp. e Methylococcus sp.) possuem maior velocidade de crescimento
em ambiente onde o nitrogênio inorgânico, como por exemplo, o nitrato, não é limitante, enquanto
A análise do número mais provável (item 5.6.1 Número mais provável) indicou que, embora em
menor número, ordens de grandeza de pelo menos 5 graus de magnitude inferior à concentração de
câmara anóxica. Como pode se observado, as espumas se encontravam bem colonizadas, a utilização
deste meio suporte se mostrou eficiente para a adesão dos microrganismos nas condições estudadas,
Nesta condição, o reator foi submetido ao θh ótimo verificado na etapa anterior (5 horas) e a
uma drástica diminuição na concentração de sulfeto de hidrogênio aplicada, a qual foi reduzido para os
níveis comumente encontrados em efluentes gasosos oriundos de reatores anaeróbios tratando esgoto
sanitário.
No gráfico da Figura 33, pode-se observar que a DQOtotal afluente oscilou significativamente,
com valores variando entre 40 e 187 mg L-1. Entretanto, mesmo com esta variação e os picos
A eficiência de remoção média da matéria orgânica foi de 93,4%. Portanto, o RAALF mostrou
Os resultados dos perfis espaciais longitudinais (Figura 34) indicaram que, já no primeiro ponto
de tomada de amostras, mais de 74% da matéria orgânica já havia sido removida. Ou seja, entre L/D =
0 e L/D ~0,8, ocorreu a maior atividade do grupo de microrganismos responsáveis pela remoção da
matéria orgânica carbonácea, tal qual ocorreu durante a sub-etapa 2.2 da etapa anterior, embora em
A concentração média de N-NH4+ afluente à câmara aeróbia foi de 32,6±1,8 mg L-1, enquanto
que a efluente foi de 8,7±0,4 mg N-NH4+ L-1. A concentração efluente ao RAALF foi de 7,7±0,8 mg L-
1
, indicando que não houve consumo de nitrogênio amoniacal na câmara desnitrificante, conforme
comparação entre a eficiência de remoção nesta condição e na sub-condição 2.2 da condição 2 revela
que o desempenho da câmara aeróbia não foi o mesmo, já que a eficiência de oxidação foi de 83,3% na
pela remoção da matéria orgânica carbonácea, que conseguiu plena reabilitação após o aumento do θh,
variáveis que afetou a produção do receptor de elétron final para a desnitrificação, o nitrato. O gráfico
da Figura 36 mostra que os níveis de nitrato foram mais elevados em comparação com a sub-condição
2.3 (θh = 2,5h), mas foram inferiores aos detectados durante a sub-condição 2.2 (θh = 5h).
enquanto a média efluente ao RAALF foi de 7,1±0,1 mg L-1. Além de ter ocorrido a diminuição da
etapa, deve-se também ao fato de o sulfeto, que foi o doador de elétrons preferencial para a
desnitrificação na condição anterior, estar em concentração muito inferior (concentração traço) àquela
Os perfis espaciais de oxigênio dissolvido (Figura 37), realizados durante esta condição,
revelaram que o reator manteve as mesmas condições verificadas durante a etapa 2, ou seja, era
composto por um estrato aeróbio – câmara aeróbia (com OD sempre superior a 2 mg L-1), um estrato
aerofílico – câmara anóxica (com OD oscilando entre 0,5 e 1 mg L-1) e um estrato efetivamente
anóxico (com OD inferior a 0,2 mg L-1). Ou seja, este fator operacional não influenciou o
comportamento do RAALF nesta etapa no sentido de impedir a ocorrência dos processos biológicos de
interesse.
aeróbia para altamente negativos na câmara anóxica, especialmente nas seções inferiores desta (Figura
38).
119
Durante esta condição, a fonte externa de alcalinidade continuou sendo adicionada com vistas a
elevar os valores de pH, especialmente devido à inserção de dióxido de carbono na massa líquida e sua
possível conversão para ácido carbônico. Um resumo estatístico está apresentado na Tabela 16:
utilização do alcalinizante externo. Condições ligeiramente básicas puderam ser verificadas ao longo
do reator, em faixa que não impedia a ocorrência de todos os processos bioquímicos de interesse.
Mín Máx M
Mín Máx M
m-3 para 0,5 g m-3, teve reflexo na concentração de sulfato na câmara desnitrificante. De maneira
análoga ao ocorrido nos perfis realizados durante a 2, a variação da concentração de sulfato, ao longo
do RAALF, apresentou valores crescentes da entrada até a saída (ponto de injeção do biogás) do
Nesta etapa, a média de sulfato afluente ao RAALF foi de 20,1±9,9 mg L-1, na câmara anóxica
foi de 29,9±5,7 mg L-1, e no efluente do reator foi de 35,5±7,7 mg L-1. Ensaios de atividade
desnitrificante (item 5.2.6), realizados com amostras retiradas da câmara anóxica do RAALF para a
metano foi detectado. Todavia, levando-se em consideração a discussão reportada no item 5.2.2.5:
dinâmica da desnitrificação pode ser que o mesmo tenha sido produzido pelos organismos
de elétron sulfuroso, no estrato efetivamente anóxico, pode ter proporcionado um ambiente menos
competitivo, fazendo com que os microrganismos tenham atuado no sentido de prover a desnitrificação
heterotrófica. Diante de uma condição de carência de doadores de elétrons, é possível que a velocidade
Além do mais, pode ser que o metano tenha sido utilizado diretamente como doador de elétrons
para a desnitrificação na câmara desnitrificante, por um outro grupo de microrganismos. Esta hipótese
foi testada por meio de ensaios de atividade desnitrificante realizados com amostras retiradas da
câmara anóxica, submetidos aos doadores de elétrons encontrados no RAALF. Os ensaios revelaram
que a atividade dos microrganismos metanotróficos praticamente dobrou, passando de 0,17 para 0,26
(a1) (b1)
(a2) (b2)
Figura 40: Morfologias observadas a partir de amostras retiradas do topo (a) e da base (b) da câmara
aeróbia - Condição 3.
(a1 e a2) protozoário e rotiferos; (b1) cocos semelhante a Nitrosococcus
123
Com auxílio das imagens de microscopia ótica (Figura 40) é possível observar que os
apresentando diversidade de bactérias, protozoários, com morfologias como bacilos pequenos, cocos
nitrificantes e bacilos.
(a1) (b1)
(a2) (b2)
é possível verificar morfologias semelhantes à Thiotrix assim como na fase anterior, na qual o sulfeto
124
foi aplicado em maior concentração, o que indica a contínua atividades desses organismos mesmo com
Nesta condição não houve detecção do metanol. Todavia, a análise do número mais provável
concentração destes na câmara anóxica, indicando que o metano de fato poderia estar sendo convertido
nesta câmara.
de bacilos tanto no topo quanto na base da câmara anóxica em relação a condição 2. Como pode se
observado, as espumas se encontravam bem colonizadas, a utilização deste meio suporte se mostrou
eficiente para a adesão dos microrganismos nas condições estudadas, fato que reflletiu na análise do
A média verificada durante a sub-condição 2.2 (178±43 g-N m-3 dia-1) foi superior à verificada
durante a sub-condição 2.1 (134±22 g-N m-3 dia-1), pois o reator manteve desempenho similar no
tocante à remoção de nitrogênio. Entretanto a vazão aplicada foi maior (diminuição do θh de 7,5 para
transferência de massa.
125
θh = 7,5 h (a)
θh = 5 h (a)
θh = 2,5 h (a)
desnitrificação para níveis de 44±50 g-N m-3 dia-1, durante a sub-condição 2.3, resultado da queda de
θh = 7,5 h (a)
θh = 5 h (a)
θh = 2,5 h (a)
Figura 44: Eficiência de remoção dos gases sulfeto de hidrogênio e metano - Condição 2
Sub-condição 1(a), sub-condição 2 (b) e sub-condição 3(c).
128
Como durante a sub-condição 2.3, alguns processos, como a remoção de DQO e a remoção de
remoção de sulfeto praticamente não se alterou. Pessupõe-se que a câmara aeróbia tenha atuado de
maneira a polir o efluente gasoso oriundo da câmara anóxica (Figura 26). Nesse sentido, a comunidade
Acredita-se que tal comportamento foi similar para a comunidade metanotrófica presente na
câmara aeróbia do reator, pois, os valores de eficiência de conversão de metano foram altos,
considerando a baixa solubilidade do composto, um dos fatores impeditivos para a sua degradação.
Acredita-se que, à medida que o metano ascendeu ao longo do reator, sua solubilização tenha
aumentado, o que pode ter facilitado o trabalho das metanotróficas que, diante das condições
ambientais presentes na câmara Aeróbia (como alta disponibilidade de OD), converteram o metano a
Figura 45: Eficiência de remoção dos gases sulfeto de hidrogênio e metano - Condição 3
129
Durante a condição 3, a eficiência de remoção de sulfeto de hidrogênio manteve-se na casa dos
100%. Houve, também, um incremento considerável nos valores de eficiência de remoção de metano
para 61%. Este aumento na eficiência de conversão de metano pode estar associado à sua maior
condição 2 (sub-condição 2.2) e condição 3 do trabalho, com vistas à desnitrificação. Por esse motivo,
os dados de input e output de nitrogênio foram os da concentração dos compostos no setor de transição
constituída por nitrogênio amoniacal, nitrito e nitrato afluente e efluente ao reator e que a fração de
nitrogênio removida do sistema era constituída pelo nitrogênio orgânico associado (N-org) à biomassa
Figura 46: Balanço de massa para os compostos de nitrogênio durante a condição 2 de operação do
RAALF
131
Figura 47: Balanço de massa para os compostos de nitrogênio durante a condição 3 de operação do
RAALF.
anóxica aumentou de 4,7 mg N-NO3-.L-1 na sub-condição 2.2 para 7,1 mg N-NO3-.L-1 na condição 3,
ou seja a desnitrificação foi menos efetiva na condição 3. A concentração de nitrogênio na fase líquida
provavelmente convertida a nitrogênio gasoso foi de 20,4 mg L-1 nesta condição, valor inferior ao da
sub-condição 2.2 que foi de 36,4 mg L-1. Valores da taxa de desnitrificação corroboram esses
dados,pois na sub-condição 2,2 a média da taxa de desnitrificação foi de 178±43 g-N m-3 dia-1,
enquanto que na condição 3 diminuiu consideravelmente para 44±50 g-N m-3 dia-1.
elétrons nitrato e não pela mudança na concentração do biogás nestas fases. Os resultados deste
balanço mostram que a disponibilidade de nitrato diminui na condição 3 em comparação com a sub-
condição 2.2, passando de 36,5 para 26,6 mg N-NO3-.L-1. Isto se deveu primordialmente à queda da
determinação do NMP. Na Tabela 18, podem ser observados os resultados obtidos neste ensaio.
Tabela 18: NMP de bactérias nitrificantes, desnitrificantes e metanotróficas de amostras retiradas das
câmaras aeróbia e anoxica do RAALF durante a operação
NMP.gSTV
responsáveis pela oxidação do nitrogênio amoniacal que de bactérias responsáveis pela oxidação de
nitrito. Tal fato é explicado pela maior produção de energia advinda da nitritação (350 kJ), em
comparação com a nitratação (150kJ). Tais resultados corroboram a hipótese admitida como a
ΔG0 = -384 kJ
Equação 32
− −
2 NO2 + O2 → 2 NO3
ΔG0 = -152 kJ
Equação 33
todas as etapas do trabalho, o que suporta a hipótese de que a câmara aeróbia funcionou efetivamente
na oxidação do metano a dióxido de carbono, sendo possível verificar que, na condição 3, justamente
pois foram obtidos valores muito maiores que os apresentados para as bactérias nitrificantes. Com
verificar que, durante a condição 2, quando o sulfeto foi aplicado em excesso no reator, o NMP do
grupo de microrganismos desnitrificantes autotróficos esteve duas ordens de grandeza acima do que
anóxica revelaram que houve um aumento em uma ordem de grandeza na condição 3, em comparação
com a condição 2.
organismos metanotróficos pode ter ligação com a mudança na concentração do biogás entre as duas
etapas, uma vez que a concentração de sulfeto foi reduzida em 100 vezes, enquanto que a concentração
A Tabela 19 apresenta os resultados obtidos a partir dos ensaios de atividade desnitrificante das
relatado na literatura (Reyes-Avila et al., 2004) existem indícios de que a desnitrificação ocorre mais
facilmente pela utilização de compostos de enxofre do que pelo uso do metano, não só em virtude de
características químicas (solubilidade do gás), como bioquímicas (uma das rotas para a produção de
Para tentar inferir qual foi o doador de elétrons preferencial utilizado na desnitrificação, foram
Substratos
Condição
Metano Sulfeto Acetato
Os resultados obtidos indicam que a desnitrificação com metano pode ser tão ou mais efetiva
do que a desnitrificação com acetato (o composto orgânico utilizado nestes ensaios). Durante a sub-
condição 2.2 da condição 2, os valores de atividade desnitrificante praticamente foram os mesmos para
estes dois doadores de elétrons, indicando que, mesmo sob condições de alta concentração de doador
sulfeto de hidrogênio, provavelmente houve a utilização efetiva do doador de elétrons metano, e que os
obtidos nestes ensaios com amostras retiradas durante a sub-condição 2.2 para o doador sulfeto de
hidrogênio foram bem mais elevados, se comparado com os outros doadores. A aparente preferência
pelo uso de H2S em detrimento ao CH4 pode ser devida ao fato de que a utilização de compostos
135
reduzidos de enxofre na desnitrificação é mais favorável que a utilização do metano, pois o ΔG0 é pelo
menos quatro vezes menor para reações com o sulfeto em relação ao metano para uma mesma
atividade desnitrificante com esse doador de elétrons decresceu consideravelmente de 0,57 para 0,11
gN.(gSVT.d)-1, enquanto que a atividade utilizando metano aumentou de 0,16 para 0,27 gN.(gSVT.d-
1
), o que aponta para uma maior atividade do grupo de microrganismos metanotróficos. Interessante
observar esses ensaios revelaram que na condição 3 houve queda na atividade de microrganismos com
habilidade de utilizar compostos orgânicos. A atividade dos microrganismos que utilizam compostos
orgânicos mais complexos que o metano decresceu para valores de 0,05 gN.(gSVT.d)-1. Este resultado
estar realizando com mais eficiência a reação de redução do nitrato a partir do uso do metano, em
6 Conclusões
“O cientista não estuda a natureza porque ela é útil; ele a estuda porque se deleita
nela, e se deleita nela porque é bela. Se a natureza não fosse bela, não valeria a pena
ser conhecida, e se não valesse a pena ser conhecida, a vida não valeria a pena ser
vivida”
conclusões:
• Os resultados dos ensaios hidrodinâmicos realizados permitem inferir que o RAALF possui
padrão de escoamento que tende ao pistonado, sendo possível obter, nos ensaios realizados
com dextrana azul, valores de N de até 14 reatores em série e D/uL(baixa dispersão) de 0,09
para θh de 5 horas - θh considerado o mais adequado para operação do reator sob as condições
experimentais estabelecidas. A influência das bolhas no padrão de escoamento no reator não foi
biomassa tendo apresentado boas características quanto à durabilidade, podendo, portanto, ser
• De maneira geral, foi possível obter considerável eficiência na remoção de matéria orgânica e
nitrogênio. Sendo assim, o RAALF revelou ser uma unidade interessante para ser utilizada
142
como unidade de pós-tratamento, pois alcança valores reduzidos de concentração dos
compostos de nitrogênio.
• Não foi necessária a adição de alcalinizante no RAALF durante a condição 1, na qual operou
sem a inserção de biogás sintético. Todavia, foi necessário fornecer alcalinizante externo a
biogás sintético.
condições 2.1 e 2.2, provavelmente devido ao fato de o sulfeto de hidrogênio ser fornecido em
concentração pelo menos 100 vezes superior à da condição 3. Foi possível observar tanto a
para um tom mais amarelado devido ao fornecimento de biogás sendo indicativo do uso de gás
atividade desnitrificante e do número mais provável indicam que o metanol poderia estar sendo
• Tanto o metano (remoção de até 61%) quanto o sulfeto de hidrogênio (remoção de até 100%)
foram removidos do biogás, o que atesta a habilidade adicional do RAALF como uma unidade
de tratamento de efluentes gasosos. Ressalta-se que a câmara aeróbia mostrou-se uma excelente
• Com bases nos resultados obtidos a partir das análises microbiológicas foi possível constatar a
mais diversos tipos de processos, dentre eles a utilização de sulfeto de hidrogênio e metano
7 Recomendações
“A ciência nunca resolve um problema sem criar pelo menos outros dez.”
- Realizar estudos hidrodinâmicos após o término da operação do sistema para avaliar possíveis
- Avaliar o processo a partir da utilização de biogás real de reator anaeróbio tratando esgoto sanitário,
- Utilizar os dados obtidos nos estudos hidrodinâmicos e nos perfis especiais deste trabalho para