Remoção de nitrogênio em sistema combinado anóxico-aeróbio com biomassa imobilizada

Nitrogen removal in combined anoxic-aerobic system with imobilized biomass

Resumos

Este trabalho visa estudar o desempenho de um sistema combinado na remoção de matéria orgânica e nitrogênio de esgoto sanitário, por meio da recirculação interna do efluente. Os reatores, em escala de bancada, foram: filtro anóxico (32,6 L), biofiltro aerado submerso (17,6 L) e decantador secundário (7,2 L). As razões de recirculação foram 0,5; 1,5; 2,0 e 4,0 sem adição de carbono externo ou alcalinizante. Na razão de recirculação de 4,0 foram aplicadas taxas de carregamento orgânico e de nitrogênio ao sistema de 0,7±0,3 Kg DQO.m^-3.d^-1 e 0,08±0,02 kg N-NH₄ ⁺.m^-3.d^-1, atingindo remoções de demanda química de oxigênio e nitrogênio total de 92±4% e 83±8%, respectivamente. Os resultados mostram viabilidade do uso da recirculação do efluente, uma vez que as concentrações finais de nitrogênio total (12±3 mg N.L^-1) estão abaixo do valor estipulado pela Resolução CONAMA nº 430/2011.

filtro anóxico; biofiltro aerado submerso; nitrificação; desnitrificação; biomassa imobilizada; esgoto sanitário

This work aims to study the performance of a combined system in the removal of organic matter and nitrogen from sanitary sewage through internal recirculation of the effluent. The bench scale reactors were: anoxic filter (32.6 L), submerged aerated biofilter (17.6 L) and secondary settler (7.2 L). The recirculation rates were 0.5; 1.5; 2.0 and 4.0 without added external-carbon or alkalising. In 4.0 recirculation rate, the organic and nitrogen loading rates applied to the system were 0.7±0.3 kg chemical oxygen demand.m^-3.d^-1 and 0.08±0.02 kg N-NH₄ ⁺.m^-3.d^-1, reaching removals of chemical oxygen demand and total nitrogen of 92±4% and 83±8%, respectively. The results show the feasibility of using recirculation of effluent, once the final concentrations of total nitrogen (12±3 mg.L^-1) are below the value stipulated by CONAMA Resolution nº 430/2011.

anoxic filter; aerated submerged biofilter; nitrification; nitrification; denitrification; immobilized biomass; sanitary sewage

INTRODUÇÃO

As Estações de Tratamento de Esgoto na maior parte dos países desenvolvidos, principalmente na Europa e América do Norte, devem cumprir padrões de lançamento, que podem atingir valores abaixo de 10 mg N.L^-1 para nitrogênio total (NT), como medida de proteção dos corpos receptores (REIS & MENDONÇA, 2009). No Brasil, a Resolução CONAMA nº 430/2011 determina como parâmetro regulador do lançamento de compostos nitrogenados em efluentes sanitários e industriais o nitrogênio amoniacal, sendo o valor de 20 mg N.L^-1 o valor limite de referência (BRASIL, 2011).

Segundo Costa (2008), considerando-se a concentração média de nitrogênio presente no esgoto sanitário típico do Brasil, o padrão proposto pela Resolução não poderia ser atingido com a implementação dos processos de tratamento mais comumente empregados no país, tornando-se compulsória a adoção de sistemas terciários de tratamento de esgoto, sistemas mais sofisticados e onerosos. Essa imposição seria frontalmente contrária ao conceito de metas progressivas e à necessidade de universalização dos serviços de saneamento, conforme estabelecido pela Política Nacional de Saneamento (BRASIL, 2007).

Os sistemas convencionais de tratamento de esgoto, projetados visando principalmente à remoção de matéria orgânica, resultam em efluente com concentrações de nitrogênio próximas às do esgoto bruto, dificultando o atendimento às exigências do CONAMA com relação aos teores no corpo d'água (MOTA & VON SPERLING, 2009).

Entre as opções de tratamento de esgoto sanitário, os sistemas combinados anaeróbio-aeróbio destacam-se devido a inúmeras vantagens: baixa potência de aeração requerida na fase aeróbia, menor produção de lodo biológico e baixo custo de implantação e operação, quando comparados aos sistemas convencionais por lodos ativados (GONÇALVES et al., 2001; CHERNICHARO, 2006). No entanto, segundo van Haandel e van der Lubbe (2007), um inconveniente da aplicação de pré-tratamento anaeróbio é a dificuldade de posterior remoção de nitrogênio devido ao aumento da proporção nitrogênio total Kjeldhal/demanda química de oxigênio (NTK/DQO) (há remoção de material orgânico, mas não de nitrogênio) no efluente anaeróbio, causando um efeito negativo sobre a taxa de nitrificação e a capacidade de desnitrificação. Mota e von Sperling (2009) relatam que uma relação NTK/DQO igual a 0,125 é excepcionalmente elevada para o esgoto bruto e indica que a disponibilidade de material orgânico para a desnitrificação é pouca, sendo uma das razões pelas quais a desnitrificação completa se torna impossível em uma única câmara anóxica.

A utilização de filtros submersos em série para nitrificação e desnitrificação foram propostos por Jimenez et al. (1987) e Çeçen e Gonec (1992), com a seguinte configuração: parte do esgoto sanitário alimentava um primeiro filtro aeróbio e o efluente nitrificado dessa unidade era combinado com outra parte do esgoto bruto para alimentar um filtro não aerado, para remoção de matéria orgânica e nitrogênio. Os primeiros autores utilizaram esgoto sanitário com relação NTK/DQO de 0,08; vazão de alimentação 4 L.s^-1 e razões de recirculação (R) de 2,5 alcançando eficiência de desnitrificação (E_D%) de 99%, com vazão de 6 L.s^-1 e R=3,5; a E_D% foi de 38%. O grupo de 1992 alimentou um filtro aeróbio com esgoto sintético, encaminhando o efluente nitrificado com adição de melaço na relação demanda química de oxigênio/nitrogênio oxidado (nitrito mais nitrato) (DQO/N-N_OX) igual a 5 para um filtro anóxico, alcançando E_D% de 50%, quando aplicada taxa de carregamento de nitrogênio oxidado (N_OX) de 5 g N-N_OX.m^-2.d^-1.

Simplificações foram feitas nesses sistemas para incorporar os processos anaeróbio e aeróbio em um único reator. Chui et al. (2001) operaram um único reator apresentando zonas anaeróbia, anóxica e aeróbia, alimentado com esgoto sintético com relação NTK/DQO de 0,09, R igual 3 e temperatura de 35°C, alcançando eficiências de remoção de DQO e NT de 98 e 90%, respectivamente. Um reator integrado anaeróbio-aeróbio com biomassa imobilizada em escala piloto foi utilizado por Del Pozo e Diez (2005), alimentado com efluente de abatedouro de aves com NTK/DQO de 0,10 e obteve eficiências de remoção de DQO e NTK de 93 e 67%, respectivamente, aplicando taxa de carregamento orgânico (TCO) de 0,77 kg DQO.m^-3.d^-1 e taxa de carregamento de nitrogênio (TCN) de 0,084 kg N.m^-3.d^-1. Nessa configuração, a desnitrificação foi de 12 a 34%, sendo limitada pela concentração de oxigênio na zona anaeróbia, acima de 0,5 mg O₂.L^-1, causada pela recirculação por air-lift. A maior parte do nitrogênio removido foi usado para síntese celular. Araújo Jr e Zaiat (2009) relataram a concepção de um reator combinado anaeróbio-aeróbio com filme fixo, alimentado com efluente industrial com NTK/DQO=0,11, vazão de 8 L.h^-1 e R igual 3,5, resultando em TCO e TCN aplicadas de 0,97 kg DQO.m^-3.d^-1 e 0,11±0,01 kg N.m^-3.d^-1, respectivamente, alcançando eficiências de remoção de DQO, NT e E_D% de 97, 77 e 70%, respectivamente.

Outra configuração é o filtro anaeróbio seguido de biofiltro aerado submerso para nitrificação e desnitrificação com recirculação de efluente, proposta por Del Pozo e Diez (2003). Utilizando efluente de abatedouro de aves com NTK/DQO igual a 0,17, variando a razão de recirculação de 1 a 6, alcançaram eficiências de remoção de DQO de 92% com TCO aplicada de 0,39 kg DQO.m^-3.d^-1 e de NTK de 95 e 84% com TCN aplicadas de 0,064 e 0,14 kg NTK.m^-3.d^-1, respectivamente.

Porém, os primeiros sistemas foram utilizados para tratamento de esgoto sanitário com baixas concentrações de nitrogênio (baixas razões NTK/DQO), além de elevada disponibilidade de alcalinidade, seja naturalmente presente no afluente ou adicionada. Além de estudos com esgoto sintético, com adição de fonte externa de carbono.

A proposta deste trabalho foi investigar o desempenho de um sistema combinado por reatores anóxico e aeróbio para a remoção de nitrogênio de esgoto sanitário com relação NTK/DQO desfavorável, sem adição de fonte externa de carbono ou alcalinidade, como proposta para viabilizar a nitrificação e desnitrificação em Estações de Tratamento de Esgoto combinada anaeróbia-aeróbia, atualmente em operação.

METODOLOGIA

O sistema combinado (anóxico-aeróbio), constituiu-se de um filtro anóxico (FA) de fluxo ascendente seguido por um biofiltro aerado submerso (BAS) e decantador secundário (DEC), segundo apresentado no desenho esquemático da Figura 1.

Figura 1.
Aparato experimental do sistema combinado.

As unidades constavam de 3 reservatórios em PVC com volume útil de 32,6 L para o FA; 17,6 L para o BAS e 7,2 L para o DEC (Tabela 1).

Tabela 1.
Dimensões dos reatores do sistema combinado anóxico-aeróbio.

Dimensões	Unidade	Filtro anóxico	Biofiltro aerado submerso	Decantador
Altura	m	0,40	0,40	0,32
Diâmetro		0,39	0,29	0,19
Área	m2	0,12	0,07	0,02
Volume total	L	47,7	26,4	10,0
Volume útil		32,6	17,6	7,2

Ambos os reatores utilizaram eletrodutos corrugados de PVC como suporte para a imobilização da biomassa, com dimensões 25,4 mm (diâmetro) por 15,0 mm (comprimento) e índice de vazios de 93,2±0,3%.

O fornecimento de ar ao BAS foi realizado por uma membrana difusora de microbolhas instalada no fundo falso em fluxo co-corrente com a alimentação do reator. A vazão de ar foi controlada por um rotâmetro (Dwyer, modelo RMA-21-SSV, vazão 10 L.min-1) e a alimentação de ar foi fornecida por um compressor (Schulz, modelo 10 pés), mantendo a concentração de oxigênio dissolvido na faixa de 5,0±0,7 mg O2.L-1.

Os reatores foram dimensionados a partir de recomendações contidas no material desenvolvido pelo Programa de pesquisa em saneamento básico (PROSAB) (CAMPOS, 1999). A partir do conhecimento prévio das características do esgoto afluente, o volume do FA foi determinado fixando-se a vazão da bomba de alimentação (Tabela 2) e adotando-se um tempo de detenção hidráulico (TDH) suficiente para alcançar em torno de 50% de remoção de DQO afluente. O volume do BAS foi determinado em função da TCO e da TCN, fixadas em 1,0 kg DQO.m-3.d-1 e 0,2 kg N-NH4+.m-3.d-1, conforme a Tabela 3.

Tabela 2.
Condições de operação do sistema combinado de tratamento em cada etapa.

Etapa	Operação (d)	Período (d)	Q	q	q/Q	TCO	TCN
			(L.h-1)	(L.h-1)
1	84	1 a 85	2,17	1,09	0,5	0,9±0,5	0,20±0,02
2	84	92 a 176		3,26	1,5	0,7±0,2	0,22±0,06
3	70	183 a 253		4,34	2,0	0,8±0,1	0,22±0,07
4	84	260 a 344		8,68	4,0	1,2±0,5	0,18±0,09

• Q: vazão afluente; q: vazão de recirculação; TCO: taxa de carregamento orgânico (kg DQO.m-3.d-1); TCN: taxa de carregamento de nitrogênio (kg NH4

Tabela 3.
Condições recomendadas na literatura para favorecer a conversão de demanda química de oxigênio e ocorrência de nitrificação em biofiltro aerado submerso.

Parâmetros	Unidade	Faixa de operação
Carga orgânica aplicada1	kg DQO.m-3.d-1	0,5–1,0
Carga de amônia aplicada2	N-NH4 +.m-3.d-1	<0,20
Taxa de aeração	Nm3.kg DBO-1 aplicada	>60
Alcalinidade parcial	mg CaCO3 (mg N-NH4 +)-1	7,07
Tempo de detenção hidráulica	h	3,5–8,5

• 1Faixa de valores para eficiência de conversão de N-amoniacal entre 50-70%; 2recomendação TCHOBANOGLOUS et. al. (2003). Fonte: adaptado de Mota & von Sperling (2009)

O esgoto bruto afluente foi gerado no complexo hospitalar da Universidade Estadual de Campinas, São Paulo, que atende a uma demanda de cerca de 10 mil pessoas que diariamente circulam em suas instalações (hospital de clinicas, laboratórios, restaurantes, banco e escola). O esgoto foi coletado diariamente a partir de um poço de inspeção e limpeza da rede coletora e encaminhado para o reservatório de alimentação (tanque de equalização B) com volume de 60 L, suficiente para alimentar o sistema por 24 h. Após esse período, o conteúdo era descartado e o reservatório lavado para receber esgoto bruto novo, mantendo sua homogeneização por meio de agitação forçada de uma bomba submersa (Sarlobetter, modelo B500).

As dimensões e características físicas de cada unidade integrante do sistema combinado (SC) estão apresentadas na Tabela 1. A alimentação com Esgoto Bruto (A1) do SC foi realizada por uma bomba peristáltica (B) (Provitec, modelo DM5000) com vazão (Q) de 2,17 L.h-1, a partir do fundo do FA. O efluente do FA (2) era encaminhado por gravidade ao fundo falso do BAS. A recirculação foi feita a partir do DEC (3) para o FA, por uma bomba de diafragma (F) (ProMinent, modelo GALA0220PVT) com vazão (q) variando conforme apresentado na Tabela 2.

Nos pontos 1, 2 e 3 (Figura 1) foram coletadas as amostras que representam, respectivamente, o esgoto bruto afluente ao sistema, o efluente anóxico (FA) e o efluente aeróbio (BAS+DEC).

O DEC foi dimensionado para uma taxa de aplicação superficial (TAS) máxima de 18,2 m3.m-2.d-1 (referente a uma razão de recirculação não aplicada neste trabalho de 6,0), portanto na etapa 4 a TAS foi de 13,0 m3.m-2.d-1. Calculou-se a TAS utilizando a vazão (Q+q), portanto variou com o aumento da vazão de recirculação (q), pois o efluente foi recirculado após o decantador.

O estudo foi dividido em quatro etapas sequenciais, cujos detalhes operacionais são apresentados na Tabela 2, com os valores médios e desvio padrão das TCO e TCN reais aplicadas ao BAS em cada etapa.

Nessas condições, o tempo de detenção hidráulica (TDH) do esgoto bruto no sistema combinado (FA+BAS+DEC) foi de 26,4 h; sendo 15,0 h no FA; 8,1 h no BAS e 3,3 h no DEC.

O FA foi inoculado com lodo de um filtro anaeróbio (V=300 L; TDH=12 h; alimentado por esgoto bruto de mesma origem), após sedimentação em béquer por 15 min e remoção do sobrenadante, totalizando 5,0 L de lodo com concentração de 13.400 mg SSV.L-1, que foi depositado no fundo falso do reator, o qual teve seu volume completado com esgoto bruto, permanecendo em repouso por 72 h. Após esse período, as bombas foram ligadas com regime alternando entre funcionamento e repouso de 45 e 15 minutos, respectivamente.

O sistema foi alimentado por 344 dias, no interior do laboratório, à temperatura 25±2°C.

Na Tabela 3 são apresentadas as condições recomendadas na literatura em termos de taxa de carregamento de DQO, N-NH4+ e taxa de aeração e requerimento de alcalinidade para favorecimento da nitrificação em BAS.

No BAS, elevados valores de TCO irão favorecer os microrganismos heterótrofos na competição com os autótrofos por espaço (biofilme) e oxigênio, enquanto que elevados valores de TCN implicam em maior necessidade de alcalinidade para nitrificação.

Diante disso, estabeleceu-se a recirculação do efluente de forma a favorecer a nitrificação no BAS, sem adição de fonte externa de alcalinidade, e a desnitrificação no FA, sem adição de fonte externa de carbono, visando viabilizar a remoção de nitrogênio em Estações de Tratamento de Esgoto combinada anaeróbia-aeróbia, atualmente em operação, dimensionadas apenas para remoção de matéria orgânica. Foram praticadas as razões de recirculação (q/Q) de 0,5; 1,5; 2,0 e 4,0.

Na Tabela 4 são apresentadas as variáveis, as frequências, os pontos de coleta e o método analítico empregado no monitoramento. Um balanço de massa, conforme a Equação 1, foi efetuado para corrigir o efeito de diluição refletido no efluente E2, do reator anóxico, devido à recirculação do efluente final E3, para a entrada daquele reator. As concentrações dos parâmetros monitorados reduziram significativamente, se comparados com as concentrações afluentes A1, e possibilitam interpretações equivocadas das reais eficiências e/ou processos que ali ocorrem. Portanto, foi inserido em cada gráfico um ponto denominado A1*, referente a esse balanço de massa.

Tabela 4.
Métodos empregados nos ensaios laboratoriais e as respectivas frequências analíticas.

Parâmetro monitorado	Metodologia*	Pontos de coleta	Frequência
Demanda química de oxigênio	SM20 5520 D	1, 2, 3	1 x por semana
Oxigênio dissolvido	SM20 4500-O-D	2, 3	1 x por semana
Nitrato	Kit HACH - NitraVer 5	1, 2, 3	1 x por semana
Nitrito	SM20 4500 NO2 B	1, 2, 3	1 x por semana
Nitrogênio Amoniacal	SM20 4500 NH3 C	1, 2, 3	1 x por semana
Nitrogênio total Kjeldahl (NTK)	SM20 4500 N Org B e 4500 NH4 + C	1, 2, 3	1 x por semana
pH	SM20 4500 H+ B	1, 2, 3	1 x por semana

• *APHA/AWWA/WEF (2012)

Onde,

A1*: concentração diluída;

Q: vazão de projeto afluente;

A1: concentração afluente;

q: vazão de recirculação;

E3: concentração efluente final.

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Na Tabela 5 apresenta-se a caracterização do esgoto bruto durante as quatro etapas de monitoramento. O sistema combinado operou por 344 dias com TCO médias de 0,7±0,3 kg DQO.m-3.d-1 e máxima de 2,0 kg DQO.m-3.d-1 (TCO aplicadas ao BAS - Tabela 2). A eficiência média de remoção de DQO foi de 91±4 %, conforme se pode visualizar na Figura 2.

Tabela 5.
Caracterização do esgoto bruto.

Variável	Razão (q/Q)
	0,5	1,5	2,0	4,0
	Média±DP	Média±DP	Média±DP	Média±DP
Temperatura (ºC)	22±2	23±2	25±1	26±2
DQO (mg O2.L-1)	669±175	560±92	720±424	719±266
pH	7,2±0,3	7,5±0,2	7,3±0,4	7,0±0,6
Alcalinidade parcial (mg CaCO3.L-1)	154±54	164±30	141±38	126±67
NTK (mg N.L-1)	71±14	73±9	70±9	81±17
N-NH4+ (mg N.L-1)	57±11	64±7	59±8	64±11
N-org (mg N.L-1)	14±8	9±4	11±4	17±10
Número de amostras	13	13	13	11

Figura 2.
Gráfico box-plot para a concentração de demanda química de oxigênio afluente (A1), diluição devido à recirculação (A1*), efluente FA (E2) e efluente final (E3). Eficiências de remoção de demanda química de oxigênio do sistema em cada etapa operacional (referente ao afluente (A1) e Efluente (E3)).

Contudo, essas cargas são significativamente inferiores às encontradas em trabalho similar realizado por Chui et al. (2001), que reporta eficiências de remoção da ordem 98% de DQO e 90% de NTK para cargas aplicadas de 5 kg DQO.m^-3.d^-1 e 0,5 kg N.m^-3.d^-1 em sistema integrado anaeróbio-aeróbio com biomassa aderida em meio suporte randômico, com (q/Q) de 3,0. Araújo Jr e Zaiat (2009), aplicando razão de recirculação de 3,5 em um reator combinado anaeróbio-aeróbio de leito fixo, alcançaram eficiências de 97 e 77% de remoção de DQO e NT, respectivamente, com a aplicação de TCO e TCN de 0,97±0,05 kg DQO.m^-3.d^-1 e 0,11±0,01 kg NTK.m^-3.d^-1, respectivamente. Taxas de aplicação inferiores aos apresentados foram aplicados por Del pozo e Diez (2003) em um sistema combinando reatores anaeróbio e aeróbio em série, com (q/Q) de 6, alcançando eficiências de remoção de 92% para DQO e 84% para NTK quando as TCO e TCN foram 0,39 kg DQO.m^-3.d^-1 e 0,14 kg NTK.m^-3.d^-1, respectivamente.

Na Figura 2 são apresentadas as concentrações de DQO afluente e efluente, as unidades e a eficiência de remoção do sistema em função do aumento da recirculação do efluente.

A carga orgânica aplicada ao FA é composta pelo afluente (A1) mais a recirculação proveniente do efluente (E3). Portanto, na Figura 2 evidencia-se a diluição na concentração de DQO, por meio da diferença entre os pontos A1 e A1*. A redução na concentração desse parâmetro foi de cerca de 30±1; 55±2; 60±4 e 74±3% quando a razão de recirculação variou de 0,5 a 4,0, respectivamente. Em seu trabalho, Del Pozo e Diez (2003) focaram atenção na diluição do afluente ao reator anaeróbio, pois quando variaram a razão (q/Q) de 1 para 8, a concentração de DQO caiu consideravelmente (100-300 mg O₂.L^-1), tanto que a eficiência de remoção no reator se reduziu de 65 para 20%. Os autores afirmam que isso é devido ao fato da concentração de matéria orgânica dentro do reator anóxico ter caído tanto que a cinética dos processos anóxicos e metanogênicos tornaram-se muito lentos. A eficiência do processo de desnitrificação aumenta ligeiramente com a concentração de DQO no filtro anaeróbio, enquanto que a metanogênese é mais sensível à concentração de substrato do que a desnitrificação, pois sua constante de saturação média (Ks) é de 40 a 50 mg DQO.L^-1, muito superior se comparada aos 4 mg DQO.L^-1 para o processo anóxico. Além disso, a fração DQO recalcitrante recirculando no sistema se eleva, tornando impossível obter efluentes com DQO abaixo de 100 mg.L^-1, impactando o cálculo de eficiência.

Neste trabalho, as eficiências de remoção de DQO no FA variaram, nas quatro etapas, de 62±17; 62±9; 61±8 e 53±15%. No entanto, o aumento da recirculação do efluente no sistema não impactou a eficiência global de remoção de matéria orgânica.

Na Figura 3 mostram-se as concentrações afluente e efluente, de cada unidade, e a porcentagem de conversão de nitrogênio amoniacal no sistema.

Figura 3.
Gráfico box-plot para as concentrações de N-NH4 + afluente (A1), diluição devido recirculação (A1*), efluente FA (E2) e efluente final (E3). E: conversão de nitrogênio amoniacal no sistema em cada etapa operacional (referente ao afluente (A1) e Efluente (E3)). (--) meta.

Aplicou-se ao sistema combinado TCN de 0,08±0,01 kg NTK.m^-3.d^-1, inferiores às aplicadas por Chui et al. (2001). Na Tabela 2 estão apresentadas as TCN aplicadas ao BAS durante as quatro etapas.

A eficiência de nitrificação foi superior a 50%, mesmo com TCN aplicadas de 0,2 kg NTK.m^-3.d^-1, sem adição de alcalinidade complementar. O que demonstra que a recirculação do efluente proporcionou condições para aumentar a nitrificação no BAS (Figura 3).

É possível verificar, com a análise das Figuras 2 e 3, que a maior fração de DQO foi removida no FA enquanto que o nitrogênio amoniacal foi totalmente nitrificado no BAS, explicado por Del Pozo e Diez (2003) devido ao maior volume do reator anaeróbio que o aeróbio (2:1). Segundo os autores, se a concentração de 20 mg.L^-1 de nitrogênio amoniacal ainda fosse parâmetro de qualidade para o lançamento de efluente de tratamento de esgoto sanitário (BRASIL, 2011), apenas com razão (q/Q) de 1,5 seria possível atender à legislação.

Naquela etapa, a concentração de descarte foi superada em um único dia (119º) quando um valor atípico de NTK de 84 mg.L^-1, TCN aplicada de 0,37 kg N-NH₄ ⁺.m^-3.d^-1 no BAS, acarretou em concentração de nitrogênio amoniacal efluente de 33 mg.L^-1, acima da meta. Excluindo esse evento, a concentração média de nitrogênio amoniacal efluente seria de 9±6 mg.L^-1.

Na Figura 4 mostra-se o gráfico box-plot apresentando as respectivas concentrações afluente e efluente às unidades do sistema combinado, e a porcentagem de remoção de NT em cada etapa.

Figura 4.
Gráfico box-plot para as concentrações de nitrogênio total (NT) afluente (A1), diluição devido recirculação (A1*), efluente FA (E2) e efluente final (E3). Eficiência de remoção de NT do sistema em cada etapa operacional (referente ao afluente (A1) e Efluente (E3)).

A eficiência de remoção de nitrogênio do sistema foi calculada através da a Equação 2.

Onde,

NT_%: eficiência de remoção de nitrogênio total;

NT_A1: nitrogênio total afluente;

NT_E3: nitrogênio total efluente final.

Essa expressão não permite afirmar se ocorreu remoção por desnitrificação, ou se a diferença nas concentrações de entrada e saída do sistema é apenas reflexo da diluição das concentrações de NT devido à recirculação.

Em termos gerais, um balanço de nitrogênio pode ser expresso como na Equação 3.

O primeiro termo da Equação 3 pode ser determinado analiticamente como a concentração de NTK afluente (nitrito e nitrato afluentes ausentes). No efluente, N é composto por NTK mais nitrogênio oxidado (N_OX) composto por nitrito + nitrato.

Com relação ao nitrogênio assimilado, é comum encontrar autores que consideram em torno de 10 a 20% da concentração afluente (CHEIBLE et al., 1993; CHUI et al., 2001). Araujo Jr e Zaiat (2009) avaliaram seu sistema sem recirculação de efluente e verificaram que 17% da concentração de NTK afluente foi removida por assimilação para síntese celular.

Os autores Jimenez et al. (1987) acrescentaram coeficientes de crescimento para bactérias aeróbias e anaeróbias em seu balanço de nitrogênio assimilado.

Assim, a estimativa do valor de NTK_OX considera que o nitrogênio afluente será removido por meio de assimilação para síntese celular em ambos reatores ou nitrificação-desnitrificação simultânea no reator aeróbio (BIESTERFELD et al., 2003). Considerando os coeficientes de rendimento celular Y_AN e Y_AE, para bactérias anaeróbias e para aeróbias, de 0,15 e 0,5 mg de sólidos suspensos voláteis (SSV).(mg DQO_REM)^-1, respectivamente; e f como fator de conversão de SSV para N, igual a 0,108 mg N (mg SSV)^-1 (TCHOBANOGLOUS; BURTON; STENSEL, 2003), tem-se a Equação 4.

Onde,

NTK_A1: NTK afluente;

Q: vazão afluente;

Y_AN: coeficiente de rendimento celular anaeróbio;

Y_AE: coeficiente de rendimento celular aeróbio;

DQO_A1: concentração de DQO afluente;

DQO_E2: concentração de DQO efluente do FA;

DQO_E3: concentração de DQO efluente final;

f : fator de conversão;

0,024 fator de conversão de mg.h^-1para g.d^-1.

A partir da determinação do NTK_OX, usa-se a seguinte expressão para o cálculo da desnitrificação teórica do sistema combinado anóxico-aeróbio (Equação 5). Ou seja, o máximo valor alcançável de remoção de nitrogênio, considerando nitrificação de todo o NTK_OX, no reator aeróbio, e desnitrificação total da fração recirculada para o reator anóxico.

Onde,

E_DN(%): máxima desnitrificação teórica;

NTK_OX: NTK oxidável;

N_OXE3: concentração de nitrito + nitrato no efluente final.

Em função dessas estimativas foi possível calcular a carga de nitrogênio assimilada, comparar com a carga total de nitrogênio removida e estabelecer a parcela de nitrogênio desnitrificado, dados apresentados na Tabela 6.

Tabela 6.
Cargas de nitrogênio e eficiências de remoção e desnitrificação teórica em cada etapa.

Etapa	Nitrogênio
	Aplicado	Assimilado	Removido	Desnitrificado	Efluente	NT%	EDN%
	(g N.d-1)					%
1	3,7±0,7	0,8±0,1	1,1±0,6	0,6±0,4	2,7±0,7	27±15	35±8
2	3,8±0,5	0,7±0,1	2,2±0,4	1,5±0,3	1,6±0,5	58±9	62±9
3	3,7±0,5	0,8±0,4	2,5±0,4	1,5±0,9	1,3±0,5	64±16	70±5
4	4,3±0,9	0,9±0,4	3,6±0,9	2,6±0,9	0,6±0,1	83±8	86±5

• NT%: eficiência de remoção de nitrogênio total; EDN%: máxima desnitrificação teórica.

O balanço de massa de material nitrogenado permite avaliar os procedimentos analíticos utilizados para determinar as diversas formas de nitrogênio e assegurar a quantificação das frações de nitrogênio presentes nos sistemas combinados anóxico-aeróbio.

Segundo van Haandel e Marais (1999), as frações nitrogenadas deixam o sistema sob três parcelas: assimilado no lodo, dissolvido no efluente e nitrogênio gasoso (desnitrificado). Conforme a Equação 6 (MOTA & VON SPERLING, 2009) para o balanço de massa (Bn=(MN_te + MN_l + MN_d)/MN_ta), calcula-se a massa diária de nitrogênio no efluente, a carga assimilada nos reatores para síntese celular e a carga desnitrificada (diferença da concentração na entrada e na saída do reator anóxico multiplicada pela vazão que passa por ele).

Onde,

Bn: balanço de nitrogênio;

MN_te: massa diária de nitrogênio no efluente;

MN_ta: massa diária de nitrogênio no afluente;

MN_l: massa diária de nitrogênio no lodo;

MN_d: massa diária de nitrogênio no desnitrificada.

Assim, conclui-se que o balanço de massa de nitrogênio fecha, com fator de recuperação (B_n) igual a 0,97 e 0,93 para a terceira e quarta etapas, respectivamente. Os valores das duas primeiras etapas não são fidedignos, pois conforme discutido por aqueles autores, se a recuperação for menor que 90% ou maior do que 110% rejeitam-se os dados por não haver fechamento do balanço de massa. Jimenez et al. (1987) afirmam que uma diferença de até 10% entre os resultados experimentais e teóricos provavelmente é devida à hidrolise da biomassa aeróbia desprezada nos cálculos.

Uma comparação entre os resultados experimentais de remoção de NT (Equação 2) e os valores de máxima desnitrificação teórica previstos a partir da Equação 5 são mostrados na Figura 5, com correlação de 0,93 para os resultados da quarta etapa.

Figura 5.
Valores de desnitrificação teórica e valores experimentais de remoção de nitrogênio total obtidos para o sistema em função da razão de recirculação.

Os autores Jimenez et al. (1987) e Çeçen e Gönenç (1992) afirmam que a máxima eficiência de desnitrificação só pode ser alcançada com razão DQO/N_OX de aproximadamente 5. Segundo Del Pozo e Diez (2003), a razão DQO/N_OX no reator anaeróbio determina a competição entre os processos de metanogênese e desnitrificação, esse último é o caminho preferencial para remoção de matéria orgânica quando os valores da razão são inferiores a 10.

Nesse trabalho, a razão DQO/N_OX variou em função da razão recirculação, de 16±10; 5±1; 4±1 e 3±1, podendo verificar na Figura 6 que houve aumento na concentração de nitrato mais nitrito no efluente do FA, quando DQO/N_OX foi de 3±1. Em uma avaliação com recirculação de (q/Q) 6,0 (dados não apresentados), foi inviabilizada a remoção de nitrogênio, pois os valores de DQO/NTK e DQO/N_OX tornaram-se muito baixos.

Figura 6.
Gráfico box-plot para as concentrações de nitrito e nitrato nos efluentes do FA (E2) e efluente final (E3) do sistema combinado anóxicoaeróbio. Ponto (A1) ausente, pois continha somente nitrogênio nas formas orgânica e amoniacal.

Na Figura 6 apresentam-se as concentrações das formas oxidadas de nitrogênio (NO₂ ^- e NO₃ ^-) encontradas nos efluentes E2 e E3. Em nenhuma das amostras analisadas de esgoto bruto (A1) foi detectado nitrito ou nitrato.

Quanto às concentrações de nitrito e nitrato, os dados experimentais indicam que a nitrificação e desnitrificação no sistema combinado anóxico-aeróbio com fluxo ascendente, sem recirculação de biomassa, em escala de bancada, são eficientes, visto que a concentração de nitrogênio total no efluente (Figura 4), de 11±3 mg N.L^-1, corresponde a apenas 15% da concentração afluente de 74±11 mg N.L^-1. Entretanto, a desnitrificação não foi completa no reator anóxico, evidenciada pela presença de nitrato no efluente E2 (Figura 6). Havia nitrato suficiente no reator anóxico, mostrando que sob as condições operacionais aplicadas é impossível a remoção completa de nitrato. Provavelmente devido às proporções de NTK/DQO afluente serem muito desfavoráveis (0,125±0,04), que segundo Mota e von Sperling (2009), é excepcionalmente elevado para esgoto sanitário, indicando baixa disponibilidade de material orgânico para a desnitrificação.

CONCLUSÕES

A configuração se mostrou viável para alcançar a concentração de nitrogênio amoniacal de 20 mg.L^-1, com razão de recirculação de 1,5. A operação com q/Q=4,0 sem qualquer adição de fonte externa de carbono ou alcalinizante permitirá satisfazer as exigências de futuras legislações mais restritivas com relação à remoção de nitrogênio, uma vez que as concentrações finais de nitrogênio total (12±3 mg N.L^-1) estão abaixo do valor estipulado pela Resolução CONAMA nº 430/2011.

A melhor condição operacional do sistema para desnitrificação foi obtida com razão de recirculação (q/Q) de 4,0. Nessas condições as eficiências de remoção NT e E_DN% foram de 83±8 e 86±5%, respectivamente, valores bem próximos. Porém, a desnitrificação não foi completa no reator anóxico, evidenciada pela presença de nitrato no efluente E2. Possivelmente devido à baixa relação DQO/N_OX de 3±1. A relação DQO/NOx pode ser melhorada dosando esgoto bruto adicional diretamente no reator anóxico para complementar o requerimento de carbono da nitrificação. Entretanto, essa demanda extra e sua aplicação devem ser avaliadas para evitar deterioração da qualidade do efluente final.

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  Jan-Mar 2015

Histórico

• Recebido
  25 Jul 2013
• Aceito
  25 Mar 2014