SABRINA BUECKMANN DIEGOLI EFICIÊNCIA DA REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO EM REATOR UASB SEGUIDO DE REATOR SBR COM CICLOS ALTERNADOS

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1 SABRINA BUECKMANN DIEGOLI EFICIÊNCIA DA REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO EM REATOR UASB SEGUIDO DE REATOR SBR COM CICLOS ALTERNADOS JOINVILLE 2015

2 SABRINA BUECKMANN DIEGOLI EFICIÊNCIA DA REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO EM REATOR UASB SEGUIDO DE REATOR SBR COM CICLOS ALTERNADOS Dissertação de mestrado apresentada como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Engenharia de Processos, na Universidade da Região de Joinville - UNIVILLE. Orientadora: Prof. Dra. Sandra H. W. Medeiros. Co-orientadora: Prof. Dra. Virgínia Grace Barros. JOINVILLE

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5 O trabalho é dedicado a minha família, em especial à minha mãe e meu marido, pelo incentivo de nunca deixar de buscar o conhecimento. 5

6 AGRADECIMENTOS Agradeço à Universidade da Região de Joinville (UNIVILLE), pela oportunidade da realização do mestrado na área de Engenharia de Processos. À professora Dra. Sandra H. W. Medeiros, pela orientação neste trabalho. À professora Dra. Virgínia Grace Barros, pela co-orientação, discussões e pelas contribuições dados ao desenvolvimento deste trabalho. À engenheira ambiental e sanitarista Jéssica Caroline dos Santos Silva e à futura engenheira Nicole Martinez Moreira, pela ajuda na operação da estação piloto. À empresa Multiáguas, pela doação das unidades de tratamento da estação piloto. À minha família, que muito me apoiou durante o desenvolvimento deste trabalho. A todos que contribuíram direta ou indiretamente na realização deste grande projeto, muito obrigada! 6

7 RESUMO Buscando a remoção biológica de nitrogênio e de carga orgânica de um efluente sanitário, este trabalho avaliou o funcionamento de um sistema combinado anaeróbio-aeróbio (UASB e SBR) em oito diferentes condições operacionais. Na primeira condição, a aeração funcionou continuamente durante a reação. Nas condições seguintes, foram adotados tempos de aeração intermitentes, variando entre 30 min ligada/10 desligada, 15 min ligada/15 desligada e 15 min ligada/20 desligada, com e sem ajuste de ph, com e sem dosagem de vinhoto. A utilização do vinhoto, proveniente de um alambique da região, teve o intuito de fornecer carga orgânica externa ao sistema, para melhorar o processo de desnitrificação. Por meio de uma sonda multiparâmetros inserida no interior do reator SBR, foram medidos e armazenados dados de temperatura, potencial de óxido-redução, ph, oxigênio dissolvido, condutividade elétrica, sólidos totais dissolvidos, salinidade e nitratos. E foram analisados em laboratório os parâmetros de DBO 5, DQO, DQOsol, sólidos dissolvidos fixos, sólidos dissolvidos voláteis, sólidos suspensos totais, sólidos totais fixos, sólidos totais voláteis, NTK, NO 3 -N, NO 2 -N, NH 3 -N e fósforo total. Os resultados da sonda multiparâmetros mostram uma redução de até 86% de NO 3 -N na condição 7 (com ajuste de ph, dosagem de 730 ml de vinhoto e intermitência de aeração 15/20). Por meio da sonda também foi possível verificar que no início da queda de nitratos no efluente (breakpoint dos nitratos) o OD ficou próximo a 1,0 mg.l -1 e o ph próximo a 8,2. Já as análises laboratoriais mostraram que a condição 5, que funcionou com ajuste de ph e sob intermitência de aeração 15/15, apresentou melhores resultados na remoção de DBO 5, DQO, NTK e NH 3 -N (84%, 63%, 66% e 59%, respectivamente). Verificou-se, desta forma, que a dosagem de vinhoto não foi essencial para a remoção de nitrogênio e mesmo sem a dosagem de alcalinizante, o desempenho do sistema foi satisfatório quanto à remoção de nitrogênio e carga orgânica. Palavras-chave: esgoto sanitário, tratamento de esgoto sanitário, reator UASB, reator SBR, remoção de nitrogênio. 7

8 ABSTRACT Intending to promote biological removal of nitrogen and carbon in wastewater, this paper verifies the operation of an anaerobic-aerobic combined system (UASB and SBR) in eight different environmental conditions. In the first condition, air was continuously provided during the reaction. Under the following conditions, intermittent aeration times have been adopted ranging from 30 min on / 10 min off, 15 min on / 15 min off and 15 min on / 20 min off, with and without ph adjustment, with and without vinasse dosage. This vinasse was given by a close distillery, and aimed to provide external organic load to the system, to improve denitrification process. By a multi parameter probe used inside SBR were measured and stored temperature, ORP, ph, DO, conductivity, total dissolved solids, salinity and nitrates data. Physicalchemical parameter of BOD 5, COD, CODsol, fixed dissolved solids, dissolved solids volatile, total suspended solids, total fixes solids, total volatile solids, TKN, NO 3 -N, NO 2 -N, NH 3 -N and total phosphorus were analised.the results of multi parameter probe showed reduction up to 86% of NO 3 -N in condition 7 (with ph adjustment, dosage of 730 ml of vinasse and intermittent aeration 15/20). Multi parameter probe also showed that at nitrates breakpoint DO was 1,0 mg.l -1 and ph 8,2. The results of physical-chemical analyses show that condition 5, which worked with ph adjustment and under intermittent aeration 15/15, showed better results on removal of BOD 5, COD, TKN and NH 3 -N (84%, 63%, 66% and 59%, respectively). Thereby, vinasse dosage was not essential for nitrogen removal and even without alkalizing dosage, operation of the system was satisfactory on nitrogen and organic load removal. Keywords: wastewater, wastewater treatment, UASB reactor, SBR, nitrogen removal. 8

9 LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS A: Área superficial BOD: Biochemical oxygen demand CONAMA: Conselho nacional do meio ambiente C1: Concentração inicial de DBO 5 no reator C2: Concentração final de DBO 5 no reator COD: Chemical oxygen demand CHV: Carga hidráulica volumétrica COV: Carga orgânica volumétrica D: Diâmetro DBO 5 : Demanda bioquímica de oxigênio DQO: Demanda química de oxigênio DQORB: Demanda química de oxigênio rapidamente biodegradável EDBO: Eficiência de remoção de DBO EDQO: Eficiência de remoção de DQO ETE: Estação de tratamento de efluentes FATMA: Fundação do meio ambiente Fb: Fração biodegradável de SSTA Hench: Altura de enchimento Hlodo: Altura de lodo Htrans: Altura de transição Htot: Altura total Hu: Altura útil IBGE: Instituto brasileiro de geografia e estatística Kd: coeficiente de respiração endógena Lo: Carga afluente MBR: Membrane biological reactor N: Quantidade de amostras η: Eficiência de remoção NH 4 -N: Nitrogênio amoniacal NO 2 -N: Nitrito 9

10 NO - 3 : Íon nitrato NO 3 -N: Nitrato NT: Nitrogênio total NTK: Nitrogênio total Kjeldahl OD: Oxigênio dissolvido ORP: Oxidation-reduction potencial ph: Potencial hidrogeniônico P-total: Fósforo total Qm: Vazão média RBS: Reator sequencial em batelada RPA: Reator perfeitamente agitado S 0 : Concentração inicial S f : Concentração final SBR: Sequencial batch reactor SDF: Sólidos dissolvidos fixos SDV: Sólidos dissolvidos voláteis SST: Sólidos suspensos totais SSV: Sólidos suspensos voláteis STV: Sólidos totais voláteis Tativ: Tempo ativo TKN: Total Kjeldahl nitrogen TDH: Tempo de detenção hidráulica Treac: Tempo de reação Trepous: Tempo de repouso Tretir: Tempo de retirada Tsed: Tempo de sedimentação Ttot: Tempo total do ciclo UASB: Upflow anaerobic sludge blanket V: Volume V1: Volume inicial no reator V2: Volume final no reator Vel: Velocidade superficial Vench: Volume de enchimento Vreac: Volume de reação 10

11 Vtrans: Volume de transição Vtot: Volume total Y: Coeficiente de produção celular 11

12 LISTA DE TABELAS Tabela 1 - Parâmetros de lançamento de efluentes Tabela 2 - Formas predominantes do nitrogênio em diversos estágios do tratamento de esgoto Tabela 3 - Concentrações de nitrogênio no esgoto bruto Tabela 4 - Resumo das condições operacionais avaliadas neste trabalho Tabela 5 - Concentração média do efluente da fossa Tabela 6 - Eficiência de remoção de DBO 5, DQO, NTK e NH3-N Tabela 7 - Variação de NO 3 -, ph e OD Tabela 8 - Valores de ph e OD no breakpoint dos nitratos

13 LISTA DE GRÁFICOS Gráfico 1 - Resultados obtidos na condição Gráfico 2 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 3 - Resultados obtidos na condição Gráfico 4 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 5 - Resultados obtidos na condição Gráfico 6 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 7 - Resultados obtidos na condição Gráfico 8 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 9 - Resultados obtidos na condição Gráfico 10 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 11 - Resultados obtidos na condição Gráfico 12 - Resultados obtidos na condição 6, incluindo o ponto Gráfico 13 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 14 - Resultados obtidos na condição Gráfico 15 - Resultados obtidos na condição 7, incluindo o ponto Gráfico 16 - Resultados da sonda obtidos na condição Gráfico 17 - Resultados obtidos na condição Gráfico 18 - Resultados da sonda obtidos na condição

14 LISTA DE FIGURAS Figura 1 - Princípio de um ciclo em reator em batelada sequencial Figura 2 - Processos de transformação em função do potencial redox Figura 3 - Estação piloto Figura 4 - Representação esquemática do sistema de tratamento Figura 5 - Esquema básico da estação piloto e pontos de coleta

15 SUMÁRIO 1 INTRODUÇÃO OBJETIVOS OBJETIVO GERAL OBJETIVOS ESPECÍFICOS REVISÃO BIBLIOGRÁFICA O TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO E A QUALIDADEDA ÁGUA NO PLANETA ASPECTOS LEGAIS DO LANÇAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO Reatores UASB Reatores SBR Combinação de sistemas anaeróbios e aeróbios FORMAS DE NITROGÊNIO EM CORPOS D'ÁGUA REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO Nitrificação Desnitrificação REMOÇÃO BIOLÓGICA DA MATÉRIA CARBONÁCEA REATOR COM CICLOS ALTERNADOS MATERIAIS E MÉTODOS PROCESSO DE TRATAMENTO CRITÉRIOS DE DIMENSIONAMENTO DAS UNIDADES DE TRATAMENTO Reator UASB Tanque Pulmão Reator SBR CONDIÇÕES OPERACIONAIS MONITORAMENTO DO SISTEMA Análises laboratoriais Coleta de dados em tempo real Cálculo da eficiência de remoção Tratamento de dados RESULTADOS CONDIÇÃO CONDIÇÃO CONDIÇÃO CONDIÇÃO CONDIÇÃO CONDIÇÃO CONDIÇÃO CONDIÇÃO RESUMO DOS RESULTADOS DISCUSSÃO CONCLUSÃO

16 8 RECOMENDAÇÕES REFERÊNCIAS

17 1 INTRODUÇÃO Com os recursos hídricos cada vez mais escassos, são fundamentais ações que visem o consumo consciente e a conservação dos mesmos. Conforme dados do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE, 2011), entre os anos 2000 e 2008, ocorreu um avanço no número de municípios cobertos pelo esgotamento sanitário em todas as regiões do Brasil. Mas apesar da melhora constatada neste período, o esgotamento sanitário tem sido um ponto de preocupação para o país, pois ainda é o serviço que apresenta menor abrangência municipal. Em municípios com menos de 50 mil habitantes, por exemplo, apenas 45,7% dos domicílios possuem acesso à rede de esgoto. É importante ressaltar que, deste número, nem todo o efluente coletado é encaminhado para tratamento adequado. Conforme a Agência Municipal de Regulação dos Serviços de Água e Esgotos de Joinville (AMAE, 2011), apenas 14,5% da população urbana do município é atendida por rede coletora e tratamento de esgoto. A principal estação de tratamento é a ETE Jarivatuba, que opera desde 1989 com o processo de lagoas de estabilização, sendo o sistema composto por duas lagoas anaeróbias, uma facultativa e três de polimento. Mas nem sempre o tratamento por lagoas de estabilização é capaz de remover satisfatoriamente a matéria orgânica do efluente e de eliminar a presença de nutrientes, como nitrogênio e fósforo, causando ainda um impacto no corpo receptor. A não eliminação do nitrogênio, por exemplo, em uma estação de tratamento, pode resultar no consumo de OD no corpo d agua receptor, apresentar efeitos tóxicos e eutrofização do meio aquático. Diante dessa grave situação, é fundamental desenvolver tecnologias cada vez mais eficientes para o tratamento de esgoto sanitário, focando, principalmente, em sistemas com custos de implantação e operação menores. A característica biodegradável dos efluentes domésticos torna a utilização de sistemas biológicos de tratamento mais adequado em função da economia e 17

18 operacionalidade. O tratamento de líquidos com elevado teor de matéria orgânica biodegradável pode ser realizado através de sistemas biológicos aeróbios, anaeróbios ou uma combinação destes dois processos (OLIVEIRA et al., 2011). Em locais de clima quente, processos de tratamento anaeróbios são bem aceitos, podendo ser complementados com pós-tratamento para remoção de nitrogênio e fósforo. A temperatura afeta fortemente as taxas dos processos de conversão anaeróbia, por isso, é interessante que estes reatores sejam operados com temperatura ambiente superior a 20 C (OLIVEIRA et al., 2011). Reatores anaeróbios, como por exemplo, os reatores de fluxo ascendente - Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) apresentam vantagens por ser um sistema compacto; com baixo custo de implantação e operação; baixa produção de lodo; baixo consumo de energia; remoção de DQO e DBO 5 da ordem de 65 a 75%, respectivamente, possibilidade de reinício rápido (mesmo após longas paralisações) e elevada concentração e boa desidratabilidade do lodo excedente (CHERNICHARO, 2007). Mas embora as vantagens sejam muitas, Chernicharo (2007) também cita algumas desvantagens do processo, tais como: possibilidade de emanação de maus odores, baixa capacidade do sistema em tolerar cargas tóxicas, elevado intervalo de tempo necessário para a partida do sistema (de 4 a 6 meses, quando não utilizado inóculo) e, em geral, necessidade de uma etapa de pós-tratamento para enquadramento nos padrões estabelecidos pela legislação ambiental. Desta forma, tem-se estudado a combinação de processos anaeróbioaeróbio, com o intuito de explorar as vantagens de cada um deles e garantir o atendimento aos padrões de lançamento de efluentes. Esta opção consome menos energia, produz menos lodo e possui operação menos complexa (CHERNICHARO, 2007). Como já citado anteriormente, especialmente em climas quentes, a aplicação de tratamentos combinados anaeróbios e pós-tratamento para a remoção de carga orgânica e nitrogênio e/ou fósforo é muito vantajosa. Uma forma de tratamento muito utilizada para complementar o tratamento anaeróbio é o processo de lodos ativados, que possui ótimo desempenho, quando bem operado. 18

19 O sistema de lodos ativados é um processo biológico amplamente utilizado para o tratamento de esgoto doméstico, no qual o efluente de entrada fornece substrato para a biomassa se desenvolver no tanque de aeração. Neste reator, ocorrem as reações bioquímicas de remoção de matéria orgânica e também da matéria nitrogenada, quando dimensionado para tal fim (SANTOS, 2009). O sistema necessita de um decantador secundário para a remoção de sólidos. A partir da década de 80, se deu início ao estudo mais aprofundado de sistemas de lodos ativados por batelada. Conforme Von Sperling (2002), o princípio do processo de lodos ativados com operação intermitente consiste na incorporação de todas as unidades de processo e operação normalmente associadas ao tratamento convencional de lodos ativados, em um único tanque. Utilizando um tanque único, esses processos e operações passam a ser simplesmente sequências no tempo, e não unidades separadas como ocorre nos processos convencionais de fluxo contínuo. Em apenas um reator, ocorrem todas as etapas de tratamento através do estabelecimento de ciclos de operação com durações definidas. Este tipo de reator possui grande potencial de aplicação, em especial quando se deseja remover nutrientes do efluente. Nos últimos anos, os reatores em batelada têm sido modificados para se alcançar a nitrificação, desnitrificação e remoção biológica de fósforo. As modificações podem ser tanto na forma de operação do sistema (alimentação escalonada ou não), quanto na sequência e duração dos ciclos (VON SPERLING, 2002). Moraes et al. (2013), afirmaram que reatores SBR têm sido muito utilizados para promover a nitrificação e desnitrificação, operando basicamente com períodos de enchimento, reação, decantação e descarte. No entanto, modificações na forma de alimentação e aplicação de aeração intermitente estão sendo cada vez mais utilizadas para otimizar a remoção de nitrogênio. Iamamoto (2006) e Santos (2009) afirmaram que para a remoção de nitrogênio é necessário que o efluente possua carbono orgânico suficiente para fornecer energia para a conversão a nitrogênio gasoso pelas bactérias. Quando a matéria orgânica afluente não é suficiente para suprir a demanda das bactérias, 19

20 fonte externa de carbono pode ser adicionada para melhorar o processo. Zilz et al. (2014) citam fontes de carbono como o metanol. Etanol, glicose, acetato e melaço de cana. Neste trabalho foi adicionado o vinhoto, proveniente de um alambique da região. Iamamoto (2006) destacou que, além da remoção de nitrogênio, a incorporação de uma fase não aerada durante o período de reação oferece muitas vantagens, como a economia de energia, menor produção de lodo (quando comparada ao sistema de lodos ativados convencional) e ph estável devido à desnitrificação. Outra vantagem, citada por esse mesmo autor, é que, com a alternância de condições ambientais (anóxico e aeróbio), a microbiota do lodo, ao se ajustar à situação, desenvolve a habilidade de tomar substrato solúvel e estocar internamente para utilização durante o período de escassez. Assim, também se evita o crescimento indesejado de organismos filamentosos, pois estes são mais sensíveis às alterações no processo. Sendo assim, neste trabalho, pretendeu-se avaliar a utilização de um sistema combinado (anaeróbio-aeróbio), composto por um reator UASB e um reator do tipo Sequential Batch Reactor (SBR) com ciclos alternados e em diferentes condições ambientais para tratamento de esgoto sanitário, buscando, principalmente, a melhoria da remoção biológica de nitrogênio. 20

21 2 OBJETIVOS 2.1 OBJETIVO GERAL Avaliar o funcionamento de um sistema combinado anaeróbio-aeróbio, (reator UASB seguido de um reator SBR), para a remoção biológica de nitrogênio de esgoto sanitário, com o controle de condições operacionais. 2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS Avaliar a eficiência do sistema para nitrificação e desnitrificação de esgoto sanitário, em diferentes condições operacionais; Avaliar a eficiência do sistema para remoção de matéria orgânica; Verificar o ph ótimo para a nitrificação e desnitrificação; Avaliar a eficácia da adição de fonte externa de carbono proveniente de alambiques da região (vinhoto); Verificar os parâmetros operacionais que promovam as melhores condições para a remoção biológica de nitrogênio do esgoto sanitário. 21

22 3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 3.1 O TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO E A QUALIDADE DA ÁGUA NO PLANETA A água cobre aproximadamente 70% do planeta, o que a torna um dos recursos naturais mais abundantes. Mas apenas uma parcela desta água pode ser usada para o consumo humano e mesmo parecendo de oferta ilimitada, quanto maior o crescimento econômico e populacional, menor o respeito ao ciclo natural da água. A consequência disto é que ela acaba se tornando imprópria para consumo e cada vez mais escassa (BARROS, 2008). O esgotamento sanitário ainda é o serviço que apresenta a menor taxa de cobertura. Apenas 40% da população brasileira é atendida por rede de esgoto sanitário, sendo que as regiões norte e nordeste registram valores muito abaixo da média nacional, 2,8 e 17,7%, respectivamente. (IBGE, 2011). De acordo com Costa (2005, apud MAGNA 2008) a degradação dos recursos hídricos reflete da falta ou ineficiência na coleta e tratamento das águas residuárias, inapropriada destinação dos resíduos sólidos, desperdício e falta de conscientização ambiental da população, etc. O lançamento de efluente não tratado, ou com baixa qualidade de tratamento, em corpos d'água leva a uma deterioração crescente dos recursos hídricos. O esgoto sanitário lançado indiscriminadamente contribui com a poluição por substâncias orgânicas e por nutrientes (Nitrogênio e Fósforo), sendo que o principal agravante do lançamento de nutrientes em corpos d'água é a eutrofização. De acordo com estudos de Mota et al. (2009), a eutrofização pode causar danos aos corpos receptores, como: problemas estéticos e recreacionais; condições anaeróbias no fundo do corpo d água ou nele como um todo; eventuais mortandades de peixes; maior dificuldade e elevação nos custos de tratamento de água; problemas com o abastecimento de águas industriais; toxicidade das algas; 22

23 modificação a qualidade e quantidade de peixes de valor comercial; redução na navegação e capacidade de transporte. A amônia ainda pode causar problemas de toxicidade aos peixes e implicar em consumo de oxigênio dissolvido, e os nitratos podem contaminar águas subterrâneas, causando problemas de saúde pública (metamoglobinemia). Em consequência deste fato, nas últimas décadas, cresce a consciência de que a remoção dos nutrientes das águas residuárias é uma medida importante para preservar a qualidade dos corpos de água receptores de efluentes de sistemas de tratamento (MOTA et al., 2009). Há, então, necessidade de se buscar alternativas de tratamento de esgoto que promovam maior remoção de nutrientes, complementando os sistemas usuais de tratamento. 3.2 ASPECTOS LEGAIS DO LANÇAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO O Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), através da Resolução n 357, de 17 de março de 2005, atualizado pela Resolução n 430, de 13 de maio de 2011, dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes para seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes sanitários e de outras fontes poluidoras. As condições e padrões para lançamento de efluente de sistemas de tratamento de esgoto sanitário são estabelecidas na Seção III, Artigo 21, e neste destaca-se o limite de 120 mg.l -1 de DBO 5 ou remoção mínima de 60% nos sistemas de tratamento. A Resolução CONAMA 430/11 não limita o padrão de lançamento de nitrogênio e fósforo no tratamento de esgoto sanitário. No estado de Santa Catarina, a Lei N , de 13 de abril de 2009, institui o Código Estadual do Meio Ambiente, onde estão contidos os padrões e critérios para lançamento de efluentes, sejam eles de origem de estação de 23

24 tratamento de efluentes sanitários ou outras fontes poluidoras. Nela limita-se a concentração de fósforo total em 4,0 mg.l -1 ou remoção de 75%, quando lançado em trechos de lagoas, lagunas e estuários. A DBO 5 é limitada em 60 mg.l -1 ou 80% de remoção. A Lei estadual N /09 é mais restritiva que a Resolução CONAMA 430/11 na maioria dos parâmetros, mas ainda assim não estabelece limites para nitrogênio amoniacal. Percebe-se também que a Lei estadual restringe o lançamento de fósforo apenas quando feito em trechos de lagoas, lagunas e estuários, a 4,0 mg.l -1 ou 75% de eficiência de remoção, fato que não ocorre em âmbito federal. No município de Joinville/SC, os critérios de lançamento de efluentes sanitários na rede de drenagem pluvial, ou corpo hídrico, devem seguir as normas da Resolução N 001 de 2009 do Conselho Municipal de Meio Ambiente (COMDEMA), apresentadas na Tabela 1. Parâmetro Limite Coliformes termotolerantes (NMP/100mL) 2000 Óleos e graxas minerais (mg.l -1 ) 20 Óleos vegetais e gordura animais (mg/l) 30 Temperatura ( C) 40 ph Entre 6,0 e 9,0 DBO (mg.l mg.l -1 ou 80% de eficiência de ) remoção Oxigênio dissolvido (mg.l -1 ) > 2,0 Sólidos sedimentáveis (ml/l) 1,0 Sólidos totais dissolvidos (mg.l -1 ) 500 Fósforo total (mg.l -1 )* * Para lançamento em trechos de lagoas, lagunas e estuários. Fonte: COMDEMA 001/09. Tabela 1 - Parâmetros de lançamento de efluentes. 4,0 ou 75% de remoção 24

25 A Resolução COMDEMA 001/09 diz também que o parâmetro DQO (entrada e saída do sistema de tratamento) deverá ser apresentado ao órgão ambiental, mas sem estabelecer limites. Assim como a Lei estadual, referente à remoção de nutrientes (Nitrogênio e Fósforo), a Resolução do município de Joinville não limita os valores de lançamento de nitrogênio amoniacal, repetindo apenas a limitação no parâmetro fósforo, quando o lançamento ocorre em trechos de lagoas, lagunas e estuários. Coliformes termotolerantes, oxigênio dissolvido e sólidos totais dissolvidos são limitados apenas na esfera municipal. Apesar de nenhuma norma brasileira estabelecer a necessidade de remoção de nitrogênio em esgoto sanitário, em âmbito internacional a restrição existe. Em países como a França, por exemplo, em zonas de população equivalente entre e habitantes o limite de lançamento de nitrogênio total é de 15 mg.l-1. Este valor diminui para 10 mg.l- em locais de população equivalente superior a habitantes (FERREIRA; TAVARES, 2013). Já nos Estados Unidos a recomendação do limite de nitrogênio amoniacal em um corpo d água não deve ultrapassar 17 mg.l-1 para caracterizá-lo como de boa qualidade (EPA, 2013) 3.3 SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO O tratamento biológico de esgoto reproduz, de certa forma, os processos naturais que ocorrem no meio hídrico após o lançamento de efluentes. Nestes, através do processo de autodepuração, a matéria orgânica é convertida em produtos mineralizados inertes por mecanismos naturais. Em uma estação de tratamento de esgoto o mesmo processo ocorre, só que de forma controlada e em taxas mais elevadas (VON SPERLING, 2003). Nos últimos anos, verifica-se a necessidade de que as estações de tratamento possuam plantas compactas, com operação estável, com baixo impacto 25

26 ambiental, além de nível de odor e ruído não significativo. Processos anaeróbios e aeróbios vêm se desenvolvendo para atender a necessidade de tratamento do esgoto sanitário, visando principalmente a remoção de matéria orgânica e nutrientes. Neste cenário, reatores UASB e reatores do tipo lodos ativados se apresentam como boa alternativa para o tratamento de esgoto sanitário Reatores UASB O reator UASB é um reator de fluxo ascendente, com separação da fase gasosa, líquida e sólida. As bactérias do esgoto formam uma manta de lodo no interior do reator, onde se processa a digestão anaeróbia. O esgoto, ao entrar no fundo do reator, atravessa esta manta de lodo, onde a atividade das bactérias anaeróbias é intensa. Além do separador de fases (zona de decantação e câmara de coleta de gases), o dimensionamento do reator UASB deve prever ainda uma zona de sedimentação e uma zona de acumulação de gases. Na zona de sedimentação, conforme Jordão e Pessôa (2005), o esgoto penetrado pela abertura da parte inferior alcança os vertedores de superfície, com velocidade ascensional adequada para a sedimentação dos sólidos e flocos, os quais retornam pela abertura das paredes para a zona de transição e de digestão. A zona de acumulação de gás fica na parte superior do reator, onde o gás é coletado e eventualmente aproveitado. De acordo com Neto (1997), o reator UASB, com distribuição do esgoto em vários pontos do fundo do reator e com separador de fases (decantador e defletor de gases) na parte superior, foi desenvolvido no final da década de 70. São sistemas com boa aplicação em países de clima tropical, já que a atividade das bactérias anaeróbias está intimamente ligada à temperatura. Abaixo de 20 C a atividade deste tipo de bactéria é muito baixa (CHERNICHARO, 2007). 26

27 Atualmente, no Brasil, os reatores UASB são utilizados praticamente em todos os estados, principalmente no Paraná. A ETE Atuba Sul é a maior estação de tratamento anaeróbia de esgoto deste estado, atendendo cerca de 580 mil habitantes em 14 bairros em Curitiba e parte dos municípios de Pinhais e São José dos Pinhais (SANEPAR, 2013). A Sanepar ainda destaca que este tipo de estação não precisa de energia suplementar (a não ser nas estações elevatórias) e que produz biogás, que pode ser utilizado como combustível, além de não requerer amplo espaço físico. A biodegradação anaeróbia depende de uma população microbiana diversificada e estável. Estes micro-organismos degradam a matéria orgânica, transformando-a em metano e dióxido de carbono. Após alguns meses de operação, ocorre o desenvolvimento de um leito de lodo bastante concentrado junto ao fundo do reator. Acima do leito de lodo, desenvolve-se uma zona de crescimento bacteriano mais disperso (manta de lodo), em que os sólidos apresentam velocidades de sedimentação mais baixa. O sistema é auto misturado pelo movimento ascendente das bolhas do biogás e do fluxo do efluente. A remoção do substrato ocorre através de todo o leito e da manta de lodo, embora seja mais pronunciada no leito de lodo (CHERNICHARO, 2007). Conforme Neto (1997) e Chernicharo (2007), nos reatores UASB, devido às condições hidráulicas impostas, os sólidos suspensos são na sua maior parte retidos no reator. Os micro-organismos agrupam-se em flocos ou grânulos sedimentáveis e assim forma-se uma camada espessa de lodo que funciona como meio filtrante, aumentando a eficiência na retenção dos sólidos, que são ali biodegradados. A retenção dos sólidos é ajudada pela filtração no próprio leito de lodo, moderadamente expandido (baixa velocidade). Como o fluxo se dá através do leito de lodo, a matéria orgânica solúvel sofre, também a ação dos micro-organismos presentes no leito em alta concentração. Ocorre, portanto, a retenção dos sólidos e a remoção de matéria orgânica. Campos et al. (2005), dizem que o reator UASB dispensa o uso de materiais de enchimento por desenvolver e reter a biomassa concentrada e de alta 27

28 atividade metanogênica, principalmente na parte inferior, na forma de grânulos e flocos densos. Esta zona é denominada de zona de reação ativa. Estes autores trabalharam com um reator UASB para tratar efluente de suinocultura, com valor médio de DQO, ST e STV de 1806 mg.l -1, 1810 mg.l -1 e 1240 mg.l -1, respectivamente. As eficiências de remoção foram de 84% para DQO, 58% para ST e 73% para SVT. O tempo de detenção hidráulica do reator era de 30 horas. A pesquisa mostrou bons resultados para este tipo de reator, nas condições impostas. Apesar dos bons resultados apresentados pelos reatores UASB ao longo dos últimos anos, processos anaeróbios ainda liberam efluentes com materiais residuais, tais como matéria orgânica, nutrientes, sólidos suspensos e organismos patogênicos. Geralmente o efluente proveniente de um reator anaeróbio ainda necessita uma etapa complementar de tratamento, para deixá-lo no padrão de qualidade exigido pela legislação ambiental. Dentre as inúmeras alternativas possíveis, os sistemas aeróbios destacam-se como sistema complementar ao reator UASB Reatores SBR Nos reatores em batelada, a oxidação biológica e a decantação secundária são realizadas em um mesmo tanque, ficando a massa biológica retida durante todos os ciclos, eliminando a necessidade de decantadores e elevatórias de recirculação de lodo. O SBR foi descoberto por Ardem e Lockett em 1914 (CYBIS et al., 1997, COSTA, 2005), mas devido à falta de condições tecnológicas na época, teve que ser abandonado, vindo a ressurgir com o avanço tecnológico. Foi a partir da década de 70 que essa tecnologia de tornou mais difundida e aplicada, principalmente devido ao desenvolvimento de sistemas de automação 28

29 para controle do processo e ao melhor conhecimento e confiança no sistema. A necessidade de automação era considerada até então uma desvantagem, até que se intensificaram os estudos nesta área, permitindo uma operação estável do sistema sem a necessidade de presença de um operador (COSTA, 2005). Conforme Rubino et al. (2003), os ciclos normais de um reator aeróbio em batelada englobam as etapas de: 1) enchimento (entrada do efluente bruto ou decantado no reator); 2) reação; 3) sedimentação (sedimentação e separação dos sólidos em suspensão do esgoto tratado) e 4) esvaziamento (retirada do efluente tratado). A Figura 1 apresenta o princípio de um ciclo em um reator em batelada sequencial. Figura 1 - Princípio de um ciclo em reator em batelada sequencial. Fonte: Costa, Irvine e Bush (1979) apud Cybis e Pinto (1997) ainda acrescentam a estas quatro fases uma quinta fase, de descanso. Todas as fases são operadas sequencialmente, em regime de batelada. Os objetivos de cada fase são mais bem detalhados por Costa (2005): Enchimento: pode ser estático, misturado ou aerado, dependendo do objetivo do tratamento. O estático resulta no mínimo de energia inseria e alta concentração de substrato até o final do enchimento. O com mistura resulta na desnitrificação, quando os nitratos estão presentes, uma subsequente redução de demanda de oxigênio e 29

30 da energia inserida. Neste caso, a concentração de substrato, oxigênio dissolvido e nitratos variam durante o período de enchimento. O enchimento com aeração resulta no começo da reação aeróbia. Reação: tem como objetivo completar as reações iniciadas na fase de enchimento, sendo realizada com mistura completa, em condições anóxicas, anaeróbias ou aeróbias. Decantação: fase semelhante ao que acontece em clarificadores de tratamentos biológicos, onde ocorre a separação sólido-líquido. A separação geralmente é mais eficiente em reatores em batelada do que em decantadores contínuos. Descarga: retirada do efluente tratado do sistema. Cybis e Pinto (1997) ainda apresentam uma série de vantagens do SBR, como: flexibilidade de ajuste no tempo necessário para as reações ocorrerem e nas condições de operação; a reação ocorre num único tanque, reduzindo custos de capital e operação; descarta a necessidade de reciclo de lodo, economizando bombas de reciclo; evita-se o arraste dos micro-organismos do reator biológico, onde as bactérias autotróficas crescem mais lentamente. Também apresentam vantagens em relação aos sistemas contínuos, especialmente onde o efluente é produzido em curto espaço de tempo, onde existam variações significativas de vazões ou de cargas orgânicas, ou onde se deseja remover nitrogênio e fósforo. Ainda como vantagens, Betto et al. (2013) citam o mínimo espaço requerido, a facilidade de gestão e a possibilidade de modificações durante a fase experimental. Uma desvantagem do sistema é que o efluente é descartado de forma pontual, a cada término de ciclo, o que pode acarretar um choque de carga no corpo receptor (COSTA, 2005). Apesar do avanço na operação do SBR, a definição do ciclo operacional ainda consiste numa tarefa empírica, baseada em estudo e experiência de alguns pesquisadores e em dados obtidos em testes bem-sucedidos em estações em escala real (CYBIS et al., 2006). 30

31 Na pesquisa realizada por Cybis et al. (2006), utilizou-se uma hora para enchimento estático, quatro horas para reação aeróbia, uma hora para sedimentação, quinze minutos para esvaziamento e uma hora e quarenta minutos para esvaziamento. O controle de cada fase era realizado por um microcomputador ligado às bombas peristálticas (utilizada para enchimento), à bomba de aeração e ao sistema de agitação. Betto et al. (2013), para tratar efluente de uma indústria de vegetais congelados, utilizaram um tempo de aeração de 6 horas e sedimentação de 40 minutos. A fase de repouso entre uma batelada e outra era de 17 horas, com a biomassa mantida em aeração constante durante este período. Von Sperling (2005) lembra que a nitrificação ocorre quase que sistematicamente nas estações de lodos ativados operando nas nossas condições de elevada temperatura, razão pela qual os projetos devem levar em consideração a sua ocorrência, principalmente na estimativa dos requisitos de oxigênio. Cybis et al. (2003), lembram que a remoção de nitrogênio em efluentes com baixa DQO é comprometida pela falta de matéria orgânica no processo de desnitrificação em sistemas de fluxo contínuo. Assim, a estabilidade operacional do sistema é prejudicada com a perda de lodo no decantador secundário, devido à flotação. Em reatores SBR, é possível suprir a deficiência do sistema continuo sem a necessidade de fonte externa de carbono para a desnitrificação. O desempenho de deles na remoção de nitrogênio está associado à liberação de compostos orgânicos solúveis decorrentes do processo endógeno na fase anóxica. Também é considerada a contribuição da hidrólise de compostos orgânicos de degradação lenta. Estas formas de doadores de elétrons são imprescindíveis para a ocorrência da desnitrificação no SBR. Mota et al. (2009) apontam o crescimento do uso de reatores unitários para a remoção de nitrogênio, já que o desempenho do sistema para este fim é regular, quando a concentração de OD é controlada. O modo sequencial, em especial, produz uma variedade de ambientes, facilitando a utilização para diferentes objetivos operacionais, tais como: remoção de 31

32 carbono, remoção de sólidos suspensos, nitrificação, desnitrificação e remoção de fósforo, como já mencionado. Cybis et al. (2004), avaliaram a eficiência e estabilidade de um SBR na remoção de nitrogênio de um efluente doméstico, com baixa DQO. O valor médio para este parâmetro foi de 257 mg.l -1. A pesquisa revelou remoção média de 88% de nitrogênio total, o que indicou que é possível utilizar um SBR para remover nitrogênio de efluentes de baixa carga, sem adição de fonte externa de carbono. Em sistemas contínuos, a remoção de nitrogênio em efluentes com baixa DQO é comprometida pela falta de matéria orgânica para o processo de desnitrificação. Todavia, Cybis et al. (2004), acreditam que a eficiência em seu estudo foi alcançada a partir da contribuição de matéria orgânica liberada do processo endógeno na fase anóxica e da hidrólise de compostos orgânicos de degradação lenta, que ocorre em reatores sequenciais em batelada. Cybis et al. (2006), também estudaram o tempo necessário para oxidação da matéria orgânica facilmente biodegradável em um reator SBR com enchimento estático e verificou tempos médios de 0,83, 0,83, 1,17 e 1,54 horas para idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias, respectivamente. Costa (2005) avaliou o funcionamento de reatores em batelada sequencial em operação durante 10 meses, quanto à remoção biológica de carbono, nitrogênio e fósforo e concluiu ser este um bom sistema para tratamento de esgoto sanitário, visto que os resultados atenderam a legislação federal e estadual de Santa Catarina. Com carga orgânica aplicada variando entre 0,33 e 2,14 kgdqo/m³.dia e tempo de retenção hidráulica nos reatores variando entre 4 e 12 horas, Costa (2005) obteve eficiência média de 78,2% para a remoção de DQO total, desnitrificação variando entre 30 e 86,2% de eficiência e biodesfosfatação entre 22,2 e 77,9%. Apenas 30% de todas as amostras coletadas do efluente final apresentaram concentrações de amônia acima de 5,0 mg.l -1 e em termos de DBO 5 o valor não ultrapassou 27,6 mg.l -1. Betto et al. (2013), realizaram uma pesquisa sobre o tratamento de efluente de uma indústria de vegetais congelados em um SBR, verificando o efeito da concentração de SSV, DQO e aeração na remoção de carbono e nitrogênio. As 32

33 concentrações de SSV variaram entre 2000 mg.l -1 e 4000 mg.l -1, DQO entre 300 e 600 mg.l -1 e quantidade de aeração entre 3 e 6 L/min. A maior eficiência obtida de DQO foi de 88% e NTK de 74,9%, com as condições iniciais de 600 mg.l -1, 4,5 L/min e mg.l -1 para DQO, aeração e SSV, respectivamente. O ph médio no reator durante os experimentos foi de 7,13 e a temperatura de 18,8 C. Hoffmann et al. (2004), operaram um SBR piloto com volume para atender de 6 a 8 pessoas, realizando três ciclos por dia, com esgoto sanitário pré-tratado em um tanque séptico. O enchimento foi escalonado para aperfeiçoar a desnitrificação. Ao final do tratamento, o efluente apresentou concentração de DQO de mg.l - 1, sólidos suspensos abaixo de 15 mg.l -1 e DBO 5 inferior a 10 mg.l -1. Foi dosado cal para manter a estabilidade do processo. A desnitrificação ficou em 50-75%. Iamamoto (2006) trabalhou com um reator SBR, inicialmente com ciclos alternados anóxico/aeróbio, com 2,0 horas de duração cada um, visando a remoção de nitrogênio em um efluente (esgoto sintético) com alta carga de nitrogênio amoniacal (125, 250 e 500 mg.l -1 ) e em condições de oxigênio dissolvido de 2,0 mg.l -1 dentro do reator. Obteve remoção de nitrogênio de 87% e 84% para a concentração inicial de 125 e 250 mg.l -1, respectivamente, e não obteve bons resultados para a concentração inicial de 500 mg.l -1. Em função disto, alterou os ciclos para 2,0 horas anóxico e 9,0 horas aeróbio, com concentração média de OD de 2,8 mg.l -1 e obteve eficiência de 94% de remoção de nitrogênio, na concentração de 500 mg.l -1. A alternância entre fases anóxicas e aeróbias em reatores SBR, faz com que predominem no sistema organismos que têm a capacidade de utilizar outros ânions inorgânicos como aceptores de elétrons. Então, na ausência de oxigênio, os micro-organismos passam a utilizar nitratos em sua respiração (VON SPERLING, 2002). Moraes et al. (2013), também afirmam que a incorporação de uma fase anóxica durante a reação pode melhorar a remoção de nitrogênio, pois durante este período ocorre o esgotamento do oxigênio dissolvido, de maneira que as formas oxidadas de nitrogênio diminuem. 33

34 Desta forma, com a ausência de oxigênio dissolvido no efluente, os nitratos (ou nitrito) são reduzidos para oxigênio molecular por micro-organismos heterotróficos, que utilizam os nitratos/nitritos como aceptor de elétrons em substituição ao oxigênio. O nitrogênio é eliminado da fase líquida através do desprendimento na forma de gás Combinação de sistemas anaeróbios e aeróbios A boa eficiência apresentada por reatores anaeróbios e aeróbios isoladamente torna ainda mais interessante a combinação de ambos os processos, para aproveitar as vantagens de cada um deles e obter melhor desempenho no sistema de tratamento. Sobrinho et al. (2002), utilizaram um piloto formado por reator UASB seguido de lodos ativados com aeração prolongada para tratar o efluente industrial de uma tinturaria têxtil. O piloto era alimentado com efluente proveniente do tanque de equalização, que era parte da planta de tratamento existente naquela indústria. O efluente equalizado tinha característica usual de temperatura entre 27 C e 35 C, ph entre 7 e 9, DBO 5 entre 200 e 300 mg.l -1, DQO entre 800 e 1000 mg.l -1, N-NTK entre 30 e 40 mg.l -1 e cor entre 1100 e 1700 mg.l -1. O objetivo da pesquisa era remover cor e nitrificar o efluente industrial com o sistema anaeróbio-aeróbio. O tempo de detenção de cada um dos reatores era de 10 horas. A planta piloto apresentou bons resultados na remoção de cor, que ocorreu principalmente na fase anaeróbio do tratamento, com eficiência global entre 90 e 98%. O sistema também foi eficiente na remoção de NTK, mostrando eficiência acima de 96%. A remoção de DQO e DBO 5 também obteve bons resultados, apresentando eficiência de 90% e 95%, respectivamente. Freire et al. (1999), trabalharam com um sistema combinado de UASB e lodos ativados convencional e alcançou remoção de DQO variando de 68 a 85% no 34

35 UASB, 23 a 51% para o sistema de lodos ativados e de 85 a 93% para o sistema conjugado, utilizando TDH de 4,0 horas no reator UASB e 2,8 horas no reator de lodos ativados. Oliveira et al. (2011), avaliaram o funcionamento de dois reatores UASB, operando em série, seguido de um reator SBR, para tratamento de efluente de suinocultura, variando os tempos de detenção dos UASB em 28 e 11 horas para o primeiro e 14 e 6 horas para o segundo, e 1 e 2 ciclos para o SBR (24 horas e 12 horas de ciclo operacional). As maiores eficiências ocorreram com os maiores tempos de detenção, ficando entre 93 a 97% para DQO total, 92 a 98% para SST, 57 a 78% para P-total, 71 a 88% para NTK, 68 a 85% para NT e 93,8 a 99,99% para coliformes termotolerantes. O sistema foi alimentado com efluente com concentração média de SST de 4427 a mg.l -1 ecov de 14,8 a 24,4 gdqo/l.d. Sousa e Foresti (1997) trabalharam com um sistema composto por UASB seguido de SBR e relacionam as seguintes vantagens: A produção de lodo por unidade de massa carbonácea afluente é menor do que em sistemas convencionais, implicando numa menor quantidade de lodo estabilizado com maior concentração, o que facilita o seu manuseio e destinação final; Para o tratamento se faz necessário construir apenas dois tipos de reatores (UASB e SBR), dispensando estruturas complexas normalmente utilizadas em processos convencionais, tais como decantadores, elevatórias para recirculação de lodo, etc.; Geralmente, reatores UASB com controle operacional adequado promovem remoção de DQO e DBO 5 superior a 70 e 80% respectivamente. Essa redução substancial de DBO 5 e DQO representa uma diminuição significativa na necessidade de oxigênio a ser fornecido no reator SBR. Em resumo, Sousa e Foresti (1997), concluíram que o sistema compete favoravelmente com o sistema aeróbio convencional sobre três fatores essenciais: menos consumo de oxigênio e, portanto, menos consumo de energia, menos produção de lodo excedente e considerável remoção de nutrientes. No sistema 35

36 combinado trabalhado por esses autores, foram obtidas eficiência de remoção de 90% de nitrogênio amoniacal e 96% de SSV, utilizando substrato sintético. 3.4 FORMAS DE NITROGÊNIO EM CORPOS D'ÁGUA O nitrogênio pode se apresentar em diversas formas e em diferentes estados de oxidação ao longo do seu ciclo em um processo de tratamento, como apresentado na Tabela 2. Forma Fórmula Estado de oxidação do nitrogênio Amônia NH 3-3 Íon amônio + NH 4-3 Nitrogênio gasoso N 2 0 Íon nitrito - NO Íon nitrato - NO Fonte: Von Sperling (2002). Tabela 2 - Formas predominantes do nitrogênio em diversos estágios do tratamento de esgoto. No esgoto doméstico bruto, as formas predominantes são o nitrogênio orgânico e a amônia, que somados constituem o Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) (VON SPERLING, 2002). A maior parte do NTK no esgoto doméstico tem origem fisiológica. As demais formas de nitrogênio são geralmente de menor importância no esgoto afluente a uma estação de tratamento (MOTA et al., 2009). Resumidamente, o NTK é o somatório da amônia e o nitrogênio orgânico, e o nitrogênio total (NT) é o somatório do NTK, nitrito (NO - 2 ) e nitrato (NO - 3 ). 36

37 Em um corpo d'água, a determinação da forma predominante do nitrogênio pode fornecer indicações sobre o estágio da poluição eventualmente lançada a montante. Se a poluição é recente, o nitrogênio estará basicamente na forma de nitrogênio orgânico ou amônia. Se antiga, o nitrogênio estará basicamente na forma de nitratos (desde que se tenha neste meio oxigênio suficiente para permitir a nitrificação, que é a oxidação da amônia em nitrito e o nitrito em nitrato) (MOTA et al., 2009). A Tabela 3 apresenta as concentrações usuais das formas de nitrogênio no esgoto bruto. Parâmetro Concentração (mg.l -1 ) Nitrogênio total Nitrogênio orgânico Amônia Nitrito 0 Nitrato 0-2 Fonte: Adaptado de Von Sperling (2002). Tabela 3 - Concentrações de nitrogênio no esgoto bruto. A amônia existe em solução tanto na forma de íon amônio (NH + 4 ) como na forma livre, não ionizada (NH 3 ). A distribuição entre as formas ocorre em função do ph. Quando o ph é menor que 8, praticamente toda a amônia está na forma de NH + 4. Quando o ph é igual a 9,5, a amônia está distribuída igualmente entre as duas formas. Quando o ph encontra valores acima de 11, praticamente toda a amônia está na forma de NH 3 (VON SPERLING, 2002). Em resumo, o equilíbrio da reação [NH 3 + H 2 O NH OH - ] é deslocado para a esquerda ou para a direita conforme o ph, favorecendo o predomínio do íon amônio ou da forma livre (GRAY, 2004). A importância ambiental da forma em que a amônia se encontra decorre do fato de que a amônia livre é tóxica. Mas pelos valores acima apresentados, 37

38 percebe-se que próximo a neutralidade (ph = 7), ph mais comum em corpos d'água, a amônia encontra-se praticamente toda na forma de NH + 4. Conforme Mota et al. (2009), a temperatura do líquido também influi nesta distribuição. Na temperatura de 25 C, a proporção da amônia livre em relação à amônia total é aproximadamente o dobro em relação à temperatura de 15 C. 3.5 REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NITROGÊNIO A remoção biológica de nitrogênio em sistemas de tratamento projetados para tal finalidade ocorre pelos processos de nitrificação e desnitrificação. O primeiro passo é a oxidação biológica da amônia para nitrato, através do nitrito, enquanto o segundo processo é a redução biológica de nitrato para nitrogênio molecular, usando-se material orgânico como redutor de elétrons (COSTA, 2005, IAMAMOTO, 2006) Nitrificação A nitrificação, que é a oxidação da amônia para nitrito e posteriormente para nitrato, envolve organismos autotróficos quimiossintetizantes, em especial as bactérias do gênero Nitrosomonas e Nitrobacter e requer a presença de oxigênio dissolvido. A energia para crescimento destes organismos autotróficos é derivada da oxidação de compostos inorgânicos de nitrogênio, principalmente íon amônio (NH + 4 ), nitritos e nitratos, usando o dióxido de carbono (CO 2 ) como fonte de carbono inorgânico para a síntese de novas células (IAMAMOTO, 2006). 38

39 A primeira evidência experimental de que a nitrificação era biológica foi dada por Schloesing e Muntz em 1877 (COSTA, 2005). O experimento consistiu em preencher um tubo longo com efluente de esgoto, cheio com areia esterilizada e carbonato de cálcio (CaCO 3 ) e depois de 20 dias verificaram que o íon amônio havia desaparecido e os nitratos estavam presentes. Estudos datados de 1878 revelaram que a nitrificação era um processo de duas etapas, envolvendo dois grupos de micro-organismos. Um grupo oxidava amônia para nitrito e o outro grupo oxidava nitrito para nitrato. A Equação 1 apresenta o primeiro passo da nitrificação, que é a oxidação da amônia para nitrito (nitritação). NH oxigênio Nitrosomon as ¾¾ ¾¾ NO H água energia 4 2 Equação 1 O íon hidrogênio liberado na nitritação ocasiona uma queda no ph do efluente, que deve ser controlada para que não haja redução ou inibição do processo de nitrificação. O ph ótimo para que a nitrificação ocorra é próximo à 7,5 (KIELING, 2004; VON SPERLING, 2002). Abaixo de 7,2 ou acima de 8,0 a velocidade de crescimento máxima das bactérias nitrificantes decresce, inibindo a transformação de nitrito a nitrato (VON SPERLING, 2002). O ph influencia a maior concentração da amônia na forma ionizada (amônio - NH + 4 ) ou na forma não ionizada (amônia livre - NH 3 ), sendo que a amônia livre inibe as bactérias oxidantes de amônia (IAMAMOTO, 2006). A alcalinidade é consumida pela oxidação de N-amoniacal (consumo de 8,64 mghco - 3 por mg de NH + 4 oxidado ou 7,14 mg CaCO - 3 ) e o valor de ph diminui se não houver meios de controle de ph (IAMAMOTO, 2006). A Equação 2 apresenta o segundo passo da nitrificação, que é a nitratação (oxidação do nitrito para nitrato). NO oxigênio Nitrobacte r ¾¾ ¾¾ NO energia 2 3 Equação 2 39