Configuração e condições de operação do sistema piloto

A investigação experimental foi realizada em escala piloto e desenvolvida no Laboratório de Saneamento da Escola Politécnica da Universidade de São Paulo (EP-USP), São Paulo. Foram postos em operação dois processos de lodo ativado de dimensões iguais - Reator 1 (RBS) e Reator 2 (MBSBBR) -, diferindo apenas pela introdução em um deles de suportes móveis para o desenvolvimento de biomassa aderida (MBSBBR). O sistema piloto que representou o processo MBSBBR recebeu anéis plásticos móveis do tipo Kaldnes^® com área superficial específica estimada em 310 m²/m³ que ocuparam 50% do volume útil do reator.

A Figura 1 mostra o arranjo experimental dos reatores, os principais equipamentos de controle e monitoramento, o ciclo operacional das bateladas sequenciais e o meio suporte utilizado no estudo.

Figura 1 - Visão geral dos reatores, equipamentos de controle/monitoramento empregados durante a investigação experimental nos reatores MBSBBR e RBS. 

Segundo o delineamento experimental proposto, os dois sistemas operaram simultânea e paralelamente para avaliação do desenvolvimento do processo de NDS conjunta com a remoção de P; a concentração de OD foi fixada na faixa de 0,3-0,8 mgO₂/L, conforme estudos realizados em sistemas de LAs operando com NDS - ^{Zhao et al. (1999}), ^{Peng & Qi (2007}), ^{Bueno (2011}; ²⁰¹⁶) e ^{Bueno et al. (2017}). O tempo do ciclo dos reatores foi baseado nos estudos realizados por ^{Münch et al. (1996}) e ^{Guo et al. (2007}), que operaram sistemas de SBR e MBSBBR visando à otimização dos processos de RBN. A operação do processo e o ciclo avaliado no presente estudo tiveram cinco períodos envolvidos:

O tempo total do ciclo foi de 360 min ou 6 horas, que resultou em quatro bateladas por dia durante 130 dias de estudo. Para garantir a mistura do lodo nos reatores, agitadores mecânicos eram acionados em todos os períodos - com exceção aos períodos de sedimentação e descarte, a rotação foi ajustada para 35-40 rpm. O controle dos períodos do ciclo foi feito por meio de um controlador lógico programável (CLP) da marca Arduino Uno^®, e a aeração nos reatores foi monitorada por meio de um respirômetro da marca Beluga, acoplado a um sensor de OD da marca Orion YSI, em que era possível o controle rigoroso da concentração de OD na faixa proposta e o registro dos dados em Excel. O esgoto sanitário que alimentou os reatores foi proveniente do Conjunto residencial da USP (CRUSP), São Paulo, recebendo tratamentos prévios de peneiramento, desarenação, remoção de gordura e decantação primária.

A Tabela 1 mostra as principais características do esgoto sanitário utilizado. O TRS foi controlado por meio da retirada diária do volume de lodo do tanque de aeração correspondente a 1/TRS. A perda de sólidos com o efluente final foi considerada insignificante. O TRS foi mantido em 12 dias, a fim de favorecer a RBP e observar o efeito no processo de nitrificação em idade do lodo reduzida. A Tabela 2 mostra o resumo das condições de operação dos reatores e as taxas de aplicação de carga orgânica (TCO_aplicada), nitrogenada (TCN_aplicada) e de fósforo (TCP_aplicada).

Aclimatação do lodo e análises laboratoriais

Para start-up do sistema, os reatores foram preenchidos com lodo biológico de um LA modificadodo tipo MBBR em operação instalado no Centro Tecnológico de Hidráulica da Escola Politécnica da Universidade de São Paulo (CTH-EP-USP), São Paulo. A aclimatação do sistema teve período de ≈ 30 dias, tendo condições estáveis, com taxa de remoção de DQO e de N superiores a 80% e biomassa aderida ao meio suporte em termos de SSV, superior a 5 gSSV/m². Os métodos analíticos utilizados foram os descritos no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (^{APHA; AWWA; WEF, 2005}).

As concentrações de NH₃, NO₂ ^-, NO₃ ^- e P foram quantificadas em um cromatógrafo de íons (Dionex-100, coluna ASCR2_mm e ­CSCR2_­mm). O método utilizado para caracterização do biofilme do meio suporte foi o descrito em ^{Campos (2014}). Como forma de comparação de desempenho das unidades em termos de DQO, N e P no esgoto tratado no período experimental (concentrações médias), utilizou-se a ferramenta de análise de variância (ANOVA-fator único) disponível no software Excel 2017.

Avaliação do desempenho dos reatores e remoção de material orgânico

A Tabela 3 mostra um resumo dos principais resultados da performance dos reatores, valores médios obtidos durante 110 dias de investigação experimental.

Durante a fase experimental, o pH no lodo biológico variou entre 6,4 e 7,7, no intervalo dos dias 1-60; a diminuição do pH em razão do processo de nitrificação e do período anaeróbio, em conjunto com o consumo de alcalinidade, levou à necessidade de se controlar rigorosamente o pH, que foi feito no intervalo dos dias 60-110. O ajuste do pH foi feito diariamente com hidróxido de sódio, e os valores médios foram de 7,3±0,3 - o efeito do ajuste é discutido com detalhes no item de remoção de material nitrogenado. As concentrações médias de DQO no esgoto tratado, durante o período experimental, foram de 58 ± 19 mg/L (DQO_total) e 35 ± 17 mg/L (DQO_solúvel), no reator MBSBBR, e de 68 ± 19 mg/L (DQO_total) e 47 ± 22 mg/L (DQO_solúvel), no reator RBS. Observa-se, na Figura 2, que durante todo o período experimental, ambos os reatores se mantiveram estáveis, e que as concentrações de DQO foram sempre menores que 110 mg/L. Esses resultados estão diretamente relacionados à eficiência dos reatores que, em média, foi de 91,1% (MBSBBR) e 89,5% (RBS).

Figura 2 - Série temporal - concentrações de demanda química de oxigênio total e solúvel obtidas durante o experimento. Valores médios no esgoto bruto e tratado nos reatores MBSBBR e RBS. 

Os valores de DQO apresentados na Tabela 3 são compatíveis aos obtidos em sistemas convencionais de LAs e MBBR, confirmando que foi possível manter uma biomassa em suspensão e aderida, em concentração suficiente para a realização da degradação dos compostos de material orgânico. As condições de operação com baixas concentrações de OD (0,3-0,8) mgO₂/L não afetaram o processo. Resultados similares foram obtidos no estudo de ^{Naseer et al. (2012}), em um sistema multifásico do tipo A²O, no qual se mostrou que a variação da concentração de OD, na faixa de 0,5 a 2,5 mgO₂/L, não apresenta efeito significativo na eficiência de remoção de matéria orgânica - as eficiências de DQO do estudo foi de 85 a 87%. Estudos recentes, em processos de LAs operados com baixa concentração de OD, realizados por ^{Bueno (2011}; ²⁰¹⁶) e ^{Bueno et al. (2017}), mostram que é possível obter elevada remoção de material orgânico, comumente superior a 90%, com estabilidade operacional.

Os resultados da utilização da ferramenta estatística são apresentados na Tabela 4. Os resultados do teste forneceram o maior valor de f _observado (4,58) quando comparado com o f _crítico (4,00), obtido da distribuição f de Fisher-Snedecor, com 1 e 60 graus de liberdade, e considerando o nível de 5% de significância. Nesse caso, pode-se concluir que as médias de DQO nas amostras do esgoto tratado nos reatores foram estatisticamente diferentes. Portanto, considera-se que não houve similaridade entre os valores médios, ou seja, apesar de os valores serem próximos, o estudo mostra que o reator de MBSBBR teve melhor desempenho, em termos de remoção de material orgânico. Em relação às concentrações de SSV, observam-se, na Tabela 2, valores médios de 3.104 ± 769 mg/L (MBSBBR) e de 2.710 ± 769 (RBS). A biomassa aderida na piloto com MBSBBR contendo meio suporte com área superficial de 310 m²/m³ resultou em valores médios de SSV na ordem de 5,5 ­gSSV/­m². Esses valores podem ser considerados inferiores aos obtidos em estudos similares, que estão na faixa de 8 a 15 gSSV/m² (^{Fujii, 2011}; ^{Fujii et al., 2013}; ^{Campos, 2014}; ^{Campos et al., 2017}). Nesse caso, seria necessária melhor avaliação da concentração de OD em concentrações mais elevadas de biomassa, pois poderia ter um déficit de OD para manter a estabilidade do processo de tratamento.

Em termos de SST no esgoto tratado, os valores apresentados na Tabela 3 mostram um efluente bem clarificado com concentrações de 46 ± 16 e 55 ± 24 mg/L. Com os resultados dos sólidos, foram realizados testes de índice volumétrico do lodo (IVL). Os resultados mostram valores elevados na ordem de 270 ± 110 mL/g. Valores similares são descritos nos estudos de ^{Bueno (2011}; ²⁰¹⁶) e ^{Bueno et al. (2017}), ^{Jin et al. (2003}), ^{Morgan-Sagastume & Allen (2003}), ^{Thauré et al. (2008}) e ^{Zhang et al. (2017}). Apesar de os valores serem elevados, não houve prejuízos na qualidade do esgoto tratado.

Nitrificação e desnitrificação simultânea nos reatores

Conforme mostra a Tabela 3, as concentrações médias de NTK e N-NH₃ no esgoto tratado, durante o período experimental, foram de 8,5 ± 6,2 mg/L (NTK) e 5,7 ± 5,6 mg/L (N-NH₃), no reator MBSBBR, e de 8,2 ± 7,7 mg/L (NTK) e 5,2 ± 5,0 mg/L (N-NH₃), no reator RBS. Observa-se, na Figura 3, que durante o período experimental houve episódios com picos de NTK e N-NH₃ de 26,0 ± 6,2 e 21,0 ± 5,6 mg/L e de 33,0 ± 7,7 e 26,9 ± 5,7 mg/L, nos reatores MBSBBR e RBS, respectivamente. Com exceção desses episódios, o esgoto tratato apresentou concentrações de N sempre inferiores a 20 mg/L. Analisando os resultados da série histórica apresentados na Figura 3, nota-se que foi possível manter o sistema de tratamento com estabilidade operacional, independentemente das variações de carga orgânica e nutrientes no esgoto bruto ao longo do período de estudo, em ambos os reatores.

Figura 3 - Série temporal - concentrações de NTK e N-NH₃ obtidos durante o experimento. Valores médios no esgoto bruto e tratado nos reatores MBSBBR e RBS. 

Esses resultados estão diretamente relacionados à eficiência dos reatores que, em média, foi de 88,6 e 90,5% (MBSBBR) e de 89,2 e 91,6% (RBS) de NTK e N-NH₃, respectivamente. Os resultados demonstram que a nitrificação do esgoto ocorreu de forma eficiente, porém não completa. No entanto, é comum em processos de LAs com a mesma faixa de idade do lodo, a obtenção de residuais da ordem de 2,0 mg/L de N-NH₃, porém com maior concentração de OD nos tanques de aeração. Resultados similares foram obtidos no estudo de ^{Guo et al. (2011}), que operou um RBS (A/O) com volume útil de 10 L, alternando as fases anaeróbias e aeróbias - esta mantendo o OD na faixa de 0,1 a 0,6 mg/L -, e obteve 78% de remoção de N. No estudo de ^{Jaafari et al. (2017}), foi avaliada a RBN em um reator (A²O) em leito móvel com biomassa aderida, operado com OD na faixa de 0,3-0,5 mg/L em condições similares ao do presente estudo, com exceção do TRH, que foi de 10 horas. Os resultados mostraram que é possível obter elevadas eficiências de remoção de DQO, N e P; os valores obtidos foram na ordem de 92,8, 93 e 84%, respectivamente. Os autores ressaltam que obtiveram boa sedimentabilidade do lodo, com IVL de 100 mL/g, e que o sistema foi estável a variações de carga orgânica e de nutrientes no esgoto bruto, ao longo do experimento. Outros estudos mostram que é possível obter elevada eficiência de material orgânico e N em baixas concentrações de OD (^{POCHANA & KELLER, 1999}; ^{POCHANA et al., 1999}; ^{VILLAVERDE et al., 2000}; ^{ZHANG et al., 2001}; ^{SATOH et al., 2003}; ^{BUENO, 2011}; ²⁰¹⁶; ^{BUENO et al., 2017}).

Os resultados da utilização da ferramenta estatística para NTK, apresentados na Tabela 5, forneceram menor valor de f _observado (0,03), quando comparado ao f _crítico (4,00), obtido da distribuição f de Fisher-Snedecor, com 1 e 60 graus de liberdade, e considerando o nível de 5% de significância. Tendo em vista que f _observado < f _crítico , é possível concluir que não existe diferença entre as médias de NTK obtidas nos reatores. Ressalta-se, que testes com a aplicação desta ferramenta estatística foram realizados, também, para a variável N-NH₃ e os resultados convergiram para valores de f _observado < f _crítico . Dessa forma, considera-se que houve similaridade de desempenho nos reatores MBSBBR e RBS em relação ao processo de nitrificação.

Na Figura 4, apresentam-se os resultados das determinações de N-NO₃ ^- e alcalinidade no esgoto tratado à saída dos reatores MBSBBR e RBS. As concentrações médias de N-NO₃ ^- foram de 6,5 ± 2,1 e 7,7 ± 2,7 mg/L, nos reatores MBSBBR e RBS, respectivamente. Observa-se, na Figura 4, que em praticamente todo o período de estudo, as concentrações de N-NO₃ ^- no esgoto tratado foram menores que 10,0 mg/L, à saída do reator de MBSBBR (exceção feita a um pico de 10,3 mg/L no 14º dia de operação). Em relação ao RBS, o sistema apresentou picos entre 10 e 12 mg/L de N-NO₃ ^-, entre o 1º e o 67º dia. Nesse intervalo, a concentração média de OD foi de 0,5 ± 0,2 mgO₂/L, e o controle de pH, assim como o da alcalinidade, era feito de forma irregular. Observa-se, na Figura 4, concentrações médias de alcalinidade em torno de 32 mgCaCO₃/L e picos < 10 mgCaCO₃/L entre o 1º e o 60º dia.

Figura 4 - Série temporal - concentrações de N-NO₃ ^- e alcalinidade obtidos durante o experimento. Valores médios no esgoto bruto e tratado nos reatores MBSBBR e RBS. 

O processo de nitrificação, em maior medida, leva a uma redução adicional do pH; no entanto, nesse caso, esse efeito também pode estar associado ao possível retorno da alcalinidade por desnitrificação, o que foi confirmado pelo equilíbrio de alcalinidade. O efeito da NH₃, da nitrificação e da desnitrificação na alcalinidade pode ser deduzido por razões estequiométricas simples, utilizando as equações de reação dos três processos (Equações 1, 2 e 3) (^{VAN HAANDEL et al., 1999}).

Em que:

A variação teórica da alcalinidade, causada pelo efeito estequiométrico combinado de amonificação, nitrificação e desnitrificação no reator MBSBBR, foi de 223 mgCaCO₃/L, e para o reator RBS, de 229 mgCaCO₃/L. Na Tabela 6, são apresentados os resultados das determinações de alcalinidade experimental: os valores médios foram de 425 mgCaCO₃/L, no efluente bruto, e de 61 e 47 mgCaCO₃/L, nos reatores MBSBBR e RBS, respectivamente. Quando comparado aos valores obtidos experimentalmente com o balanço de alcalinidade no sistema, e considerando que 1,0 mg/L de N-NH₄ exige 3,57 mg/L de alcalinidade, como CaCO₃ para os processos de amonização, nitrificação e desnitrificação. Observa-se que o equilíbrio de alcalinidade no sistema foi compatível (com exceção de alguns episódios no período entre o 1º e o 60º dia), mostrando a necessidade de introdução de material alcalinizante artificial (período entre o 60º e o 110º dia, observado na Figura 4, de modo a não resultar em limitações no processo NDS.

No estudo de ^{Naseer et al. (2012}), o aumento da concentração de OD no lodo biológico de 0,5 mgO₂/L para a faixa de 1,5 a 2,5 mgO₂/L levou à elevação da taxa de acumulação de N-NO_x, indicando inibição do processo de desnitrificação. A taxa combinada de nitrificação e desnitrificação obtida nesse estudo foi de 71% para OD de 0,5 mgO₂/L e de apenas 40% para OD de 2,0 mgO₂/L. No entanto, no estudo realizado por ^{Li & Irvin (2007}), em um sistema SBR operado com OD inferior a 1,0 mg/L, o sistema teve boa recuperação de alcalinidade sem comprometer o processo de nitrificação. Resultados semelhantes foram obtidos nos estudos de ^{Guo et al. (2007}), ^{Bueno (2011}; ²⁰¹⁶) e ^{Bueno et al. (2017}) em sistemas de LAs com NDS e OD na faixa de 0,3 a 0,8 mgO₂/L. No entanto, os autores recomendam o monitoramento da alcalinidade para não trazer prezuízos ao processo de NDS. No presente estudo, foi feito um controle mais rigoroso de pH e OD (média de 0,3 ± 0,2 mgO₂/L), no período entre o 60º e o 110º dia. Esse controle resultou em valores de N-NO₃ ^- sempre abaixo de 6,0 mg/L, em ambos os reatores, providenciando segurança absoluta em relação ao controle desse importante contaminante químico formado durante a oxidação dos compostos nitrogenados presentes no esgoto.

Assim, pode ser entendido que a etapa de desnitrificação não é limitante no processo de NDS. Com base na teoria da formação de microzonas anóxicas no interior dos flocos em suspensão e aderido, infere-se que, efetivamente, a penetração do íon nitrato para as camadas mais internas dos flocos ocorre a contento, o que não acontece com as moléculas de oxigênio dissolvido, de forma que não ocorre a concorrência entre os dois aceptores de elétrons. A temperatura média nos lodos dos reatores foi de 25 ± 3°C, condição muito favorável para os processos bioquímicos envolvidos, especialmente a nitrificação.

Os resultados da utilização da ferramenta estatística para N-NO₃ ^-, apresentados na Tabela 6, forneceram menor valor de f _observado (0,92), quando comparado ao f _crítico (4,23), obtido da distribuição f de Fisher-Snedecor, com 1 e 26 graus de liberdade, e considerando o nível de 5% de significância. Tendo em vista que f _observado < f _crítico , é possível concluir que não existe diferença significativa entre as médias de N-NO₃ ^- obtidas nos reatores. Dessa forma, considera-se que houve similaridade de desempenho nos reatores MBSBBR e RBS.

Remoção de fósforo

Na Figura 5, apresentam-se os resultados das determinações de P_total no esgoto bruto e tratado à saída dos reatores de MBSBBR e RBS. As concentrações médias de P_total no esgoto bruto foram de 6,0 ± 0,8 mg/L, e no esgoto tratado, de 0,9 ± 0,5 e 0,9 ± 0,4 mg/L, nos reatores MBSBBR e RBS, respectivamente. Diversos autores em pesquisas sobre desfosfatação biológica (^{JU et al., 2007}; ^{WU et al., 2009}; ^{LAMEGO & COSTA, 2011}) relatam a ocorrência de episódios de concentrações de P maiores no esgoto tratado do que no esgoto bruto. Isso pode ocorrer porque as bactérias facultativas, que removeram o P_solúvel na fase aeróbia, liberam na fase anóxica tanto a quantidade de P captada no afluente quanto o já acumulado no ciclo anterior. Esse fenômeno é chamado de relargagem de P. Esse fenômeno não foi observado neste estudo - como é possível observar na Figura 4, os resultados foram sempre inferiores a 2,0 mg/L, o que pode ser atribuído às baixas concentrações de P presentes no esgoto bruto.

Figura 5 - Série temporal - concentrações de fósforo total obtidas durante o experimento. Valores médios no esgoto bruto e tratado nos reatores MBSBBR e RBS. 

O estudo de ^{Wentzel et al. (1990}) reuniu e compilou vários resultados de pesquisas sobre esse tema, os quais mostram grande variação no desempenho do processo de remoção biológica de P. Poucos desses resultados atingiram eficiência superior a 85%, como o de ^{Siebritz et al. (1983}), desenvolvido em um sistema do tipo UCT (sistema de tratamento de esgoto desenvolvido na Universidade de Cape Town) modificado com 20 dias de idade do lodo. A pesquisa de ^{Guo et al. (2011}) demonstrou que a eficiência de remoção de P está ligada à relação estequiométrica entre o carbono e os nutrientes (N e P) presentes no esgoto sanitário afluente ao tratamento. Isso ocorre porque os processos de remoção de P (especificamente a etapa de liberação de P no ambiente anaeróbio) e de remoção de N (etapa de desnitrificação) competem por carbono. O sistema em bateladas sequenciais alternando condições anaeróbias e aeróbias foi operado com concentração de OD entre 0,1 e 0,6 mg/L na etapa aeróbia. A eficiência de remoção de P subiu de 40% (C/N de 1,5; C/P de 8,9 e fosfato efluente de 9 mg/L) para 73% (C/N de 2,6; C/P de 15 e fosfato efluente de 4 mg/L) e 95% (C/N de 4,1; C/P de 24 e fosfato efluente de 1 mg/L). O processo de nitrificação não foi afetado significativamente pela variação da relação C/N.

No presente estudo, a eficiência de remoção de P foi de 85,4 ± 8,8 e 84,4 ± 7,8 mg/L nos reatores MBSBBR e RBS, respectivamente, para relação C/N de 8,7 e C/P > 100, o que favoreceu o processo de RBP. Resultados similares conduzidos em reatores MBSBBR são apresentados nos estudos de ^{Jaafari et al. (2017}) e ^{Seyedsalehi et al. (2017}). De acordo com os dados obtidos, a eficiência de remoção de P aumentou significativamente com o aumento de carga orgânica e com o tempo de operação.

Os resultados da utilização da ferramenta estatística para P total, apresentados na Tabela 7, forneceram menor valor de f _observado (0,18), quando comparado ao f _crítico (4,17), obtido da distribuição f de Fisher-Snedecor, com 1 e 30 graus de liberdade, e considerando o nível de 5% de significância. Tendo em vista que f _observado < f _crítico , é possível concluir que não existe diferença entre as médias de P obtidas nos reatores, confirmando mais uma vez que houve similaridade de desempenho nos reatores MBSBBR e RBS em relação À remoção de P total.