EFEITO DE FONTES DE LODO NA DEGRADAÇÃO ANAERÓBIA DE
PENTACLOROFENOL (PCP)
María Lyda Bolaños Rojas**; Márcia Helena Damianovic; Eugenio Foresti*
Escola de Engenharia de São Carlos (EESC), Universidade de São Paulo (USP).
Av. Dr. Carlos Botelho, 1465 – CEP 13590 – 250 São Carlos, SP, Brasil
*
Eforesti@sc.usp.br**
Bolanos@sc.usp.brINTRODUÇÃO
Os Clorofenóis são geralmente muito tóxicos e devido a sua pobre degradação microbiana se acumulam em ambientes como águas residuárias, esgoto doméstico, águas subterrâneas, águas superficiais, sedimentos marinhos, e despejos líquidos provenientes da indústria de papel e celulose (LARSEN, et. al., 1991).
Os Clorofenóis são usados na indústria principalmente como inseticidas, herbicidas e fungicidas, também como preservativos da madeira, cola, tinta fibras, vegetais e couro. Estes compostos têm sido encontrados em solos próximos a indústrias que preservam madeira, em água subterrâneas devido à infiltração em solos contaminados, em águas superficiais devido à drenagem superficial ou diretamente pela disposição de resíduos líquidos industriais (FLORA et al, 1994).
O pentaclorofenol (PCP) é um dos compostos organoclorados mais intensamente estudado, por ser pouco solúvel em água, altamente tóxico e geralmente resistente ao ataque de microrganismos. Sua resistência relativa à degradação biológica, razão para seu uso como um preservativo, origina um problema de poluição quando este composto é lançado ao meio ambiente (GALIL & NOVAC, 1995).
A utilização de processos biológicos na degradação desses resíduos deve-se à possibilidade de converter esses compostos em produtos inofensivos completamente mineralizados (FIELD et al, 1995), ou a compostos menos recalcitrantes ou tóxicos.
Sob condições anaeróbias os átomos de cloro podem ser removidos do anel aromático por descloração redutiva, resultando em produtos parcial ou totalmente desalogenados e mais suceptíveis a degradação aeróbia ou anaeróbia (KRUMME & BOYD, 1992).
Várias pesquisas nos útilmos anos têm mostrado que fenóis halogenados são redutivamente desalogenados em lodos de esgoto doméstico, sedimentos aquáticos e solos. Alguns desses estudos indicaram que as reações de desalogenação redutiva podem ser favorecidas em ambientes metanogênicos (MADSEN & AAMAND, 1991).
OBJETIVO
O objetivo deste trabalho foi avaliar o desempenho e a capacidade de inóculos de diferentes procedências para degradar pentaclorofenol (PCP), sob condições anaeróbias.
MATERIAIS E MÉTODOS
O estudo foi realizado em reatores (R1 a R3 e Rcontrole) anaeróbios, com alimentação semi-contínua e
Os reatores utilizados foram frascos de borosilicato, inoculados com lodos de diferentes fontes: (R1) inoculado com lodo aeróbio de estação de tratamento de indústria de papel e celulose e sedimento de rio,
coletado após da descarga do efluente desta indústria. (R2 ) com lodo proveniente de uma indústria de
reciclagem de papel. (R3 ) com lodo de um biodigestor que trata efluentes domésticos e industriais. Um
reator de controle (Rc), inoculado com a mistura dos lodos dos reatores R1 a R3, foi operado para que se
verificasse as alterações no desempenho frente ao PCP.
A massa de microrganismos, avaliada pela concentração de SSV, foi mantida constante numa faixa de 20 -25 g/L, num volume de 400 mL de lodo.
Semanalmente, eram drenados por sifonamento, 1200 mL de cada reator, mantendo-se o volume total, através da reposição do substrato.
O meio de cultura foi composto de acordo com ANGELIDAK, et. al., (1990), com modificações. Utilizou-se
solução de vitaminas descrita por MADSEN & AAMAND, (1991) e adicionou-se Na2S . 9H2O (292 mg / L)
como solução redutora . Como fonte de carbono e doadores de elétrons adicionaram-se glicose (331 mg / L), acetato de sódio (419 mg / L) e formiato de sódio (1650 mg / L), com DQO total, ordem de 1000 mg/L. O PCP foi adicionado a partir de solução estoque em hidróxido de sódio.
O experimento foi dividido em três fases, a primeira correspondeu à partida dos reatores, a segunda à comparação do comportamento dos reatores durante a fase de estabilidade e a última correspondeu ao período de adição de PCP.
Os reatores estiveram em operação durante 308 dias e o experimento foi monitorado através dos seguintes parâmetros: pH, temperatura, demanda química de oxigênio, ácidos voláteis, alcalinidade, sólidos suspensos, composição do biogás, presença de PCP e metabólitos e exames microscópicos do lodo.
As determinações de ácidos voláteis por titulação direta foram realizadas de acordo com a metodologia proposta por DILLALO & ALBERTSON (1961). As demais análises seguiram os procedimentos descritos no
THE STANDARDS METHODS FOR EXAMINATION OF WATER, edição 18th, (1992 ).
A análise da composição do biogás (ar, dióxido de carbono, CO2 , metano, CH4 e outros) foi feita por
cromatografia gasosa, em cromatógrafo a gás, marca Gow - Mac, com detector de condutividade térmica (série 150). A coluna utilizada foi Porapack - T (comprimento de 2 metros e diâmetro interno de 1/4”).
Determinações analíticas foram realizadas para verificar a degradação de PCP através da transformação do composto original (PCP) em metabólitos Tetraclorofenol (TeCP); Triclorofenol (TCP); Diclorofenol (DCP); Clorofenol (CP).
Utilizou-se cromatógrafo a gás HP 5890 série II, equipado com detector de captura de elétrons e sistema de injeção “split/splitless” acoplado a uma estação de trabalho HP chemy station. A coluna utilizada foi DB-5 capilar, com um comprimento de 30 m e um diâmetro de 0,25 mm. O gás de arraste foi hidrogênio com uma vazão de 1 mL/min.
Para determinação dos tempos de retenção de cada composto foram utilizados padrões “ultrapuros” -Supelco.
Na Tabela 1 estão apresentadas as faixas dos tempos de retenção obtidos para os padrões puros de PCP e metabólitos.
Tabela 1 - Tempos de retenção obtidos para padrões puros.
Composto PCP TCP DCP CP
Tempo de retenção (min) 26,946 – 29,626 14,450 - 17,488 5,719 - 6,447 4,390 - 4,990
As amostras foram extraídas em hexano grau HPLC, de acordo com a seguinte metodologia:
Foram utilizados 5,0 mL de amostra, acidificada a pH < 2,0 com H2SO4 , 3N. A extração foi feita em 10,0 mL
de hexano em funil de separação, após agitação vigorosa por 1,0 minuto. A fase orgânica foi evaporada à
temperatura ambiente até um volume de 2,0 mL, derivatizado em 2,0 mL de diazometano; 1,0 µL de cada
amostra foi injetada no cromatógrafo.
Para acompanhar o desempenho dos reatores, com respeito à adaptação do inóculo ao meio de cultura utilizado e a adição do Pentaclorofenol (PCP), foi monitorada a população microbiana, nas seguintes épocas: um mês depois de terem sido inoculados os reatores teste, dois meses depois de ter sido iniciada a adição de PCP e ao final do experimento. Exames microscópicos, para monitoramento da população microbiana, foram feitos utilizando microscopia de contraste de fase e fluorescência, com aumento de 1000 vezes. Foi utilizado microscópio binocular, marca Olympus, modelo BH 2. As amostras foram fixadas em lâmina e fixando-a com agar 2% para posterior observação microscópica, segundo metodologia utilizada no Laboratório de Anaeróbios da EESC - USP.
Depois de seis meses de iniciado o experimento, os reatores apresentaram estabilidade e homogeneidade
quanto aos parâmetros físico-químicos estudados, iniciando-se a adição de PCP no dia 182o, em
concentração que variou na faixa de 0,05 a 10,0 mg/L. A adição de PCP foi feita semanalmente, juntamente com a troca do substrato, conforme discutido anteriormente.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os valores médio, máximos e mínimos de cada parâmetro bem como seus desvios padrão e coeficiente de variação foram utilizados para avaliação dos resultados. O experimento foi dividido em três etapas: a
primeira representa o período de partida dos reatores (dia 0 a 120o); a segunda etapa estabeleceu-se entre
os dias que os reatores apresentaram estabilidade (dia 120 a 182o); a última etapa foi o período no qual
adicionou-se PCP (dia 182 a 308o).
De acordo com os resultados obtidos, observou-se que o pH dos reatores apresentou variações semelhantes, não tendo sido possível associar essas variações à presença de PCP (Figura 1).
A alcalinidade total do substrato foi de 1.389 g/L de bicarbonato. No entanto, os efluentes dos reatores apresentaram valores maiores de alcalinidade a bicarbonato, constatando-se geração de alcalinidade no sistema.
A alcalinidade total presente nos efluentes dos reatores foi composta basicamente pela alcalinidade a bicarbonato presente no meio (Figura 2).
Para verificar a estabilidade do processo, foi calculada a relação entre alcalinidade a ácidos voláteis e alcalinidade a bicarbonato segundo RIPLEY, et. al., (1986). Em termos gerais, esta foi mantida entre 0,20 e 0,50, durante todo o experimento, demostrando estabilidade para as condições de cada período. No terceiro período (durante a adição de PCP), quando a variação foi menor, esta relação esteve em faixa mais estreita, (0,20 a 0,40) . Os resultados apresentados indicaram estabilidade do sistema, em todos os reatores não tendo sido possível relacionar a adição de PCP com a variação do parâmetro alcalinidade (Figura 3). Com respeito ao parâmetro ácidos voláteis, comparando-se os resultados obtidos para os reatores que receberam PCP e o controle, não se pode atribuir quaisquer influência do PCP na concentração de ácidos voláteis dos reatores (Figura 4).
Figura 1- Comportamento do pH 0 50 100 150 200 250 300 350 7,6 7,8 8,0 8,2 8,4 8,6 Adição de PCP
R3 : Lodo de ETE de Barueri
pH (un) Tempo (dias) 0 50 100 150 200 250 300 350 7,8 8,0 8,2 8,4 8,6 Adição de PCP
R2 : Lodo de indústria de reciclagem de papel
0 50 100 150 200 250 300 350 7,6 7,8 8,0 8,2 8,4 8,6 Adição de PCP
R1 : Lodo de indústria de papel e celulose
0 50 100 150 200 250 300 350
7,8 8,0 8,2 8,4
Figura 2 - Resultados de alcalinidade a bicarbonato
Figura 3 - Relação da alcalinidade a ácidos voláteis e alcalinidade a bicarbonato
0 50 100 150 200 250 300 350 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000
Adição de PCPR3 : Lodo de ETE de Barueri
Alcalinidade a bicarbonato ( mg CaCO
3 /L) Tempo (dias) 0 50 100 150 200 250 300 350 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 Adição de PCP
R2 : Lodo de indústria de reciclagem de papel
0 50 100 150 200 250 300 350 1000 1500 2000 2500 3000 3500 Adição de PCP
R1 : Lodo de indústria de papel e celulose
0 50 100 150 200 250 300 350 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 Reator controle R
c : Mistura de todos os lodos
0 50 100 150 200 250 300 350 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8
1,0 Adição de PCPR3 : Lodo de ETE de Barueri
Relação da alcalinidade a ácidos voláteis
e alcalinidade a bicarbonato Tempo (dias) 0 50 100 150 200 250 300 350 0,0 0,2 0,4 0,6
0,8 RAdição de PCP2 :Lodo de indústria de reciclagem de papel
0 50 100 150 200 250 300 350 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7
0,8 R1Adição de PCP : Lodo de indústria de papel e celulose 0 50 100 150 200 250 300 350 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7
Figura 4 - Resultados de ácidos voláteis
Dos 3 reatores estudados observou-se que os maiores desvios padrão e coeficientes de variação de todos
os parâmetros estudados no 3o período ocorreram para o reator R3, sem ser, contudo, significativamente
maior que os demais.
A partir do segundo período de operação, os reatores apresentaram desempenho semelhante, com
eficiência de remoção média de DQO variando de 79 a 83% e coeficiente de variação desprezível (∼5%),
estando no erro analítico. O reator 1 apresentou no início, baixa eficiência de remoção de DQO, quando comparada com os outros reatores, devido à mistura de lodo aeróbio e anaeróbio contida neste reator. Contudo, apesar da demora para se estabilizar, alcançou remoções semelhantes aos demais nas etapas finais do experimento (Figura 5).
0 50 100 150 200 250 300 350 0 100 200 300 400 500 600 Adição de PCP
R3 : Lodo de ETE de Barueri
Ácidos voláteis (mg acido acético/L)
Tempo (dias) 0 50 100 150 200 250 300 350 0 100 200 300 400 500 600 Adição de PCP
R2 : Lodo de indústria de reciclagem de papel
0 50 100 150 200 250 300 350 0 100 200 300 400 500 600 Adição de PCP
R1 : Lodo de indústria de papel e celulose
0 50 100 150 200 250 300 350 0 100 200 300 400 500 600
Figura 5 - Resultados de remoção de DQO
As taxas de conversão do substrato a metano (gCH4-DQO/gSSV.dia) foram determinadas para os reatores
nos intervalos de adição de 2,0 a 10,0 mg/L (Tabelas 2 e 3) e Figura 6.
A concentração inicial de 10,0 g de biomassa por reator foi utilizada para cálculo da taxa de consumo, tendo em vista que os valores se mantiveram praticamente constantes no final do experimento (dados não apresentados). Possivelmente a síntese equiparou-se às perdas durante drenagem dos reatores para realimentação.
No período de adição de 2,0 mg/L de PCP as taxas de consumo do substrato nos reatores R1 e R3 foram
32% inferiores à do controle e de R2, 20% inferior.
A taxa de conversão no reator R1 manteve-se superior (10 – 68%) ao controle no período de adição de 3,0 a
8,0 mg/L de PCP, sugerindo que o PCP estimulou a metanogênese . O valor caiu para 40% do controle quando adicionou-se 10,0 mg/L. Possivelmente,, a concentração foi tóxica aos microrganismos presentes no sistema . 0 50 100 150 200 250 300 350 40 50 60 70 80 90
R3 : Lodo de ETE de Barueri
Tempo (dias) 0 50 100 150 200 250 300 350 50 60 70 80 90 100 Adição de PCP Adição de PCP Remoção de DQO (%)
R2 : Lodo de indústria de reciclagem de papel
0 50 100 150 200 250 300 350 30 40 50 60 70 80 90 100 Adição de PCP
R1 : Lodo de indústria de papel e celulose
0 50 100 150 200 250 300 350 50 60 70 80 90
Tabela 2 – Taxa de conversão do substrato em metano (gCH4-DQO/gSSV.dia). PCP (mg/L) R1 R2 R3 Rc 2,0 0,017 0,020 0,017 0,025 3,0 0,060 0,054 0,023 0,043 4,0 0,025 0,019 0,018 0,023 6,0 0,045 0,030 0,025 0,031 8,0 0,057 0,055 0,024 0,034 10,0 0,017 0,062 0,023 0,042
Tabela 3 - Relação da taxa específica de conversão de substrato em metano do s reatores com PCP com respeito ao reator controle
PCP R1 / Rc R2 / Rc R3 / Rc 2,0 0,68 0,80 0,68 3,0 1,40 1,25 0,53 4,0 1,09 0,82 0,78 6,0 1,45 0,97 0,81 8,0 1,68 1,62 0,71 10,0 1,40 1,42 0,55
Figura 6 - Comportamento da taxa específica de conversão do substrato em metano (gCH4-DQO/gSSV-dia)
2 4 6 8 10 0,016 0,018 0,020 0,022 0,024
0,026 R de Barueri3 : Lodo de ETE
Taxa específica de conversão do substrato em
metano (gCH 4 - DQO / gSSV - dia) Concentração de PCP (mg/L) 2 4 6 8 10 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 R2 : Lodo de indústria de reciclagem de pael 2 4 6 8 10 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 R1 : Lodo de indústria de papel e celulose 2 4 6 8 10 0,020 0,025 0,030 0,035 0,040 0,045
Reator controle Rc : Mistura de
No reator R2, a taxa de consumo manteve-se próxima aos valores determinados para o controle até concentração de 6,0 mg/L. A partir desse momento, a taxa foi superior ao controle em 62 e 48%, respectivamente para 8 e 10,0 mg/L. Os resultados sugerem que houve estímulo nas concentrações superiores, sendo que com o aumento para 10,0 mg/L. o estímulo foi inferior a 8,0 mg/L.
A taxa de consumo de substrato no reator R3 manteve-se entre 53 e 81% à do controle durante todo período
de adição do PCP, indicando que o PCP influenciou negativamente a taxa de consumo .
Contudo, não houve influência na eficiência de remoção de DQO, uma vez que o período entre alimentações permitia que a matéria orgânica fosse consumida com redução em média de 79% a 83%. As baixas taxas de consumo de substrato (reator teste e controle) provavelmente tenha sido resultado do tipo de reator utilizado e da baixa taxa de carregamento orgânico aplicada aos reatores.
SHELDON, et. al. (1995) observaram inibição da metanogênese em ensaios em batelada, para concentrações de PCP entre 2,0 e 3,0 mg/L.
Nas análises cromatográficas feitas para as primeiras amostras contendo baixas concentrações de PCP (0,05 e 0,1 mg/L), não foram detectados compostos nos tempos de retenção de PCP, TCP, DCP e CP. Na Tabela 4 são apresentados os metabólitos determinados analiticamente, para cada faixa de PCP adicionado.
Após período de sete dias foram determinados clorofenóis no sobrenadante dos reatores.
R1 : Na concentração de 0,2 mg / L de PCP foram detectados PCP, TeCP, TCP e DCP. Até a concentração
de 6,0 mg / L de PCP foram detectados os metabólitos TeCP e TCP, além do composto original. À concentração de 10,0 mg / L, houve aumento da concentração de PCP no sobrenadante do reator e apenas TeCP foi determinado como metabólito.
R2 : Após a adição de 0,2 mg / L de PCP, detectaram-se no sobrenadante TeCP, TCP e DCP, além do
composto original. À concentração de 0,5 mg / L foram detectados TeCP e TCP, além de PCP. A partir de 1,5 mg/L de PCP no substrato foram detectados metabólitos no sobrenadante do reator tendo sido observado acúmulo do composto original (PCP).
R3 : À concentração de 0,2 mg / L de PCP detectaram-se no sobrenadante TeCP, TCP e DCP, além do
PCP, até a concentração de 1,5 mg / L, foram detectados os metabólitos TeCP e DCP, além de PCP. Até concentração de 6,0 mg/L detectou-se apenas TeCP como metabólito. À concentração de 10,0 mg / L apenas PCP foi detectado no efluente. A partir de 3,0 mg / L observou-se acúmulo de PCP no reator.
O empobrecimento dos lodos dos reatores teste e controle (dados não apresentados), demonstrado nos exames microbiológicos, concomitantemente ao aumento da concentração de PCP, elevou a relação PCP/SSV, causando inibição na capacidade de degradação da substância. Inicialmente, deixou-se de detectar metabólitos menos clorados, passando a verificar-se o acúmulo de PCP.
Os resultados indicaram que em concentração da ordem de 0,2 mg/L de PCP os lodos estudados apresentaram melhor capacidade para degradar PCP, uma vez que detectou-se a formação de metabólitos menos clorados, apesar de serem detectados percentagens significativas da substância original, indicando limitada capacidade de transformação pelos microrganismos.
Aparentemente, o lodo do reator R1, apresentou melhor capacidade para degradar PCP em metabólitos
menos clorados, mesmo em concentrações mais elevadas, reforçando a tese que exposições anteriores ao composto podem melhorar a capacidade de biodegradação.
Nos exames microscópicos dos lodos em estudo, foram observadas de forma pontual, estruturas semelhantes a Actinomicetos. Esta observação é importante e deve ser pesquisada, uma vez que estudos têm demonstrado que este grupo de bactérias gram-positivas pode transformar e degradar compostos xenobióticos. HAGGLBLOM et al. (1994), encontraram uma espécie de actinomiceto que mineraliza PCP, descrito como Rhodococus chlorophenolicus .
Consórcios metanogênicos (Methanothrix sp - (Methanosaeta sp), Methanosacina sp e Methanobacterium sp) estiveram presentes nos lodos estudados, indicando a importância das bactérias anaeróbias para degradar compostos altamente clorados, conforme obtido por MOHN & TIEDJE (1992); por WU et.al. (1993) e por KRUMME & BOYD (1988) em reatores UASB.
Tabela 4 - PCP e seus metabólitos no efluente
PCP Dosado
PCP e seus metbólitos gerados
(mg/L) PCP TeCP TCP DCP CP R1 R2 R3 R1 R2 R3 R1 R2 R3 R1 R2 R3 R1 R2 R3 0,20 * * # # # # * # * * * * * * * 0,20 # # # # # # # # # * # # * * * 0,20 # # # # # # # * * # # * * * * 0,50 # # # # # # * # # * * * * * * 1,50 # # # # * # # * # * * * * * * 3,00 # # # * * # * * * * * * # * * 6,00 # # # # * # # * * * * * * * * 10,00 # # # # * * * * * * * * * * *
# - Detectado ; * - Não detectado
HALE, et. al. (1990), observaram a desalogenação de 2,3 ; 2,4 e 2,6 - DCP com sedimentos adaptados mais rapidamente que com sedimentos não adaptados. Em experimento com reatores de bancada do tipo
batelada, inoculados com água e sedimento de várias lagoas e incubados numa temperatura de 25 oC .
MIKESELL & BOYD (1986) observaram que lodos provenientes de um biodigestor anaeróbio, adaptados para degradar 2, 3, 4 - CP e usados em conjunto, degradaram PCP completamente. Nos resultados apresentados neste trabalho, observou-se tendência semelhante aos autores citados.
CONCLUSÕES
Os resultados das determinações físico-químicas obtidos neste experimento mostraram que a adição de PCP não interferiu significativamente nos parâmetros de desempenho dos reatores estudados, sendo que a eficiência de remoção média de DQO variou de 79 a 83% para os reatores que receberam PCP e 79% para o reator controle.
O reator R1 , inoculado com lodo aeróbio e sedimento de rio próximo ao lançamento de indústria de papel e
celulose, apresentou melhor capacidade de degradação de PCP, indicada pelo aparecimento de metabólitos menos clorados, mesmo em altas concentrações (10,0 mg / L). Este desempenho pode ser associado ao fato deste lodo ter sido coletado em ambiente exposto a presença de organoclorados.
Os resultados mostraram que em concentrações de 0,2 mg/L de PCP, os lodos apresentararam melhor capacidade de degradar este composto, pela transformação em metabólitos menos clorados e pelo consumo do composto original.
Exames microscópicos do lodo, revelaram a presença de bactérias metanogênicas, indicando que o PCP afetou, mas não foi tóxico a essa classe de microrganismos e que este pode ser degradado em condições altamente reduzidas, como são as condições dos ambientes anaeróbios metanogênicos.
Apesar deste estudo ter sido feito a nível qualitativo com respeito à degradação do composto PCP, esclareceu a importância da procedência dos inóculos nos estudos de degradação de organoclorados. A presença de Methanospirillum sp e Actinomicetos nos lodos estudados, deve ser pesquisada com maior profundidade, para verificar sua participação nos processos de biodegradação de compostos organoclorados.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRAFICAS
AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. (1992). American Water Works Association & Water
Pollution Control Federation. Standards methods for the examination of water and wastewater.
Washington, 18ed., APHA.
ARCAND, Y.; HAWARY, J. & GUIOT, S.R. (1995). Solubility of Pentachlorophenol in aqueous solutions: The pH effect. Water Research. 1: 131-136.
BASU, S.K.; OLESZKIEWICZ, J. A. & SPARLING, R. (1996). Dehalogenation of 2- Chlorophenol (2 - CP) in anaerobic Batch cultures. Water Research. 2 : 315-322.
DILLALO, R. & ALBERSTON, O. E. (1961). Volatile acids by direct titration. Journal of Water Pollution
Control Federation. 4 : 354 -365.
FIELD, J. A. et al. (1995) Enhanced biodegradation of aromatic pollutants in colcultures of anaerobic and aerobic bacterial consorcio. Antonie Van Leeuwenhoek. 67 : 47-77.
FLORA et al. (1994) Anaerobic treatment of a simulated high - strenght industrial wastewater containing chlorophenols. Water Environmental Researchs. 66 : 21-31.
GALIL, N. I. & NOVAC, J. T. (1995). Pentachlorophenol - induced release of soil organics and colloids.
Water Research. 6 : 1533-1540.
HAGGLBLOM, M. M. et al,. (1994). Transfer of Polychlorophenol - Degrading Rhodococcus chlorophenolicus (Apajahti et al. 986) to the Genus Mycobacterium as Mycobacterium chlorophenolicum comb. nov. International Journal of Systematic Bacteriology. 3 : 485- 493.
HALE, D. D.; ROGERS J. E. & WIEGEL J. (1990). Reductive Dechlorination of Dichlorophenols by Nonadapted and adapted Microbial Communities in Pond Sediments. Microbial Ecology. 20 : 185-196.
KRUMME, M. L. & BOYD, S. A. (1988). Reductive dechlorination of chlorinated phenols in anaerobic upflow
bioreators. Water Research. 2 : 171-177.
LARSEN, S., HENDRIKSEN, V.H. & AHRING, B.K. (1991). Potencial for thermophilic (50 oC) Anaerobic
Dechlorination of Pentachlorophenol in Different Ecosystems. Applied and Environmental
Microbiology. 7 : 2085-2090.
MADSEN, T. & AAMAND, J. (1991). Effects of Sulforoxy Anions on Degradation of Pentachlorophenol by a Methanogenic Enrichment Culture. Applied and Environmental Microbiology. 9 : 2453-2458.
MIKESELL, M. D. & BOYD, S. A. (1991). Complete Redutive Dechlorination and Mineralization of Pentachlorophenol by Anaerobic Microorganisms. Applied and Environmental Microbiology. 4 : 861-865.
MOHN, W. W. ; TIEDJE, J. M. (1992). Microbial reductive dehalogenation. Microbiological Reviews. 56 : 482-507.
MOHN, W.W. & KENNEDY, K. J. (1992). Reductive Dehalogenation of Chlorophenols by Desulfomonile Tiedje DCB - 1. Applied and Environmental Microbiology. 4 : 1367 - 1370.
PEREIRA, E. C. (1993). Aplicações da cromatografia gasosa de alta resolução em estudos preliminares sobre a degradação de poluentes orgânicos clorados por microrganismos anaeróbios de sedimentos lacustres brasileiros. Dissertação - Mestrado. Instituto de Física e Química - Universidade de São Paulo - São Carlos, 145.
RIPLEY, L. E. ; BOYLE, W.C. & CONVERSE, J.C. (1986). Improved alakalimetric monitoring for anaerobic digestion of high-strength wastes. Journal WPCF. 5 : 406-411.
SHELDOM, J. B. ; KEVIN J. KENNEDY & BRADY A. J. (1995). Treatment of dilute phenol / PCP wastewater using the upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor. Water Research. 2 : 645-651.
SKOOG, D. A. ; WEST, D. M. ; HOLLER, F. J. (1988). Fundamentals of analytical chemistry. New York, Saunders College, 598-639.
WILD, S. R.; HARRAD, S. J. & JONES, K. C. (1993). Chlorophenols in digested U.K. sewage sludges.
Water Research. 10 : 1527-1534.
WU, W. M.; BHATNAGAR, L. & ZEIKUS, J. G. (1993). Performance of anaerobic granules for degradation of Pentachlorophenol. Applied Environmental Microbiology. 2 : 389-397.
