II-100 AVALIAÇÃO DO EFEITO DA SALINIDADE E DA ADIÇÃO DE UM SUPLEMENTO NUTRICIONAL NO TRATAMENTO BIOLÓGICO DE UM EFLUENTE INDUSTRIAL COMPLEXO

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23º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental

II-100 – AVALIAÇÃO DO EFEITO DA SALINIDADE E DA ADIÇÃO DE UM

SUPLEMENTO NUTRICIONAL NO TRATAMENTO BIOLÓGICO DE UM

EFLUENTE INDUSTRIAL COMPLEXO

Vinícius Azevedo de Medeiros (1)

Formação: Engenheiro Químico - UFRRJ - 2002. Mestre em Engenharia Química pelo PEQ/COPPE/UFRJ – 2004. Aluno de Doutorado no PEQ/COPPE/UFRJ.

Geraldo André Thurler Fontoura (2)

Formação: Químico Industrial - UFF - 1987. Bacharel e Licenciado em Química - UFF – 1990. Mestra em Engenharia de Produção - COPPE – 2001. Doutorando em Engenharia de Produção – COPPE. Atua na Área Ambiental de Indústria Química. Participante da Comissão da ABNT relacionadas com o Transporte de produtos Perigosos e a Classificação e Rotulagem de Produtos Químicos.

Márcia Dezotti (3)

Formação: Química - UNICAMP - 1985. Mestre em Química UNICAMP – 1989. Doutora em Química pela UNICAMP – 1992. Pós Doutorado no PEQ/COPPE/UFRJ – 1995, Pós Doutorado NCSU/Carolina do Norte-USA – 2001. Professora Adjunta do Programa de Engenharia Química - COPPE/UFRJ, na área de Tecnologia Ambiental.

Geraldo Líppel Sant’Anna Jr. (4)

Formação: Engenheira Química – Escola Politécnica/USP - 1971. Mestrado em Engenharia Química no PEQ/COPPE/UFRJ – 1976. Doutorado no Institut National dês Sciences Appliquées de Toulouse-França - 1980. Professor Titular do Programa de Engenharia Química - COPPE/UFRJ, na área de Tecnologia Ambiental.

Endereço(3): Laboratório de Controle de Poluição de Águas – Programa de Engenharia Química/COPPE –

Centro de Tecnologia – Bloco G, sala 115 – Universidade Federal do Rio de Janeiro – Ilha do Fundão – Rio de Janeiro – RJ – P.O. Box 68502, 21941-972 – Tel. (21) 2562-8347 – e-mail: mdezotti@peq.coppe.ufrj.br

RESUMO

O presente trabalho avaliou os efeitos da salinidade no desempenho do processo de lodos ativados aplicado ao tratamento de um efluente industrial complexo. Para tal, foram operados, de modo contínuo, dois reatores (R1 e R2) alimentados com o efluente industrial com teores de sal de 11, 15 e 20 gCl-.L-1.

Com a finalidade de minimizar o impacto causado pela salinidade à comunidade microbiana e de melhorar o desempenho do processo, um suplemento nutricional (milhocina, 20 mg.L-1) foi adicionado ao afluente do reator R1. O desempenho dos reatores foi avaliado em termos de remoção do carbono orgânico dissolvido (COD) e de nitrogênio amoniacal (N-NH4+). Observações microscópicas foram realizadas para avaliar o efeito

da salinidade nas características dos flocos microbianos e na abundância de protozoários.

Os resultados obtidos indicaram que o uso do suplemento nutricional não foi efetivo para incrementar o desempenho do processo que, por sua vez, foi afetado pela salinidade. As eficiências médias de remoção de COD e de N-NH4+ foram de 92, 70 e 20% e de 85, 63 e 20%, para as concentrações de cloreto de 11, 15 e 20

g.L-1, respectivamente. O aumento da salinidade produziu um aumento praticamente linear da turbidez do efluente tratado. As observações microscópicas revelaram houve uma seleção da flora microbiana, ocorrendo uma redução do número protozoários com o incremento da salinidade.

PALAVRAS-CHAVE: Efeito da Salinidade, Lodos Ativados, Efluente Industrial, Comunidade Microbiana.

INTRODUÇÃO

Com a evolução dos processos industriais e o conseqüente surgimento de inúmeros produtos, a atividade industrial adquiriu um caráter essencial na sociedade contemporânea. Contudo, a expansão industrial vem dando origem a rejeitos com graus de complexidade cada vez maiores. A disposição indevida desses resíduos, provenientes de diferentes fontes, pode provocar alterações nas características do solo, da água e do ar podendo poluir ou contaminar o meio ambiente.

Os ecossistemas aquáticos vêm sofrendo grandes impactos ambientais, devido ao lançamento indiscriminado de rejeitos líquidos, gerados a partir das atividades industriais e domésticas. A crescente preocupação com a

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disponibilidade mundial de água vem exigindo uma nova postura em relação à utilização desse recurso. Por muito tempo, não existiu a preocupação em caracterizar a geração de efluentes líquidos industriais e de se avaliar seu impacto no meio ambiente. As características físicas, químicas e biológicas dos efluentes líquidos industriais são variáveis com o tipo de indústria, com o período e o regime de operação, com a matéria-prima utilizada e com a política de reutilização de água implantada.

Com o objetivo de diminuir a carga poluente/contaminante lançada nos corpos receptores, as indústrias têm implantado políticas para redução da vazão do efluente líquido gerado, eliminando-se as perdas e desperdícios e adotando-se medidas para o reuso da água. Entretanto, essa estratégia tem proporcionado um aumento da concentração de sais nos efluentes. Além disso, efluentes salinos são também gerados na produção de petróleo, nas indústrias cloroquímicas e em algumas indústrias alimentícias e farmacêuticas.

A grande variabilidade e complexidade química, aliada à alta salinidade, dificultam o tratamento biológico desses efluentes, uma vez que, a elevada concentração salina do meio, além de alterar o transporte de espécies químicas entre o meio e o interior da célula microbiana, provocando mudanças no metabolismo e efeitos inibitórios, também tende a causar a desidratação e lise celular, devido à grande diferença de pressão osmótica entre o citoplasma e o ambiente (DAN et al., 2003). A conseqüência global desses efeitos provocados pela alta salinidade na comunidade microbiana é a redução da eficiência do processo biológico.

A maior parte dos trabalhos citados na literatura, sobre os efeitos da alta salinidade no processo de tratamento biológico, utiliza efluentes sintéticos na alimentação dos reatores, contudo, o emprego de efluentes reais é de grande interesse, uma vez que, compostos recalcitrantes e tóxicos podem estar presentes no efluente, o que dificulta a avaliação dos resultados, por ser um fator adicional, capaz de afetar a microbiota existente no processo.

O presente trabalho teve como objetivo avaliar o desempenho do processo de lodos ativados no tratamento de um efluente industrial em diferentes concentrações salinas e investigar se a adição de um suplemento nutricional (milhocina) é capaz de minimizar o estresse causado pela alta salinidade à comunidade microbiana.

MATERIAIS E MÉTODOS

O efluente empregado nesse estudo foi proveniente da indústria química Bayer S.A. localizada em Belford Roxo, Rio de Janeiro e caracterizou-se por apresentar uma grande variabilidade e complexidade na sua composição, e por vezes, alta salinidade e toxicidade. Quantidades significativas de compostos fenólicos, hidrocarbonetos poliaromáticos, derivados de quinolina, anilina, difenil éter entre outros foram encontrados nesse efluente, uma vez que, os principais produtos dessa fábrica são os defensivos agrícolas, produtos veterinários e poliuretanos.

Para facilitar o desenvolvimento do estudo e a avaliação dos resultados, o presente trabalho foi dividido em fases, como descrito a seguir:

Fase 1 – Caracterização do efluente proveniente da Caixa B14 da Estação de Tratamento de Efluentes

Industriais (ETDI) da Tribel, responsável pelo tratamento do efluente gerado pela Bayer e aprendizado das técnicas de monitoramento do processo, como DQO, COD, N-NH4+, turbidez, SST, SSV e análises

microscópicas da microfauna do lodo, além da montagem do sistema a ser utilizado.

Fase 2 – Avaliação do potencial da comunidade microbiana na degradação de matéria orgânica em diferentes

salinidades (5, 10, 15 e 20 g Cl-.L-1). Esses estudos foram conduzidos, após um período de aclimatação do lodo biológico ao efluente industrial em diferentes níveis salinos.

Fase 3 – Operação do sistema de lodos ativados de forma contínua, para avaliação do desempenho do

processo no tratamento do efluente industrial com diferentes concentrações salinas (11, 15 e 20 g Cl-.L-1). Nesta fase, dois reatores foram utilizados (R1 e R2), sendo operados da seguinte forma:

Reator R1 – Alimentado com o efluente industrial salino suplementado com milhocina na concentração de 20 mg.L-1. O objetivo foi avaliar se o uso de um complemento nutricional balanceado (milhocina), poderia melhorar a eficiência do processo.

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Esta fase foi dividida em três etapas, de acordo com a salinidade do efluente: Etapa 1 – 11 g Cl-.L-1

Etapa 2 – 15 g Cl-.L-1 Etapa 3 – 20 g Cl-.L-1

As Etapas 1, 2 e 3 tiveram duração de 39, 40 e 60 dias, respectivamente.

Fase 4 - Operação do sistema em batelada, para obtenção de parâmetros cinéticos em diferentes salinidades

(5, 10 e 15g Cl-/L).

Em todas as fases foi realizado um acompanhamento da comunidade microbiana através de observações microscópicas. A observação da microfauna foi considerada como ferramenta para o controle operacional do processo.

Os estudos foram conduzidos com culturas heterogêneas, representativas dos consórcios microbianos típicos de estações de tratamento de efluentes. A biomassa utilizada para inocular os reatores foi proveniente do tanque de aeração da Estação de Tratamento de Efluentes Industriais (ETDI) da Tribel.

Para as diferentes salinidades estudadas foram estabelecidos períodos de aclimatação do lodo que duraram em torno de duas semanas, antes de se iniciar cada regime de operação. A aclimatação se estendeu, até que a comunidade microbiana se apresentou estável. Essa avaliação foi feita de forma qualitativa, através de observações microscópicas do lodo e da microfauna.

As análises foram feitas seguindo o Standard Methods (APHA, 1998).

PRIMEIRA FASE: EFLUENTE INDUSTRIAL

O efluente industrial empregado nesse estudo caracterizou-se por apresentar uma grande variabilidade e complexidade na sua composição, e por vezes, alta salinidade e toxicidade. Quantidades relevantes de materiais orgânicos solúveis e recalcitrantes foram encontrados nesse efluente. A Tabela 1 apresenta dados referentes as faixas de variação de alguns parâmetros que caracterizam o efluente industrial.

Tabela 1: Faixa de variação de alguns parâmetros do efluente industrial.

Parâmetros Faixa de valores

DQO (mg.L-1)* 590 – 1750 COD (mg.L-1)* 96 – 874 N-NH4+ (mg.L-1)* 4 – 30 Fenóis Totais (mg.L-1)** 0,5 – 6,5 Teor de cloreto (g.L-1)* 1 – 11 Toxicidade CE50 (%)*** 1,7 - >50 pH* 9,8 – 12,8

Aparência**** Amarelo bem claro – amarelo escuro

*Dados referentes às amostras de efluente provenientes da Caixa B14 (Bayer). **Fonte: COSTA (2002)

***Os valores de CE50 apresentados se referem a um histórico de valores de toxicidade obtidos no período de coleta das amostras e foram fornecidos pela Tribel.

****Muitas vezes, o efluente apresentou uma quantidade grande de material particulado em suspensão.

SEGUNDA FASE: AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DA BIOMASSA

Após a adaptação da biomassa a diferentes concentrações salinas (5, 10, 15 e 20 g Cl-.L-1), foi realizada uma avaliação da capacidade de remoção de COD pelo lodo ativado, nessas diferentes salinidades. Esse teste teve por objetivo definir as concentrações salinas que seriam empregadas nos experimentos em regime contínuo. Para o teste, quatro bécheres de 1 L foram inoculados com 38,5 mL de lodo adaptado e o efluente industrial salino foi adicionado aos frascos até atingir o volume de 550 mL.

A biomassa foi mantida em suspensão por aeração e agitação do meio. A cada período de reação de 3, 6 e 10 horas, a aeração e a agitação foram interrompidas por 10 minutos para a decantação do lodo e 10 mL de

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amostra do sobrenadante foram coletadas para análise de carbono orgânico dissolvido (COD) e posterior avaliação da eficiência de conversão microbiológica.

Testes respirométricos foram realizados, para avaliar a atividade microbiana do lodo nas diferentes salinidades (5, 10, 15 e 20 gCl-.L-1). Os testes foram conduzidos após 3 horas de reação com o efluente industrial. A mistura efluente/biomassa foi transferida para um frasco de DBO, após o teor de oxigênio dissolvido ter alcançado valores da ordem de 6,0 mg.L-1 em uma determinada temperatura. Isso foi conseguido através da aeração da amostra. O eletrodo do medidor de oxigênio dissolvido foi introduzido no frasco de DBO, mantendo-se o líquido sob agitação branda. A queda do teor de oxigênio dissolvido com o tempo foi acompanhada. Finalizado o experimento, a concentração de SSV no frasco de DBO foi determinada. Plotou-se um gráfico da concentração de oxigênio dissolvido versus tempo para a determinação da taxa de consumo de oxigênio (OUR). Através da divisão da OUR pela concentração de SSV foi obtida a taxa específica de consumo de oxigênio (SOUR).

RESULTADOS DA SEGUNDA FASE

A redução do teor de COD com o tempo nos ensaios conduzidos com diferentes salinidades e a eficiência de remoção de matéria orgânica após 10 horas de reação nas concentrações de 5, 10, 15 e 20 gCl-.L-1 podem ser observadas na Tabela 2 e Figura 1, respectivamente. A concentração média de SSV nos reatores empregados no teste foi de 2000 mg.L-1.

Tabela 2: Variação da concentração de COD com o tempo de reação nos bioensaios em batelada.

Evolução da concentração de COD (mg.L-1) em diferentes salinidades Tempo (h) 5 gCl-.L-1 10 gCl-.L-1 15 gCl-.L-1 20 gCl-.L-1 0 101 70 85 86 3 41 35 78 99 6 23 10 67 84 10 1,3 5,2 32 76 0 20 40 60 80 100 Eficiência de Remoção de COD (%) 5 10 15 20 Concentração de cloreto (g/L)

Figura 1- Eficiência de remoção de matéria orgânica (COD) em diferentes concentrações de cloreto, após 10 horas de reação.

Com o objetivo de avaliar a atividade biológica do lodo nas diferentes salinidades (5, 10, 15 e 20 gCl-.L-1) foram realizados testes respirométricos para determinar a taxa específica de consumo de oxigênio (SOUR). A SOUR representa a taxa de utilização do oxigênio pelos microrganismos atuantes no processo de estabilização dos poluentes. De acordo com SPANJERS et al. (1996), essa taxa está ligada a dois processos bioquímicos que devem ser controlados nas estações de tratamento biológico de efluentes: o crescimento microbiano e o consumo de substrato.

A Figura 2 apresenta os valores da taxa específica de consumo de oxigênio (SOUR) determinada para as diferentes concentrações salinas.

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0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 5 1 0 1 5 2 0 SO UR (m gO 2 .g -1SS V.h -1) S a lin id a d e (g C l-_.L-1₎ 0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 5 1 0 1 5 2 0 SO UR (m gO 2 .g -1SS V.h -1) S a lin id a d e (g C l-_.L-1₎

Figura 2 – Valores médios da SOUR obtidos nos testes respirométricos para avaliação da atividade biológica do lodo submetido às várias concentrações de cloreto, após 3 horas de reação com o efluente industrial. Os testes respirométricos foram realizados a temperatura média de 24,5 oC.

Os resultados mostram uma queda na atividade biológica do lodo com o aumento da salinidade, que refletiu na diminuição da eficiência do processo de remoção de matéria orgânica. A literatura tem reportado que concentrações salinas elevadas causam desidratação osmótica das células, levando a uma perda de atividade e redução na eficiência do processo de tratamento.

COSTA (2002) avaliou o desempenho do processo de lodos ativados no tratamento de um efluente industrial proveniente do decantador primário da ETDI da Bayer/Belford Roxo. Durante o período de operação dos reatores o afluente apresentou uma concentração de cloreto média de 16 g.L-1. Testes respirométricos para a determinação da atividade biológica da biomassa nas temperaturas de 25 e 35oC foram realizados, obtendo-se valores de OUR de 16,6 e 16,7 mgO2.L-1.h-1 e valores de SOUR de 4,1 e 5,9 mgO2.g-1SSV.h-1,

respectivamente. Esses resultados mostram-se próximos dos valores de SOUR obtidos neste estudo para a salinidade de 15 gCl-.L-1.

TERCEIRA FASE: OPERAÇÃO DO SISTEMA CONTÍNUO DE LODOS ATIVADOS – TRATAMENTO DE UM EFLUENTE INDUSTRIAL SALINO

A partir dos testes de avaliação do potencial da biomassa, definiram-se as concentrações salinas empregadas nos experimentos em regime contínuo para avaliação do efeito da salinidade no desempenho do processo de lodos ativados. Os experimentos nessa fase foram divididos nas Etapas 1, 2 e 3, conforme a salinidade do efluente alimentado no tanque de aeração dos reatores que foram de 11, 15 e 20 gCl-.L-1, respectivamente. O tempo de retenção hidráulico (TRH) mantido durante os experimentos foi de 24 horas. A Tabela 3 apresenta as condições operacionais médias mantidas nos biorreatores.

Tabela 3 - Condições operacionais médias mantidas nos biorreatores R1 e R2 (TRH = 24h). 11 gCl-.L-1 Etapa 1 15 gCl-.L-1 Etapa 2 20 gCl-.L-1 Etapa 3 Tempo de Operação (d) 39 40 60 COD (mg.L-1)* 290 140 362 N-NH4 (mg.L-1)* 11 14 10 SSV (mg.L-1)** 2510 3370 1830 *

- Dados referentes ao efluente de alimentação.

**

- Condições no tanque de aeração.

A instalação experimental utilizada nessa fase consistiu de dois reatores (R1 e R2) confeccionados em acrílico e que apresentam duas câmaras separadas por uma chicana ajustável. O reator biológico com volume útil de 2,34 L foi simulado na câmara a montante e a câmara jusante, com volume de 0,82 L, atuou como decantador secundário. A recirculação do lodo foi permitida pela inclinação na parede do decantador e pela regulagem da abertura da chicana. A aeração e a agitação do reator biológico foram feitas mediante o borbulhamento de ar através da utilização de um difusor poroso.

Os reatores R1 e R2 foram alimentados com o efluente industrial salino, sendo um suplemento nutricional (milhocina), na concentração de 20 mg.L-1, adicionado ao efluente que alimentou o reator R1, afim, de se

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avaliar sua contribuição no desempenho do processo e o seu efeito sobre a microfauna. A escolha da milhocina como suplemento nutricional se deveu ao baixo custo e à sua composição química que contém carboidratos solúveis, aminoácidos e sais minerais.

O desempenho dos reatores foi avaliado em termos de remoção de COD e N-NH4+. Também foram avaliados

os efeitos da salinidade na sedimentabilidade de lodo (IVL), na turbidez do efluente final, nas características dos flocos e na comunidade microbiana.

RESULTADOS DA TERCEIRA FASE

Vários estudos têm mostrado, que culturas convencionais não podem ser usadas para tratar efluentes com concentrações salinas maiores que 3 a 5% (p/v) (Woolard & Irvine, 1995), uma vez que, efeitos adversos são causados pela alta salinidade à comunidade microbiana. Visando minimizar esse estresse e manter um consórcio microbiano diversificado no tanque de aeração para sustentar o desempenho do processo, avaliou-se a adição de milhocina (20 mg.L-1) no afluente do R1.

Como mencionado acima, nessa fase os experimentos foram divididos em três etapas avaliando-se em cada uma delas o efeito de uma determinada salinidade no processo de lodos ativados.

Etapa 1 – Salinidade 11 gCl-1.L-1

Nessa etapa os reatores foram acompanhados por 39 dias em regime contínuo de operação e com um tempo de retenção hidráulico (TRH) de aproximadamente 24 horas. A Tabela 4 apresenta as condições operacionais mantidas nos biorreatores nessa etapa.

Tabela 4 – Condições operacionais mantidas nos reatores R1 (milhocina) e R2 na Etapa 1.

R1 R2

Parâmetros Faixa de Valores Valor médio Faixa de Valores Valor médio

SSV (mg.L-1) 1091 - 3846 2422 1068 - 3674 2599

OD (mg.L-1) 2,02 - 6,50 3,36 1,39 - 3,20 2,76

T (oC) 24,2 - 26,5 25,2 24,0 - 27,0 25,3

pHentra 7,16 - 7,66 7,39 7,21 - 7,62 7,41

A Tabela 5 mostra que as concentrações de COD na entrada e na saída do processo apresentaram uma grande variabilidade durante o experimento. Os coeficientes de variação calculados para o efluente de saída dos reatores apresentaram um valor maior que os do afluente indicando que o processo biológico não foi capaz de atenuar as variações na concentração de COD da alimentação.

Tabela 5 – Valores médios, desvios padrão e coeficientes de variação dos valores de COD do afluente e do efluente final dos reatores R1 e R2 na Etapa 1.

R1 R2 COD (mg.L-1) Valor médio Desvio padrão Coeficiente de variação (%) Valor médio Desvio padrão Coeficiente de variação (%) Entrada 286 118 41 294 129 44 Saída 27 28 104 23 23 98

A Figura 3 apresenta os valores da concentração de matéria orgânica (COD) e da concentração de nitrogênio amoniacal (N-NH4+) no afluente e no efluente tratado durante o experimento.

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0 10 20 30 40 0 100 200 300 400 500 600 700 R 1_entrada R 1_saída R 2_entrada R 2_saída CO D ( m g. L -1 )

Tempo de Operação (dias)

0 5 10 15 20 25 30 35 0 5 10 15 20 25 30 35 R 1entrada R 1saida R 2entrada R 2saida leg islação N-NH 4 + (m g. L -1 ) T em po de O peração (dias) 0 10 20 30 40 0 100 200 300 400 500 600 700 R 1_entrada R 1_saída R 2_entrada R 2_saída CO D ( m g. L -1 )

0 5 10 15 20 25 30 35 0 5 10 15 20 25 30 35 R 1entrada R 1saida R 2entrada R 2saida leg islação N-NH 4 + (m g. L -1 ) T em po de O peração (dias) A B 0 10 20 30 40 0 100 200 300 400 500 600 700 R 1_entrada R 1_saída R 2_entrada R 2_saída CO D ( m g. L -1 )

0 5 10 15 20 25 30 35 0 5 10 15 20 25 30 35 R 1entrada R 1saida R 2entrada R 2saida leg islação N-NH 4 + (m g. L -1 ) T em po de O peração (dias) 0 10 20 30 40 0 100 200 300 400 500 600 700 R 1_entrada R 1_saída R 2_entrada R 2_saída CO D ( m g. L -1 )

0 5 10 15 20 25 30 35 0 5 10 15 20 25 30 35 R 1entrada R 1saida R 2entrada R 2saida leg islação N-NH 4 + (m g. L -1 ) T em po de O peração (dias) A B

Figura 3 – Monitoramento da concentração de COD e da concentração de N-NH4+ no afluente e no efluente de saída dos reatores R1 e R2 na Etapa 1 de operação.

A remoção biológica de nitrogênio é possível através dos processos seqüenciais de nitrificação e desnitrificação. O primeiro processo é a oxidação biológica de amônia para nitrato, enquanto que o segundo processo é a redução biológica de nitrato para nitrogênio molecular, usando-se material orgânico como redutor (VAN HAANDEL & MARAIS, 1999). A remoção de nutrientes (nitrogênio e fósforo) do efluente antes de seu descarte no corpo receptor é de fundamental importância, visto que, esses nutrientes podem impactar negativamente os corpos d’água.

O nitrogênio está presente em efluentes domésticos, principalmente, na forma de amônia (cerca de 60%) e nitrogênio orgânico (aproximadamente 40%), contudo, no caso de rejeitos líquidos industriais, esta proporção varia em função do processo produtivo e do tipo de indústria (BITTON, 1994, ROSA, 1997). A legislação federal limita a concentração de nitrogênio amoniacal nos corpos receptores a um valor máximo de 0,5 mg.L-1. No caso de despejos líquidos a FEEMA tem fixado como padrão limite de descarte a concentração de 5,0 mg.L-1 de N-NH4+. De acordo com os dados apresentados na Figura 4, observou-se que o processo de

tratamento empregado nos reatores R1 e R2 foi capaz de reduzir a concentração de N-NH4+ no efluente final,

abaixo do valor requerido pela FEEMA.

A razão SSV/SST nos reatores encontrou-se na faixa de 0,37 a 0,57 e 0,46 a 0,58 para os reatores R1 e R2, respectivamente. Os baixos valores da razão SSV/SST mostraram um lodo bastante mineralizado, devido ao longo tempo de retenção celular, uma vez que, não eram realizadas retiradas regulares de lodo do sistema. Outro fato que pode ter contribuído para os baixos valores da razão SSV/SST foi à incorporação de partículas de sal e outros materiais particulados provenientes do efluente à biomassa. Os valores da razão SSV/SST obtidos nas Etapas 2 e 3 também foram baixos.

A partir dos dados de concentração de matéria orgânica, no afluente e no efluente final e dos dados de SSV e SST no tanque de aeração, alguns parâmetros que auxiliam no controle do processo foram calculados. A Tabela 6 apresenta os valores obtidos para esses parâmetros durante a Etapa 1 de operação.

Tabela 6 – Faixa de variação e valores médios dos parâmetros F/M, f e U obtidos durante a Etapa 1 de operação para os reatores R1 e R2.

R1 (milhocina) R2

Parâmetros Faixa de valores Valor médio Faixa de valores Valor médio F/M (mgCOD.mg-1SSV.d-1) 0,057 - 0,408 0,138 0,052 - 0,223 0,123

f (mgCOD.mg-1SST.d-1) 0,028 - 0,203 0,066 0,027 - 0,105 0,063 U (mgCOD.mg-1SSV.d-1) 0,055 - 0,308 0,123 0,049 - 0,215 0,114

A razão F/M é um importante parâmetro que expressa a razão entre o aporte de nutriente na alimentação e os microrganismos presentes no tanque de aeração (SSV). A Norma Brasileira (ABNT, NB-570, 1990) recomenda a faixa de 0,07 a 1,1 kgDBO.kg-1SSV.d-1 (JORDÃO & PESSÔA, 1995). Valores de F/M na faixa de 0,08 a 0,15 kgDBO.kg-1SSV.d-1 foram apresentados por VON SPERLING (1997) para sistemas de lodos ativados operando na modalidade aeração prolongada. O fator de carga (f) representa a razão entre a concentração de nutriente presente no afluente e o teor de SST no tanque de aeração. Segundo JORDÃO & PESSÔA (1995), a Norma Brasileira (ABNT, NB-570, 1990) recomenda a faixa de 0,05 a 0,90 kgDBO.kg

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(matéria orgânica poluente) são consumidos pelos microrganismos no tanque de aeração. A Norma Brasileira (ABNT, NB-570, 1990) recomenda para o processo de lodos ativados a faixa de valores de 0,06 a 1,10 kgDBO.kg-1SST.d-1.

Etapa 2 – Saliniadade 15 gCl-.L-1

O tratamento biológico de efluentes salinos, empregando biomassa suspensa ou aderida (biofilme), tem sido objeto de várias pesquisas. Processos de lodos ativados convencionais usados no tratamento de efluentes salinos, geralmente, apresentam baixa eficiência de remoção de matéria orgânica, especialmente em concentrações de NaCl acima de 2 % (p/v) (> 12 gCl-.L-1).

Os reatores R1 (milhocina) e R2 foram operados por períodos de 30 e 40 dias, respectivamente. Nessa etapa, a salinidade do efluente de alimentação foi previamente ajustada para 15 gCl-.L-1. A influência da milhocina no desempenho do processo também foi avaliada, visto que alguns trabalhos têm apresentado resultados positivos, quando efluentes industriais são suplementados com nutrientes. A Tabela 7 apresenta as condições operacionais mantidas nos biorreatores na Etapa 2.

Tabela 7 – Condições operacionais mantidas nos reatores R1 e R2 na Etapa 2.

R1 (milhocina) R2

SSV (mg.L-1) 1920 - 4232 3379 1916 - 4236 3367

OD (mg.L-1) 1,30 - 5,68 2,98 2,35 - 5,90 3,73

T (oC) 23,8 - 26,8 25,1 23,7 - 26,5 24,8

pHentra 7,34 - 8,56 7,80 6,91 - 7,96 7,45

A Figura 4 apresenta os valores de COD e da concentração de N-NH4+ do afluente e do efluente tratado

durante o período experimental.

0 10 20 30 40 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 R 1_entrada R 1_saída R 2 entrada R 2 saída CO D ( m g .L -1 )

Tem po de O peração (dias)

0 10 20 30 40 50 0 5 10 15 20 R 1_entrada R 1saída R 2entrada R 2saída ---- legislação N-NH 4 + (m g .L -1 )

0 10 20 30 40 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 R 1_entrada R 1_saída R 2 entrada R 2 saída CO D ( m g .L -1 )

0 10 20 30 40 50 0 5 10 15 20 R 1_entrada R 1saída R 2entrada R 2saída ---- legislação N-NH 4 + (m g .L -1 )

Figura 4 – Monitoramento das concentrações de COD no afluente e no efluente tratado dos reatores R1 e R2 durante Etapa 2 de operação.

O limite máximo de N-NH4+ permitido pela FEEMA é de 5,0 mg.L-1, entretanto, durante o período

experimental de operação dos reatores R1 e R2, o teor de N-NH4+ esteve várias vezes acima do limite máximo

permitido, o que mostra que o aumento da salinidade para 15 gCl-.L-1 prejudicou o processo de nitrificação.

Os valores médios, os desvios padrão e os coeficientes de variação das concentrações de COD do efluente da entrada e da saída dos reatores encontram-se na Tabela 8. Observou-se a partir dos desvios padrão, uma grande variabilidade das concentrações de COD na alimentação, devido às variações que ocorrem no processo produtivo da indústria. Além disso, notou-se que o processo não conseguiu atenuar essas variações, visto que, os coeficientes de variação obtidos para o efluente descartado, são maiores ou próximos aos apresentados para o afluente.

(9)

Tabela 8 – Valores médios, desvios padrão e coeficientes de variação dos valores de COD do afluente e do efluente final dos reatores R1 e R2 na Etapa 2.

R1 R2 COD (mg.L-1) Valor médio Desvio padrão Coeficiente de variação (%) Valor médio Desvio padrão Coeficiente de variação (%) Entrada 152 29 19 128 38 30 Saída 45 12 27 42 14 33

A manutenção da concentração de SSV na faixa de 2500 a 5000 mg.L-1, no tanque de aeração, favorece o tratamento de efluentes salinos. LUDZACK & NORAN (1965) reportaram que unidades operando com teores de SSV na faixa de 1500 a 1800 mg.L-1 ou menos são bem mais sensíveis a mudanças na concentração de cloreto. A razão SSV/SST ficou situada na faixa de 0,40 a 0,51 e 0,40 a 0,65 nos reatores R1 e R2, respectivamente.

A Tabela 9 apresenta a faixa de variação e os valores médios dos parâmetros F/M, f e U determinados a partir dos dados obtidos dos reatores R1 (milhocina) e R2, ao longo do experimento.

Tabela 9 – Faixa de variação e valores médios dos parâmetros F/M, f e U determinados na Etapa 2.

Parâmetros Faixa de valores Valor médio Faixa de valores Valor médio

F/M (mgCOD.mg-1SSV.d-1) 0,033 - 0,093 0,049 0,016 - 0,083 0,038 f (mgCOD.mg-1SST.d-1) 0,014 - 0,039 0,022 0,007 - 0,036 0,018 U (mgCOD.mg-1SSV.d-1) 0,021 - 0,059 0,034 0,013 - 0,051 0,025

Observou-se que os valores obtidos para os parâmetros F/M, f e U nessa etapa (Etapa 2) de operação foram menores do que os obtidos na etapa anterior (Etapa 1), uma vez que, concentrações menores de substrato no afluente, teores de SSV maiores no tanque de aeração e eficiências de remoção de COD inferiores foram obtidos nessa etapa em comparação a etapa anterior.

Etapa 3 – Salinidade 20 gCl-.L-1

No experimento de avaliação do potencial da biomassa a eficiência de remoção de COD foi de 11,6% para salinidade de 20 gCl-.L-1, evidenciando que a comunidade microbiana específica do lodo empregado sofreu significativa perda da atividade biológica, como comprovado pelo baixo valor de SOUR obtido no teste respirométrico. Nessa etapa os reatores R1 e R2 foram operados em regime contínuo e alimentados com o efluente industrial na salinidade de 20 gCl-.L-1, objetivando-se avaliar se nesse regime de operação a comunidade microbiana seria capaz de se adaptar, obtendo-se eficiências maiores que a atingida no teste de avaliação do potencial da biomassa. Mais uma vez, a contribuição da adição de milhocina ao efluente de alimentação do reator R1 foi investigada. Nessa etapa os reatores foram operados por 60 dias mantendo-se um TRH no tanque de aeração de aproximadamente 24 horas. A Tabela 10 apresenta as condições operacionais empregadas nos biorreatores.

Tabela 10 – Condições operacionais mantidas nos reatores R1 e R2 durante a Etapa 3 de operação.

R1 R2

SSV (mg.L-1) 1015 - 2426 1624 1105 - 2965 2034

OD (mg.L-1) 2,29 - 6,75 5,02 1,02 - 6,41 4,12

T (oC) 24,3 - 26,8 25,2 23,6 - 26,5 25,1

pHentra 7,3 - 7,79 7,50 7,24 - 7,72 7,50

A literatura tem reportado que altas concentrações salinas causam efeitos deletérios no desempenho do processo biológico, visto que afetam a comunidade microbiana. Contudo, procedimentos adequados de aclimatação da biomassa a altas salinidades minimizam os efeitos adversos causados à comunidade microbiana.

(10)

Vários estudos afirmam que os microrganismos responsáveis pela oxidação de compostos orgânicos são menos sensíveis à alta salinidade quando comparados aos microrganismos responsáveis pela nitrificação e desnitrificação em processos de lodos ativados, os quais podem ser adversamente afetados quando a concentração de cloreto excede 12 g.L-1 (CHEN et al., 2003, DAHL et al., 1997). A Figura 5 apresenta a evolução da concentração de COD de N-NH4+ nos efluentes de alimentação e de saída dos reatores R1 e R2

durante a Etapa 3 de operação.

0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0 0 2 0 0 4 0 0 6 0 0 8 0 0 1 0 0 0 R 1_{e n tra d a} R 1s a íd a R 2_{e n tra d a} R 2s a íd a CO D ( m g .L -1 ) T e m p o d e O p e r a ç ã o (d ia s ) 0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 0 5 1 0 1 5 2 0 R 1_{e n tr a d a} R 1_{s a íd a} R 2_{e n tr a d a} R 2_{s a íd a} - - - - le g is la ç ã o N-NH 4 + (m g .L -1 ) T e m p o d e O p e r a ç ã o (d ia s ) 0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0 0 2 0 0 4 0 0 6 0 0 8 0 0 1 0 0 0 R 1_{e n tra d a} R 1s a íd a R 2_{e n tra d a} R 2s a íd a CO D ( m g .L -1 ) T e m p o d e O p e r a ç ã o (d ia s ) 0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 0 5 1 0 1 5 2 0 R 1_{e n tr a d a} R 1_{s a íd a} R 2_{e n tr a d a} R 2_{s a íd a} - - - - le g is la ç ã o N-NH 4 + (m g .L -1 ) T e m p o d e O p e r a ç ã o (d ia s )

Figura 5 – Variação da concentração de COD nos efluentes de entrada e saída dos reatores R1 e R2 durante a Etapa 3 de operação.

Assim como nas outras etapas, observou-se uma grande variabilidade na concentração de COD do afluente e do efluente de saída. Na Tabela 11 encontram-se os valores médios, os desvios padrão e os coeficientes de variação da concentração de COD no afluente e no efluente final dos reatores R1 e R2.

Tabela 11 – Valores médios, desvios padrão e coeficientes de variação da concentração de COD no afluente e no efluente de saída dos reatores R1 e R2 durante a Etapa 3 de operação.

R1 R2 COD (mg.L-1) Valor médio Desvio padrão Coeficiente de variação (%) Valor médio Desvio padrão Coeficiente de variação (%) Entrada 369 275 75 355 271 76 Saída 236 203 86 248 213 86

A taxa de remoção de substrato depende da concentração de biomassa ativa no tanque de aeração. A literatura tem reportado que a alta salinidade, além de reduzir a taxa de remoção de matéria orgânica também prejudica a sedimentabilidade do lodo, produzindo um efluente com altos teores de sólidos suspensos (LUDZACK & NORAN, 1965, KINCANNON & GAUDY, 1966). Esse efeito explica a baixa concentração de SSV mantida nos reatores nessa fase, uma vez que, parte do lodo era perdida no efluente de saída, devido à redução na capacidade de sedimentação dos flocos. A razão SSV/SST mantida nos reatores R1 e R2 esteve na faixa de 0,3 a 0,6 durante o período experimental.

ROSA (1997) verificou que o aumento da salinidade reduzia a capacidade de aderência do biofilme ao suporte, aumentando consideravelmente a concentração de sólidos no efluente tratado. Isso ocorreu em decorrência da sensibilidade da biomassa a mudanças na força iônica do meio e à provável ocorrência de lise e morte celular nas camadas mais internas do biofilme.

A Tabela 12 apresenta a faixa de variação e os valores médios dos parâmetros F/M, f e U calculados durante a Etapa 3 de operação.

Tabela 12 – Faixa de variação e valores médios dos parâmetros F/M, f e U obtidos na Etapa 3.

Parâmetros Faixa de valores Valor médio Faixa de valores Valor médio

F/M (mgCOD.mg-1SSV.d-1) 0,060 - 0,864 0,250 0,046 - 0,528 0,190 f (mgCOD.mg-1SST.d-1) 0,020 - 0,274 0,104 0,021 - 0,207 0,087 U (mgCOD.mg-1SSV.d-1) 0,009 - 0,361 0,085 0,008 - 0,240 0,053

(11)

Desempenho do processo de lodos ativados durante as três etapas em regime contínuo

O desempenho do processo de lodos ativados nas três concentrações salinas estudadas (11, 15 e 20 gCl-.L-1) foi avaliado em termos da eficiência de remoção de COD e N-NH4+, da turbidez do efluente final e da

sedimentabilidade do lodo biológico. Observações microscópicas foram utlizadas para avaliar a dinâmica microbiana nas diferentes salinidades estudadas e para estabelecer relações entre a microfauna e os parâmetros operacionais de controle do processo.

Embora a comunidade microbiana, comumente encontrada em processos de lodos ativados, possa se aclimatar a altas salinidades, a extensão dessa adaptação é limitada. Vários estudos têm mostrado, que culturas convencionais não podem ser usadas para tratar efluentes com concentrações salinas maiores que 3 a 5% (TOKUZ & ECKENFELDER, 1978, WOOLARD & IRVINE, 1995). Além disso, a literatura tem reportado que a adaptação atingida pela comunidade microbiana a uma determinada salinidade não é permanente, ou seja, uma vez adaptada à alta salinidade, os microrganismos podem perder rapidamente essa habilidade quando expostos a condições iônicas diluídas (KINCANNON & GAUDY, 1968).

A Figura 6 mostra os efeitos da salinidade nas eficiências de remoção de COD e N-NH4+ durante a operação

dos reatores em regime contínuo nas Etapas 1 ,2 e 3.

1 0 1 5 2 0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 R e a t o r R 1 R e a t o r R 2 ηCOD (% ) S a l i n i d a d e ( g C l -. L-1 ) 1 0 1 5 2 0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 R e a t o r R 1 R e a t o r R 2 η N-NH 4 + ( % ) S a l i n i d a d e ( g C l -. L-1 ) 1 0 1 5 2 0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 R e a t o r R 1 R e a t o r R 2 ηCOD (% ) S a l i n i d a d e ( g C l -. L-1 ) 1 0 1 5 2 0 2 0 4 0 6 0 8 0 1 0 0 R e a t o r R 1 R e a t o r R 2 η N-NH 4 + ( % ) S a l i n i d a d e ( g C l -. L-1 )

Figura 6 – Efeito da concentração de sal nas eficiências de remoção de COD e N-NH4+ nos reatores R1 e R2 durante a operação em regime contínuo.

Observou-se uma queda praticamente linear dos percentuais de remoção de COD e de N-NH4+ com o aumento

da salinidade, mostrando que os processos microbiológicos de conversão de matéria orgânica e de amônia foram afetados.

Apesar das diferentes concentrações de matéria orgânica (COD) aplicadas ao processo durante o período experimental da Etapa 1, uma eficiência média de remoção de COD de 92% foi mantida, mostrando que o processo foi capaz de suportar essas variações na concentração de COD afluente.

Esses bons resultados foram coerentes com as observações microscópicas do lodo, as quais revelaram a presença de uma comunidade de protozoários bastante estável, porém pouco diversificada. As análises microscópicas também não identificaram diferenças significativas entre a microfauna do reator R1 (milhocina) e do reator R2.

Eficiências médias de remoção de amônia de 87 e 82 % foram obtidas nos reatores R1 e R2, respectivamente, durante a Etapa 1 de operação. Esses resultados estão consistentes com os apresentados na literatura para efluentes salinos. UYGUR & KARGI (2004) operando um RBS obtiveram uma eficiência de remoção de N-NH4+ de aproximadamente 75 % em concentração salina (Cl) próxima de 1,8 % (p/v) (cerca de 11 gCl-.L-1).

Com o aumento da salinidade de 11 (Etapa 1) para 15 gCl-.L-1 (Etapa 2) observou-se uma redução na eficiência do processo de remoção de matéria orgânica. Eficiências médias de remoção de COD de 70 e 67 % foram alcançadas nos reatores R1 e R2, respectivamente. Mais uma vez, a utilização da milhocina na concentração de 20 mg.L-1, não mostrou melhorar significativamente a eficiência do processo. Apesar das diferentes concentrações de COD afluentes, o processo mostrou-se estável, mantendo uma eficiência média de remoção de COD de 70%.

Eficiências médias de remoção de N-NH4+ de 63 e 61% foram obtidas nos biorreatores R1 e R2,

(12)

a concentração de N-NH4+ no afluente esteve na faixa de 4 a 30 mg.L-1 (valor médio de 12 mg.L-1), não sendo

considerada uma faixa de concentração crítica para processos biológicos, além disso, em cada uma das etapas o nível de salinidade no meio foi mantido constante. Esses fatores podem ter contribuído para a obtenção de valores de eficiência de remoção de N-NH4+ satisfatórios.

A aplicação do efluente com salinidade de 20 gCl-.L-1 ao tanque de aeração (Etapa 3) causou prejuízos severos ao metabolismo da comunidade microbiana implicando na queda das eficiências de remoção de COD e N-NH4+ para valores em torno de 20%.

Alguns pesquisadores têm especulado, que altas salinidades induzem a lise e morte celular causando o aumento do teor de sólidos suspensos no efluente tratado. Outros têm sugerido, que o elevado teor de sal causa a redução na população de protozoários, participantes do processo de clarificação do efluente final (Ludzack & Noran, 1965). A Figura 7A mostra que o aumento da salinidade causou um aumento na turbidez do efluente biotratado, devido à perda de biomassa. As observações microscópicas revelaram a ocorrência de seleção microbiana, com prejuízo da abundância de protozoários com o incremento da salinidade. Notou-se também o aparecimento de microrganismos filamentosos nas salinidades de 15 e 20 gCl-.L-1, proporcionando a formação de flocos mais densos, melhorando a sedimentabilidade do lodo, como pode ser observado na Figura 7B. No entanto, na concentração de 20 gCl-.L-1 observou-se a presença de flocos em suspensão, evidenciando uma redução na capacidade de floculação do lodo.

10 15 20 0 10 20 30 40 Turbidez R1 Turbidez R2 Tu rbi d e z ( N T U ) Salinidade (gCl-.L-1) 0 50 100 150 200 250 11 15 20 Concentração de cloreto (g/L) IV L ( m L/ g) Reator R1 Reator R2 A B 10 15 20 0 10 20 30 40 Turbidez R1 Turbidez R2 Tu rbi d e z ( N T U ) Salinidade (gCl-.L-1) 0 50 100 150 200 250 11 15 20 Concentração de cloreto (g/L) IV L ( m L/ g) Reator R1 Reator R2 A B

Figura 7 – (A) Variação da turbidez do efluente tratado nos reatores R1 e R2 com o aumento da salinidade. (B) Sedimentabilidade média do lodo dos reatores R1 e R2 nas diferentes concentrações de sal.

Durante a Etapa 1 (11 gCl-.L-1), o lodo do tanque de aeração apresentou-se bastante disperso formando flocos pequenos e quebradiços devido à ausência de bactérias filamentosas, as quais são responsáveis pela formação de uma estrutura de sustentação, dando ao floco a capacidade de suportar o ambiente turbulento do reator sem se quebrar.

Valores de IVL na faixa de 50 a 150 mL.g-1 são considerados satisfatórios, proporcionando um efluente final com baixa turbidez, entretanto, valores de IVL acima de 200 mL.g-1 são normalmente indicativos de lodo de baixa qualidade, podendo causar perdas de sólidos no efluente tratado, prejudicando o desempenho do processo (RAMALHO, 1991, JORDÃO & PESSÔA, 1995).

Observou-se que apesar dos altos valores de IVL obtidos na Etapa 1, os efluentes descartados dos reatores R1 e R2 apresentaram baixos valores de turbidez, devido à presença de grande quantidade de protozoários ciliados livre - natantes e de uma população considerável de ciliados sésseis, uma vez que, os protozoários se alimentam de bactérias dispersas e pequenos flocos de lodo, colaborando no processo de clarificação do efluente, produzindo um efluente final de melhor qualidade.

Na Etapa 2 (15 gCl-.L-1), um lodo de característica melhor foi obtido. Observações microscópicas revelaram o aparecimento de bactérias filamentosas nos flocos de lodo de ambos os reatores, o que levou à formação de flocos mais densos e maiores, produzindo um lodo com melhor sedimentabilidade, conforme pode ser observado pelo menor valor de IVL obtido nessa etapa, na faixa de 70 a 112 mL.g-1. As análises

(13)

microscópicas da microfauna também indicaram uma redução considerável na população de ciliados livre-natantes, contudo, os protozoários pedunculados (sésseis) não sofreram nenhuma alteração em sua população, o que explica o maior valor de turbidez do efluente produzido nessa Etapa em relação ao gerado na Etapa 1, apesar da boa sedimentabilidade do lodo.

Na Etapa 3 (20 gCl-.L-1), as observações microscópicas mostraram a presença de bactérias filamentosas nos flocos, porém nenhum protozoário foi encontrado. Valores de IVL na faixa de 95 a 203 foram obtidos em ambos os reatores. Apesar dos valores médios de IVL encontrados nessa etapa estarem dentro da faixa considerada satisfatória, valores de turbidez maiores do que os obtidos nas etapas anteriores foram observados, evidenciando uma redução na capacidade de floculação devido à alta salinidade do meio.

A partir das observações microscópicas realizadas em cada uma das etapas estudadas, dos valores de IVL e da turbidez do efluente tratado pode-se afirmar que a capacidade de floculação e de sedimentabilidade do lodo não são uma função direta da salinidade e sim das variações que ocorrem na comunidade microbiana, a qual é afetada não só pela salinidade do meio, mas também por outros fatores, como: composição química do efluente, pH, temperatura, toxicidade do meio, disponibilidade de nutrientes, dentre outros.

QUARTA FASE: TESTES EM BATELADA

Experimentos em batelada foram realizados, com o objetivo de se avaliar os efeitos da salinidade nas cinéticas de consumo de matéria orgânica. As condições operacionais mantidas no reator nas salinidades estudadas podem ser observadas na Tabela 13. Nesses testes foi avaliado o decréscimo da concentração de COD com o tempo de reação nas salinidades de 5, 10 e 15 gCl-.L-1, obtendo-se a partir dessas curvas (COD vs tempo) os valores de Uo que foram calculados através da Equação 1 para as diferentes salinidades, conforme mostrado

na Figura 8.

Tabela 13 – Condições operacionais mantidas no reator nas salinidades de 5, 10 e 15 g.L-1.

Salinidade (g.L-1) SSVinicial (mg.L-1) OD (mg.L-1) T (oC) 5 3916 5,18 ± 0,71 23,5 ± 0,4 10 1911 4,92 ± 0,61 23,4 ± 0,8 15 2658 4,98 ± 0,64 23,3 ± 0,2

o

t

dt

dS

inicial

e

X

1 o

U

=

⋅

Equação (1)

Observou-se que o aumento da salinidade de 5 para 10 gCl-.L-1 praticamente não alterou o valor de Uo,

mostrando que não ocorreram mudanças significativas na atividade microbiana de remoção de matéria orgânica. Porém, com o aumento da concentração para 15 gCl-.L-1 notou-se uma redução significativa do valor de Uo, evidenciando uma queda na atividade biológica. Esses resultados corroboram os obtidos nos testes

preliminares de avaliação do potencial da biomassa.

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 U o ( m gC O D /m gS S V .d) 5 10 15 Concentração de cloreto (g/L)

(14)

As observações microscópicas realizadas nos testes em batelada corroboram as realizadas nos experimentos em contínuo. Nas concentrações de cloreto de 5 e 10 g.L-1 observou-se abundância de protozoários livre – natantes do gênero Euplotes sp. e Urotricha sp., pertencente a classe Hymenostoma e ciliados sésseis do gênero Vorticella sp.. Na salinidade de 15 gCl-.L-1 notou-se uma redução na população de ciliados livre – natantes, porém a comunidade de ciliados pedunculados permaneceu inalterada, devido a sua maior resistência a condições de estresse, encontrando-se organismos do gênero Epistylis sp. e Opercularia sp.. As estruturas dos flocos microbianos foram também avaliadas nesses testes, observando-se flocos bem definidos, principalmente nas concentrações salinas de 5 e 15 gCl-.L-1.

CONCLUSÕES

Os resultados obtidos nos testes de avaliação do potencial da biomassa e nos ensaios respirométricos mostraram que, mesmo após procedimentos de adaptação do lodo às diferentes salinidades, uma apreciável redução da atividade microbiana foi observada quando o lodo foi submetido às concentrações de 15 e 20 gCl -.L-1. Uma diminuição na atividade biológica do lodo, também foi verificada nos testes em batelada, onde uma redução mais significativa do valor de Uo ocorreu quando a salinidade aumentou de 10 para 15 gCl-.L-1.

Os resultados obtidos nos experimentos em regime contínuo indicaram que o uso do suplemento nutricional (milhocina – 20 mg.L-1) não foi efetivo para incrementar o desempenho do processo que, por sua vez, foi afetado pela salinidade. As eficiências médias de remoção de COD e N-NH4+ nos reatores R1 e R2 foram de

92, 70 e 20% e de 85, 63 e 20%, para as concentrações de cloreto de 11, 15 e 20 g.L-1, respectivamente. O aumento da salinidade produziu um aumento praticamente linear da turbidez do efluente tratado, devido provavelmente, a redução da população de protozoários e seu completo desaparecimento na salinidade de 20 gCl-.L-1, além de perdas na capacidade de floculação do lodo. Os resultados mostraram que o processo foi capaz de suportar salinidades de até 10 gCl-.L-1 sem sofrer danos na sua eficiência de remoção de COD. As observações microscópicas revelaram a ocorrência de seleção microbiana com o incremento da salinidade, mostrando ser os protozoários bons indicadores das condições operacionais e do desempenho do processo.

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(15)

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