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Anammox em RBS para pós-tratamento de esgoto doméstico
- 1. TÍTULO DO TRABALHO DE CONCLUSÃO DE CURSO Março, 2020 Manhuaçu - MG Alunos: xxxxxxxxxx Orientador(a): yyyyyyyyy Curso: Engenharia Ambiental 1
- 2. 2 Introdução Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências
- 3. Introdução Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Anammox Via biológica 2 reatores OD Fonte de Carbono Bactérias autotróficas CO2 Alternativa promissora Crescimento lento Controle do processo 20 e 43°C pH 6,7 – 8,7 Anammox substratos (MULDER et al., 1995; VAN DE GRAAF et al., 1995; JETTEN et al., 2009; GAO e TAO, 2011; BERNHARD, 2012; HU et al., 2013; ALI e OKABE, 2015; MA et al., 2016)
- 4. Introdução Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Consumo energético Não aerado Sustentável Autotrófico Indicado para pós-tratar efluente doméstico anaeróbio Europa, China – escala plena, águas residuárias diversas Efluentes ricos em NH4 + e baixa relação C/N x BD Vantagens Produção de lodo Temperatura ótima ~30ºC – Jenni et al., (2014) e Ma et al., (2016) 37ºC - Ali e Okabe (2015) 40±3ºC - Gao e Tao (2011) Experimentos já relataram 4ºC (Oshiki et al., 2011) 10 e 20 ºC (Gilbert et al., 2014; Lotti et al., 2014) Evidência para o Brasil – Temperatura (STROUS et al., 1998; JETTEN et al., 2009; GAO e TAO, 2011; OSHIKI et al., 2011; SCHEEREN et al., 2011; GILBERT et al., 2014; JENNI et al., 2014; LOTTI et al., 2014; ALI e OKABE, 2015; MA et al., 2016)
- 5. Introdução Objetivos Material e Métodos Resultados e discussão Referências Pesquisas realizadas Efluente DQO mg.L-1 DQO/N Eficiência (%) NH4 +:NO2 -:DQO T (°C) Referência Sintético+glicose 300 5 84 : 99 : 55 35 Leal et al., (2016) Doméstico – UASB 208±54 ≈2 98 : 88 : 74 35 Leal et al., (2016) Sintético + sacarose 700 2,92 <3 : 99 : NI 35 Tang et al., (2010) Digestor de lodo + acetato + glicose (NP+Anammox) 180±22 1,4 Ntotal: 98% 30 Jenni et al., (2014) Sintético +acetato e amido NI 6 66 : 100 : NI 22 Sanchez et al., (2014) Fator-chave NI: não informado
- 6. Introdução Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Geral Avaliar, em escala laboratorial, a aplicação do processo anammox para o pós-tratamento de efluente doméstico proveniente de tratamento anaeróbio (reator UASB), utilizando um RBS submetido a diferentes temperaturas.
- 7. Específicos Avaliar o desempenho do reator anammox quando: i. submetido às temperaturas de 35°C, 25°C e 20°C; ii. Identificar e comparar a comunidade microbiana nas diferentes condições operacionais testadas; iii. Identificar as condições operacionais adequadas a fim de que o processo seja aplicado em maior escala. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma
- 8. Reator em batelada sequencial, 2 litros 70 rpm; 35, 25 e 20ºC; pH 7,5; TDH 24h; 2 ciclos diários: a) Alimentação + NO2 -; b) Reação; c) Decantação; d) Retirada. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultado e discussão Referências Cronograma
- 9. Inóculo – Lodos ativados ETE Arrudas – BH; 160 dias a 35ºC + meio de cultura sintético Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultado e discussão Referências Cronograma Fases com efluente doméstico UASB – CePTS:
- 10. Extração de DNA Reação PCR • Biologia Molecular – diversidade microbiana DGGE Sequenciamento (Identificação dos microrganismos) • Avaliação estatística dos dados; • Comparar as fases e auxiliar na discussão dos resultados. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultado e discussão Referências Cronograma
- 11. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma Fase 1 Transição afluente efluente Eficiência de remoção média DQO mg.L-1 130,26 43,87 53,68 35ºC Adição de nitrito NO2 - afl NO2 - efl NH4 + afl NH4 + efl Eficiência de remoção de NH4 + Eficiência de remoção de NO2 - (STROUS et al., 1998; JETTEN et al., 2009; GAO e TAO, 2011; OSHIKI et al., 2011; SCHEEREN et al., 2011; GILBERT et al., 2014; JENNI et al., 2014; LOTTI et al., 2014; ALI e OKABE, 2015; MA et al., 2016)
- 12. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma Fase 2 Sem aclimatação 25ºC Média BH 2015: 22,97ºC > Fase 1 afluente efluente Eficiência de remoção média DQO mg.L-1 103,92 30,02 68,18 NO2 - afl NO2 - efl NH4 + afl NH4 + efl Eficiência de remoção de NH4 + Eficiência de remoção de NO2 - (STROUS et al., 1998; JETTEN et al., 2009; GAO e TAO, 2011; OSHIKI et al., 2011; SCHEEREN et al., 2011; GILBERT et al., 2014; JENNI et al., 2014; LOTTI et al., 2014; ALI e OKABE, 2015; BRASIL, 2016; MA et al., 2016)
- 13. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma Fase 3 Sem aclimatação 20ºC afluente efluente Eficiência de remoção média DQO mg.L-1 94,62 29,78 69,04 (STROUS et al., 1998; JETTEN et al., 2009; GAO e TAO, 2011; OSHIKI et al., 2011; SCHEEREN et al., 2011; GILBERT et al., 2014; JENNI et al., 2014; LOTTI et al., 2014; ALI e OKABE, 2015; BRASIL, 2016; MA et al., 2016) NO2 - afl NO2 - efl NH4 + afl NH4 + efl Eficiência de remoção de NH4 + Eficiência de remoção de NO2 -
- 14. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma NO2 -/NH4 +=1,92 NO3 -/NH4 +=0,42 Fase 2 NO2 -/NH4 += 1,80 NO3 -/NH4 +=0,65 Fase 1 Fase 1 35ºC 25ºC 1,32 20ºC Fase 3 NO2 -/NH4 += 2,01 NO3 -/NH4 +=1,15 (STROUS et al., 1998; JETTEN et al., 2009; GAO e TAO, 2011; OSHIKI et al., 2011; SCHEEREN et al., 2011; GILBERT et al., 2014; JENNI et al., 2014; LOTTI et al., 2014; ALI e OKABE, 2015; MA et al., 2016)
- 15. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma Conclusões Anammox e desnitrificantes puderam coexistir entre 20 e 35ºC, sem efeitos inibitórios para as anammox; As alterações na temperatura sem prévia aclimatação mostraram resistência pelas anammox; Processo anammox pode ser utilizado como pós-tratamento de esgotos domésticos tratados anaerobicamente; DQO total até 130 mg.L-1 não se mostrou inibitória; RBS apresentou maior eficiência a 25ºC.
- 16. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma ALI, M.; OKABE, S. Anammox-based technologies for nitrogen removal: Advances in process start-up and remaining issues. Chemosphere, v. 141, p. 144–153, 2015. APHA - American Public Health Association. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 22 ed, Washington, DC, 2012. BERNHARD, Anne. The nitrogen cycle: Processes, players, and human impact. Nature Education Knowledge, v. 3, n. 10, p. 25, 2012. BRASIL. Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento – MAPA. Instituto Nacional e Meteorologia. Banco de Dados Meteorológicos para Ensino e Pesquisa. 2016. Brasília: MAPA. Disponível em: <http://www.inmet.gov.br/projetos/rede/pesquisa/gera_serie_txt_mensal.php?&mRelEstacao=83587&btnProcesso=serie&mRelDtInicio=01 /01/2015&mRelDtFim=31/12/2015&mAtributos=,,,,,,,,,,,,,1,,,>. Acesso em: 19 de novembro de 2016. GAO, D. W.; TAO, Y. Versatility and application of anaerobic ammonium- oxidizing bacteria. Applied Microbiology and Biotechnology, v. 91, n. 4, p. 887-894, 2011. GILBERT, E. M., AGRAWAL, S., BRUNNER, F., SCHWARTZ, T., HORN, H., LACKNER, S. Response of different Nitrospira species to anoxic periods depends on operational DO. Environmental science & technology, v. 48, n. 5, p. 2934-2941, 2014. HU, Z.; LOTTI, T.; DE KREUK, M.; KLEEREBEZEM, R.; VAN LOOSDRECHT, M.; KRUIT, J.; JETTEN, M.S.S.; KARTAL, B. Nitrogen removal by a nitritation-anammox bioreactor at low temperature. Applied and environmental microbiology, v. 79, n. 8, p. 2807- 2812, 2013. JENNI, S. S; VLAEMINCK, E.; MORGENROTH, E.; UBERT, K. M. Successful application of nitritation/anammox to wastewater with elevated organic carbon to ammonia ratios. Water Research. v.49, p. 316-326. 2014. LEAL, C. D.; PEREIRA, A. D.; NUNES, F. T.; FERREIRA, L. O.; COELHO, A. C. C.; BICALHO, S. K.; MAC CONELL, E.F.A.; RIBEIRO,T.B.; CHERNICHARO, C.A.L.; ARAÚJO, J. C. Anammox for nitrogen removal from anaerobically pre-treated municipal wastewater: Effect of COD/N ratios on process performance and bacterial community structure. Bioresource technology, v. 211, p. 257-266, 2016. LOTTI, T.; KLEEREBEZEM, R.; HU, Z.; KARTAL, B.; JETTEN, M. S. M.; VAN LOOSDRECHT, M. C. M. Simultaneous partial nitritation and anammox at low temperature with granular sludge. Water research, v. 66, p. 111-121, 2014.
- 17. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma MA, B.; WANG, S.; CAO, S.; MIAO, Y.; JIA, F.; DU, R.; PENG, Y. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances. Bioresource technology, v. 200, p. 981-990, 2016. MULDER, A., VAN DE GRAAF, A. A., ROBERTSON, L. A., KUENEN, J. G. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor. FEMS Microbiology Ecol., v. 16, n. 3, p. 177-184, 1995. OSHIKI, M.; SHIMOKAWA, M.; FUJII, N.; SATOH, H.; OKABE, S. Physiological characteristics of the anaerobic ammonium-oxidizing bacteria ‘Candidatus Brocadia sinica’. Microbiology, v. 157, n. 6, p. 1706-1713, 2011. SANCHEZ-GUILLEN, J. A.; YIMMAN, Y.; LOPEZ VAZQUEZ, C. M.; BRDJANOVIC, D.; VAN LIER, J. B. Effects of organic carbon source, chemical oxygen demand/N ratio and temperature on autotrophic nitrogen removal. Water Science & Technology, v. 69, N. 10, p. 2079-2084, 2014. SCHEEREN, M. B.; KUNZ, A.; STEINMETZ, R. L.; DRESSLER, V. L. O processo ANAMMOX como alternativa para tratamento de águas residuárias, contendo alta concentração de nitrogênio. R Bras Eng Agríc Ambiental, v. 15, p. 1289-1297, 2011. STROUS, M., HEIJNEN, J.J., KUENEN, J.G., JETTEN, M.S.M. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms. Appl. Microbiol. Biotechnol. v. 50, n. 5, p. 589-596, 1998. VAN DE GRAAF, A. A.; MULDER, A.; BRUIJN, P.; JETTEN, M. S. M.; ROBERTSON, L. A.; KUENEN, J. G. Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process. Applied and EnvironmentalMicrobiology, v. 61, n. 4, p. 1246-1251, 1995. JETTEN, M. S. M., NIFTRIK, L. V. V., STROUS, M., KARTAL, B., KELTJENS, J. T., AND OP DEN CAMP, H. J., Biochemistry and molecular biology of Anammox bacteria. Critical reviews in Biochemistry and Molecular biology. v. 44, n. 2-3, p. 65–84, 2009.
- 18. Introdução Justificativa Objetivos Material e métodos Resultados e discussão Referências Cronograma
- 19. OBRIGADO!
Notas do Editor
- Processo anammox, oxidação anaerobia de amonia, é uma via biológica de remoção de N, onde bactérias com ativd anammox que são autotróficas, consomem amonia utilizando nitrito como aceptor de eletrons, produzindo nitrog gasoso, e ainda consomem gás carbônico, que é a única fonte de carbono. Tem sido considerado uma alternativa promissora para a remoção de N, frente ao processo convencional que é a Nit aerobia autotrófica seguida de desn heterotrofica anaeróbia, uma vez que é um processo com requisitos metabólicos distintos, necessitando portanto de dois reatores, fonte de carbono e fornecimento de OD. Uma das desvantagens desse processo tem sido associada ao lento crescimento das bacterias, 4 a 11 dias, que aumenta o tempo de partida dos reatores, mas tbm gera baixa produção de lodo, e à necessidade de controle operacional, como pH e temperatura, para estimular a atividade. O lançamento de esgotos domésticos brutos e tratados em aguas superficiais tem contribuído para o aumento de nutrientes no meio e à consequente deterioração dos recursos hidricos, implicando em redução da concentração de OD, toxicidade e processos de eutrofização. Mas também é de fundamental importância para os microrganismos por compor diversas biomoléculas como ácidos nucleicos, proteínas e clorofila. O tratamento dos efluentes domésticos pela via anaeróbia possui muitas vantagens e é muito utilizado no Brasil, notadamente pelos reatores UASB. Mas sabe-se que estes apresentam dificuldades em atingir eficiencias muito elevadas, e que no Brasil, a maioria das ETEs proporcionam o tratamento em nível secundário, direcionado à remoção de MO, não removendo nitrogenio, havendo necessidade de um pós-tratamento direcionado à sua remoção. , uma vez que o nível de tratamento empregado na maioria das ETEs do país atingem até o tratamento secundário, que objetiva a remoção de matéria orgância, possivelmente podem alcançar alguma remoção de N. O tratamento por via anaeróbia, tipicamente por reatores UASB, possui muitas vantagens para aplicação em países de clima tropical, como o Brasil, mas apresenta dificuldades em satisfazer padrões restritivos, necessitando assim de um pós-tratamento. Uma consideração importante é que efluentes pré-tratados por via anaeróbia tendem a aumentar em 30% a concentração de N-amoniacal devido a conversões de amonificação de parte do N-orgânico. Várias tecnologias vem sendo empregadas a fim de remover N-amoniacal das águas residuárias, utilizando-se processos físicos, químicos e biológicos; Os biológicos se mostram mais sustentáveis, viáveis economicamente quanto à instalação e operação, e com uso crescente frente aos processos físicos e químicos. Destaque tem sido dado ao processo Anammox, indicado como uma alternativa que cumpre os pressupostos da remoção biológica: é ambientalmente sustentável (não emite CO2) e economicamente viável, mostrando-se uma alternativa atraente.
- Apenas citar as vantagens rapidamente. Alta Relação carbono nitrogênio: pode proporcionar o crescimento das BD, que competem com as anammox pelo aceptor de eletrons e possuem uma taxa de duplicação superior, o que pode inibir a atividade anammox. Pesquisas já indicaram anammox para pós tratar efluente doméstico anaeróbio; A temperatura ótima estimada por alguns trabalhos diferem entre si, mas são acima de 30ºC. Alguns trabalhos já verificaram crescimento e atividade de AMX em experimentos a 4ºC, e entre 10 e 20ºC. O que coloca em destaque países tropicais como o Brasil, sendo assim não haveria necessidade de manter reatores aquecidos.
- A maior parte das pesquisas tem investigado o pós tratamento de efluentes por processo anammox à temperaturas mais altas, e principalmente usando efluente sintético simulando condições reais. Destaca-se o trabalho de Leal et al 2017 que trouxe resultados muito interessantes pós tratando efluente de UASB por processo anammox
- Em meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado nas formas de N molecular, N-orgânico, íon amônio, amônia livre, nitrito e nitrato. No esgoto bruto predominam N-orgânico e amoniacal, as demais formas geralmente de menor importância. No esgoto bruto, as formas predominantes de N são orgânico e amoniacal. A concentração típica de N-total no esgoto bruto varia em torno de 35 a 60 mg/l, sendo que cerca de 25-35 mg/l se apresenta como N-amoniacal. Santos (2011) ressalta que quando o efluente doméstico entra na ETE, 90% do N se encontra na forma de N-amoniacal devido às reações de amonificação, configurando a predominância de amônio. Essa concentração de N-amonical, excede o requerimento microbiano para as atividades na degradação da matéria orgânica, logo, esse N excedente será contribuinte direto para os impactos ambientais, seja na toxicidade, seja no consumo de OD para a oxidação de N, visto que para oxidar 1 mg/l de N, há o consumo líquido de 1,71 mg/l de OD.
- Fase 1, foi uma etapa de transição entre o meio sintético e o esgoto doméstico, sem aclimatação, operada a 35ºC. O eixo x representa o tempo de monitoramento em dias, o Y principal apresenta a concentração dos compostos e o Y secundário apresenta a eficiência. Mesmo sem aclimatação, pode-se perceber que a eficiência de remoção dos compostos nitrogenados não foi influenciada pela DQO afluente, mantendo acima de 80%. Nesta etapa o nitrito passou a ser fornecido ao RBS, e a concentração dele foi ajustada ao longo dos dias. O consumo de nitrito se mostrou intrinsicamente vinculado à concentração de amônia. A amônia foi praticamente toda consumida, e foi possível perceber que as anammox se adaptaram facilmente à transição entre efluente sintético e real à temperatura de 35ºC. Anammox e desnitrificante puderam coexistir, uma vez que houve consumo de DQO.
- Diferiu da fase 1 apenas na temperatura aplicada, que foi de 25ºC, sem período de aclimatação. O objetivo desta fase foi verificar se a eficiência observada na fase 1 seria mantida com a redução de 10ºC na temperatura de operação. De acordo com Mota e Von Sperling (2009), temperatura de esgoto doméstico de aproximadamente 23ºC ou mais são passíveis e ocorrer em grande parte das regiões tropicais, e está dentro da faixa pra anammox. A concentração média afluente tanto de amônia quanto de DQO foram menores nesta fase, comparando à fase 1. Com isso, a concentração de nitrito foi mais uma vez reduzida. Ressalta-se que a eficiência de remoção dos compostos nitrogenados e DQO não só foi mantida como também foi maior, o que pode ser influência também da menor concentração aplicada. Pode-se perceber que o reator reagiu bem ao choque de temperatura e manteve a estabilidade, eficiência e metabolismo, sem indícios de inibição. Outro ponto importante foi que anammox e Desnitrificantes puderam coexistir.
- Na fase 3, novamente sem período de aclimatação, foi a única etapa em que a concentração de nitrito não foi alterada, mantendo-se 70mg/L, a eficiencia de remoção de amonia oscilou um pouco, mas no geral manteve-se acima de 90%. O mesmo não pode ser observado pela ef de remoção de nitrito. Bom, mas tratando-se de efluente real, que tem concentração variável de compostos, quando a concentração de amonia foi menor no esgoto doméstico, o nitrito foi detectado em maior quantidade.
- O coeficiente de nitrito/amonia maior que o reportado pela literatura pode estar relacionado com a matéria orgânica presente no esgoto doméstico aplicado no reator, que foi consumida pelas bactérias desnitrificantes, pois elas também consomem nitrito em seu metabolismo. O coeficiente nitrato/amonia foi mais alto que o reportado pela literatura, pode significar que a atividade anammox foi maior que a desnitrificante, se não as últimas teriam consumido o nitrato em seu metabolismo, fazendo com que o coeficiente fosse menor. Fase1: a DQO da fase 1 foi maior, assim como o coeficiente nitrito/amônia, o que pode ser devido ao aumento da atividade das bacterias desnitrificantes, que consomem nitrito (influenciando num maior coef) e também consomem nitrato, diminuindo assim o coeficiente de nitrato. Pode-se concluir previamente que BD e anammox puderam coexistir a 35ºC. Fase2: Já na fase 2, a concentração de DQO média afluente foi menor, assim como a temperatura (25ºC), pode-se observar que o coef nitrito foi menor, o que quer dizer que uma quantidade menor de nitrito foi consumida, e o coef de nitrato aumentou. Esses dados podem refletir numa possivel redução da atividade desnitrificante, uma vez que o nitrato foi menos utilizado. Na fase 3, os coeficientes foram os mais altos observados, mas como amonia foi toda consumida nesse período, anammox coexistiu com outros grupos que tambem contribuiram no consumo de amonia. A fase 2 foi a que se mostrou melhor. Não foi possível observar inibição do processo anammox, possivelmente as desnitrificantes tiveram alguma inibição a 25ºC. AMX e BD puderam coexistir.
- Em meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado nas formas de N molecular, N-orgânico, íon amônio, amônia livre, nitrito e nitrato. No esgoto bruto predominam N-orgânico e amoniacal, as demais formas geralmente de menor importância. No esgoto bruto, as formas predominantes de N são orgânico e amoniacal. A concentração típica de N-total no esgoto bruto varia em torno de 35 a 60 mg/l, sendo que cerca de 25-35 mg/l se apresenta como N-amoniacal. Santos (2011) ressalta que quando o efluente doméstico entra na ETE, 90% do N se encontra na forma de N-amoniacal devido às reações de amonificação, configurando a predominância de amônio. Essa concentração de N-amonical, excede o requerimento microbiano para as atividades na degradação da matéria orgânica, logo, esse N excedente será contribuinte direto para os impactos ambientais, seja na toxicidade, seja no consumo de OD para a oxidação de N, visto que para oxidar 1 mg/l de N, há o consumo líquido de 1,71 mg/l de OD.