ANTES, F. G.

BOLSAN, A. C.

BONASSA, G.

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HOLLAS, C. E.

KUNZ, A.

MUTCHAMUA, H. H. G.

VENTURIN, B.

Infoteca-e

COMUNICADO TÉCNICO576Concórdia, SCNovembro, 2020Aclimatação e enriquecimento de biomassa nitrificante usando águas residuárias da suinocultura para partida de reator em grande escalaISSN 0100-8862Foto: Daniela CândidoFabiane Goldschmidt AntesCamila Ester HollasBruno VenturinAlice Chiapetti BolsanAngélica ChiniGabriela BonassaHeitor Henriques Guedes MutchamuaFernanda BarizonAirton Kunz2Aclimatação e enriquecimento de biomassa nitrificante usando águas residuárias da suinocultura para partida de reator em grande escala11 Fabiane Goldschmidt Antes, Química Industrial, doutora em Química, analista da Embrapa Suínos e Aves, Concórdia, SC; Camila Ester Hollas, Engenheira Ambiental, mestre em Engenharia Agrícola, doutoranda do programa de pós-graduação em Engenharia Agrícola da Universidade Estadual do Oeste do Paraná, Cascavel, PR; Bruno Venturin, Engenheiro Ambiental e Sanitária, mestre em Ciência e Tecnologia Ambiental, doutorando do programa de pós-graduação em Engenharia Agrícola da Universidade Estadual do Oeste do Paraná, Cascavel, PR; Alice Chiapetti Bolsan, graduanda em Ciências Biológicas pela Universidade do Oeste de Santa Catarina, Joaçaba, SC; Angélica Chini, Engenheira Ambiental, mestre em Engenharia Agrícola, doutoranda do programa de pós-graduação em Engenharia Agrícola da Universidade Estadual do Oeste do Paraná, Cascavel, PR; Gabriela Bonassa, graduada em Tecnologia em Biocombustíveis com habilitação em Química, mestre em Engenharia de Energia na Agricultura, doutoranda do programa de pós-graduação em Engenharia Agrícola da Universidade Estadual do Oeste do Paraná, Cascavel, PR; Heitor Henriques Guedes Mutchamua, licenciatura em Agro-Processamento, mestre em Engenharia de Alimentos, professor do Instituto Superior Politécnico de Gaza, Chokwe, Gaza, Moçambique; Fernanda Barizon, Engenheira Ambiental, mestranda do programa de pós-graduação em Engenharia Ambiental: Análise e Tecnologia Ambiental (PPGEA) pela Universidade Tecnológica Federal do Paraná,  Francisco Beltrão, PR; Airton Kunz, Químico Industrial, doutor em Química, pesquisador da Embrapa Suínos e Aves, Concórdia, SC.IntroduçãoDiversas atividades agroindustriais têm potencial para afetar negativamente o meio ambiente em função da disposi-ção inadequada de resíduos. Altas con-centrações de poluentes na água podem causar graves danos ao meio ambiente devido à redução do oxigênio dissolvido, eutrofização de corpos d’água, mortali-dade de organismos e danos adversos à saúde humana (Chen et al., 2018). Nesse sentido, a suinocultura é conhe-cida por gerar grandes volumes de re-síduos com elevadas concentrações de contaminantes, sendo a amônia um dos principais poluentes presentes (Bortoli et al., 2019). A poluição da água por espécies químicas de nitrogênio é um dos principais impactos ambientais da atualidade e, com isso, a remoção deste nutriente tornou-se uma ferramenta fun-damental para o tratamento de efluentes (Xia et al., 2020).Dentre as tecnologias empregadas para remover o nitrogênio das águas residuais o processo convencional, de nitrificação seguida de desnitrificação, é eficiente e amplamente utilizado (Gruber-Dorninger et al., 2015). Apesar de ser uma tecnologia robusta, um dos principais desafios impostos para a remoção do nitrogênio de efluentes da produção animal por meio de nitrificação 3e desnitrificação é iniciar o processo de forma rápida e sem inibições. Isto ocorre devido a sensibilidade que os organis-mos nitrificantes apresentam em relação a outros, como os heterotróficos, que crescem no mesmo meio, principalmente em termos de diferença nas velocidades de crescimento entre essas populações, favorecendo os microrganismos hetero-tróficos em detrimento dos nitrificantes (Zoppas et al., 2016). Com isso, a aclimatação prévia de microrganismos nitrificantes sob con-dições ideais de crescimento torna-se uma estratégia essencial para otimizar o início dos reatores em larga escala. Essa estratégia possibilita melhorar a atividade biológica de oxidação do ni-trogênio amoniacal, permitindo o início mais rápido dos sistemas de tratamento de efluentes agropecuários e agroin-dustriais, juntamente com a redução da suscetibilidade à inibição de micror-ganismos (Yu et al., 2020). Porém, os processos convencionais de aclimata-ção são dispendiosos e dependem de longos períodos. O uso de efluentes sintéticos e análises sofisticadas para o monitoramento da evolução da biomas-sa dificultam a adoção de tais práticas em larga escala (Navada et al., 2020). Como exemplo disso, na Tabela 1 são mostrados os valores de atividade nitrificante típicos encontrados nos lodos de unidades de remoção de nitrogênio. Em média, a atividade nitrificante ob-servada é de 2,8 ± 1,2 mgN gssv-1 h-1. Comparando esses valores com os de Kim et al. (2007), que aclimataram um lodo nitrificante, a atividade relatada pe-los autores após a aclimatação é cerca de 20 vezes superior em relação aos dados apresentados na Tabela 1. Porém para isso foi necessário um período de 4 meses, com a utilização de efluente sintético para a alimentação, o que é muito desvantajoso do ponto de vista de grande escala, devido ao longo período e aos custos associados aos reagentes necessários para o preparo do meio sin-tético, tornando-se praticamente inviável considerando a realidade agroindustrial brasileira.Assim é possível evidenciar a im-portância da aclimatação do lodo, uma vez que os microrganismos envolvidos no processo de nitrificação apresentam baixa velocidade de crescimento em comparação aos microrganismos he-terotróficos. Considerando a partida de um reator, um dos grandes desafios é reduzir os efeitos inibitórios que podem advir de alterações no sistema de trata-mento com nitrogênio, como sobrecar-ga, falhas de operação e diferenças nas características dos efluentes que podem retardar a atividade nitrificante (Guo et al., 2007).Com isso, o estabelecimento de um protocolo simples para a aclimatação da biomassa nitrificante, utilizando efluentes da suinocultura como meio de alimentação, pode simplificar o processo e reduzir os tempos de partida destes reatores.4Tabela 1. Velocidades específicas de consumo de nitrogênio amoniacal encontradas na literatu-ra em plantas para remoção de nitrogênio.Taxa específica de consumo de amônia Reator / efluente Referência4,7 mgN-NH4 gST-1 h-1 (Fase 1) 2,3 mgN-NH4 gST-1 h-1 (Fase 2)Lodo ativado de leito fixo em larga escalaRemoção biológica de fósforo (IFAS-EBPR)Tratamento de águas residuais municipaisOnnis-Hayden et al., 20113,25 ± 0,52mgN-NH4 gSSV-1 h-1(Média de 10 estações)10 estações de tratamento de águas residu-ais para remoção de nutrientes biológicos em grande escala em Xi’an, ChinaYao e Peng, 20172,02 mgN-NH4 gSSV-1 h-1 (C/N 10)1,36 mgN-NH4–N gSSV-1 h-1 (C/N 5)UCT-MBR (Biorreator de membrana da Universidade da Cidade do Cabo), mistura de efluente doméstico e efluente sintéticoMannina et al., 20162,9 mgN gSSV-1 h-1 Estação de tratamento de águas residuais em grande escalaDrewnowski et al., 2018Configuração e operação dos reatores para aclimatação Para o desenvolvimento do proces-so, reatores de 1000 L (container IBC) foram aerados por um soprador de 2982,8 W (WEG, Jaraguá do Sul, Brasil) conectado a difusores de ar. O inóculo nitrificante foi obtido de um reator de ni-trificação instalado em uma estação de tratamento de dejetos suínos localizada em Concordia/SC (27 ° 18′S, 51 ° 59′W) (Kunz et al., 2006). Uma proporção de 1:2 de inóculo e efluente foi usada em cada tanque.Os reatores foram alimentados com uma mistura de efluentes da suinocultura 1:4 (v/v), ou seja, 25% de efluente de um biodigestor UASB (S-UASB) e 75% de efluente de um reator nitrificante (S-RBA) a fim de ajustar a concentração de amô-nia para aproximadamente 350 mg L-1 (Bortoli et al., 2019), conforme Tabela 2. A alcalinidade foi suplementada com adição de cal hidratada (Ca(OH)2, grau comercial, pureza ≥ 92%),  por ajuste à faixa de pH entre 7,5 e 8,0. Os reatores foram operados com alimentação em batelada com tempo de retenção hidráulica (TRH) de 24 horas. Diariamente, no mesmo horário, as bombas de aeração foram desligadas e, após 30 minutos para a sedimentação dos lodos, o sobrenadante foi drenado e substituído por uma nova alimentação (até o volume total de trabalho do rea-tor). A aclimatação dos microrganismos foi realizada por 17 dias.5Tabela 2. Características da água residual usada na alimentação do processo de aclimatação dos reatores (entrada) e do efluente do processo (saída). Os parâmetros representam a média ± desvio padrão das concentrações durante todo o tempo de aclimatação.Parâmetro Entrada SaídaN-NH3, mg L-1 355 ± 116 92,3 ± 73,8N-NO3-, mg L-1 < LQ 54,1 ± 40,3N-NO2-, mg L-1 < LQ 45,8 ± 29,8Alcalinidade, mgCaCO3 L-1 3599 ± 1647 2117 ± 928pH 7,7 ± 0,3 7,6 ± 0,4LQ: Limite de quantificação.LQ N-NO3-: 0,1 mg L-1. LQ N-NO2-: 0,1 mg L-1.Na Figura 1 é apresentado um es-quema do sistema de aclimatação uti-lizado e que pode ser implantado para outros processos para a aclimatação de biomassa nitrificante.Figura 1. Representação esquemática do processo de aclimatação do lodo nitrificante com efluente da suinocultura. No início da aclimatação, metade do volume do reator (50%) correspondeu à lodo nitrificante.  6Desempenho da técnica de aclimatação Ensaios foram conduzidos na Embra-pa Suínos e Aves a fim de verificar as melhores condições para a aclimatação da biomassa nitrificante. Após a aclima-tação do lodo, o processo de nitrificação atingiu uma eficiência de 76,3 ± 15,4%, ou seja, cerca de 76% do nitrogênio amoniacal presente no efluente foi con-vertido em nitrito e nitrato. A temperatura e o pH mantiveram-se em torno de 26 ± 0,6 ºC e 7,7 ± 0,3, respectivamente. De acordo com Liu et al. (2018) embora concentrações mais baixas de oxigênio dissolvido, em algumas situa-ções, favoreçam a taxa de transferência de oxigênio no meio, também pode favorecer o crescimento de organismos filamentosos que podem afetar a sedi-mentação de lodo. Corroborando com isso, após os experimentos foi possível verificar que a aclimatação nitrificante alterou visualmente as características do lodo, alterando também a sedimenta-bilidade dos mesmos (Figura 2). O lodo passou de entumecido, com velocidade de sedimentação próxima a zero, para floculento com velocidade de sedimen-tação de 0,7 cm h-1. Isso é interessante, pois a alta taxa de sedimentação (índice de volumétrico de lodo <150 mL g-1) favorece o sistema de tratamento. O lodo entumecido é um dos problemas comuns nas estações de tratamento de águas residuais (Han et al., 2018).Figura 2. Características visuais do lodo (a) antes (lodo entumecido) e (b) após aclimatação (boa sedimentabilidade).   b a 7A velocidade específica de consumo de substrato na nitrificação antes da aclimatação foi de 3,41 mgN gSSV-1 h-1 e após o período de aclimatação au-mentou para 4,19 mgN gSSV-1 h-1. Esses resultados representam um aumento na capacidade de oxidação do substrato de 1,23 vezes. Comparando os dados en-contrados com os valores apresentados na Tabela 1 é possível verificar como o sistema proposto beneficiou a atividade nitrificante, visto que o valor de atividade obtido foi superior à média observada na literatura.Após experimentos de aclimatação e com os resultados obtidos, o lodo nessas condições foi utilizado para inocular um sistema de remoção de nitrogênio em escala real utilizado para tratar efluente de biodigestor de dejetos suínos. O sistema consiste em um reator de nitrificação com um volume de traba-lho de 1272 m3, operando com TRH de 23,5 dias e taxa de carregamento de 0,22 kg m-3 d-1 de nitrogênio. O reator foi inicialmente preenchido com água e, em seguida, o lodo aclimatado foi adiciona-do, correspondendo a 0,12% do volume do reator (aproximadamente 1500 L de lodo). Após 22 dias (equivalente ao TRH), a eficiência de oxidação de amô-nia foi de 84% no reator de nitrificação. Bortoli et al. (2019) necessitou de 45 dias para obter nitrificação eficiente em um sistema de tratamento semelhante, porém, em escala de laboratório e sem o uso de biomassa aclimatada. Portanto, é possível concluir que o menor tempo para obtenção de uma boa eficiência de oxidação de amônia no presente estudo deve ser atribuído à aclimatação da bio-massa nitrificante, visto ser esperado que a partida do processo em um reator em escala real seja mais difícil e de-mande maior tempo para atingir níveis satisfatórios de eficiência comparado a escala de laboratório.Além do fato de que o uso de bio-massa aclimatada reduziu o tempo de inicialização do reator, é primordial en-fatizar que esse processo foi realizado sem o uso de meio sintético. Portanto, a alimentação e aclimatação diretamente com águas residuais da suinocultura du-rante esse período reduziu significativa-mente os custos operacionais, evitando o uso de efluente sintético.AgradecimentosOs autores agradecem o apoio pres-tado pelo projeto SISTRATES FUNTEC-BNDES (Contrato nº 15.2.0837.1), CNPq e CAPES.ReferênciasBORTOLI, M.; KUNZ, A.; PRÁ, M. C. DE; SILVA, M. L. B. DA; CÉ, A.; SOARES, H. M. Simultaneous removal of nitrogen and organic carbon from swine wastewater using the pre-denitrification/nitrification process. Ambiente e Agua - An Interdisciplinary Journal of Applied Science, v. 14, n. 2, 2019. DOI: https://doi.org/10.4136/ambi-agua.2241CHEN, Z.; KAHN, M. E.; LIU, Y.; WANG, Z. The consequences of spatially differentiated water pollution regulation in China. Journal of Environmental Economics and Management, v. 88, p. 468–485, 2018. DOI: https://doi.org/10.1016/j.jeem.2018.01.0108DREWNOWSKI, J.; REMISZEWSKA-SKWAREK, A.; FERNANDEZ-MORALES, F. J. 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Aclimatação e enriquecimento de biomassa nitrificante usando águas residuárias da suinocultura para partida de reator em grande escala.

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