Análise do efeito do retrofit do processo MBBR em uma estação de tratamento de águas residuais do sul
O "Boletim sobre a situação da construção urbana na China em 2022", divulgado pelo Ministério da Habitação e do Desenvolvimento-Rural Urbano da República Popular da China em outubro de 2023, mostra que, no final de 2022, a capacidade de tratamento das estações de tratamento de águas residuais na China atingiu 216 milhões de m³/d, um aumento anual-a-de 4,04%. O volume total de águas residuais tratadas apresenta uma tendência de crescimento há 10 anos consecutivos desde 2013. O rápido desenvolvimento das cidades é acompanhado por um aumento nas descargas de águas residuais, e a contradição entre os terrenos necessários para a expansão e renovação das estações de tratamento de águas residuais e os terrenos de desenvolvimento urbano está a tornar-se cada vez mais proeminente.
Para expandir a capacidade das estações de tratamento de águas residuais existentes, o processo convencional de lodo ativado geralmente adota o método de expansão da planta. À medida que o volume de expansão aumenta, os custos de aquisição de terrenos aumentam gradualmente e o período de construção é prolongado. O aprofundamento da capacidade de tratamento da estação de tratamento de águas residuais existente é atualmente uma medida eficaz para melhorar ainda mais a capacidade de tratamento de águas residuais urbanas e aliviar a contradição entre o desenvolvimento urbano e o uso do solo. O Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) teve origem na Noruega no final da década de 1980. Aumenta o enriquecimento de bactérias funcionais e, assim, melhora a capacidade de tratamento do sistema, adicionando transportadores suspensos ao tanque biológico para formar biofilmes. Devido à sua característica de poder ser "incorporado" ao sistema biológico original, é amplamente utilizado na modernização e renovação de estações de tratamento de águas residuais, conseguindo aumento de capacidade in-situ sem adição de novos terrenos. Além disso, em comparação com outros processos de retrofit que economizam terreno, como o biorreator de membrana (MBR) e o leito fluidizado biológico de transportador de pó composto de alta concentração (HPB), o processo MBBR não requer substituição ou reabastecimento periódico de transportadores, tornando-o mais vantajoso economicamente.
Este artigo toma como exemplo o retrofit de expansão de capacidade usando o processo MBBR em uma estação de tratamento de águas residuais no sul da China. Ele analisa o desempenho operacional da planta antes e depois do retrofit, o desempenho de nitrificação da zona MBBR e a estrutura da comunidade microbiana, esclarecendo o papel prático do processo MBBR na expansão da capacidade in-situ. O objetivo é fornecer referências e sugestões para o projeto e operação de estações de tratamento de águas residuais semelhantes.
1 Visão Geral do Projeto
Uma estação de tratamento de águas residuais no sul da China tem uma capacidade total de tratamento projetada de 7,5×10⁴ m³/d, com capacidade de Fase I de 5×10⁴ m³/d e Fase II de 2,5×10⁴ m³/d. Ambas as fases utilizaram inicialmente o processo Bardenpho Modificado. Os principais alvos de tratamento são os efluentes domésticos provenientes da área de captação e os efluentes industriais parciais provenientes de um parque industrial. A qualidade do efluente deve atender ao padrão Grau A especificado no “Padrão de Descarga de Poluentes para Estações de Tratamento de Águas Residuais Municipais” (GB 18918-2002). Com o rápido desenvolvimento da construção urbana e da economia, a descarga de águas residuais tem aumentado e o projecto tem funcionado a plena capacidade ou para além dela. Em 2021, conforme exigido pelas autoridades governamentais, o projeto precisava expandir sua capacidade em mais 2,5×10⁴ m³/d com base na escala original, atingindo uma capacidade total de tratamento de 1×10⁵ m³/d. O padrão de efluente permaneceu como Grau A de GB 18918-2002. O afluente projetado e a qualidade do efluente são mostrados emTabela 1.
A área ao redor deste projeto é composta por terras agrícolas e não havia terras reservadas suficientes para expansão dentro do local original da planta. Além disso, durante a construção inicial da Fase II, as unidades de pré-tratamento já foram construídas com capacidade de 5×10⁴ m³/d. Portanto, o foco deste projeto de retrofit foi aproveitar totalmente o potencial de tratamento dos tanques biológicos existentes e minimizar a ocupação do terreno para modificação dos tanques biológicos. O processo MBBR é amplamente utilizado na-expansão de capacidade in situ e renovação de estações de tratamento de águas residuais devido à sua característica "embutida". Por exemplo, uma estação de tratamento de águas residuais no norte da China usou o processo MBBR para aumentar a capacidade, maximizando o uso dos volumes de tanques existentes e do fluxo do processo, alcançando uma expansão de capacidade in-de 20% com efluentes atendendo de forma estável aos padrões de Grau A. Outra planta em Guangdong usou o processo MBBR para melhoria-in situ do desempenho do tratamento biológico, alcançando um bom efeito de 50% de expansão da capacidade-in situ com efluentes de forma estável melhor do que o padrão de descarga. Portanto, considerando as necessidades reais da estação de tratamento de águas residuais e avaliando de forma abrangente fatores como uso e operação do solo, o processo MBBR foi finalmente selecionado como o processo de tratamento para esta modernização de expansão de capacidade.
2 Projeto de Processo
2.1 Fluxo do Processo
O núcleo dessa modernização de expansão de capacidade foi melhorar a capacidade de tratamento dos tanques biológicos-in-situ por meio do MBBR, garantindo a conformidade estável com os padrões de efluentes, apesar de um aumento de 100% no fluxo. Como as unidades originais de pré-tratamento e tratamento avançado já foram construídas para uma capacidade de 5×10⁴ m³/d, esta modernização se concentrou na reutilização das instalações existentes. A principal modificação foram os tanques biológicos, juntamente com a construção de um novo tanque de sedimentação secundário configurado para atender a demanda de tratamento após o aumento da vazão. O fluxo do processo após o retrofit é mostrado emFigura 1. O influente passa por pré-tratamento através de peneiras grossas/finas e uma câmara de areia, depois entra no tanque Bardenpho-MBBR modificado para remoção de carbono, nitrogênio, fósforo e outros poluentes. O efluente dos tanques biológicos passa por tanques de sedimentação e um clarificador de alta-eficiência para garantir conformidade estável com os padrões SS e TP. Após a desinfecção, o efluente final é lançado no rio receptor para reposição ecológica de água.
2.2 Retrofit de Tanque Biológico
O plano de retrofit do tanque biológico é mostrado emFigura 2. Ao dobrar o fluxo de tratamento, os volumes das zonas anaeróbica e anóxica originais permaneceram inalterados. 20% do volume da zona aeróbica original foi particionado para criar uma zona anóxica adicional, expandindo o volume geral da zona anóxica para atender à demanda de desnitrificação. Os transportadores suspensos foram adicionados ao volume restante da zona aeróbica para formar a zona aeróbica MBBR. Sistemas de triagem de entrada/saída de suporte e misturadores específicos-MBBR foram instalados. O sistema original de aeração em cadeia foi substituído por um sistema de aeração inferior perfurado para garantir uma boa fluidização dos transportadores suspensos e evitar sua perda com o fluxo de água. Após o retrofit, o Tempo de Retenção Hidráulica (TRH) total dos tanques biológicos é de 8,82 h, sendo o TRH da zona anaeróbia de 1,13 h, o TRH da zona anóxica de 3,05 h e o TRH da zona aeróbia de 4,64 h. A taxa total de reciclagem interna do sistema é de 150% e a Idade do Lodo é de 16 dias.
Regarding equipment, 4 sets of submersible mixers were added to the anoxic zone (Power P = 4 kW, Impeller Diameter D = 620 mm). SPR-III type suspended carriers were added to the aerobic MBBR zone, with a diameter of (25.0 ± 0.5) mm, height of (10.0 ± 1.0) mm, effective specific surface area >800 m²/m³ e densidade de 0,94 ~ 0,97 g/cm³. A densidade se aproxima da da água após a fixação do biofilme, em conformidade com o padrão da indústria "Enchimentos de transporte suspensos de polietileno de alta{{4}densidade para tratamento de água" (CJ/T 461-2014). A taxa de preenchimento é de 45%. Dois conjuntos de misturadores submersíveis específicos-de transportadores suspensos foram adicionados (P=5.5 kW). Foram adicionados 22 conjuntos de sistemas de aeração eleváveis, 4 conjuntos de sistemas de aeração fixos e 45 conjuntos de aeradores de bolhas finas. Duas bombas de reciclagem internas foram substituídas (vazão Q=1600 m³/h, altura manométrica H=0.60 m, P=7.5 kW).
2.3 Construção de Novo Tanque Secundário de Sedimentação
Devido ao aumento da vazão, os tanques de sedimentação secundários existentes não conseguiam atender às necessidades de efluentes. Foi necessário um novo tanque de sedimentação secundário para apoiar o aumento da capacidade de tratamento. O novo tanque é consistente com os originais, utilizando um tipo de fluxo horizontal retangular. O volume efetivo do tanque é de 4.900 m³, com HRT=7 h. Foi adicionado um raspador de lodo do tipo bomba- (Velocidade de operação V=0.8 m/min). Foram adicionadas seis bombas submersíveis de fluxo axial (bombas de reciclagem externas) (Q=180 m³/h, H=4 m, P=5.5 kW). Foram adicionadas duas bombas de lodo residual (Q=105 m³/h, H=11 m, P=7.5 kW).
3 Análise do efeito de retrofit do MBBR
O desempenho operacional antes e depois do retrofit da Fase II, o desempenho operacional simultâneo da Fase I e da Fase II, as mudanças na qualidade da água ao longo do processo na Fase II e a capacidade de nitrificação das fases de biofilme e lodo suspenso na Fase II foram analisados para avaliar o efeito de melhoria do retrofit do MBBR na capacidade de tratamento do sistema.
3.1 Comparação de Desempenho Operacional
Antes da modernização, a Fase II já estava operando acima da vazão projetada, com vazão média real de (3,02 ± 0,46) ×10⁴ m³/d. Após o retrofit, o fluxo aumentou ainda mais para (5,31 ± 0,76) ×10⁴ m³/d, um aumento real de aproximadamente 76%. A vazão operacional máxima atingiu 7,61×10⁴ m³/d, 1,52 vezes o valor de projeto. A qualidade do afluente e do efluente antes e depois do retrofit é mostrada emTabela 2eFigura 3. Em relação à carga influente, após o retrofit, as cargas de nitrogênio amoniacal (NH₃-N), nitrogênio total (TN), DQO e TP aumentaram para 1,61, 1,66, 1,60 e 1,53 vezes os níveis pré-retrofit, respectivamente. Em termos de qualidade real do afluente/efluente, NH₃-N e TN influentes antes/depois do retrofit foram (22,15±3,73)/(20,17±4,74) mg/L e (26,28±4,07)/(23,19±3,66) mg/L, respectivamente. Os efluentes NH₃-N e TN antes/depois do retrofit foram (0,16±0,14)/(0,14±0,08) mg/L e (8,62±1,79)/(7,01±1,76) mg/L, com taxas médias de remoção de 99,28%/99,31% e 67,20%/69,77%, respectivamente. Apesar do aumento substancial no fluxo e na carga de afluentes após a modernização, a qualidade do efluente ainda era melhor do que antes da modernização. O aumento do volume da zona anóxica garantiu uma boa remoção de TN, com o TN efluente ainda mais reduzido após o retrofit. A zona aeróbia alcançou um aumento significativo na capacidade de nitrificação através do biofilme transportador suspenso. Mesmo com uma redução de 20% no volume da zona aeróbica em comparação com o pré-retrofit e aumentos significativos no fluxo e na carga de afluentes, a remoção altamente eficiente de NH₃-N foi mantida. DQO influente e TP antes/depois do retrofit foram (106,82±34,37)/(100,52±25,93) mg/L e (2,16±0,54)/(1,96±0,49) mg/L, respectivamente. A DQO e o TP do efluente antes/depois do retrofit foram (10,76±2,04)/(11,15±3,65) mg/L e (0,14±0,07)/(0,17±0,05) mg/L, com taxas médias de remoção de 89,93%/93,52% e 88,91%/91,33%, respectivamente. Após o retrofit, a qualidade do efluente permaneceu estável melhor do que o padrão de descarga do projeto.
Os dados operacionais de novembro a janeiro do ano seguinte (pós{0}}retrofit) foram selecionados para comparar o desempenho da Fase I e da Fase II sob condições de-baixa temperatura (temperatura mínima de 12 graus). As concentrações de poluentes influentes e efluentes para ambas as fases são mostradas emFigura 4. Sob condições de baixa-temperatura no inverno, os efluentes de ambos os processos foram consistentemente melhores do que o padrão de descarga projetado. Particularmente para remoção de NH₃-N, que é suscetível a baixas temperaturas, com uma concentração influente de NH₃-N de (18,98±4,57) mg/L, o efluente da Fase I NH₃-N foi (0,27±0,17) mg/L e Fase II foi (0,29±0,15) mg/L, ambos demonstrando boa resistência a baixas temperaturas. Notavelmente, após o retrofit do MBBR na Fase II, o HRT da zona aeróbica foi de apenas 66,07% daquele na Fase I, alcançando uma melhoria significativa no desempenho da nitrificação.
3.2 Análise de Desempenho da Zona MBBR
Para determinar ainda mais o efeito real de cada zona funcional, amostras de água do final de cada zona funcional na Fase I e Fase II foram coletadas para medição paralela. Os resultados são mostrados emFigura 5. As concentrações influentes de NH₃-N foram 18,85 mg/L e 18,65 mg/L, e as concentrações efluentes de NH₃-N foram 0,35 mg/L e 0,21 mg/L, com taxas de remoção de NH₃-N de 98,14% e 98,87%, respectivamente. A partir das mudanças no perfil de nitrogênio, a remoção de NH₃-N na Fase II ocorreu principalmente na zona aeróbia do MBBR. A concentração de NH₃-N no efluente da zona MBBR foi de 0,31 mg/L, contribuindo com 99,46% para a remoção geral de NH₃-N, já melhor do que o padrão de descarga do projeto. A subsequente zona de lodo ativado aeróbico serviu como proteção. Além disso, as estações de tratamento de águas residuais que utilizam MBBR na zona aeróbica geralmente apresentam Nitrificação e Desnitrificação Simultâneas (SND). Porém, neste projeto, não foi observada remoção de Nitrogênio Inorgânico Total (TIN) na zona aeróbia do MBBR, o que pode estar relacionado à concentração relativamente baixa de substrato influente neste projeto.
Para investigar melhor o efeito da adição de transportadores suspensos no desempenho da nitrificação do sistema, foi retirado o sobrenadante do efluente da zona anóxica da Fase I. Os testes de desempenho de nitrificação foram realizados em lodo puro de Fase I, lodo puro de Fase II, biofilme puro de Fase II e sistema de lodo combinado de biofilme de Fase II-. Sob condições consistentes com o projeto real (taxa de enchimento do transportador, concentração de lodo, temperatura da água), com OD controlado a 6 mg/L para determinar o desempenho ideal de nitrificação. Os resultados são mostrados emTabela 3. As taxas de nitrificação para lodo puro de Fase I, lodo puro de Fase II, biofilme puro de Fase II e sistema de lodo de biofilme combinado-de Fase II foram 0,104, 0,107, 0,158 e 0,267 kg/(m³·d), respectivamente. A adição de transportadores suspensos melhorou o desempenho de nitrificação do sistema. A taxa de nitrificação do sistema de lodo combinado de biofilme-da Fase II atingiu 2,57 vezes a do sistema de lodo ativado puro da Fase I. Além disso, a carga de biofilme puro já era superior à carga de lodo ativado, melhorando significativamente a resistência ao choque do sistema. No sistema combinado Fase II, o biofilme contribuiu com 59,92% para a nitrificação, mantendo posição dominante.
3.3 Análise da Racionalidade do Retrofit
Para analisar a racionalidade do uso do processo combinado de biofilme-de lodo MBBR para esse retrofit, foram realizados cálculos referentes ao efeito da adição de transportador, à resistência à carga de choque do sistema e à correlação entre o aumento do fluxo e a adição de transportador. Se a Fase II deste projeto não tivesse sido modernizada e usado o processo tradicional de lodo ativado, com base no afluente/efluente NH₃-N projetado e na taxa de nitrificação volumétrica ideal do lodo ativado da Fase I (DO=6 mg/L), a concentração calculada de NH₃-N no efluente seria de 5,55 mg/L, não atendendo ao padrão de efluente. Se calculada com base na taxa ideal de nitrificação obtida no teste do sistema combinado de Fase II, no fluxo afluente projetado, a Fase II poderia tolerar uma concentração máxima de NH₃-N afluente de até 55 mg/L, que é 2,20 vezes o valor do projeto, aumentando significativamente a resistência à carga de choque do sistema. Portanto, usar o MBBR para esse retrofit é racional e garante efetivamente a conformidade estável com os padrões de efluentes. Se a Fase I também fosse adaptada com o processo MBBR, com base nas concentrações projetadas de poluentes afluentes/efluentes, o fluxo de tratamento poderia ser aumentado em mais de 1 vez, proporcionando a possibilidade de as estações de tratamento de águas residuais se adaptarem ao rápido desenvolvimento urbano e alcançarem atualizações suaves.
4 Status de fixação de biofilme e análise microbiana
A fixação do biofilme nos transportadores suspensos neste projeto é mostrada emFigura 6. O biofilme revestiu uniformemente a superfície interna dos transportadores, sendo denso e sem material floculento nos poros do transportador. A espessura média foi (345,78 ± 74,82) μm. A biomassa média do biofilme foi de (18,87 ± 0,93) g/m², a relação Sólidos Voláteis Suspensos (SVS)/SS manteve-se estável em 0,68 ± 0,02, e o VSS médio foi de (12,77 ± 0,61) g/m².
Para explorar ainda mais o efeito de aprimoramento do retrofit do MBBR na capacidade de tratamento do sistema a partir de uma perspectiva microscópica, amostras de lodo ativado de Fase I, lodo ativado de Fase II e biofilme foram coletadas para sequenciamento de alto-produto de amplicon 16S. A abundância relativa de microrganismos em nível de gênero dentro do sistema é mostrada emFigura 7.
Os gêneros nitrificantes dominantes no biofilme transportador suspenso foram Nitrospira e Nitrosomonas, com abundâncias relativas de 7,98% e 1,01%, respectivamente. Em contraste, o gênero nitrificante dominante no lodo ativado da Fase I e da Fase II foi Nitrospira, com abundâncias relativas de 1,05% e 1,27%, respectivamente. Nitrospira é o gênero nitrificante mais comum em estações de tratamento de águas residuais. Foi comprovado que muitas de suas espécies possuem capacidade completa de oxidação de amônia (comammox), o que significa que um único microrganismo pode completar o processo de amônia a nitrato. O processo MBBR, na forma de biofilme, alcançou enriquecimento eficiente de Nitrospira, com abundância relativa 7,58 vezes maior que em lodo ativado, fornecendo uma base microscópica para a melhoria do desempenho de nitrificação do sistema. Também pode ser observado que a abundância relativa de bactérias nitrificantes no lodo ativado do mesmo sistema do biofilme (Fase II) foi ligeiramente maior do que no sistema de lodo ativado puro da Fase I. Isto pode ocorrer porque a liberação de biofilme dos transportadores suspensos inoculou o lodo ativado durante a renovação dinâmica, aumentando a abundância relativa de bactérias nitrificantes no lodo.
Os gêneros desnitrificantes dominantes em ambos os sistemas foram enriquecidos principalmente no lodo ativado e eram relativamente semelhantes em composição, incluindo Terrimonas, Flavobacterium, Dechloromonas, Hyphomicrobium, etc. As abundâncias relativas de gêneros desnitrificantes na Fase I e Fase II foram de 8,76% e 7,52%, respectivamente. Do ponto de vista funcional, além da desnitrificação, algumas espécies dentro de Terrimonas podem degradar substâncias semelhantes ao antraceno-; Flavobacterium pode degradar plásticos biodegradáveis (por exemplo, PHBV); O Hyphomicrobium pode utilizar vários compostos orgânicos tóxicos e difíceis de-degradar para desnitrificação, como diclorometano, sulfeto de dimetila, metanol, etc. O afluente deste projeto contém algumas águas residuais industriais, levando à especialização de comunidades microbianas funcionais sob aclimatação-de longo prazo. Embora este projeto não tenha apresentado efeitos macroscópicos significativos de SND, alguns grupos funcionais desnitrificantes ainda foram encontrados no biofilme transportador suspenso, incluindo Hyphomicrobium, Dechloromonas, Terrimonas e OLB13, com uma proporção total de 2,78%. Isso indica que após o biofilme atingir uma determinada espessura, os microambientes anóxicos/anaeróbicos formados em seu interior podem fornecer condições para o enriquecimento de bactérias desnitrificantes, oferecendo também a possibilidade de ocorrência de SND na zona aeróbia do MBBR. Além disso, Proteiniclasticum foi detectado tanto no lodo da Fase I quanto da Fase II, com abundâncias relativas de 1,09% e 1,18%, respectivamente. Este gênero possui boa capacidade de decomposição e transformação de substâncias proteicas. O seu enriquecimento pode estar relacionado com a presença de inúmeras empresas de lacticínios na área de recolha deste projecto.
Notavelmente, a abundância relativa de Candidatus Microthrix no lodo ativado da Fase I atingiu 3,72%. É uma bactéria filamentosa comum em lodos ativados, frequentemente associada ao acúmulo de lodo. No entanto, a sua abundância relativa no lodo e no biofilme da Fase II foi de apenas 0,57% e 1,03%, respectivamente. Após a modernização com o processo MBBR, a fluidização dos transportadores suspensos tem um efeito de cisalhamento nas bactérias filamentosas, reduzindo a probabilidade de formação de volume filamentoso no lodo ativado.
5 Análise Econômica
O consumo de energia elétrica por metro cúbico antes e depois desta modernização foi de 0,227 kWh/m³ e 0,242 kWh/m³, respectivamente. A um preço de eletricidade de 0,66 RMB/(kWh), os custos operacionais de eletricidade foram de 0,150 RMB/m³ e 0,160 RMB/m³. O aumento no consumo de eletricidade deveu-se principalmente à nova mistura da zona anóxica e ao equipamento elétrico adicional do novo tanque de sedimentação secundário. Os produtos químicos de remoção de fósforo utilizados neste projeto são Cloreto Poliférrico (PFC) e Poliacrilamida (PAM). A dosagem permaneceu consistente antes e depois do retrofit: dosagem de PFC 2,21 t/d, custo 0,014 RMB/m³; Dosagem de PAM 17,081 kg/d, custo 0,0028 RMB/m³. Este projeto utiliza totalmente a fonte de carbono do afluente bruto para desnitrificação. Nenhuma fonte externa de carbono orgânico foi adicionada antes ou depois do retrofit. Os custos diretos de eletricidade e produtos químicos por metro cúbico antes e depois da reforma foram de 0,167 RMB/m³ e 0,177 RMB/m³, respectivamente.
6 Conclusões e Perspectivas
(1) A Fase II de uma estação de tratamento de águas residuais no sul utilizou o processo MBBR para modernização da expansão da capacidade, abordando questões como a escassez de terras. Após o retrofit, o fluxo de tratamento aumentou de (3,02±0,46) ×10⁴ m³/d para (5,31±0,76) ×10⁴ m³/d, alcançando 76% de expansão de capacidade in-in situ. A vazão operacional máxima atingiu 1,52 vezes o valor do projeto, com efluentes estáveis melhor que o padrão de descarga do projeto.
(2) Ao incorporar o processo MBBR no estágio biológico, a remoção altamente eficiente e estável de NH₃-N foi alcançada sob condições de baixa-temperatura no inverno, embora o HRT aeróbio tenha sido apenas 66,07% daquele no processo de lodo ativado. A zona MBBR contribuiu com 99,46% para a remoção de NH₃-N. Caso a Fase II não tivesse sido modernizada, sob a mesma vazão e qualidade de água, o NH₃-N do efluente atingiria 5,55 mg/L. Portanto, a utilização do MBBR para esse retrofit foi necessária e racional.
(3) O biofilme transportador suspenso aumentou o efeito de enriquecimento do núcleo nitrificante do gênero Nitrospira. Sua abundância relativa no biofilme foi 7,58 vezes maior que no lodo ativado, fornecendo uma base microscópica para a melhoria do desempenho do sistema de nitrificação. Além disso, o enriquecimento de gêneros desnitrificantes no biofilme oferece a possibilidade de ocorrência de SND.
Este projeto usou o processo combinado de{{0}lodo de biofilme para alcançar aumento de capacidade-in situ. Contudo, a operação real ainda é limitada pela retenção e recuperação de lamas ativadas, impedindo um maior aumento da capacidade de tratamento. Atualmente, processos de biofilme puro têm sido aplicados em projetos reais, abandonando completamente o lodo ativado e utilizando as características de alta-carga do biofilme para remoção eficiente de poluentes, sem restrições pelas limitações do lodo ativado. Isto fornece uma nova solução para a nova construção, renovação ou expansão de estações de tratamento de águas residuais.