1

4 PS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERBIOS POR REATORES COM BIOFILMERicardo Franci Gonalves, Carlos Augusto de Lemos Chernicharo, Ccero Onofre de Andrade Neto Pedro Alm Sobrinho, Mario Takayuki Kato, Rejane Helena Ribeiro da Costa, Miguel Mansur Aisse, Marcelo Zaiat

4.1

INTRODUO

Tendncias registradas nos ltimos vinte anos apontam para um futuro prximo nos grandes centros urbanos do planeta, em que ETEs possuiro arquitetura privilegiando instalaes compactas, de operao estvel e de baixo impacto ambiental (inclusive odores, rudos e impacto visual). Dentro deste contexto que se desenha, em muitos casos sero exigidos dos processos de tratamento alta capacidade de tratamento, remoo de nutrientes, eficincia e baixa produo de lodo. ETEs utilizando reatores com biofilme de ltima gerao so compactas, passveis de insero em ambiente urbano com impactos relativamente baixos (Rogalla et al., 1992) e, sobretudo, altamente resistentes a choques de carga, de temperatura e de toxicidade (Arvin e Harremoes, 1991). A grande estabilidade operacional de grande interesse no caso de pequenas ETEs, razo pela qual renascem na Inglaterra os antigos filtros biolgicos e os biodiscos, como soluo para o caso de comunidades com menos de 2.000 habitantes (Upton e Green, 1995). O mesmo acontece nos EUA com relao a comunidades de mdio e grande porte, aps o surgimento de processos combinando biomassa em suspenso com biomassa aderida sobre meios suporte (Parker et al., 1990). Tais vantagens renovaram o interesse por sistemas com biomassa aderida, alavancando o surgimento de uma grande variedade de processos a partir dos anos 70. Neste captulo so apresentados os principais conceitos e aspectos tcnicos relativos aos reatores com biofilme aplicados ao tratamento de esgotos sanitrios e ao ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbios. A classificao dos principais tipos de reatores com biofilme em relao aos reatores com biomassa em suspenso discutida, assim como o comportamento do biofilme e a influncia dos fenmenos de transporte durante a depurao. Tambm so apresentadas as configuraes mais usuais, as novas configuraes para ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbios desenvolvidas nas pesquisas realizadas no mbito do PROSAB, alguns exemplos de dimensionamento, os principais aspectos construtivos e os problemas operacionais mais comuns nos diferentes reatores.

4.2

CLASSIFICAO MODERNA DOS REATORES AERBIOS COM BIOFILME

O entendimento dos mecanismos e processos envolvidos na depurao em reatores com biofilme acelerou o surgimento de novos reatores a partir dos anos 70 (ATKINSON, 1981). Melhorias no tocante ao misturamento de fases, transferncia de oxignio e separao de fases foram incorporadas aos processos, melhorando o desempenho, atravs do controle efetivo da espessura do biofilme e do incremento da transferncia de massa. Num amplo esforo de detalhamento dos novos tipos de reatores com biomassa fixa, LAZAROVA e MANEM (1993) desenvolveram uma classificao alternativa, com base no estado de fixao da

2 biomassa (Figura 4.1). A maior diferena com relao s antigas classificaes do gnero o aparecimento do grupo de reatores hbridos, que misturam biomassa em suspenso e biomassa fixa no mesmo volume reacional. Os processos com biomassa em suspenso envolvem as diversas variantes de lodos ativados. Merecem citao, pelo carter inovador, os sistemas de lodos ativados com poos profundos (Deepshaft), os reatores biolgicos seqenciais em batelada e os sistemas de lodos ativados com clarificao por membranas filtrantes. Dentre os processos hbridos, surgem os com meio suporte agitado mecanicamente (OODEGARD et al., 1993) e os com suportes estruturados inseridos no tanque de aerao (BONHOMME et al., 1990). Ambos constituem-se numa variante dos sistemas de lodos ativados, na medida em que resultam da adio do suporte no tanque de aerao. Esta tcnica tem sido utilizada para recuperar antigas ETEs sobrecarregadas, podendo at ser triplicada a carga orgnica aplicada no processo convencional (LESSEL, 1993).

Figura 4.1 - Classificao moderna dos processos mecanizados de tratamentos aerbios, com relao ao estado da biomassa (adaptado de LAZAROVA e MANEM, 1993)

Os reatores com biomassa fixa, ou simplesmente com biofilme, passaram a incluir, alm dos filtros percoladores e os biodiscos, diversos tipos de reatores com leito suporte fixo ou mvel. Os processos com leitos mveis possuem meio suporte em permanente movimento, tendo fora motriz de origem hidrulica ou mecnica. Utilizam geralmente material de altssima superfcie especfica, para a adeso da biomassa, podendo ser gros de reduzido dimetro (0,2 a 2 mm) ou material de grande porosidade (esponjas). Altas concentraes de biomassa so atingidas nestes processos (> 20 kg SST/m3), resultando numa elevada capacidade de depurao. Sua principal vantagem, com relao aos processos com leito fixo, a ausncia de colmatao do meio filtrante e suas principais desvantagens so os elevados custos operacionais (especialmente de energia) e os dispositivos sofisticados necessrios adequada distribuio de fluxo e aerao. Dentre os principais processos, destacam-se os leitos fluidizados bifsicos, contando com mais de 65 estaes de tratamento em escala real operando nos EUA e na Europa (LAZAROVA e MANEM, 1993). Indicados para o tratamento de efluentes diludos, seus custos de implantao chegam a ser 50% menores do que o de sistemas de lodos ativados, embora os custos de operao e manuteno sejam superiores (devido saturao em O2 e bombeamento).

3 4.3 FORMAO, ESTRUTURA DEPURAO E COMPORTAMENTO DE BIOFILMES NA

Em todos os reatores com biomassa fixa os processos metablicos de converso ocorrem no interior do biofilme. O transporte de substratos se realiza atravs de processos de difuso, inicialmente atravs do filme lquido na interface lquido/biofilme e, em seguida, atravs do prprio biofilme (Figuras 4.2 e 4.3). Os produtos das reaes de oxireduo so transportados no sentido inverso, ao exterior do biofilme. Tanto o substrato doador quanto o receptor de eltrons devem penetrar o biofilme para que a reao bioqumica se processe.

Aerbio

Anaerbio

CDQO

CO2Limitante

Figura 4.2 - Mecanismos e processos envolvidos com o transporte e a degradao de substratos em biofilmes

x=0 x x=L Figura 4.3 - Distribuio de concentrao de dois compostos substratos envolvidos numa reao de oxireduo no biofilme (O2 e DQO)

Neste contexto, a quantificao das limitaes transferncia de massa assume importncia significativa para que se possa projetar reatores que apresentem melhor desempenho. Esse desempenho est diretamente relacionado com a minimizao dessas limitaes, pois a velocidade global de reao nesses sistemas heterogneos pode ser reduzida devido transferncia de massa entre as fases (ZAIAT, 1996). Em muitos sistemas aerbios, a velocidade de transferncia de oxignio para as clulas o fator limitante, que determina a velocidade de converso biolgica. A disponibilidade de oxignio para os microrganismos depende da solubilidade e da transferncia de massa, bem como da velocidade com que o oxignio dissolvido utilizado. Em reatores com biofilme, utilizados para ps-tratamento de efluentes anaerbios, os mecanismos de transporte envolvem oxignio e nitrognio amoniacal (O2 e N NH + ), alm de intermedirio ( N NO ) e produto final ( N NO3 ). As principais etapas 4 2 envolvidas so as seguintes: transferncia do oxignio da fase gasosa para o meio lquido; transferncia do oxignio, do nitrognio amoniacal e do nitrato da fase lquida para o suporte de gel; transferncia dentro do suporte do oxignio, do nitrognio amoniacal e do nitrito e;

4 transferncia do produto intermedirio ( N NO ) e do produto final ( N NO ) para o meio lquido. 2 3

Segundo CHISTI (1989), o oxignio, por ser pouco solvel em gua, torna-se freqentemente o fator limitante em processos aerbios. As principais etapas de transporte de oxignio so ilustradas na Figura 4.4, na qual so identificadas oito possveis estruturas resistivas transferncia de massa.

Fase lquida Bolha de ar 1 3 2 4 5 6 7 8 Clulas

PGConcentrao

CI PI CL CSi CS CDistncia

Figura 4.4 - Diagrama esquemtico das etapas envolvidas no transporte de oxignio. (Adaptado de BAILEY e OLLIS, 1986 por FAZOLO, A., 2000) As resistncias consideradas nos sistemas trifsicos esto: 1 - no filme gasoso dentro da bolha, entre o seio do gs na bolha e a interface gs-lquido; 2 - na interface gs-lquido; 3 - no filme lquido, prximo interface gs-lquido, entre essa interface e o meio lquido; 4 - no meio lquido; 5 - no filme lquido, entre o meio lquido e a interface lquido-slido (resistncia externa); 6 - na interface lquido-slido; 7 - na fase slida (resistncia interna); 8 - nos stios de reao bioqumica (dentro dos microrganismos). A magnitude relativa dessas resistncias depende da hidrodinmica da bolha, da solubilidade do oxignio, da temperatura, da atividade celular, da composio da soluo e de fenmenos interfaciais (BAILEY e OLLIS, 1986). Portanto, a profundidade de penetrao da dupla redox de substratos no biofilme de fundamental importncia na determinao da taxa global de degradao no reator. A situao ideal corresponde a um biofilme completamente penetrado pelos dois substratos, resultando numa reao limitada exclusivamente pela taxa mxima da reao bioqumica.

5 Entretanto, o caso mais comum no tratamento de esgotos sanitrios a penetrao parcial de pelo menos um dos dois substratos em um biofilme espesso, causada por uma taxa volumtrica intrnseca de degradao elevada e uma grande resistncia difuso no biofilme (Figura 4.3). Neste caso, apenas a fina camada mais externa do biofilme ser ativa com relao reao em questo, restando biomassa inativa nas camadas mais profundas. Uma reao bioqumica intrinsecamente de ordem zero se transforma em ordem , diminuindo a taxa superficial de degradao global (HARREMES, 1982). No caso de sistemas com nitrificao, a relao crtica entre as concentraes de O2 e NH4+, que determina o substrato limitante, situa-se entre 0,3 e 0,4 (GNENC e HARREMES, 1985). Isto faz do oxignio o substrato limitante na maioria dos casos. Supondo por exemplo uma concentrao de 2 mg/L de O2 na fase lquida do reator, a concentrao limitante de amnia ser de 0,6 mg/L. No caso da oxidao de matria orgnica e nitrificao simultneas, a competio entre as bactrias heterotrficas e autotrficas pelo O2 determina a estrutura do compartimento aerbio do biofilme. Quando a relao O2/DQO muito pequena, o compartimento aerbio inteiramente dominado pelas bactrias heterotrficas e a nitrificao no ocorre no biofilme (GNENC e HARREMES, 1990). A compreenso destes mecanismos de transferncia de massa se reflete na configurao dos diversos processos com biofilme de ltima gerao. No caso dos biofiltros aerados submersos, predominam os meios granulares com elevada superfcie especfica, que maximizam a rea, para a transferncia de massa, e a quantidade de biomassa no reator. Com o uso de meios granulares, idades de lodo bastante elevadas so obtidas sem necessidade de clarificao e recirculao de biomassa. Os resultados obtidos por TSCHUI et al. (1993), pesquisando biofiltros com diferentes meios suporte, ilustram claramente a importncia da superfcie especfica na nitrificao terciria (Tabela 4.1).

6Tabela 4.1- Taxas volumtricas mximas de nitrificao em BFs preenchidos com materiais granulares de superfcies especficas diferentes (TSCHUI et al., 1993)Tipo de BF Ascendente Descendente Ascendente Tipo de meio suporte Estruturado fixo Granular fixo Granular flutuante Superfcie especfica do meio (m2/m3) 240 1050 1450 Taxa mxima de nitrificao (10oC) (Kg N-NH4+/m3.d) 0,4 0,7 1,5

Por outro lado, as condies hidrodinmicas severas nos biofiltros propiciam o desenvolvimento de um biofilme fino e muito ativo, sobretudo nas camadas do leito filtrante que no entram em contato com o esgoto decantado. Cargas hidrulicas de 2 m3/m2 .h (esgoto) e 15 m3 /m2.h (ar) so comumente praticadas no tratamento secundrio, resultando num meio granular trifsico submetido a elevada turbulncia. A associao da turbulncia e da elevada velocidade do lquido controla a espessura do biofilme e diminui a resistncia difuso no filme lquido. Alm disto, elevadas vazes de ar aumentam a concentrao de oxignio na fase lquida, facilitando a sua difuso no biofilme. A estabilidade do processo em face de choques de temperatura e de toxicidade tambm uma decorrncia da resistncia difuso no biofilme (ARVIN e HARREMES, 1991). A espessura ativa do biofilme aumenta quando a temperatura do lquido diminui, reduzindo significativamente a sensibilidade do processo a variaes de temperatura (OKEY e ALBERTSON, 1987). No caso da nitrificao, dois fatores decorrentes da queda de temperatura contribuem para mascarar a queda de rendimento: o aumento da concentrao de oxignio dissolvido no lquido (aumenta a difuso) e a queda da atividade biolgica (reduz a taxa de degradao). Em biofiltros com meio granular de superfcie especfica de 1200 m2/m3, coeficientes bastante pequenos de correo das taxas volumtricas de nitrificao e desnitrificao, em funo da temperatura (Kt,n = 1,02 e Kt,d = 1,04 respectivamente), foram obtidos para temperaturas entre 6 e 21oC (GONALVES, 1995) (Figura 4.5).0,5

0,3Kt,d Ln (rv)

(1,41)

0,1(0,90)

(1,03)(1,01) 12 14

(1,18) Kt,n16 18 20 22

nitrificao denitrificao

-0,1 8

10

(0,84)

-0,3Temperatura (oC)

Figura 4.5 - Influncia da temperatura nas taxas de nitrificao e desnitrificao em um BF granular com meio flutuante - Os valores entre parnteses correspondem s taxas volumtricas 3 de remoo, em kg N/m .dia (Fonte: GONALVES, 1995)

7 Quanto resistncia a choques de toxicidade, o processo se comporta de forma semelhante quando da queda de temperatura no esgoto. Se a concentrao de um determinado composto txico ultrapassa subitamente o limite de inibio, o gradiente de concentraes atravs do biofilme atenua o seu impacto no tratamento. Mesmo se as camadas mais externas do biofilme so afetadas, as camadas internas continuam a degradar as concentraes reduzidas pela resistncia difuso (SAEZ et al., 1988). A grande capacidade de absoro de choques de carga, apesar dos reduzidos tempos de deteno hidrulica real do esgoto no meio granular dos BFs ( 20 min.), resulta da elevada concentrao de biomassa no reator. Concentraes de biomassa superiores a 20 gSST/L so encontradas em biofiltros com meios granulares (superfcie especfica > 600 m2/m3), aplicados no tratamento secundrio de esgoto sanitrio (GONALVES, 1993).

4.4

FILTROS BIOLGICOS PERCOLADORES - FBP

4.4.1 IntroduoOs filtros biolgicos so sabidamente sistemas de tratamento de esgotos que podem encontrar uma elevada aplicabilidade no Brasil, tendo em vista, principalmente, a sua simplicidade e baixo custo operacional. Entretanto, estes sistemas no tem encontrado uma maior disseminao no Brasil, sendo muito poucas as unidades implantadas e atualmente em operao no territrio brasileiro. O primeiro filtro biolgico percolador (FBP) entrou em operao em 1893 na Inglaterra. Sua origem est na evoluo dos ento chamados filtros de contato, que eram tanques preenchidos com pedras, que eram alimentados com esgoto, pela superfcie, at completar o volume do tanque e, aps certo perodo de tempo de contato entre esgoto e as pedras (tipicamente 6 horas), o tanque era drenado e o leito de pedras deixado em repouso por um perodo (normalmente tambm de 6 horas), antes de se repetir o ciclo. No tocante utilizao de filtros biolgicos para o ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbios, uma instalao piloto foi construda na PUCPR, no ano de 1980, tratando esgotos de uma populao de 500 habitantes (GOMES e AISSE, 1985). Em escala industrial, tem-se notcia de apenas trs unidades em operao no Estado do Paran, muito embora diversos novos projetos considerem essa alternativa de combinao de reatores anaerbios e filtros biolgicos percoladores.

4.4.2 Descrio da Tecnologia4.4.2.1 Consideraes preliminares Um filtro biolgico consiste, basicamente, de um tanque preenchido com material de alta permeabilidade, tal como pedras, ripas ou material plstico, sobre o qual os esgotos so aplicados sob a forma de gotas ou jatos. Aps a aplicao, os esgotos percolam em direo aos drenos de fundo. Esta percolao permite o crescimento bacteriano na superfcie da pedra ou do material de enchimento, na forma de uma pelcula fixa denominada biofilme. O esgoto passa sobre o biofilme, promovendo o contato entre os microrganismos e o material orgnico. Os filtros biolgicos so sistemas aerbios, pois o ar circula nos espaos vazios entre as pedras, fornecendo o oxignio para a respirao dos microrganismos. A ventilao usualmente natural. A aplicao dos esgotos sobre o meio freqentemente feita atravs de distribuidores rotativos, movidos pela prpria carga hidrosttica dos esgotos. O lquido escoa rapidamente pelo meio suporte.

8 No entanto, a matria orgnica adsorvida pelo biofilme, ficando retida um tempo suficiente para a sua estabilizao (ver Figura 4.6).

Figura 4.6 Representao esquemtica de um filtro biolgico percolador

Os filtros so normalmente circulares, podendo ter vrios metros de dimetro. Contrariamente ao que indica o nome, a funo primria do filtro no a de filtrar, uma vez que o dimetro das pedras utilizadas da ordem de alguns centmetros, ou seja, permitindo um grande espao de vazios, ineficientes para o ato de peneiramento. A funo do meio to somente a de fornecer suporte para a formao da pelcula microbiana. Existem tambm meios sintticos de diversos materiais e formas, os quais apresentam a vantagem de serem mais leves do que as pedras, alm de apresentarem uma rea superficial de exposio bem superior. No entanto, os meios sintticos so mais caros. medida em que a biomassa cresce na superfcie das pedras, o espao vazio tende a diminuir, fazendo com que a velocidade de escoamento nos poros aumente. Ao atingir um determinado valor, esta velocidade causa uma tenso de cisalhamento, que desaloja parte do material aderido. Esta uma forma natural de controle da populao microbiana no meio. O lodo desalojado deve ser removido nos decantadores secundrios, de forma a diminuir o nvel de slidos em suspenso no efluente final. 4.4.2.2 Tipos de filtros biolgicos percoladores Os filtros percoladores geralmente so classificados em funo da carga hidrulica ou da carga orgnica a que so submetidos, conforme descrito a seguir. FBP de baixa taxa O filtro biolgico de baixa taxa simples conceitualmente. Embora apresente eficincia comparvel do sistema de lodos ativados convencional, a operao mais simples, porm menos flexvel. Os filtros biolgicos tm uma menor capacidade de se ajustar a variaes do afluente, alm de requererem uma rea total um pouco superior. Em termos de consumo de energia, os filtros apresentam um consumo bastante inferior ao dos sistemas de lodos ativados. A Figura 4.7 apresenta o fluxograma tpico do sistema de filtros biolgicos de baixa taxa. Os FBP podem ter formato circular ou retangular, os materiais de enchimento mais utilizados so pedras e a alimentao pode ser contnua ou intermitente. Sifes dosadores so normalmente utilizados no caso de alimentao intermitente, que o mais comum nesses filtros percoladores. O intervalo entre as cargas pode variar em funo da vazo de esgoto, devendo ser curto o suficiente

9 para impedir a secagem do biofilme. A recirculao pode se fazer necessria para assegurar o correto umidecimento, especialmente nas horas de baixa vazo afluente, muito embora um filtro do tipo baixa taxa no necessite desta prtica em outras horas do dia. Em funo da pequena quantidade de DBO aplicada ao FBP, por unidade de volume, a disponibilidade de alimentos menor, o que resulta numa estabilizao parcial do lodo (autoconsumo da matria orgnica celular) e numa maior eficincia do sistema na remoo da DBO e de nitrificao. Essa menor carga de DBO por unidade de volume do tanque est associada a maiores requisitos de rea, comparado ao sistema de alta carga. Um dos principais problemas inerentes aos FBP de baixa carga o desenvolvimento de moscas. Os principais critrios e parmetros de projeto de FBP de baixa taxa so apresentados na Tabela 4.2. FBP de taxa intermediria Esses filtros so projetados com taxas de aplicao mais elevadas que s dos filtros de baixa taxa. O mais comum que a vazo de alimentao seja contnua, embora a alimentao intermitente tambm possa ser praticada. Nos projetos dessa modalidade de filtro normalmente prev-se a recirculao do efluente tratado, objetivando o controle da espessura do biofilme e a melhoria de eficincia do sistema. O efluente produzido nos FBP parcialmente nitrificado e observa-se, ainda, um razovel desenvolvimento de moscas. Os principais critrios e parmetros de projeto de FBP de taxa intermediria so apresentados na Tabela 4.2. FBP de alta taxa Estes filtros so submetidos a taxas bastante superiores s aplicadas em filtros de baixa taxa e de taxa intermediria. Como conseqncia da maior carga de DBO por unidade de volume de leito, os FBP de alta taxa apresentam menor requisito de rea. Em paralelo, tem-se tambm uma ligeira reduo na eficincia de remoo da matria orgnica, e a no estabilizao do lodo no filtro. As taxas de aplicao hidrulica podem chegar a 60 m3/m2.dia, nas horas de pico, enquanto as taxas de aplicao orgnica podem ser to elevadas quanto 1,80 kgDBO/m3.dia, para of filtros com enchimento plstico. Nos filtros preenchidos com material sinttico, a profundidade pode superar 6,0 m. A alimentao do FBP de alta taxa contnua e a recirculao praticada regularmente, quando se usa esgoto decantado, de modo a se ter um afluente ao filtro com DBO de cerca de 100 mg/L. Para efluentes de reatores UASB, com DBO prxima a 100 mg/L, a recirculao desnecessria. As elevadas taxas de aplicao hidrulicas limitam constantemente a espessura do biofilme. Em decorrncia das elevadas taxas de aplicao, a remoo de DBO neste processo inferior, ficando na faixa de 70% a 80%, e os slidos produzidos sedimentam com maior dificuldade no clarificador. No se desenvolvem moscas e a nitrificao parcial com as taxas de aplicao mais baixas. Os principais critrios e parmetros de projeto de FBP de alta taxa so apresentados na Tabela 4.2. FBP de taxa super alta Filtros com taxa super alta so geralmente preenchidos com meios granulares sintticos, possuindo profundidades variando entre 3,0 e 12,0 m. Estas grandes profundidades so possveis devido baixa densidade do material de enchimento, que resulta em um menor peso sobre a laje de fundo do filtro. No se desenvolvem moscas no filtro e no se tem nitrificao. FBP grosseiro Trata-se de um filtro de alta taxa utilizado no pr-tratamento de esgoto, a montante do tratamento secundrio. O material de enchimento sinttico e a alimentao realizada continuamente. de uso

10 mais comum para despejos com concentraes de DBO mais altas. Perdeu muito de sua aplicao com o desenvolvimento dos reatores UASB, que vm sendo utilizado em detrimento aos filtros grosseiros. Um resumo das principais caractersticas dos diferentes tipos de filtros biolgicos percoladores apresentado na Tabela 4.2. As Figuras 4.7 a 4.9 mostram fluxogramas tpicos de alguns tipos de FBP.Tabela 4.2- Caractersticas tpicas dos diferentes tipos de filtros biolgicos percoladoresBaixa Taxa Alta Taxa Super Grosseiro Taxa Intermediria Taxa Alta Meio suporte Pedra Pedra Pedra Pedra Pedra/Plstico Taxa de aplicao superficial (m3/m 2.dia) 1,0 a 4,0 3,5 a 10,0 10,0 a 40,0 12,0 a 70,0 45,0 a 185,0 0,2 a 0,5 0,5 a 1,0 0,5 a 1,6 At 8 Carga orgnica volumtrica (kgDBO/m3.d) 0,1 a 0,4 Recirculao Mnima Eventual Sempre** Sempre Sempre Moscas Muitas Varivel Varivel Poucas Poucas Arraste de biofilme Intermitente Varivel Contnuo Contnuo Contnuo Profundidade (m) 1,8 a 2,5 1,8 a 2,5 0,9 a 3,0 3,0 a 12,0 0,9 a 6,0 80 a 85 50 a 70 65 a 80 65 a 85 40 a 65 Remoo de DBO* (%) Nitrificao Intensa Parcial Parcial Limitada Ausente Fonte: Adaptado de METCALF & EDDY (1991) e WEF (1996) * Faixas de remoo de DBO tpicas para alimentao do FBP com efluentes de decantadores primrios. Para a alimentao do FBP com efluentes de reatores anaerbios so esperadas eficincias menores ** Para efluentes de reatores anaerbios, a recirculao normalmente desnecessria Condies Operacionais

Figura 4.7 Fluxograma tpico de um FBP de baixa taxa

Figura 4.8 Fluxograma tpico de um FBP de alta taxa

Figura 4.9 Fluxograma tpico de um FBP de taxa super alta

11

4.4.3 Critrios e Parmetros de Projeto4.4.3.1 Consideraes preliminares Os critrios e parmetros de projeto apresentados nesse item so originados, principalmente, da experincia da aplicao de filtros biolgicos para o tratamento de efluentes primrios, ou seja, aps a passagem do esgoto por um decantador primrio, ou equivalente. No caso da utilizao de FPB para o ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbios, os critrios clssicos recomendados para o projeto de FBP foram complementados com novos critrios e parmetros, fruto dos resultados obtidos nas pesquisas desenvolvidas no mbito do PROSAB Edital 2 Tema 2. 4.4.3.2 Taxa de aplicao superficial A taxa de aplicao hidrulica superficial refere-se quantidade de esgotos aplicados diariamente ao FBP, por unidade de rea do meio suporte.qS = Q A

(4.1)

na qual: qS: taxa de aplicao hidrulica superficial (m3/m2.d) Q: vazo afluente ao FBP (m3/d) A: rea da superfcie livre do meio suporte (m2) Fruto das pesquisas realizadas no mbito do PROSAB, com filtros biolgicos de alta taxa utilizados para o ps-tratamento de efluentes de reatores UASB, tem-se observado que os FBP so capazes de produzir efluentes que atendem aos padres de lanamento estabelecidos pelos rgos ambientais, em termos de concentrao de DBO e slidos suspensos, quando os mesmos so operados com taxas de aplicao hidrulica superficial mximas da ordem de 20 a 30 m3/m2.d. 4.4.3.3 Carga orgnica volumtrica A carga orgnica volumtrica refere-se quantidade de matria orgnica aplicada diariamente ao filtro biolgico, por unidade de volume do meio suporte.Qmd S a V

Cv =

(4.2)

na qual: Cv: carga orgnica volumtrica (kgDBO/m3.d) Qmd: vazo mdia afluente ao FBP (m3/d) Sa: concentrao de DBO do esgoto afluente ao FBP (kgDBO/m3) V: volume ocupado pelo meio suporte (m3) Da mesma forma que para a taxa de aplicao superficial, as pesquisas realizadas no mbito do PROSAB tem indicado que os FBP so capazes de produzir efluentes que atendem aos padres de lanamento estabelecidos pelos rgos ambientais, em termos de concentrao de DBO, quando os mesmos so operados com cargas orgnicas volumtricas mximas da ordem de 0,5 a 1,0 kgDBO/m3.d.

12 4.4.3.4 Sistema de distribuio Para otimizar a eficincia de tratamento dos filtros biolgicos, tanto o crescimento quanto a eliminao do biofilme que cresce em excesso, em funo da carga orgnica aplicada, devem ocorrer de forma contnua e uniforme. Para se conseguir isso, o sistema de distribuio deve ser dimensionado de forma a possibilitar a aplicao adequada de esgotos sobre o meio suporte. A alimentao do FBP com esgoto pode ser realizada atravs de distribuidores fixos ou mveis (rotatrios). Os primeiros FBP eram dotados de sistemas de distribuio fixos, compostos por tubulao dotada de aspersores. Este tipo de sistema ainda hoje utilizado, principalmente em instalaes de pequeno porte. Entretanto, a maioria dos FBP projetados a partir de 1930 possuem formato circular, com um sistema rotatrio de distribuio da alimentao. Sistemas fixos de distribuio Os sistemas de distribuio fixos so compostos por uma tubulao de distribuio principal e outra secundria (ou lateral), ambas situadas logo acima da superfcie do meio granular. Os aspersores (bocais) so instalados na tubulao secundria, sendo dimensionados e espaados de forma a se obter distribuio uniforme da alimentao. Em geral, os aspersores so constitudos por um orifcio de seo circular e um defletor. A maioria dos sistemas fixos mais antigos previa uma alimentao intermitente do esgoto, atravs de um reservatrio de carga. A vazo de descarga neste tipo de dispositivo varivel, devido variao da lmina de gua no tanque de carga. No incio do perodo de descarga, o esgoto lanado a uma distncia mxima de cada aspersor, que diminui medida que o tanque se esvazia. O perodo entre cargas de esgoto varia de 0,5 a 5 minutos. A distribuio de esgoto, realizada atravs deste tipo de sistema de distribuio, sobre a superfcie do meio granular, relativamente boa. Com o surgimento dos meios suporte sintticos, os sistemas fixos de distribuio voltaram a ser utilizados nos filtros profundos e nas biotorres. Nestes processos, o sistema de distribuio tambm dotado de distribuidores principais e secundrios, situados imediatamente acima do meio suporte, e a alimentao realizada continuamente atravs de bombeamento. As principais desvantagens deste tipo de sistema de distribuio so: a no uniformidade da carga hidrulica sobre a superfcie do FBP; as grandes extenses de dutos de distribuio; o entupimento freqente dos aspersores; a dificuldade de manuteno dos aspersores em grandes FBP. Nos sistemas fixos, estima-se que, para se atingir a mesma distribuio alcanada atravs de distribuidores rotatrios, a vazo aplicada deve ser de 3 a 4 vezes superior. Sistemas rotatrios de distribuio O sistema rotatrio de distribuio composto por um ou mais dutos (braos) horizontais, engastados e girando em torno de uma coluna central (ver Figuras 4.10 e 4.11).

13

Fig. 4.10 Corte esquemtico de um FBP

Fig. 4.11 - Sistema rotatrio de distribuio no FBP (ETE Caadores Camb/PR)

Atravs deste dispositivo, o esgoto distribudo uniformemente sobre o meio suporte, por meio de orifcios situados em um dos lados de cada brao horizontal. O movimento de rotao do distribuidor geralmente assegurado apenas pela energia proveniente do jato de descarga do esgoto atravs do conjunto de orifcios. Em casos excepcionais, especialmente para controle de moscas e para evitar paradas dos braos distribuidores em horrios de muito baixa vazo afluente, motores eltricos tambm so utilizados para movimentar o sistema de aplicao do esgoto superfcie do filtro. Os braos distribuidores normalmente possuem seo transversal circular, podendo tambm ser construdos com seo retangular ou outro tipo de quadriltero. Um dispositivo de abertura rpida, instalado na extremidade, permite a retirada de slidos grosseiros acumulados no interior de cada brao. A rea da seo transversal dos braos geralmente diminui com a distncia da coluna central. O espaamento entre os orifcios dimensionado para garantir uma uniforme distribuio do esgoto sobre toda a superfcie do meio suporte. Anteparos em plstico ou outro tipo de material no corrosivo so instalados nos orifcios para assegurar melhor distribuio. Os braos devem ser dimensionados de forma que a velocidade rotacional se situe entre 0,1 e 2 rpm e a velocidade no exceda a 1,2 m/s, na vazo mxima. Filtros com quatro braos distribuidores so equipados com um extravasor na coluna central, concentrando a alimentao em apenas dois braos, nos perodos de pequenas vazes. Nos perodos de vazes mximas, todos os quatro braos so alimentados com esgoto. Este procedimento assegura velocidades de descarga e foras de reao adequadas rotao do distribuidor, sob as diversas condies de vazes. Orifcios no lado oposto dos braos tambm so utilizados para reduzir a velocidade rotacional nos momentos de pico de vazo. Os braos distribuidores possuem ainda tubos de ventilao, para evitar o acmulo de ar no seu interior. A estrutura de sustentao dos braos composta por tirantes, que asseguram a estabilidade do engaste na coluna central. 4.4.3.5 Material de enchimento dos filtros biolgicos percoladores O enchimento dos FBP de fundamental importncia no desempenho do processo (Figura 4.12). O material de enchimento serve como suporte para o crescimento da biomassa, por onde escoa o esgoto pr-tratado. O ar passa atravs dos espaos vazios do enchimento do filtro, fornecendo o oxignio para as reaes aerbias. O material de enchimento ideal deve apresentar as seguintes caractersticas: ter capacidade de remover altas cargas de DBO por unidade de volume;

14 ter capacidade de operar a altas taxas de aplicao hidrulica; possuir estrutura adequadamente aberta, para evitar obstrues pelo crescimento doa biomassa e para garantir um adequado suprimento de oxignio, sem necessidade de aerao forada; ter resistncia estrutural suficiente para suportar o seu prprio peso e mais o peso da biomassa que cresce aderida sua superfcie; ser suficientemente leve, para permitir redues significativas no custo das obras civis; ser biologicamente inerte, no sendo atacado pelos microrganismos do processo e nem txico a eles; ser quimicamente estvel; apresentar o menor custo possvel por unidade de matria orgnica removida, quando utilizado como tratamento em nvel secundrio.

Na prtica, o enchimento dos FBP usualmente feito com diferentes tipos de pedras, como a brita 4, com dimetro entre 5 e 8 cm, sem pedras planas e chatas, pedregulho ou escria de alto forno (Figura 4.13). Esses materiais tm rea superficial especfica bastante limitada (55 a 80 m2/m3) e ndice de vazios de 55 a 60%, limitando a rea para crescimento de biomassa e tambm a circulao de ar. Os FBP com leito de pedras podem apresentar, tambm, problemas de entupimento dos espaos vazios, decorrente do crescimento excessivo da pelcula biolgica, especialmente quando os filtros so operados com elevadas cargas orgnicas. Nestas condies, podem ocorrer inundaes e falhas do sistema. Por vezes, devido necessidade de reduo da rea requerida para o sistema e para superar as limitaes dos meios suporte de pedra, podem ser utilizados outros tipos de materiais para o enchimento dos filtros. Esses materiais incluem mdulos de plstico corrugado, tablados de ripas e anis de plstico, com reas superficiais especficas bem maiores (100 a 250 m2/m3 ) e com ndices de vazios de 90 a 97%, que permitem maior quantidade de biomassa aderida, por unidade de volume de material de enchimento. Esses materiais so tambm muito mais leves que as pedras (cerca de 30 vezes), possibilitando a que os filtros sejam muito mais altos, sem causarem problemas estruturais. Enquanto que em filtros de pedras as alturas so usualmente inferiores a 3 metros, nos filtros com enchimento sinttico as alturas podem ser de 6 metros ou mais, diminuindo, dessa forma, a rea requerida para sua instalao. O uso desses enchimentos permite taxas de aplicao de matria orgnica por unidade de volume do filtro bem maiores que aquelas utilizadas para enchimento com pedras, para um mesmo desempenho de tratamento. Todavia, os elevados custos desses materiais tm limitado muito o seu uso. A experincia brasileira e as pesquisas desenvolvidas no mbito do PROSAB tm indicado que os FBP de alta taxa so capazes de produzir efluentes que atendem aos padres de lanamento estabelecidos pelos rgos ambientais, em termos de concentrao de DBO, quando os mesmos so construdos com alturas de meio suporte entre 2,0 e 3,0 m.

15

(a)

(b)

(c)

(d)

(e)

(f)

(a) anis plsticos, (b)anis plsticos 25 mm, (c) bloco horizontal HO, (d) bloco cros-flow 50, (e) pedra, (f) grama artificial

Fig. 4.12 Tipos de meio suporte utilizados em FBP

Fig. 4.13 - Meio suporte em pedra britada (ETE Caadores Camb/PR)

4.4.3.6 Sistema de drenagem de fundo O sistema de drenagem de fundo de um filtro biolgico consiste de uma laje perfurada, ou de grelhas confeccionadas em materiais resistentes, e de um conjunto de calhas localizadas na parte inferior do filtro. O sistema de drenagem tem a funo de coletar, tanto o esgoto que percola atravs do filtro, quanto os slidos que se desgarram do meio suporte, encaminhando-os ao decantador secundrio. Todo o conjunto de drenagem de fundo do filtro deve ser resistente o suficiente para suportar os pesos do meio suporte, da biomassa aderida e do prprio esgoto que percola pelo filtro. A estrutura de fundo deve ter declividade entre 1 e 5%, suficiente para possibilitar o adequado escoamento do efluente para o centro ou para a periferia do filtro. As calhas de coleta do efluente devem ser dimensionadas para garantir uma velocidade mnima de 0,6 m/s, para a vazo mdia de alimentao do filtro. O sistema de drenagem de fundo deve ser aberto em ambas as extremidades, de forma a possibilitar a inspeo e a eventual limpeza com jatos de gua, caso necessrio. O sistema de drenagem de fundo tambm responsvel pela ventilao do filtro, conforme tratado no item seguinte. 4.4.3.7 Ventilao A ventilao dos FBP importante para se manter as condies aerbias necessrias para o efetivo tratamento dos despejos pela via aerbia. Se propiciadas passagens adequadas para o ar, a diferena entre temperaturas do ar e do lquido considerada suficiente para produzir a aerao necessria. Uma boa ventilao pelo fundo do filtro desejvel. Na prtica, so adotados os seguintes cuidados para se ter uma ventilao natural adequada (METCALF & EDDY, 1991): o sistema de drenagem e os canais coletores de efluente junto ao fundo da estrutura dos FBP devem permitir um fluxo livre do ar, que se escoa pelo filtro. Esses canais coletores de efluente no devem ter mais que 50% de sua altura ocupada por efluente; deve-se prever a instalao de poos de ventilao em ambas as extremidades do canal central de coleta do efluente;

16 os filtros de grandes dimetros devem ser dotados de canais de coleta ramificados, dotados de poos ou tubos de ventilao ao longo do permetro do filtro; a rea de vazios da laje para suporte do leito de enchimento deve ser superior a 15% da rea superficial do filtro. A rea aberta para passagem de ar pelo fundo do filtro (muitas vezes com o uso de tubos que vo at superfcie do filtro, para permitir o seu afogamento) deve ser superior a 1% (se possvel cerca de 5%) da rea superficial do filtro; as aberturas das grelhas dos poos e tubos de ventilao devem possuir pelo menos 1,0 m2 de rea livre para cada 250 m2 de rea superficial do filtro.

4.4.3.8 Decantadores secundrios ps FBP Os decantadores secundrios utilizados a jusante dos filtros biolgicos percoladores so normalmente do tipo convencional e so dimensionados pela taxa de escoamento superficial, uma vez que a concentrao de slidos suspensos no efluente do FBP relativamente baixa. A Tabela 4.3 apresenta as taxas de escoamento superficial recomendadas para o projeto de decantadores secundrios aps FBP. Tabela 4.3 Taxas de aplicao superficial para o projeto de decantadores secundrios aps FBPNvel de Tratamento DBO = 20 a 30 mg/L - sem nitificao DBO 20 mg/L - com nitrificao Taxa de aplicao superficial (m3/m2.dia) para Qmdia para Qmxima 16 a 32 40 a 48 16 a 24 32 a 40

Dependendo do porte da estao de tratamento de esgotos, os decantadores secundrios podem ter sistemas de remoo de lodo mecanizado ou por presso hidrosttica . Na Figura 4.15, a seguir, apresenta-se uma vista geral de um decantador secundrio com 18,0 metros de dimetro, com sistema mecanizado de remoo de lodo.

Figura 4.14 Corte esquemtico de um decantador secundrio

Figura 4.15 - Decantador secundrio ps FBP (ETE Caadores Camb/PR)

17 4.4.3.9 Eficincia de remoo de DBO em FBP Modelos matemticos Vrios modelos tericos ou empricos so disponveis para o dimensionamento de filtros percoladores, para tratamento de esgoto decantado, e podem ser encontrados nos livros clssicos de tratamento de esgotos, sendo aqui apresentado apenas o modelo mais tradicional, desenvolvido pelo National Research Council - NRC (EUA). O modelo emprico do NRC foi desenvolvido para filtros com leito de pedras, a partir de dados operacionais obtidos em diversas plantas operando em instalaes militares. O dimensionamento de um filtro nico, ou o primeiro filtro de um sistema com duplo estgio, recebendo esgoto decantado pode ser realizado atravs da equao 4.3.E= 1 Cv 1 + 0,443 F

(4.3)

na qual: E: eficincia de remoo de DBO5 (%) Cv: carga orgnica volumtrica (kgDBO/m3.d) F: fator de recirculao

Nota: No caso da estimativa de eficincia de filtros biolgicos aplicados ao ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbios, essa expresso deve ser utilizada com ressalvas, j que as informaes para essas aplicaes so ainda em limitadas.Resultados de algumas experincias prticas

ETE Caadores (Sanepar): A ETE Caadores, projetada em 1994, com capacidade para 140 l/s em primeira etapa (27.000 habitantes), efetua o tratamento dos esgotos domsticos da localidade de Camb/PR atravs de um reator anaerbio tipo UASB (RALF), com ps-tratamento em um filtro biolgico percolador. O FBP apresenta dimetro de 20 m e altura do meio suporte de 2,0 m, sendo brita 4 o material de enchimento do filtro. O FBP tem operado, desde abril de 1998, com cargas orgnicas volumtricas na faixa de 0,5 a 1,0 kgDBO/m3 .dia e taxas de aplicao superficial entre 20 e 30 m3/m2.d. Para essas condies operacionais e concentraes de DBO no efluente do reator anaerbio na ordem de 65 mgDBO/L, o FBP tm apresentado eficincias de remoo de DBO na ordem de 65%, suficientes para manter as concentraes de DBO no efluente final usualmente abaixo de 30 mgDBO/L. Como o efluente do reator anaerbio j apresenta DBO inferior a 100 mg/L, a recirculao de efluente final para a entrada do filtro no se faz necessria. Pesquisas do PROSAB: Os resultados das pesquisas desenvolvidas por CHERNICHARO & NASCIMENTO (2000), NASCIMENTO (2001) e AISSE et al. (2001a), em filtros biolgicos percoladores em escala piloto utilizados para o ps-tratamento de efluentes de reatores UASB, indicam que o efluente final do sistema geralmente apresenta concentraes de DBO inferiores a 30 mg/L, para taxas de aplicao superficial de at 30 m3/m2.d e cargas orgnicas volumtricas de at 1,0 kgDBO/m3.d.

18 4.4.3.10 Produo de lodo A estimativa da produo de lodo em filtros biolgicos percoladores pode ser feita por meio da seguinte equao:

Plodo = Y DBOremovna qual: Plodo: produo de lodo no FBP (kgSST/d) Y: coeficiente de produo de lodo no FBP (kgSST/kgDQOremovida) DBOremov: massa de DBO removida no FBP (kgDBO/d)

(4.4)

Os valores de Y observados nos sistemas de tratamento biolgico com biofilme, trabalhando com alta taxa, sem nitrificao, apresentam uma produo de lodo na faixa de 0,8 a 1,0 kg SS/kgDBO removida e com relao SSV/SS = 0,75 a 0,85. Esta estimativa de produo de lodo tem-se mostrado adequada para o tratamento de efluentes de reatores UASB em FBP. Os SS do efluente do FBP so normalmente removidos em decantadores secundrios convencionais, conforme tratado no item 4.4.3.8. A avaliao da produo volumtrica de lodo pode ser feita a partir da seguinte equao:

Vlodo =na qual:

Plodo C

(4.5)

Vlodo: produo volumtrica de lodo (m3/d) Plodo: produo de lodo no FBP (kgSST/d) : densidade do lodo (usualmente da ordem de 1000 a 1040 kg/m3) C: concentrao do lodo removido do decantador secundrio (usualmente na faixa de 1 a 2%) 4.4.3.11 Resumo dos critrios e parmetros de projeto Um resumo dos principais critrios e parmetros que norteiam o projeto de filtros biolgicos percoladores, aplicados ao ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbios, apresentado na Tabela 4.4.Tabela 4.4 Taxas de aplicao recomendadas para o projeto de filtros biolgicos percoladores de alta taxa aplicados ao ps-tratamento de efluentes de reatores anaerbiosCritrio/parmetro de projeto Meio suporte Profundidade do meio suporte (m) Taxa de aplicao superficial (m3/m2.dia) Carga orgnica volumtrica (kgDBO/m3.d) Faixa de valores, em funo da vazo Para Qmxima diria Para Qmxima horria Para Qmdia Pedra Pedra Pedra 2,0 a 3,0 2,0 a 3,0 2,0 a 3,0 15 a 18 18 a 22 25 a 30 0,5 a 1,0 0,5 a 1,0 0,5 a 1,0

4.4.4

Aspectos construtivos

Os filtros biolgicos percoladores so, normalmente, construdos em concreto armado, embora as unidades menores possam ser confeccionadas com diferentes materiais, como ao, fibra de vidro etc. Qualquer que seja o material de construo do FBP, as maiores preocupaes construtivas devem se

19 ater longevidade e a integridade da estrutura do filtro e do meio suporte, conseguida com a utilizao de materiais adequadamente selecionados e resistentes s condies adversas impostas pelos esgotos. Particular ateno deve ser dispensada escolha do material de enchimento e ao preenchimento do filtro, uma vez que problemas recorrentes de entupimento e colmatao do meio suporte tm sido reportados com alguma freqncia. Nesse sentido, as recomendaes contidas no item 4.4.5 devem ser seguidas com critrio, particularmente no caso de filtros preenchidos com pedras, uma vez que o tamanho e o formato indevido das pedras podem ocasionar a falha do sistema de tratamento. Outro aspecto relevante refere-se construo do sistema de drenagem de fundo, que deve ser resistente o suficiente para suportar todo o peso da estrutura localizada na parte superior, incluindo o meio suporte, o crescimento do biofilme e o prprio esgoto. Alm disso, devem ser garantidas, com rigor, as recomendaes de projeto relativas s declividades do sistema de drenagem e s reas livres para permitir a ventilao do FBP.

4.4.5

Aspectos Operacionais

Os filtros biolgicos percoladores caracterizam-se pela sua simplicidade operacional, uma vez que o grau de mecanizao do sistema mnimo, atendo-se, principalmente, distribuio de vazo no FBP e remoo de lodo no decantador secundrio. Dessa forma, a operao do sistema consiste, basicamente, de atividades corriqueiras visando: o monitoramento da eficincia do sistema de tratamento, feito atravs de um adequado programa de anlises fsico-qumicas do afluente ao FBP e do efluente do decantador secundrio; o monitoramento da produo de lodo no sistema de tratamento, feito atravs de medies de slidos suspensos no efluente do FBP e, principalmente, no efluente e no lodo de descarte do decantador secundrio; a verificao da ocorrncia de empoamentos na superfcie do FBP, que ocorre, geralmente, quando o volume de vazios no meio suporte tomado por crescimento em excesso da camada biolgica; a verificao da proliferao excessiva de moscas, que ocorre, notadamente, quando o FBP operado de forma intermitente e/ou com baixas taxas de aplicao hidrulica superficial; a verificao do sistema de drenagem de fundo do FBP, eliminando-se qualquer acmulo indevido de slidos na laje inferior e nas canaletas de coleta do efluente.

Alm desses aspectos operacionais bsicos, devem ser desenvolvidas atividades de manuteno preventiva, a fim de garantir a integridade das unidades de tratamento e de todos os equipamentos instalados. Ateno especial deve ser dispensada inspeo dos distribuidores de vazo e dos removedores de lodo.

20

4.4.6

Exemplo de dimensionamento

Dimensionar um filtro biolgico percolador de alta taxa para o ps-tratamento dos efluentes de um reator UASB, sendo conhecidos os seguintes elementos de projeto: a) Dados de entrada Populao: P = 50.000 hab Vazo afluente mdia: Qmd = 7.944 m3/d Vazo afluente mxima diria: Qmx-d= 9.144 m3/d Vazo afluente mxima horria: Qmx-h = 12.744 m3/d Carga orgnica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 2.500 kgDBO/d DBO mdia afluente ao reator UASB: So-UASB = 315 mg/L Eficincia de remoo de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgnica efluente do reator UASB, em termos de DBO: COe-UASB = 750 kgDBO/d DBO mdia efluente do reator UASB: Se-UASB = 94,4 mg/L Concentrao de DBO desejada para o efluente do FBP: Se-FBP < 30 mg/L Temperatura do esgoto: T = 23C (mdia do ms mais frio) Coeficiente de produo de lodo no FBP: Y = 0,75 kgSST/kgDBOremov Concentrao esperada para o lodo de descarte do decantador secundrio: C = 1% Densidade do lodo: =1.020 kgSST/m3. b) Dimensionamento do filtro biolgico percolador Adotar carga orgnica volumtrica (Cv) De acordo com a Tabela 4.4, os FBP de alta taxa devem ser projetados com Cv entre 0,5 e 1,0 kgDBO/m3.d. Valor adotado: Cv = 0,85 kgDBO/m3.d Clculo do volume de meio suporte, de acordo com a equao 4.2 (V) V = (Qmd x Se-UASB) / Cv = (7.944 m3/d x 0,094 kgDBO/m3) / (0,85 kgDBO/m3.d) = 882,4 m3 Adotar profundidade para o meio suporte De acordo com a Tabela 4.4, os FBP de alta taxa devem ser projetados com alturas de meio suporte entre 2,0 e 3,0 m. Valor adotado: H = 2,0 m Clculo da rea do FBP (A) A = V / H = (882,4 m3) / (2,0 m) = 441,2 m2 Verificao da taxa de aplicao hidrulica superficial no FBP (qS) Para Q mdia: qS = Qmd / A = (7.944 m3/d) / (441,2 m2) = 18,0 m3/m2.d Para Q mxima diria: qS = Qmx-d / A = (9.144 m3/d) / (441,2 m2) = 20,7 m3/m2.d Para Q mxima horria: qS = Qmx-h / A = (12.744 m3/d) / (441,2 m2) = 28,9 m3/m2.d Verifica-se, de acordo com a Tabela 4.3, que os valores das taxas de aplicao hidrulica superficial ficaram compreendidos dentro das faixas recomendadas, para as trs condies de vazes aplicadas Clculo do dimetro do FBP (D) Adotar 2 filtros, cada um com rea de 220,6 m2 D = [(4 x A) / PI]0,5 = [(4 x 220,6 m2) / (PI)]0,5 = 16,8 m Estimativa da eficincia de remoo de DBO do FBP, de acordo com a Equao 4.3 E = 100 / [1 + 0,443 x (Cv/F)0,5] = 100 / [1 + 0,443 x (0,85/1)0,5] = 71 %

21Estimativa da concentrao de DBO no efluente final (Se-FBP) Se-FBP = Se-UASB x (1 E/100) = 94,4 x (1 71/100) = 27,4 mg/L Avaliao da produo de lodo A produo esperada de lodo no FBP pode ser estimada a partir das Equaes 4.4 e 4.5 Plodo = Y x DBOremov DBOremov = Qmd x (Se-UASB Se-FBP) = 7.944 m3/d x (0,0944 kgDBO/m3 0,0274 kgDBO/m3) DBOremov = 532,2 kgDBOremov/d Plodo = 0,75 kgSST/kgDBOremov x 532,2 kgDBOremov /d = 399,2 kgSST/d Considerando-se 75% de slidos volteis, tem-se: Plodo-voltil = 0,75 x 399,2 kgSST/d = 299,4 kgSSV/d Vlodo = Plodo / ( x C) = (399,2 kgSST/d) /(1020 kg/m3 x 0,01) = 39 m3/d Pr-dimensionamento do decantador secundrio De acordo com a Tabela 4.3, os decantadores devem ser projetados com uma taxa de escoamento superficial entre 20 e 30 m3/m2.d. Valor adotado qA=. 24m3/m2.d A = Qmed /qA = (7.944 m3/d) / (24m3/m2.d) = 331 m2 Adotar 2 decantadores circulares, mecanizados, com raspadores de lodo de trao perifrica, que tero: Dimetro = 15 m; profundidade til junto parede = 3,5 m; rea superficial, por unidade = 177 m2 De acordo com a Tabela 4.3, a taxa de aplicao superficial mxima dever estar situada entre 40 e 48 m3/m2.d e o valor calculado resultou: qA =Qmx-h /A = (12.744 m3/d) / (2 x 177 m2) = 36 m3/m2.d O lodo dos decantadores secundrios ir para o poo de lodo e da bombeado para a entrada dos reatores UASB. Para lodo removido com 1% de slidos, tem-se: Vlodo = Plodo / ( x C) = (563 kgSS/d) / (1020 kg/m3 x 0,01) = 55,2 m3/d Adotar 2 conjuntos moto-bombas submersas (1 para rodzio e reserva), com capacidade de 5 L/s, sendo que o tempo de operao ser da ordem de 10 minutos por hora. Lodo para desaguamento - produo de lodo nos reatores UASB Plodo = Y x DBOaplicada = 0,28 kgSS/kgDBOaplicada x 2.500 kgDBO/d = 700 kgSS/d - produo total, incluindo o lodo secundrio retornado aos reatores UASB, considerando-se 20% de reduo do lodo voltil: Plodo = 700 kgSS/d + (399,2 0,20 x 299,4) = 1.039,3 kgSS/d

22 4.5 BIODISCOS

4.5.1 IntroduoO primeiro reator comercial do tipo biodisco foi instalado na Alemanha Ocidental, em 1960. O desenvolvimento desse processo foi induzido pelo interesse no uso de meios suporte plsticos, e inicialmente apresentou muitas vantagens quando comparado aos antiquados filtros percoladores com leito de pedras e de baixa taxa. Na dcada da 70, sua aplicao foi ampliada, devido ao desenvolvimento de novos meios suportes e pelo fato de apresentar baixos requisitos de energia, quando comparado ao processo de lodos ativados. Devido a problemas estruturais com eixos e meios suporte, excessivo crescimento de biomassa aderida, rotaes irregulares e outros problemas de baixa performance do processo, ocorreu uma certa rejeio desse tipo de processo por parte dos projetistas em dcadas recentes. Entretanto, avanos em pesquisas tecnolgicas e novos sistemas de meio suporte (tipo Biodrum) tornam sua aplicao vivel em determinadas situaes, como em pequenos sistemas. Apesar da simplicidade e estabilidade operacional, trata-se de um processo muito pouco utilizado no Brasil. Entretanto, nos ltimos 5 anos, ETEs associando reatores UASB e biodiscos passaram a ser cotejadas como opo para o tratamento de esgotos sanitrios de pequenas e mdias aglomeraes urbanas.

4.5.2 Descrio da TecnologiaO processo de biodiscos consiste em um tanque prismtico, onde so instalados eixos horizontais com discos acoplados, igualmente espaados (Figura 4.16). Os eixos so mantidos em rotao constante de 1 a 2 rpm, seja por ao mecnica (quando se trabalha com cerca de 40% do dimetro submerso) ou por impulso de ar (quando se trabalha com cerca de 90% de seu dimetro submerso). Esse movimento de rotao expe, alternadamente, os discos ao ar atmosfrico e a matria orgnica contida no meio lquido, facilitando, assim, a adeso e o crescimento de microorganismos em sua superfcie, formando uma pelcula de poucos milmetros de espessura, que chega a cobrir todo o disco. Em experincias prticas, o tempo para formao do biofilme e partida do processo ficou em torno de 1 a 2 semanas. Os discos geralmente so circulares e construdos de plstico de baixa densidade, so instalados de forma a ficarem parcialmente imersos, usualmente 40 %, e tm as seguintes funes no processo: servir de meio suporte para o desenvolvimento do biofilme; promover o contato do biofilme com o esgoto; manter a biomassa desgarrada dos discos em suspenso nos esgotos; promover a aerao do biofilme e do esgoto aderido ao mesmo e situado na parte inferior, devido imerso dos discos.

Existem casos em que os discos trabalham cerca de 90% submersos e, nestes casos, a introduo de ar se faz necessria para se ter oxignio suficiente para o processo aerbio. Quando o biofilme atinge uma espessura excessiva, ocorre o desprendimento de parte do mesmo. Esses organismos so mantidos em suspenso no meio lquido, devido ao movimento dos discos, aumentando a eficincia do sistema. Entretanto, a biomassa desprendida e outros slidos suspensos so arrastados no efluente, necessitando o processo de um decantador secundrio. Bem projetados, os Biodiscos

23 podem alcanar tratamento a nvel secundrio, nitrificao e desnitrificao. Na Figura 4.16 apresentado um fluxograma tpico de ETE que utiliza biodiscos. O decantador primrio pode ser susbtitudo por um reator UASB ou tanque sptico, diminuindo substancialmente a carga orgnica na etapa aerbia assegurada pelos biodiscos.

Figura 4.16 Esquema tpico de uma ETE com biodiscos

4.5.3 Conceitos e PrincpiosA transferncia de massa e difuso de substrato e oxignio, dentre vrios aspectos, dominam a remoo orgnica nos sistemas com biodiscos. Esses fatores so importantes para a performance desses reatores. Entretanto, devido complexidade do fenmeno transferncia/difuso, a remoo de matria orgnica no se aplica a nenhum modelo simplificado. As mximas taxas de remoo de matria orgnica esto limitadas pela capacidade de transferncia de oxignio. A principal fonte de oxignio para o sistema o ar atmosfrico, sendo a turbulncia gerada pela rotao dos discos apenas uma conseqncia benfica adicional.

4.5.4 Critrios e Parmetros de ProjetoO biodisco mais frequentemente utilizado para o tratamento de esgotos sanitrios decantados, embora algumas instalaes para o tratamento de efluentes de reatores UASB j estejam em operao no Brasil. Os biodiscos so normalmente dimensionados para se atingir apenas uma remoo de DBO e SS, ou para se obter um efluente bem nitrificado. 4.5.4.1 Cargas hidrulicas e orgnicas Em qualquer reator biolgico, necessrio um tempo de residncia ou de reao suficiente. Portanto, acrscimos de vazo resultam em incremento na taxa de aplicao hidrulica e decrscimo no tempo de residncia. Consideraes sobre equalizao de vazes devem ser observadas, quando ocorrerem picos de vazo diria 2,5 vezes superior vazo mdia. Para se ter um melhor aproveitamento das velocidades de reao biolgica, que so maiores com maior concentrao de DBO solvel no lquido sob tratamento, usual a diviso do sistema de biodisco em estgios, operando o primeiro estgio com DBO solvel 50 mg O2 /L, para se ter reao de ordem zero em relao DBO, quando se observa uma mxima taxa de remoo de cerca de 12 gDBO/m2.dia. Todavia, a taxa de aplicao orgnica no primeiro estgio de biodiscos tambm uma varivel limitante para o projeto, devido a problemas observados com excessivas taxas de aplicao, que geram aumento de espessura de biofilme, limitaes quanto ao oxignio disponvel, gerao de odores, deteriorao do processo, sobrecarga estrutural etc. Em vista dessas observaes, para esgotos sanitrios decantados, a mxima taxa de aplicao orgnica sugerida para o primeiro

24 estgio tem sido limitada, por alguns fabricantes do equipamento, a 15 gDBOsolvel/m .dia, ou 30 gDBO/m2.dia, para esgoto decantado. J METCALF & EDDY (1991) sugere limites mximos de 19 a 30 gDBOsolvel/m2.dia, ou 39 a 59 gDBO/m2.dia. Sistemas de biodisco tm, em geral, no mnimo 2 estgios para tratamento a nvel secundrio e 3 estgios para remoo de DBO e nitrificao. A taxa de aplicao de matria orgnica, com base na DBO solvel, considerada importante, uma vez que a matria orgnica biodegradvel utilizada predominantemente pela biomassa aderida ao biodisco a solvel, que tambm a mais rapidamente biodegradvel e , portanto, a que controla as mximas taxas de utilizao de oxignio. Para esgoto sanitrio tipicamente domstico decantado, tem-se cerca de 50% da DBO solvel e os outros 50% em suspenso. J para efluentes de reatores UASB, os dados disponveis da relao DBOfiltrada/DBOtotal so muito poucos e indicam uma relao variando de 0,4 e 0,5, enquanto a relao DQOfiltrada /DQOtotal fica mais comumente na faixa de 0,4 a 0,7. Observaes sobre concentrao de substrato e taxa de aplicao hidrulica permitiram a verificao da influncia desses parmetros na taxa de remoo de substrato e na eficincia do sistema, concluindo no conceito de carga orgnica total, para finalidade de parmetro de projeto (WEF, 1992). Em uma investigao de 23 estaes com biodisco nos EUA(119), foi ajustada uma curva do tipo DBO5 afluente x carga hidrulica no primeiro estgio (Figura 4.17), a partir da qual foi observado crescimento de organismos prejudiciais ao processo.500 4502

DBO no afluente (mgO2/L)

400 350 300 250 200 150 100 50 0 0,00 0,08 0,16 0,24 0,32 0,40 0,48 0,56 0,64 0,72 0,80

Carga hidrulica (m/m.dia)Figura 4.17 Condies de oxignio dissolvido relacionado com a concentrao de matria orgnica afluente e carga hidrulica (adaptado de WEF, 1992)

A curva apresentada na Figura 4.17 corresponde ao limite de 31 gDBO5 /m2.d para o desenvolvimento de organismos sulfo-oxidantes. Com a aplicao de altas taxas de aplicao orgnicas, podem ocorrer problemas como: desenvolvimento de um biofilme mais pesado, crescimento de organismos prejudiciais, reduo de OD e deteriorao total da performance do processo.

25 4.5.4.2 Caractersticas do esgoto afluente As caractersticas do esgoto afluente e os impactos na biodegradabilidade so consideraes importantes no projeto de biodiscos. Altas concentraes de cido sulfdrico (H2S) aceleram o crescimento de organismos txicos (prejudiciais) ao processo. Em efluentes com altas concentraes de H2S, devero ser previstos sistemas de remoo a montante, como pr-aerao. 4.5.4.3 Temperatura do esgoto A literatura tcnica indica que a eficincia do processo no afetada, para temperaturas do esgoto acima de 13 C. Porm, como todo processo biolgico, h reduo na performance do processo para temperaturas mais baixas. 4.5.4.4 Controle do biofilme A espessura do biofilme muito importante no processo de biodiscos. Portanto, a espessura total de biofilme e a espessura ativa so duas caractersticas que devem ser distinguidas. Dependendo das condies hidrodinmicas, a espessura total do biofilme varia entre 0,07 a 4,0 mm. Entretanto, a parte do biofilme que contribui para a remoo de substrato, chamada de espessura de biofilme ativo, foi estimada entre 20 a 600 m, a partir de estudos que relacionam espessura do biofilme com eficincia de remoo. A maioria desses estudos mostrou que devido a limitaes de difuso de oxignio ou substrato, existe uma espessura mxima de biofilme ativo a partir da qual a taxa de remoo no sofre acrscimos. Dever ser prevista uma flexibilidade operacional suficiente para controle da espessura do biofilme. Devido aplicao de uma taxa de aplicao orgnica maior nos primeiros estgios, os mesmos podero apresentar um maior crescimento do biofilme. Dispositivos para medir o peso dos eixos podem ser aplicados para controlar o crescimento e acumulao da biomassa. As tcnicas para controle da espessura do biofilme incluem: acrscimos na velocidade de rotao (foras cisalhantes), reverso peridica do sentido de rotao, uso de aerao suplementar, uso de chicanas removveis e alimentao escalonada para reduo da taxa de aplicao orgnica, ou, em ltimo caso, uso de produtos qumicos para remoo do biofilme. 4.5.4.5 Nveis de oxignio dissolvido Uma das maiores causas de falha dos sistemas aerbios o nvel inadequado de oxignio dissolvido. A literatura indica o nvel mnimo de OD de 2 mg/L, para sistemas de biodisco. Baixos nveis de OD para altas taxas levam a produo de H2S no interior do biofilme, o que aumenta o crescimento de organismos sulfo-oxidantes com Beggiatoa (bact. Filamentosa), gerando excesso de biomassa, aumento de peso e possvel falha dos eixos ou meio suporte. Esses microorganismos competem com os organismos heterotrficos no consumo do oxignio disponvel e espao no meio suporte, gerando acrscimo na espessura do biofilme e reduo na eficincia de remoo de matria orgnica. J organismos nitrificantes so mais sensveis a nveis de oxignio dissolvido que organismos heterotrficos. Os nveis de OD necessrios para nitrificao variam de 0,5 a 4,0 mg/L, e considerase tpico o valor de 2,0 mg/L. Em sistemas de biodisco aplicados para nitrificao, o nvel de OD geralmente eleva-se nos ltimos estgios. Combinado com baixos valores de DBO5, isto pode reduzir a eficincia de nitrificao, devido ao desenvolvimento de protozorios predadores das bactrias nitrificantes. Para evitar o crescimento de predadores, sugere-se OD mximo de 3,5 mg/L e DBOfiltrada entre 6 a 8 mg/L, nos estgios nitrificantes. O projeto deve prever meios de acrscimo do OD no sistema, tais como: controle de variao de velocidades, aerao suplementar, recirculao do

26 efluente, alimentao escalonada do afluente e uso de chicanas removveis, principalmente nos estgios iniciais. 4.5.4.6 Flexibilidade operacional Os sistemas de biodisco devem ser providos de flexibilidade adequada para boa operao e manuteno. Devem ser observados os seguintes itens: possibilidade de aerao suplementar em sistemas de rotao mecnica, visando possveis sobrecargas dos primeiros estgios; meios de remoo do crescimento de biofilme em excesso, tais como: stripping com ar, gua ou aditivos qumicos, controle de rotao, etc; chicanas removveis entre todos os estgios; controle de alternativas para alimentao do reator; recirculao de efluente do clarificador secundrio; equipamento de monitoramento de OD nos estgios; fcil acesso a equipamentos que necessitam de inspeo, manuteno e substituio, tais como: eixos, material suporte, sopradores, etc; drenagem dos tanques.

27 4.5.4.7 Resumo dos critrios e parmetros de projeto As recomendaes para dimensionamento de biodiscos so baseadas, principalmente, na taxa de aplicao de DBO por unidade de rea de material suporte de biomassa disponvel no biodisco, e tambm na taxa de aplicao hidrulica por superfcie disponvel para suporte da biomassa. A Tabela 4.5, adaptada de METCALF & EDDY (1991), pode ser utilizada como base para o dimensionamento de sistemas de biodiscos.Tabela 4.5 - Resumo dos parmetros de dimensionamento de biodiscosItem Nvel de tratamento Secundrio com Nitrificao de nitrificao efluente secundrio 0,08 a 0,16 0,03 a 0,08 0,04 a 0,10 Secundrio 3,7 a 9,8 9,8 a 17,2 19 a 29 (14 *) 39 a 59 (30*) 0,7 a 1,5 15 a 30 2,4 a 7,3 7,3 a 14,6 19 a 29 (14 *) 39 a 59 (30*) 0,7 a 1,5 1,5 a 4,0 7 a 15 1 estruturado estruturado estruturado granular /d >1 granular / d >1 granular flutuante granular / d >1 granular / d >1

4.6.4.2 Aplicaes dos BFs - objetivos de qualidade Os BFs so capazes de atingir diferentes objetivos de qualidade: oxidao de matria orgnica (PUJOL et al. 1992), nitrificao secundria ou terciria (CARRAND et al., 1990; TSCHUI et al., 1993), desnitrificao (LACAMP et al., 1992), e a desfosfatao fsico-qumica (GONALVES et al., 1992 ). Algumas das principais instalaes em operao no tratamento de esgotos domsticos no hemisfrio norte so resumidas na Tabela 4.7. No Brasil, os BFs vm sendo utilizados basicamente como unidade de ps-tratamento do efluente de reatores UASB, com vistas remoo de matria orgnica (Tabela 4.8). As maiores ETEs tm

34 capacidade para tratar uma vazo mdia de 30 L/s de esgotos sanitrios, sendo a mais antiga em operao a ETE Canivete (10 L/s), em funcionamento desde o incio de 1999, no Municpio de Linhares (ES).Tabela 4.7 - ETEs com BFs tratando esgotos sanitrios no hemisfrio norte e objetivos de qualidadePas Capacidade Tipo de BF Objetivo de qualidade (mg/L) * (m3/dia) SS / DBO Nutrientes Le Touquet F 7.950 Biocarbone 30 / 20 Metabief F 2.300 Biofor 30 / 30 NTK, 10 Bouc Bel Air F 3.800 Biofor 30 / 30 NTK, 40 Greoux Les Bains F 4.000 Biofor 30 / 30 NTK, 40 Perroy CH 1.200 Biofor 30 / 30 Perpignan F 40.500 Biocarbone 20 / 15 Le Crotoy F 4.000 Biocarbone 30 / 20 Orford CA 1.700 Biocarbone 15 / 15 Pt, 0,5 Gogolin F 14.400 Stereau 20 / 15 NTK, 10 Antibes F 40.500 Biocarbone 30 / 30 Mnaco M 31.000 Biocarbone 15 / 20 Villefranche F 18.000 Biocarbone 30 / 30 North Brierley GB 10.000 Biocarbone 10 / 10 N-NH4+, 5 Nimes F 70.000 Stereau 30 / 30 NTK, 10 Silchester GB 14.000 SAFe - / 07 N-NH3, 5 Sherbrooke CA 5.800 Biocarbone 20 / 20 Pt, 0,8 Sible Hedingham GB 870 Biobead 25 / 10 N-NH3, 5 Chieveley GB 600 SAFe 15 / 10 N-NH3, 5 Moutiers F 26.400 Stereau 30 / 30 S.Jean dIllac F 2.100 Biostyr 20 / 50 N-NH4+, 5 Plympton GB 13.000 Biobead 20 / 10 N-NH3, 5 Saint Austell GB 25.200 SAFe 35 / 25 Cergy F 45.000 Biostyr 30 / 30 N-NH4+, 5 (*) F - Frana; GB - Gr Bretanha; CA - Canad; CH - Suia; M Mnaco Localidade Ano partida 1984 1984 1987 1987 1987 1987 1987 1988 1989 1989 1990 1990 1990 1991 1991 1991 1992 1992 1992 1992 1993 1993 1993

35Tabela 4.8 Relao das ETEs compactas do tipo UASB + BFs e fontes de financiamentoLocal Baixo Guandu Aimors Joo Neiva Ecoporanga Bairro Santo Antnio Mantenpolis So Jos do Calado Meape gua Doce do Norte Marilndia Canivete Bebedouro Interlagos II Alto Rio Novo Itaguau Apiac Bairro J. Nazareth So Mateus Santa Catarina Vargem Alta Jabara Itaperuna Atlio Vivacqua Sede So Sebastio da Vala Vila Capixaba Patrimnio do Rdio Piuma Atlio Vivacqua Oriente Bairro Conceio Cidade Baixo Guandu (ES) Aimors (MG) Joo Neiva (ES) Ecoporanga (ES) Fundo (ES) Mantenpolis (ES) S. Jos do Calado (ES) Meape (ES) Agua Doce do Norte (ES) Marilndia (ES) Linhares (ES) Linhares (ES) Linhares (ES) Alto Rio Novo (ES) Itaguau (ES) Apiac (ES) Vitria (ES) So Mateus (ES) Quissam (RJ) Vargem Alta (ES) Guarapar (ES) Itaperuna (RJ) Atlio Vivacqua Aimors (MG) Linhares (ES) Marilndia (ES) Piuma (ES) Atlio Vivacqua Linhares (ES) Capacidade (hab) 15.000 15.000 13.000 10000 10.000 8.000 8.000 6.500 5.000 5.000 5.000 5.000 5.000 4.000 4.000 3.000 3.000 3.000 2.500 2.500 2.000 2.000 2.000 2.000 1.000 1.000 1.000 400 200 Recursos FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA SAAE FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA C.E.F. FUNASA C.E.F. FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA C.E.F. FUNASA C.E.F. FUNASA C.E.F.

4.6.4.3 Pontos-chave da tecnologia a) Sentido de fluxo hidrulico (ar e gua) O sentido de fluxo hidrulico (ar e gua) determina as principais caractersticas operacionais de um BF, influenciando diretamente nos seguintes pontos: reteno de SS, transferncia gs lquido de O2, evoluo da perda de carga hidrulica, tipo de lavagem, gastos energticos e a produo de odores. As diferentes opes para o sentido de fluxo hidrulico so apresentadas na Figura 4.23 (RICHARD e CYR, 1990). O fluxo de ar nos BFs s vivel no sentido ascendente, devido ao estado de permanente imerso do meio suporte. A corrente descendente de ar s possvel em meios granulares que no sejam submersos (caso dos filtros biolgicos percoladores), o que limita as opes para o fluxo hidrulico em BFs duas possibilidades: co-corrente: com fluxos de ar e lquido ascendentes; contra-corrente: com fluxo de lquido descendente e ar ascendente.

36

Figura 4.23 Sentidos de fluxo hidrulico (ar / lqudo) em reatores aerbios com biofilme (RICHARD e CYR, 1990)

Os diferentes processos so geralmente caracterizados com base no sentido de fluxo hidrulico: ascendente ou descendente. As principais vantagens e desvantagens de cada uma destas opes so relacionadas a seguir: capacidade de reteno de slidos: A capacidade de captura de SS maior nos processos descendentes com meio granular pesado (d > 1) ou ascendentes com meio flutuante (d < 1). Neste caso, o fluxo de lquido se d no sentido da compresso do leito filtrante, conferindo-lhe grande capacidade de filtrao. Por outro lado, nos processos ascendentes com meio suporte pesado, o fluxo co-corrente produz uma expanso do leito filtrante, permitindo uma reteno de SS melhor distribuda ao longo da altura do BF. BFs com suporte estruturado necessitam de uma decantao secundria, pois possuem pequena capacidade de captura e estocagem de SS; evoluo da perda de carga: Devido elevada eficincia na reteno de SS, a perda de carga evolui mais rapidamente nos BFs descendentes com leito granular pesado e nos BFs ascendentes com meio flutuante. Com uma evoluo da perda de carga relativamente menos acentuada, os processos ascendentes com material pesado possuem leitos com altura podendo atingir at 3,00 m. A evoluo da perda de carga extremamente reduzida nos meios suporte estruturados (colmias), com corridas de filtrao podendo durar vrios dias; comportamento hidrulico: Os processos descendentes (contra-corrente) podem favorecer a formao de bolhas de ar aprisionado no seio do meio granular (embolia). A desvantagem dos processos ascendentes estaria na possibilidade de haver m distribuio do afluente no meio granular, gerando curtos circuitos e queda de rendimento de depurao do BF; demanda de aerao: Os fabricantes afirmam que os processos descendentes requerem menos ar e que a perda de carga menor, devido altura relativamente pequena do leito filtrante (SIBONY, 1983). Fabricantes de processos ascendentes alegam que, devido maior altura do leito filtrante, a eficincia de transferncia de oxignio elevadssima de 23 a 30% (STROHMEIER et al., 1993). Dados experimentais obtidos em ETEs reais indicam que esta eficincia atinge, no mximo, 10% nos dois tipos de processo (CANLER e PERRET, 1993); detalhes construtivos: Nos processos descendentes, a tubulao de aerao s entra em contato com o esgoto tratado, sendo menos sujeita a entupimentos por slidos presentes no esgoto decantado. J no caso dos processos ascendentes, somente o esgoto tratado entra em contato com a atmosfera, eliminando problemas de odores. Os BFs ascendentes podem ainda ser autolimpantes, quando a lavagem for realizada no sentido contra-corrente.

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b) Material suporte O meio suporte deve cumprir duas funes nos BFs: servir de suporte para a fixao dos microrganismos e reter fisicamente os SS presentes no esgoto. Quanto menor for a superfcie especfica disponvel para a fixao das colnias de microrganismos, menor ser tambm a capacidade de reteno de SS por filtrao. Por outro lado, materiais com elevada superfcie especfica favorecem a rpida evoluo da perda de carga, demandando maior frequncia na lavagem do BF. A escolha das caractersticas do meio suporte deve portanto atender a um compromisso entre a qualidade do efluente tratado e a frequncia de lavagem, dentro de limites economicamente razoveis. Os suportes mais utilizados so compostos por material granular com seguintes caractersticas principais: granulometria entre 2 e 6 mm, no caso de tratamento de esgotos domsticos em BFs descendentes (GILLES, 1990). Gros com dimetro efetivo entre 1 e 2 mm so adequados para a nitrificao terciria em BFs ascendentes, enquanto que, para a oxidao carboncea, o dimetro deve ser maior do que 2,5 mm (RYCHARD e CYR, 1990). No Brasil, BFs com enchimento composto por camadas de brita (brita 4, brita 2 e brita 0) tm sido utilizados com sucesso (BOF et al., 2001). A introduo de camadas de areia aumenta significativamente a clarificao do efluente tratado. Dentre os materiais granulares, os mais utilizados possuem superfcie especfica variando entre 200 e 600 m2/m3 de material. A ttulo de comparao, os filtros biolgicos percoladores so preenchidos com materiais cuja superfcie especfica da ordem de 20 a 50 m2/m3 (pedras) ou 100 a 200 m2/m3 (plstico); densidade da ordem de 1,5, para o caso dos materiais granulares aplicados ao tratamento secundrio. Densidades superiores implicam em gastos energticos elevados com a expanso do leito durante a lavagem. No caso do enchimento do processo BIOSTYR (OTV - Frana), bilhas de polestireno (d = 0,04) e superfcie especfica superior a 1000 m2/m3 so utilizadas. Materiais mais densos, como no caso de pedras britadas, podem ser utilizados nos casos de ps-tratamento de efluentes anaerbios, quando a superfcie especfica mdia do leito filtrante no excede a 300 m2/m3; granulometria homognea, para evitar a colmatao dos interstceos por partculas menores. Quando da utilizao de leitos estratificados aplicados no tratamento secundrio, densidades bem distintas devem ser adotadas entre as camadas de materiais diferentes; o material deve ser inerte, no-biodegradvel e indeformvel, para que o suporte conserve as suas caractersticas de forma e de granulometria durante vrios anos de operao da estao; resistncia abraso, para resistir turbulncia produzida pela lavagem do meio granular.

A forma dos gros no influencia significativamente o desempenho dos processos, sendo mais importantes as caractersticas de superfcie, que facilitam a adeso da biomassa (principalmente a superfcie especfica e a rugosidade). Os materiais granulares de origem mineral so os mais utilizados nas ETEs em operao atualmente. Isto consequncia da predominncia quase que exclusive deste tipo de suporte nos BFs durante a dcada de 80, quando as primeiras experincias em grande escala ocorreram. Gros de argila calcinada ou xisto expandido da famlia dos silicatos so os mais comuns na Europa. Materiais

38 arenosos, pozolana e carvo ativado so utilizados bem mais raramente. Alguns destes materiais so objeto de patente industrial, notadamente algumas argilas calcinadas que recebem tratamento de superfcie com sais metlicos ou carvo ativado. No Brasil, os primeiros BFs surgiram com enchimento combinando de pedra brita e argila expandida. Em funo do custo deste ltimo material, as novas ETEs possuem BFs com enchimento quase que exclusivamente composto por pedra britada. Camadas de areia com diferentes granulometrias tambm tm sido testadas na UFES, objetivando a produo de efluentes altamente clarificados. Por outro lado, a utilizao de materiais sintticos intensificou-se no incio dos anos 90, gerando novos processos com meio flutuante ou estruturado (FBAS). Meios granulares com peso especfico variando entre 0,03 e 0,9 g/cm3 tm sido utilizados, compostos por materiais tais como poliestireno, polipropileno, poliuretano, PVC e plstico. O preo destes materiais mais elevado do que os de origem mineral, embora uma parte do custo adicional possa ser compensado por uma menor demanda energtica para fluidizao durante a lavagem. Na maioria dos BFs europeus, a eliminao dos reservatrios de gua para lavagem (BFs auto-limpantes) pode ocorrer quando da utilizao de materiais sintticos. Alguns dos materiais granulares sintticos utilizados em BFs oferecem porosidade de 40% e superfcies especficas superiores a 1000 m2 /m3 (TSCHUI et al., 1993). Os suportes sintticos estruturados constituem meios corrugados do tipo colmia ou semelhante, apresentando superfcies especficas variando entre 100 e 500 m2/m3 e porosidade superior a 80%. Decorre desta elevada porosidade a menor capacidade de filtrao destes BFs, exigindo uma clarificao complementar do efluente tratado. Em contra-partida, este tipo de BF apresenta as seguintes vantagens com relao aos demais: velocidades de lquido de at 20 m/h, ciclos de filtrao de at 1 semana e ausncia total de curtos circuitos hidrulicos (GROS e KARL, 1993). c) Sistema de aerao - Demanda de oxignio A maioria dos BFs e dos FBAS dispe de um sistema direto de aerao artificial, composto por sopradores e tubulaes para o transporte de ar. Nos mais antigos BFs com meio granular pesado, a grelha de aerao situa-se na base do leito filtrante, apoiada sobre a laje com difusores. Nos processos ascendentes, a grelha pode ser introduzida no seio do meio granular, permitindo a criao de uma frao no aerada no incio do leito filtrante. Nos raros casos de efluentes extremamente diludos, a aerao pode ser realizada externamente ao BF. Nos BFs anxicos, empregados como reatores de desnitrificao no tratamento de esgotos (JEPSEN et al., 1992) ou na potabilizao de guas (RAVARINI et al., 1988), o dispositivo de injeo de ar tambm inexistente. Nestes dois ltimos casos, o BF opera predominantemente como um reator bifsico, em condies hidrulicas mais favorveis do que no caso do BF trifsico. Testes de desenvolvimento utilizando oxignio puro no tratamento de esgotos domsticos no produziram resultados que justificassem o incremento de custo. d) Lavagem do meio filtrante A lavagem peridica do meio filtrante uma etapa obrigatria na operao dos BFs, para controlar a colmatao progressiva do leito pelo crescimento do biofilme (microrganismos e SS retidos). A durao destes ciclos depende da granulometria do material, da carga aplicada, das caractersticas do esgoto e da natureza da biomassa fixa. A maioria dos BFs aplicados ao tratamento secundrio de esgotos so dimensionados para operar durante perodos de tempo de 24 a 48 horas, entre duas lavagens consecutivas.

39 A quantidade de gua tratada utilizada e o consumo de energia (bombas e ar) so dois fatores a serem considerados na configurao do procedimento de lavagem. O volume de gua de lavagem utilizado em BFs com leito granular fixo foi estimado, nos BFs ascendentes, em 3 a 8% do volume tratado (STROHMEIER et al., 1993) e, de 5 a 10%, nos BFs descendentes (UPTON e STEPHENSON, 1993). Segundo PUJOL et al. (1992), o volume de gua necessria lavagem de um BF pode ser estimado em 3 vezes o volume do leito filtrante. No caso da associao de reatores UASB com BFs, a lavagem pode ser realizada de 3 em 3 dias, utilizando-se menos de 2% do volume de esgoto tratado no perodo de tempo entre 2 lavagens. A operao compreende a interrupo total do funcionamento da unidade sob lavagem, sendo por isso realizada nos horrios de pequenas vazes afluentes ETE. Isto ocorre quase sempre durante a madrugada, quando vrias unidades do conjunto de BFs podem ser paralizadas sem maiores problemas. Aps o corte da alimentao com esgoto, fortes descargas hidrulicas sequenciais de ar e gua de lavagem so realizadas para eliminar a biomassa fixa em excesso. Geralmente, as vrias descargas hidrulicas so realizadas no sentido contrrio ao fluxo de esgoto durante a operao normal do BF (retro-lavagem). Os principais fabricantes de BFs com materiais granulares pesados adotam protocolos de lavagem com temporizaes diferentes, mas com uma sequncia temporal de objetivos idntica, conforme detalhado no item 4.6.7. Os vrios protocolos de lavagem existentes foram concebidos para que a operao dure de 20 a 40 minutos. No caso das ETEs europias, o lodo em excesso enviado por bombeamento at o decantador primrio, sendo em seguida destinado ao tratamento de lodos, juntamente com o lodo primrio. e) Consumo de energia O consumo de energia nos biofiltros se concentra basicamente na aerao, no suprimento de ar para lavagem e no bombeamento de gua de lavagem (Tabela 4.9). As campanhas de avaliao realizadas nas ETEs francesas mostraram que o maior consumo de energia neste tipo de ETE devido a aerao do processo, que consome em mdia 87% da energia relativa ao tratamento secundrio (CANLER e PERRET, 1993). O balano energtico realizado por KLEIBER et al (1993) na ETE de Perpignan - Frana, cobrindo um perodo de 12 meses, resultou na seguinte distribuio de consumo no tratamento secundrio: Ar-processo = 83% do consumo total; Lavagens dos BFs = 17%. Dispositivos de regulao da quantidade de ar em funo da carga afluente so inexistentes na maioria das ETEs em operao hoje em dia, gerando demanda energtica que no corresponde s reais necessidades do processo. Alguns valores de consumo energtico publicados por vrios autores so resumidos na Tabela 4.9.

40Tabela 4.9 - Consumo de energia em vrias ETEs com BFs granularesDemanda de energia (kWh/kg removido) DQO DBO5 0,94 1,05 1,30 1,02 a 1,25 1,41 1,98 0,40 Tipo de BFs Nvel de tratamento (*) D A A/D D A Secundrio Secundrio Secundrio Secundrio com nitrificao UASB + BFs Observaes Referncias

Consumo global Consumo nos BFs BIOFOR Estudo em 12 ETEs Ar para processo Consumo total nos BFs ETEs no ES / Brasil

GILLES, 1990 PARTOS et al., 1985 CANLER 1993 CONDREN, 1990 BOF et al., 2001

(*) D = descendente, A = ascendente No estudo realizado pelo CEMAGREF nas 12 ETEs francesas, as potncias instaladas por volume unitrio de leito granular e por posto de consumo foram em mdia 1430 W/m3 para os BFs ascendentes (PUJOL et al., 1992). Esta potncia se divide em 130 W/m3 para a aerao do processo, 600 W/m3 para aerao na lavagem e 700 W/m3 para as bombas de lavagem. Para os BFs descendentes, as potncias instaladas foram em mdia 1.250 W/m3, sendo divididas em 300 W/m3 para a aerao do processo, 650 W/m3 para aerao na lavagem e 300 W/m3 para as bombas de lavagem. No Brasil, as ETEs associando UASB + BFs em operao no ES apresentam um consumo mdio de energia de 2 W/habitante. Deste montante, 50% corresponde ao consumo de energia na aerao dos BFs. A outra metade refere-se iluminao e s bombas de esgoto e lodo. No tocante remoo de matria orgnica, a demanda energtica mdia de 0,4 kWh / kg DQO removido. Comparativamente aos outros dados da Tabela 4.9, este valor evidencia a importncia do tratamento anaerbio a montante dos BFs, na reduo do consumo de energia na ETE.

4.6.5 Critrios e Parmetros de Projeto4.6.5.1 Consideraes preliminares O dimensionamento de BFs e FBAS realizado basicamente mediante a utilizao de dados empricos, obtidos atravs de experimentao em escala piloto ou em verdadeira grandeza. Os principais parmetros de dimensionamento so muito semelhantes aos j descritos no tem 4.4, referentes aos filtros biolgicos percoladores. So eles: a) Taxa de aplicao superficial: Corresponde quantidade de esgotos aplicados diariamente por unidade de rea do meio suporte do biofiltro, em (m3/m2.d) (Equao 4.1). b) Carga orgnica volumtrica: Refere-se quantidade de matria orgnica aplicada diariamente ao biofiltro, por unidade de volume do meio suporte, em kgDBO/m3.d ou kgDQO/m3.d (Equao 4.2). Pesquisas do PROSAB, desenvolvidas por AISSE et al. (2001b), com FBAS em escala piloto, utilizados para o ps-tratamento de efluentes de reatores UASB, indicam que o efluente final geralmente apresenta concentraes de DBO inferiores a 30 mg/L, para taxas aplicao superficial de at 30m/m.d e cargas orgnicas volumtricas de at 1,0 kgDBO/m.dia. Resultados de operao de

41 um FBAS operado em escala piloto, com material de enchimento estruturado, com rea superficial especfica de 138 m2/m3, tratando esgoto decantado, so apresentados na Tabela 4.10.Tabela 4.10 - Resultados de operao de um FBAS em escala pilotoParmetro Carga orgnica superficial (g DBO/m2.dia) Taxa de remoo superficial (g DBO/m2.dia) DBO afluente (mg/L) DBO efluente (mg/L) Eficincia de remoo de DBO ( %) Carga orgnica superficial (g DQO/m2.dia) Taxa de remoo superficial (g DQO/m2.dia) DQO afluente (mg/L) DQO efluente (mg/L) Eficincia de remoo de DQO (%) 1 8,3 7,1 114 17 85 14,2 8,9 195 73 63 Condio operacional 2 3 4 8,5 12,5 15,1 7,2 10,1 10,6 151 164 122 22 31 37 85 81 70 13,7 18,4 27,1 9,6 12,0 16,3 244 241 219 72 84 87 70 65 60 5 18,0 11,7 155 54 65 33,0 19,5 291 119 59

Fonte: Adaptado de MOTTA (1995) 4.6.5.2 Produo de lodo e suas caractersticas A produo especfica de lodo no tratamento secundrio em BFs ascendentes ou descendentes da ordem de 0,4 kgSST/kgDQOremovida ou 0,8 a 1,0 kgSST/kgDBO5removida (PUJOL et al., 1992; RICHARD e CYR, 1990). O lodo em excesso removido pela lavagem do leito pode ser estimado em 1 kg SST / m3 de leito. Pelo fato de que, alm do crescimento do biofilme, a lavagem remove SS retidos por filtrao, o lodo de lavagem contm grandes quantidades de slidos volateis (> 80%). Sua aptido decantao e adensamento relativamente boa. No caso da associao UASB + BFs, a produo de lodo em BFs submetidos a cargas volumtricas de DQO inferiores a 3,5 kgDQO/m3leito.d estimada em 0,25 kgSST/kgDQOremovida. Nestes casos, boa parte da DQO rapidamente biodegradvel removida na etapa anaerbia do tratamento, facultando o desenvolvimento de um biofilme fino e com idade de lodo muito elevada no interior dos BFs. Teores de slidos volteis inferiores a 60% (SV/ST) so observados no lodo de descarte do BFs operando sob tais condies. Nos casos em que a carga orgnica supera 4,0 kgDQO/m3.d, a produo e as caractersticas do lodo no BF se assemelham descrita para o tratamento secundrio. A produo de lodo estimada para os FBAS e dimensionamento dos decantadores secundrios aps os FBAS so idnticos aos citados para os FBP (item 4.4). Considerando que os FBP requerem desnveis considerveis para serem utilizados, quando se tem reas planas para a implantao da ETE, os FBAS torna-se uma alternativa de tratamento biolgico aerbio bastante interessante para efluentes de reatores UASB. Ainda, esse tipo de filtro biolgico, quando utilizando material de enchimento com elevado ndice de vazios e elevada rea superficial especfica, pode permitir uma boa recirculao de lodo do decantador secundrio, aumentando significativamente a biomassa no sistema, apresentando, no caso, maior potencial de remoo de matria orgnica por unidade de volume do filtro biolgico aerado submerso e tambm de nitrificao. Esta concepo, todavia, j implica em uso de um reator com possvel predominncia de biomassa em suspenso, no sendo o objetivo deste captulo. 4.6.5.3 Taxas de aerao Alguns valores da taxa de aerao praticadas no tratamento secundrio em BFs granulares so apresentados na Tabela 4.11. Fabricantes de BFs com meio granular afirmam que a transferncia de O2 pode atingir eficincias da ordem de 20 a 25% no processo. Entretanto, campanhas rigorosas de

42 monitoramento, realizadas por um rgo tcnico do Ministrio de Agricultura da Frana (CEMAGREF), mostraram que em ETEs reais esta eficincia atinge no mximo 10% (CANLER e PERRET, 1993). Estes resultados so equivalentes aos obtidos por STENSEL et al. (1988) em um BF descendente do mesmo tipo. Para taxas de aerao de 10 a 40 Nm3ar/kgDBOaplicada, as eficincias de transferncia de O2 variaram entre 9,2 e 5%. O consumo mdio de O2 calculado neste experimento foi de 0,5 kgO2/kgDBOaplicada, sensivelmente inferior aos caractersticos dos lodos ativados convencionais (0,8 a 1,2 kgO2/kgDBOaplicada). Para os FBP, recomendvel que o afluente tenha DBO abaixo de cerca de 100 mg/L, devido principalmente limitao de oxignio, enquanto que, para os FBAS, tal limitao no se faz necessria. O fornecimento de ar para atender s necessidades de oxignio do processo aerbio, para se ter um efluente com DBO na faixa de 20 a 30 mg/L, no nitrificado, de cerca de 35 a 40 m3 ar/kgDBOaplicada.Tabela 4.11 - Taxas de aerao para tratamento secundrio em BFs ascendentes e descendentesTaxa de aerao (Nm3/kg aplicado) DQO DBO5 20 32 20 56 35 Tipo de BFs (*) D D D D A Observaes Nvel de tratamento Referncia

Sobre toda a ETE Sobre toda a ETE

Secundrio Secundrio c/ 50% nitrificao

KLEIBER et al. 1993 ROGALLA et al. 1991 STENSEL et al. 1988

No BFs (efic.=7,7% Secundrio e 1,5 mgO2/L) Sobre toda a ETE UASB + BFs

Secundrio c/ nitrificao parcial CONDREN, 1990 Secundrio DAL COL et al. 2001

(*) D = descendente, A = ascendente 4.6.5.4 Resumo dos critrios e parmetros de projeto Os principais critrios e parmetros utilizados para dimensionamento de ETEs associando reatores UASB e biofiltros aerados submersos do tipo BFs encontram-se na Tabela 4.12.Tabela 4.12 - Resumo do parmetros de dimensionamento de ETEs do tipo UASB + BFsParmetro Carga orgnica volumtrica (g DBO/m3.dia) Carga orgnica superficial (g DQO/m2.dia) Eficincia de remoo de DBO (%) Eficincia de remoo de SS (%) Eficincia de remoo de DQO (%) 3 Taxa de aerao (Nm /kgDBOremovida) Produo de lodo (kgST/kgDQOremovida) Teor de SV no lodo (% SV/ST) Eficincia de digesto do lodo aerbio no UASB (% SV) Reator UASB 0,85 a 1,2 15,0 a 18,0 65 a 75 65 a 75 60 a 70 0,15 a 0,20 0,50 a 0,60 0,15 a 0,25 BFs 3,0 a 4,0 55 a 80 60 a 75 60 a 75 55 a 65 25 a 40 0,25 a 0,40 0,55 a 0,80 Reator UASB + BFs 85 a 95 85 a 95 80 a 90 -

43

4.6.6

Aspectos Construtivos

Levando-se em considerao as ETEs atualmente em operao, os biofiltros aerados submersos so os mais compactos processos de tratamento aerbio de esgoto sanitrio existentes. Podem ser construdos em concreto, fibra de vidro ou ao com revestimento contra corroso. No caso destes dois ltimos materiais, dependendo da capacidade de tratamento, as unidades podem ser prfabricadas e transportadas para o local da ETE. As ETEs maiores podem ter suas peas prfabricadas, sendo transportadas j conformadas apenas para montagem in loco. A pr-fabricao simplifica muito o planejamento e a implantao do canteiro de obras, que, a