Universidade de São Paulo Escola de Engenharia de São Carlos
HENRIQUE GAMON SONOBE
Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário
São Carlos 2011
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HENRIQUE GAMON SONOBE
Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário
Monografia apresentada ao curso de graduação em Engenharia Ambiental
da Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo.
Orientador: Prof. Associado Marcelo Zaiat
São Carlos 2011
iv
AUTORIZO A REPRODUÇÃO E DIVULGAÇÃO TOTAL OU PARCIAL DESTE TRABALHO, POR QUALQUER MEIO CONVENCIONAL OU ELETRÔNICO, PARA FINS DE ESTUDO E PESQUISA, DESDE QUE CITADA A FONTE.
Ficha catalográfica preparada pela Seção de Tratamento da Informação do Serviço de Biblioteca – EESC/USP
Sonobe, Henrique Gamon S699i Influência da carga orgânica no desempenho de reator
anaeróbico-aeróbico de leito fixo aplicado ao
tratamento de esgoto sanitário / Henrique Gamon Sonobe
; orientador Marcelo Zaiat. –- São Carlos, 2011.
Trabalho de Conclusão de Curso (Graduação em
Engenharia Ambiental) -- Escola de Engenharia de São
Carlos da Universidade de São Paulo, 2011.
1. Tratamento anaeróbico-aeróbico. 2. Esgoto
sanitário. 3. Carga orgânica aplicada. 4. Recirculação
da fase líquida. 5. Reator de leito fixo. I. Título.
v
[Folha de Aprovação]
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Aos meus pais, Rubens e Miriam, com amor e gratidão por seu carinho, compreensão e apoio ao longo da vida e da elaboração deste trabalho.
viii
ix
Agradecimentos
A Izabella de Camargo Aversa, pelo amor, incentivo, compreensão e por aturar
o mal cheiro impregnado em minhas roupas todos os dias. Sem você, esse trabalho
não sairia.
Ao amigo Dr. Antônio Pedro de Oliveira Netto, pela convivência, conhecimento
transmitido e amizade, essenciais para o desenvolvimento deste trabalho.
A Fernando William Ka Heng Mo, pelos anos de convivência e momentos de
descontração ao longo da graduação.
Aos Persoras, amigos de todas as horas.
Ao Prof. Associado Marcelo Zaiat, pela atenção e apoio durante o processo de
definição e orientação.
À Escola de Engenharia de São Carlos, pela oportunidade de realização do curso
de Engenharia Ambiental.
À Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo, pela concessão da
bolsa de Iniciação Científica e pelo apoio financeiro para a realização desta pesquisa.
x
xi
Hoje os ventos do destino
Começaram a soprar
Nosso tempo de menino
Foi ficando para trás”
Engenheiros do Hawaí – Depois de nós
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Resumo
SONOBE, H.G. - Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbio-
aeróbio de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário. 2011.Monografia
(Trabalho de Graduação). Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São
Paulo, São Carlos, 2011.
O projeto de pesquisa consistiu na avaliação do desempenho de sistema
combinado anaeróbio-aeróbio para tratamento de esgoto sanitário, sem e com
recirculação da fase líquida, em termos de remoção de matéria orgânica (DQO) e de
nitrogênio, com variação das cargas orgânicas aplicadas. Como resultado buscou-se
maior remoção da matéria orgânica, característica dos reatores aeróbios, com baixos
custos de implantação e operação; sistemas mais compactos com menor produção de
lodo, vantagens dos sistemas anaeróbios. Além disso, essa combinação torna possível
a remoção de nitrogênio e, algumas vezes, de fósforo. O efluente do reator foi
recirculado para a zona anaeróbia. Com esse procedimento, o efluente aeróbio
nitrificado passou por processo de desnitrificação no leito anaeróbio/anóxico. O
procedimento experimental foi dividido em três etapas, cada uma com tempo de
detenção hidráulica diferente (8, 6 e 4 horas) e duas razões de recirculação (0 e 1,5). O
aumento da carga orgânica aplicada até 2,62 kg/m³.dia (TDH de 6h) não provocou
queda na remoção de DQO, revelando robustez do reator e capacidade de processar
altas cargas com bom desempenho. Assim, foi avaliado o efeito de parâmetros
operacionais (tempo de detenção hidráulica e razão de recirculação) no desempenho
do reator de leito fixo aplicado ao tratamento biológico de esgoto sanitário.
Palavras-chave: tratamento anaeróbio-aeróbio; esgoto sanitário; carga
orgânica aplicada; recirculação da fase líquida, reator de leito fixo.
xiv
Abstract
Sonobe, H.G. - Influence of organic load on performance of anaerobic-aerobic fixed-bed
reactor applied to the treatment of sewage. Monograph (Undergraduate Work) -
School of Engineering of São Carlos, University of São Paulo, São Carlos, 2011.
The research project evaluated the performance of a combined anaerobic-aerobic
system for treatment of sewage, with and without recirculation of the liquid phase in
terms of removal of organic matter (COD) and nitrogen, with different organic
loads. As a result, it was expected greater removal of organic matter, a characteristic
of the aerobic reactors, and a compact system with less sludge production, what it is
an advantage of anaerobic systems. In addition, this combination makes possible the
removal of nitrogen and sometimes phosphorus. The reactor effluent was recirculated
to the anaerobic zone. This procedure permits the aerobic nitrified effluent to pass
through process of denitrification in the anaerobic / anoxic bed. The experimental
procedure was divided into three stages, each one with a different hydraulic retention
time (8, 6 and 4 hours) and two recirculation ratios (0 and 1.5). The increase of organic
load to 2,62 kg/m³.day (HRT of 6 h) caused no decrease in COD removal, which
revealed the robustness of the reactor and capacity to handle high loads with good
performance. Therefore, it was evaluated the effect of operational parameters
(hydraulic retention time and recirculation ratio) on the performance of fixed-bed
reactor applied to the biological treatment of sewage.
Keywords: anaerobic-aerobic treatment, sewage, organic load applied , recirculation of
the liquid phase, fixed bed reactor.
xv
LISTA DE FIGURAS
Figura 4.1. – Foto e esquema do reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo e escoamento
ascendente. ______________________________________________________________ 13
Figura 4.2. - Fotos da espuma de poliuretano utilizada, (a) sem e (b) com revestimento
de polipropileno. __________________________________________________________ 14
Figura 4.3. – Foto da argila expandida (cinasita). __________________________________ 15
Figura 4.4. – Foto externa da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do
LPB. _____________________________________________________________________ 16
Figura 4.5. – Esquema de alimentação em circuito-fechado realizado após a inoculação.__ 20
Figura 5.1. – Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente,
realizado em abril de 2009. __________________________________________________ 21
Figura 5.2. – Perfil temporal de N-NH4+ para esgoto sanitário afluente, realizado em
abril de 2009. _____________________________________________________________ 22
Figura 5.3. – Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em
abril de 2009. _____________________________________________________________ 22
Figura 5.4. – Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente,
realizado em julho de 2009. __________________________________________________ 23
Figura 5.5. – Perfil temporal de N-NH4+ para esgoto sanitário afluente, realizado em
julho de 2009. _____________________________________________________________ 23
Figura 5.6. – Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em
julho de 2009. _____________________________________________________________ 24
Figura 5.7. - Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente,
realizado em novembro de 2009. _____________________________________________ 25
Figura 5.8. - Perfil temporal de nitrogênio amoniacal para esgoto sanitário afluente,
realizado em novembro de 2009. _____________________________________________ 25
Figura 5.9. - Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em
novembro de 2009. ________________________________________________________ 26
Figura 5.10 – Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e
sem recirculação. __________________________________________________________ 27
Figura 5.11 – Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. ________________ 28
xvi
Figura 5.12 – Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 8 horas e sem recirculação. _________________________________________ 29
Figura 5.13 – Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 29
Figura 5.14 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 30
Figura 5.15 - Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o
reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. ____________________________ 31
Figura 5.16 - Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o
reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. ____________________________ 31
Figura 5.17 - Variação temporal do pH para o reator operado com TDH = 8 horas e sem
recirculação. ______________________________________________________________ 32
Figura 5.18 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 33
Figura 5.19 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 34
Figura 5.20 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator
operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. __________________________________ 35
Figura 5.21 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 35
Figura 5.22 – Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e
com recirculação (r = 1,5). ___________________________________________________ 36
Figura 5.23 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). _________ 37
Figura 5.24 – Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). __________________________________ 38
Figura 5.25 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 39
Figura 5.26 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 39
xvii
Figura 5.27 - Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o
reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). _____________________ 40
Figura 5.28 - Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o
reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). _____________________ 41
Figura 5.29 - Variação temporal do pH para o reator operado com TDH = 8 horas e com
recirculação (r = 1,5). _______________________________________________________ 41
Figura 5.30 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 42
Figura 5.31 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 43
Figura 5.32 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator
operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). ___________________________ 44
Figura 5.33 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 44
Figura 5.34. – Biopolímero formado no reator. ___________________________________ 45
Figura 5.35 - Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 6 horas e
sem recirculação. __________________________________________________________ 46
Figura 5.36 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. ________________ 47
Figura 5.37 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 6 horas e sem recirculação. _________________________________________ 47
Figura 5.38 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 48
Figura 5.39 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 49
Figura 5.40 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 49
Figura 5.41 - Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o
reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. ____________________________ 50
Figura 5.42 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 51
xviii
Figura 5.43 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 51
Figura 5.44 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 52
Figura 5.45 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator
operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. __________________________________ 53
Figura 5.46 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 53
Figura 5.47 - Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 54
Figura 5.48 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). _________ 55
Figura 5.49 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). __________________________________ 56
Figura 5.50 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 56
Figura 5.51 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 57
Figura 5.52 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 58
Figura 5.54 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r=1,5). _______________________________________ 59
Figura 5.55 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 60
Figura 5.56 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 60
Figura 5.58 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). ______________________________________ 62
Figura 5.59 - Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 63
xix
Figura 5.60 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. ________________ 63
Figura 5.61 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 4 horas e sem recirculação (r = 0). ____________________________________ 64
Figura 5.62 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 65
Figura 5.63 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 65
Figura 5.64 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 66
Figura 5.65 - Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o
reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. ____________________________ 66
Figura 5.66 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 67
Figura 5.67 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 68
Figura 5.68 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 68
Figura 5.69 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator
operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. __________________________________ 69
Figura 5.70 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação. _____________________________________________ 69
Figura 5.71 – Variação temporal global da eficiência de remoção de DQO. _____________ 70
Figura 5.72 – Variação temporal da eficiência de remoção de NT. ____________________ 71
Figura 5.73 – Curvas F dos ensaios hidrodinâmicos para os diferentes θh (8, 6 e 4 horas)
e as duas razões de recirculação (0 e 1,5). _______________________________________ 74
Figura 5.74 – Curvas E dos ensaios hidrodinâmicos para os diferentes θh (8, 6 e 4 horas) e
as duas razões de recirculação (0 e 1,5). ____________________________________________________________ 745
xx
LISTA DE TABELAS
Tabela 4.1. – Parâmetros analisados e métodos de análise. _________________________ 16
Tabela 4.2. - Parâmetros analisados, método utilizado e freqüência de amostragem. ____ 18
Tabela 4.3. – Etapas da operação do sistema. ____________________________________ 19
Tabela 5.1 – Comparação entre os tempos de detenção hidráulica da pesquisa de
Oliveira Netto (2007) e o presente trabalho. _____________________________________ 72
Tabela 5.2 – Comparação entre os valores médios dos principais parâmetros estudados
na pesquisa de Oliveira Netto (2007) e este trabalho. _____________________________ 73
Tabela 5.3. – Tempo de detenção hidráulica médio obtidos para cada condição
experimental. ____________________________________________________________ 766
Tabela 5.4 – Cargas orgânicas aplicadas e removidas (kg/m³.dia) pelo sistema durante
o experimento, com base nos volumes total e útil. ________________________________ 77
Tabela 5.5. – Comparação entre o presente trabalho e o aumento de escala realizado
por Oliveira Netto (2011). ___________________________________________________ 79
1
CONTEÚDO
1. Introdução ________________________________________________________ 3
2. Objetivos _________________________________________________________ 5
2.1. Objetivo geral _______________________________________________________ 5
2.2. Objetivos específicos __________________________________________________ 5
3. Revisão bibliográfica _______________________________________________ 6
3.1. Tratamento combinado anaeróbio-aeróbio de esgoto sanitário _______________ 6
3.2. Influência da carga orgânica aplicada sobre processos biológicos ______________ 8
3.3. Nitrificação / Desnitrificação___________________________________________ 10
3.3.1. Nitrificação ____________________________________________________________ 10
3.3.2. Desnitrificação __________________________________________________________ 11
4. Materiais e Métodos ______________________________________________ 13
4.1. Reator combinado anaeróbio-aeróbio de leito fixo _________________________ 13
4.2. Materiais Suporte ___________________________________________________ 14
4.3. Água residuária e caracterização _______________________________________ 15
4.4. Ensaios hidrodinâmicos _______________________________________________ 16
4.5. Inoculação do Reator _________________________________________________ 18
4.6. Métodos analíticos __________________________________________________ 18
4.7. Operação do Sistema _________________________________________________ 19
5. Resultados e Discussão _____________________________________________ 21
5.1. Caracterização da água residuária ______________________________________ 21
5.2. Avaliação do desempenho do reator ____________________________________ 26
5.2.1. Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 8 horas e sem recirculação da fase
líquida (r = 0) ____________________________________________________________________ 26
5.2.2. Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 8 horas e recirculação da fase líquida (r
= 1,5) ______________________________________________________________________ 36
5.2.3. Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 6 horas e sem recirculação da fase
líquida (r = 0) ____________________________________________________________________ 45
5.2.4. Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 6 horas e recirculação da fase líquida (r
= 1,5) ______________________________________________________________________ 54
5.2.5. Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 4 horas e sem recirculação da fase
líquida (r = 0) ____________________________________________________________________ 62
5.2.6. Avaliação geral do desempenho do reator ___________________________________ 70
5.3. Ensaios hidrodinâmicos _______________________________________________ 74
5.4. Considerações finais _________________________________________________ 78
2
6. Conclusões _______________________________________________________ 81
7. Referências bibliográficas __________________________________________ 82
3
1. INTRODUÇÃO
O crescimento desordenado da população aumentou expressivamente a demanda
por recursos naturais, como a água, desde o início do século XX. A geração de resíduos
sólidos e líquidos seguiu a mesma tendência e, com aumento do desenvolvimento
tecnológico, se alteraram as características físico-químicas desses resíduos, representando
aumento do potencial de poluição e contaminação de recursos naturais (PHILIPPI Jr. e
MALHEIROS, 2005).
A contaminação das águas naturais representa um dos principais riscos à saúde
pública, sendo amplamente conhecida a estreita relação entre a qualidade de água e
inúmeras enfermidades que acometem as populações, especialmente aquelas não
atendidas por serviços de saneamento (LIBÂNIO et al., 2005).
No atual estágio do conhecimento científico, torna-se redundante reafirmar a
importância dos esgotos sanitários na transmissão de diversos organismos patogênicos
(bactérias, vírus, protozoários e helmintos), via contaminação de águas utilizadas para
recreação, fontes de abastecimentos de água para o consumo humano e irrigação, entre
outros. (GONÇALVES e LUDUVICE, 2000).
O tratamento de esgotos é importante para a saúde pública e para o meio ambiente
porque evita riscos de contaminação e transmissão de doenças, além de ajudar no controle
da poluição e eutrofização das águas. Dependendo da capacidade de assimilação do corpo
d’água, a população de algas poderá atingir valores bastante elevados, trazendo uma série
de problemas (VON SPERLING, 2005), entre eles: problemas estéticos e recreacionais,
condições anaeróbias no corpo d’água, mortandade de peixes, maior dificuldade e
elevação dos custos de tratamento da água, problemas com a toxicidade das algas, entre
outros.
A situação brasileira quanto ao tratamento de esgoto é alarmante. Segundo a
Pesquisa Nacional de Saneamento Básico 2008, realizada pelo IBGE (2010), apenas 28,5%
dos municípios brasileiros possuem algum tipo de tratamento para o esgoto sanitário. A
mesma pesquisa indica ainda que o volume de efluente tratado naquele ano correspondia
a apenas 68,8% do que foi coletado.
Fica evidente a necessidade de implantação e ampliação de sistemas de tratamento
de esgoto. Configurações modernas de estações de tratamento de esgoto buscam aliar as
4
vantagens dos sistemas anaeróbios e aeróbios, além dos benefícios da sua combinação.
Algumas das vantagens dos processos anaeróbios citadas por CHERNICHARO et al (2001)
são: baixa produção de sólidos, baixa demanda de área e tolerância a elevadas cargas
orgânicas. Os processos aeróbios possuem como vantagem a boa qualidade do efluente
final. A combinação dos processos tem como resultados e vantagens uma menor exigência
de área para implantação, menores custos operacionais, baixa geração de lodo e,
principalmente, remoção de nutrientes.
O presente projeto utiliza este conceito e, através da imobilização celular, combina
os processos anaeróbios e aeróbios em uma única unidade de tratamento, requerendo,
assim, pequenas áreas. Além disso, busca-se conhecer o limite deste sistema em termos de
remoção de carga orgânica e nitrogenada para se obter sistemas cada vez mais eficientes,
que em uma única unidade consiga atingir as exigências da legislação e não impacte o meio
ambiente.
Tal pesquisa é importante para diminuir o déficit de tratamento de esgotos no país.
Sistemas compactos de tratamento são mais baratos e, portanto, são mais viáveis
economicamente de implantação.
5
2. OBJETIVOS
2.1. OBJETIVO GERAL
O objetivo geral deste projeto foi avaliar o limite em absorver aumento da carga
orgânica aplicada em um reator anaeróbio-aeróbio, em escala de bancada, de escoamento
ascendente e leito fixo, operado de modo contínuo, sem e com recirculação da fase líquida
aplicado ao tratamento de esgoto sanitário, contendo biomassa imobilizada em suporte
inerte de diferentes tipos (espuma de poliuretano e argila expandida).
2.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Os objetivos específicos desse projeto foram:
• Avaliar a influência da carga orgânica aplicada sobre a remoção de matéria
orgânica e nitrogênio;
• Avaliar a remoção de matéria orgânica e nitrogênio quando empregada
recirculação do efluente do reator aeróbio para o anaeróbio;
6
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1. TRATAMENTO COMBINADO ANAERÓBIO-AERÓBIO DE ESGOTO SANITÁRIO
O avanço tecnológico das últimas décadas viabilizou a operação de sistemas de
tratamento biológico com a utilização reduzida de mão-de-obra e de energia. Nesta mesma
época, a busca por soluções mais compactas e eficientes para o tratamento de esgoto
doméstico e a conscientização da sociedade sobre os efeitos da poluição hídrica na
qualidade de vida alavancaram as pesquisas em saneamento.
O objetivo do tratamento de águas é proteger a saúde e promover o bem-estar dos
seres humanos garantindo o equilíbrio dos ecossistemas aquáticos e terrestres. O retorno
das águas residuárias aos rios e lagos, nos transforma em seus usuários diretos e indiretos,
e, à medida que a população cresce, aumenta a necessidade de prover sistemas de
tratamento que permitam eliminar os riscos para a saúde e minimizar os danos
ambientais.
Dessa forma, tecnologias apropriadas devem ser aplicadas no tratamento de águas
residuárias com maior eficiência e com os mais baixos custos possíveis. Qualquer sistema
a ser implementado tende a alcançar os objetivos principais de sustentabilidade, isto é,
pouco uso de energia e de substâncias químicas com recuperação ou reuso de recursos.
Tandukar et al. (2006a) desenvolveram um sistema de tratamento de esgoto, que
consiste num reator UASB com pós-tratamento DHS (down-flow hanging sponge). O
sistema foi instalado numa estação de tratamento e continuamente avaliado por mais de 3
anos com esgoto bruto como afluente, à temperatura de 25 ± 3°C. Poluentes orgânicos
foram apenas parcialmente removidos na etapa anaeróbia. A matéria orgânica
remanescente, assim como os compostos nitrogenados, foram quase completamente
removidos pela unidade de pós-tratamento DHS. O sistema demonstrou eficiência de
remoção maior que 95% para demanda bioquímica de oxigênio (DBO) não-filtrada, 80%
para demanda química de oxigênio (DQO) não-filtrada e 70% para sólidos suspensos. O
efluente apresentou apenas 4 a 9 mg/L de DBO não-filtrada; a quantidade de oxigênio
dissolvido no efluente final foi de 5 - 7 mg/L. Além disso, a produção de lodo pode ser
considerada desprezível. O sistema também exibiu estabilidade a altas cargas hidráulicas e
orgânicas aplicadas.
7
Oliveira Netto (2007) avaliou o desempenho de um sistema que combina os
processos anaeróbio e aeróbio, para tratamento de esgoto sanitário, operado de modo
contínuo sem e com recirculação da fase líquida. O desempenho do sistema foi avaliado em
três diferentes tempos de detenção hidráulica (TDH), 6, 8 e 10 horas, na fase anaeróbia,
nos quais os melhores valores de remoção de matéria orgânica chegaram a 80% para TDH
de 10 h, com valores de DQO efluente abaixo de 150 mg/L. Com a inserção da fase aeróbia
ao sistema (TDH de aproximadamente 11 horas, sendo 8 horas para a fase anaeróbia e 3
horas para a fase aeróbia), a eficiência subiu para mais de 90% com DQO efluente abaixo
dos 50 mg/L. Foram obtidos ganhos quando feita recirculação do efluente tratado,
principalmente em relação à remoção de matéria orgânica (95%) e remoção de nitrogênio
total que foi de 75% para razão de recirculação de 1,5. O reator avaliado apresentou
estabilidade operacional, alta remoção de matéria orgânica e nitrogênio sem a necessidade
de adição de fonte exógena de carbono e de suplementação de alcalinidade.
Yilmaz (2008) obteve bons resultados operando um sistema UASB com pós-
tratamento em reator operado em bateladas seqüenciais (RBS), tratando esgoto
doméstico, à temperatura ambiente (14 - 28°C), durante 6 meses. As eficiências do sistema
foram de 86% para remoção de DQO, 100% para N-NH4+ e 60% para P-PO4-3. As principais
vantagens do pré-tratamento anaeróbio foram melhora na eficiência de nitrificação e não
produção de lodo em excesso no sistema. Por outro lado, o sistema UASB-RBS não pôde
remover eficientemente fósforo.
Mahmoud et al. (2009) avaliaram um sistema combinado anaeróbio-aeróbio,
composto por um reator anaeróbio híbrido (AHR) e seguido por sistema DHS (down-flow
hanging sponge). O sistema combinado foi operado constantemente com tempo de
detenção hidráulica (TDH) de 8 horas (AHR = 6 horas e DHS = 2 horas) e uma carga
orgânica média de 1,9 kg DQO/m³.d para o AHR e 2,1 kg DQO/m³.d para o DHS. O sistema
combinado foi capaz de remover 95% e 89% da DBO5total e DQOtotal, atingindo valores
residuais no efluente final de apenas 10 e 49 mg/L, respectivamente. A concentração de N-
amoniacal foi reduzida em 83% e a concentração média de biomassa aderida à esponja
atingiu 20 g SSV/L. Análise de amostras do efluente coletada na saída de cada segmento ao
longo do DHS revelou que a maior parte da matéria orgânica, expressa em frações de DQO,
é removida no 1º e 2º segmentos do sistema DHS. Este foi seguido por nitrificação nos
próximos dois segmentos.
Oliveira Netto (2011) avaliou em escala piloto um sistema combinado anaeróbio-
aeróbio de leito fixo e fluxo ascendente, com recirculação da fase líquida, para tratamento
8
de esgoto sanitário. O objetivo foi desenvolver um sistema capaz de operar como única
unidade de tratamento para remoção de matéria orgânica e nitrogênio, gerando pouco
lodo e consumindo pouca energia pela combinação dos processos anaeróbio e aeróbio
possibilitando o aproveitamento das vantagens de cada um e minimizando seus aspectos
negativos. Os melhores resultados operacionais foram encontrados para a condição com
tempo de detenção hidráulica total (TDH) de 12 horas e razão de recirculação (r) igual a
3,0, apresentando eficiências médias de remoção de DQO, N-NTK e SST de 92 ± 3%; 68 ±
11% e 75 ± 7%, respectivamente, com valores médios efluentes de 54 ± 22 mgDQO/L, 14 ±
10 mgN-NTK/L e 70 ± 42 mgSST/L. Os valores médios de carga orgânica volumétrica
(COV) e carga volumétrica de nitrogênio (CVN) removidas foram de 1,08 ± 0,04
kgDQO/m3.dia e 0,06 ± 0,02 kgNTK/m3.dia para esta etapa. A estabilidade operacional
durante a etapa com TDH de 12 h, a alta remoção de matéria orgânica e nitrogênio, sem a
necessidade de adição de fonte exógena de carbono, para promover o processo de
desnitrificação, e de suplementação de alcalinidade consumida durante a nitrificação, e a
reduzida necessidade de manutenção devido à tecnologia de fabricação adotada,
comprovam a viabilidade técnica de utilização do reator combinado de leito fixo como
unidade compacta para pequenas comunidades ou vazões afluentes, para tratamento de
esgoto sanitário.
3.2. INFLUÊNCIA DA CARGA ORGÂNICA APLICADA SOBRE PROCESSOS BIOLÓGICOS
Dentre os diversos parâmetros que interferem no desempenho dos processos
biológicos de tratamento de efluentes, a carga volumétrica de alimentação é,
reconhecidamente, um dos parâmetros que definem a escolha do processo (aeróbio,
anaeróbio) a ser utilizado.
A evolução dos materiais suportes adotados para crescimento dos biofilmes
possibilitou um grande avanço a estes sistemas, melhorando o desempenho
hidrodinâmico, a transferência de oxigênio e a capacidade de aplicação de alta carga
orgânica por volume de material suporte. Além disso, os suportes mais modernos são
leves, quimicamente estáveis e permitem operar com altas taxas hidráulicas (resistência
mecânica).
Estações de Tratamento de Esgoto utilizando reatores com biofilme de última
geração são compactas, passíveis de inserção em ambiente urbano com impactos
9
relativamente baixos (Rogalla et al., 1992) e, sobretudo, altamente resistentes aos choques
de carga orgânica, de temperatura e de toxicidade (Arvin e Harremoes, 1991).
Tandukar et al. (2006b) operaram um reator em escala-piloto UASB (1,15 m3)
seguido por DHS (0,38 m3). Tal sistema foi instalado numa estação de tratamento de
esgoto municipal e constantemente monitorada por 2 anos. O reator UASB foi operado
com TDH de 6 h, correspondendo a uma carga orgânica de 2,15 kg.DQO/m3.dia.
Posteriormente, a carga orgânica foi aumentada para 2,35 kg.DQO/m3.dia e operado com
TDH de 2 h. A remoção de matéria orgânica pelo sistema foi satisfatória, houve remoção
média de 96% para DBO filtrada e 91% para DQO não-filtrada. No entanto, a nitrificação
diminuiu de 56% durante o período inicial para 28% ao final do tratamento com maior
carga orgânica aplicada.
Harada et al. (2008) também operaram um sistema combinado, constituído por um
reator UASB e por um sistema DHS, para investigar a remoção de DQO, DBO5, N- amoniacal
e coliformes fecais de águas residuais domésticas. O sistema combinado foi operado em
diferentes TDH de 16, 11 e 8 horas. Os resultados indicam que o aumento do TDHtotal, de 8
h para 16 h melhora de forma significativa a remoção de DQOtotal e DBO5 (total). A maior
parte dos sólidos suspensos grosseiros foi removida no reator UASB (76,4 ± 18%) e a
porção remanescente foi adsorvida ou degradada na biomassa do sistema DHS. O sistema
combinado conseguiu uma redução substancial dos sólidos suspensos totais (SST),
resultando em uma média de remoção percentual de 94 ± 6% (TDH de 16 h) e 89,5 ± 7,8%
(TDH de 8 h). Apesar do aumento da concentração de N-Amoniacal, como resultado da
hidrólise de proteínas no reator UASB, houve remoção de N-Amoniacal no sistema DHS. Os
resultados obtidos mostram que o decréscimo na carga orgânica imposta ao sistema DHS
de 2,6 para 1,6 kg.DQO/m3.dia melhorou significativamente a eficiência a remoção de N-
Amoniacal em 29%. No entanto, a eficiência de remoção de N-Amoniacal não aumenta
quando a carga orgânica aplicada ao sistema decresce de 1,6 para 1,3 kg.DQO/m3.dia.
O caráter inovador do trabalho proposto é avaliar o limite do sistema em termos
de aumento da carga orgânica aplicada e da recirculação do esgoto sanitário doméstico no
reator anaeróbio-aeróbio de fluxo ascendente, operado de modo contínuo, revelando sua
capacidade de processar altas cargas carbonáceas e manter a remoção de nitrogênio.
Todas estas informações serão fundamentais no desenvolvimento de tecnologias que
visam minimizar os danos ambientais.
10
3.3. NITRIFICAÇÃO / DESNITRIFICAÇÃO
As formas de nitrogênio presentes no meio aquático, em águas residuárias e águas
de abastecimento são: nitrogênio orgânico, nitrogênio amoniacal (N-NH3, N-NH4+), nitrito
(N-NO2-) e nitrato (N-NO3-). No esgoto sanitário, o nitrogênio apresenta-se distribuído da
seguinte maneira: N-amoniacal (~60%), N-orgânico (~40%), nitritos e nitratos (até 1%)
(SEDLAK, 1991).
A remoção biológica de nitrogênio pode ser alcançada através de três processos
principais: amonificação, nitrificação e desnitrificação. A amonificação refere-se à
liberação de íon amônio da matéria orgânica. É, geralmente, a etapa limitante para a
nitrificação.
3.3.1. NITRIFICAÇÃO
Nitrificação é o processo onde o nitrogênio amoniacal é biologicamente oxidado a
nitrito (nitritação) e, então a nitrato (nitratação) com oxigênio como aceptor final de
elétrons. Os microrganismos envolvidos nesse processo são quimioautotróficos, usam gás
carbônico como principal fonte de carbono e a energia é obtida através de oxidação de um
substrato inorgânico, como N-Amoniacal.
A nitritação é realizada por bactérias dos gêneros Nitrossomonas, Nitrosococcus,
Nitrosospira, Nitrosolobus, Nitrosorobrio, entre outros, segundo a reação:
2 NH4+ + 3 O2 2 NO2- + 4 H+ + 2 H2O + energia (2.1)
A oxidação do nitrito a nitrato dá-se principalmente pela atuação dos gêneros
Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira, Nitrospina e Nitroeystis. A nitratação é representada
pela equação a seguir:
2 NO2- + O2 2 NO3- + energia (2.2)
A reação global da nitrificação é dada pela soma das duas equações anteriores:
11
NH4+ + 2 O2 NO3
- + 2 H+ + H2O + energia (2.3)
A nitrificação pode ser influenciada por vários fatores ambientais, tais como pH,
concentração de N-amoniacal, oxigênio e matéria orgânica, temperatura e alcalinidade.
As espécies nitrificantes tem habilidade de se adaptar fora da faixa ótima do pH.
Segundo Jordão e Pessôa (2009), o pH ótimo para a nitrificação varia entre 7,2 e 8,6. Em
valores abaixo de 6,3, a reação praticamente cessa.
Como o nitrogênio orgânico se converte a nitrogênio amoniacal no tratamento, é
comum se trabalhar com dados de NTK (Nitrogênio Total Kjeldahl). A relação DBO/NTK
não deve ser superior a 5, pois, segundo Jordão e Pessôa (2009), a atividade das bactérias
nitrificantes se reduz.
Como o oxigênio é um requisito obrigatório para todas as espécies nitrificantes, a
aeração torna-se essencial para a nitrificação (OLIVEIRA NETTO, 2007). Em geral, pode‑se
esperar que uma concentração de OD de 2 mg/L seja suficiente para se ter uma
nitrificação sem inibição (MOTA e Von SPERLING, 2009).
A temperatura ótima para crescimento, segundo Barnes e Bliss (1983), encontra-se
entre 25°C e 36°C. No entanto, estudos mostram que a nitrificação pode ocorrer em faixas
maiores, de 4°C a 45°C.
No tratamento de esgoto sanitário, a alcalinidade é consumida com a oxidação da
N-Amoniacal. Eventualmente a alcalinidade poderá ser insuficiente para completa
nitirificação, podendo-se, no entanto, corrigí-la (JORDÃO e PESSÔA, 2005).
3.3.2. DESNITRIFICAÇÃO
A remoção biológica de nitrogênio é alcançada na ausência de oxigênio, ou seja,
mas na presença de nitratos, denominadas condições anóxicas (VON SPERLING, 2005).
Nestas condições, bactérias heterotróficas aeróbias facultativas, como os gêneros
Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus,
Chromobacterium, Pseudomonas, Rhizobium, entre outras, utilizam o nitrato no seu
processo respiratório, convertendo-o a nitrogênio gasoso (NO, N2O e N2), que é liberado na
atmosfera. Este processo é chamado de desnitrificação.
12
A velocidade de desnitrificação é dependente da natureza e concentração da fonte
de carbono, sendo que os doadores de elétrons típicos são: 1) a matéria orgânica solúvel
presente na água residuária; 2) a matéria orgânica solúvel produzida durante o
decaimento endógeno celular; e 3) uma fonte externa de carbono, tal como metanol, etanol
ou ácido acético (ARAÚJO JR, 2006). No entanto, segundo Foresti et al. (2006), em sistemas
anaeróbio-aeróbio, compostos oriundos de processos anaeróbios tais como ácidos
orgânicos, metano, álcoois, compostos reduzidos de enxofre, entre outros podem ser
utilizados como doadores de elétrons para a desnitrificação.
Além da fonte de carbono, condições ambientais influem na velocidade de
desnitrificação: oxigênio dissolvido (OD), temperatura e pH.
A ausência de oxigênio dissolvido é pré-requisito fundamental para a ocorrência
de desnitrificação. No entanto, Metcalf & Eddy (2003) ressaltam que a desnitrificação pode
ocorrer na presença de baixas concentrações de OD (0,5 mg.L-1). A necessidade é de haja
condições anóxicas no interior do floco ou biofilme, ou seja, na vizinhança imediata das
bactérias desnitrificantes.
O processo de desnitrificação ocorre em ampla faixa de temperatura, de 0°C a 50°C.
O pH deve-se situar próximo à neutralidade. Van Haandel & Marais (1999) relatam que a
velocidade de desnitrificação é máxima para uma faixa de pH entre 7,0 e 7,5 e que em
valores abaixo de 6,0 e acima de 8,5 há uma diminuição considerável no processo
desnitrificante. Observam também que a velocidade de desnitrificação aumenta com a
temperatura até um valor ótimo de 40ºC.
13
4. MATERIAIS E MÉTODOS
4.1. REATOR COMBINADO ANAERÓBIO-AERÓBIO DE LEITO FIXO
Para realização dos experimentos foi utilizado um reator de leito fixo e escoamento
ascendente, apresentado na Figura 4.1, o qual foi operado como combinado anaeróbio-
aeróbio, sem e com recirculação da fase líquida.
O reator foi construído em tubo de acrílico com diâmetro interno de 95 mm e 1100
mm de comprimento, com volume total, medido sem espuma e sem argila expandida de
aproximadamente 7,7 L, sendo 5,1 L para a zona anaeróbia e 2,6 L para a aeróbia. Seu
volume útil total é cerca de 5,3 L. O reator foi recoberto com papel alumínio, para evitar a
incidência direta da luminosidade.
O leito foi dividido em seis compartimentos de diferentes volumes, separados por
placas perfuradas de aço inox.
A aeração do sistema foi realizada por meio de pedra porosa, utilizando bombas de
aquário como sopradores.
Figura 4.1. – Foto e esquema do reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo e escoamento
ascendente.
14
4.2. MATERIAIS SUPORTE
Partículas de espuma de poliuretano com densidade de 23 kg.m-3 e porosidade de
95%, aproximadamente, dispostas em matrizes cúbicas de 1,0 cm de lado foram usadas
como suporte de imobilização da biomassa em um dos compartimentos anaeróbios e no
compartimento aeróbio. Segundo Zaiat (1996), esse suporte é bastante adequado à
imobilização de biomassa anaeróbia apresentando colonização rápida dos
microrganismos, confirmada pela rápida partida do reator anaeróbio horizontal de leito
fixo (RAHLF), e pelo pequeno arraste do lodo durante a operação do reator. O uso de
suporte para imobilização de biomassa aeróbia foi avaliado com sucesso por Fazolo
(2003).
A partir da segunda etapa da pesquisa, a espuma de poliuretano foi revestida com
polipropileno a fim de aumentar sua resistência à compressão, buscando evitar
colmatação dos leitos. A Figura 4.2 mostra a espuma de poliuretano utilizada no
experimento, sem e com o revestimento de polipropileno.
a) b)
Figura 4.2. - Fotos da espuma de poliuretano utilizada, (a) sem e (b) com revestimento
de polipropileno.
Também foi utilizada argila expandida (cinasita) como material suporte no
primeiro compartimento da zona anaeróbia. A argila expandida é um agregado leve que se
apresenta em forma irregular, com uma estrutura interna formada por uma espuma
cerâmica com micro poros e com uma casca rígida e resistente. É produzida em grandes
fornos rotativos, utilizando argilas especiais que se expandem a altas temperaturas
15
(1100°C), transformando-as em um produto leve, de elevada resistência mecânica ao fogo
e aos principais ambientes alcalinos e ácidos. A granulometria utilizada variou de 5 mm a
15 mm. A Figura 4.3 mostra uma amostra de argila expandida utilizada no experimento.
Este material foi utilizado por favorecer o crescimento de bactérias produtoras de ácidos
orgânicos (Leite, 2005), substância que pode ser utilizada com fonte de carbono no
processo de desnitrificação.
Figura 4.3. – Foto da argila expandida (cinasita).
4.3. ÁGUA RESIDUÁRIA E CARACTERIZAÇÃO
A água residuária deste estudo abastece a área de tratamento de esgoto do
Laboratório de Processos Biológicos (LPB) da Escola de Engenharia de São Carlos –
EESC/USP da Universidade de São Paulo (USP) em São Carlos. Trata-se de esgoto sanitário
que passa pela área 2 do Campus Universitário, proveniente, prioritariamente, dos bairros
circunvizinhos à Universidade, da cidade de São Carlos.
A estrutura da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB pode
ser observada nas Figuras 4.4.
Conforme planejado após a construção da Área de Pesquisa em Tratamento de
Esgoto Sanitário do LPB, foram realizados perfis de 24 horas do esgoto sanitário que
abastece o reservatório da mesma para caracterização. Para isso, foram analisados os
parâmetros descritos na Tabela 4.1, segundo os métodos descritos pela APHA (2005).
16
Tabela 4.1. – Parâmetros analisados e métodos de análise.
Parâmetro analisado Método de análise
DQO bruta (mg/L) Espectrofotométrico
DQO filtrada (mg/L) Espectrofotométrico
N-NH4+ (mgN/L) Titulométrico
Sulfato Espectrofotométrico
Figura 4.4. – Foto externa da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do
LPB.
4.4. ENSAIOS HIDRODINÂMICOS
A análise hidrodinâmica fornece modelos mais realistas para o projeto de reatores
e, além disso, pode informar sobre anomalias de escoamentos em unidades em escala de
17
laboratório, piloto ou mesmo em escala real. Obtidas na análise hidrodinâmica por meio de
ensaios de estímulo-resposta, ou seja, uma perturbação é dada na corrente afluente ao
reator e a resposta a essa perturbação é medida na corrente efluente, as curvas de
distribuição de tempo de residência (DTR) informam qual o tempo de permanência no
reator de moléculas individuais de fluido que escoa. A partir dessas curvas são feitas
análises que podem servir para caracterização hidrodinâmica do reator.
Existem dois métodos principais de injeção de traçador, para determinação da
curva DTR: pulso e degrau. Neste estudo, foi utilizada a injeção tipo degrau. A injeção tipo
degrau consiste na introdução de corrente de traçador na alimentação, a qual é mantida
durante todo o experimento. A curva resposta, denominada curva F, será,
consequentemente, sempre crescente até que se atinja a concentração de traçador
aplicada. Traçador é um composto inerte, de fácil detecção e alta solubilidade. Traçadores
comuns são corantes, ácidos, bases, sais e materiais radiativos.
O ensaio para avaliação do comportamento hidrodinâmico do reator de leito fixo
consistiu em injetar uma solução de 200 mg NaCl/L como traçador na entrada do reator
em operação e medir, ao longo do tempo, a variação que esse provocou na saída do
mesmo. A partir desses dados, foi possível construir a curva F e, a partir dela, a curva DTR.
O tempo do ensaio foi igual a três vezes o TDH teórico, garantindo, desse modo, que a
concentração ao fim do experimento fosse igual a da solução utilizada como traçador.
Para detectar as perturbações causadas pelo traçador utilizou-se o sistema da
Texas Instruments, constituído de Computer Biological Logic (CBL), calculadora científica
TI-89 Titanium e sonda de condutividade (DIN – Vernier Software & Technology),
permitindo a leitura dos dados em tempo real.
Neste trabalho, o ensaio hidrodinâmico teve como objetivo calcular o tempo de
detenção hidráulica médio do sistema nas diferentes condições operacionais estudadas.
Para calcular o tempo de detenção hidráulica teórico foi usada a equação:
4.1.
Para análise dos dados foi utilizado o método proposto por Levenspiel (2000).
18
4.5. INOCULAÇÃO DO REATOR
A inoculação da espuma do leito anaeróbio foi realizada no dia 04 de agosto de
2009. O inóculo foi obtido do reator anaeróbio de manta de lodo e escoamento ascendente
(UASB), proveniente do tratamento da Avícola Dacar - Ltda. localizada na cidade de Tietê –
SP.
O lodo anaeróbio foi imobilizado na espuma de poliuretano conforme metodologia
desenvolvida por Zaiat (1996), a qual consiste em macerar o lodo em solução aquosa e em
um recipiente fechado misturá-lo às matrizes de poliuretano, até todas ficarem em contato
com a mistura. Decorrido um determinado período de tempo, observado pelo autor, as
matrizes com células aderidas devem ser colocadas no substrato líquido para lavagem dos
sólidos fracamente aderidos.
A argila expandida na zona anaeróbia e a espuma na zona aeróbia não foram
inoculadas previamente. Esperou-se que a biomassa nesses leitos, assim como os
microrganismos desnitrificantes, se desenvolvessem naturalmente.
4.6. MÉTODOS ANALÍTICOS
Os parâmetros monitorados durante a execução do experimento são descritos na
Tabela 4.2, segundo métodos descritos pela APHA (2005).
Tabela 4.2. - Parâmetros analisados, método utilizado e freqüência de amostragem.
Parâmetro analisado Método de análise Freqüência de amostragem
Vazão Volume em proveta e
cronômetro Diária
Temperatura Termômetro Diária
DQO bruta (mg/L) Espectrofotométrico 2 x semana
DQO filtrada (mg/L) Espectrofotométrico 2 x semana
pH Potenciométrico 2 x semana
Alcalinidade (mg CaCO3 /L) Titulométrico 2 x semana
Ácidos voláteis (mg Hac /L) Titulométrico 2 x semana
19
ST, STV, SSV e SST Gravimétrico 2 x semana
N-NTK (mgN /L) Titulométrico 2 x semana
N-NH4+ (mgN/L) Titulométrico 2 x semana
N-NO2- (mgN/L) Espectrofotométrico 2 x semana
N-NO3- (mgN/L) Espectrofotométrico 2 x semana
OD (mg/L) Polarográfico 2 x semana
4.7. OPERAÇÃO DO SISTEMA
A operação do sistema foi realizada em 3 etapas, conforme mostra a Tabela 4.3.
Tabela 4.3. – Etapas da operação do sistema.
Etapa Fase TDH Recirculação
1
2
3
A
B
A
B
A
8
8
6
6
4
0
1,5
0
1,5
0
Previa-se uma segunda fase para a etapa 3 da pesquisa, mas a mesma não foi
executada por não ocorrer nitrificação na fase anterior, como será apresentado no item de
Resultados e Discussão.
Devido a problemas na captação, decorrentes da reforma acontecida em julho de
2009 na Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do Laboratório de Processos
Biológicos (LPB), o reator não foi alimentado com esgoto doméstico fresco durante os três
primeiros dias de operação. Para não causar danos à biomassa inoculada previamente, a
alimentação foi realizada em circuito-fechado. O esgoto era bombeado e descartado em
20
um mesmo balde, trocado diariamente para alimentar o reator durante 24 horas,
conforme mostra a Figura 4.5.
Figura 4.5. – Esquema de alimentação em circuito-fechado realizado após a
inoculação.
A operação do sistema teve início, de fato, no dia 06 de agosto de 2009. O período
de estabilização do sistema para a primeira fase do projeto, TDH 8h, foi curto, pois logo no
primeiro dia de operação foi detectada nitrificação. A concentração de nitrato efluente e
afluente foram 8,8 mg NO3-/L e 2,13 mg NO3-/L, respectivamente, comprovando a
ocorrência do processo.
Nos primeiros dias de outubro, teve início a recirculação no sistema, com r = 1,5.
Até o dia 18 de fevereiro de 2010, o sistema não se estabilizou, ou seja, o processo de
desnitrificação não ocorreu. Dessa forma, deu-se por encerrada essa etapa e iniciou-se a
operação com TDH de 6 h e r=0.
Antes de iniciar uma nova etapa da pesquisa, os leitos de espuma de poliuretano
foram lavados, buscando com essa medida, evitar interferências da operação anterior.
Assim, o reator foi inoculado a cada início de etapa.
21
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1. CARACTERIZAÇÃO DA ÁGUA RESIDUÁRIA
Antes do início da operação do sistema, foram realizados três perfis temporais do
esgoto sanitário afluente ao reator. A cada 1 hora foram coletadas amostras para análise da
demanda química de oxigênio (DQO) da amostra bruta e filtrada, da quantidade de nitrogênio
amoniacal (N-NH4+) e sulfato.
As Figuras 5.1, 5.2 e 5.3 mostram os resultados do perfil realizado em 24 de abril
de 2009. O valor médio da DQO bruta do esgoto sanitário afluente foi de 339 ± 211 mg/L.
Para DQO filtrada, o valor encontrado foi de 175 ± 119 mg/L. O valor de N-NH4+ verificado
foi 27 ± 10 mg N-NH4+/L. Para a concentração de sulfato foi observado o valor de 29 ± 9
mg SO42-/L.
Figura 5.1. – Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente,
realizado em abril de 2009.
0
100
200
300
400
500
600
700
04
:00
06
:00
08
:00
10
:00
12
:00
14
:00
16
:00
18
:00
20
:00
22
:00
00
:00
02
:00
04
:00
06
:00
DQ
O (
mg/
L)
Período Operacional
DQO Bruta
DQO Filtrada
22
Figura 5.2. – Perfil temporal de N-NH4+ para esgoto sanitário afluente, realizado em
abril de 2009.
Figura 5.3. – Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em
abril de 2009.
As Figuras 5.4, 5.5 e 5.6 e mostram os resultados do perfil realizado em 02 de julho
de 2009. O valor médio da DQO bruta do esgoto sanitário afluente foi de 423 ± 172 mg/L,
enquanto que para DQO filtrada o valor encontrado foi de 203 ± 99 mg/L. O valor de N-
NH4+ verificado foi 26 ± 8 mg N-NH4+/L. Para a concentração de sulfato foi observado o
valor de 22 ± 9 mg SO42-/L.
0
10
20
30
40
50
60
04
:00
06
:00
08
:00
10
:00
12
:00
14
:00
16
:00
18
:00
20
:00
22
:00
00
:00
02
:00
04
:00
06
:00
N-a
mo
nia
cal
(mg/
L)
Horário (hh:mm)
N-NH4+
0
10
20
30
40
50
60
04
:00
06
:00
08
:00
10
:00
12
:00
14
:00
16
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18
:00
20
:00
22
:00
00
:00
02
:00
04
:00
06
:00
Sulf
ato
(m
g/L)
Horário (hh:mm)
Sulfato
23
Figura 5.4. – Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente,
realizado em julho de 2009.
Figura 5.5. – Perfil temporal de N-NH4+ para esgoto sanitário afluente, realizado em
julho de 2009.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
04
:00
06
:00
08
:00
10
:00
12
:00
14
:00
16
:00
18
:00
20
:00
22
:00
00
:00
02
:00
04
:00
06
:00
DQ
O (
mg/
L)
Horário (hh:mm)
DQO Bruta
DQO Filtrada
0
10
20
30
40
50
04
:00
06
:00
08
:00
10
:00
12
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14
:00
16
:00
18
:00
20
:00
22
:00
00
:00
02
:00
04
:00
06
:00
N-a
mo
nia
cal (
mg/
L)
Horário (hh:mm)
N-NH4+
24
Figura 5.6. – Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em
julho de 2009.
Por problemas com a disponibilidade de pessoal para realizar um perfil de 24
horas, o terceiro perfil foi realizado com duração de 18 horas, abrangendo o horário das
6:00 do dia 9/11 até a 0:00 hora do dia 10/11. Essa decisão foi baseada, também, nos
resultados encontrados nos dois perfis anteriores, que mostraram baixa concentração de
carga orgânica carbonácea, na forma de DQO e também da carga Nitrogenada, como já era
esperado para o período da madrugada. Da mesma forma que nos perfis anteriores, a cada
1 hora foram coletadas amostras para análise da demanda química de oxigênio (DQO) da
amostra bruta e filtrada, da concentração de nitrogênio amoniacal (N-NH4+) e sulfato.
As Figuras 5.7, 5.8 e 5.9 mostram os resultados do perfil realizado em 09 de
novembro de 2009. O valor médio da DQO bruta do esgoto sanitário afluente foi de 379 ±
111 mg DQO/L. Para DQO filtrada, o valor encontrado foi de 174 ± 63 mg DQO/L. O valor
de N-NH4+ verificado foi 21 ± 8 mg N-NH4+/L. Para a concentração de sulfato foi observado
o valor de 24 ± 8 mg SO42-/L.
0
10
20
30
40
04
:00
06
:00
08
:00
10
:00
12
:00
14
:00
16
:00
18
:00
20
:00
22
:00
00
:00
02
:00
04
:00
06
:00
Sulf
ato
(m
g/L)
Horário (hh:mm)
Sulfato
25
Figura 5.7. - Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente,
realizado em novembro de 2009.
Figura 5.8. - Perfil temporal de nitrogênio amoniacal para esgoto sanitário afluente,
realizado em novembro de 2009.
0
100
200
300
400
500
600
700
05
:00
07
:00
09
:00
11
:00
13
:00
15
:00
17
:00
19
:00
21
:00
23
:00
01
:00
DQ
O (
mg
/L)
Horário (hh:mm)
DQO Bruta
DQO Filtrada
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
05
:00
07
:00
09
:00
11
:00
13
:00
15
:00
17
:00
19
:00
21
:00
23
:00
01
:00
N -
amo
nia
cal (
mg
/L)
Horário (hh:mm)
N-NH4+
26
Figura 5.9. - Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em
novembro de 2009.
Segundo von Sperling (2005), o valor da DQO bruta em esgotos domésticos
abrange a faixa de 450-800 mg/L, enquanto que o valor de N-NH4+ varia de 20 a 35 mg N-
NH4+/L. Dessa forma, conclui-se que o esgoto doméstico que abastece a Área de Pesquisa
em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB é um esgoto doméstico representativo,
podendo ser utilizado para fins de estudos e pesquisas.
As amostras utilizadas para análises do presente trabalho foram feitas de maneira
pontual. A caracterização do esgoto sanitário foi utilizada também para definição do
horário de coleta das amostras. As médias das análises realizadas apontaram que o
horário que melhor representa as amostras, em termos de matéria orgânica, é próximo
das 09h00min.
5.2. AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR
5.2.1. AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 8 HORAS E SEM
RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = 0)
A operação do sistema teve início em 6 de agosto de 2009. Nesta condição, o
período de operação foi de 64 dias, com vazão média de 0,960 L/h.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
05
:00
07
:00
09
:00
11
:00
13
:00
15
:00
17
:00
19
:00
21
:00
23
:00
01
:00
Sulf
ato
(m
g /L
)
Horário (hh:mm)
Sulfato
27
A Figura 5.10 mostra os valores de DQO de amostras brutas e filtradas, variando ao
longo do período operacional, para afluente e efluente.
Figura 5.10 – Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e
sem recirculação.
O efluente apresentou valor médio de 55 ± 27 mg DQO/L para amostra bruta e 29
± 6 mg DQO/L para amostra filtrada, desconsiderando os pontos em que houve arraste de
sólidos. O afluente bruto apresentou valor de 638 ± 188 mg DQO/L e a amostra filtrada
apresentou valor médio de 191 ± 23 mg DQO/L. Na Figura 5.10 observa-se uma eficiente
remoção de matéria orgânica. No entanto, nota-se que os valores obtidos para o efluente
bruto tiveram sensível aumento a partir do quadragésimo dia de operação. Tal fato pode
ser explicado pela ocorrência de formação de biopolímero na zona de aeração e no leito
aeróbio, que causou caminhos preferenciais no último, coloração amarelada e aumento de
sólidos no efluente.
A Figura 5.11 apresenta as eficiências de remoção de DQO para amostras brutas e
filtradas.
0
200
400
600
800
1000
1200
0 10 20 30 40 50 60 70
DQ
O (
mg
/L)
Período de Operação (dias)
A. Bruto
E. Filtrado
E. Bruto
28
Figura 5.11 – Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação.
A eficiência de remoção bruta e filtrada para a remoção de DQO nesta fase do
projeto foram 91 ± 4% e 95 ± 1%, respectivamente, também desconsiderando alguns
pontos devido a arraste de sólidos.
A Figura 5.12 relaciona as cargas orgânicas aplicada e removida, que apresentaram
valores médios de 1,91 ± 0,56 kg/m³.dia e 1,71 ± 0,51 kg/m³.dia, respectivamente. As
cargas orgânicas aplicada e removida foram calculadas conforme descrito por Oliveira
Netto (2007) em sua tese de mestrado. A carga orgânica aplicada foi calculada dividindo-
se o valor da DQO bruta afluente de cada amostra pelo TDH desta fase. Já a carga orgânica
removida é a relação entre a diferença dos valores da DQO bruta e efluente de cada
amostra e o TDH da fase.
Pode-se observar que a carga orgânica aplicada é próxima à removida,
apresentando correlação elevada (R² = 0,960), cuja equação é apresentada na Equação 5.1.
COremovida = 0,891*COaplicada (5.1)
70,0
75,0
80,0
85,0
90,0
95,0
100,0
0 10 20 30 40 50 60 70
Re
mo
ção
(%
)
Período de Operação (dias)
Eficiência Bruta
Eficiencia filtrada
29
Figura 5.12 – Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 8 horas e sem recirculação.
Nas Figuras 5.13 e 5.14 são apresentados os valores de Sólidos Suspensos Totais
(SST) e Sólidos Suspensos Voláteis (SSV) para esta condição operacional.
Figura 5.13 – Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação.
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 3,50
Car
ga O
rgân
ica
Re
mo
vid
a (
kg/m
³.d
ia)
Carga Orgânica Aplicada (kg/m³.dia)
0
100
200
300
400
500
600
700
0 10 20 30 40 50 60 70
SST
(mg/
L)
Período de Operação (dias)
SST Afluente
SST Efluente
30
Figura 5.14 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação.
Nota-se que os comportamentos de SST e SSV ao longo do tempo são parecidos. A
média de SST afluente e efluente foi de 289 ± 142 mg/L e 53 ± 17 mg/L, respectivamente,
enquanto que para SSV a média foi de 62 ± 71 mg/L para afluente e 12 ± 20 mg/L para
efluente. Da mesma forma que nas análises realizadas para DQO e eficiência de remoção,
alguns pontos foram desconsiderados. Esses resultados evidenciam a importância da
utilização de material suporte adequado para incremento de biomassa no reator e redução
de arraste de sólidos no efluente.
Nas Figuras 5.15 e 5.16 pode-se observar a variação temporal da concentração de
Ácidos Voláteis Totais e da Alcalinidade a Bicarbonato, respectivamente.
Observa-se na Figura 5.15 que a concentração de AVT no afluente sempre foi maior
que a concentração de AVT no efluente, caracterizando, segundo Oliveira Netto (2007),
equilíbrio do processo. O valor médio para o afluente foi de 61 ± 10 mg HAc/L e para o
efluente foi 18 ± 4 mg HAc/L, o que indica equilíbrio do processo de conversão anaeróbia
da matéria orgânica. Pode-se afirmar que este resultado era esperado devido à inoculação
da espuma da zona anaeróbia.
0
50
100
150
200
250
0 10 20 30 40 50 60 70
SSV
(m
g /L
)
Período de Operação (dias)
SSV Afluente
SSV Efluente
31
Figura 5.15 - Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o
reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação.
Figura 5.16 - Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o
reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação.
Os valores médios de alcalinidade a bicarbonato afluente e efluente foram 99 ± 20
mg CaCO3/L e 83 ± 63 mg CaCO3, respectivamente. A alcalinidade do efluente obteve
valores menores que a afluente no início da operação, causando a queda do pH, conforme
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40 50 60 70
Áci
do
s V
olá
teis
(m
g H
Ac/
L)
Período de Operação (dias)
AVT Afluente
AVT Efluente
0
50
100
150
200
250
0 10 20 30 40 50 60 70
Alc
. a B
icar
bo
nat
o (
mgC
aCO
3/L
)
Período de operação (dias)
Alc. Bicarb. Afluente
Alc. Bicarb Efluente
32
mostra sua variação na Figura 5.17. Isso se deve a ocorrência de nitrificação desde o início
do projeto, fato que pode ser comprovado pela elevada concentração de nitrato efluente
em relação ao nitrato afluente mostrada na Figura 5.18. Percebe-se ainda que após a
alcalinidade a bicarbonato chegar a valores próximos a zero, o pH subiu e a concentração
de nitrato efluente baixou, indicando problemas no processo nitrificante.
Figura 5.17 - Variação temporal do pH para o reator operado com TDH = 8 horas e
sem recirculação.
Os valor médios do pH afluente e efluente foram 6,7 ± 0,1 e 7,0 ± 0,5,
respectivamente. A concentração de nitrato apresentou ao longo do período de operação
valores de 2 mg NO3-/L para efluente e 8 ± 5 mg NO3
-/L para o efluente.
6,00
6,20
6,40
6,60
6,80
7,00
7,20
7,40
7,60
7,80
0 10 20 30 40 50 60 70
pH
Período de Operação (dias)
pH Afluente
pH Efluente
33
Figura 5.18 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação.
Analisando a Figura 5.19, nota-se que a concentração efluente de nitrito variou
bastante no início da operação, indicando desiquilíbrio nas populações produtoras e
consumidoras de nitrito. Após o vigésimo dia de operação, percebe-se pequena variação
na concentração de nitrito efluente, com valores abaixo dos 2 mg N-NO2-/L, o que indica
retomada do equilíbrio do processo de nitrificação, já que a nitratação, etapa de oxidação
das formas de nitrito à nitrato, finaliza o processo. A concentração média de nitrito
afluente foi nula enquanto que o efluente apresentou valores médios de 2 ± 2 N-NO2-/L.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
0 10 20 30 40 50 60 70
Nit
rato
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-N03 Afluente
N-NO3 Efluente
34
Figura 5.19 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação.
As Figuras 5.20 e 5.21 mostram a variação de nitrogênio amoniacal e N-NTK ao
longo do período de operação. A quantidade de dados de nitrogênio amoniacal reduzida se
deve a problemas com o aparelho usado para analisar desses parâmetros e consequente
perda das amostras.
A média da concentração de nitrogênio amoniacal até o décimo nono dia de
operação foi de 26 ± 9 mg N-NH4+/L para o afluente e 9 ± 8 mg N-NH4+/L para o efluente.
Observa-se que após a queda dos valores de pH e alcalinidade no décimo quinto dia de
operação, a concentração de nitrogênio amoniacal efluente subiu, reduzindo a remoção de
72 ± 21% para 41%, evidenciando a perda de eficiência na conversão das formas
nitrogenadas pela falta de alcalinidade no sistema.
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
0 10 20 30 40 50 60 70
Nit
rito
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-NO2 Afluente
N-NO2 Efluente
35
.
Figura 5.20 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o
reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação.
Figura 5.21 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 8 horas e sem recirculação.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0 5 10 15 20
N-
Am
on
iaca
l (m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-NH4 Afluente
N-NH4 Efluente
0
10
20
30
40
50
60
70
0 10 20 30 40 50 60 70
NTK
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
NTK Afluente
NTK Efluente
36
A concentração de NTK na primeira fase da primeira etapa deste trabalho
apresentou valores médios de 43 ± 9 mg N-NTK/L e 22 ± 9 mg N-NTK/L para amostras
afluente e eflunte, respectivamente.
5.2.2. AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 8 HORAS E
RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = 1,5)
A operação do sistema com TDH = 8 horas e recirculação da fase líquida (r = 1,5)
teve início em 9 de outubro de 2009, após verificação da estabilização da nitrificação.
Nesta fase, a vazão de entrada manteve-se em 0,960 L/h e foi aplicada a vazão de
recirculação de 1,440 L/h.
A Figura 5.22 mostra os valores de DQO de amostras brutas e filtradas, variando ao
longo do período operacional, para afluente e efluente.
Figura 5.22 – Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e
com recirculação (r = 1,5).
O efluente apresentou valor médio de 40 ± 22 mg DQO/L para amostra bruta e 13
± 11 mg DQO/L para amostra filtrada, enquanto que o afluente bruto apresentou grande
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
60 80 100 120 140 160 180 200
DQ
O (
mg/
L)
Período de Operação (dias)
A. Bruto
E. Bruto
E. Filtrado
37
variação, com valor de 616 ± 357 mg DQO/L e a amostra filtrada apresentou valor médio
de 151 ± 46 mg DQO/L.
A Figura 5.23 apresenta a eficiência de remoção de matéria orgânica. Analisando as
Figuras 5.22 e 5.23, nota-se que o sistema manteve-se eficiente na remoção de matéria
orgânica, com valores superiores a 86% e médias iguais a 94 ± 3% e 98 ± 2% para
amostras brutas e filtradas, respectivamente.
Figura 5.23 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
A carga orgânica aplicada média nesta fase foi de 1,79 ± 1,07 kg/m³.dia, enquanto
que a carga orgânica removida apresentou média igual a 1,68 ±1,07 kg/m³.dia. A Figura
5.24 mostra a relação entre a carga orgânica aplicada e a removida.
84
86
88
90
92
94
96
98
100
60 80 100 120 140 160 180 200
Re
mo
ção
(%
)
Período de Operação (dias)
Eficiência Bruta
Eficiência Filtrada
38
Figura 5.24 – Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
A Equação 5.2 apresenta a equação obtida a partir do gráfico. Observa-se uma
correlação muito boa entre as cargas orgânicas aplicadas e removidas (R² = 0,993) bem
próxima a 1. Comparando as Equações 5.1 e 5.2 observa-se que o coeficiente angular da
última foi maior, indicando que a recirculação aumentou a remoção de matéria orgânica.
COremovida = 0,952*COaplicada (5.2)
A qualidade visual do efluente nesta fase foi boa, transparente, porém por vezes
amarelado durante o período operacional. As Figuras 5.25 e 5.26 mostram o
comportamento de SST e SSV, respectivamente.
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00 7,00
Car
ga O
rgân
ica
Re
mo
vid
a (k
g/m
³.d
ia)
Carga Orgânica Aplicada (kg/m³.dia)
39
Figura 5.25 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
Figura 5.26 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
As concentrações médias de SST foram 277 ± 142 mg/L e 65 ± 48 mg/L para
amostras brutas e filtradas, respectivamente. Para SST, as concentrações foram mais
0
100
200
300
400
500
600
700
800
50 70 90 110 130 150 170 190 210
SST
(mg/
L)
Período de Operação (dias)
SST Afluente
SST Efluente
0
50
100
150
200
250
50 70 90 110 130 150 170 190 210
SSV
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
SSV Afluente
SSV Efluente
40
instáveis, apresentando variabilidade elevada, atingindo 60 ± 42 mg/L no afluente e 30 ±
58 mg/L no efluente.
A Figura 5.27 mostra o comportamento dos ácidos voláteis totais ao longo do
período de operação. O valor médio para o afluente foi de 62 ± 14 mg HAc/L e de 25 ± 6
mg HAc/L para efluente.
Figura 5.27 - Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o
reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
Nessa fase, a alcalinidade a bicarbonato efluente oscilou bastante, apresentando
valor médio de 57 ± 40 mgCaCO3/L. Para o afluente, mais estável, a média foi de 100 ± 15
mgCaCO3/L. A Figura 5.28 mostra o comportamento da alcalinidade a bicarbonato ao
longo do tempo.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
50 70 90 110 130 150 170 190 210
Áci
do
s V
olá
teis
(m
gHac
/L)
Período de Operação (dias)
AVT Afluente
AVT Efluente
41
Figura 5.28 - Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o
reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
Quanto ao pH, o sistema mostrou-se estável, com valores próximos a neutralidade
durante praticamente toda a operação desta fase. A exceção fica para o 174° de operação,
em que o pH atingiu valor de 6,4. A Figura 5.29 mostra a variação do pH durante esta fase
do projeto.
Figura 5.29 - Variação temporal do pH para o reator operado com TDH = 8 horas e
com recirculação (r = 1,5).
0
20
40
60
80
100
120
140
50 70 90 110 130 150 170 190 210
Alc
. a B
icar
bo
nat
o (
mgC
aCO
3/L
)
Período de Operação (dias)
Alc. Bicarb. Afluente
Alc. Bicarb. Efluente
6,00
6,20
6,40
6,60
6,80
7,00
7,20
7,40
7,60
7,80
8,00
50 70 90 110 130 150 170 190 210
pH
Período de Operação (dias)
pH Afluente
pH Efluente
42
Apesar de o sistema apresentar indícios de desnitrificação, como retomada de
alcalinidade e normalização do pH, esse processo não foi alcançado nessa fase do projeto.
A concentração de nitrato não sofreu redução devido à desnitrificação. As quedas
apresentadas na Figura 5.30 podem ser explicadas devido à paralisação do sistema para
descolmatação do leito anaeróbio-anóxico, em que se remexou a espuma de poliuretano a
fim de desaglutinar as mesmas. Tal hipótese pode ser comprovada pelo aumento na
concentração de nitrato nos dias seguintes à limpeza. Os valores médios de nitrato para
essa fase foram de 2 mg NO3-/L para amostras afluentes e 6 ± 3 mg NO3
-/L para amostras
efluentes.
Figura 5.30 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
0
2
4
6
8
10
12
14
50 70 90 110 130 150 170 190 210
Nit
rato
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-NO3 Afluente
N-NO3 Efluente
43
Figura 5.31 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
A concentração de nitrito, conforme observado na Figura 5.31, apresentou valores
abaixo de 1 mg NO2-/L por quase todo o período de operação, mostrando que o processo
de nitrificação encontrava-se estabilizado. A concentração média de nitrito nessa fase foi
nula para amostras afluentes e de 1 ± 1 mg NO2-/L para o efluente.
A Figura 5.32 mostra o comportamento da concentração de nitrogênio amoniacal
ao longo do tempo. Nota-se grande variação nas concentrações, com destaque para os
últimos pontos amostrais, em que os valores mantiveram-se abaixo de 5 mg NH4+/L,
provavelmente por ação da nitrificação. As médias dos valores de nitrogênio amoniacal
foram 25 ± 6 mg NH4+/L e 11 ± 6 mg NH4+/L para amostras afluentes e efluentes,
respectivamente.
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
50 70 90 110 130 150 170 190 210
Nit
rito
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-NO2 Afluente
N-NO2 Efluente
44
Figura 5.32 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o
reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
A Figura 5.33 apresenta a variação da concentração de NTK durante esta fase.
Nota-se que as concentrações efluentes mantiveram-se abaixo dos 25 mg/L, com média de
13 ± 6 mg NTK/L. Já para amostras afluentes, a média foi de 41 ± 8 mg NTK/L.
Figura 5.33 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5).
0
5
10
15
20
25
30
35
40
50 70 90 110 130 150 170 190 210
N-A
mo
nia
cal (
mg/
L)
Período de Operação (dias)
N-NH4 Afluente
N-NH4 Efluente
0
10
20
30
40
50
60
50 70 90 110 130 150 170 190 210
NTK
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
NTK Afluente
NTK Efluente
45
Como visto, a estabilização do sistema foi prejudicada e o processo desnitrificante
não teve início provavelmente devido aos problemas com colmatação dos leitos anaeróbio,
pelo empuxo gerado pela vazão aplicada na recirculação, e aeróbio, pela formação de
camada de biopolímeros na zona de aeração.
A Figura 5.34 mostra uma foto do biopolímero formado no reator.
Figura 5.34. – Biopolímero formado no reator.
Para resolução do problema, foi adotada a rotina de limpeza, da zona de aeração,
quando observada a formação exagerada da massa de biopolímeros, com intuito de evitar
a formação de caminhos preferenciais que afetam o processo pela redução do tempo de
permanência do meio líquido no sistema. No entanto, essas medidas não surtiram efeito e
encerrou-se essa fase sem alcançar a desnitrificação.
5.2.3. AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 6 HORAS E SEM
RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = 0)
Nesta etapa, iniciada em 5 de março de 2010 e com duração de 32 dias, a vazão
aplicada foi de aproximadamente1,280 L/h.
Conforme explicado, o material suporte do leito anaeróbio-aeróbio foi reforçado
com polipropileno, na tentativa de evitar colmatação.
46
A média dos valores de DQO afluente de amostras brutas e filtradas foram,
respectivamente, 656 ± 354 mg DQO/L e 139 ± 56 mg DQO/L. Já o efluente apresentou boa
remoção de matéria orgânica, com valores de 51 ± 13 mg DQO/L para amostra bruta e 26
± 15 mg DQO/L para amostra filtrada. A Figura 5.35 apresenta a variação de DQO ao longo
do período operacional.
A eficiência média de remoção foi de 91 ± 2% para amostra bruta e 96 ± 4% para
amostra filtrada. A Figura 5.36 mostra o comportamento da remoção de DQO ao longo do
tempo.
A carga orgânica aplicada e removida média foram de 2,62 kg/m³.dia e 2,42
kg/m³.dia, respectivamente. A Figura 5.37 mostra a relação entre esses dois parâmetros.
Figura 5.35 - Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 6 horas e
sem recirculação.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
210 215 220 225 230
DQ
O (
mg/
L)
Período de Operação (dias)
A. Bruto
E. Bruto
E. Filtrado
47
Figura 5.36 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação.
A partir da análise das Figuras 5.36, 5.37 e 5.38 pode-se inferir que o sistema
manteve-se eficiente na remoção de matéria orgânica, mesmo quando submetido a cargas
orgânicas maiores, demonstrando robustez do sistema.
Figura 5.37 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 6 horas e sem recirculação.
86
88
90
92
94
96
98
100
210 215 220 225 230
Re
mo
ção
(%
)
Período de Operação (dias)
Eficiência Bruta
Eficiência Filtrada
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
Car
ga O
rgân
ica
Re
mo
vid
a (
klg/
m³.
dia
)
Carga Orgânica Apliicada (kg/m³.dia)
48
A partir da reta apresentada na Figura 5.37 é possível obter a seguinte correlação
(R²=0,993), apresentada na Equação 5.3.
COremovida = 0,938*COaplicada (5.3)
A remoção de sólidos nessa fase do projeto foi também satisfatória. A média da
concentração de SST afluente foi de 256 ± 119 mg SST/L enquanto que para amostra
efluente foi de 52 ± 23 mg SST/L. A Figura 5.38 mostra a variação da concentração de SST
ao longo do período de operação.
Figura 5.38 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
Quanto aos sólidos suspensos voláteis, a concentração efluente ao reator também
foi baixa. As médias dos valores afluente e efluente foram 73 ± 49 mg SSV/L e 29 ± 23 mg
SSV/, respectivamente. A Figura 5.39 apresenta a variação de SSV ao longo do tempo.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
210 215 220 225 230
SST
(mg
/L)
Período de Operação (dias)
SST Afluente
SST Efluente
49
Figura 5.39 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
A análise da Figura 5.40 nos mostra que o sistema manteve-se estável nesta fase,
pois a concentração efluente de ácidos voláteis totais permaneceu menor que a afluente.
Figura 5.40 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
210 215 220 225 230
SSV
(m
g /L
)
Período de Operação (dias)
SSV Afluente
SSV Efluente
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
210 215 220 225 230
Áci
do
s V
olá
teis
(m
g H
ac/L
)
Período de Operação (dias)
AVT Afluente
AVT Efluente
50
A alcalinidade afluente apresentou média de 82 ± 33 mg CaCO3/L. A alcalinidade
efluente mostrou dois comportamentos distintos, pois inicialmente apresentou média de
90 ± 15 mg CaCO3/L e, após nitrificação esse valor caiu pela metade, 46 ± 20 mg CaCO3/L.
A Figura 5.41 mostra essa variação. O processo de nitrificação foi considerado
estabelecido quando a concentração de nitrato efluente foi maior que a afluente, ou seja,
quando houve produção de nitrato no reator.
Figura 5.41 - Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o
reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação.
Apesar de ocorrer queda na alcalinidade efluente do sistema, o pH não sofreu
alterações bruscas após a nitrificação e sim manteve-se próximo a neutralidade. O valor
médio do pH antes e depois da nitrificação foi de 7,8 ± 0,1 e 7,5 ± 0,1, respectivamente. O
pH afluente obteve valor médio de 7,0 ± 0,1. A variação do pH é mostrada na Figura 5.42.
O processo nitrificante teve início após o dia 8 de março de 2010, quando
detectada maior concentração de nitrato no efluente que no afluente. A média da
concentração afluente de nitrato durante essa fase foi de 1 ± 1 mg NO3-/L. Para o efluente,
a média antes da nitrificação foi nula e após início do processo foi de 3 ± 2 mg NO3-/L. A
Figura 5.43 apresenta a variação de nitrato nessa fase.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
210 215 220 225 230
Alc
. a B
icar
bo
nat
o (
mg
CaC
O3
/L)
Período de Operação (dias)
Alc. Bicarb. Afluente
Alc. Bicarb. Efluente
51
Figura 5.42 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
Figura 5.43 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
A concentração de nitrito, cuja variação é mostrada na Figura 5.44, não ultrapassou
1 mg NO2-/L, tanto para afluente quanto para efluente.
6,60
6,80
7,00
7,20
7,40
7,60
7,80
8,00
210 215 220 225 230
pH
Período de Operação (dias)
pH Afluente
pH Efluente
0
1
2
3
4
5
6
210 215 220 225 230
Nit
rato
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-NO3 Afluente
N-NO3 Efluente
52
Figura 5.44 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
As análises de nitrogênio amoniacal confirmam o processo nitrificante, pois houve
redução na concentração de NH4+ concomitante ao aumento da concentração de nitrato. A
média de concentração de nitrogênio amoniacal afluente foi de 19 ± 9 mg NH4+/L. A média
no efluente antes e depois da nitrificação foi de 14 ± 2 mg NH4+/L e 10 ± 3 mg NH4+/L.,
respectivamente. A Figura 5.45 mostra a variação de nitrogênio amoniacal durante essa
fase.
Na Figura 5.46, observa-se que a tendência dos valores de NTK é a mesma do
nitrogênio amoniacal, pois apresenta queda nos valores após a nitrificação.
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
210 215 220 225 230
Nit
rito
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
N-NO2 Afluente
N-NO2 Efluente
53
Figura 5.45 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o
reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação.
Figura 5.46 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 6 horas e sem recirculação.
0
5
10
15
20
25
30
35
210 215 220 225 230
N-A
mo
nia
cal (
mg/
L)
Período de Operação (dias)
N-NH4 Afluente
N-NH4 Efluente
0
10
20
30
40
50
60
70
210 215 220 225 230
NTK
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
NTK Afluente
NTK Efluente
54
5.2.4. AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 6 HORAS E
RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = 1,5)
Esta fase da operação teve início em abril de 2010, após estabilização do processo
de nitrificação na operação sem recirculação, e durou 47 dias. A vazão de recirculação
aplicada foi de aproximadamente 1,925 L/h, enquanto que a vazão aplicada manteve-se
próximo a 1,283 L/h.
A concentração de DQO variou conforme mostra a Figura 5.47. A média dos valores
de DQO das amostras brutas afluente e efluente foram de 440 ± 119 mg DQO/L e 78 ±
51mg DQO/L, respectivamente. Para as amostras filtradas, a média afluente foi 160 ± 42
mg DQO/L e a efluente 36 ± 18 mg DQO/L.
Figura 5.47 - Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
Analisando as Figuras 5.47, 5.48 e 5.49, nota-se que a eficiência de remoção de
matéria orgânica manteve-se elevada durante o período de operação dessa fase, com
exceção do 40° dia de operação dessa fase (268° do período de operação global), em que a
eficiência bruta caiu para 69,3%. Na média, a eficiência bruta atingiu valor de 87 ± 9 %,
enquanto que a filtrada obteve 94 ± 3%.
0
100
200
300
400
500
600
700
240 245 250 255 260 265 270 275 280
DQ
O (
mg/
L)
Período de Operação (dias)
A. Bruto
E. Bruto
E. Filtrado
55
A carga orgânica aplicada média nessa fase foi 1,76 ± 0,48 kg/m³.dia, enquanto que
a removida foi 1,45 ± 0,50 kg/m³.dia. No entanto, a correlação entre elas não foi tão
satisfatória (R² = 0,816) quanto às observadas nas outras condições. A equação que
representa a reta na Figura 5.49 é apresentada a seguir, na Equação 5.4.
COremovida = 0,831*COaplicada (5.4)
Figura 5.48 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
60,0
65,0
70,0
75,0
80,0
85,0
90,0
95,0
100,0
240 245 250 255 260 265 270 275 280
Re
mo
ção
(%
)
Período de Operação (dias)
Eficiência Bruta
Eficiência Filtrada
56
Figura 5.49 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
A concentração de SST obteve para amostras afluente e efluente médias de 261 ±
153 mg SST/L e 56 ± 49 mg SST/L, respectivamente. O comportamento dos SST pode ser
observado na Figura 5.50.
Figura 5.50 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00
Car
ga O
rgân
ica
Re
mo
vid
a (k
g/m
³.d
ia)
Carga Orgânica Aplicada (kg/m³.dia)
0
100
200
300
400
500
600
700
240 245 250 255 260 265 270 275 280
SST
(mg/
L)
Período de Operação (dias)
SST Afluente
SST Efluente
57
Figura 5.51 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
A Figura 5.51 mostra o comportamento de SSV ao longo do tempo. Nota-se que
houve desprendimento de biomassa no dia 260. No entanto, esse desprendimento não
causou alterações significativas no valor da DQO efluente. A média afluente de SSV foi 61±
59 mg SSV/L e a efluente foi 29 ± 29 mg SSV/L.
A concentração de ácidos voláteis efluente, como nas outras etapas deste trabalho,
manteve-se abaixo do valor afluente durante todo o tempo de operação. A concentração
média afluente e efluente de AVT foi de 61 ± 13 mg Hac/L e 22 ± 3 mg Hac/LA,
respectivamente. Figura 5.52 mostra esse comportamento.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
240 245 250 255 260 265 270 275 280
SSV
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
SSV Afluente
SSV Efluente
58
Figura 5.52 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
No início dessa fase o reator apresentava efluente nitrificado, com alcalinidade a
bicarbonato baixa, alta concentração de nitrato e baixa concentração de nitrogênio
amoniacal. A alcalinidade a bicarbonato, conforme mostra a Figura 5.53, apresentou alta
depois de inserida a recirculação. O valor médio da alcalinidade efluente antes de
estabilizar o sistema foi 25 ± 17 mg CaCO3 e depois de estabilizado, 94 ± 23 mg CaCO3/L. A
média afluente foi 101 ± 21 mg CaCO3/L.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
240 245 250 255 260 265 270 275 280
Áci
do
s V
olá
teis
(m
gHac
/L)
Período de Operação (dias)
AVT Afluente
AVT Efluente
59
Figura 5.53 - Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o
reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r=1,5).
Quanto ao pH, o afluente apresentou média de 6,9 ± 0,2. O pH efluente, da mesma
forma que a alcalinidade, apresentou elevação após estabilização do sistema, passando de
7,3 ± 0,1 para 7,6 ± 0,1. A Figura 5.54 mostra a variação do pH.
Figura 5.54 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r=1,5).
0
20
40
60
80
100
120
140
160
240 245 250 255 260 265 270 275 280
Alc
. a B
icar
bo
nat
o (
mgC
aCO
3/L
)
Período de Operação (dias)
Alc. Bicarb. Afluente
Alc. Bicarb. Efluente
6,60
6,80
7,00
7,20
7,40
7,60
7,80
240 245 250 255 260 265 270 275 280
pH
Período de Operação (dias)
pH Afluente
pH Efluente
60
A concentração de nitrato afluente apresentou valor médio de 1 mg NO3-/L. Já a
concentração efluente apresentou inicialmente média de 5 ± 1 mg NO3-/L e após
estabilização do sistema, a média caiu para 1 ± 1 mg NO3-/L. A Figura 5.55 apresenta a
variação de nitrato ao longo do tempo.
Figura 5.55 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
Figura 5.56 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
0
1
2
3
4
5
6
7
240 245 250 255 260 265 270 275 280
Nit
rato
(m
g /L
)
Período de Operação (dias)
N-NO3 Afluente
N-NO3 Efluente
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
240 245 250 255 260 265 270 275 280
Nit
rito
(m
g /L
)
Período de Operação (dias)
N-NO2 Afluente
N-NO2 Efluente
61
A Figura 5.56 mostra que concentração de nitrito manteve-se abaixo de 1 mg NO2-
/L tanto para amostras afluentes, quanto para efluentes.
Os resultados anteriormente apresentados inferiam a ocorrência de
desnitrificação. No entanto, ao analisar as Figuras 5.57 e 5.58 nota-se que tal processo não
ocorreu, pois houve aumento nas concentrações de nitrogênio amoniacal e NTK, indicando
que a conversão de nitrogênio amoniacal a nitrato, característica do processo nitrificante,
deixou de ocorrer, justificando a queda na concentração do último.
A média da concentração de nitrogênio amoniacal afluente foi 31 ± 6 mg NH4+/L. O
efluente apresentou média de 3 ± 3 mg NH4+/L antes da estabilização do sistema e 19 ± 7
mg NH4+/L. Para NTK, o afluente apresentou média de 39 ± 16 mg NTK/L. O efluente
apresentou 5 ± 3 mg NTK/L e 21 ± 9 mg NTK/L antes e depois da estabilização,
respectivamente.
Figura 5.57 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator
operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
240 245 250 255 260 265 270 275 280
N-a
mo
nia
cal (
mg/
L)
Período de Operaçãol (dias)
N-NH4 Afluente
N-NH4 Efluente
62
Figura 5.58 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5).
Nota-se que a inserção da vazão de recirculação causou desequilíbrio no sistema,
cessando o processo nitrificante. O aumento do tempo de detenção hidráulica na zona
aeróbia poderia possivelmente restabelecer tal processo, possibilitando a posterior
desnitrificação.
5.2.5. AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 4 HORAS E SEM
RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = 0)
Esta fase teve inicio no final de maio de 2010 e durou 43 dias. A vazão média
aplicada foi de 1,920 L/h.
O sistema não se mostrou tão eficiente na remoção da matéria orgânica como nas
etapas anteriores. Os valores médios de DQO bruta afluente e efluente foram,
respectivamente, 598 ± 246 mg DQO/L e 169 ± 61. As médias das amostras filtradas foram
184 ± 11 mg DQO/L e 91 ± 38 mg DQO/L. A variação da DQO é apresentada a seguir na
Figura 5.59.
0
10
20
30
40
50
60
70
240 245 250 255 260 265 270 275 280
NTK
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
NTK Afluente
NTK Efluente
63
Figura 5.59 - Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
Considerando o baixo tempo de detenção hidráulica, os resultados de remoção de
matéria orgânica foram satisfatórios, atingindo 72 ± 10% e 85 ± 6% de remoção bruta e
filtrada, respectivamente. A Figura 5.60 apresenta a variação da eficiência ao longo do
tempo.
Figura 5.60 - Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e
filtrada, para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação.
0
100
200
300
400
500
600
700
240 245 250 255 260 265 270 275 280
DQ
O (
mg/
L)
Período de Operação (dias)
A. Bruto
E. Bruto
E. Filtrado
50,0
55,0
60,0
65,0
70,0
75,0
80,0
85,0
90,0
95,0
100,0
290 300 310 320 330 340
Re
mo
ção
(%
)
Período de Operação (dias)
Eficiência Bruta
Eficiência Filtrada
64
As cargas orgânicas aplicada e removida nessa fase foram 3,59 ± 1,48 kg/m³.dia e
2,58 ± 1,23 kg/m³.dia. A relação entre essas variáveis é representada pela Equação 5.5 e
apresentada na Figura 5.61.
COremovida = 0,735*COaplicada (5.5)
Figura 5.61 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado
com TDH = 4 horas e sem recirculação (r = 0).
A concentração de SST foi reduzida de 339 ± 151 mg SST/L para 71 ± 31mg SST/L,
enquanto que a concentração de SSV passou de 112 ± 138 mg SSV/L para 6 ± 6 mg SSV/L.
No entanto, a média dos resultados de SSV efluente deve ser reavaliada, pois o efluente
coletado apresentava muita turbidez. Provavelmente houve erros experimentais. As
Figuras 5.62 e 5.63 mostram a variação de SST e SSV durante essa fase do projeto.
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
4,50
5,00
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00 7,00
Car
ga O
rgân
ica
Re
mo
vid
a (k
g/m
³.d
ia)
Carga Orgânica Aplicada (kg/m³.dia)
65
Figura 5.62 - Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
Figura 5.63 - Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
Nessa etapa, o reator manteve-se em equilibrio, como mostra as concentrações de
AVT. Os valores médios de AVT afluente e efluente foram 75 ± 12 mg Hac/L e 28 ± 16 mg
Hac/L, respectivamente. A Figura 5.64 mostra a variação de AVT.
0
100
200
300
400
500
600
700
290 300 310 320 330 340
SST
(mg
/L)
Período de Operação (dias)
SST AFluente
SST Efluente
0
50
100
150
200
250
300
350
400
290 300 310 320 330 340
SSV
(m
g/L
)
Período de Operação (dias)
SSV Afluente
SSV Efluente
66
A alcalinidade a bicarbonato foi elevada tanto para afluente quanto para efluente,
não apresentando indícios de nitrificaçao. A média afluente foi 113 ± 19 mg CaCO3/L e a e
efluente foi 132 ± 43 mg CaCO3/L. A Figura 5.65 apresenta a variação de alcallinidade a
bicarbonato.
Figura 5.64 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
Figura 5.65 - Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o
reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
290 300 310 320 330 340
Áci
do
s V
olá
teis
(m
gHac
/L)
Período de Operação (dias)
AVT afluente
AVT Efluente
0
50
100
150
200
250
290 300 310 320 330 340
Alc
. a B
icar
bo
nat
o (
mgC
aCO
3/L
)
Período de Operação (dias)
Alc. Bicarb. Afluente
Alc. Bicarb. Efluente
67
O pH efluente manteve-se mais elevado que o pH afluente. Na média, os valores
afluente e efluente foram 7,1 ± 0,1 e 7,6 ± 0,1, respectivamente. A Figura 5.66 mostra a
variação do pH.
Figura 5.66 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
As análises de nitrito e nitrato mostram que a nitrificação não teve início no
sistema, um resultado era esperado devido ao baixo TDH. As Figuras 5.67 e 5.68 mostram
as variações de nitrato e nitrito ao longo do tempo.
6,60
6,80
7,00
7,20
7,40
7,60
7,80
8,00
290 300 310 320 330 340
pH
Período de Operação (dias)
pH Afluente
pH Efluente
68
Figura 5.67 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
Figura 5.68 - Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
O reator apresentou amonificação em algumas amostras, com concentração de
nitrogênio amoniacal mais elevada no efluente que no afluente. A concentração média
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
290 300 310 320 330 340
Nit
rato
(m
g/L)
Perído de Operação (dias)
N-NO3 Afluente
N-NO3 Efluente
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
290 300 310 320 330 340
Nit
rito
(m
g/L)
Período de dias (dias)
N-NO2 Afluente
N-NO2 Efluente
69
afluente foi de 29 ± 7 mg NH4+/L e a efluente, pouco mais baixa, foi 25 ± 7 mg NH4
+/L. A
Figura 5.69 mostra a variação de nitrogênio amoniacal na terceira etapa desta pesquisa.
Figura 5.69 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o
reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação.
Figura 5.70 - Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com
TDH = 4 horas e sem recirculação.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
290 300 310 320 330 340
N-a
mo
nia
cal (
mg/
L)
Período de
N-NH4 Afluente
N-NH4 Efluente
0
10
20
30
40
50
60
70
290 300 310 320 330 340
NTK
(m
g/L)
Período de Operação (dias)
NTK Afluente
NTK Efluente
70
Nota-se na Figura 5.70 que a houve remoção de NTK, mesmo sem ocorrer a
nitrificação. Tal fato pode ser justificado por assimilação celular e amonificação dentro do
reator. Os valores médios de NTK afluente e efluente foram 49 ± 9 mg NTK/L e 33 ± 6 mg
NTK/L.
O baixo tempo de detençao hidráulica do sistema justificaria a não ocorrência de
nitrificação, pois o efluente proveniente da zona anaeróbia, possivelmente rico em matéria
orgânica a ser consumida, favoreceu o crescimento de bactérias heterotróficas na zona
aeróbia do sistema em detrimento das bactérias nitrificicantes autotróficas.
5.2.6. AVALIAÇÃO GERAL DO DESEMPENHO DO REATOR
Durante os 337 dias de operação do sistema, o sistema combinado anaeróbio-
anóxico-aeróbio mostrou-se muito eficiente na remoção de matéria orgânica, como mostra
a Figura 5.71. Como apresentado anteriormente nas avaliações dos tempos de detenção
hidráulica, essa eficiência variou entre 72 ± 10%, para TDH de 4h e r = 0, e 94 ± 3%, para
TDH de 8h e r = 1,5.
Figura 5.71 – Variação temporal global da eficiência de remoção de DQO.
50
55
60
65
70
75
80
85
90
95
100
0 50 100 150 200 250 300 350
Re
mo
ção
de
DQ
O (
%)
Períoido de Operação (dias)
TDH 8h r=0
TDH 8h r=1,5
TDH 6h r=0
TDH 6h r=1,5
TDH 4h r=0
71
A remoção de nitrogênio total (NT), dada pela soma dos valores de nitrogênio total
Kjeldah (NTK), nitrito e nitrato, apresentou padrão similar à remoção de DQO, mostrando
que o equilíbrio na remoção de carbono favorece a remoção de nitrogênio. A Figura 5.72
mostra o comportamento da remoção de NT durante a operação. Nota-se que a etapa com
TDH de 8 h e r = 1,5 foi a que apresentou melhor desempenho na remoção de NT,
chegando quase a 80% ao final da operação, enquanto que o TDH de 4 h teve o pior
aproveitamento. Nota-se ainda que após inserção da vazão de recirculação na segunda
etapa-fase B desta pesquisa, a média de remoção de NT cai de aproximadamente 75% para
35%, mostrando que a mesma influenciou negativamente nos resultados, como explicado
anteriormente. Os valores médios foram 32,45%, 53,24%, 57,93%, 56,66% 25,29% para
as etapas TDH 8 h r = 0, TDH 8 h r = 1,5, TDH 6 h r = 0, TDH 6 h r = 1,5, TDH 4 h r = 0,
respectivamente.
Figura 5.72 – Variação temporal da eficiência de remoção de NT.
Oliveira Netto (2007) estudou o comportamento de um reator anaeróbio-aeróbio
de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário semelhante ao estudado neste
projeto. Oliveira Netto operou seu reator em condições parecidas com o presente trabalho,
utilizando TDH = 11 horas, sendo 8 horas no trecho anaeróbio e 3 horas no trecho aeróbio.
As Tabelas 5.1 e 5.2 apresentam comparações entre os tempos de detenção hidráulica e os
valores médios dos principais parâmetros estudados no de Oliveira Netto (2007) e no
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200 250 300 350
Re
mo
ção
de
NT
(%)
Período de Operação (dias)
TDH 8h r=0
TDH 8h r=1,5
TDH 6h r=0
TDH 6h r=1,5
TDH 4h r=0
72
presente trabalho. Na Tabela 5.2 são encontrados dois diferentes valores para o efluente
em alguns dos parâmetros, um representando o sistema antes e depois da estabilização.
Tabela 5.1 – Comparação entre os tempos de detenção hidráulica da pesquisa de
Oliveira Netto (2007) e o presente trabalho.
TDHtotal (h) TDHanaeróbio (h) TDHanóxico (h) TDHaeróbio (h)
Oliveira
Netto (2007) 11 8 4,42 3
Presente
trabalho
8 5,33 2,83 2,67
6 4 2,11 2
4 2,67 - 1,33
Analisando a Tabela 5.2 pode-se observar que a remoção de DQO foi eficiente até o
TDH de 6 horas, em que os efluentes bruto e filtrado apresentavam, em média, 78 ± 51mg
DQO/L e 36 ± 18 mg DQO/L, respectivamente. Nota-se ainda que a remoção de nitrogênio
total foi melhor no TDH de 11 horas, apresentando valores menores que os TDH de 8 e 6
horas.
Outros parâmetros analisados possuem valores próximos, com exceção dos Sólidos
Suspensos Voláteis (SSV) e Sólidos Suspensos Totais (SST). Isso se deve, provavelmente,
ao fato de não possuir um tratamento preliminar para remoção de sólidos grosseiros e
areia na Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB e também à
formação de biopolímero na zona de aeração. No entanto, a remoção de sólidos suspensos
totais no reator atingiu média de 77% durante todo o período operacional.
73
Tabela 5.2 – Comparação entre os valores médios dos principais parâmetros estudados na pesquisa de Oliveira Netto (2007) e este trabalho.
TDH
r
6,79 ± 0,17 7,29 ± 0,25 6,98 ± 0,18 7,42 ± 0,15 6,70 ± 0,15 7,05 ± 0,48 6,97 ± 0,21 7,30 ± 0,40 6,96 ± 0,11 7,78 ± 0,13 6,92 ± 0,18 7,26 ± 0,12 7,07 ± 0,11 7,57 ± 0,19
7,53 ± 0,14 7,62 ± 0,06
DQO Bruta (mg/L) 622 ± 145 57 ± 27 627 ± 319 31 ± 10 638 ± 188 55 ± 27 616 ± 357 40 ± 22 656 ± 354 51 ± 13 440 ± 119 78 ± 51 598 ± 246 169 ± 61
DQO filtrada (mg/L) 262 ± 62 32 ± 18 220 ± 36 28 ± 10 191 ± 23 29 ± 6 151 ± 46 13 ± 11 139 ± 56 26 ± 15 160 ± 42 36 ± 18 184 ± 11 91 ± 38170 ± 13 102 ± 51 167 ± 23 86 ± 38 133 ± 40 96 ± 65 144 ± 19 75 ± 40 130 ± 38 126 ± 29 144 ± 26 39 ± 16 166 ± 19 149 ± 44
69 ± 25 110 ± 24
115 ± 14 50 ± 27 119 ± 30 75 ± 36 99 ± 20 83 ± 63 100 ± 15 57 ± 40 82 ± 33 90 ± 15 101 ± 21 25 ± 17 113 ± 19 132 ± 43
46 ± 20 94 ± 23
AVT (mg Hac/L) 76 ± 10 20 ± 5 68 ± 9 16 ± 3 61 ± 10 18 ± 4 62 ± 14 25 ± 6 67 ± 12 38 ± 15 61 ± 13 22 ± 3 75 ± 12 28 ± 16
NT (mg/L) 38 ± 5 30 ± 5 40 ± 3 10 ± 1 45 ± 8 31 ± 8 42 ± 6 21 ± 6 43 ± 17 18 ± 4 40 ± 15 19 ± 9 52 ± 9 33 ± 6
38 ± 5 16 ± 1 40 ± 3 6 ± 2 43 ± 9 22 ± 9 41 ± 8 13 ± 6 39 ± 17 28 ± 6 39 ± 16 5 ± 3 49 ± 9 33 ± 6
14 ± 2 21 ± 9
28 ± 3 14 ± 3 25 ± 4 2 ± 1 26 ± 9 9 ± 8 25 ± 6 11 ± 6 19 ± 9 14 ± 2 31 ± 6 3 ± 3 29 ± 7 25 ± 7
10 ± 3 - ± - 19 ± 7 - ± - - ± -
NO2- (mg/L) 2 ± 3 1 ± 1 0 ± 0 2 ± 2 0 ± 0 1 ± 1 0,0 ± 0,0 0,3 ± 0,2 0 ± 0 0 ± 0 0 ± 0 0 ± 0
10 ± 3 3 ± 1 2 ± 0 8 ± 5 2 ± 0 6 ± 3 0,8 ± 0,7 0,4 ± 0,2 1 ± 0 5 ± 1 2 ± 0 1 ± 1
3 ± 2 1 ± 1
SST (mg/L) 194 ± 85 42 ± 21 129 ± 72 15 ± 6 289 ± 142 53 ± 17 277 ± 142 65 ± 48 256 ± 119 52 ± 23 261 ± 153 56 ± 49 339 ± 151 71 ± 31
SSV (mg/L) 26 ± 14 6 ± 4 12 ± 14 2 ± 3 62 ± 71 12 ± 20 60 ± 42 30 ± 58 73 ± 49 29 ± 23 61 ± 59 29 ± 29 112 ± 138 6 ± 6
Alc. Total (mg
CaCO3/L)
Alc. A bicarbonato
(mg CaCO3/L)
NTK (mg/L)
NH4+
(mg/L)
NO3- (mg/L)
pH
afluente efluente
8h
0
8h 6h 6h 4h
1,5 0
afluente efluente afluente efluente afluente efluente afluente efluenteafluente efluente
11h
1,5 1,5 0
Oliveira Netto (2007) Presente Trabalho
-
-
-
-
11h
0
afluente efluente
74
5.3. ENSAIOS HIDRODINÂMICOS
Foram realizados ensaios hidrodinâmicos antes do início da operação a fim de conhecer
o tempo de detenção hidráulica médio (θh médio) para cada situação estudada. A Figura 5.1
mostra as curvas-resposta dos diferentes tempos de detenção hidráulica (8, 6 e 4 horas) e as
duas razões de recirculação (0 e 1,5) que foram estudados.
O ensaio hidrodinâmico para a fase B da etapa 3, tempo de detenção hidráulica de 4
horas com recirculação r=1,5, foi realizado apesar de não ter ocorrido a operação do sistema
nessa condição. Os resultados são aqui apresentados para futuras pesquisas.
Figura 5.73 – Curvas F dos ensaios hidrodinâmicos para os diferentes θh (8, 6 e 4 horas) e as
duas razões de recirculação (0 e 1,5).
75
Figura 5.74 – Curvas E dos ensaios hidrodinâmicos para os diferentes θh (8, 6 e 4 horas) e as
duas razões de recirculação (0 e 1,5).
76
Analisando os gráficos foi possível conhecer o tempo de detenção hidráulica médio (θh
médio), cujos valores são apresentados na Tabela 5.3.
Tabela 5.3. – Tempo de detenção hidráulica médio obtidos para cada condição
experimental.
θh
teórico* (h)
θh
teórico** (h)
θh médio (h)
r = 0 r = 1,5
4 2,80 2,99 2,11
6 4,21 4,69 4,71
8 5,61 6,84 6,19
*calculado com base no volume total do reator
**calculado com base no volume útil do reator
Comparando o θh médio com θh teórico, calculado com base no volume útil do reator,
percebe-se que, geralmente, o líquido permanece mais tempo dentro do reator do que o
esperado, ou seja, o tempo de detenção real é maior que o teórico. Nota-se ainda que a
recirculação tem influência no θh médio, diminuindo-o ligeiramente. Tal fato deve-se,
provavelmente, a maior dispersão das partículas quando o reator está submetido a essa
condição.
Para calcular as cargas orgânicas aplicadas e removidas pelo sistema nesse experimento
foi considerado o θh teórico. Se calculado com o θh médio obtido através dos ensaios
hidrodinâmicos, verifica-se que as cargas orgânicas aplicadas e removidas foram maiores,
conforme mostra a Tabela 5.4. Dessa forma, o reator mostrou-se capaz de processar cargas
maiores que as calculadas inicialmente.
77
Tabela 5.4 – Cargas orgânicas aplicadas e removidas (kg/m³.dia) pelo sistema durante o
experimento, com base no θh teórico e médio.
θh teórico θh médio
TDH 8 h C.O. Aplicada 1,91
± 0,56 2,24
± 0,66
r = 0 C.O. Removida 1,71
± 0,51 2,00
± 0,60
TDH 8 h C.O. Aplicada 1,79
± 1,07 2,32
± 1,38
r = 1,5 C.O. Removida 1,68
± 1,07 2,17
± 1,38
TDH 6 h C.O. Aplicada 2,62
± 1,41 3,35
± 1,81
r = 0 C.O. Removida 2,42
± 1,42 3,09
± 1,82
TDH 6 h C.O. Aplicada 1,76
± 0,48 2,24
± 0,61
r = 1,5 C.O. Removida 1,45
± 0,50 1,85
± 0,63
TDH 4 h C.O. Aplicada 3,59
± 1,48 4,80
± 1,98
r = 0 C.O. Removida 2,58
± 1,23 3,45
± 1,65
78
5.4. CONSIDERAÇÕES FINAIS
Após terminada a operação do reator, o mesmo foi esvaziado e limpo. Neste processo,
observou-se que o leito de argila expandida estava com os vazios preenchidos por biomassa, ou
seja, o leito estava colmatado, provavelmente com caminhos preferenciais. Conclui-se, assim,
que o leito de argila expandida não é adequado para a imobilização de biomassa.
O sistema combinado estudado nessa pesquisa mostrou-se eficiente na remoção de
matéria orgânica até o TDHtotal teórico de 6 h, sendo que o melhor resultado foi obtido na
primeira etapa, fase B, TDH de 8 h e r=1,5.
Deve-se ressaltar que a última condição estudada, de tempo de detenção hidráulica
teórico de 4 horas, removeu aproximadamente 72% de DQO, com concentração efluente bruta
média de 169 mg DQO/L. Von Sperling (2005) diz que a relação DQO/DBO5 para esgotos
domésticos brutos varia entre 1,7 e 2,4. Considerando a relação igual a 2,4 e que essa permaneça
após o tratamento, o efluente bruto teria cerca de 70 mg DBO5/L.
A Resolução CONAMA nº 430 de 2011 diz:
“Art. 21. Para o lançamento direto de efluentes oriundos de sistemas de tratamento de
esgotos sanitários deverão ser obedecidas as seguintes condições e padrões específicos:
I - Condições de lançamento de efluentes:
[...]
d) Demanda Bioquímica de Oxigênio-DBO 5 dias, 20°C: máximo de 120 mg/L, sendo que
este limite somente poderá ser ultrapassado no caso de efluente de sistema de tratamento com
eficiência de remoção mínima de 60% de DBO, ou mediante estudo de autodepuração do corpo
hídrico que comprove atendimento às metas do enquadramento do corpo receptor”.
Assim, o sistema mostra-se em sua pior condição enquadrado na legislação, apesar da
baixa eficiência encontrada.
Este projeto foi desenvolvido em paralelo ao de Oliveira Netto (2011), que avaliou o
desempenho de um sistema semelhante em escala piloto. O reator foi construído em formato
cilíndrico e confeccionado em fibra de vidro com volume total de aproximadamente 2,5 m³. Os
melhores resultados operacionais foram encontrados para a condição com tempo de detenção
hidráulica total de 12 horas e razão de recirculação igual a 3,0. A Tabela 5.5 mostra, além desses,
79
os resultados para o tempo de detenção hidráulica de 8 horas com razão de recirculação igual a
1,5, que foi a pior condição operada pelo autor, e os melhores do presente trabalho.
Tabela 5.5. – Comparação entre o presente trabalho e o aumento de escala realizado por
Oliveira Netto (2011).
Oliveira Netto (2011) Presente Trabalho
TDH = 8h TDH = 12h TDH = 8h
r = 1,5 r = 3 r = 1,5
pH 7,17 ± 0,17 7,15 ± 0,29 7,30 ± 0,40
DQO Bruta (mg/L) 198 ± 83 54 ± 22 40 ± 22
DQO Filtrada (mg/L) 80 ± 21 16 ± 12 13 ± 11
Alc. Total (mg CaCO3/L) 150 ± 14 92 ± 44 75 ± 40
Alc. A Bicarbonato (mg CaCO3/L) 126 ± 9 86 ± 24 57 ± 40
AVT (mg HAc/L) 34 ± 12 21 ± 4 25 ± 6
NT (mg/L) 28 ± 10 20 ± 8 21 ± 6
NTK (mg/L) 27 ± 10 14 ± 10 13 ± 6
NH4+ (mg/L) 27 ± 4 9 ± 6 11 ± 6
NO2- (mg/L) - ± - 1 ± 1 1 ± 1
NO3- (mg/L) 1 ± 0 4 ± 4 6 ± 3
SST (mg/L) 114 ± 53 70 ± 42 65 ± 48
SSV (mg/L) 17 ± 19 12 ± 6 30 ± 58
Analisando a Tabela 5.5 pode-se observar a semelhança dos resultados das melhores
condições operacionais de cada projeto. Nota-se ainda que o aumento de escala para tempo de
detenção hidráulica de 8 horas e razão de recirculação igual a 1,5 foi prejudicial em termos da
qualidade do efluente final. No entanto, utilizando o mesmo raciocínio anterior, o pior resultado
encontrado por Oliveira Netto (2011) cumpre com o exigido na legislação, pois a eficiência de
80
remoção foi maior que 60%, mínima porcentagem exigida, e a estimativa de DBO5 foi menor que
120 mg/L, totalizando cerca de 83 mg/L para amostra efluente bruta.
Conclui-se, assim, que o sistema combinado anaeróbio-aeróbio estudado neste trabalho é
uma alternativa compacta que remove eficientemente matéria orgânica, que atende a legislação.
A realização de estudos sobre a relação ótima entre os volumes das zonas anaeróbia e
aeróbia e também sobre a melhor relação largura / diâmetro são necessários para
aprimoramento deste sistema de tratamento. Tais estudos ajudariam a resolver os problemas
encontrados nas etapas de TDH 6 horas r = 1,5 e TDH 4 horas com r = 0.
Deve-se repetir a primeira etapa deste trabalho (TDH 8 h, r=1,5) com o material suporte
que resista à compressão imposta pela vazão de recirculação, como o utilizado a partir da
segunda etapa. A espuma de poliuretano sozinha mostrou-se eficiente para colonização dos
microrganismos, porém pouco resistente ao empuxo gerado pela recirculação.
81
6. CONCLUSÕES
O reator combinado estudado neste trabalho mostrou-se robusto, pois resistiu ao
aumento da carga orgânica aplicada , que variou desde 1,76 ± 0,48 kgDQO/m³.dia até 3,59 ± 1,48
kgDQO/m³.dia. A qualidade do efluente final foi afetada, mas se enquadrou na legislação
apresentada. A etapa 3 do presente trabalho, em que a carga orgânica aplicada foi de 3,59 ± 1,48
kgDQO/m³.dia, pode ser considerada como limite do reator em absorver o aumento da carga
orgânica, pois o reator não foi capaz de nitrificar o efluente.
O melhor resultado em termos de remoção de matéria orgânica foi obtido na primeira
etapa, fase B, TDH de 8h e r=1,5, em que a carga orgânica média aplicada ao sistema foi 1,79 ±
1,07 kgDQO/m³.dia e aproximadamente 95% dela foi removida. O aumento de carga orgânica
afetou negativamente a remoção de matéria orgânica pois quando a carga foi aumentada para
3,59 ± 1,48 kgDQO/m³.dia, a remoção caiu para 71%.
A inserção da recirculação não correspondeu à expectativa de remoção de nitrogênio
através do processo de desnitrificação, pois não ocorreu em nenhuma das etapas estudadas.
Dessa forma, não foi possível avaliar a influência do aumento da carga orgânica sobre a remoção
de nitrogênio.
Não é possível afirmar que a inserção da vazão de recirculação contribuiu para queda na
concentração de matéria orgânica, uma vez que na primeira etapa ela teve influência positiva e,
na segunda, negativa.
82
7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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