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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

iii

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]

vii

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.

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.

xi

Hoje os ventos do destino

Começaram a soprar

Nosso tempo de menino

Foi ficando para trás”

Engenheiros do Hawaí – Depois de nós

xiii

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


realizado em julho de 2009. __________________________________________________ 23


julho de 2009. _____________________________________________________________ 23


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


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


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


Figura 5.19 - Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com


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



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


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



xvii


reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). _____________________ 40


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






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 5.37 - Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado

com TDH = 6 horas e sem recirculação. _________________________________________ 47





Figura 5.40 - Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com


Figura 5.41 - Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o


Figura 5.42 - Variação temporal da concentração de pH para o reator operado com


xviii









Figura 5.47 - Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com



filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). _________ 55


com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). __________________________________ 56








TDH = 6 horas e com recirculação (r=1,5). _______________________________________ 59









xix




com TDH = 4 horas e sem recirculação (r = 0). ____________________________________ 64



















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


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


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.


realizado em abril de 2009.

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DQ

O (

mg/

L)

Período Operacional

DQO Bruta

DQO Filtrada

22


abril de 2009.


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.

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N-a

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cal

(mg/

L)

Horário (hh:mm)

N-NH4+

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Sulf

ato

(m

g/L)

Horário (hh:mm)

Sulfato

23


realizado em julho de 2009.


julho de 2009.

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mg/

L)

Horário (hh:mm)

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DQO Filtrada

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:00

N-a

mo

nia

cal (

mg/

L)

Horário (hh:mm)

N-NH4+

24


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.

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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.

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mg

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Horário (hh:mm)

DQO Bruta

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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.


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

(%

)


Eficiência Bruta

Eficiencia filtrada

29


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)


SST Afluente

SST Efluente

30



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

)


SSV Afluente

SSV Efluente

31


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)


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


pH Afluente

pH Efluente

33



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)


N-N03 Afluente

N-NO3 Efluente

34



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)


N-NO2 Afluente

N-NO2 Efluente

35

.

Figura 5.20 - Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o




0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 5 10 15 20

N-

Am

on

iaca

l (m

g/L)


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)


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.


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)


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.


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

(%

)


Eficiência Bruta

Eficiência Filtrada

38


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.


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)


39


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)


SST Afluente

SST Efluente

0

50

100

150

200

250

50 70 90 110 130 150 170 190 210

SSV

(m

g/L)


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.


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)


AVT Afluente

AVT Efluente

41



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

)



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


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.



0

2

4

6

8

10

12

14

50 70 90 110 130 150 170 190 210

Nit

rato

(m

g/L)


N-NO3 Afluente

N-NO3 Efluente

43



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)


N-NO2 Afluente

N-NO2 Efluente

44



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.



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)


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)


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.



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)


A. Bruto

E. Bruto

E. Filtrado

47



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.


com TDH = 6 horas e sem recirculação.

86

88

90

92

94

96

98

100

210 215 220 225 230

Re

mo

ção

(%

)


Eficiência Bruta


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.


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.



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)


SST Afluente

SST Efluente

49



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.



0

20

40

60

80

100

120

140

160

210 215 220 225 230

SSV

(m

g /L

)


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

)


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.



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)




51





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


pH Afluente

pH Efluente

0

1

2

3

4

5

6

210 215 220 225 230

Nit

rato

(m

g/L)


N-NO3 Afluente

N-NO3 Efluente

52



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)


N-NO2 Afluente

N-NO2 Efluente

53





0

5

10

15

20

25

30

35

210 215 220 225 230

N-A

mo

nia

cal (

mg/

L)


N-NH4 Afluente

N-NH4 Efluente

0

10

20

30

40

50

60

70

210 215 220 225 230

NTK

(m

g/L)


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.



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)


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.



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

(%

)


Eficiência Bruta


56


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.



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)


0

100

200

300

400

500

600

700

240 245 250 255 260 265 270 275 280

SST

(mg/

L)


SST Afluente

SST Efluente

57



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)


SSV Afluente

SSV Efluente

58



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)


AVT Afluente

AVT Efluente

59


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.


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

)




6,60

6,80

7,00

7,20

7,40

7,60

7,80

240 245 250 255 260 265 270 275 280

pH


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.





0

1

2

3

4

5

6

7

240 245 250 255 260 265 270 275 280

Nit

rato

(m

g /L

)


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

)


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.


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



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.



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)


NTK Afluente

NTK Efluente

63



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.



0

100

200

300

400

500

600

700

240 245 250 255 260 265 270 275 280

DQ

O (

mg/

L)


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

(%

)


Eficiência Bruta


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.



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)


65





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)


SST AFluente

SST Efluente

0

50

100

150

200

250

300

350

400

290 300 310 320 330 340

SSV

(m

g/L

)


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.





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)


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

)




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.



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


pH Afluente

pH Efluente

68





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.





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)


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

(%)


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


± 1,07 2,32

± 1,38

r = 1,5 C.O. Removida 1,68

± 1,07 2,17

± 1,38


± 1,41 3,35

± 1,81


± 1,42 3,09

± 1,82


± 0,48 2,24

± 0,61

r = 1,5 C.O. Removida 1,45

± 0,50 1,85

± 0,63


± 1,48 4,80

± 1,98


± 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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