universidade de sÃo paulo - sistema de...
TRANSCRIPT
i
UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
ESCOLA DE ENGENHARIA DE LORENA – EEL/USP
FÁBIO DE PÁDUA NAKANO
AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA DOS PROCESSOS DE TRATAMENTO
DE EFLUENTES DE ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ESGOTO
DA SABESP DE CARAGUATATUBA/SP, USANDO REATORES COM
AERADORES SUBMERSÍVEIS E DIFUSORES: RELAÇÃO CUSTO/
BENEFÍCIO.
Lorena
2012
ii
FÁBIO DE PÁDUA NAKANO
Avaliação da eficiência dos processos de tratamento de efluentes de estações de Tratamento de Esgoto da Sabesp de
Caraguatatuba/SP, usando reatores com aeradores submersíveis e difusores: relação Custo/ Benefício.
Projeto de Trabalho de Conclusão de Curso,
apresentado ao Departamento de Engenharia
Química de Escola de Engenharia de Lorena -
Universidade de São Paulo, como parte dos
requisitos para conclusão do curso de
Engenharia Química.
Área de Concentração: Engenharia Ambiental
Orientadora: Prof.a Dr.a Teresa Cristina Brazil
de Paiva
Lorena
2012
iii
AGRADECIMENTOS
Agradeço aos meus pais Alexandre e Nely pela educação, dedicação, apoio
e carinho durante todas as etapas da minha vida.
Agradeço a minha noiva Dayane pela paciência, companheirismo e apoio ao
desenvolvimento deste trabalho.
Agradeço a minha orientadora Dra. Teresa Cristina Brazil de Paiva por me
orientar na iniciação científica e no trabalho de conclusão de curso.
Agradeço aos técnicos e ao Gerente Operacional da Sabesp de
Caraguatatuba pelo tempo e esclarecimentos disponibilizado.
Agradeço a toda comunidade da Escola de Engenharia de Lorena - USP,
funcionários e professores por contribuírem em grande parcela para minha
formação.
iv
EPÍGRAFE
“Determinação, coragem e autoconfiança são fatores decisivos para
o sucesso. Se estamos possuídos por uma inabalável determinação,
conseguiremos superá-los. Independentemente das circunstâncias,
devemos ser sempre humildes, recatados e despidos de orgulho.”
Dalai Lama
v
RESUMO
NAKANO, F. P. Avaliação da eficiência dos processos de tratamento de efluentes de estações de Tratamento de Esgoto da Sabesp de Caraguatatuba/SP, usando reatores com aeradores submersíveis e
difusores: relação Custo/ Benefício. 2012. Trabalho de Conclusão de Curso –
Escola de Engenharia de Lorena, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2012.
Com o objetivo de avaliar a eficiência dos processos de tratamento de efluentes
com reatores biológicos por lodo ativados que utiliza aeradores submersíveis ou
sopradores, foi realizado um estudo teórico e experimental desses processos
visando à relação custo/benefício. Um dos maiores problemas dos processos de
tratamento de efluentes é o alto consumo de energia elétrica para obtenção de
valores de parâmetros finais que atendam as legislações ambientais. A maior
parte deste gasto é devido aos aeradores ou sopradores. Por esta razão é
importante que se possa determinar a eficiência de transferência de oxigênio dos
aeradores sob as condições atuais de operação do sistema. Inicialmente, foi
realizado experimento no reator biológico, sob condições reais de operação, onde
foi avaliada a influência das variáveis (DQO, OD, Temperatura, pH, Vazão de
Entrada de Efluente). Em seguida, foi determinada a variabilidade dos valores de
DQO e pH obtido na entrada e saída de um tanque específico (Tanque 04) com o
intuito de avaliar as características do afluente e efluente relacionando-os com
consumo de energia elétrica total do processo.
Palavras-chave: Eficiência, Aeração, Transferência de oxigênio, Lodo ativado,
Otimização.
vi
ABSTRACT
NAKANO, F. P. Evaluation of the efficiency to the processes of the effluent treatment in a Sewage Treatment Station at Sabesp of Caraguatatuba/SP, using reactors with submersible aerators and blowers – relation Cost/Benefit. 2012. Trabalho de Conclusão de Curso – Escola de Engenharia de Lorena, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2012.
In order to evaluate the efficiency of wastewater treatment processes with
biological reactors by activated sludge, which uses submersible aerators or
blowers, a detailed theoretical and experimental study of the process to the cost
/benefit. One of the biggest problems of wastewater treatment processes is the
high energy consumption to obtain final parameter values that meet environmental
laws and, most of this spending is due to aerators or blowers. For this reason it is
important that we can determine the efficiency of oxygen transfer aerators under
the current conditions of system operation. Initially, the experiment was realized
place in the biological reactor, under actual operating conditions, which is
evaluated by the influence of the variables (COD, DO, Temperature, pH, Effluent
Flow Input). Then determinate the variability of COD and pH values obtained in the
entrance and exit of a specific tank (Tank 04) in order to evaluate the
characteristics of influent and effluent relating it with total electricity consumption of
the process.
Key-words: Efficiency, Aeration, Oxygen Transference, Activated Sludge,
Optimization.
vii
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
FIGURA 1 – Mapa do Litoral Paulista e subdivisões: Litoral Sul, Baixada
Santista e Litoral Norte.
FIGURA 2 – Mapa de Caraguatatuba e seus limites territoriais.
FIGURA 3 – Classificação dos reatores biológicos aeróbios quanto ao tipo de
aglomeração de biomassa.
FIGURA 4 – Processo simplificado de degradação aeróbia de substâncias
orgânicas por microrganismos.
FIGURA 5 – Transformações entre os compostos nitrogenados no ciclo do
nitrogênio.
FIGURA 6 – Redução biológica de nitrato a nitrogênio gasoso.
FIGURA 7 – Representação do processo de lodos ativados convencional.
FIGURA 8 – Fluxograma do sistema de lodos ativados com operação
intermitente utilizando dois reatores.
FIGURA 9 – Fluxograma do sistema de lodo ativado convencional.
FIGURA 10 – Variação do pH em função de diferentes concentrações de CO2.
FIGURA 11 – (a) Biorreator 04 da ETE Martim de Sá e (b) Biorreator 04 da
ETE Porto Novo.
FIGURA 12 – Fluxograma do tratamento Biológico: (a) ETE Martim de Sá e (b)
ETE Porto Novo, mostrando três pontos de coletas de amostras.
FIGURA 13 – Medidor de pH, modelo de bancada 3 Star Plus, marca Thermo
Scientific Orion.
viii
FIGURA 14 – Medidor de temperatura e oxigênio dissolvido acoplado a uma
sonda com tecnologia luminescente por longa duração, tipo Pro
ODO, da Marca YSI.
FIGURA 15 – Digestor para DQO, do tipo DRB 200, marca Hach, com a
temperatura padrão e algumas amostras após digestão.
FIGURA 16 – Curvas de monitoramento da DQO e pH do efluente de chegada
ao biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
FIGURA 17 – Curvas de monitoramento da DQO e pH do efluente de chegada
ao biorreator 04 da ETE Porto Novo.
ix
LISTA DE TABELA
TABELA 1 – Espécies de bactérias autotróficas capazes de oxidar amônia
e nitrito.
TABELA 2 – Monitoramento de Parâmetros para avaliação da
característica do efluente ETE Martim de Sá.
TABELA 3 – Monitoramento de Parâmetros para avaliação da
característica do efluente ETE Porto Novo.
TABELA 4 – Monitoramento geral dos parâmetros físico-químicos do
efluente do biorreator 04 da ETE Porto Novo.
TABELA 5 – Monitoramento geral dos parâmetros físico-químicos do
efluente do biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
TABELA 6 – Dados utilizados para a montagem de indicador DQOr X
Energia Elétrica do biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
TABELA 7 – Dados utilizados para a montagem de indicador DQOr X
Energia Elétrica do biorreator 04 da ETE Porto Novo.
TABELA 8 – Custo de pessoal ETE Porto Novo e Martim de Sá.
TABELA 9 – Custo com produtos químicos ETE Porto Novo e Martim de
Sá.
TABELA 10 – Custo com manutenção ETE Porto Novo e Martim de Sá.
TABELA 11 – Dimensão Econômica da ETE Porto Novo e ETE Martim de
Sá.
x
LISTA DE SIGLAS/ ABREVIATURAS
B04 ETE PN Biorreator 04 da Estação de Tratamento de Esgotos Porto
Novo.
B04 ETE MS Biorreator 04 da Estação de Tratamento de Esgotos Martim
de Sá.
DQO Demanda Química de Oxigênio
DQOr Demanda Química de Oxigênio Removida
DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio
EEL Escola de Engenharia de Lorena
ETE Estação de Tratamento de Esgotos
GIA Grau de Impacto antropogênico
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
MBR Biorreator de Membranas
OD Oxigênio Dissolvido
PESM Parque Estadual da Serra do Mar
SABESP Cia de Saneamento do Estado de São Paulo
SS Sólidos Suspensos
SSVTA Sólidos Suspensos Voláteis no Tanque de Aeração
UASB Reatores Anaeróbios de fluo ascendente
UTGCA Unidade de Tratamento de Gás Caraguatatuba
xi
LISTA DE SÍMBOLOS
A Fator de frequência
CO2 Gás carbônico
CH4 Gás metano
C6H12O6 Glicose
°C Grau Celsius
E Energia de ativação
H+ Íon hidrogênio
H2O Água
K2Cr2O7 Dicromato de potássio.
K Constante de Arrhenius
Ks Constante de saturação pelo substrato
Ki Constante de inibição pelo substrato
Km Quilômetro
Km2 Quilometro quadrado
N2O Óxido nitroso
N2Or Óxido nitroso redutase
NO Óxido nítrico
Nor Óxido nítrico redutase
NH2OH Hidroxilamina
N2 Gás nitrogênio
xii
N-Amon. Nitrogênio amoniacal
N-NO3- Nitrogênio como nitrato
NH4+ Íon amônio
NO2- Ânion nitrito
Nir Nitrito redutase
NO3- Ânion nitrato
Nar Nitrato redutase
nm Nanômetro
O2 Oxigênio
pH Potencial hidrogeniônico
R Constante dos gases ideais
S Concentração de substrato
Ta Temperatura absoluta em Kelvin
µmT Taxa de crescimento máximo das bactérias a uma temperatura
qualquer
µS Velocidade específica de consumo de substrato
µSmax Velocidade específica máxima de consumo de substrato
θ Coeficiente de Arrehnius
V Volts
xiii
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO .....................................................................................................................6
2. OBJETIVO GERAL .............................................................................................................7
3. OBJETIVOS ESPECÍFICOS ..............................................................................................7
4. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ...............................................................................................8
4.1 LITORAL NORTE – CONTEXTO ...............................................................................8
4.2. MUNICÍPIO DE CARAGUATATUBA – CONTEXTO .............................................. 10
4.3. TRATAMENTO BIOLÓGICO DE EFLUENTES ...................................................... 11
4.4. REMOÇÃO DA MATÉRIA CARBONÁCEA ............................................................. 13
4.5. REMOÇÃO DA MATÉRIA NITROGENADA ............................................................ 14
4.6. SISTEMAS DE LODO ATIVADO ............................................................................. 17
4.6.1. PRINCIPAIS CARACTERÍSTICAS................................................................... 17
4.6.2. FLUXO INTERMITENTE (REATORES SEQUENCIAIS POR BATELADA) . 19
4.6.3. LODOS ATIVADOS CONVENCIONAIS (FLUXO CONTÍNUO) .................... 21
4.6.4. AERAÇÃO PROLONGADA (FLUXO CONTÍNUO) ......................................... 22
4.7. FATORES AMBIENTAIS COM INFLUÊNCIA NO TRATAMENTO BIOLÓGICO
DE EFLUENTES ................................................................................................................... 23
4.7.1. TEMPERATURA ................................................................................................ 23
4.7.2. PH ........................................................................................................................ 24
4.7.3. CONCENTRAÇÃO DE OXIGÊNIO DISSOLVIDO (OD) ................................. 26
4.7.4. CONCENTRAÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA ............................................... 26
4.8. RELAÇÃO CUSTO BENEFÍCIO INFLUENCIANDO A TOMADA DE DECISÃO . 27
5. PROCEDIMENTO EXPERIMENTAL ............................................................................... 29
5.1 MATRIZES ESTUDADAS .............................................................................................. 29
5.2. PARÂMETROS FÍSICOS E QUÍMICOS .................................................................. 31
5.2.1. PH ........................................................................................................................ 31
5.2.2. TEMPERATURA E OXIGÊNIO DISSOLVIDO (OD) ....................................... 32
5.2.3. VAZÃO DE ENTRADA....................................................................................... 33
5.2.4. DEMANDA QUÍMICA DE OXIGÊNIO .............................................................. 33
5.2.5. CONSUMO DE ENERGIA ELÉTRICA ............................................................. 34
6. RESULTADOS E DISCUSSÃO ....................................................................................... 34
6.1. ESTUDO DA CARACTERÍSTICA DOS EFLUENTES ........................................... 34
6.2. CARACTERIZAÇÃO FÍSICA E QUÍMICA DAS MATRIZES ESTUDADAS.......... 36
xiv
6.3. PARÂMETRO DE INDICAÇÃO DE EFICIÊNCIA DO TRATAMENTO
RELACIONANDO DQO REMOVIDA COM ENERGIA ELÉTRICA .................................. 37
6.4. DETERMINAÇÃO DOS CUSTOS TOTAIS – DIMENSÃO ECONÔMICA ............ 38
6.4.1. CUSTOS DE PESSOAL ........................................................................................ 39
6.4.2. CUSTOS COM ENERGIA ELÉTRICA ................................................................. 39
6.4.3. CUSTOS COM PRODUTOS QUÍMICOS ............................................................ 40
6.4.4. CUSTOS COM MANUTENÇÃO ........................................................................... 40
6.4.5. CONSIDERAÇÕES SOBRE A DIMENSÃO ECONÔMICA ............................... 40
7. CONCLUSÃO .................................................................................................................... 41
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................................ 42
9. ANEXOS ............................................................................................................................ 48
6
1. INTRODUÇÃO
Na natureza, caso não houvesse a interferência humana, apenas a área
superficial do curso de água que fica em contato com o ar e os obstáculos
naturais, imporiam as limitações para o desenvolvimento da vida nos diferentes
ambientes aquáticos. Nos tempos atuais, com o lançamento desgovernado de
efluentes domésticos e industriais dos corpos de água, apenas a autodepuração
não tem a capacidade de devolver as características iniciais do rio. Portanto, é
necessário o devido tratamento dos efluentes para evitar a poluição ou até
mesmo a “morte” dos cursos de água naturais. O tratamento dos efluentes nada
mais é do que uma autodepuração acelerada, com as características
hidrodinâmicas e de qualidades dos efluentes controladas (VON SPERLING,
2005).
Os resíduos industriais e domésticos decorrentes das atividades humanas
devem ser adequadamente tratados em estação de tratamento de efluentes
(ETE), a fim de remover a maior quantidade possível de poluentes, minimizar os
efeitos adversos ao ambiente, prevenir a poluição e proteger a saúde pública
(LAMBOLEZ et al, 1994; FERNANDEZ et al, 1995). Um tratamento de efluente
adequado requer um rigoroso controle do sistema, entendimento sobre a
influência dos compostos tóxicos no processo de depuração e o quão eficiente é o
sistema para remoção da carga tóxica, o qual, normalmente, é quantificada pela
redução de DQO, DBO, toxicidade ou outro composto cuja remoção é
indispensável (ARAÚJO et al, 2005; BEAL et al, 2006; SANTOS et al, 2006). Os
tratamentos baseados em processos biológicos permitem tratar grandes volumes
de efluente, com menor custo de funcionamento e simplicidade operacional
(FREIRE et al, 2000; DA MOTTA et al, 2003). Para efluentes complexos, o
processo biológico mais amplamente utilizado é por lodos ativados, cujo nível de
eficiência é elevado (JENKINS; RICHARD; DAIGGER, 2003). O sistema de lodos
ativados consiste em uma complexa associação de micro-organismos composta
por bactérias, protozoários, fungos e micrometazoários que oxidam os compostos
7
orgânicos e inorgânicos presente nos efluentes (BENTO et al, 2005; DAVIES,
2005).
Na maioria dos sistemas de tratamentos de efluentes aeróbios, o oxigênio é
transferido da atmosfera para a fase líquida do sistema de tratamento, por meio
de aeradores ou sopradores mecânicos que utiliza motores elétricos. Para manter
a população microbiana “viva” e com boa capacidade metabólica, a
disponibilidade de oxigênio faz-se necessária. Contudo, pode haver, na prática,
interrupção da aeração, seja por problemas ocasionais na distribuição de energia
elétrica ou devido a interrupções planejadas em horários de preço elevado de
energia elétrica (COSTA; FERREIRA; HAANDEL, 2007). Devido a estas
observações, o controle e avaliação do consumo de energia pelo parâmetro final
da Demanda Química de Oxigênio encontrado no efluente tornam-se fundamental
para o sucesso da Estação de Tratamento de Efluentes.
2. OBJETIVO GERAL
O objetivo do presente trabalho é avaliar a eficiência, pela relação
custo/benefício dos processos de tratamento de efluentes com reatores biológicos
que utilizam aeradores submersíveis ou sopradores por ar difuso.
3. OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Para alcançar o objetivo principal serão realizados os seguintes objetivos
específicos:
Avaliar DQO do efluente doméstico gerado no Município de
Caraguatatuba/SP;
8
Avaliar as variáveis (DQO, OD, Temperatura, pH, Carga Orgânica
removida) e capacidade de transferência de oxigênio em aerador do Tanque
04 de ambas as estações de tratamento de esgoto;
Criar um parâmetro indicador para avaliar a relação: DQOR x Consumo de
energia elétrica;
4. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
4.1 LITORAL NORTE – CONTEXTO
O Litoral Norte Paulista compreende a faixa que se estende do canal de
Bertioga a São Sebastião, Ilhabela, Caraguatatuba e Ubatuba, conforme mostra a
Figura 1. Possui limites territoriais com o estado do Rio de Janeiro e possui 161
km de extensão, contendo 164 praias, 17 ilhas, intensa variedade de cursos
d’água (rios caudalosos e pequenos córregos), regiões costeiras e mangues. A
região possui inúmeros recursos naturais e paisagísticos; costa litorânea, Serra
do Mar e Mata Atlântica, com variada biodiversidade.
O litoral norte paulista é a região que possui a maior porcentagem de
remanescentes florestais da Mata Atlântica do estado de São Paulo com
cobertura média de 80%, salientando a importância da região, dentro de um
estado onde restam apenas 15% de remanescentes. No entanto vale ressaltar
que, das quatro cidades que compõe o Litoral Norte, Caraguatatuba é a que
possui menor porcentagem de remanescentes florestais da Mata Atlântica, com
73%, enquanto Ilhabela, São Sebastião e Ubatuba possuem média de 84% (SOS
MATA ATLÂNTICA; INPE, 2009).
9
Figura 1 – Litoral Paulista e subdivisões: Litoral Sul, Baixada Santista e Litoral Norte. (HOGAN, 2009)
O Litoral Norte Paulista encontra-se em transformações socioambientais
importantes, como a construção do anel viário de Caraguatatuba/ São Sebastião,
o Aterro Sanitário Regional, o Centro de Detenção Provisória, a Unidade de
Tratamento de Gás Caraguatatuba (UTGCA), a expansão do Porto de São
Sebastião e a ampliação da rodovia Caraguatatuba/São José dos Campos.
Consequentemente, o risco de acidentes e enchentes aumentará
significativamente, ao mesmo tempo em que a precariedade dos serviços de
emergência hospitalar que não estão preparados para atender a demanda
resultante de uma possível expansão urbana.
10
4.2. MUNICÍPIO DE CARAGUATATUBA – CONTEXTO
Localizada no Litoral Norte paulista, a cidade de Caraguatatuba (Área
Territorial de 485 km2) se situa a 186 km de São Paulo, com limite norte-sul entre
as cidades de Ubatuba e São Sebastião, a oeste Paraibuna, noroeste Natividade
da Serra, enquanto sua face leste é banhada pelo Oceano Atlântico (Figura 2).
Possuem 40 km de orla formada praias tropicais, cada uma com características
diferenciadas propiciando uma variedade extensa de atividades de lazer e turismo
(PREFEITURA DE CARAGUATATUBA, 2012; IBGE, 2007).
Figura 2 – Mapa de Caraguatatuba e seus limites territoriais (GOOGLE, 2012).
As consequências econômicas decorridas do turismo compreendem a
substituição das características agrícolas pelo setor de serviços, construção civil e
administração de imóveis, além de marcado por grande número de empregos
informais como maneira de lidar com a sazonalidade (SOUZA, 2009). Do ponto de
vista demográfico, o constante crescimento populacional resulta na ocupação
11
desordenada, já que atraídos por melhores condições, os novos moradores
chegam à cidade. Sem recursos para ocupar a cidade legalmente acabam por
construir suas casas nas encostas da Serra do Mar e, assim uma inversão ocorre,
a região que anteriormente era ocupada por empreendimentos turísticos hoje é
ocupada por famílias de baixa renda (HOGAN, 2009). A ocupação desordenada
em conjunto com a especulação imobiliária, a caça e coleta predatória consiste na
maior ameaça para a preservação do PESM.
De acordo com o estudo de Pereira et al (2009), que avalia o grau de
impacto antropogênico (GIA) no Litoral Norte, utilizando técnicas de
geoprocessamento e considerando as dimensões política, espacial, cultural,
ecológica, econômica e social, o município de Caraguatatuba é apontado como
uma região que possui alto grau de efeito antropogênico, classificada com 0,63
(dentro de uma dimensão que vai de 0 a 1, onde quanto mais próximo de 0 menor
o impacto sofrido).
Desta forma o turismo molda a cidade, tanto economicamente como em
seus aspectos demográficos e de uso e ocupação do solo, influenciando a cultura
e, dando formas ao cenário atual de Caraguatatuba que se caracteriza pela maior
área urbanizada, população (100.840 habitantes), e densidade demográfica do
litoral norte com 207,92 hab./ km2 (IBGE, 2007).
4.3. TRATAMENTO BIOLÓGICO DE EFLUENTES
Os sistemas de tratamento de efluentes tem a finalidade de proporcionar a
aceleração das reações bioquímicas que ocorrem espontaneamente na natureza,
de forma que ocorra a degradação de substâncias poluentes por ação de
microrganismos. Dentro destes sistemas de tratamento há a classificação por:
Anaeróbios: os microrganismos sintetizam as reações na ausência de
oxigênio, em ambiente redutor. O carbono orgânico é convertido basicamente em
CO2, CH4 e biomassa.
12
Aeróbio: o oxigênio é fundamental para os microrganismos envolvidos nas
reações. Sendo o carbono orgânico convertido em basicamente CO2 e biomassa.
Os reatores biológicos podem ser classificados quanto à forma
predominante de aglomeração microbiana, que podem ser na forma de flocos ou
de filme aderido sob uma superfície (biofilme), designados de reatores com
crescimento de biomassa em suspensão e biomassa fixa (SCHNEIDER, 2010),
respectivamente (Figura 3).
Figura 3 – Classificação dos reatores biológicos aeróbios quanto ao tipo de
aglomeração de biomassa (SCHNEIDER, 2010).
Os reatores com biomassa em suspensão são os mais utilizados e
difundidos, devido à vasta aplicação do sistema de lodo ativado. Entretanto, os
reatores com biomassa fixa vêm conquistando espaço por apresentarem maior
eficiência e sustentabilidade do que os processos com biomassa em suspensão,
especialmente em condições operacionais críticas, como por exemplo, com
baixas temperaturas, na presença de compostos inibitórios, com altas cargas ou
variáveis (ROUSE et al., 2007).
13
4.4. REMOÇÃO DA MATÉRIA CARBONÁCEA
A conversão aeróbia de matéria carbonácea pode ser representada pela
equação geral da respiração aeróbia. A oxidação bioquímica por via aeróbia
apresenta um alto rendimento energético, tornando possível a produção mais
elevada de células do que em outros processos, como por exemplo, as reações
anaeróbicas (SCHNEIDER, 2010). A Figura 4 mostra um fluxograma que sintetiza
o processo de degradação aeróbia de compostos biodegradáveis pelos
microrganismos.
Figura 4 – Processo simplificado de degradação aeróbia de substâncias
orgânicas por microrganismos (SCHNEIDER, 2010).
14
4.5. REMOÇÃO DA MATÉRIA NITROGENADA
As principais formas de remoção da matéria nitrogenada são por
assimilação e pelo processo de nitrificação e desnitrificação. Devido ao fato do
nitrogênio ser um nutriente, os microrganismos presentes nos processos de
tratamento assimilam o nitrogênio amoniacal e o incorporam à massa celular
(SCHNEIDER, 2010). A Figura 5 representa um esquema das conversões
possíveis entre os compostos nitrogenados no ciclo do nitrogênio na natureza.
Figura 5 – Transformações entre os compostos nitrogenados no ciclo do
nitrogênio (SCHNEIDER, 2010).
Em ambiente aeróbio, ocorre a nitrificação biológica, processo em que
bactérias autótrofas e heterótrofas promovem a oxidação biológica do nitrogênio
amoniacal para nitrito e nitrato. A nitrificação pelas bactérias autófricas é
15
considerada mais significativa que a realizada pelas bactérias heterótrofas,
apesar da velocidade de crescimento das bactérias nitrificantes autótrofas serem
mais baixa que das heterótrofas. Contudo, os microrganismos heterótrofos
apresentam vantagem ecológica quando comparados aos microrganismos
autótrofos (mais sensíveis a baixas concentrações de oxigênio dissolvido), qual
seja o incremento na taxa de crescimento, causado pela utilização simultânea do
oxigênio e nitrato como aceptores de elétrons (PATUREAU, ET AL., 1994; ZHAO,
ET AL., 1999).
O rendimento energético destas reações de oxidação é baixo; logo, os
organismos nitrificantes crescem lentamente, com baixo rendimento celular. Para
levar o N-Amon. (nitrogênio amoniacal) à N-NO3- (nitrogênio como nitrato), é
necessário que o tempo de retenção celular seja suficientemente longo para
permitir o desenvolvimento dos microrganismos e garantir a permanência da
biomassa nitrificante no reator.
. O processo de nitrificação é realizado principalmente pelas bactérias,
sendo realizado também por outros microrganismos. O consórcio microbiano
responsável por esse processo é constituído principalmente pelas bactérias dos
gêneros Nitrosomonas sp, que faz a transformação da amônia em nitrito
(nitritação) e Nitrobacter sp, que converte o nitrito a nitrato (nitratação). Sendo que
outros gêneros de bactérias também podem realizar este processo (SILVA
FILHO, 2009). A Tabela 1 mostra a relação com as principais bactérias
responsáveis pela nitrificação.
Tabela 1 – Espécies de bactérias autotróficas capazes de oxidar amônia e
nitrito (SILVA FILHO, 2009).
Oxidadoras de amônia Oxidadoras de nitrito
Gênero Nome das espécies Gênero
Nome das
espécies
Nitrosococcus N. halophilus Nitrobacter N. alkalicus
N. mobilis N. hamburgensis
16
N. nitrosus N. vulgaris
N. oceani N. winogradsky
Nitrosospira N. briensis Nitrospira N. marina
N. multiformis N. moscoviensis
N. tenuis Candidatus N. efluvi
Nitrosomonas N. aestuarii Nitrospina N. gracilis
N. communis Nitrococcus N. mobilis
N. europaea
N. eutropha
N. marina
N. nitrosa
N. oligotropha
N. ureae
Na nitrificação, em suas duas etapas, nitritação e nitratação, são gerados
íons H+, que diminuem a alcalinidade do meio, gerando acidez no meio, com
valores de pH que inibem a nitrificação (pH < 5,5). A alcalinidade pode ser
mantida por injeção de produtos químicos no meio ou ser obtida através da
combinação da nitrificação com outros processos biológicos, como a
amonificação e a desnitrificação, que garantem a alcalinidade do meio (SILVA
FILHO, 2009).
Na desnitrificação o metabolismo bioenergético microbiano utiliza-se das
formas oxidadas de nitrogênio que servem como receptores finais de elétrons
para a cadeia respiratória (DEL POZO, 2003). O processo desnitrificante é
catalisado por enzimas nitrato redutase (Nar), nitrito redutase (Nir), óxido nítrico
redutase (Nor) e óxido nitroso redutase (N2Or). Esse processo converte as formas
oxidadas de nitrogênio (NO3-, NO2
-) em nitrogênio gasoso (N2) através da
oxidação da matéria orgânica oriunda de fontes de carbono orgânico, exige
baixas concentrações de oxigênio dissolvido disponível no meio para que os
microrganismos utilizem o oxigênio do nitrato e do nitrito para respirar, ao invés do
oxigênio dissolvido. Na figura 6 é mostrado o processo de desnitrificação.
17
Figura 6 – Redução biológica de nitrato a nitrogênio gasoso (TAKAYA,
2002).
Na desnitrificação heterotrófica o substrato orgânico doa elétrons ao nitrato,
ao nitrito ou ao sulfato. Nitrito e nitrato servem então como substitutos do oxigênio
nessa cadeia com algumas mudanças no processo metabólico, ou seja, na
síntese enzimática das bactérias (FERREIRA, 2002).
4.6. SISTEMAS DE LODO ATIVADO
4.6.1. PRINCIPAIS CARACTERÍSTICAS
Esse processo foi originado na Inglaterra em 1914 por Andern e Lockett
(JORDÃO PESSOA, 2005). Sendo constituído de um tanque de aeração, onde é
mantida em suspensão uma alta concentração de flocos microbianos, conhecidos
como lodos ativados, que são os responsáveis pela degradação de matéria
orgânica e pela redução do nitrogênio amoniacal.
Após o tanque de aeração é implantado em série um sedimentador, com a
função de separar os flocos microbianos, provocando um adensamento dos
mesmos. A decantação da matéria orgânica nesta etapa é facilitada devido às
bactérias possuírem uma matriz gelatinosa, que permite a aglutinação das
18
mesmas e outros microrganismos, sendo que essa matriz recebe o nome de
zoogleia (VON SPERLING, 1997).
O sobrenadante clarificado pode ser descartado ou seguir para um
tratamento complementar. E uma parte do lodo sedimentado retorna ao tanque de
aeração, garantindo uma elevada concentração microbiana. E o excesso de lodo
é enviado para um tratamento para ser descartado.
O crescimento e reprodução de microrganismos no tanque de aeração
ocorrem de forma continua devido à constante entrada de matéria orgânica no
sistema. Esse crescimento populacional das bactérias deve ser limitado para
evitar que atinjam excessivas concentrações no tanque de aeração, dificultando a
distribuição do oxigênio para toda a população e na sobrecarga do sedimentador,
prejudicando a devida decantação dos sólidos e a qualidade do efluente final.
Para evitar o acumulo de lodo e manter o sistema em equilíbrio, deve-se
retirar aproximadamente a mesma quantidade de biomassa que é aumentada por
reprodução (lodo em excesso). Este pode ser removido diretamente do reator ou
ser encaminhado para uma linha de tratamento do lodo, que compreende as
etapas de adensamento, estabilização e desidratação (VON SPERLING, 1997).
Enquanto o lodo excessivo é descartado, uma parte do lodo restante é
recirculada de volta para o sistema, sendo enviado para o tanque de aeração,
isso faz com que se aumente em dez vezes a concentração dos flocos
microbianos em suspensão.
Outro efeito dessa recirculação é o aumento do tempo de permanência dos
flocos microbianos suspensos no sistema, sendo um tempo maior do que o de
residência dos líquidos. E isso confere ao sistema de lodos ativados uma elevada
eficiência, pois os microrganismos residem por mais tempo no sistema e são
capazes de promover a degradação dos poluentes contidos na água (VON
SPERLING, 1997).
Os sistemas de lodos ativados têm sido bastante utilizados devido à boa
qualidade do efluente: baixas concentrações de DBO (Demanda Bioquímica de
Oxigênio), de DQO (Demanda Química de Oxigênio) e de sólidos suspensos
19
(SS), além da possibilidade de remoção de nutrientes, mais precisamente, do
nitrogênio e do fósforo. Porém, os custos de implantação, manutenção,
mecanização e geração de lodo são elevados, implicando em desvantagens para
o sistema (VAN HAANDEL, 1999; SILVA FILHO, 2009).
A Figura 7 apresenta uma representação do sistema de lodos ativados
convencional.
Figura 7 – Representação do processo de lodos ativados convencional.
(VAZZOLER, 2002)
4.6.2. FLUXO INTERMITENTE (REATORES SEQUENCIAIS POR BATELADA)
O processo de lodos ativados com operação intermitente consiste na
incorporação de todas as unidades, processos e operações normalmente
associadas ao tratamento tradicional de lodos ativados (decantação primária,
oxidação biológica e decantação secundária) em um único tanque. Utilizando
tanque único, esses processos e operações passam a serem simplesmente
sequências no tempo, e não unidades separadas como ocorrem nos processos
convencionais de fluxo contínuo. O processo de lodos ativados com fluxo
intermitente pode ser utilizado, tanto na modalidade convencional, quanto na de
aeração prolongada, embora esta seja mais comum, devido à sua maior
simplicidade operacional (VON SPERLING, 2002). Neste processo utiliza um ou
20
mais reatores de mistura completa onde ocorrem todas as etapas do tratamento,
conforme Figura 8.
Figura 8 – Fluxograma do sistema de lodos ativados com operação
intermitente utilizando dois reatores (VON SPERLING, 2002).
Com o estabelecimento de ciclos de operação com durações definidas a
massa biológica permanece no reator durante todos os ciclos, eliminando a
necessidade de decantadores separados. Os ciclos normais de tratamento são:
Enchimento (entrada de efluente bruto ou decantado no reator);
Reação (aeração/mistura da massa liquida contida no reator);
Sedimentação (sedimentação e separação dos sólidos em suspensão do
efluente tratado);
Descarte do efluente tratado (retirada do efluente do reator);
Repouso (ajuste de ciclos e remoção do lodo excedente).
21
4.6.3. LODOS ATIVADOS CONVENCIONAIS (FLUXO CONTÍNUO)
Para economizar energia na aeração do sistema convencional deve-se
retirar parte da matéria orgânica (em suspensão, sedimentável), antes do tanque
de aeração, por meio do decantador primário. Assim, o sistema de lodo ativado
convencional tem como parte integrante também o tratamento primário (Figura 9).
Na figura, o processo de cima corresponde ao tratamento da fase líquida
(efluente), ao passo que o processo de baixo exemplifica as etapas envolvidas no
tratamento da fase sólida (lodo). No sistema convencional, a idade do lodo é
usualmente da ordem de 4 a 10 dias e o tempo de detenção hidráulica no reator,
da ordem de 6 a 8 horas. Com esta idade do lodo, a biomassa retirada do sistema
no lodo excedente requer ainda uma etapa de estabilização no tratamento do
lodo, por conter ainda um elevado teor de matéria orgânica armazenada nas suas
células. Esta estabilização ocorre nos digestores primário e secundário. De forma
a reduzir o volume dos digestores, o lodo é previamente submetido a uma etapa
de adensamento, na qual é retirada parte da umidade, diminuindo, em
consequência, o volume de lodo a ser tratado (VON SPERLING, 2002).
Figura 9 – Fluxograma do sistema de lodo ativado convencional (VON
SPERLING, 2002).
22
4.6.4. AERAÇÃO PROLONGADA (FLUXO CONTÍNUO)
Os sistemas de aeração prolongada usualmente não possuem
decantadores primários, evitando a necessidade de estabilização do lodo
primário. Com isso obtém-se uma grande simplificação do processo, devido à
inexistência de decantadores primários e nem unidades de digestão de lodo.
Como consequência, o gasto com energia para aeração é elevado, já que o lodo
é estabilizado aerobiamente no tanque de aeração. Entretanto, a reduzida
disponibilidade de alimento e sua praticamente total assimilação fazem com que a
aeração prolongada seja a variante de lodos ativados mais eficiente na remoção
de DBO. No entanto, a eficiência de qualquer variante do processo de lodos
ativados está intimamente associada ao desempenho do decantador secundário.
Caso haja perda de sólidos no efluente final, haverá uma grande deterioração na
qualidade do efluente, independentemente do bom desempenho do tanque de
aeração na remoção da DBO (VON SPERLING, 2002).
Quando a biomassa permanece no sistema por período mais longo, da
ordem de 18 a 30 dias (daí o nome aeração prolongada), recebendo a mesma
carga de DBO do esgoto bruto que o sistema convencional, haverá menor
disponibilidade de alimento para as bactérias. A quantidade de biomassa (kg
SSVTA) é maior que no sistema de lodos ativados convencionais, o volume do
reator aeróbio é também mais elevado, e o tempo de detenção do líquido é em
torno de 16 a 24 horas. Portanto, há menos matéria orgânica por unidade de
volume do tanque de aeração e também por unidade de biomassa do reator. Em
decorrência, as bactérias, para sobreviver, passam a utilizar forma mais intensa
nos seus processos metabólicos a própria matéria orgânica biodegradável
componente das suas células. Esta matéria orgânica celular é convertida em gás
carbônico e água através da respiração das células. Isto corresponde a uma
estabilização da biomassa, ocorrendo no próprio tanque de aeração. Enquanto no
sistema convencional a estabilização do lodo é realizada em separado (na etapa
de tratamento de lodo), usualmente em ambiente anaeróbio. Na aeração
prolongada ela é feita conjuntamente, no próprio reator, tendo-se um ambiente
aeróbio. O consumo adicional de oxigênio para a estabilização de lodo
23
(respiração endógena) é significativa e pode ser maior que o consumo para
metabolizar o material orgânico do afluente (respiração exógena) (VON
SPERLING, 2002).
4.7. FATORES AMBIENTAIS COM INFLUÊNCIA NO TRATAMENTO
BIOLÓGICO DE EFLUENTES
O pH, a concentração de oxigênio dissolvido, a temperatura e a presença
de constituintes tóxicos ou inibitórios exercem influência direta sobre a taxa de
crescimento das bactérias (DOWNING et al., 1978; VAN HAANDEL e MARAIS,
1999; VAN HAANDEL e VAN DER LUBBE, 2007; SILVA FILHO, 2009).
As bactérias nitrificantes são sensíveis a fatores ambientais e operacionais
que podem influenciar diretamente em seu metabolismo de forma a interferir no
seu crescimento (SILVA FILHO, 2009).
Devido a pouca energia obtida durante a oxidação da amônia as bactérias
nitrificantes crescem lentamente, sendo a idade do lodo um dos fatores que
influenciam a nitrificação (METCALF & EDDY, 2003). Em condições ótimas, as
bactérias nitrificantes reproduzem em um tempo de aproximadamente de 8 a 10
horas (GERARDI, 2006).
4.7.1. TEMPERATURA
A temperatura tem grande influência sobre o crescimento bacteriano devido
a sua associação à velocidade das reações metabólicas dos microrganismos. Isso
se deve ao fato das reações serem catalisadas por enzimas específicas, cuja
produção pode aumentar ou diminuir com a temperatura (PELCZAR et al., 1997;
BLACK, 2002). Existem três temperaturas referenciais para cada espécie de
organismo: temperatura mínima, ótima e máxima. As temperaturas mínima e
máxima estabelecem os limites mínimo e máximo, abaixo ou acima dos quais não
24
há crescimento, e a temperatura ótima se refere àquela onde a taxa de
crescimento atinge o valor máximo.
Em geral, considera-se a temperatura ótima para o crescimento de
bactérias nitrificantes na faixa de 25 a 36º C. Entre 7 e 35º C existe resposta
linear para a nitritação, mas os limites diminuem para a nitratação. Logo, a
temperatura ótima para a nitritação é maior que a nitratação. Para cada acréscimo
de 7º C a taxa de crescimento das bactérias nitrificantes dobra (PELCZAR et al.,
1997; BLACK, 2002).
Segundo STILLER (1989), o efeito da temperatura nas constantes cinéticas
pode ser definido pela equação de Van’t Hoff-Arrhenius, equação (1).
k=A.e-E/RTa (1)
Porém a equação largamente utilizada em processos biológicos de
tratamento de esgoto sanitário para correção da constante cinética está
apresentada na equação (2), que é um caso particular da equação (1)
(ECKENFELDER & FORD, 1968).
µmT = µm20.θ(T-20) (2)
O valor do coeficiente de Arrehnius (θ) para as bactérias autotróficas varia
entre 1,11 e 1,13, correspondendo a um aumento no valor de µm de 11 a 13% por
cada grau celsius de variação de temperatura (DOWNING et al., 1964; VAN
HAANDEL e MARAIS, 1999; VAN HAANDEL e VAN DER LUBBE, 2007; DERKS,
2007; SILVA FILHO, 2009).
4.7.2. PH
A concentração de íons hidrogênio representa uma indicação da condição
de acidez, neutralidade ou alcalinidade. Sua origem natural é a dissolução de
rochas, absorção de gases da atmosfera, oxidação da matéria orgânica e a
25
fotossíntese. É um parâmetro importante em diversas etapas do tratamento de
efluentes, se o pH está baixo indica corrosividade e agressividade do meio. Uma
grande variação em relação à neutralidade pode afetar a vida aquática e os
microrganismos responsáveis pelo tratamento biológico destes rejeitos.
Segundo VILLAVERDE (2001), para cada g N-NH4+ oxidada 7,14 g de
alcalinidade (CaCO3) são consumidos e se não houver alcalinidade suficiente os
valores de pH podem decrescer até níveis tóxicos e inibirem o processo de
nitrificação caso o pH ficar abaixo de 6,0.
VAN HAANDEL & MARAIS (1999) afirmaram que, para concentrações com
alcalinidade total acima de 35 ppm de CaCO3, o pH não varia consideravelmente.
No entanto, para alcalinidade abaixo dessa concentração há variação do pH com
a alcalinidade, podendo acarretar em prejuízos à estação de tratamento de
efluentes (ETE) caso esse pH atinja valores extremos (muito ácido ou muito
alcalino) danificando a massa biológica responsável pelo tratamento. A Figura 10
mostra a variação do pH em função de diferentes valores da concentração de
CO2 (alcalinidade). A redução da alcalinidade de 35 ppm para 0 ppm (zero) faz
com que o pH caia da faixa neutra para um valor de 4,2 aproximadamente.
Figura 10 – Variação do pH em função de diferentes concentrações de CO2
(VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).
26
A diminuição do pH pode ser atenuada com a aeração do efluente devido à
remoção de CO2 (BITTON, 2005). Segundo LOWENTHAL & MARAIS (1976), a
variação do pH em sistemas de lodo ativado tem relação direta com a alcalinidade
do meio, a qual é devida principalmente ao sistema carbônico (CO2 – HCO3 –
CO3).
4.7.3. CONCENTRAÇÃO DE OXIGÊNIO DISSOLVIDO (OD)
Segundo SILVA FILHO (2009), a influência da concentração de OD na
cinética de nitrificação tem sido objeto de pesquisas e estudos ao longo dos anos.
Alguns autores propuseram uma modificação na equação de Monod, introduzindo
a influência da concentração de OD (Equação 3) (STENSTROM e PODUSKA,
1980).
µm = µmax . [S/(S+KS)] . [OD/(OD+K0)] (3)
Quando a concentração de oxigênio dissolvido diminui, este se torna um
fator limitante para o crescimento (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).
4.7.4. CONCENTRAÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA
A matéria orgânica presente em corpos d’água e nos efluentes líquidos são
as principais causadoras do problema principal de poluição das águas: o consumo
de oxigênio dissolvido no meio para realização dos processos metabólicos de
utilização e estabilização da matéria orgânica pelos microrganismos. Os principais
componentes orgânicos são as proteínas, os carboidratos, a gordura e os óleos,
além da ureia, surfactantes, fenóis, pesticidas e outros em menor quantidade. Sua
27
origem natural é a matéria orgânica vegetal e animal, e sua origem antropogênica
são, geralmente, os despejos domésticos e industriais.
Grande parte do efluente despejado em Caraguatatuba/SP é de
característica doméstica. Estes efluentes são oriundos dos domicílios, bem como
de atividades comerciais e institucionais. Sendo função do consumo de água da
população, e de alguns fatores que influenciam neste consumo. Um destes
fatores é o clima e outro o nível econômico, pois climas mais quentes e secos; e
condições econômicas favoráveis induzem ao maior consumo de água da
população. Os esgotos domésticos possuem 99,9% de água e 0,1% de sólidos
orgânicos e inorgânicos, bem como microrganismos. Devido a esta quantidade
de 0,1% é que há a necessidade de tratar os efluentes (VON SPERLING, 1997).
A matéria orgânica destes efluentes divide-se em biodegradável e não
biodegradável. Para quantificar a matéria orgânica utilizam-se métodos indiretos,
como: a demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e demanda química de oxigênio
(DQO), com o intuito de medir o consumo de oxigênio. Estes parâmetros são
importantes, pois retrata de uma forma indireta, o teor de matéria orgânica nos
efluentes líquidos, sendo, portanto, uma indicação do potencial do consumo do
oxigênio dissolvido e este, por sua vez, podem ser relacionadas com o grau de
poluição do efluente.
Ambos os métodos medem a quantidade de matéria orgânica oxidada,
porém a DBO avalia a quantidade de oxigênio necessária para estabilizar, através
de processos bioquímicos, a matéria orgânica carbonácea. É uma indicação
indireta do carbono biodegradável, sendo passível de ser metabolizado por
microrganismos. Já a DQO indica toda a matéria orgânica presente, pois a
amostra reage com oxidante forte, o dicromato de potássio (K2Cr2O7), ou seja, o
parâmetro DQO é um indicativo de toda a matéria orgânica passível de oxidação.
4.8. RELAÇÃO CUSTO BENEFÍCIO INFLUENCIANDO A TOMADA DE
DECISÃO
28
A relação custo-benefício é um indicador que relaciona os benefícios de
um projeto ou proposta, expressos em termos monetários, e o seus custos,
também expressos em termos monetários. Tanto os benefícios como os custos
devem ser expressos em valores presentes.
Um meio de relacionar o custo-benefício do processo é pela avaliação dos
impactos econômicos diretos que são os fluxos monetários entre as empresa e
seus clientes, fornecedores, funcionários, investidores e o governo em todas as
esferas. Esta abordagem é caracterizada também por uma abrangência maior
que aquelas utilizadas para os relatórios feitos para a gestão interna de
empresas. Dentro de uma visão sustentável da variável econômica, os relatórios
de sustentabilidade visam avaliar, além dos custos tradicionais diretos em termos
de receitas e despesas, os impactos econômicos no entorno da área de atuação
da empresa, incluindo, também, os ativos e passivos ambientais e trabalhistas
(GRI, 2002).
No que se refere à dimensão econômica, vinculada a projeto de
produtos/processos serve para analisar a estratégia do negócio ou as opções de
projeto em termos da eco-eficiência. O modelo trabalha com um indicador final
denominado virtual que é composto por custos virtuais de prevenção. Estes
custos estariam relacionados às medidas de controle de impactos ambientais com
relação a quantidade de carga estimada para o planeta, no que se refere ao uso
de energia, matéria-prima e reciclagem (VOGTLÄNDER et. al., 2000).
O objetivo da avaliação do impacto econômico é para a tomada de decisão,
que deve buscar a opção que apresente o melhor resultado, a melhor avaliação,
ou ainda o melhor acordo entre as expectativas do decisor e a sua disponibilidade
em adotá-la, considerando a relação entre elementos objetivos e subjetivos
(SOARES, 2003).
A complexidade da tomada de decisão requer um tratamento qualificado e
justifica a utilização de métodos de apoio à decisão. Estes métodos permitem
avaliar critérios que não podem ser transformados em valores financeiros. Sua
aplicação é apropriada para comparar alternativas de projetos, políticas e cursos
de ação e, também para analisar projetos específicos, identificando seu grau de
29
impacto global, as ações mais eficazes e as que devem ser modificadas
(FERNANDES, 1996).
5. PROCEDIMENTO EXPERIMENTAL
5.1 MATRIZES ESTUDADAS
Os dois processos de tratamento de efluentes que foram estudados são de
patrimônio da Cia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo – SABESP. O
processo que utiliza aeradores submersíveis localiza-se na Estação de
Tratamento de Efluente Martim de Sá e a que utiliza difusores localiza-se na
Estação de Tratamento de Efluente Porto Novo, ambas em Caraguatatuba/SP.
. A Figura 11 (a) e 11 (b) mostram o Biorreator 04 da ETE Martim de Sá e o
Biorreator 04 da ETE Porto Novo, respectivamente.
Figura 11 – (a) Biorreator 04 da ETE Martim de Sá e (b) Biorreator 04 da
ETE Porto Novo.
A Figura 12 mostra o fluxograma do Tratamento Biológico da ETE Martim de
Sá (a) e ETE Porto Novo (b) mostrando três pontos de coleta de amostras. A
posição C1 refere-se à entrada do biorretor 04; a posição C2 dentro do
(b) (a)
30
biorreator 04; e a posição C3 a saída do biorreator 04. A medição do consumo de
energia elétrica foi realizada levando em consideração as posições C1 e C2.
Figura 12 – Fluxograma do tratamento Biológico: (a) ETE Martim de Sá e (b)
ETE Porto Novo, mostrando três pontos de coletas de
amostras.
Nos efluentes domésticos recebido pelo Biorreator 04 de duas Estações de
Tratamento de Esgoto situadas no município de Caraguatatuba/SP foi
monitoramento os dados experimentais referentes à: Demanda Química de
Oxigênio na Entrada e Saída do biorreator, Oxigênio Dissolvido (OD),
C1
C2
C3
C1
C2
C3
(b)
(a)
31
Temperatura, pH, Vazão de Entrada e Energia Elétrica consumida para o
biotratamento. Em contrapartida a este monitoramento, realizou-se um o
monitoramento diário na entrada do biorreator 04 quanto a Demanda Química de
Oxigênio para avaliar o perfil do efluente recebido pelas duas ETEs.
A Estação de Tratamento de Efluente Martim de Sá baseia-se no tratamento
mediante sistema aeróbio com aeradores submersíveis. E a Estação de
Tratamento de Efluente Porto Novo tem seu tratamento baseado em um sistema
aeróbio com sopradores utilizando ar difuso
5.2. PARÂMETROS FÍSICOS E QUÍMICOS
Alguns parâmetros físicos e químicos foram determinados, nas amostras
utilizadas, visando melhor caracterização de cada sistema de estudo. Os
parâmetros analisados serão descritos na sequência. As análises foram
realizadas nos Laboratórios de Controle Sanitário da Sabesp de
Caraguatatuba/SP localizados nas próprias Estações de Tratamento de Esgoto.
5.2.1. PH
O pH corresponde à quantidade de íons H+ presentes na amostra. Este
parâmetro foi medido através de um medidor de pH com eletrodo de vidro,
modelo de bancada 3 Star Plus, da marca Thermo Scientific Orion, conforme
mostrado na Figura 12.
32
Figura 12 – Medidor de pH, modelo de bancada 3 Star Plus, marca Thermo
Scientific Orion.
5.2.2. TEMPERATURA E OXIGÊNIO DISSOLVIDO (OD)
A temperatura e o oxigênio dissolvido foram medidos “in loco” nos
Biorreatores 04 de cada ETE através de um medidor de temperatura e oxigênio
dissolvido acoplado a uma sonda com tecnologia luminescente por longa duração,
tipo Pro ODO, da Marca YSI (Figura 13).
Figura 13 – Medidor de temperatura e oxigênio dissolvido acoplado a uma
sonda com tecnologia luminescente por longa duração, tipo Pro
ODO, da Marca YSI.
33
5.2.3. VAZÃO DE ENTRADA
A vazão de entrada de esgoto doméstico no Biorreator 04 de cada ETE foi
medida por meio de medidor de vazão do tipo Calha Parshall localizada entre a
grade mecânica e o desarenador.
5.2.4. DEMANDA QUÍMICA DE OXIGÊNIO
A DQO corresponde à quantidade de oxigênio consumida na oxidação
química da amostra pelo dicromato de potássio em meio fortemente ácido, a
temperaturas elevadas e na presença de catalisador.
A determinação da DQO foi realizada de acordo com metodologia padrão
em APHA (5220-D, 1995). O procedimento consiste basicamente na digestão da
amostra em tubo fechado seguida de determinação colorimétrica em 600 nm. As
curvas de calibração foram construídas entre 20 – 1500 mg L-1,utilizando-se
padrões de biftalato de potássio.
A metodologia foi validada empregando-se biftalato de potássio 300 mg L-1 e
desvios de até 5% foram considerados aceitos nas triplicatas realizadas.
A Figura 14 mostra o digestor para DQO, do tipo DRB 200, marca Hach,
com a temperatura padrão e algumas amostras após digestão.
Figura 14 – Digestor para DQO, do tipo DRB 200, marca Hach, com a
temperatura padrão e algumas amostras após digestão.
34
5.2.5. CONSUMO DE ENERGIA ELÉTRICA
O consumo de energia elétrica foi medido em cada uma das Estações de
Tratamento de Efluentes. Na ETE Martim de Sá utilizou-se de um medidor portátil
de energia elétrica, modelo 435 Power Quality Analyzer, da marca Fluke,
instalado a jusante da chave selecionadora principal do painel de alimentação do
sistema de aeração do biorreator 04, alimentados em uma tensão de 440 V. Na
ETE Porto Novo utilizou-se de um medidor fixo de energia elétrica, modelo
Hartmann & Brun, da marca MGE-ABB, instalado no disjuntor principal do
barramento elétrico de alimentação dos painéis dos sopradores responsáveis pela
aeração do biorreator 04, alimentados também a uma tensão de 440 V. Ambos os
serviços de medição foram realizados pela equipe responsável pela manutenção
elétrica da Unidade da Sabesp do Litoral Norte de São Paulo, que possui a
atribuição e a liberação nos órgãos de classe para intervir em circuitos
energizados com alta tensão elétrica de trabalho.
6. RESULTADOS E DISCUSSÃO
A discussão dos resultados obtidos foi dividida em grupos para a melhor
contextualização dos dados relacionados aos diferentes efluentes avaliados. As
amostras foram coletadas em períodos onde a população flutuante da cidade de
Caraguatatuba/SP estava reduzida, para evitar discrepâncias que poderiam
ocasionar inviabilidades aos dados amostrados.
6.1. ESTUDO DA CARACTERÍSTICA DOS EFLUENTES
35
Um conjunto de amostras foi coletado nos biorreatores 04 de cada Estação
de Tratamento de Esgoto de maneira composta. Realizaram-se as coletas em
quatro períodos específicos do dia (00h00-0600; 06h00-12h00; 12h00-18h00;
18h00-24h00) levando em consideração um período de sete dias, conforme
demonstrado nas tabelas 2 e 3 (anexo). O objetivo deste monitoramento foi
determinar uma tendência das características quanto ao pH e DQO dos efluentes
que chegam a cada Estação de Tratamento estudada (Fig. 15).
Figura 15 – Curvas de monitoramento da DQO e pH do efluente de chegada
ao biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
A Figura 15, mostra que o efluente recebido pela ETE Martim de Sá
apresentou um aumento na concentração de matéria orgânica até 12h00 da
manhã mantendo constante, por volta de 312 mg/L de DQO, até às 18h00. Logo
após a este período, apresentou uma queda em sua concentração. O valor de pH
tendeu a uma pequena elevação, em grande parte do tempo, um decréscimo no
período da tarde e a uma estabilização a partir das 18h00.
O efluente recebido pela ETE Porto Novo (Fig. 16) apresentou aumento na
concentração de matéria orgânica durante o período de 10h00 da manhã até às
16h00, por volta de 334 mg/L de DQO. Logo após este período houve uma leve
tendência de queda dessa concentração. Percebe-se que o valor de pH tende a
36
uma pequena elevação até 08h00; uma queda no valor do pH por volta de 14h00
e, em seguida, elevasse novamente seu valor.
Figura 16 – Curvas de monitoramento da DQO e pH do efluente de chegada
ao biorreator 04 da ETE Porto Novo.
Comparando-se as características dos efluentes em estudo, observou-se
que ambos os efluente de chegada de cada estação de Tratamento apresentaram
variações nos valores de DQO e pH. Os efluentes da ETE Martim de Sá
apresentaram valores de pH menores, indicando uma característica levemente
ácida, em relação ao efluente da ETE Porto Novo. Observou-se, também, que
ocorreu menos variação das concentrações de matéria orgânica presentes no
efluente da ETE Porto Novo, durante o dia.
6.2. CARACTERIZAÇÃO FÍSICA E QUÍMICA DAS MATRIZES ESTUDADAS
As matrizes estudadas foram analisadas com relação aos parâmetros físicos
e químicos para a melhor caracterização das mesmas. As Tabelas 4 e 5 (anexo)
mostraram todos os resultados obtidos para amostras provenientes do biorreator
04 das ETEs Porto Novo (PN) e Martim de Sá (MS), respectivamente.
Para o B04 ETE PN utilizando sopradores de ar difuso, apresentou variação
da temperatura entre 22,5-26,6 °C e o pH entre 6,49 – 7,34. Já para o B04 ETE
37
MS utilizando aeradores submersíveis, apresentou variação da temperatura entre
23,6-26,4 °C e o pH entre 6,32 – 6,76.
No início do processo, os biorreatores (B04 ETE PN e B04 ETE MS)
apresentaram baixas concentrações de OD, em média 0,703 mg/L e 0,660 mg/L,
respectivamente. E ao final do processo, altas concentrações de OD em torno de
5,919 mg/L e 5,846 mg/L, respectivamente. Estes resultados indicaram que no
início do processo há grande assimilação de oxigênio, por parte dos
microrganismos, durante o consumo da matéria orgânica de ambos os processos.
Os valores de DQOr foram maiores no B04 ETE PN que no B04 ETE MS
(Tabelas 4 e 5, no anexo) e com maior constância. O efluente proveniente do B04
ETE PN obteve redução de 95,63% da DQO enquanto o B04 ETE MS 91,72 % da
DQO. O processo B04 ETE MS apresentou maiores variações nos resultados de
DQOr (67,52 % em 16/09/12) comparados com o B04 ETE PN (90,65% em
15/09/12).
Quanto ao consumo de energia elétrica observado separadamente, os dois
sopradores do B04 ETE PN apresentam, em média, uma diferença de
aproximadamente 7166,68 KWh dos dois aeradores submersíveis do B04 ETE
MS. Porém, apenas com a avaliação de cada um destes fatores em separado não
se pode ter nenhuma inferência do melhor custo/benefício para tratamento.
6.3. PARÂMETRO DE INDICAÇÃO DE EFICIÊNCIA DO TRATAMENTO
RELACIONANDO DQO REMOVIDA COM ENERGIA ELÉTRICA
Com o objetivo de observar a melhor eficiência no tratamento do consumo
de energia elétrica, relacionou-se a quantidade de DQO removida pelo consumo
de energia elétrica de cada processo, levando em consideração os biorreatores
04 de cada ETE.
Os dados para a plotagem dos gráficos da Figura 17 encontram-se
relacionados nas Tabelas 6 e 7 do anexo de trabalho
38
Figura 17 – Gráfico para avaliação da eficiência DQOr X Energia Elétrica dos
biorreatores 04 das ETEs: (a) Martim de Sá e (b) Porto Novo.
Observando os gráficos da Figura 17 pode verificar que o B04 ETE PN
apresenta melhor eficiência no tratamento por consumo de energia elétrica
(DQOr/KWh) que o B04 ETE MS. Conforme foi verificado anteriormente, o B04
ETE PN apresenta pouca variação dos valores da relação DQOr/KWh que o B04
ETE MS. O valor médio encontrado para a relação DQOr/KWh do B04 ETE PN foi
de 0,0191 DQOr/KWh e 0,0188 DQOr/KWh para o B04 ETE MS.
6.4. DETERMINAÇÃO DOS CUSTOS TOTAIS – DIMENSÃO ECONÔMICA
A metodologia de cálculo para a determinação do impacto econômico está
estruturada basicamente aos custos com o pessoal de operação, energia elétrica,
produtos químicos e manutenção. No que se refere a transporte de subprodutos
inerente dos processos, considerou-se que:
(a) (b)
39
- o custo de transporte do hipoclorito de sódio e polímero praestol utilizado
no tratamento de efluente de ambas as ETEs estão inclusos nos custos unitários
dos produtos químicos.
6.4.1. CUSTOS DE PESSOAL
O dimensionamento das despesas com pessoal e respectivos encargos
sociais baseou-se no Quadro de Pessoal da Sabesp, que está estruturado para
cumprir satisfatoriamente as atribuições inerentes ao papel da concessionária,
sejam aquelas propriamente dita, como também, aquelas voltadas para os
serviços de conservação e manutenção das instalações das ETEs PN e MS, bem
como, para o atendimento dos usuários. Considerou-se, ainda, o valor de 87,84 %
sobre os salários das categorias indicadas, levando em conta os encargos
sociais.
Para as despesas administrativas, considerou-se o percentual de 5 % sobre
os custos operacionais.
A Tabela 8 dos anexos contém todos os registros correspondentes aos
custos de pessoal e encargos considerados. A mesma quantidade de pessoal é
considerada para ambas ETEs.
6.4.2. CUSTOS COM ENERGIA ELÉTRICA
Em termos de custos variáveis foi considerado o custo de energia elétrica.
Os custos de demandas e consumo de energia elétrica foram calculados com
base no consumo energético médio obtido no B04 ETE PN e B04 ETE MS
multiplicados por quatro, pois cada estação de tratamento possui quatro
biorreatores. Levaram-se em consideração as tarifas praticadas pela
concessionária de Energia Elétrica com base em julho de 2012.
- Tarifa de Demanda: R$ 26,57/kWmês;
- Tarifa de Consumo: R$ 0,19706 /kWh.
40
6.4.3. CUSTOS COM PRODUTOS QUÍMICOS
Ambas as ETEs utilizam-se para o seu tratamento de esgotos os seguintes
reagentes: hipoclorito de sódio e polímero a base de poliacrilamida para
desidratação de lodo ativado. Os custos unitários de cada produto químico são:
- Hipoclorito de sódio = R$ 600,00/ Ton.
- Polímero a base de Poliacrilamida = R$ 10,10/ Kg.
A Tabela 9 dos anexos contêm todos os registros correspondentes aos
custos com produtos químicos para ambas ETEs.
6.4.4. CUSTOS COM MANUTENÇÃO
A Tabela 10, nos anexos, mostra os custos com manutenção da ETE MS e
PN, de acordo com dados coletados no mês de setembro de 2012.
6.4.5. CONSIDERAÇÕES SOBRE A DIMENSÃO ECONÔMICA
A Tabela 11, nos anexos, mostra a dimensão econômica de cada ETE ao
longo da operação dos processos utilizando sopradores no caso da ETE PN e
utilizando aeradores submersíveis no caso da ETE MS.
Observando os dados obtidos na Tabela 11, nos anexos, nota-se que a ETE
PN possui maior dimensão econômica.
41
7. CONCLUSÃO
Com o monitoramento dos parâmetros físicos e químicos combinado ao
consumo de energia elétrica dos B04 ETE PN e B04 ETE MS, determinou-se que
a quantidade de DQO removida por consumo de energia elétrica foi mais eficiente
no B04 ETE PN, utilizando sopradores por microbolhas, devido a menor variação
dos resultados apresentados e maior valor médio de DQOr.
Estudando a dimensão da economia de cada um dos processos de
tratamento pode-se concluir que o processo da ETE PN utilizando sopradores por
ar difuso apresentou maior impacto econômico mensal.
Os fatores que mais influenciam o impacto econômico é o consumo com
energia elétrica e custos com mão de obra operacional. Através deste fato, a
recomendação para continuidade deste trabalho é o controle do processo por
modelagem computacional utilizando o indicador implantado (DQOr/kWh).
Como consideração final, deveria ser implantando um novo indicador
referente a carga orgânica (DQO x Vazão) X consumo de energia elétrica.
42
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
AESELETROPAULO. Disponível em: <http://www.aeseletropaulo.com.br/clientes/ informações/Paginas/tarifasdeenergia.asp>. Acesso em: 07 out. 2012.
APHA, Standard Methods for Examination of Waste and Wastewater (APHA,
AWWA). New York, WPCF, 1995.
ARAÚJO, C. V. M. et al. The use of Microtox to assess toxicity removal of industrial effluents from the industrial district of Camaçari (BA, Brazil).
Chemosphere, v. 58, n. 9, p. 1277-1281, 2005.
BLACK, J. G. Microbiologia: fundamentos e perspectivas. 4. ed. Rio de
Janeiro, GuanabaraKoogan, 2002.
BEAL, L. L. et al. Otimização de uma estação de tratamento de efluentes de uma indústria de embalagens de papel. Revista Engenharia Sanitária e
Ambiental, v. 11, n. 3, p. 283-289, 2006.
BENTO, A. P. et al. Caracterização da microfauna em estação de tratamento de esgotos do tipo lodos ativados: um instrumento de avaliação e controle do processo. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 10, n. 4, p. 329-338,
2005.
BITTON, G. Role of microorganisms in biogeochemical cycles. In: Wastewater
Microbiology. Estados Unidos: Wiley-Liss, Inc. cap 3. p.51-73, 2005.
COSTA, A. G., FERREIRA A. F., HAANDEL, A. V. Monitoramento da atividade bacteriana de um sistema de lodos ativados bardenpho por meio da respirometria. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 12, n. 1, p. 17-23, 2007.
DA MOTTA, M. et al. Estudo do funcionamento de estações de tratamento de esgotos por análise de imagem: validações e estudo de caso. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 8, n. 3, p. 170-181, 2003.
43
DAVIES, P. S. The biological basis of wastewater treatment. Glasgow, UK:
Strathkelvin Instrument Ltd, 2005.
DEL POZO, R. Organic matter removal in combined anaerobic-aerobic bioreactors. Water Research, v. 37, n. 15. 3561-3568. DOI: 10.1016/S0043-1354(03)00273-2, 2003.
DERKS, Y. M. Uso da respirometria para avaliar a influência de fatores
operacionais e ambientais sobre a cinética de nitrificação. Dissertação
(Mestrado) - Universidade Federal de Campina Grande, Campina Grande, 2007.
DOWNING, A.L. Selected subjects in waste treatment. 3ed., Delft, IHE, 1978.
ECKENFELDER, W. W., FORD, D. L. New concepts in oxygen transfer and aeration, in Advances in water quality improvement. E. F. Gloyna and W. W. Eckenfelder Jr. (eds.), 1968, University of Texas Press, Austin,p. 215-236.
FERNADES, C.H. Priorização de Projetos Hidrelétricos sob a Ótica Social:
um estudo de caso utilizando análise custo/benefício e uma metodologia
multicritério de apoio à decisão – “MACBETH”. Dissertação (Mestrado em
Engenharia de Produção). Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis,
1996.
FERNÁNDEZ, A. et al. Assessment of toxicity of river water and effluents by the bioluminescence assay using Photobacterium phosphoreum. Water Research, v. 29, n. 5, p. 1281-1286, 1995.
FERREIRA, A. F. Uso da respirometria na avaliação da influência do pH na capacidade ativa das bactérias nitrificantes. Dissertação de Mestrado. 80p. Campina Grande-PB: UFCG, 2002.
FREIRE, R. S. et al. Novas tendências para o tratamento de resíduos industriais contendo espécies organocloradas. Química Nova, v. 23, n. 4, p.
504-511, 2000.
44
GERARDI, M.H. Wastewater Bacteria. John Wiley and Sons, New Jersey, 2006.
GLOBAL REPORTING INITIATIVE – GRI. Sustainability Report Guidelines on
Economic, Enviroment and Social Perfomance, 2002. Disponível em:
<http://www.globalreporting.org>. Acesso em: 26/11/2012.
GOOGLE. Disponível em: < http://maps.google.com.br>. Acesso em: 14 set. 2012.
HOGAN, D. J. Urban growth, vulnerability and adaptation: social and ecological dimensions of climate change on the coast of São Paulo.
Programa FAPESP de Pesquisa sobre Mudanças Globais – PFPMCG (processo n. 2008/58159-7), 2009.
INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATISTICA. Disponível em: < http://www.ibge.gov.br/cidadesat/painel/painel.php?codmun=351050#>. Acesso em: 14 set. 2012.
JENKINS, D., RICHARD, M. G., DAIGGER, G. T. Manual on the causes and control of activated sludge bulking, foaming, and other solids separation problems. 3. ed. Boca Raton: Lewis Publishers, 2003.
JORDÃO, E. P., PESSOA, C. A. Tratamento de Esgotos Domésticos. 4. ed.
Belo Horizonte: Segrac Editora, v.1. 906 p.; 2005.
LAMBOLEZ, L. et al. The environmental risks of industrial waste disposal: an experimental approach including acute and chronic toxicity studies. Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 28, n. 3, p. 317-328, 1994.
LOWENTHAL, R. E. & MARAIS, G. v. R. Carbonate Chemistry of Aquatic
Systems: Theory and Application. Ann Arbour Science Inc., 1976.
METCALF & EDDY. Wastewater Engineering Treatment and Reuse, McGraw
Hill, 4th edition, p.1819; 2003.
45
PATUREAU, D., DAVISON, J., BERNET, N.; MOLETTA, R. Denitrification under various aeration conditions in Comamonas Sp, Strain Agly2. Fems Microbiology Ecology, v. 14, n. 1, p. 71-78, 1994.
PELCZAR, M. J. et al. Microbiologia: conceitos e aplicações. São Paulo, Makron Books, 1997. v.1.
PEREIRA, F. R. S., KAMPBEL, M., SOUTO, R. D., POLETTE, M. Avaliação do Impacto Antropogênico no litoral norte de São Paulo utilizando técnicas de geoprocessamento. In: Simpósio Brasileiro de Sensoriamento Remoto, 14.,
2009, Natal. Anais.Natal: INPE, p. 4223-4230, 2009.
PREFEITURA MUNICIPAL DE CARAGUATATUBA. “Caraguá Cidade”. Disponível em:<http://www.portal.caraguatatuba.sp.gov.br/caragua_conteudo .php?id=86>. Acesso em: 16 set. 2012.
ROUSE, J. D., BURICA, O., STRAŽAR, M. A pilot-plant study of a moving-bed biofilm reactor system using PVA gel as a biocarrier for removals of organic carbon and nitrogen. Water Science and Technology, v. 55, n. 8-9, pp. 135-141, 2007.
SANTOS, E. M. A. et al. Influência do tempo de detenção hidráulica em um sistema UASB seguido de um reator biológico com fungos para tratar efluentes de indústria de castanha de caju. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 11, n. 1, p. 39-45, 2006.
SCHNEIDER, E. E. Avaliação de um reator de leito móvel com biofilme para tratamento de efluente da indústria de petróleo, com posterior ozonização acoplada a carvão granular com biofilme. Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal do Rio de Janeiro, 2010.
SILVA FILHO, H. A. Nitrificação em Sistemas de Lodo Ativado. Dissertação de
Mestrado – Universidade Federal de Campina Grande, Campina Grande, 2009.
46
SOARES, S.R. Análise Multicritério como Instrumento de Gestão Ambiental.
Dissertação (Mestrado em Engenharia de Produção). Universidade Federal de
Santa Catarina, Florianópolis, 2003.
SOUZA, S. C. Elites Políticas em Caraguatatuba. Seminário Nacional Sociologia e Política. 2009, Curitiba. Anais eletrônicos. Curitiba: UFPR, 2009. Disponível em: <http://www.humanas.ufpr.br/evento /SociologiaPolitica>. Acesso em: 13 set 2012.
SOS MATA ATLÂNTICA & INSTITUTO DE PESQUISAS ESPACIAIS. Atlas dos Remanescentes Florestais da Mata Atlântica: Período 2005-2008. Relatório Parcial. São Paulo, 2009. 156 p.
STILLER, W. Arrhenius equation; Chemical kinetics; Effect of temperature on; Mathematical models. 1a edição. Leipzig: BSB B.G. Teubner, 1989. 160 p. ISBN 3322007146.
STENSTRÖM M. K. & PODUSKA R.A. The Effect of Dissolved Oxygen
Concentration on Nitrification. Water Research 14, p. 645-650, 1980.
TAKAYA, N. Dissimilatory nitrate reduction metabolisms and their control in fungi. Journal of Bioscience and Bioengineering, v. 94, n. 6, p. 506-510, 2002.
VAN HAANDEL, A. C., MARAIS, G. V. R. O Comportamento do Sistema de
Lodo Ativado: Teoria e Aplicações para Projetos e Operações. Campina
Grande - epgraf, 1999, 472 p.
VAN HAANDEL, A. C. e VAN DER LUBBE, J. Handbook Biological Wastewater
treatment – design and optimization of activate sludge systems. London, UK,
2007.
VAZOLLER, R. F. Manual técnico sobre microbiologia de lodos ativados. São
Paulo: CETESB, 2002.
47
VEOLIA. MBBR Techonology – Technical Details. Disponível em: http://www.veoliawaterst.com/mbbr/en/technical_details.htm Acesso em: 17 set 2012.
VILLAVERDE, S., GARCIA-ENSINA, P., LACALLE, M. L. et al. Nitrification-denitrification of UASB effluents highly loaded with nitrogen in an activated sludge reactor operated with short cycled aeration. Water Science and Technology, Londres, v.44, n.4, p.279-286, 2001.
VOGTLÄNDER,J.G.; BREZET, H. C.; HENDRIKS C.F. The Virtual Eco-cost’99 –
a single LCA – Based indicator for Sustainability and the Eco-cost – Value
Ratio (VR) Model for Economic Allocation. The International Journal of Life
Cycle Assessment, Elsevier, v.5, n.6, 2000.
VON SPERLING, M. Lodos Ativados. Belo Horizonte: Departamento de
Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais, 1997.
VON SPERLING, M. Princípios do Tratamento Biológico de Águas
Residuárias. Vol.4. Lodos Ativados. 2. ed. Belo Horizonte: Departamento de
Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais, 2002.
VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental,
Universidade Federal de Minas Gerais, 2005, 452.
48
9. ANEXOS
TABELA 2 - Monitoramento de Parâmetros para avaliação da característica do
afluente do Biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
ETE MARTIM DE SÁ - BIORREATOR 04
DATA PERÍODO DQO (mg/L) pH
11/09/2012
00h00 / 06h00 128 6,40
06h00 / 12h00 658 6,40
12h00 / 18h00 267 6,80
18h00 / 24h00 138 6,80
18/09/2012
00h00 / 06h00 260 6,50
06h00 / 12h00 534 6,60
12h00 / 18h00 276 6,50
18h00 / 24h00 183 6,90
28/09/2012
00h00 / 06h00 186 6,67
06h00 / 12h00 162 6,83
12h00 / 18h00 225 6,84
18h00 / 24h00 255 6,70
29/09/2012
00h00 / 06h00 193 6,68
06h00 / 12h00 226 6,65
12h00 / 18h00 332 6,67
18h00 / 24h00 210 6,88
30/09/2012
00h00 / 06h00 165 6,85
06h00 / 12h00 163 6,91
12h00 / 18h00 449 6,90
18h00 / 24h00 285 6,81
01/10/2012
00h00 / 06h00 189 6,84
06h00 / 12h00 210 6,90
12h00 / 18h00 316 6,86
18h00 / 24h00 247 6,81
02/10/2012
00h00 / 06h00 110 6,77
06h00 / 12h00 238 6,94
12h00 / 18h00 322 6,98
18h00 / 24h00 321 6,68
PERIODO DQO (mg/L) pH
MÉDIA
00h00 / 06h00 175,86 6,67
06h00 / 12h00 313,00 6,75
12h00 / 18h00 312,43 6,79
18h00 / 24h00 234,14 6,80
49
TABELA 3 - Monitoramento de parâmetros para avaliação da característica do
afluente do Biorreator 04 da ETE Porto Novo.
ETE PORTO NOVO - BIORREATOR 04
DATA PERÍODO DQO (mg/L) pH
11/09/2012
00h00 / 06h00 222 7,20
06h00 / 12h00 289 7,10
12h00 / 18h00 322 6,90
18h00 / 24h00 260 7,00
18/09/2012
00h00 / 06h00 245 7,00
06h00 / 12h00 291 7,30
12h00 / 18h00 293 7,40
18h00 / 24h00 215 7,10
28/09/2012
00h00 / 06h00 241 7,59
06h00 / 12h00 207 8,02
12h00 / 18h00 322 7,58
18h00 / 24h00 278 7,75
29/09/2012
00h00 / 06h00 280 7,98
06h00 / 12h00 198 7,55
12h00 / 18h00 365 8,06
18h00 / 24h00 375 7,99
30/09/2012
00h00 / 06h00 289 7,36
06h00 / 12h00 208 7,62
12h00 / 18h00 341 7,59
18h00 / 24h00 372 7,42
01/10/2012
00h00 / 06h00 271 7,71
06h00 / 12h00 288 7,51
12h00 / 18h00 360 7,36
18h00 / 24h00 358 7,52
02/10/2012
00h00 / 06h00 257 7,78
06h00 / 12h00 214 7,57
12h00 / 18h00 340 7,46
18h00 / 24h00 332 8,01
PERIODO DQO (mg/L) pH
MÉDIA
00h00 / 06h00 257,86 7,52
06h00 / 12h00 242,14 7,52
12h00 / 18h00 334,71 7,48
18h00 / 24h00 312,86 7,54
49
TABELA 4 - Monitoramento geral dos parâmetros físico-químicos do efluente do biorreator 04 da ETE Porto Novo.
MONITORAMENTO DE PARÂMETROS ETE PORTO NOVO - BIORREATOR 04
DATA HORA
DQO (mg/L) DQO (mg/L) DQO (mg/L) OD (mg/L) OD (mg/L)
T (°C) pH CARGA ORGÂNICA
(Kg/dia)
VAZÃO DE ENTRADA
(L/ s) ENERGIA ELÉTRICA (KWh)
AFLUENTE EFLUENTE REMOVIDA (INÍCIO) (FINAL)
10/09/2012 17h00 912,00 26,00 886,00 0,66 5,92 26,1 7,00 4617,29 60,317 19381,25
11/09/2012 7h45 316,00 12,00 304,00 0,61 5,85 23,4 6,80 1547,44 58,915 19842,71
12/09/2012 23h30 128,00 9,00 119,00 0,58 5,83 24,4 6,90 723,52 70,370 16612,50
13/09/2012 16h30 748,00 13,00 735,00 0,55 5,75 26,6 6,90 4021,90 63,333 18458,33
14/09/2012 8h00 669,00 14,00 655,00 0,36 5,57 24,9 6,90 3584,14 63,333 18457,47
15/09/2012 7h30 214,00 20,00 194,00 0,88 6,10 24,0 7,10 824,52 49,191 23765,10
16/09/2012 16h10 527,00 36,00 491,00 0,54 5,77 25,2 6,80 2149,42 50,667 23072,92
17/09/2012 21h20 318,00 18,00 300,00 0,55 5,79 24,2 6,90 1397,11 53,901 21688,54
18/09/2012 06h50 286,00 11,00 275,00 0,74 5,99 23,2 6,80 4848,17 63,333 18459,00
28/09/2012 21h20 274,00 17,00 257,00 0,97 5,84 23,9 7,26 1704,62 76,768 15228,13
29/09/2012 15h00 319,00 16,00 303,00 0,98 6,12 24,7 7,16 1700,52 64,957 17996,88
30/09/2012 5h00 313,00 13,00 300,00 0,49 5,98 22,5 7,41 1397,11 53,901 21688,54
01/10/2012 21h00 364,00 24,00 340,00 0,33 6,11 25,3 7,13 2067,19 70,370 16612,50
02/10/2012 13h00 306,00 11,00 295,00 1,31 6,16 25,3 7,04 1195,74 46,914 24918,75
03/10/2012 5h40 275,00 10,00 265,00 0,67 6,11 23,1 6,49 1288,95 56,296 20765,63
04/10/2012 21h00 289,00 23,00 266,00 1,03 5,82 25,7 7,34 1712,42 74,510 15689,58
50
TABELA 5 - Monitoramento geral dos parâmetros físico-químicos do efluente do biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
MONITORAMENTO DE PARÂMETROS ETE MARTIM DE SÁ- BIORREATOR 04
DATA HORA
DQO (mg/L) DQO (mg/L) DQO (mg/L) OD (mg/L) OD (mg/L)
T (°C) pH CARGA ORGÂNICA
(Kg/dia) VAZÃO DE ENTRADA (L/ s) ENERGIA ELÉTRICA (KWh)
AFLUENTE EFLUENTE REMOVIDA (INÍCIO) (FINAL)
10/09/2012 07h00 643,00 19,00 624,00 0,48 5,72 24,0 6,39 4375,03 81,149 14951,25
11/09/2012 11h15 253,00 20,00 233,00 0,96 6,00 25,1 6,45 1696,46 84,270 14397,50
12/09/2012 14h30 317,00 14,00 303,00 0,25 5,48 25,7 6,36 4412,24 168,540 7198,75
13/09/2012 18h30 284,00 13,00 271,00 1,10 6,13 25,9 6,57 2850,07 121,723 9967,50
14/09/2012 9h15 181,00 15,00 166,00 0,85 5,90 26,3 6,75 1122,31 78,251 15505,00
15/09/2012 14h40 234,00 4,00 230,00 0,54 5,80 25,7 6,32 2418,88 121,723 9967,50
16/09/2012 17h00 117,00 38,00 79,00 1,15 6,39 25,2 6,41 879,71 128,884 9413,75
17/09/2012 11h10 160,00 40,00 120,00 0,88 5,80 24,9 6,56 811,31 78,251 15508,67
18/09/2012 12h20 200,00 19,00 181,00 1,07 6,31 26,4 6,42 1557,46 99,592 12182,50
28/09/2012 23h50 271,00 28,00 243,00 0,31 5,55 23,7 6,44 1916,71 91,293 13290,00
29/09/2012 16h10 211,00 22,00 189,00 0,49 5,73 24,6 6,71 1703,73 104,334 11628,75
30/09/2012 10h40 134,00 12,00 122,00 0,38 5,62 24,4 6,54 1215,53 115,317 10521,25
01/10/2012 01h00 234,00 32,00 202,00 0,52 5,76 24,3 6,62 1593,32 91,293 13291,65
02/10/2012 17h25 335,00 24,00 311,00 0,43 5,67 24,5 6,52 2505,26 93,235 13013,12
03/10/2012 09h20 132,00 13,00 119,00 0,54 5,80 24,0 6,76 938,64 91,293 13289,89
04/10/2012 22h30 353,00 23,00 330,00 0,60 5,87 23,6 6,65 2498,82 87,641 13843,75
51
TABELA 6 – Dados utilizados para a montagem de indicador DQOr X Energia
Elétrica do biorreator 04 da ETE Martim de Sá.
ETE MARTIM DE SÁ - BIORREATOR 04
DATA DQO (mg/L)
ENERGIA ELÉTRICA (KWh) DQOR/KWh REFERÊNCIA
DQOR/KWh REMOVIDA
10/09/2012 624,00 14951,25 0,0417 0,018805801
11/09/2012 233,00 14397,50 0,0162 0,018805801
12/09/2012 303,00 7198,75 0,0421 0,018805801
13/09/2012 271,00 9967,50 0,0272 0,018805801
14/09/2012 166,00 15505,00 0,0107 0,018805801
15/09/2012 230,00 9967,50 0,0231 0,018805801
16/09/2012 79,00 9413,75 0,0084 0,018805801
17/09/2012 120,00 15508,67 0,0077 0,018805801
18/09/2012 181,00 12182,50 0,0149 0,018805801
28/09/2012 243,00 13290,00 0,0183 0,018805801
29/09/2012 189,00 11628,75 0,0163 0,018805801
30/09/2012 122,00 10521,25 0,0116 0,018805801
01/10/2012 202,00 13291,65 0,0152 0,018805801
02/10/2012 311,00 13013,12 0,0239 0,018805801
03/10/2012 119,00 13289,89 0,0090 0,018805801
04/10/2012 330,00 13843,75 0,0238 0,018805801
52
TABELA 7 – Dados utilizados para a montagem de indicador DQOr X Energia
Elétrica do biorreator 04 da ETE Porto Novo.
ETE PORTO NOVO - BIORREATOR 04
DATA
DQO (mg/L)
ENERGIA ELÉTRICA (KWh) DQOR/KWh REFERÊNCIA
DQOR/KWh REMOVIDA
10/09/12 886,00 19381,25 0,0457 0,019143557
11/09/12 304,00 19842,71 0,0153 0,019143557
12/09/12 119,00 16612,50 0,0072 0,019143557
13/09/12 735,00 18458,33 0,0398 0,019143557
14/09/12 655,00 18457,47 0,0355 0,019143557
15/09/12 194,00 23765,10 0,0082 0,019143557
16/09/12 491,00 23072,92 0,0213 0,019143557
17/09/12 300,00 21688,54 0,0138 0,019143557
18/09/12 275,00 18459,00 0,0149 0,019143557
28/09/12 257,00 15228,13 0,0169 0,019143557
29/09/12 303,00 17996,88 0,0168 0,019143557
30/09/12 300,00 21688,54 0,0138 0,019143557
01/10/12 340,00 16612,50 0,0205 0,019143557
02/10/12 295,00 24918,75 0,0118 0,019143557
03/10/12 265,00 20765,63 0,0128 0,019143557
04/10/12 266,00 15689,58 0,0170 0,019143557
53
TABELA 8 – Custo de pessoal ETE Porto Novo e Martim de Sá
Função Categoria Quantidade
Salário Mensal
Leis Sociais
Total Mensal
Engenheiro Nível Superior 1,00 R$ 4200,00 R$ 3689,28 R$ 7889,28
Técnico Eletromecânic
o Nível Médio 1,00 R$ 2250,00 R$ 1976,40 R$ 4226,40
Auxiliar de Serviços Gerais
Auxiliar 4,00 R$ 1100,00 R$ 966, 24 R$ 8264,96
Soma Total Mensal
R$ 20380,64
Despesa Administrativa
Mensal (5%) R$ 1019,03
Total Mensal R$ 21399,67
54
TABELA 9 – Custo com produtos químicos ETE Porto Novo e Martim de Sá.
ETE MARTIN DE SÁ CONSUMO
CUSTO TOTAL MENSAL
Hipoclorito de Sódio 19,630 Ton R$ 11.778,000
Polímero a base de Poliacrilamida
500 Kg R$ 5.050,000
ETE PORTO NOVO CONSUMO
CUSTO TOTAL MENSAL
Hipoclorito de sódio 15,090 Ton R$ 9.054,000
Polímero a base de Poliacrilamida
225 Kg R$ 2.272,500
55
TABELA 10 – Custo com manutenção ETE Porto Novo e Martim de Sá.
CUSTOS COM MANUTENÇÃO ETE PORTO NOVO ETE MARTIM DE SÁ
TIPO DE MANUTENÇÃO CUSTOS TIPO DE MANUTENÇÃO CUSTOS
SOPRADOR R$ 576,40 MOTOR R$ 144,1
ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTO
R$ 1.625,45
DESIDRATAÇÃO DE LODO R$ 2497,4
MOTOR R$ 271,91
ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTO
R$ 1880,66
PAINÉIS ELÉTRICOS R$ 72,05 AERADOR R$ 764,87
TOTAL R$ 2.545,81
BOMBA DE RETORNO CENTRIFUGA
R$ 72,05
TANQUE DE AERAÇÃO R$ 1265,66
TOTAL R$ 6624,74
56
TABELA 11 – Dimensão Econômica da ETE Porto Novo e ETE Martim de Sá.
ET
E
VA
ZÃ
O(L
/s)
PR
OD
UT
OS
QU
ÍMIC
OS
(R$)
MA
NU
TE
NÇ
ÃO
(R$)
CU
ST
OS
SA
LA
RIA
IS (R
$)
CO
NS
UM
O (R
$)
DE
MA
ND
A (R
$)
HO
RA
S D
E
FU
NC
ION
AM
EN
TO
(h/d
ia)
CU
ST
O T
OT
AL
(R$)
PORTO NOVO 61,07 11326,50 2545,81 21399,67 462063,08 86529,03 24 583864,09
MARTIM DE SÁ
102,30 16828,00 6624,74 21399,67 292590,99 54792,55 24 392235,95