1 INTRODUÇÃO Carlos Augusto de Lemos Chernicharo, Adrianus C. van Haandel, Eugenio Foresti e Luiz Fernando Cybis
1.1
APLICABILIDADE DA TECNOLOGIA ANAERÓBIA PARA O TRATAMENTO DE ESGOTOS DOMÉSTICOS
Segundo dados do PNAD/96, 49% do esgoto sanitário produzido no Brasil são coletados em rede pública, sendo que, destes, apenas são tratados, perfazendo de sócio-econômico 16% do produzido. Diante destes números, aliado ao32% quadro epidemiológico e aocerca perfil das comunidades brasileiras, constata-se a necessidade por sistemas simplificados de tratamento dos esgotos. Estes sistemas devem conjugar os seguintes requisitos principais (adaptado de LETTINGA, 1995; VON SPERLING, 1995): •
baixo custo de implantação;
•
elevada sustentabilidade do sistema, relacionada à pouca dependência de fornecimento de energia, de peças e equipamentos de reposição etc;
•
simplicidade operacional, de manutenção e de controle (pouca dependência de operadores e engenheiros altamente especializados);
•
existência de flexibilidade em relação às expansões futuras e ao aumento de eficiência;
•
possibilidade de aplicação em pequena escala (sistemas descentralizados), com pouca dependência da existência de grandes interceptores;
•
fluxograma simplificado de tratamento (poucas unidades integrando a estação);
•
baixos custos operacionais;
•
elevada vida útil;
•
adequada eficiência na remoção das diversas categorias de poluentes (matéria orgânica biodegradável, sólidos suspensos, nutrientes e patogênicos);
•
ausência de problemas que causem transtorno à população vizinha;
•
possibilidade de recuperação de subprodutos úteis, visando sua aplicação na irrigação e na fertilização de culturas agrícolas;
•
existência de experiência prática.
•
pouco ou nenhum problema com a disposição do lodo gerado na estação;
•
baixos requisitos de área;
Embora não exista uma solução que atenda integralmente a todos estes requisitos, existem várias alternativas que atendem, em maior ou menor grau, aos princ ipais requisitos que devem ser observados num estudo técnico-econômico de escolha de alternativas. Entende-se que, atualmente, no Brasil, os sistemas anaeróbios encontram uma grande aplicabilidade. As diversas características favoráveis destes sistemas, como o baixo custo, simplicidade operacional e baixa produção de sólidos, aliadas às condições ambientais no Brasil, onde há a predominância de elevadas temperaturas, têm contribuído para a colocação dos sistemas anaeróbios de tratamento de esgotos em posição de destaque, particularmente os reatores de manta de lodo (reatores UASB). Na Tabela 1.1 são ilustradas as principais vantagens e desvantagens dos sistemas anaeróbios.
2
Tabela 1.1 - Vantagens e desvantagens dos processos anaeróbios Vantagens Desvantagens •
•
• •
•
•
• • •
baixa produção de sólidos, cerca de 5 a 10 vezes inferior à que ocorre nos processos aeróbios; baixo consumo de energia, usualmente associado a uma elevatória de chegada. Isso faz com que os sistemas tenham custos operacionais muito baixos; baixa demanda de área; baixos custos de implantação, da ordem de R$ 20 a 40 per capita; produção de metano, um gás combustível de elevado teor calorífico; possibilidade de preservação da biomassa, sem alimentação do reator, por vários meses; tolerância a elevadas cargas orgânicas; aplicabilidade em pequena e grande escala; baixo consumo de nutrientes.
•
•
•
•
•
•
•
as bactérias anaeróbias são susceptíveis à inibição por um grande número de compostos; a partida do processo pode ser lenta, na ausência de lodo de semeadura adaptado; alguma forma de pós-tratamento é usualmente necessária; a bioquímica e a microbiologia da digestão anaeróbia são complexas e ainda precisam ser mais estudadas; possibilidade de geração de maus odores, porém controláveis; possibilidade de geração de efluente com aspecto desagradável; remoção de nitrogênio, fósforo e patógenos insatisfatória.
Fonte: Adaptado de CHERNICHARO (1997) A Figura 1.1 possibilita uma visuali zação mais clara de algumas das vantagens da digestão anaeróbia em relação ao tratamento aeróbio, notadamente no que se refere à produção de gás metano e à baixíssima produção de sólidos. Nos sistemas aeróbios, ocorre somente cerca de 40 a 50% de degradação biológica, com a conseqüente conversão em CO 2. Verifica-se uma enorme incorporação de matéria orgânica, como biomassa microbiana (cerca de 50 a 60%), a se constituir no lodo excedente do sistema. O material orgânico não convertido em que gás vem carbônico, ou em biomassa, deixa o reator como material não degradado (5 a 10%). Nos sistemas anaeróbios, verifica-se que a maior parte do material orgânico biodegradável presente no despejo é convertida em biogás (cerca de 70 a 90%), que é removido da fase líquida e deixa o reator na forma gasosa. Apenas uma pequena parcela do material orgânico é convertida em biomassa microbiana (cerca de 5 a 15%), vindo a se constituir no lodo excedente do sistema. Além da pequena quantidade produzida, o lodo excedente apresenta-se, via de regra, mais concentrado e com melhores características de desidratação. O material não convertido em biogás, ou em biomassa, deixa o reator como material não degradado (10 a 30%).
CO2 (40 a 50%)
DQO (100%)
Reator Aeróbio
Biogás (70 a 90%) Efluente (5 a 10%) DQO (100%)
Reator Anaeróbio
Lodo (50 a 60%) Lodo (5 a 15%
Fig. 1.1 - Conversão biológica nos sistemas aeróbios e anaeróbios
Efluente (10 a 30%
3
Hoje em dia, pode-se afirmar que a tecnologia anaeróbia, aplicada ao tratamento de esgotos domésticos, encontra-se consolidada em nosso país, sendo que praticamente todas as análises de alternativas de tratamento incluem os reatores anaeróbios como uma das principais opções. Sem dúvida, uma grande contribuição para a consolidação e difusão da tecnologia anaeróbia no Brasil deve-se ao livro publicado pelo PROSAB, em seu Edital 1, intitulado: Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo (CAMPOS et al., 1999). O referido livro contempla, de forma bastante abrangente, os principais aspectos relativos ao tratamento de esgotos domésticos por meio de sistemas anaeróbios.
1.1
A LEGISLAÇÃO AMBIENTAL BRASILEIRA E AS CARACTERÍSTICAS DOS EFLUENTES DOS SISTEMAS ANAERÓBIOS
1.1.1
Preliminares
As legislações federal e estaduais classificaram os seus corpos de água, em função de seus usos preponderantes, tendo sido estabelecidos, para cada classe de água, os padrões de qualidade a serem obedecidos. A maioria dos corpos d’água receptores, no Brasil, se enquadra na classe 2, onde se destacam os parâmetros indicados na Tabela 1.2, como padrões de qualidade a serem mantidos no corpo receptor: Tabela 1.2 – Padrões de qualidade a serem mantidos no corpo receptor o (Resolução CONAMA n 20, 18/06/1986) Parâmetro
Valor limite no corpo receptor ≤
Demanda bioquímica de oxigênio (DBO) Oxigênio dissolvido (OD)
≥
Nitrogênio amoniacal
≤
Nitrato ≤
Coliformes fecais Coliformes totais (1)
3,0
≤
Fósforo
5 mg/L 5 mg/L (1)
mg/L
10 mg/L
0,025 mg P/L
≤
1.000 CF/100 mL
≤
5.000 CT/100 mL
0
Para pH = 7 e temperatura de 20 C, correspondente à concentração máxima de amônia, não ionizável, de 0,02 mg/L NH3.
Além de estabelecerem padrões para os corpos de água, as legislações impõem, também, a qualidade mínima a ser atendida por efluentes de qualquer fonte poluidora, para lançamento em corpos d’água. A Resolução nº 20 de 1986, do CONAMA, estabelece como padrões de lançamento de efluentes, dentre outros, os valores apresentados na Tabela 1.3.
4
Tabela 1.3 – Padrões de lançamento de efluentes (Resolução CONAMA no 20, 18/06/1986) Parâmetro
Valorlimite
pH
9entre e5
Materiais sedimentáveis(1)
≤
Óleos e graxas • óleos minerais • óleos vegetais e gorduras animais
≤ ≤
Materiaisflutuantes
1 ml/L
20 mg/L 50 mg/L
Ausentes
Amônia
≤
5mg N/L
(1)
em teste de 1 hora em cone Imhoff. Para o lançamento em lagos e lagoas, cuja velocidade de circulação seja praticamente nula, os materiais sedimentáveis deverão estar virtualmente ausentes. 1.1.2
Considerações em relação à demanda bioquímica de oxigênio (D BO)
Um dos parâmetros que mais tem merecido a atenção dos órgãos de controle ambiental é a DBO. Além das limitações apresentadas na Tabela 1.3, para os padrões de lançamento de efluentes, vários Estados brasileiros têm imposto um limite de DBO do efluente de 60 mg/L, como é o caso, por exemplo, de São Paulo, Paraná e Minas Gerais. Em outros Estados, se tem utilizado o conceito de eficiência de remoção mínima, e em outros, ainda, como o Rio de Janeiro, a remoção mínima ou a concentração máxim a de DBO, e m função da carga orgânica bruta. No Rio Grande do Sul, foram estabelecidas concentrações máximas para faixas de vazões efluentes. Este fato de limitação da DBO, seja qual for a legislação a ser considerada, tem sido, provavelmente, o que mais temconforme restringido o usodepreender de sistemasaanaeróbios (sem pós-tratamento), para o tratamento de esgotos, pode-se partir das faixas de valores mais comuns para os processos anaeróbios, quando bem operados, apresentadas na Tabela 1.4. Tabela 1.4 - Valores comuns de DBO do efluente e de remoção em sistemas anaeróbios Sistema anaeróbio
DBO do efluente (mg/L)
Lagoaanaeróbia ReatorUASB Fossaséptica TanqueImhoff Fossa séptica seguida de filtro anaeróbio 1.1.3
70a160 60a120 80a150 80a150 40 a 60
Eficiência de remoção de DBO (%) 40a70 55a75 35a60 35a60 75 a 85
Considerações em relação ao fósforo
Deve-se ressaltar que o valor limite da concentração de fósforo em rios de classes 2 e 3, de 0,025 mg P/L, é extremamente restritivo (pode inclusive ser fruto de algum engano na elaboração da Resolução nº 20 de 1986, do CONAMA) e muito difícil de ser cumprido, na maioria dos casos em que não se tem elevada diluição dos efluentes da ETE, mesmo com o uso de tratamento com processos aeróbios convencionais, a não ser que sejam projetados especificamente para a remoção de fósforo. Em vista disso, os órgãos de controle ambiental têm se preocupado com o fósforo apenas nos casos em que há problemas de eutrofização de lagos e represas. Como visto anteriormente, os processos anaeróbios de tratamento não apresentam capacidade de remoção de fósforo, podendo mesmo, em alguns casos, propiciar um aumento das concentrações efluentes.
5
1.1.4
Considerações em relação aos compostos de nitrogênio
Com relação ao nitrogênio, a limitação da concentração de amônia a 5 mg N/L, para qualquer efluente, tem gerado muita controvérsia, sendo interpretado por alguns órgãos de controle ambiental como um limite para amônia livre, já que na própria Resolução nº 20 de 1986, do CONAMA, aparece especificamente uma limitação para nitrogênio amoniacal. Para a interpretação do limite de amônia de 5 mg N/L, como sendo o limite de nitrogênio amoniacal, tal limitação impediria o uso de lagoas de estabilização, lagoas aeradas, filtros biológicos de alta taxa, sistemas de lodos ativados de alta t axa e também dos sistemas anae róbios, como processos únicos de tratamento. Somente seriam permitidos sistemas depuradores aeróbios, com nitrificação, ou sistemas com nitrificação-desnitrificação, que apresentam maior custo de implantação e operação. Considerando estes aspectos, o limite para N-amoniacal de efluentes não tem sido normalmente considerado, por vários órgãos estaduais de controle de ambiental, como parâmetro para efluente. Porém, para o corpo receptor, os limites das d iferentes formas de nitrogênio devem ser obedecidos, quando então se pode requerer a nitrificação dos esgotos ou até a nitrificação e desnitrificação para a remoção de nitrogênio. O processo de nitrificação não ocorre em tratamentos anaeróbios. Com relação à desnitrificação, existem trabalhos desenvolvidos na Universidade Federal de Pelotas (RS) que sugerem a sua ocorrência no decantador de reatores UASB. Isso pode favorecer a utilização dos processos anaeróbios, principalmente quando acoplados unidades de pós-tratamento que possibilitem a nitrificação.
1.1.5
Considerações em relação aos sólidos sedimentáveis
Com relação aos sólidos sedimentáveis nos efluentes dos sistemas anaeróbios, apenas ocasionalmente se ultrapassa 1 mL/L em efluentes dos reatores UASB, pela subida o casional de placas de lodo do fundo da zona de decantação, onde o lodo retido ainda produz um pouco de gás. A saída de sólidos sedimentáveis pode ser minimizada pelo uso de cortinas, para reter os sólidos que flutuam e impedir a sua saída pelos vertedores do efluente da zona de decantação. Uma boa operação dos reatores UASB produzirá, basicamente em quase o todo tempo, sólidos sedimentáveis inferiores a 1 mL/L. Os filtros anaeróbios somente terão efluente com sólidos sedimentáveis ultrapassando 1 mL/L após períodos de operação superiores a 4 a 6 meses, se não houver “limpeza” do filtro. Também os filtros anaeróbios, se bem operados, produzirão efluentes com sólidos sedimentáveis inferiores a 1 mL/L. Os demais sistemas de tratamento anaeróbios usuais no Brasil, como os decanto-digestores (fossas sépticas e tanques Imhoff) e lagoas anaeróbias, quando bem operados, garantem um efluente sem problemas em relação aos sólidos sedimentáveis.
1.2
NECESSIDADE DO PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS
1.2.1
Preliminares
Em que pesem suas grandes vantagens, os reatores anaeróbios dificilmente produzem efluente que atende aos padrões estabelecidos pela legislação ambiental brasileira. Torna-se de grande importância, portanto, o pós-tratamento dos efluentes dos reatores anaeróbios, como uma forma de adequar o efluente tratado aos requisi tos da legislação ambiental e propici ar a proteção dos corpos d’água receptores dos lançamentos dos esgotos. O principal papel do pós-tratamento é o de completar a remoção da matéria orgânica, bem como o de proporcionar a remoção de constituintes pouco afetados no tratamento anaeróbio, como os nutrientes (N e P) e os organismos patogênicos (vírus, bactérias, protozoários e helmintos).
6
1.2.2
Demanda bioquímica de oxigênio (DBO)
Em vista da limitação da DBO do efluente (ver item 1.2.1) ou, ainda, quando se tem uma baixa capacidade de diluição do efluente da ETE, por parte do corpo receptor, como é muito comum ocorrer, freqüentemente é necessário utilizar tratamento aeróbio, como complemento ao anaeróbio, ou como processo único. Apenas o uso de sistemas compostos por fossa séptica seguida de filtro anaeróbio, que só é viável para pequenas populações (em geral inferior a 1.000 habitantes), ou de reator UASB seguido de filtro anaeróbio, para populações maiores, dispensaria o uso de sistemas aeróbios para atender o limite de DBO de 60 mg/L, desde que a capacidade de diluição do corpo receptor seja adequada. Quando o corpo receptor apresenta boa capacidade de diluição do esgoto tratado, uma revisão, por parte de alguns órgãos estaduais de controle ambiental, da limitação de DBO do efluente a 60 mg/L, permitirá a implantação de ETEs mais simples e mais econômicas, em várias cidades pequenas, com o uso mais intensivo de reatores anaeróbios, particularmente, de reatores do tipo UASB. Futuramente, caso haja necessidade de se produzir efluente de melhor qualidade, poderá ser implantada unidade de tratamento complementar em uma segunda etapa. O alto custo de investimento em sistemas de tratamento mais sofisticados, unicamente para atender a padrões de lançamento relativos à DBO, torna praticamente inviável sua implantação em uma única etapa, para a maioria dos municípios brasileiros. Por outro lado, a implantação em etapas poderá ser decisiva para que sistemas compostos por reator UASB e unidade de pós-tratamento sejam os mais viáveis, quando da aplicação dos critérios técnicos e econômicos na escolha de alternativas.
1.2.3
Nutrientes (N e P)
A descarga de nutrientes em cursos de água superficiais causa a diminuição dos níveis de oxigênio e o aumento da biomassa algal srcinada no corpo receptor, decorrente do processo de eutrofização (crescimento anormal de algas decorrente dos nutrientes lançados). Sabe-se que 1 kg dekgfósforo pode resultar 111 receptor. kg de biomassa, o que corresponde a cerca de 138 de demanda químicanadereconstrução oxigênio no de corpo Similarmente, a descarga de 1 kg de nitrogênio pode resultar na reconstrução de cerca de 20 kg de demanda química de oxigênio, na forma de algas mortas. O problema pode ser ainda mais agravado devido à diminuição dos níveis de oxigênio, por processos de nitrificação, onde se consomem, no mínimo, cerca de 4 kg de oxigênio dissolvido nas águas, para cada kg de amônia descarregada no corpo receptor. Para os casos em que é requerida remoção de nutrientes, por exigência de atendimento da qualidade da água do corpo receptor, o uso de processos anaer óbios, precedendo tratamento aeróbio complementar para remoção biológica de nutrientes, deve ser visto com muito cuidado, pois uma boa remoção de matéria orgânica biodegradável no sistema anaeróbio pode inviabilizar a remoção de nutrientes no tratamento biológico complementar, conforme discutido no Capítulo 9. Outro problema a levar em consideração, principalmente em relação ao processo de póstratamento para nitrificação e desnitrificação, diz respeito a um possível efeito inibitório dos efluentes de processos anaeróbios, às bactérias nitrificantes, entre outras, suspeito de ser causado pela presença de sulfetos.
1.2.4
Indicadores microbiológicos
Em relação aos indicadores microbiológicos, têm sido reportadas baixas eficiências de remoção de coliformes fecais nos reatores anaeróbios, usualmente da ordem de apenas uma unidade logarítmica. Relativamente a outros tipos de microrganismos, tais como vírus e protozoários (principalmente Giardia e Cryptosporidium), há pouquíssimas referências bibliográficas que abordam a sua redução ou eliminação, através do tratamento em reatores anaeróbios. A remoção de ovos de helmintos em reatores anaeróbios, particularmente em reatores UASB, tem sido
7
reportada como da ordem de 60 a 80%, insuficiente, portanto, para produzir efluentes que possam ser utilizados na irrigação. Como são grandes os riscos de contaminação dos seres humanos, quando estes ingerem ou têm contato com águas contendo organismos patogênicos, muitas vezes pode-se tornar necessária a desinfecção dos efluentes. Tal fato torna-se ainda mais grave devido à precariedade do quadro sanitário brasileiro, com baixíssimos índices de cobertura por sistemas de esgotamento sanitário. Por outro lado, os baixos níveis de investimento em saúde e saneamento, fazem com que a população brasileira seja portadora de diversas doenças que podem ser transmitidas pelas fezes e, consequentemente, pelos esgotos gerados por essa população. Todavia, a decisão quanto à desinfecção dos esgotos deve ser tomada a partir de uma avaliação criteriosa, com base nas características específicas de cada situação, conforme discutido no Capítulo 7.
1.3
ALTERNATIVAS PARA O PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANARÓBIOS
1.3.1
Preliminares
Tendo em vista as limitações intrínsecas associadas aos sistemas anaeróbios, e levando-se em consideração a necessidade de se desenvolver tecnologias mais apropriadas à realidade brasileira, torna-se importante a inclusão de uma etapa de pós-tratamento dos efluentes gerados nos reatores anaeróbios. Tal etapa objetiva o polimento, não só da qualidade microbiológica dos efluentes, à luz dos riscos de saúde pública e das limitações impostas à utilização dos esgotos tratados na agricultura, mas também da qualidade em termos de matéria orgânica e nutrientes, em função dos danos ambientais provocados pelas descargas remanescentes destes constituintes nos corpos receptores. Considerando que a linha de tratamento reatores anaeróbios/pós-tratamento vem se constituindo na principal alternativa de tratamento de esgotos em nosso país, a FINEP (Financiadora de Estudos e Projetos), o CNPq (Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico) e a CEF (Caixa Econômica Federal) vêm apoiando o desenvolvimento do Programa de Pesquisa em Saneamento Básico – PROSAB. O presente livro é um dos produtos da rede do Tema 2 do PROSAB – Edital 2, que tem como tema de pesquisa o Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. A rede 2 do PROSAB é composta por 12 instituições, de 11 diferentes Estados brasileiros. As doze instituições que integram a rede desenvolveram pesquisas em 19 temas diferentes, que podem ser agrupados em 8 modalidades de pós-tratamento, conforme mostrado na Tabela 1.5. Todos os temas de pesquisa são relacionados ao pós-tratamento de efluentes domésticos, provenientes de reatores anaeróbios, e objetivam a remoção complementar dos seguintes poluentes principais: matéria orgânica, sólidos suspensos, nutrientes (N e P) e microrganismos patogênicos.
8
Tabela 1.5 – Modalidades de pós-tratamento de efluentes anaeróbios e temas de pesquisa abordados no PROSAB – Edital 2 No.
Modalidades de pós-tratamento ÿ
1
Pós-tratamento no solo
ÿ ÿ ÿ
2
Pós-tratamento em lagoas
ÿ
Lagoa de polimento Lagoa de alta taxa de produção de algas
ÿ
Filtro biológico percolador
ÿ
ÿ
3
Pós-tratamento em reatores com biofilme
ÿ ÿ ÿ ÿ
4
Pós-tratamento em reatores de lodos ativados
ÿ ÿ
5
Pós-tratamento em sistemas de flotação
Temas de pesquisa Vala de filtração Infiltração rápida Irrigação subsuperficial Escoamento superficial
Biofiltro aerado submerso Leito fluidizado aeróbio Filtro anaeróbio Reator anaeróbio horizontal de leito fixo Reator anaeróbio de leito granular expandido Sistema de lodos ativados convencional Sistema de reatores seqüenciais em batelada
ÿ
Microaeração e flotação Flotação por ar dissolvido
ÿ
6
Pós-tratamento em sistemas de filtração
ÿ
Filtração ascendente em leito de pedregulho
7
Pós-tratamento em sistemas de desinfecção
ÿ
Fotoreator de ultra violeta
8
Pós-tratamento do biogás
ÿ
Biofiltro de turfa
Nota: As várias unidades experimentais, dos diversos projetos de pesquisa da rede 2 do PROSAB, são ilustradas no item 1.4.3 (Figuras 1.2 a 1.7).
1.3.2
Contribuição do presente livro
Neste livro, serão focalizadas apenas as tecnologias de pós-tratamento que encontram-se, atualmente, mais consolidadas, fruto das pesquisas desenvolvidas no âmbito do PROSAB e da experiência prática obtida em algumas estações de tratamento em escala real, já em operação no Brasil. O Capítulo 2 aborda a modalidade de pós-tratamento e disposição final de efluentes anaeróbios no solo, sendo enfocadas as seguintes alternativas principais (ver Figura 1.2): • • • • • • •
Infiltração rápida Irrigação Escoamento superficial Infiltração subsuperficial Filtros de areia Valas de filtração Terras úmidas (alagados ou wetlands)
No Capítulo 3, é tratada a modalidade de lagoas de polimento, aplicadas ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios (ver Figura 1.3). São enfocadas as principais diferenças entre as lagoas de estabilização e as lagoas de polimento, em relação aos princípios de funcionamento e às eficiências de remoção dos diferentes parâmetros físico-químicos e microbiológicos de interesse no tratamento de esgotos.
9
O Capítulo 4 aborda os diferentes reatores com biofilme, também aplicados ao pós-tratamento de efluentes anaeróbios. São contempladas as modalidades de reatores aeróbios e anaeróbios, de leito fixo e de leito móvel, conforme a seguir (ver Figura 1.4): • • • • • •
Filtros biológicos percoladores Biodiscos Biofiltros aerados submersos Filtros biológicos submersos Reatores de leito fluidizado ou expandido Filtros anaeróbios
No Capítulo 5 é enfocada a utilização de sistemas de lodos ativados para o pós-tratamento de efluentes anaeróbios, com ênfase aos sistemas convencionais (de fluxo contínuo) e reatores seqüenciais em batelada (ver Figura 1.5). A alternativa de pós-tratamento de efluentes anaeróbios por flotação é tratada no Capítulo 6, sendo contemplada, detalhadamente, a modalidade de flotação por ar dissolvido. São descritas experiências em escala piloto e em escala real (ver Figura 1.6). O Capítulo 7 aborda a problemática da desinfecção de esgotos, sendo apresentadas as seguintes alternativas de desinfecção (ver Figura 1.7): • • •
Cloração Radiação ultravioleta Ozonização
A avaliação e tratamento de odores gerados em sistemas de esgotamento sanitário é enfocada no Capítulo 8, onde são descritas as principais alternativas para1.7). o tratamento de gases odorantes, por meio de processos físico-químicos e biológicos (ver Figura Conforme poder-se-á depreender pela leitura deste livro, são muitas as variáveis determinantes a serem consideradas na escolha de alternativas tecnológicas para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. Como contribuição a essa análise, o Capítulo 9 deste livro faz uma avaliação crítica das principais alternativas disponíveis para o pós-tratamento, apresentando a sua aplicabilidade e fornecendo importantes subsídios em relação aos seguintes aspectos principais: • • • • •
qualidade esperada do efluente; produção de lodo; custo de implantação; consumo energético; demanda de área.
Complementarmente, o Capítulo 10 do livro apresenta a descrição de desenvolvimento de um Sistema de Apoio à Decisão (SAD), para avaliação tecnológica de alternativas de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. Uma versão atualizada do software desenvolvido, correspondente ao SAD, encontra-se disponibilizada na página do PROSAB – FINEP, na Internet, para livre utilização pelos potenciais usuários, feitas as devidas restrições, normais a um sistema de auxílio à decisão, principalmente a de não dispensar a contribuição de um bom especialista no tema.
10
1.3.3
Ilustração foto gráfica das diver sas unida des experimentais da re de 2 de PROSAB
a) Vala de filtração
d) Irrigação subsuperficial através de terras úmidas (wetlands)
b) Infiltração rápida em solo natural arenoso
e) Infiltração-percolação em solo arenoso coberto com vegetação
c) Bacia de infiltração rápida
f) Escoamento superficial
Figura 1.2 – Unidades experimentais de pós-tratamento por aplicação no solo
a) Lagoa de polimento com chicanas
b) Lagoa de polimento com chicanas
c) Lagoa de polimento sem chicanas
d) Lagoas de alta taxa em escala de demonstração
e) Lagoas de alta taxa em escala real
f) Lagoa de alta taxa em escala real
Figura 1.3 – Unidades experimentais de pós-tratamento por lagoas
11
a) Filtro biológico percolador
b) Reator anaeróbio de leito granular expandido
d) Filtro anaeróbio
e) Biofiltro aerado submerso
c) Leito fluidizado aeróbio
f) Sistema misto anaeróbio/aeróbio de leito fixo
Figura 1.4 – Unidades experimentais de pós-tratamento por reatores com biofilme
a) Sistema de lodos ativados convencional
b) Sistema de reatores seqüenciais em batelada (RSB)
c) Sistema de reatores seqüenciais em batelada (RSB)
Figura 1.5 – Unidades experimentais de pós-tratamento por sistemas de lodos ativados
12
a) Flotação por ar dissolvido em escala de bancada
b) Processos microaeróbio e intermitente seguidos por flotação por ar dissolvido
c) Flotação por ar dissolvido em escala real
Figura 1.6 – Unidades experimentais de pós-tratamento por sistemas de microaeração e flotação por ar dissolvido
d) Desinfecção em fotorreator de radiação ultra violeta
e) Filtração ascendente em leito de pedregulho
f) Tratamento do biogás em biofiltro de turfa
Figura 1.7 – Unidades experimentais de pós-tratamento por sistemas desinfecção, filtração e desodorização
1.4
BIBLIOGRAFIA
CAMPOS, J. R. (Coordenador). Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. Rio de Janeiro: ABES - PROSAB. 464 p., 1999. CHERNICHARO, C.A.L. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias – Volume 5: Reatores anaeróbios. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMG. Belo Horizonte, 245 p., 1997. LETTINGA G. Introduction. In: International course on anaerobic treatment . Wageningen Agricultural University / IHE Delft. Wageningen, 17-28 Jul 1995. VON SPERLING M.. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias – Volume 1: Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos . Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMG. Belo Horizonte, 240 p., 1995.
1
2 PÓS-TRATAMENTO DE EFL UENTES DE REATORES ANAERÓBIOS POR SIST EMAS DE AP LICAÇÃO NO SOLO Bruno Coraucci Filho, Cícero Onofre de Andrade Neto, Hênio Normando de Souza Melo, José Tavares de Sousa, Edson Aparecido Abdul Nour, Roberto Feijó de Figueiredo
2.1 INTRODUÇÃO A aplicação de esgotos no solo é uma prática bastante antiga, sendo uma forma bem sucedida de tratamento e disposição final do s efluentes resultantes das atividades humanas. Quando se faz esta aplicação, há a filtração e a ação de microrganismos, que possuem a capacidade de transformar a matéria orgânica em compostos mais simples. Eles realizam esta atividade buscando alimento e produção de energia. Com isso, tem-se como resultado final deste processo, um efluente tratado e um solo revitalizado, haja visto que os compostos gerados pelos microrganismos podem ser benéficos para o crescimento das plantas e vegetais. De forma geral, existem diferentes métodos que utilizam o solo no tratamento e/ou disposição final de esgotos. Dentre eles, podem ser citados: ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ
Infiltração rápida Irrigação Escoamento superficial Infiltração subsuperficial Filtros de areia Valas de filtração Terras úmidas (alagados ou wetlands)
No método de infiltração rápida , o solo e os microrganismos formam um "filtro vivo", onde ocorre a retenção e a transformação dos sólidos orgânicos. A vegetação, quando existente, retira do solo os nutrientes transformados, evitando a sua concentração excessiva e acumulativa ao longo do tempo. A água que não é incorporada ao solo e às plantas, perde-se pela evapotranspiração ou infiltra-se, percolando e m direção aos lençóis de água subterrâneos. Para a irrigação com águas residuárias, são utilizadas diferentes técnicas, como por exemplo: a inundação por canais ou sulcos, o gotejamento, a subsuperficial e, com muito critério, a aspersão. Este método é o que requer a maior área superficial, mas traz o maior aproveitamento produtivo. As técnicas de irrigação por inundação, por canais ou sulcos, são as de mais simples operação e menos exigentes no que se refere ao tratamento prévio. Pode-se usar até mesmo esgoto bruto, mas os tratados são sanitariamente mais seguros. No escoamento superficial, a vegetação, associada com a camada de cobertura do solo, também atua como um filtro vivo, retirando os nutrientes e dando condições para a retenção e transformação da matéria orgânica presente nos esgotos. A principal característica que diferencia este métodoque dosnão outros, é o fatoou doevaporada, efluente escoar em auma rampa horizontal, sendodestino. a água Para excedente, é absorvida coletada jusante, para um adequado terrenos mais permeáveis, o processo aproxima-se ao de irrigação, mas com a geração de um excedente de água.
Existem também as técnicas de infiltração subsuperficial, que não são destinadas à irrigação. Para este caso, temos, como exemplo, os sumidouros e as valas de infiltração, utilizados para pequenas vazões e com tratamento prévio.
2 Embora os métodos mais eficientes sejam a infiltração rápida e o escoamento superficial, o solo pode ser utilizado isoladamente como meio filtrante para o tratamento dos esgotos. São os casos dos filtros de areia e das valas de filtração (geralmente para pequenas vazões), e das chamadas terras úmidas (alagados ou wetlands), que podem ser construídos ou naturais. Todos estes métodos são naturais e devem ser pensados para um uso sem qualquer sofisticação desnecessária, padronização excessiva ou rigidez de procedimentos, que dificultem a sua operação e elevem os seus custos. Porém, deve-se ter em mente que apesar de serem simples, há necessidade que sejam aprimorados. Para os casos da irrigação, escoamento superficial e infiltração rápida, são, em geral, seguidas as proposições da agência ambiental dos Estados Unidos (USEPA), com adaptaç ões à situação brasileira (CAMPOS, 1999).
2.2 VALA DE INFILTRAÇÃO 2.2.1 Descrição A vala de infiltração é um método de disposição de efluentes dos sistemas de tratamento de esgotos, que consiste na sua percolação no solo, onde ocorre a depuração por processos físicos (retenção de sólidos), químicos (adsorção) e bioquímicos (oxidação). Ela é constituída, basicamente, de condutos não estanques (usualmente tubos perfurados), envolvidos com pedras britadas e alinhados no interior de valas recobertas com solo da própria localidade de instalação, tendo na sua extensão uma baixa declividade. O conduto distribui o efluente ao longo da vala, pro piciando sua infiltração subsuperfi cial. As valas de infiltração são aplicadas com vantagens, quando a camada superficial do solo tem maior capacidade de infiltração que as camadas inferiores, ou quando o aqüífero encontra-se em grande profundidade, propiciando maior proteção sanitária. Normalmente, são utilizadas quando a permeabilidade do solo admite a infiltração do efluente e quando são atendidas as condições exigidas para sua instalação (descritas no decorrer do texto). Tais condições devem ser aliadas às questões econômicas. Levando-se em consideração a utilização do solo como meio filtrante, o desempenho das valas de infiltração depende bastante das características deste meio, assim como do seu grau de saturação por água, não sendo recomendado o uso das valas quando o solo estiver saturado. A composição química do solo exerce uma influência fundamental na remoção eficiente dos agentes patogênicos e do fósforo, sendo que, a adoção de uma aplicação intermitente, pode melhorar a eficiência do tratamento na remoção de nitrogênio e pode propiciar uma maior durabilidade do sistema.
2.2.2 Utilização Este método pode eser para disposição final deproduzam efluentes poucos líquidossólidos de tanques sépticos, filtros anaeróbios deutilizado outros reatores domésticos que suspensos. Para sua instalação, necessita-se de locais com boa disponibilidade de área e com remota possibilidade de contaminação do aqüífero. Para tanto, sua utili zação deve ser precedida por avaliação técnica para o bservação dos seguintes parâmetros: • • • • •
a característica do solo onde a v ala de infiltração será instal ada; o nível máximo do aqüífero e a sua distância vertical mínima; a manutenção da condição aeróbia no interior da vala; a distância mínima do poço de captação de água; o índice pluviométrico.
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2.2.3 Critérios e parâme tros do pro jeto e aspectos construtivos No Brasil, o uso de valas de infiltração, para disposição no solo de efluentes de sistemas de tratamento de esgotos, vem sendo orientado, desde 1963, por normas da ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas, sendo sua aplicação mais usual o destino de efluentes de tanques sépticos. A NBR 13.969/1997 recomenda que as valas de infiltração sigam o esquema apresentado na Figura 2.1 e apresenta uma série de ítens que devem ser considerados na sua construção. São eles: •
•
•
•
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• •
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•
a tubulação de distribuição pode ser constituída de manilhas de barro vidrado, tendo um espaçamento longitudinal de 1 cm entre os tubos. Pode ocorrer um benefício maior se ela for toda perfurada em sua extensão. Esta tubulação deve ser envolvida por um leito de pedra britada, pedregulho ou escória de coque, cujos poros permitam a livre passagem do líquido para o fundo da vala; o fundo, assim como as paredes later ais, não deve m sofrer qualquer compa ctação durante a sua construção; as superfícies de percolação, quando houver compactação voluntária ou não, devem ser escarificadas até uma profundidade de 0,10 a 0,20 m, antes da colocação do material de suporte do tubo de distribuição de esgotos; todas as tubulações de transporte do esgotos, no sistema, devem ser protegidas contra cargas rodantes, para não causar problemas de extravasamento ou obstrução do sistema; as tubulações de distribuição na vala devem ser instalad as de modo a não causar represamento dos esgotos no seu interior; deve-se instalar tubos de exaustão para ventilação do interior da vala; deve-se prever uma sobrelevação do solo, na ocasião do reaterro da vala, de modo a evitar a sua erosão pela água da chuva.. Este item visa não causar o desprendimento dos agentes patogênicos retidos, assim como não criar condições anaeróbias. Pode-se, até mesmo, prever uma cobertura com material impermeável, sobre a camada de pedra britada ou pedregulho, antes do reaterro; o reaterro da vala, depois de corretamente inst alada, poderá ser feito com o próprio material da escavação; nos locais onde o t erreno tem inclinação ace ntuada, como nas encostas do mo rro, as valas devem ser instaladas acompanhando as curvas de nível, mantendo-se a declividade das tubulações; deve ser mantida uma distância mínima vertical, entre o fundo da vala de infiltração e o nível máximo da superfície do aqüífero, de 1,5 m; este sistema deve manter uma distância horizontal mínima de qualquer poço de captação de ág ua, de modo a permitir um tempo de percurso do fluxo de três dias até atingir estas áreas. Normalmente distâncias superiores a 30 m, entre o poço e as valas, são recomendáveis. a vala deve ser dimensionada considerando a mesma vazão adotada para o cálculo do conjunto tanque séptico + filtro anaeróbio ou outro tipo de reator, que a antecede; as dimensões da vala de infiltração são determinadas em função da capacidade de absorção do terreno, devendo ser considerada como superfície útil de absorção a área de fundo da vala.
Figura 2.1 – Esquema de uma vala de infiltração Fonte: Adaptado de NBR 13969 (1997)
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2.2.4 Aspectos operacionais As valas de infiltração devem ser construídas e operadas de modo a manter a condição aeróbia no seu interior. Assim, deve-se instalar um tubo de exaustão e utilizar o sistema com intervalos entre as aplicações de, no mínimo, 6 horas. Deve-se prever o uso alternado das valas, em um prazo máximo de seis meses. Desta forma, seu número mínimo deve ser de duas, cada com 100% da capacidade total. Caso não sejam seguidos estes critérios, poderá ocorrer a colmatação do leito, levando a uma possível desativação do sistema.
2.2.5 Sistema alternativo de vala de infiltração Apoiado em pesquisas, ANDRADE NETO (1999) propôs uma forma alternativa e muito simples para a construção das valas de infiltração. Foram utilizados tijolos cerâmicos de oito furos, colocados longitudinalmente no interior da vala, em substituição aos materiais normalmente utilizados como conduto de distribuição. Esta vala constitui uma alternativa tecnológica vantajosa, tanto econômica como funcionalmente (Figura 2.2). Comparativamente com os tubos de PVC e as manilhas de barro vidrado, os tijolos cerâmicos são mais baratos e de fácil aquisição, até nos menores povoados. Funcionalmente, o uso destes tijolos furados como conduto de distribuição apresenta as seguintes vantagens: • • • • •
boa durabilidade; baixo risco de obstruções; alta resistência a esforços; excelente fluxo hidráulico; ótima condição de distribuição do efluente ao longo da vala.
Além destes fatores, existe a possibilidade de tratamento complementar dos esgotos, devido ao lodo ativo acumulado na forma de biofilme no interior dos tijolos. Esta aderência é devida à grande área superficial interna e se constitui em flocos e grânulos que se formam no interior dos furos.
Figura 2.2 - Vala de infiltração com tijolos cerâmicos Fonte: Adaptado de ANDRADE NETO (1999)vazados
2.2.6 Capacidade de percolação do solo Como as valas de infiltração ocupam uma superfície do terreno, poderão ocorrer diferentes tipos de solo e graus de compactação, necessitando-se determinar a capacidade de percolação dos efluentes neste local, para definição do seu potencial de infiltração. A estimativa deste valor deve ser feita de acordo com a NBR 7229/1993, que recomenda o ensaio da cova de seção quadrada de 0,30 m de lado e 0,30 m de profundidade, em pelo menos três locais distintos do terreno, adotando-se aquele de menor valor de infiltração.
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2.2.7 Exemplo de dimensionamento Dimensionar um sistema de aplicação no solo, constituído por valas de infiltração, para o tratamento e disposição de efluente de um conjunto tanque séptico + filtro anaeróbio, de uma residência com 5 pessoas.
a) Dados de entrada • • • • •
consumo per capita de água: QPC = 120 L/hab.dia coeficiente de retorno: C = 0,8 coeficiente de reforço do dia de maior consumo: K 1 = 1,2 coeficiente de infiltração do solo, constituído de argila, silte e areia: C inf = 25 L/m 2.dia (Nota: coeficiente estimado em função de levantamentos de campo realizados pelo PROSAB. O ensaio de infiltração foi feito de acordo com a NBR 7229/1993, mediante a construção da cova de seção quadrada de 0,30 m de lado e 0,30 m de profundidade.
b) Solução
Cálculo da vazão (Q) Q = P x QPC x K 1 x C = 5 hab. x 120 L/hab.dia x 1,2 x 0,80 Q = 600 L/dia
Cálculo da área de infiltração necessária 600L/dia Q = C inf 25L/m 2 .dia 2 A = 24 m A=
Determinação do comprimento (L) da vala: Considerando a largura da vala igual a 0,50 m, tem-se: L=
A
=
24m 2
l 0,50m L = 40 m Desta forma, deve-se adotar 2 valas de 24 metros de comprimento. Deve-se ainda considerar um período de descanso de aproximadamente seis meses, para a eventual desobstrução do leito filtrante. Portanto, o número total de valas, para este sistema, deverá ser igual a 4, utilizando-se, alternadamente, duas de cada vez.
6 2.3
SUMIDOUROS
2.3.1 Descrição O sumidouro é uma unidade de depuração e disposição final do efluente do sistema tanque séptico, verticalizado em relação à vala de infiltração. Devido à esta característica, seu uso é favorável somente nas áreas onde o lençol freático é profundo. Pode-se dizer, de maneira simples, que o sumidouro é um poço escavado no solo, cuja finalidade é promover a depuração e disposição final do esgoto no nível subsuperficial do terreno. O seu funcionamento é o oposto daquele existente em um poço de água.
2.3.2 Critérios e parâm etros do projeto e aspe ctos construtivos Como existe uma grande dificuldade de se manter as condições aeróbias no interior de um sumidouro, tem-se a obstrução das superfícies de infiltração internas mais precocemente, devido à colmatação. Assim como a vala de infiltração, a NBR 13969/1997 apresenta recomendações para a construção de sumidouros (Figura 2.3). São elas: •
•
•
•
•
as paredes deverão ser revesti das de alvenaria de tijolos, assen tados com juntas liv res, ou de anéis pré-moldados de concreto, convenientemente furados; o interior pode ter ou não um enchimento de cascalho, pedra britada ou coque, com recobrim ento de areia grossa. Este material não pode ser rejuntado, permitindo assim uma fácil infiltração do líquido no terreno. as lajes de cobertura deverão ser construídas em concreto arma do e dotadas de uma colun a de exaustão e de uma abertura de inspeção, com tampão de fechamento hermético, cuja menor dimensão em seção, será de 0,60 m. as dimensões do sumido uro são determinadas em função da capacidade de absorção do t erreno, devendo ser considerada, como superfície útil de absorção, a do fundo e das paredes laterais, até o nível de entrada do efluente do tanque séptico. Um critério de dimensionamento mais prudente, considera somente a área das paredes laterais como sendo a área de infiltração; deve-se garantir uma distância mínima de 1,50 m entre o fundo do sum idouro e o nível máximo do lençol freático, que é atingido nas épocas de chuv a.
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Figura 2.3 – Sumidouros (A – Esquema de instalação do sumidouro, B – Detalhes de sumidouros) Fonte: NB41, apud DACACH (1983).
2.3.3 Capacidade média de percolação do solo Como o sumidouro é constituído de uma parede vertical, freqüentemente há a ocorrência de diversas camadas de solo, com características distintas, necessitando-se determinar a capacidade média de percolação (Kmédio). Portanto, a estimativa da capacidade de infiltração no solo deve ser feita por camada, desde que elas sejam consideradas áreas infiltrativas no sumidouro, ou seja, situadas abaixo da tubulação de entrada do efluente. De acordo com a NBR 13969/1997, o cálculo do valor do K médio é feito pela média ponderada, ou seja, somando-se os produtos dos Kis de cada camada pela respectiva espessura, e dividindose o resultado pela soma total de espessuras das camadas, de acordo com a Equação 2.1.
Kmédio=
ÿ ( K .H ) ÿ (H ) i
i
(2.1)
i
na qual: Kmédio: coeficiente médio de infiltração Ki: coeficiente de infiltração da camada de solo “i” Hi: altura da camada de solo “i” A NBR7229/1992 apresenta como alternativa a este cálculo, a possibilidade de realização do ensaio de infiltração, através da cova cilíndrica.
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2.4 VALA DE FILTRAÇÃO 2.4.1 Descrição
A vala de filtração é um sistema alternativo de tratamento de esgotos, que teve o desenvolvimento de sua tecnologia iniciado há cerca de 100 anos. Seu funcionamento baseia-se na aplicação de efluentes em um leito de areia, onde ocorrem, naturalmente, processos físicos, químicos e biológicos, que realizam a depuração dos esgotos. Dentro de cada vala, são instaladas, ao longo do eixo longitudinal e em níveis distintos, uma tubulação distribuidora e uma receptora. O líquido que sai pelas juntas livres da tubulação distribuidora atravessa o leito de areia para, em seguida penetrar na tubulação receptora, que também é constituída de tubos que deixam entre si juntas livres ou possuem a superfície perfurada. Este tipo de sistema de tratamento pode ser empregado quando o grau de permeabilidade do terreno for inferior a 25 L/m2.dia. 2.4.2 Utilização
Recomenda-se o uso das valas de filtração como forma de pós-tratamento de efluente, quando: • •
•
•
•
o solo local é praticamente impermeável ou saturado de água (encharcado); o solo ou as condições climáticas do loc al não recomendam o emprego de sumidouro e de vala de infiltração, ou a instalação da vala exige uma extensa área não disponível; a legislação sobre as águas dos corpo s receptores exige alta remoção dos pol uentes dos efluentes do sistema tanque séptico – filtro anaeróbio ou outra técnica de tratamento de esgotos ; por diversos motivos, for considerado vantajoso o aproveitamento do efluente tratado, sendo adotado como uma unidade de polimento dos processos anteriores; quando o lençol freático estiver próximo à superfície.
A vala de filtração é normalmente utilizada como tratamento secundário, após o material sólido ter sido removido em um sistema de tratamento que promova a sedimentação e a retirada de sólidos (tanque séptico, tanque séptico + filtro anaeróbio, unidade aeróbia etc). Os efluentes que são tratados geralmente não apresentam cheiro ou cor e, caso sejam dispostos no solo, receberão um tratamento adicional através da absorção existente neste meio. A vala é construída no próprio solo e, dependendo das condições deste meio, pode ter suas paredes impermeabilizadas. Pelo fato de possuir um baixo custo e ser de fácil instalação, a vala de filtração tem ampla aplicação em áreas urbanas e rurais que não são atendidas por rede coletora, como por exemplo em pequenas comunidades, condomínios residenciais e até mesmo no litoral, onde existe o problema da baixa declividade dos terrenos, o que dificulta a implantação dos sistemas dinâmicos de coleta de esgotos. 2.4.3 Mecanismos de funcionamento
O processo de tratamento em uma vala de filtração envolve mecanismos físicos, químicos e biológicos. O tratamento físico ocorre pela retenção das partículas, por meio da filtração, e o químico, pela adsorção. Mas, sem dúvida, o sucesso do tratamento é profundamente dependente das transformações biológicas que ocorrem no interior do leito de areia. Sem tais transformações, o filtro não funcionaria corretamente. Desta forma, segundo JORDÃO (1995), este sistema é incorretamente chamado de “filtro”, pois o processo não possui como seu principal embasamento o peneiramento ou a filtragem, mas o contato com uma cultura biológica que realiza uma oxidação bioquímica do efluente.
9 O bom funcionamento de um sistema de valas de filtração depende principalmente da biodegradabilidade do efluente aplicado, das condições ambientais que o envolvem e das suas características construtivas. A aeração e a temperatura são as mais importantes condições ambientais que afetam o seu bom rendi mento, isso porque a presença do oxigênio gera as condições para a decomposição aeróbia do efluente e a temperatura afeta diretamente a taxa de crescimento microbiano, as reações químicas e o mecanismo de adsorsão. Outro fator que tem grande influência no funcionamento de uma vala de filtração é a área efetiva e o coeficiente de uniformidade do seu meio filtrante. A área efetiva afeta a quantidade de efluente que será filtrado, a taxa de filtração e a profundidade de penetração da matéria sólida insolúvel. Com a utilização de um leito com partículas muito grossas, tem-se baixo tempo de retenção do efluente aplicado, não atingindo o ponto adequado para a decomposição biológica. Com areia muito fina, a quantidade de efluente que será filtrada é pouca e o filtro poderá ser entupido rapidamente. METCALF & EDDY (1991) recomendam que não mais que 1% da areia deva ser mais fina que 0,13 mm. Quando tem-se alto coeficiente de uniformidade, ou seja, uma grande desigualdade no tamanho das partículas do leito, elas estarão muito próximas entre si, o que diminui a porosidade total e a média de área dos espaços dos poros, reduzindo assim a sua permeabilidade para o efluente. No que se refere à taxa de aplicação, ela é crítica para o bom funcionamento do processo. O sistema deve ser projetado para assegurar uma distribuição uniforme do efluente no leito do filtro. Também deve- se buscar, entre as taxas hidráulicas aplicadas, um tempo suficiente de descanso para o sistema, com o objetivo de mantê-lo em condições aeróbias.
2.4.4 Critérios e parâmetros de projeto A NBR 13969/1997 recomenda que, para um sistema de valas de filtração, somente podem ser admitidas águas de precipitação pluviométricas d iretas deve serimpermeabilizar impedida a percolação e a infiltração de esgotos para o meio externo. Para tanto,e pode-se a interface filtro/solo. A taxa de aplicação recomendada, expressa em termos de habitantes contribuintes, é de 6 m de vala por pessoa, não sendo admissível adotar o número de valas inferior a 2, por tanque séptico ou reator anaeróbio. O comprimento mínimo total deve ser de 25 m. Deve-se manter uma distância inferior a 1 m entre as valas. Para a NBR 13969/1997, a taxa de aplicação para cálculo da área superficial da vala de filtração 2 deve ser limitada a 100 L/m .dia, sendo usual, para uma maior segurança, adotar o valor de 40 2 L/m .dia, quando da aplicação direta dos efluentes do tanque séptico. Para efluentes do processo aeróbio de tratamento, recomenda-se a adoção da taxa de 200 L/m 2.dia. Os intervalos de aplicação de efluentes do tanque séptico em vala de filtração não devem ser inferiores a 6 h. Em locais cuja temperatura média mensal de esgoto é inferior a 10ºC, as taxas de aplicação para efluentes do tanque séptico e do processo aeróbio, devem ser limitadas, respectivamente, a 50 L/m2.dia e 100 L/m 2.dia. Segundo a EPA (1980), as taxas de aplicação de efluentes oriundos de tanques sépticos podem 2 2 variar de 82 L/m .dia a 200 L/m .dia. Em experimentos realizados na UNICAMP, com efluente anaeróbio de um sistema tanque séptico + filtro anaeróbio, estão sendo executadas em 2 etapas distintas. Uma, aplicando taxas hidráulicas com valores próximos de 100 L/m 2 .dia, e outra, com valores próximos de 40 2 L/m .dia, esta última quando se almeja um efluente de excelente qualidade.
10 Um outro critério para dimensionamento de valas de filtração é a adoção de carga orgân ica 2 máxima de 24 gDBO/m .dia, de acordo com VAN DUUREN (1999). Entretanto, estes valores estão sendo investigados para aplicação nas condições brasileiras.
2.4.5 Aspectos construtivos Para a construção de um sistema de valas de filtração, a NBR 13969/1997 apresenta as seguintes recomendações (ver Figuras 2.4 e 2.5): •
•
•
•
•
•
•
deve-se prever uma sobrelevação do solo, na ocasião de reate rro da vala, de modo a evitar a eros ão do mesmo devido às chuvas, dando-se uma declividade entre 3% e 6% nas suas laterais; nos locais onde o terreno tem incli nação acentuada, como nas enco stas de morros, as valas devem se r instaladas acompanhando as curvas de nível; a camada de brita ou pedra britada, situada acima do leito de areia, deve ser cobe rta de material permeável, tal como tela fina contra mosquito, antes do reaterro com solo, para não permitir a mistura deste com a pedra, e ao mesmo tempo permitir a evaporação da umidade; dependendo das características geológicas do local, a vala de filtração deve ter as paredes do fundo e laterais protegidas com material impermeável, como por exemplo mantas de PVC, de modo a não contaminar o lençol freático; o leito de areia dev e ter 0,70 m de altura e suas partíc ulas devem ter diâmetro efetivo na faixa de 0,25 mm a 1,2 mm, com coeficien te de uniformidade inferior a 4; as tubulações de drenagem e a de distribuição devem ser envolvidas em uma camada de brita n.º 4, ter no mínimo um diâmetro de 100 mm, serem perfuradas e terem declividade entre 1 e 3%; deve-se levar em consideração a disponibilidade de material local para diminuir o custo de implantação do sistema, mas sempre tendo como referência os parâmetros da Norma ABNT.
Figura 2.4 – Cortes longitudinal e transversal de uma vala de filtração.
Figura 2.5 - Croquis de um sistema de tratamento com um conjunto de valas de filtração
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2.4.6 Exemplo de Dimensionamento Dimensionar um sistema de aplicação no solo, constituído por valas de filtração, para o tratamento e disposição de efluente de um conjunto tanque séptico + filtro anaeróbio, de uma residência com 5 pessoas.
a) Dados de entrada • • • • •
consumo per capita de água: QPC = 120 L/hab.dia coeficiente de retorno: C = 0,8 coeficiente de reforço do dia de maior consumo: K 1 = 1,2 coeficiente de infiltração do solo, constituído de argila, silte e areia: C inf = 40 L/m 2.dia (Nota: coeficiente estimado em função de levantamentos de campo realizados pelo PROSAB. O ensaio de infiltração foi feito de acordo com a NBR 7229/1993, mediante a construção da cova de seção quadrada de 0,30 m de lado e 0,30 m de profundidade.
b) Solução
Cálculo da vazão (Q) Q = P x QPC x K 1 x C = 5 hab. x 120 L/hab.dia x 1,2 x 0,80 Q = 600 L/dia
Cálculo da área de infiltração necessária A=
Q C inf
=
600L/dia 40L/m 2 .dia
2
A = 15 m
Determinação do comprimento (L) da vala: Considerando a largura da vala igual a 0,50 m, tem-se: L=
A
=
15m 2
l 0,50m L = 30 m Desta forma, deve-se adotar 1 vala de 30 metros de comprimento. Deve-se ainda considerar um período de descanso de aproximadamente seis meses, para a eventual desobstrução do leito filtrante. Portanto, o número total de valas, para este sistema, deverá ser igual a 2, utilizando-se, alternadamente, uma de cada vez.
12 2.5
FILTRO DE AREIA
2.5.1 Descrição O filtro de areia segue os mesmos princípios da vala de filtração, ou seja, o tratamento ocorre quando da passagem do esgoto pela camada de areia, onde se processa a depuração por meio físico (retenção) e bioquímico (oxidação), devido aos microrganismos fixos na superfície dos grãos de areia. Sua utilização é recomendada como uma forma de pós-tratamento, nos mesmos casos apresentados para a vala de filtração. O principal diferencial existente entre o filtro de areia e a vala de filtração é o fato do primeiro ser construído sobre a superfície ou semienterrado, e ter o seu leito de areia exposto às condições do tempo. Outros pontos diferenciais serão explicitados no decorrer do texto.
2.5.2 Critérios e parâmetros de projeto Segundo a NBR 13969/1997, as taxas de aplicação são idênticas as da vala de filtração, sendo o valor limitado a 100 L/m 2.dia, quando da aplicação direta de efluentes de tanques sépticos, e 200 2 L/m .dia, para efluentes de processos aeróbios de tratamento. Para locais cuja temperatura média mensal do esgoto é inferior a 10ºC, estas taxas devem ser limitadas, respectivamente, a 50 L/m2.dia e 100 L/m 2.dia. 2 A EPA (1980) recomenda uma taxa de 80 a 200 L/m .dia, quando a alimentação provêm de 2 tanque séptico e entre 200 e 400 L/m .dia, quando proveniente de filtro aeróbio.
Areia do meio filtrante
De acordo com a NBR 7229/1993, a areia do filtro deve ter as seguintes características: •
• • •
ser isenta de argila, terra, calcári o, ou quaisquer substância capaz de ser a tacada pelo esgoto, ou de endurecer formando uma massa compacta ou impermeável; seu diâmetro efetivo pode variar na faixa de 0,25 mm a 1,2 mm; o coeficiente de uniformidade deve ser inferior a 4; a profundidade do leito formado poderá variar entre 60 e 110 cm.
Assim como na vala de filtração, neste método a área efetiva e o coeficiente de uniformidade são determinantes para o tratamento do efluente. Quando utiliza-se uma areia muito fina (pequena área efetiva), somente será possível a aplicação de baixas taxas e a matéria sólida penetrará pouco nas camadas do leito. Consequentemente, tem-se um alto tempo de retenção do efluente, o que acarretará um curto período de vida útil para o filtro. Em contrapartida, o efluente final do sistema terá sofrido um alto grau de tratamento. Quando utiliza-se uma areia mais grossa, tem-se um baixo tempo de retenção do efluente aplicado, impossibilitando uma adequada decomposição biológica. Para este caso, tem-se, como aspecto positivo, o fato de se poder aplicar altas taxas.
2.5.3 Aspectos construtivos A construção e implantação do filtro de areia é muito simples, quando comparada aos outros métodos. Deve-se observar que os materiais utilizados na construção da estrutura, onde serão depositados o leito de areia e a camada de brita, devem suportar a agressividade química dos esgotos. Normalmente, recomenda-se o uso de concreto, tijolo, fibra de vidro reforçada ou PVC. Existe a possibilidade de se construir o filtro semi-enterrado. Neste caso, a estrutura em que ele se encontra deverá ser impermeável ao efluente aplicado, impedindo a sua infiltração para camadas profundas, fato que poderia causar a contaminação do aqüífero.
13 No que se refere as tubulações, elas terão as seguintes características: •
• •
a tubulação de drenagem, instalada na base do leito de areia, será envolvida por uma camada de pedra britada de aproximadamente 0,15 m de espessura; a tubulação distribuidora e a receptora, deverão ter diâmetro de 100 mm e serem perfuradas; para facilitar a coleta do efluente, o fundo do filtro, deve ter uma declividade entre 0,5 e 1%.
Para que seja possível uma boa distribuição do efluente sobre o leito de areia, deve-se construir, sobre sua superfície, uma placa de distribuição. A placa poderá ser feita de concreto ou qualquer outro material que seja resistente ao choque do liquido sobre sua parte superior. Uma apresentação esquemática do filtro de areia é mostrada na Figura 2.6. Outros aspectos relevantes que devem ser observados durante a construção de um filtro de areia: • •
sobre a superfície do leito de areia, somente pode-se admitir águas de precipitação pluviométrica; não se pode permitir a infiltração de esgotos para o meio externo do filtro.
Figura 2.6 - Esquema para unidade de filtro de areia semienterrado
2.5.4 Aspectos operacionais Na aplicação dos esgotos, recomenda-se a inundação do leito com uma camada de 8 cm de efluente e, no mínimo, duas dosagens por dia, entremeadas por períodos de repouso. A distribuição do efluente sobre o leito deverá ser feita de forma uniforme, evitando-se a formação de pontos de maior concentração de efluente. Os períodos de repouso do leito, decorrentes da aplicação intermitente dos esgotos, devem prover condições adequadas no interior do filtro, permitindo o ingresso de ar através de um tubo de coleta e a manutenção das condições aeróbias. Alguns resultados obtidos em experimentos realizados em diversos países estão apresentados na Tabela 2.1.
14 Tabela 2.1 – Comparação de dados da operação experimental de alguns filtros de areia
Parâmetro SCHONBORN (1997) Suiça
Referência MICHELS (1996) Winsconsin-EUA
PELL (1989) Suécia
Tanque séptico
Tanque séptico
Tanque séptico
Taxa de aplicação (m3/m2.dia)
Média: 0,033 Pico: 0,187
0,14a0,23
0,067
Áreaefetiva
1a3mm
Local Pré-tratamento
Coeficiente de uniformidade Profundidade(cm) Aplicação
1,5mm -
Dependia do fluxo de efluente
Resultados da DBO: 91%; remoção de alguns P total: 90%; compostos NH4-N: 93%; N-Total: 80%.
3,5
0,21mm 8,1
91,4 5 dias por semana, com 2 horas de aplicação
75 3 aplicações diárias, a cada 8 horas
DBO: 5 mg/L; Sólidos Suspensos: 97%; Nitrificação: 95%.
DBO: 91%; P: 83%; Nitrificação: 88%.
2.5.5 Manutenção e uso
A operação e manutenção de um filtro de areia são muito fáceis de serem realizadas, devendo-se ter atenção aos períodos de aplicação de esgoto e de descanso. Após a utilização do filtro por longos períodos, pode ocorrer o aumento do tempo de retenção do efluente em seu interior. Tal fato pode ser resultante da formação de uma camada na superfície do filtro (colmatação). Quando isso ocorrer, recomenda-se uma raspagem e a remoção deste material, juntamente com uma pequena camada areiacom (2 características a 5 cm). Estaidênticas camadaà anteriormente removida deverá ser reposta, imediatamente, com areiadelimpa, existente. Não se deve permitir a formação de vegetação sobre a superfície do filtro. Caso ela se forme, deverá ser feita a sua retirada, imediatamente. Deverão ser previstas duas unidades de filtro, cada uma com capacidade plena de operação. Caso seja observado um excessivo retardamento na velocidade de filtração do esgoto, deverá ser feita a substituição de um filtro pelo outro.
15
2.6 TERRAS ÚMIDAS (ALAGADOS OU WETLANDS) 2.6.1 Descrição Por definição, terras úmidas são áreas onde a superfície da água está perto da superfície do solo, por um período que seja suficiente para manter sua saturação ao longo do ano, existindo no seu meio, uma vegetação característica associada. Existem diversos tipos de terras úmidas, desde as naturais (brejos, várzeas, pântanos, lagos muito rasos e manguezais) até os construídos.
2.6.2 Terras úmidas naturais
As terras úmidas naturais são áreas inundadas por um curso de água, em períodos regulares, por um tempo suficiente que permita o desenvolvimento de uma vegetação, especialmente adaptada às regiões de solo saturado. Geralmente, localizam-se entre um corpo d’água permanente e uma região de mata não inundada, ou seja, uma faixa intermediária (Figura 2.7).
Figura 2.7 – Representação de uma região de terra úmida natural Adaptado de EPA (1992)
A variedade de tipos de terras úmidas existentes é tão grande quanto a variedade de solos, vegetação e clima que pode haver em diferentes regiões. Dentre os diversos fatores que o afetam, o mais determinante é a hidrologia, que permite a divisão das terras úmidas em dois grandes tipos principais: • •
próximos ao litoral; afastados da região costeira.
O primeiro tipo, caracteriza-se pela formação de estuários, áreas onde o mar mistura-se com um rio ou riacho que desemboca numa praia. Essas regiões são ambientes de salinidade e níveis de água muito inconstantes, devido ao próprio regime de marés. Essas regiões de alagados possuem um papel importante na natureza. Elas são o habitat natural de uma variedade muito grande de peixes, animais e outros seres marinhos. Além disso, constituem uma proteção contra as enchentes e a erosão, e promovem a renovação da água disponível para a vegetação. Outra característica importante é o fato de poderem ser um meio de recreação e oferecer oportunidades de pesquisa e educação. Já o segundo tipo, as áreas mais afastadas da região costeira, compreende locais com características peculiares, possuindo solos inundados de forma total ou parcial, devido à influência de rios e lagos, associados ao regime de chuvas. Do ponto de vista ecológico, segundo DENNY (1997), o ecossistema das terras úmidas tem as seguintes funções:
16
a) Habitat natural Terras úmidas são áreas onde muitas espécies de animais raros, sendo alguns em extinção, têm como seu único habitat natural. Nestas regiões, eles encontram uma combinação de condições, como clima e disponibilidade de água, que não são observadas em qualquer outro local. Estas áreas, constituem um ambiente que pode ser classificado como um dos ecossistemas mais produtivos existentes na natureza. Os restos de plantas (raízes e folhas) que se desenvolvem neste ambiente são decompostos, transformando-se em detritos que servirão de alimento para muitos crustáceos, ostras e peixes pequenos, que por sua vez são uma fonte de alimento para outros peixes maiores, de grande interesse comercial. Pode-se perceber que nesta cadeia alimentar o homem tem uma fonte de recursos bastante frágil, mas muito produtiva.
b) Manutenção do equilíbrio hidrológico Essas áreas inundadas também funcionam como uma bacia natural, armazenando as águas de chuva. Além disso, possuem a capacidade de diminuir a força das correntezas formadas, contribuindo para a minimização dos danos ao meio ambiente, principalmente a erosão e o assoreamento. Em áreas urbanas, as terras úmidas podem ser bastante úteis na prevenção de enchentes, tendo em vista que, com a urbanização, a área de solo disponível para a infiltração das águas da chuva diminui consideravelmente.
c) Conservação da biodiversidade As áreas alagadas mantêm a paisagem e a diversificação do ecossistema, com a sua diversidade 2
de populações No Brasil, por exemplo, cerca mato-grossense, de 100.000 km de área de planíciee de na atividades Amazônia microbiológicas. Central são inundadas anualmente. O pantanal mantido pelas cheias do rio Paraguai, corresponde a uma das maiores áreas inundáveis do planeta. A Ilha do Bananal e áreas do Rio Grande do Sul são banhadas, respectivamente, pelos rios Araguaia e Gravatai. As populações de macrófitas, nessas áreas, exercem uma alta produtividade, contribuindo sobremaneira para o grande número de nichos ecológicos, bem como para a grande diversidade de espécies animais. Tal complexidade de seres mantém o ecossistema equilibrado.
d) Efeito climático O ecossistema das terras úmidas impede o aquecimento global da terra, através da fixação do carbono, mantendo assim o balanço de CO 2. Desta forma, ele acaba influenciando os microclimas e também mantém a quantidade de chuvas. Segundo ODUM (1983), cerca de 100 bilhões de toneladas de matéria orgânica são produzidas anualmente por organismos fotossintéticos na terra. Por outro lado, durante o mesmo intervalo de tempo, aproximadamente essa mesma massa é oxidada, voltando para a natureza, na forma de CO2 e H2O. Cerca de 10 a 14% do carbono existente no planeta provem das áreas alagadas existentes no mundo inteiro.
e) Preservação da qualidade da água As terras úmidas contribuem para a manutenção da qualidade da água, através da remoção e retenção de nutrientes, do processamento de matéria orgânica e resíduos químicos e da redução
17 da carga de sedimentos descartada nos corpos receptores. Conforme a água flui pela terra úmida, a vegetação age como uma barreira à manutenção do seu curso, diminuindo a velocidade de avanço, em direção ao corpo receptor, fazendo com que os sedimentos e poluentes que carrega, precipitem. Desta maneira, estes sedimentos e poluentes podem ser capturados pela vegetação e, logo após, metabolizados (Figura 2.8).
Figura 2.8 – Esquema de manutenção da qualidade da água das terras úmidas: remoção e retenção de nutrientes (nitrogênio e fósforo); redução da carga de sedimento pela sedimentação. Adaptado de EPA (1992)
Os compostos orgânicos constituintes dos esgotos são degradados por processos anaeróbios e aeróbios. No caso específico de sistemas de terras úmidas, a maior parte da matéria orgânica sofre degradação anaeróbia. O oxigênio requerido para a degradação aeróbia vem da atmosfera, pelas folhas das macrófitas aquáticas, que o transferem para as raízes e rizomas das plantas, através do próprio tecido vegetal. O oxigênio, ao chegar às raízes e rizomas, cria na rizosfera um ambiente oxidado. Atualmente, as áreas alagadas têm sofrido processo de degradação e destruição. O desmatamento e subsequente erosão, as modificações hidrológicas por meio de canalização de cursos de água, a drenagem de solos hidromórficos e a construção de represas, são processos que poderão trazer fortes conseqüências ao meio. Uma delas, muito freqüente, é o carreamento de sedimentos das partes mais altas para as mais baixas, onde estão situadas as áreas de terras úmidas, resultando dessa forma, no aumento da demanda bioquímica de oxigênio, com altas concentrações de matéria orgânica e nutrientes, além dos contaminantes. 2.6.3 Terras úmidas construídas
As políticas conservacionistas atuais levaram à inibição do uso das terras úmidas naturais, para fins de controle de fluxo de águas de alguma forma poluídas. Essas restrições culminaram, então, no desenvolvimento acelerad o de terras úmidas construídas. As terras úmidas construídas procuram imitar algumas das funções existentes nos naturais, em particular a capacidade de degradação da matéria orgânica e contenção de nutrientes (fósforo e nitrogênio). Desta forma, eles são sistemas projetados, artificialmente pelo homem, para utilizar plantas aquáticas em substratos (areia, solo ou cascalho) onde, de forma natural e sob condições ambientais adequadas, pode ocorrer a formação de biofilmes, que agregam uma população variada de microrganismos. Estes seres possuem a capacidade de tratar os esgotos, por meio de processos biológicos, químic os e físicos. Entre as funções das plantas aquáticas, destacam-se: • •
a utilização de nutrientes e metais pesados; a transferência de oxigênio para a rizosfera;
18 •
suporte para o cresci mento e ação de microrganismos, pela presença de rizomas e de raízes, bem como a absorção de material particulado, pelo sistema radicular das macrófitas.
a) Escolha das macrófitas
Deve-se buscar, na construção das terras úmidas, condições muito parecidas com as existentes nos ambientes naturais, buscando o surgimento das funções de interesse, que, no caso do tratamento de esgotos, são a remoção de matéria orgânica e a retenção de nutrientes. Entre os componentes principais das t erras úmidas encon tram-se: as macrófitas aquáticas, o substrato e o biofilme de bactérias, que são responsáveis direta ou indiretamente pela ocorrência dos mecanismos de remoção de poluentes. Na Figura 2.9 apresenta-se um esquema de uma unidade de fluxo superficial, em escala piloto.
Figura 2.9 – Componentes de um sistema de terra úmida construída, de fluxo superficial
As macrófitas desempenham um importante papel no tratamento de águas residuárias, isso porque elas necessitam de nutrientes para o crescimento e reprodução. Nas terras úmidas construídas, são utilizadas diversas plantas aquáticas, emergentes e flutuantes, sendo que as mais freqüentemente usadas são apresentadas na Tabela 2.2. Observa-se que as macrófitas emergentes desenvolvem seus sistemas radiculares, fixadas no substrato, já o caule e as folhas se mantêm parcialmente submersos. Tabela 2.2 - Principais macrófitas emergentes usadas nas terras úmidas construídas Temperatura Tolerância à Espécie emergente pH ótimo desejável (ºC) salinidade (mg/L) Typha 10a30 30.000 4,0a10,0 Juncus
16a26
20.000
5,0a7,5
Phragmites Schoenoplectus
12a33 16a27
45.000 20.000
2,0a8,0 4,0a9,0
Carex
14a32
20.000
5,0a7,5
Fonte: Adaptado de REED (1992). As macrófitas aquáticas que flutuam na superfície da água (flutuantes) mais utilizadas são: Eichhornia crassipes (aguapé), Sperrodela (erva de pato), Salvinia molesta (salvínea) e Hydrocotyle umbellata.
19 Para a construção de um sistema de terras úmidas, deve-se selecionar as macrófitas aquáticas obedecendo aos seguintes critérios: • • • • •
ter tolerância a ambiente eutrofizado; ter valor econômico; ter crescimento rápido e ser de fácil propagação; absorver nutrientes e outros constituintes; ser de fácil manejo e colheita.
b) Tipos de terras úmidas
Entre as terras úmidas construídas, têm-se dois tipos usualmente conhecidos: • •
de fluxo superficial; de fluxo subsuperficial.
As terras úmidas de fluxo superficial constituem bacias ou canais, onde são povoadas as macrófitas que utilizam o material orgânico e nutrientes das águas residuárias a ser tratadas. Geralmente, são tipicamente longas e estreitas, para evitar curtos circuitos. A superfície da água a ser tratada se mantém sobre o substrato. Uma das suas desvantagens é a proliferação de insetos, mosquitos e produção de mau cheiro. Nas terras úmidas de fluxo subsuperficial, a água residuária a ser tratada escoa horizon talmente, através da zona das raízes e rizomas das macrófitas, situadas a cerca de 15 a 20 cm abaixo da superfície do substrato. As principais macrófitas utilizadas nesse sistema subsuperficial são aquelas já citadas na Tabela 2.2. A comparação destes dois tipos de fluxo, em relação a alguns parâmetros, é apresentada na Tabela 2.3. Tabela 2.3 – Critérios para construção de terras úmidas
Parâmetros Tempodedetençãohidráulica (dia) Taxa máxima de carregamento (kgDBO/ha.dia)
Fluxo superficial 5a14
Fluxo subsuperficial 2 a7
80
75
Profundidadesubstrato(cm)
10a50
10a100
Taxa de carregamento hidráulico (mm/dia)
7 a 60
2 a 30
3
Área requerida (ha/m .dia)
0,002a0,014
0,001a0,007
Controle de mosquito
Necessário
Nãoé necessário
Relação comprimento : largura
2:1 a 10:1
0,25:1 a 5:1
Fonte: Adaptado de REED (1992). c) Aspectos Construtivos
Para a construção das terras úmidas, deve-se observar os seguintes aspectos: • • • • •
proximidade dos corpos de água receptores (rios, lagos, reservatórios etc); existência de solo impermeável; declividade do terreno entre 0 e 3%; distância da planície de inundação dos rios; disponibilidade de extensas áreas.
20 Estudos em escala real e de laboratório têm demon strado que estes sistemas possuem boa capacidade de remoção de DBO, sólidos suspensos, nitrogênio, fósforo e metais. A redução dos teores destes parâmetros é resultante da ação de diversos mecanismos de sedimentação, de precipitação, de adsorção química e de interação microbiana. Na Tabela 2.4 estão apresentados alguns mecanismos de remoção para alguns constituintes. Tabela 2.4 - Constituintes e mecanismo de remoção do sistema de terras úmidas Constituintes Mecanismos de remoção
Sólidos suspensos
Sedimentação e filtração
Material orgânico solúvel
Degradação aeróbia e anaeróbia Amonificação, nitrificação e desnitrificação (biológico) Utilização pela planta Volatilização de amônia
Nitrogênio
Fósforo
Adsorção Utilização pela planta Adsorção e troca de cátions
Metais
Complexação, precipitação Utilização pela planta Oxidação redução (bioquímica) Sedimentação Filtração
Predação Morte Natural Irradiação UV Excreção de antibiótico proveniente das raízes das macrófitas Fonte: Adaptado de COOPER et al. (1996). Patógenos
d) Vantagens e Desvantagens
O sistema de terras úmidas construídas, como todos os outros sistemas para tratamento de esgotos, apresenta suas vantagens e desvantagens, conforme apresentado na Tabela 2.5. Tabela 2.5 - Vantagens e desvantagens das terras úmidas construídas
Vantagens
Desvantagens
Baixo custo de construção
Alta demanda de área
Fácil operação e manejo
Necessidade de substrato, como brita e areia
Remove satisfatoriamente matéria orgânica e sólidos suspensos, nitrogênio e fósforo
Susceptível a entupimento dos espaços vazios do substrato
Considerável redução de patógenos
Necessidade de manejo das macrófitas
Pode-se acrescentar, como mais uma vantagem, o fato da biomassa produzida no sistema poder ser utilizada pelo homem para vários fins econômicos, tais como: •
alimentação;
21 • • • • •
ração para animais; fertilizante de solo; fertilizante de tanque de psicultura; nas indústrias; construção civil.
2.6.4 Experiências no âmbito do PROSAB No âmbito do PROSAB, a aplicabilidade de sistemas de terras úmidas construídas para o póstratamento de efluentes de reatores anaeróbios foi investigada por SOUZA et al. (2000). O aparato experimental era constituído por quatro unidades de terras úmidas (10 metros de comprimento, 1 metro de largura e 0,6 m de profundidade), preenchidas com areia grossa e operadas com diferentes taxas hidráulicas (2,0 a 4,5 cm/d). Três das unidades utilizaram macrófitas emergentes ( Juncus sp.), enquanto a quarta unidade foi operada como unidade de controle, sem a presença de plantas (Figura 2.10). Os resultados obtidos após um ano de operação indicaram eficiências médias de remoção de DQO e SST nas faixas de 79 a 85 e 48 a 71, respectivamente. A remoção de coliformes fecais foi excelente, da ordem de 4 unidades logarítmicas. O fósforo também foi eficientemente removido (média de 90%), mas remoção de nitrogênio foi apenas parcial (45 a 70% para amônia e 47 a 70% para NTK).
Figura 2.10 – Vista do sistema de terras úmidas pesquisado por SOUZA et al. (2000)
22
2.7 IRRIGAÇÃO 2.7.1 Descrição
A crescente escassez de recursos hídricos, principalmente em regiões áridas e semi-áridas, faz com que sejam necessárias mudanças na distribuição hídrica do planeta. Assim, a utilização de esgotos na agricultura irrigada, torna-se de grande valia. Nas civilizações ocidentais, a aplicação de esgotos em áreas agrícolas vem ocorrendo desde a Grécia antiga. Após a Segunda Guerra Mundial, ocorreu um notável aumento da aplicação deste método, não somente pelas necessidades impostas pelo pós-guerra, mas também devido ao avanço tecnológico, que possibilitou a ampliação dos conhecimentos sobre o assunto. Houve, também, a evolução das técnicas agrícolas de manejo doaos soloesgotos. e de irrigação e o aumento do conhecimento físico-químico e microbiológico aplicado Atualmente, as preocupações com a saúde pública e com o ambiente requerem a multiplicação dos sistemas básicos de esgotamento sanitário e do seu tratamento. Tal fato, possibilita o reconhecimento da irrigação como uma forma econômica e muito produtiva de destinação final de esgotos. 2.7.2 Aspectos quantitativos e qualitativos
Admitindo-se uma contribuição de 20 L/pessoa.dia, uma comunidade de 10.000 habitantes produzirá aproximadamente 200 m³ de esgotos por dia. É um volume de água considerável e disponível diariamente. Assim, é fácil calcular que é enorme a quantidade de esgotos que se pode dispor para irrigação, principalmente para regiões áridas e semi-áridas, onde há a limitação dos recursos hídricos, permitindo a conservação das águas naturais de boa qualidade somente para usos mais restritivos. Conforme FOLEGATTI (1999), em geral, os esgotos sanitários apresentam teores de macro e micronutrientes satisfatórios, para a demanda da maioria das culturas. Porém, a presença de sais e sólidos dissolvidos fixos deve ser vista com atenção, já que tais características podem gerar um efluente salino, impróprio para a irrigação. Provavelmente, microelementos estarão presentes em concentrações abaixo dos teores tóxicos e acima da demanda nutricional da maioria das culturas. Exceção deve ser feita para o boro que, dependendo da quantidade, pode ser tóxico para diversas culturas , sendo que este elemento está presente em efluentes que contenham materiais oriundos de produtos de limpeza. A aplicação dos nutrientes contidos nos efluentes tratados pode reduzir, ou mesmo eliminar, a necessidade de fertilizantes comerciais. Além disso, a matéria orgânica contida nos esgotos aumenta a capacidade do solo em reter água. Na verdade, os esgotos são apreciados pelos agricultores, simplesmente porque os nutrientes, neles presentes, fazem com que o rendimento das colheitas seja muito maior. 2.7.3 Qualidade das águas residuárias
Segundo GHEYI (1999), a eliminação de microrganismos patogênicos é o principal objetivo do tratamento convencional visando o reuso dos esgotos. Os padrões sobre a qualidade epidemiológica do efluente são expressos segundo o número máximo permissível de coliformes fecais. Este grupo de microrganismos tem boa representatividade como indicador de bactérias presentes na água, mas é menos satisfatório para os vírus presentes nas excretas. O grupo dos coliformes fecais tem um uso muito limitado quando se trata de protozoários e helmintos, para os quais não existem indicadores seguros e, reconhecidamente, constituem o maior risco real para a saúde pública.
23 Em 1989, a OMS, em conjunto com outras instituições internacionais, publicou um conjunto de diretrizes sanitárias para o uso de esgotos na agricultura e aqüicultura. No mesmo, é enfocado o uso das lagoas de estabilização com tempos de detenção hidráulico de 8 a 10 dias, como o tratamento mais viável para a eliminação de patógenos. O decaimento gradual e natural dos microrganismos patogênicos sobre o solo constitui outro valioso fator de segurança para reduzir os riscos potenciais para a saúde. Conforme a OMS (1989), na utilização de efluentes para a irrigação, a inativação dos patógenos por meio de raios ultravioleta, da dessecação e dos predadores biológicos naturais, pode produzir uma redução suplementar de 90% a 99%, após poucos dias de utilização. A Tabela 2.6 apresenta as diretrizes recomendadas pela OMS (1989) para a qualidade microbiológica de esgotos sanitários utilizados na agricultura, para três grupos de cultivo. Tabela 2.6 – Diretrizes recomendadas para a qualidade microbiológica de esgotos sanitários utilizados na agricultura(1) Categoria
A
B
Condições de aproveitamento
Grupo exposto
Nematóides instestinais(2)
Coliformes fecais
(ovos/L)(3)
(CF/100 mL)(4)
Culturas consumidas cruas, campos esportivos, jardins públicos
Trabalhadores, consumidores e público em geral
≤
1
Culturas de cereais, industriais e forrageiras, prados e
Trabalhadores
<
1
≤
1000(5)
Tratamento requerido
Série de Lagoas de estabilização (ou tratamento equivalente)
Não se Lagoas de recomenda estabilização por 8 a nenhuma norma 10 dias
(6)
árvores
C
Categoria B, sem os trabalhadores e o público estarem expostos
(ou tratamento equivalente) Nenhum
Não se aplica
Não se aplica
Sedimentação Primária
(1)
Em casos específicos, deve-se considerar os fatores epidemiológicos e sócio-culturais de cada região, e modificar os padrões, de acordo com a sua exigência. (2) Espécies: Ascaris, Trichuris e Ancilostomas. Calculado como média aritmética do número de ovos/L . (3) Durante o período de irrigação. (4) Calculado como média geométrica do número de CF/100 mL (5) Convém estabelecer uma diretriz mais restrita (<200 CF/100mL) para espaços públicos, como os hotéis, onde o público pode entrar em contato direto. (6) No caso de árvores frutíferas, a irrigação deve cessar duas semanas antes da colheita da fruta e esta não deve ser colhida na superfície do solo. Não é conveniente irrigar por aspersão Fonte: Adaptado de OMS (1989).
A Tabela 2.7 exemplifica a interdependência entre algumas medidas de proteção, recomendando o grau de tratamento dos esgotos necessário para afastar os riscos sanitários, em função do tipo de cultura e do método de irrigação. Deve-se ter em mente que o tratamento de esgotos necessário não considera a remoção de sólidos, para evitar entupimentos e colmatação. Evidentemente, a viabilidade e a eficácia de qualquer combinação de medidas de proteção dependerão dos diversos fatores locais intervenientes, como endemicidade das doenças, costumes e hábitos sociais, práticas agrícolas e disponibilidade de recursos que devem ser analisados cuidadosamente.
24
Tabela 2.7 – Grau de tratamento dos esgotos necessário, em função do tipo de cultura e da técnica de irrigação
Tipo de cultura
Método de irrigação
Tratamento dos esgotos (grau necessário, objetivo sanitário)
Alimentícia, para o consumo humano direto (legumes, verduras, frutas etc)
•
Por aspersão
•
Exigente
•
Por inundação ou sulcos
•
Exigente
•
Campos de desportos e áreas de recreação (gramados)
•
Localizada ou subsuperficial
•
Moderado
•
Cerealíferas ou industriais Forragens e pastos
•
Por aspersão Por inundação ou sulcos • Localizada ou subsuperficial
•
•
•
•
Por aspersão Por inundação ou sulcos • Localizada ou subsuperficial
•
•
•
•
•
•
Árvores (bosques, reflorestamento etc.)
Moderado Baixo • Nenhum Baixo Nenhum • Nenhum
Fonte: ANDRADE NETO (1991). 2.7.4 Aspectos relativos à saúde pública
No uso de águas residuárias na irrigação, os contaminantes de importância para a saúde pública são biológicos (vermes, protozoários, bactérias e vírus patogênicos). A quantidade de patogênicos presentes é de extrema importânci a, devido ao alto risco que pode acarretar à saúde pública. Os contaminantes químicos não são relevantes, exceto nos despejos de certas indústrias. Quanto ao risco da transmissão dos contaminantes, ele pode ser dividido em: potencial e real. O risco potencial, ou teórico, é inferido com base na simples ocorrência de patogênicos no meio de transmissão. O risco real é deduzido, baseando-se em evidências epidemiológicas. Sabe-se que para uma pessoa, ou várias, efetivamente sofra uma doença por causa do uso de esgotos ou efluentes tratados em irrigação, seria necessário que: • • • •
uma certa concentração de uma espécie de patógeno chegue ao campo irrigado; dependendo da latência, persistência e capacidade de multiplicação, esta concentração atinja, e/ou se mantenha em níveis de dose infectiva; esta dose infectiva alcance e penetre uma pessoa sã; esta infecção provoque, efetivamente, um agravo à saúde desta pessoa.
Em termos de epidemiologia, somente há risco efetivo quando ocorre excesso de incidência ou prevalência da doença ou de intensidade da infecção (risco epidemiológico), associado à rota de transmissão (no nosso caso, irrigação com esgotos) em uma determinada população. Os fatos reais conhecidos, que consideram os vários fatores envolvidos, demonstram que a análise de risco potencial da utilização de esgotos e efluentes tratados em irrigação tem superestimado a probabilidade de ocorrência de agravos à saúde pública. Mas, caso se queira evitar que organismos patogênicos sejam lançados nos campos irrigados, deve-se utilizar técnicas de tratamento de esgotos que sejam altamente eficazes na remoção de destes microganismos e que sejam capazes de produzir efluentes totalmente livres de patógenos. Tal ação pode inviabilizar a utilização deste método na irrigação, devido ao grande aumento de
25 seus custos. No entanto, a redução da concentração de patógenos nos esgotos é perfeitamente possível, através de técnicas conhecidas de tratamento, que são capazes de propiciar determinados graus de remoção de microrganismos patogênicos. Cabe observar que, dependendo do tipo de planta irrigada (e de sua utilização) bem como da técnica de irrigação utilizada, haverá maior ou menor possibilidade de contato entre pessoas e patogênicos e, consequentemente, de ocorrerem infecções. Portanto, mediante restrições às culturas a serem irrigadas com esgotos, associadas à seleção do método de irrigação e cuidados de proteção individual, a possibilidade de contato entre os patogênicos e as pessoas pode ser reduzida ou anulada. Tais premissas permitem a utilização de esgotos sanitários em irrigação, tendo como resultado um baixo risco à saúde, de forma econômica e tecnicamente viável. Estas medidas são mais ou menos rigorosas, dependendo do grau de tratamento dos esgotos, dos fatores locais condicionantes e da suscetibilidade das pessoas expostas.
2.7.5 Aspectos sócio-culturais e econômicos A utilização controlada de esgotos sanitários brutos, ou de efluentes de sistemas de tratamento de esgotos, na irrigação, pode contribuir para a melhoria da qualidade de vida e condições sociais, de várias formas: •
•
• •
•
•
propicia o aumento da produtividade agrícola, por unidade de área, devido aos nutrientes presentes, à possibilidade de recuperação de áreas improdutivas e à ampliação da área irrigada, contribuindo, significativamente, para o incremento da produção de alimentos, com influência direta sobre a nutrição, a superação da estagnação econômica e a reformulação de práticas sócio-culturais; como forma de disposição adequada para os esgotos sanitários, contribui para a melhoria das condições de pela saúde pública, evitando de muitas doenças infecciosas, principais responsáveis mortalidade infantil anotransmissão Brasil; contribui para a preservação e proteção do meio ambiente, evitando a descarga dos esgotos nos cursos de águas naturais, prevenindo a poluição, a contaminação e a eutrofização; possibilita a melhor conservação do solo, através da acumulação de húmus e da prevenção da erosão pela cobertura vegetal. Ainda pode contribuir para viabilizar ações de revegetação do solo, em áreas que sofreram desmatamento; como fonte alternativa de água para a irrigação e como medida de controle da poluiçã o do meio natural, ajudando a preservar as águas de melhor qualidade para o abastecimento público. Deve-se observar que a disponibilidade de água de boa qualidade para o consumo doméstico e industrial é um dos condicionantes mais importantes para a melhoria do padrão de vida de uma população; em áreas urbanas, pode-se contribuir para amenizar as condições climáticas, estéticas e recreativas, através da irrigação e fertilização de “zonas verdes”, tais como parques públicos, jardins e campos para práticas desportivas;
2.7.6 Aspectos relativos a projeto
a) Relação Solo - Água - Planta Para a utilização dos processos de irrigação deve-se, primeiramente, entender a relação soloágua-planta, o seu comportamento e os fatores intervenientes. Neste sistema, o solo tem como função fornecer à planta os nutrientes e a água necessária ao seu metabolismo, conforme VIEIRA (1995), sendo a textura e a estrutura do solo fundamentais para
26 a capacidade de retenção de água, pois definem a quantidade, a forma e a distribuição dos poros onde o liquido é armazenado. Observa-se que solos arenosos tem menor porosidade, por isso possuem baixa capacidade de retenção, já os solos argilosos possuem uma alta capacidade de retenção, pois possuem maior porosidade. Para a irrigação, tem-se que o ideal é um solo intermediário, devendo-se ter em mente que a matéria orgânica presente no seu interior aumenta a sua capacidade de reter água. Assim, observa-se uma das vantagens da aplicação do efluente anaeróbio em um solo com baixa capacidade de retenção, porque ele pode atuar como um condicionador do solo, melhorando sua estrutura e, conseqüentemente, sua capacidade de campo. b) Potencial matricial do solo
A água é retida no solo por forças de adsorsão e de capilaridade. A ação destas duas forças recebe o nome de Potencial Matricial da Água no Solo ( Ψm), que é uma força, contra a qual a planta deve exercer um esforço superior, para poder absorver a água que necessita, através do seu sistema radicular, satisfazendo assim o seu metabolismo e a demanda evaporativa. Como a água sempre caminha de locais mais úmidos para locais mais secos, isto é, de potenciais maiores para menores, à medida que ela vai sendo retirada pela absorção radicular, o teor da água vai se reduzindo e a planta, cada vez mais, exerce um esforço maior para suprir a demanda evaporativa. Desta forma, tem-se que o conjunto evaporação - transpiração local exerce uma grande influência sobre a umidade necessária para a maior produtividade da planta. c) Capacidade de campo e ponto de murchamento
Defini-se Capacidade de Campo (CC) como a capacidade máxima de retenção de água no solo, acima da qual a água não mais será retida, sendo percolada pela força da gravidade a caminho do lençol freático. Ela varia de –0,1atm a –0,33 atm, para solos arenosos de textura média, e é de aproximadamente 2,0 atm, para solos extremamente argilosos, nos quais não seria possível a irrigação. O Ponto de Murchamento (PM) corresponde à tensão matricial do solo para a qual ocorre a murcha das plantas normais que nele vivem. O ponto de murcha corresponde ao potencial matricial de –15 atm. Ao intervalo entre a CC e o PM corresponde uma faixa de umidade denominada Água Disponível (AD). Utilizando o solo como tratamento do efluente anaeróbio, deve-se buscar taxas adequadas de irrigação, de forma a garantir valores intermediários para a umidade do solo, situados entre a CC e o PM, viabilizando o tratamento do efluente pelo conjunto solo-planta, sem riscos de contaminação do lençol freático por nitratos e patógenos. Isso aumenta a produtividade e a qualidade da cultura, através da escolha de um valor que facilite a aquisição de nutrientes e água pela planta. d) Potencial matricial crítico e curva característica
A relação entre a umidade de um solo e o seu respectivo potencial matricial crítico é denominado Curva Característica de Água no Solo. Existe um valor de potencial matricial para o qual o esforço da planta não chega a causar prejuízos à qualidade e à produtividade do solo. A este valor dá-se a denominação de Potencial Matricial Crítico do respectivo cultivo e a ele está associada uma Umidade Crítica, ponto em que deve-se irrigar o solo para que não haja prejuízo no metabolismo da planta. A Tabela 2.8 apresenta o potencial matricial crítico para diversas
27 culturas, e a Figura 2.11 apresenta a Curva Característica de Água em um solo denominado de latossolo vermelho-amarelo. Tabela 2.8 – Potencial matricial crítico de água no solo, para obtenção de altas produções em algumas culturas econômicas Cultura Alface Arroz Banana Batata Cana-de-açúcar (2) Citros Côco Ervilha Feijão (2) Fruteiras Fumo Grama Laranja Melão Milho (2) Ornamentais(flores) Pepino Soja
Potencial matricial de água no solo (bar) 0,2 0 0,3a1,5 0,3a0,7 0,8 a 1,5 0,3a0,6 0,2a0,6 0,6 0,6 0,6a1,0 0,3a0,8 0,4a0,6 0,2a1,0 0,3a0,8 0,5 a 1,0 0,1 a0,5 1,0 0,51,5 a
Sorgo Tomate Trigo (1,2) Uva
0,6 1,0a 1,3 0,35 a 0,7 0,15a0,50
(2)
(1) De 15 dias, após a germinação, até 30 dias, a cultura tolera um estresse de até 0,8 a 1,5 bar para uniformização do perfilhamento. (2) Valores mais altos que os citados acima, podem ser aplicados no período de amadurecimento.
Figura 2.11 – Curva de retenção da água no solo para um latossolo vermelho-amarelo, textura argilosa.
28
e) Condições básicas para uma irrigação eficiente A irrigação, segundo VIEIRA (1995), é a aplicação artificial, oportuna e uniforme de água no solo, para repor a umidade que foi consumida pelas plantas, na evapotranspiração ou na drenagem entre duas regas consecutivas, a fim de manter a produtividade e a qualidade da cultura. A utilização desta técnica é eficiente quando se adotam as seguintes medidas básicas: • • • • • • •
aplicação da quantidade de água necessária; irrigação com água de qualidade aceitável; estabelecimento de uma freqüência apropriada de irrigação; emprego das técnicas convenientes de irrigação; prevenção da salinização na zona radicular, por meio da lixiviação; controle do acúmulo de água sobre a superfície do solo, mediante uma drenagem apropriada; manejo adequado dos nutrientes para os cultivos.
f) Seleção da técnica de irrigação As principais técnicas de irrigação com esgoto são: • aspersão; • inundação; • sulcos; • localizada (gotejamento e microaspersão); • subsuperficial. Na Figura 2.12, tem-se a apresentação da mais aconselhável de todas estas técnicas, que é a irrigação por sulcos. A aspersão deverá ser evitada e somente considerada quando se conhecer a qualidade exata do efluente doméstico tratado.
Figura 2.12 – Técnica de irrigação mais aconselhável para tratamento de esgotos domésticos: irrigação por sulcos
Para evitar-se o entupimento nos equipamentos de irrigação, é necessário um tratamento simples para remoção dos sólidos dos esgotos. Na técnica de inundação ou por sulcos, é necessário um simples gradeamento para a retirada dos sólidos grosseiros. Neste caso, interessa correlacionar o grau de tratamento necessário, em relação à técnica de irrigação utilizada, em função do risco de transmissão de doenças. Ressalta-se, novamente, que, para a saúde pública, a irrigação com esgot os sanitários por aspersão é a técnica mais perigosa. Os aerossóis, contendo micróbios, podem ser transportados pelo vento a distâncias de mais de 1 km (FEACHEM, 1980 e PEARSON, 1986). Embora HESPANHOL (1988) relate que a distância mínima de 50 a 100 metros de estradas públicas e residências seja suficiente como proteção a possíveis problemas reais à saúde, é prudente salientar que as bactérias são mais infectivas quando inaladas do que quando ingeridas e, assim,
29 trabalhadores do campo e moradores vizinhos podem ser infectados por inalação. Além disto, o sistema de aspersão contamina toda a área irrigada, incluindo as folhas e frutos. Nas técnicas de irrigação por inundação e por sulcos, também existe o risco de contato direto com a cultura e com os trabalhadores. Porém, estes sistemas são os que apresentam os menores riscos de contaminação. Nas técnicas de irrigação localizada, o contato direto com folhas e frutos pode ser evitado e os riscos para o agricultor são também baixos. Porém, problemas de entupimento são freqüentes neste sistema e podem piorar quando são aplicados esgotos sanitários. Normalmente, as obstruções são geradas por partículas minerais, orgânicas e precipitados químicos. A irrigação subsuperficial praticamente não oferece quaisquer riscos sanitários, tendo-se em conta um mínimo de cuidados. As principais vantagens e desvantagens de cada uma destas técnicas de aplicação de esgotos sanitários estão mostradas na Tabela 2.9. Tabela 2.9 – Fatores que afetam a seleção da técnica de irrigação e medidas necessárias quando se utilizam esgotos sanitários
Método de irrigação
Fatores que afetam a seleção
Medidas especiais para esgotos sanitários
Irrigação por inundação
Custo baixo de implantação, não requer a sistematização do terreno, do tipo de efluente e do grau de tratamento.
Proteção completa para os trabalhadores do campo, para os que manipulam as colheitas e para os consumidores.
Irrigação sulcospor
Custo às vezesdo precisareduzido, do nivelamento terreno.
Proteção para os trabalhadores do campo, os que manipulam as colheitas e para para os consumidores.
Irrigação por aspersão
Aproveitamento médio da água, não requerendo a sistematização do terreno.
Não devem ser cultivados alguns produtos da categoria B(1), sobretudo frutíferas. Deve-se manter uma distância mínima de 50 a 100 m para vilas e estradas públicas. Ao serem utilizados efluentes que produzam maus odores, existe a necessidade de tratamento específico.
Irrigação Custo elevado, maior subsuperficial e aproveitamento de água e localizada colheitas com maiores produtividades.
Deve-se providenciar a filtração do efluente, para evitar problemas de entupimentos nos emissores.
(1) Categoria B (ver também Tabela 2.6): Neste grupo de cultivo, os trabalhadores do campo são também o primeiro grupo de risco, porém podem existir riscos indiretos para o consumidor. Nesta categoria incluem-se: cultivos de pastagens e forrageiras consumidas verdes; cultivos cujos produtos para o consumo humano não entrem em contato direto com os esgotos sanitários; cultivos cujos produtos sejam ingeridos cozidos; cultivos cujos produtos sejam consumidos após serem descascados; qualquer cultivo irrigado por aspersão. Fonte: Adaptado de GHEYI (1999).
É importante salientar que muitas recomendações sanitárias com relação aos esgotos sanitários utilizados para fins de irrigação nem sempre podem ser atendidas. Portanto, é prudente que seja
30 assegurada a proteção à saúde por meio da associação de restrições às culturas, método de irrigação e tratamento dos efluentes. Na Tabela 2.10 estão sintetizados diferentes fatores físicos, agronômicos e de caráter geral que devem ser considerados na seleção do sistema de irrigação. Para uma condição particular definida por uma linha da tabela, o número zero (0), para uma dada coluna, indica que aquela condição não influencia na escolha daquele sistema específico. O sinal positivo (+) indica existir vantagens na seleção deste sistema, com respeito ao fator analisado. O sinal negativo (-) indica que o sistema não é conveniente no que se refere àquele fator, devendo-se optar por um outro sistema de irrigação. Entretanto, não deve ser interpretado como se o sistema fosse totalmente inadequado para uma determinada condição, visto que podem haver limitações que também inviabilizem a seleção de outros sistemas.
31 Tabela 2.10 - Guia para pré-seleção de sistemas de irrigação Parâmetro
Superficial Sulcos Faixa Inundação
Desloc. Lateral
Aspersão Auto Ramal Propelido Rolante
Pivô Central
Conv. Portátil
Conv. Permanente
Tipo de Hortaliça
Alho 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Batata 0 + + 0 0 0 + 0 0 Batata-doce 0 - 0 0 0 0 0 0 0 0 Beringela 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Brássicas 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Cebola 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Cenoura 0 - + + 0 + 0 + 0 0 Feijão-de-vagem 0 + Melancia + - 0 0 0 0 0 0 + Melão + - 0 0 0 0 0 + Milho-doce 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Pimentão + - 0 + Tomate para mesa + 0 + Tomate para 0 - - 0 0 0 0 0 0 0 0 processamento Práticas culturais Rotaçãodecultura 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Pulverizações + + 0 -0 + constantes Cultivo protegido + 0 0 + Cobertura do solo 0 - - + – plástico Modificação - 0 0 0 0 0 0 + + 0 microclimática Terreno – solo
Lençol freático elevado Ondulado raso e 0 0 Infiltração alta – arenoso Infiltração 0 moderada – siltoso Infiltração baixa – 0 argiloso Muito desuniforme Baixa retenção de água Salino -
-
0
0
-
-
+ +
0
-
0
-
0
0
0
+
+
0 +
+
+
+
+
0
0
0
0
0
0
0
-
0
0
0
0
0
+
0
0 0
+
+
+
+
0
0 +
--
-
-
+
+
+
+
+
+
+
+
-
0
0
0
0
0
0
+
+
+
0
0
0
0
-
-
-
+
0
+
Fonte de água
Subterrânea - 0 0 Fornecimento sob 0 0 0 0 0 0 demanda Fornecimento 0 0 0 período fixos Fornecimento - - 0 0 0 contínuo Taxa e período 0 0 0 variável Muito sedimento 0 0 0 Muita matéria 0 0 0 0 0 0 orgânica Muito salina 0 0 0 Água servida 0 0 0 0 0 0 (poluída) Vazão grande + + + 0 0 Vazão pequena 0 0
0 0 -
0
0
0
0
-
-
0
0
0
-
-
-
0
-
-
-
+
+
+
-
-
-
-
0
0 0
+
-
0 -
0 0
-
-
0
0 0
0
0
0 0
* Inundação temporária em pequenos tabuleiros ou bacias. (0) indica que o fator não tem influência na seleção do sistema; (+) indica possível razão para preferência; (-) indica possível razão para escolher um sistema alternativo
Fonte: Adaptado de CLEMMENS & DEDRICK (1994)
-
-
0
0
0 0
0
0 +
+
Microirrigação Micro GoteAspersão jamento
32
g) Taxas de aplicação hidráulica Segundo a EPA (1976), quanto à taxa de aplicação, existem dois tipos de sistemas de irrigação: • o primeiro, objetiva a maximização da produção da cultura agrícola (baixa taxa), deixando o tratamento do efluente em segundo plano; • o segundo, objetiva o tratamento do efluente, através da irrigação (alta taxa). No primeiro caso, o sistema opera com baixas taxas de aplicação. Devido a isto, são necessárias grandes áreas, o que propicia grande dispersão de poluentes, minimizando os impactos adversos no solo e na vegetação. Devido à alta porcentagem de evapotranspiração, a concentração de sólidos dissolvidos inorgânicos no líquido percolado pode ser indesejável. Nesta técnica, a taxa de aplicação hidráulica varia de 0,7 a 3,7 m/ha.ano. No sistema operando a alta taxa, para a remoção eficiente de nutrientes, a colheita escolhida deve ser tal que assimile a alta concentração de esgoto, de forma a evitar a percolação de nutrientes ao lençol freático. Este processo requer menor área para a aplicação, porém o impacto sobre o meio é maior. A taxa de aplicação hidráulica varia de 0,7 a 7,5 m/ha.ano. Este segundo sistema poderá ser utilizado com reservas em culturas secundárias, como por exemplo a de eucaliptos, que tem a característica de alta evapotranspiração. Objetivando evitar a contaminação do lençol freático, CAMPOS (1999) recomenda a aplicação desta técnica em áreas que possuam uma distância mínima do lençol freático de 1,5 m. Deve-se observar também, que o solo deve ter boa capacidade drenante, de forma a evitar problemas de colmatação, recomendando-se os solos argilo-siltosos. Visando o reuso do efluente anaeróbio em culturas irrigadas, estudos em desenvolvimento buscam a definição de uma lâmina hídrica que atenda às condições agrícolas e sanitárias. Esta taxa deve possibilitar o tratamento do esgoto sem riscos ao lençol freático e sem afetar a produtividade e a qualidade da cultura irrigada.
2.7.7 Aspectos econômicos dos métodos de irrigação A Tabela 2.11 relaciona os sistemas de irrigação com custos, fornecendo informações para uma análise de custo/benefício dos sistemas.
33 Tabela 2.11 - Características dos diferentes sistemas de irrigação, passíveis de serem utilizados para hortaliças Método Sistema Eficiência Investimento Consumo de Mão-de-obra(c) de irrigação inicial(a) energia(b) requerida (%) (R$/ha) (kWh/mm.ha) (h/ha irrigado) Superficial Sulcos 40 a 70 600 a 1500 0,3 a 3,0 1,0 a 3,0 Corrugação 40 a 70 600 a 1500 0,3 a 3,0 1,0 a 3,0 Faixas 50 a 75 800 a 1500 0,3 a 3,0 0,5 a 2,5 Inundação 50 a 70 800 a 1200 0,3 a 3,0 0,3 a 1,2 Subsuperficial
Lençol freático fixo Lençol freático variável
40 a 70 50 a 75
600 a 1200 600 a 1200
0,0 a 0,5 0,0 a 0,5
0,5 a 2,0 0,7 a 3,5
Aspersão
Convencional portátil Convencional semiportátil Convencional permanente Autopropelido Ramal rolante Pivô central Deslocamento linear
60 a 75 60 a 75 70 a 80 60 a 70 65 a 85 75 a 90 75 a 90
800 a 1500 1200 a 2000 3000 a 5000 1500 a 2200 1500 a 2200 1500 a 3000 (d) 2000 a 3500
3,0 a 6,0 3,0 a 6,0 3,0 a 6,0 6,0 a 9,0 3,0 a 6,0 2,0 a 6,0 2,0 a 6,0
1,5 a 3,5 0,7 a 2,5 0,2 a 0,5 0,5 a 1,0 0,7 a 1,5 0,1 a 0,7 0,3 a 1,0
Microirrigação Gotejamento 85 a 95 4000 a 8000 (e) 1,0 a 4,0 0,1 a 0,3 Microaspersão 80 a 90 4000 a 8000 1,5 a 4,0 0,1 a 0,4 Borbulhador ("Bubbler") 75 a 90 2000 a 6000 0,5 a 3,0 0,1 a 0,4 a Depende do nível de automação, tipo de hortaliça, qualidade de equipamento, tamanho da área, dentre outros. b Estimado para uma altura de recalque entre 0 e 50 m, exceto para irrigação subsuperficial (0 a 10 m). Dividir kWh/mm.ha por 3,2 para estimar litros de diesel/mm.ha. c Depende do nível de automação do sistema, eficiência gerencial, de mão-de-obra, dentre outros fatores. Para pivôs com áreas em torno de três hectares, o custo varia entre R$ 5.000 e 6.000/ha. Para pequenas áreas de estufa, este valor pode ser superior a R$ 15.000/ha. Obs.: São apresentados valores de eficiência de irrigação, para os sistemas por aspersão para condições onde as perdas por evaporação e deriva são inferiores a 1%. Fonte: Adaptado de PAIR et al. (1983), SCALOPPI (1985) e CLEMMENS & DEDRICK (1994). d e
2.7.8 Riscos sanitários e ambientais
a) Preliminares
Apesar de todas as vantagens da aplicação de efluentes no solo, é necessário considerar os riscos sanitários e ambientais dessa alternativa. Uma aplicação inadequada ou descontrolada de despejos no solo poderá afetar significativamente o próprio solo, a água subterrânea, as águas superficiais, e ainda trazer problemas de saúde pública à população exposta. Ao avaliar esses riscos, é fundamental considerar a possibilidade da contaminação do aquífero subterrâneo a longo prazo. O método de irrigação por aspersão possui uma eficiência média de 80%, ou seja, apenas 80% da água aplicada será utilizada pelas plantas na evapotranspiração. Os 20% restantes irão percolar para as camadas profundas do solo. Assim, as substâncias químicas presentes no despejo de irrigação estarão na água de percolação profunda, em uma concentração cinco vezes maior (BOUWER, 1998). Além disso, o movimento dessa água percolando no solo será muito lento. Considerando, por exemplo, uma irrigação com taxa de aplicação de 100 cm/ano e uma eficiência de 80%, 20 cm/ano percolarão para as camadas profundas do solo. Admitindo que a zona insaturada do solo possui 15% de água, a velocidade de percolação será de 133 cm/ano. Assim, se o lençol
34 freático estiver a 50 m da superfície, os poluentes presentes no lixiviado levariam 37 anos para atingir a água subterrânea. Estudos recentes, efetuados pela EPA, têm apresentado o alto nível do impacto nas águas subterrâneas, após decorrer um tempo entre 30 e 40 anos, principalmente pelo elevado teor de nitrato.
b) Nitrato No solo as espécies de nitrogênio passam por vários processos químicos e biológicos, indo para as plantas, para a atmosfera (N2) ou para o aquífero subterrâneo (CAMPOS, 1999). O nitrogênio, na forma de nitrato, é solúvel em água e, uma vez presente no solo, possui grande potencial de atingir o lençol freático. Esse potencial é maximizado quando for aplicado efluente em solo de característica arenosa, com maior permeabilidade. A contaminação da água subterrânea com nitratos pode afetar a saúde humana, se ela for utilizada para abastecimento público. A presença de nitratos em concentrações elevadas, pode causar a metahemoglobinemia, principalmente em crianças. Além disso, pode ocorrer a formação de nitrosaminas cancerígenas (DI BERNARDO, 1993). Tem-se que seus valores limites, apresentados pela OMS, devem ser inferiores a 10 mg/L, em N-NO3. A aplicação de cargas excessivas de nitrogênio no processo de irrigação pode trazer outros problemas. Culturas forrageiras, contendo grande quantidade de nitrato, podem intoxicar animais ruminantes. O processo de silagem de plantas, contendo elevadas concentrações de nitrato, pode levar a graves intoxicações nos trabalhadores, devido à formação de NO2, através da redução do nitrato (MANAHAN, 1994).
c) Subprodutos da desinfecção Vários compostos orgânicos refratários podem atingir a água subterrânea quando da aplicação de despejos no solo. Tais substâncias, muitas das quais sequer identificadas, podem ser formadas na operação de cloração da água de abastecimento público ou na desinfecção do próprio efluente a ser aplicado (BOUWER, 1998). No método de irrigação, a preocupação com a possível contaminação das culturas por organismos patogênicos pode levar à implantação de desinfecção dos despejos tratados, o que pode ocasionar a geração dos compostos orgânicos mencionados anteriormente. Além disso, a aplicação no solo de despejos com eleva da carga de nutrientes e de matéria orgânica, através da irrigação, aumenta a bioatividade do solo e o crescimento das plantas. Esse excesso de matéria vegetal pode se decompor sobre o solo, formando ácidos húmicos e fúlvicos, que podem atingir o lençol freático. Se a água subterrânea passar por processo de desinfecção com cloro no abastecimento público, pode permitir a formação de trihalometanos, de ácidos haloacéticos e de outros compostos orgânicos tóxicos e biorefratários (BOUWER, 1998).
35 2.8
ESCOAMENTO SUPERFICIAL
2.8.1 Descrição
O escoamento superfi cial é um método de tratamento, no qual o esgoto é filtrado e estabilizado, ao escoar pela superfície de um terreno recoberto por uma vegetação, sendo que geralmente utiliza-se a grama (CORAUCCI FILHO, 1999). Normalmente, ele é constituído de uma série de rampas uniformes (Figura 2.13), nas quais existe um sistema de distribuição de esgotos em sua parte mais alta. O efluente é distribuído intermitentemente no topo e escoa, através de um fluxo laminar pela superfície vegetal, até chegar em um canal coletor. A sua disposição final é realizada através de uma calha coletora e pela evapotranspiração, que ocorre durante o percurso na rampa. Também ocorre a percolação, porém em menor taxa (EPA, 1992).
Figura 2.13 – Esquema de um sistema de escoamento superficial
A vegetação existente na superfície da rampa permite uma proteção ao solo, contra a erosão, e também cria uma camada suporte, na qual os microrganismos se estabelecerão. Este método foi desenvolvido para dar polimento ao efluente dos outros sistemas de tratamento e atualmente está sendo investigado pela UFMG, UNICAMP, UFRN, entre outras. Ele difere dos outros métodos de tratamento no solo, pelo fato de não ser dependente da infiltração, e o efluente tratado poder ser descartado numa fonte pontual (EPA, 1984). 2.8.1 Utilização, vantagens e desvantagens
O escoamento superficial é mais adequado para ser usado em superfícies de terrenos de baixa permeabilidade ou que tenham uma camada restritiva, como, por exemplo, solos argilosos até profundidades de 0,3 a 0,6 m. É possível projetar este sistema em solos muito permeáveis, através da construção de uma barreira artificial que previna o deslocamento da água para níveis inferiores. Com a utilização de tal medida, haverá o encarecimento da construção, fato que pode inviabilizar o seu uso em pequena escala. Entretanto, um estudo mais criterioso da aplicação de taxas hidráulicas menores, pode propiciar o seu emprego nas condições iniciais. Em comparação com outros métodos de aplicação no solo, o escoamento superficial apresenta como principais vantagens as seguintes características: •
é apropriado para o tratamento de esgotos de comuni dades rurais e indústria s sazonais, que geram resíduos orgânicos (indústrias cítricas e usinas de açúcar e álcool);
36 • • •
proporciona um tratamento secundário avançado, com uma operação relativamente simples e barata; a cobertura vegetal pode ser reaproveitada ou utilizada comercialmente; apresenta a menor restrição quanto às caracterís ticas do meio, necessitando apenas de um solo relativamente impermeável para a sua instalação.
Como desvantagens, tem-se que: • • • • •
o método é limitado pelo clima , tolerância da cultura em relação à água e declividade do terreno; a aplicação pode ser limitada durante o tempo úmido e quando as temperaturas ficarem abaixo as taxasdodecongelamento; aplicação podem ser restritas pelo tipo de crescimento da cultura; o terreno íngreme, ou plano, não é adequado a este tipo de tratamento; é necessária a desinfecção do efluente, antes da descarga em um curso d´água.
2.8.2 Critérios e parâmetros do projeto
Para o desenvolvimento de um projeto adequado, deve-se utilizar os corretos parâmetros de controle do sistema. Desta forma, deve-se primeiramente determinar o comprimento das rampas e as taxas de aplicação, em função da carga orgânica e da vazão de efluente. De maneira geral, os principais parâmetros de projeto e suas definições são: a) Comprimento da rampa
É a extensão longitudinal da superfície física do solo, definida pelo sentido do escoamento do efluente. Para a técnica de distribuição de baixa-pressão, o comprimento desta declividade está na faixa de 30 a 45 m, e para a de alta-pressão, entre 45 e 60 m. b) Declividade do terreno
Recomenda-se uma declividade do terreno entre 1 e 12%, sendo que o intervalo ótimo está entre 2 e 8% (ARAÚJO,1998). Uma declividade inferior a 1% não é recomendada, devido à possível formação de poças do líquido e, conseqüentemente, à proliferação de moscas. c) Caracterização do solo
O escoamento superficial foi desenvolvido, inicialmente, para solos com baixa permeabilidade, menor que 15 mm/h. Apesar disso, o sistema pode se utilizado em locais com permeabilidade moderada (15 a 50 mm/h). Isto se deve ao fato de que, ao longo do tempo, pode ocorrer o preenchimento dos vazios pelos só lidos do afluente (colmatação), e pelo crescimento vegetal. A permeabilidade também pode ser alterada pela compactação do solo durante a construção do sistema. d) Ciclo de operação
A sua operação é intermitente, com período de aplicação entre 8 e 12 h/d, seguido de um período seco, na faixa de 16 a 24 h/d. Tem-se que ciclos de operação de 4 dias de aplicação e de 2 dias secos, evitam a propagação de insetos. e) Taxa de aplicação
É considerada o principal parâmetro para dimensionamento do sistema. A taxa de aplicação é definida como o volume aplicado ao módulo de tratamento, dividido pelo período de aplicação, em horas. Existe uma tendência em uniformizar este parâmetro expressando-o em termos de
37 3
largura unitária do módulo pela largura do terreno, m /h.m (CORAUCCI FILHO, 1992 e PAGANINI, 1997). Ela depende das limitações da descarga do efluente, do nível de pré-tratamento, da profundidade e da declividade do terreno, além das informações referentes ao clima. As taxas típicas para 3 esgoto com tratam ento prim ário são de 0,2 a 0,4 m /h.m de largura do terreno. Para esgoto 3 secundário, tem-se a taxa de 0,6 m /h.m (EPA, 1992). Em estudos realizados por CORAUCCI FILHO et al. (1999), foram utilizadas as taxas 0,15 m3/h.m e 0,25 m3/h.m, chegando-se à conclusão que a primeira taxa não foi suficiente para promover o escoamento na rampa.
2.8.3 Aspectos construtivos No que se refere aos aspectos construtivos, deve-se levar em consideração os seguintes ítens:
a) Armazenamento Existe a necessidade da construção de um tanque de estocagem que seja suficiente para o armazenamento do efluente, nos dias em que não há aplicação. Deve-se prever, durante este período, a agitação do líquido.
b) Distribuição A aplicação uniforme do esgoto em toda a largura do terreno é um ponto crítico da performance do sistema. Sua aplicação, por aspersores, de baixa ou alta pressão, ou por tubos perfurados, deve iniciar-se no topo de cada rampa. A distribuição do efluente, pode ser feita por meio de três técnicas distintas: • tubulação com aberturas intervaladas: são tubulações semelhantes às usadas para irrigação. 2
• •
O afluente é aplicado em baixa-pressão (2 a 5 N/cm ). Deve-se fazer um ajuste para se obter uma distribuição uniforme. Este tipo de distribuição não é recomendado para afluentes com elevada concentração de sólidos suspensos, devido ao potencial de deposição dos sólidos próximos ao ponto de descarga; 2 aspersores de baixa pressão: são utilizados com pressões entre 5 e 15 N/cm . Neste tipo de distribuição, os sólidos podem causar o entupimento das aberturas do aspersor 2 aspersores de alta pressão : são utilizados com pressão entre 35 e 60 N/cm . Este tipo de distribuição abrange áreas maiores que as apresentadas anteriormente. Como o efluente pode atingir distâncias maiores, recomenda-se a construção de rampas com maior comprimento, permitindo-se assim, um adequado tratamento. Todavia, fica expresso o cuidado na utilização deste tipo de aspersor no caso de esgotos domésticos, tendo em vista os riscos de contaminação pelos aerossóis.
Na Tabela 2.12 estão apresentados, comparativamente, os tipos mais comuns de distribuição do esgoto.
38 Tabela 2.12 – Métodos de distribuição: vantagens e limitações
Método
Vantagens
Tubulações com aberturas reguláveis
•
Tubulações recortadas ou perfuradas
•
Orifício borbulhante
•
Canais de distribuição
Aspersores de baixa pressão
•
Aspersores de alta pressão
Limitações
Facilidade de limpeza Baixo consumo de energia • Pouca geração de aerossóis • Menores áreas de segurança • Controle do balanço hídrico facilitado
•
Baixos custos de energia Pouca geração de aerossóis • Menores áreas de segurança
•
Baixo consumo de energia Pouca geração de aerossóis • Menores áreas de segurança • Menos suscetível à sedimentação
•
•
Baixo consumo de energia Pouca geração de aerossóis • Menores áreas de segurança • Fácil operação
•
•
•
•
•
•
Possibilidade de congelamento e sedimentação dentro dos tubos • Dificuldade de distribuição uniforme • Possibilidade de erosão • Entupimento dos orifícios Dificuldade em assegurar distribuição uniforme • Possibilidade de erosão • Dificuldade em controlar balanço hídrico • Entupimento dos orifícios Dificuldade de conseguir distribuição uniforme • Possibilidade de erosão • Difícil manutenção quando entupido Alto custo inicial de implantação Possibilidade de erosão • Formação de caminhos preferenciais
Distribuição mais uniforme do esgoto Baixo custo de energia
•
Possibilidade de obstrução do orifício por partículas grandes
•
Produz menos aerossóis que os aspersores de alta pressão
•
Geração de aerossóis
•
Distribuição mais uniforme do esgoto Menores requisitos de manutenção
•
•
•
Alto custo de energia Maior geração de aerossóis • Grandes áreas de segurança •
Fonte – Adaptado de ARAÚJO (1998) c) Canais de coleta
Estes canais devem ser projetados com capacidade e declividade suficientes para comportar a o efluente que chega até a base da rampa. A Figura 2.14 apresenta alguns exemplos de canais de coleta.
39
Figura 2.14 – Tipos de canais de coleta
d) Seleção da vegetação A cobertura vegetal é essencial ao bom desempenho do sistema. Gramíneas perenes e tolerantes à água são as que melhor se adaptam aos sistemas de escoamento superficial. Suas principais funções são: proteção contra erosão, redistribuição do fluxo (o que evita o curto-circuito), suporte para microrganismos e remoção de nutrientes.
e) Monitoração Deve-se monitorar constantemente a vazão, as taxas aplicadas, o período e a freqüência de aplicação do esgoto e a qualidade do afluente e do efluente. Se há uma infiltração significativa no solo, também há necessidade de se monitorar a água subterrânea. Este sis tema de tratamento tem propi ciado uma redução de DBO que pode chegar a 90%, enquanto as reduções de nitrogênio e fósforo, embora ainda não completamente estabelecidas, têm chegado a 80 e 60%, respectivamente. No entanto, este processo está sendo submetido a pesquisas que virão a esclarecer o assunto.
2.8.4 Experiências no âmbito do PROSAB CHERNICHARO et al. (2000) e CORAUCCI FILHO et al. (2000) vêm desenvolvendo pesquisas com sistemas de escoamento superficial, aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, utilizando diferentes espécies de gramíneas como cobertura vegetal das rampas. Nos estudos desenvolvidos por CHERNICHARO et al. (2000), o sistema de escoamento superficial era constituído por 3 rampas com 25 metros de comprimento, 3 metros de largura e declividade de 4% (Figura 2.15). O sistema foi operado com taxas de aplicação linear variando de 0,20 a 0,60 m 3/h.m (6,4 a 19,2 cm/d) e períodos de aplicação de 8 horas/dia (freqüência de 5 dias/semana). O sistema de pós-tratamento 3 apresentou resultados muito bons quando foi operado com taxas de aplicação de até 0,50 m /h.m, tendo sido observadas baixas concentrações de sólidos suspensos e de matéria orgânica no efluente final (resultad os médios variando entre 98 e 119 mgDQO/L; 48 e 62 mgDBO/L; 17 e 57 mgSST/L). Em relação à qualidade microbiológica, foi observada uma excelente remoção de ovos de helmintos no sistema UASB/Escoamento Superficial, que apresentou uma concentração média de 0,2 ovo/L no efluente final. Todavia, a remoção de coliformes fecais no sistema foi apenas satisfatória, apresentando eficiências médias de remoção de 2 a 3 unidades logarítmicas. Nos experimentos desenvolvidos por CORAUCCI FILHO et al. (2000), o sistema de escoamento superficial era constituído por 3 rampas com 35 metros de comprimento, 4,2 metros de largura e
40 declividade de 3,5 % (Figura 2.16). O sistema foi operado com taxas de aplicação linear de 0,10 e 0,20 m 3/h.m (2,0 a 4,0 cm/d) e períodos de aplicação de 8 horas/dia (freqüência de 5 dias/semana). Os resultados do sistema de pós-tratamento (Filtro Anaeróbio/Escoamento Superificial) apresentaram concentrações médias de DQO, DBO, SST, NTK e P no efluente final da ordem de 116 mgDQO/L, 33 mgDBO/L, 40 mgSST/L, 13 mgNTK/L e 0,5 mgP/L, respectivamente. Na tabela 2.13 é apresentado um resumo dos principais resultados obtidos em experimentos conduzidos na UNICAMP e na UFMG. Tabela 2.13 – Resultados obtidos em experimentos com escoamento superficial
Parâmetro Efluente
UNICAMP
UNICAMP
Filtro anaeróbio Filtro anaeróbio
UFMG
UFMG
(ARAÚJO, 1998) Reator (COTA, 2000) Reator UASB UASB
Larguradarampa(m)
4,2
4,2
3,0
3,0
Comprimentodarampa(m)
35
35
25
25
Declividadedarampa(%)
3,5
3,5
4
4
3
Taxa hidráulica (m /h.m) Períododeaplicação(horas/d) Freqüência(diasporsemana) Cobertura vegetal
0,10 e 0,20
0,30 e 0,40
8
8
5 Tifton 85
5 Tifton 85
0,48(a)
0,20 a 0,60 8
8
5
5
Brachiara humidícola
Tifton 85
DBOdoefluente(mgDBO/L) 30 60 48a62 60 (a) Taxa média (vazão variável ao longo do dia, devido regime hidráulico transi ente de alimentação das rampas)
Figura 2.15 – Vista das rampas de escoamento superficial pesquisadas por CHERNICHARO et al. (2000)
2.16 – Vista das rampas de escoamento superficial pesquisadas por CORAUCCI FILHO et al. (2000)
41
2.8.5 Exemplo de dimensionamento Dimensionar um sistema de aplicação no solo, constituído por rampas de escoamento superficial, para o tratamento e disposição de efluente de um reator UASB, em uma cidade com as seguintes características:
a) Dados População: P = 10.000 hab 3 Vazão afluente média: Q méd = 1.478 m /d 3 Vazão afluente máxima diária: Q máx-d = 1.670 m /d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 2.246 m3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 500 kgDBO/d DBO média afluente ao reator UASB: S a-UASB = 338 mg/L Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DBO: CO e-UASB = 150 kgDBO/d DBO média efluente do reator UASB:Se-UASB = 101 mg/L Concentração de DBO desejada para o efluente das rampas: Se-rampas < 30 mg/L ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ
b) Solução
Adotar parâmetros de dimensionamento Baseando-se em experiências realizadas na UNICAMP e na UFMG, utilizando-se rampas de escoamento superficial para pós-tratamento de efluentes de filtros anaeróbios e de reatores UASB, adotaram-se os seguintes parâmetros de dimensionamento: • taxa de aplicação linear: q L = 0,40 m 3/h.m • comprimento da rampa: Z = 35 m • períodos de aplicação: ∆ t = 8 horas/dia • freqüência de aplicação: f = 5 dias/semana
Cálculo da área necessária (A) A = Q máx-d × z =
qL
× ∆t
3
1.670m / dia × 35m (0(,20m / h.m) ×)(8h / d ) 3
A = 18.266 m 2 (1,83 ha)
Acréscimo de área devido à freqüência de aplicação (A final) Considerando-se a necessidade de descanso, foi adotad a a freqüência de aplicação (f) de 5 dias por semana. Nestas condições, deve-se prever o aumento da área calculada para: Afinal = A/f = [1,8 ha / (5/7)] Afinal = 2,56 ha
Verificação da carga orgânica aplicada (q S) •
qS =
CO e- UASB A final
=
150 kgDBO/d 2,56 ha
• •
qS = 58,6 kgDBO/ha.d
•
A área definida no dimensionamento refere-se a área total para aplicação no solo. Como o período de aplicação é de 8 horas por dia, a aplicação devera ser feita em 3 ciclos. Assim, 1/3 da área total será para cada período de 8 horas, resguardando, evidentemente, a freqüência de aplicação de 5 dias por semana. Atualmente, além da remoção de carga orgânica, investiga-se a eficiência do sistema combinado, reator anaeróbio + aplicação no solo, na remoção de patógenos, com especial interesse em relação aos ovos de helmintos.
42
2.9 INFILTRAÇÃO RÁPIDA OU BACIA DE INFILTRAÇÃO 2.9.1 Descrição A necessidade de recarga dos lençóis subterrâneos, aliada ao objetivo de reuso dos esgotos de forma eficiente, levou ao desenvolvimento do sistema de tratamento no solo pelo método das bacias superficiais de infiltração. A água percola através do solo nas regiões não saturadas, até a superfície do aqüífero, para armazenamento e futura utilização. No caso do esgoto, ocorre um tratamento adicional, quando o fluxo do efluente escoa através do solo. Durante este processo de tratamento, ocorrem fenôm enos físicos e químicos, que incluem: a filtração, a adsorção, a troca catiônica e as várias reações microbiológicas e bioquímicas. O sistema de recarga hidráulica, por bacias de infiltração, tem sido analisado através da combinação das investigações no campo e nos laboratórios. Estes estudos indicaram que as taxas de infiltração e a capacidade de tratamento do solo são influenciadas pelo tipo e pelas características do perfil do solo, pela profundidade da bacia e pelo tempo dos ciclos de inundação e de secagem (HOUSTON , 1999). Ao contrário do caso da irrigação de grandes áreas agrícolas, que busca o aproveitamento das substâncias fertilizantes contidas nos efluentes, os campos de infiltração destinam-se à: • depuração dos esgotos; • recarga de lençóis subterrâneos; • reutilização do efluente, para aten der a diferentes usos e finalidad es. Paralelamente, pode-se obter alguns benefícios para a agricultura. Entretanto, neste caso, a atividade agrícola deve ficar submetida às imposições do tratamento.
2.9.2 Fatores que influenciam o tratamento Os processos de infiltração rápida têm essa denominação devido à alta taxa com que o efluente é aplicado sobre o solo e à velocidade de infiltração deste no terreno. Normalmente, a presença de vegetação no solo não é requerida, pois a alta velocidade de percolação do esgoto faz com que a sua incorporação pela vegetação seja incipiente e quase inexistente (WEF, 1990; EPA, 1981). Este método depende de uma camada superficial de solo, espessa o suficiente para proteger o lençol subterrâneo da contaminação. As variáveis de permeabilidade e de drenagem do solo devem possuir altos valores. O esquema de um sistema de infiltração é apresentado na Figura 2.17.
Figura 2.17 – Sistema de infiltração rápida Fonte: Adaptado de EPA (1992)
43 A aplicação dos esgotos é feita, normalmente, por inundação, observando-se que os terrenos com declividades suaves (4 a 6%) são os mais apropriados. Devido à alta taxa de infiltração de esgoto no solo, este sistema requer um pré-tratamento mínimo, equivalente a uma decantação primária. Dessa forma, pode-se evitar a rápida colmatação da superfície do solo (WEF, 1990). Por outro lado, verifica-se que a evolução do processo de colmatação favorece a melhoria da capacidade de tratamento do esgoto, pela redução de taxas de infiltração no leito filtrante. Atualmente, os estudos que estão sendo desenvolvidos mostraram ser viável a implantação de bacias de infiltração em regiões com pequenas profundidades de leito filtrante, da ordem de 50 cm (NADAI ANDREOLI, 1999).
2.9.3 Remoção de poluentes A redução dos poluentes do esgoto pela ação filtrante e retentora do solo é excelente. Os sólidos suspensos, a DBO e os coliformes fecais são quase que totalm ente removidos nesse t ipo de sistema (EPA, 1981). A remoção de nitrogênio por nitrificação, seguida de absorção pelas plantas (nos casos em que elas existirem) é muito pequena, pois, como a velocidade de infiltração é muito alta, a absorção de nitrogênio pelas plantas fica prejudicada. Portanto, ela se dá, principalmente, por nitrificação seguida de desnitrificação, chegando normalmente a 50% (EPA, 1981). No caso do fósforo, sua retirada do efluente é feita através de processos de fixação no terreno (adsorção e precipitação) e são dependentes do tipo de solo. A retirada varia de 70 a 99%, de acordo com as características físicas e químicas existentes neste meio (EPA, 1981).
2.9.4 Critérios e parâmetros de projeto a) Tipo de Solo A seleção do terreno baseia-se na capacidade do tratamento do solo, que depende da sua textura primária e da estrutura e espessura da sua camada superficial. Nenhum tipo de solo apresenta condições ótimas para remoção de todos os constituintes do esgoto. Aqueles de textura fina, como silte e argila, têm condutividade hidráulica relativamente baixa e, portanto, não são utilizados para infiltração. Solos arenosos têm maiores taxas de condutividade hidráulica e reaeração, permitindo altas taxas orgânicas e hidráulicas e curtos ciclos de reaplicação, o que permite uma rápida infiltração. No entanto, podem ser menos eficientes para filtração, tendo uma baixa capacidade de troca catiônica. Normalmente, as áreas com leito de areia são as mais recomendadas. A profundidade não saturada do terreno é um outro critério de seleção. Recomenda-se um mínimo de 1,5 a 2,5 m, para solo não saturado, e com condutividade hidráulica relativamente uniforme.
b) Taxas de aplicação A capacidade de drenagem e infiltração do solo, juntamente com o tempo de secagem, ditam as taxas médias de aplicação de esgotos. Os valores mais comuns estão na faixa de 150 a 4.400 m3/hab.ha, sendo que os valores próximos do extremo superior são referentes a solos mais arenosos. Para que se estabeleça as condições aeróbias no solo, através da secagem, há a necessidade da divisão da área a ser aplicada em módulos (terraços ou rampas), com o rodízio de aplicação entre elas. Uma lagoa de armazenamento pode vir a ser necessária para os volumes de esgotos que
44 excedam, temporariamente, a capacidade de infiltração do solo, embora isso seja raro (NUCCI et al.,1978; PAGANINI, 1997). 3
Os campos de infiltração de Berlim possuem em média uma taxa de 394 hab/ha, ou 64 m /ha.dia, sendo que as áreas mais solicitadas tem uma taxa de 1.056 hab/ha ou 204 m 3/ha.dia. Tais valores elevados somente são possíveis quando utiliza-se uma operação intermitente. Deve-se observar que, com altas taxas de aplicação pode acontecer o arraste do ar para o interior dos interstícios do solo. A operação dos campos de infiltração é dificultada nos dias chuvosos, pois há excesso de efluente para ser tratado. A melhor solução, como no caso da irrigação para fins agrícolas em grandes áreas, é a recomendação para a interconexão dessas instalações com uma estação de tratamento municipal. Sabe-se que, após algumas dezenas de anos, a fertilidade dos campos de infiltração geralmente começa a declinar. No caso dos campos de infiltração de Berlim e de Paris, a causa deste fenômeno foi o acúmulo de microelementos, principalmente cobre e zinco. Verificou-se, por outro lado, que a evolução deste processo de colmatação favorece a melhoria da eficiêcia do tratamento do esgoto, devido à redução de taxas de infiltração no leito filtrante. A taxa de aplicação hidráulica é determinada pelas características do solo, do aqüífero, das chuvas e do nível de tratamento prévio dos esgotos. A taxa máxima é estabelecida pela condutividade hidráulica do solo permeável. Tipicamente, usa-se 4% da condutividade hidráulica medida saturada como uma estimativa preliminar. Esta taxa pode ser ajustada de acordo com o limite de DBO, variando entre 21 e 126 kg/ha.dia, obtendo-se um controle da formação de biofilme e melhorando-se a aeração. Quando utiliza-se a carga hidráulica, tem-se que ela varia entre 1,5 e 35 cm/dia. Um tratamento primário é o nível mínimo de pré-tratamento sugerido, porém, quando este tratamento não for suficiente, é necessário o tratamento secundário. Se houver contribuição de nitrogênio na água subterrânea, ele será mais limitante para o controle da carga hidráulica e do pré-tratamento. Na Tabela 2.15 estão apresentados alguns resultados obtidos para a remoção de alguns parâmetros, utilizando diferentes taxas de aplicação. Tabela 2.15 – Eficiência de um sistema típico de infiltração rápida Parâmetro DBO5
Taxa (kg/ha.d) 45 a158
Remoção 86 a 98%
Baixa remoção associada a alta taxa em solo arenoso
Nitrogênio
3 a 37
10 a 80%
Remoção depende do pré-tratamento, da relação DBO:N, do clima, da carga hidráulica e do período de chuva
Fósforo
1 a 12
29 a 99%
Remoção correlacionada com a textura do solo, tempo de aplicação, a mineralogia do solo e a distância de transporte
Orgânicos tóxicos
NA
Varia com a estrutura
Remoção favorável para orgânicos voláteis e biodegradáveis, aparentemente quando o subsolo é aerado
Coliformes fecais
NA
2 a 6 unidades logarítimicas
Remoção correlacionada a textura do solo, distância de transporte e intervalo de aplicação
Vírus
NA
2 - 4 unidades logarítimicas
Dados limitados sugerem remoção com baixa carga, solo de textura fina, subsolo aerado e alta temperatura.
NA – não aplicado Fonte: Adaptado de EPA (1992)
Comentários
45
c) Padrão de aplicação Refere-se ao tempo em que o sistema estará operando ou em descanso, sendo determinado de acordo com a taxa de aplicação e a área existente. Sua valoração pode levar à máxima ou à mínima remoção de nitrogênio, de acordo com os objetivos desejados (Tabela 2.16). Tabela 2.16 – Ciclos hidráulicos sugeridos para sistemas de infiltração rápida Objetivo da aplicação Taxas máximas de infiltração
Esgoto aplicado
Aplicação sazonal
Período seco
Verão Inverno Verão
Período de aplicação 1a2 1a2 1a3
Primário
Inverno Verão Inverno Verão Inverno
1a3 1a2 1a2 7a9 9 a 12
5 a 10 10 a 14 12 a 16 10 a 15 12 a 16
Primário
Verão
Secundário
Verão
1a2 1a2 1a3 1a3
5a7 7 a 12 4a5 5 a 10
Secundário Máxima remoção de nitrogênio
Primário Secundário
Máxima nitrificação
5a7 7 a 12 4a5
Fonte: EPA (1992)
d) Custo Os custos do projeto referem-se, basicamente, aos relativos à área para a implantação, incluindose a aquisição, a preparação da superfície e a construção do reservatório. Se as condições topográficas não forem favoráveis, haverá de umrede considerável aumento de custo. Outros valores que podem ser associados, são a instalação para drenagem e o pré-tratamento.
e) Monitoração A monitoração constitui-se no controle da vazão e na verificação dos parâmetros de qualidade dos esgotos aplicados e da água subterrânea.
46
2.9.5 Experiências no âmbito do PROSAB No âmbito do PROSAB, a aplicabilidade de sistemas de infitração rápida para o pós-tratamento e disposição final de efluentes de reatores anaeróbios vem sendo investigada pela PUC/PR e pela UFRN. Na UFRN, as unidades de infiltração rápida são constituídas por uma bacia natural de infiltração (Figura 2.18), em associação com o poço de amostragem (Figura 2.19), e por uma coluna de fibra de vidro (diâmetro de 400 mm e altura de 4,65 m). Ambas as unidades foram operadas com taxas de aplicação na faixa de 2,0 a 2,6 m/d e ciclo de alimentação de 1 dia por semana (6 dias de descanço). Os resultados principais desta pesquisa apresentaram eficiências de remoção de DQO e SST de aproximadamente 60% e 80%, respectivamente. Estas remoções ocorreram predominantemente nas camadas superficiais do solo. As unidades também apresentaram excelentes resultados de conversão de amônia em nitrato (cerca de 90%), mas a acumulação de nitrato nas camadas inferiores do solo é motivo de preocupação devido ao risco de contaminação do lençol freático. -2 As características do leito de areia (alta porosidade: 10 cm/s e baixa capacidade de troca de íons: 7,2 meq/100 g de solo) contribuíram para as baixas eficiências de remoção de coliformes fecais e fosforo (MELO et al., 2000).
Figura 2.18 – Vista da bacia de infiltração pesquisada por MELO et al. (2000)
Figura 2.19 – Vista do poço de amostragem contíguo à bacia de infiltração
47 2.10 BIBLIOGRAFIA
ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas. NB-41, Normas para construção e instalação de fossas sépticas. 18p. 1963. ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas. NBR 13969 - Tanques sépticos - Unidades de tratamento complementar e disposição final dos efluentes líquidos - Projeto, construção e operação . 60p. 1997. ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas. NBR 7229 - Construção e Instalação de Fossas Sépticas e Disposição dos Efluentes Finais. 37p. 1982. ANDRADE NETO, C. O. Alternativa Tecnológica para Valas de Infiltração. 20º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES. Rio de Janeiro, 1999. ANDRADE NETO, C. O . Sistemas Simples para Tratamento de Esgotos Sanitários: Experiência Brasileira. 301p. ABES, Rio de Janeiro, 1997. ANDRADE NETO, C. O. O. Uso de Esgotos Sanitários e Efluentes Tratados na Irrigação. IX Congresso Nacional de Irrigação e Drenagem - Natal, Rio Grande do Norte. Anais Vol. 2, p.1961-2006, 1991. ANDREOLI, F. N. Estudo da Influência da Taxa de Aplicação e Profundidades do Leito Filtrante no Desempenho do Processo de Infiltração Rápida, para Tratamento Secundário de Esgoto Sanitário., Dissertação (Mestrado), CT-UFES, Vitória, ES, 95p, 1996.
ARAÚJO, G.C. Avaliação do Pós-tratamento de Efluentes de Reatores UASB através de um Sistema de Aplicação Superficial de Esgoto no Solo. Dissertação de Mestrado . Escola de Engenharia da Universidade Federal de Minas Gerais. 130p. Belo Horizonte, 1998. AZEVEDO NETTO, J. M. Tratamento de águas residuárias. 218p. 1984. BOUWER, H., FOX, P., WESTERHOFF, P. Irrigation with Treated Effluent. How this practice affect underlying groundwater. Water Environment and Technology. 1998. por Processo Anaeróbio e Disposição Controlada no CAMPOS, R. Tratamento ABES. 466p. Riode deEsgotos Janeiro, Sanitários 1999. Solo. J.
CHERNICHARO, C. A.; VON SPERLING, M. Seminário Internacional – Tendências no Tratamento Simplificado de Águas Residuárias Domésticas e Industriais. Anais. Belo Horizonte, 1996. CHERNICHARO C.A.L., COTA R.S., ZERBINI A.M., VON SPERLING M., and BRITO H.N.C.. Posttreatment of anaerobic effluents in an overflow land system. In: Proc. VI Latin-American Workshop and Seminar on Anaerobic Digestion, pp. 336-351, 2000. CLEMMENS, A .J.;DEDRICK, A.R. Irrigation Techniques and Evaluations. Management of Water Use in Agriculture. Springer- Verlag, p.64-103, Berlin, 1994. COGGER, C.; On-site Septic Systems: The risk of groundwater contamination. Journal of Environmental Health, 51, (1), 1998. COOPER, P. F.; GREEN, M. D.; SHUTES, R. B. E. Reed beds and constructed wetlands for wasterwater treatment. Buckinghamshire: WRC publications, 206p, 1996. CORAUCCI FILHO, B., Corrosão Microbiológica em Tubos de Concreto, Dissertação Mestrado, Departamento de Hidráulica e Saneamento, Escola de Engenharia de São Carlos, USP, 1983, 250p. CORAUCCI FILHO, B.; CHERNICHARO, C.A.L.; ANDRADE NETO, C.O.; NOUR, E.A.; NADAI ANDREOLI, F.; SOUZA, H.N.; MONTEGGIA, L.O.; VON SPERLING, M.; LUCAS FILHO, M.; AISSE, M.M.; FIGUEIREDO, R.F.; STEFANUTTI, R. Tecnologia do Tratamento de Águas Residuárias no Solo: Infiltração Rápida e Escoamento Superficial. In Campos, J.R . Tratamento de Esgotos sanitários por Processo Anaeróbio e Disposição Controlada no Solo. Rio de Janeiro: RECOPE, p.357-407, 1999. CORAUCCI FILHO B.; NOUR E.A.A.; FIGUEIREDO R.F.; STEFANUTTI R.; KLUSENER FILHO L.C.; BROLEZE S.T. Estudo de um sistema de pós-tratamento de efluente com aplicação do método do escoamento superficial no solo: polimento de efluentes de filtros anaeróbios. Pós-
48 tratamento de efluentes de reatores anaeróbios - Coletânea de Artigos Técnicos – Vol. 1. pp. 1-8, FINEP/PROSAB, 2000. CORAUCCI FILHO, B et al. Partida em um sistema de pós tratamento de efluente de lagoa anaeróbia através do método do escoamento superficial. XXVIII Congresso Brasileiro de Ciência do Solo – Londrina, Paraná. Anais, 2001. COTA, R. S.; CHERNICHARO, C.A.L.; VON SPERLING, M.; GONÇALVES, L.C.; ZERBINI, A.M.; GOMES, C.C. Pós tratamento de efluentes de reatores anaeróbios em um sistema de aplicação superficial de esgotos no solo com o sistema operando em regime hidráulico transiente. XXVII Congresso interamericano de engenharia sanitária – Porto Alegre, Rio Grande do Sul, 2000. DACACH, N.G. Saneamento Básico. 314.Livros Técnicos e Científicos Editora S.A., Rio de Janeiro, 1990. DENNY, P. Implementation of constructed wetland in developing countries. Water Science Technology, 35 (5), p.27-34, 1997. DE VRIES, J.; “Soil filtration of wastewater effluent and the mechanism of pore clogging”. Journal WPCF, 44 (4), 1972. DI BERNARDO, L. Métodos e Técnicas de Tratamento de Água. 496p. ABES., 1993. DOORENBOS, J. & KASSAN, A.H. Yield response to water. FAO. Irrig. And Drain . Paper 33, 193, 1979. ERNST. Lehr- und Handbuch der Abwassertechnik. Berlim, 1985. ESTEVES, F.A. Fundamentos de Liminologia. 4 ed. 699p. Interciência - FINEP, Rio de Janeiro, 1988. FEACHEN, R.G. et al. Health aspects of excreta and sewage management – A State of the Art Review. Appropriate Technology for Water Supply and Sanitation; 3. The World Bank Washigton, DC, 1980. FIGUEIREDO, R.F., SMITH, R.G., SCHROEDER, E.D. Rainfall and overland flow performance. Journal of Environmental Engineering. 110 (3), 1984. FOLEGATTI, M.V. Fertirrigação: citrus, flores e hortaliças. Agropecuária. 458p. Guaíba, 1999. GHEYI,H.R. KÖNIG,A. CEBALLOS, B.S.O. DAMASCENO, F.A.V. Tratamento e Uso de Águas Residuárias. 110p. UFPB: Campina Grande, 1999. GONÇALVES, R.F.; “Aspectos teóricos e práticos do tratamento de esgoto sanitário em biofiltros aerados com leito granular submerso”. In: Seminário Internacional, Belo Horizonte, MG, 6 a 8 março de 1996. HAGEDORN, C.; HANSEN, D. T.; SIMONSON, G.H.; Survival and movement of fecal indicator bacteria in soil under conditions of saturated flow. Journal of Environmental Quality, 7 (1), 1978. HELLER, L. CHERNICHARO, C. A; “Tratamento e disposição final dos esgotos no meio rural.” Seminário Internacional, Belo Horizonte, MG, 6 a 8 março de 1996. HESPANHOL, I. Aspectos Técnicos e de Saúde Pública Relativos ao Uso de Esgotos na Agricultura e Aquacultura – Encontro Internacional sobre o Desenvolvimento da Década da Água. Lisboa , Portugal: 19 a 22 abril de 1988. Governo de Portugal, República Federal da Alemanha, PNUD, OMS, 68p, 1988. HOUSTON,S.L; DURYEA,P.D; HONG,R. Infiltration considerations for ground-water recharge with waste efluente. Journal of Irrigation and Drainage Engineering , Sep/Oct, p.264-272, 1999. IMHOFF, K; Manual de Tratamento de Águas Residuárias. 1966. JORDÃO, E. P.; PESSÔA, C. A.; Tratamento de esgotos domésticos . 3a edição. 692p. ABES, Rio de Janeiro, 1995. KROISS, H.; SVARDAL, K.; Analytical parameters for monitoring of wastewater treatment plants . TU, Vienna, 1999.
49 LOUDON, T. L.; BIRNIE, G. L. JR.; “Performance of trenches receiving sand filter effluent in slowly permeable soils”. In: “On-site Wastewater Treatment”. Proceedings of the Sixth National Symposium on Individual and Small Community Sewage Systems. Chicago, 16 a 17 dec. 1991. MALTA, C.; PRESTES, C. A Commodity do Século 21. Revista Amanhã, 115, p.42-46, 1997. MANAHAN, S.E. Environmental Chemistry. 6ª ed. 811p. Lewis Publishers, 1994. MELO H.N.S.; ANDRADE NETO C.O. ; LUCAS FILHO M.; PEREIRA M.G. Pós-tratamento de esgotos sanitários por disposição no solo em bacia de infiltração e coluna de areia. Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios - Coletânea de Artigos Técnicos – Vol. 1 . pp. 17-24, FINEP/PROSAB, 2000. METCALF & EDDY Wastewater engineering. treatment, disposal and reuse. 1334p. McGraw-Hill, New York, 1991. MICHELS C. J. Sand filtration – System suited for small communities. Technology, 7 , p.45 – 48, 1996.
Water Environmental and
NADAI ANDREOLI, F. tratamento de esgoto sanitário por infiltração em pequena profundidade de areia de alta condutividade hidráulica na remoção de DQO e SS. In: 20o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária – ABES, 1999. NATALIN Jr, O. et al. Tratamento de esgoto no solo por métodos de pequena escala: sumidouro, vala de infiltração vala de filtração. XXVIII Congresso Brasileiro de Ciência do Solo – Londrina, Paraná. Anais, 2001. NUCCI, N.L.R., ARAÚJO, J.L.B., SILVA, R.J.C. Tratamento de esgotos municipais por disposição no solo e sua aplicabilidade no Estado de São Paulo . 70p. Centro de Estudos e Pesquisas de Administração Municipal, São Paulo. 1978. ODUM, E. P. Ecologia. 434p. Guanabara, Rio de Janeiro, 1988. OKURUT, T. O.; RIJS, G.B.J. van BRUGGEN, J. J. A Design and performance of experimental constructed wetlands40 in (3), Uganda, planted with cyperus papyrus and phragmites mauritianus. Water 265-271, 1999. Science Technology, OMS. Directrices sanitárias sobre el uso de águas residuales em agricultura e aquicultura . 778p. OMS, Genebra, 1989. PAGANINI, W.S. Disposição de esgoto no solo (escoamento à superfície). 232p. Fundo editorial da AESABESP, São Paulo, 1997. PACKER, A. P., et al. Caracterização e avaliação da biodisponibilidade química de metais pesados no solo após a aplicação de efluente líquido anaeróbios pelo método de escoamento superficial. XXVIII Congresso Brasileiro de Ciência do Solo – Londrina, Paraná. Anais, 2001. PEARSON, H.W. The reuse of waste stabilization pond effluents for aquaculture and agriculture. Seminário Regional de Investigacion sobre Lagunas de Estabilizacion – Lima, Peru, 3 a 7 mar. Centro Panamericano de Ingenieria Sanitária y Ciencias del Ambiente – OMS/OPS, p.89-99, 1986. PEAVY, H.; ROWE, D.; TCHOBANOGLOUS, G.; Environmental Engineering. McGraw-Hill, Singapore, 1985. PELL M.; NYBERG F. Infiltration of wastewater in a newly started pilot sand-filter system: II development and distribution of the bacterial population. J. Environmental Quality , 18, p.457 – 462, 1989. PRONI- Programa Básico de Agricultura Irrigada - I Curso Básico de Agricultura Irrigada – Módulo II – Relação Solo-Água-Clima, 1986. RAVINA; PAZ, E.; SOFER, Z.; MARCU, A.; SHISHA, A.; SAGI, G. Control of emitter clogging in drip irrigation with reclaimed wastewater. Irrigation Science, 13, p.129-139, 1992. REED, S.C., MIDDLEBROOKS, E.J., CRITES, R.W . Natural systems for waste management and treatment. 308p. McMgraw-Hill, New York, 1988.
50 SANTOS, J. A. Análise dos impactos do lançamento de águas residuárias de srcem doméstica sobre freático em solo arenoso . Dissertação de Mestrado em Engenharia Ambiental UFES.169p, 1997. SANTOS, J. A. Avaliação dos impactos causados pela operação de uma bacia de infiltração para tratamento de esgoto sanitário sobre a qualidade da água de um aqüífero freático. 19º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES. 1998. SHAINBERG, I; OSTER, J.D. Quality of irrigation water . International Irrigation Information C entre, IIIC Publication nº 2, 65p., 1978. SCHONBORN A. Long term performance of the sand-plant-filter schattweid. Wat. Sci. Tech ., 5, p.307 – 314, 1997. SILVA, R. S. P. et al. Tratamento de esgoto no solo por métodos de larga escala: irrigação, escoamento XXVIII Congresso Brasileiro de Ciência do Solo – Londrina, superficial, infiltração Paraná. Anais, 2001. – percolação.
SOUZA J.T., VAN HAANDEL A.C. and GUIMARÃES A.A.V. Post-treatment of anaerobic effluents in constructed wetland system. In: Proc. VI Latin-American Workshop and Seminar on Anaerobic Digestion. pp 314-320, 2000. SMITH, R.G., SCHROEDER, E.D. Field studies of the overland flow process for treatment of raw and primary treated municipal wastewater. Journal Water Pollution Control Federation . 57 (7), p.785794, 1985. SMITH, R.G., SCHOROEDER, E.D. Physical design of overland flow system. Journal Water Pollution Control Federation. 55, mar. 1983. SPERLING, V. M. Comparison among the most frequently used systems for wastewater treatment in developing countries. Water Science and Technology, 33 (3), p.59-72, 1996. SPERLING, V. M.; CHERNICHARO, C. A.; "Tendências no tratamento simplificado de águas residuárias, domesticas e industriais". Seminário Internacional, Belo Horizonte, MG, 6 a 8 março de1996. TEIXEIRA, E. C. “Tratamento de Esgoto Sanitário por Infiltração em Pequena Profundidade de Areia de Alta Condutividade Hidráulica na Remoção de DQO e SS”. 19º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES. 1998. TONETTI, A. L. et al. Tratamento de esgoto no solo por métodos de média escala: filtros de areia e wetlands. XXVIII Congresso Brasileiro de Ciência do Solo – Londrina, Paraná. Anais, 2001. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Process Design Manual for Land Treatment of Municipal Wastewater. Cincinnati. 1981. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Process design maual: land treatment of municipal wastewater. Supplement on rapid infiltratio n and overland flow . Technlogy Tranfer. Cincinnati. 1984. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY . Wastewater Treatment/Disposal for Small Communities. Cincinnati. 1992. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY ; Design Manual, Onsite Wastewater Treatment and Disposal Systems. Cincinati, 1980. VIEIRA, D.B. As Técnicas de Irrigação. 263p. 2.ed. Globo, São Paulo, 1995. WATER QUALITY INTERNATIONAL. New Trends in Small Scale Wastewater Treatment . 35p, MayJune. 1998. WEF. Land application of sewage sludge. A Guide for Land Appliers on the Requirement of the Federal Standards for the Use or Disposal of Sewage Sludge. Alexandria, VA, 62 .Journal. the Inst. Sew. Pur., Part 6, 1962, 581. Wasserw., Wassertechnik 542, 1961.
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PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES ANAERÓBIOS POR LAGOAS DE POLIM ENTO
Paula Frassinetti Feitosa Cavalcanti, Adrianus van Haandel, Mario Takayuki Kato,Marcos von Sperling, Maurício Leite Luduvice, Luiz Olinto Monteggia
3.1
INTRODUÇÃO
Sistemas de lagoas de estabilização têm sido amplamente utilizados na prática de tratamento de esgoto sanitário em todo o Brasil, tendo-se observado resultados satisfatórios em termos da qualidade do efluente, sempre quando o projeto é tecnicamente adequado e existe um mínimo de operação e manutenção. Como diz o próprio nome, o objetivo principal de lagoas de estabilização é estabilizar, ou seja, transformar em produtos mineralizados o material orgânico presente na água residuária a ser tratada. Para atingir este objetivo, utilizam-se processos de tratamento que se baseiam na atividade metabólica de microorganismos, particularmente bactérias e algas. As algas produzem oxigênio através da fotossíntese e este oxigênio pode ser usado por bactérias para oxidar o material orgânico biodegradável. Alternativamente, na ausência de oxigênio, bactérias anaeróbias podem transformar o material orgânico em biogás, por meio do processo de digestão anaeróbia. O resultado do tratamento biológico, anaeróbio e aeróbio, é que a concentração de material orgânico se reduz drasticamente no decorrer do processo de tratamento, obtendo-se um efluente final com baixo valor de DBO5. Todavia, o tempo de detenção do líquido, ou tempo de detenção hidráulica (TDH), necessário para que se complete o tratamento, é longo. Mesmo no Brasil, onde se têm as condições favoráveis do clima tropical (temperatura elevada, alta incidência de irradiação solar), necessita-se de um mínimo de 20 a 30 dias (MARA e PEARSON, 1987; YANEZ, 1993). O longo tempo de detenção, necessário para a estabilização do material orgânico, tem uma vantagem indireta importante: o líquido permanece no sistema de lagoas por um período de tempo suficiente para que haja remoção completa dos ovos de helmintos e eficiência elevada de remoção de coliformes fecais (CF), garantindo, automaticamente, um efluente final com boa qualidade microbiológica (YANEZ, 1993; VON SPERLING 1999). Conclui-se, portanto, que sistemas convencionais de lagoas de estabilização podem produzir um efluente final com concentrações de DBO 5 e SST baixas e boa qualidade microbiológica, mas que, para este bom desempenho, necessitam de um tempo de detenção longo e, consequentemente, de grandes volumes e áreas. Para se obter um bom desempenho e ao mesmo tempo minimizar o TDH, o sistema de lagoas de estabilização deve ser formado por várias lagoas que devem ser operadas em série. Na primeira lagoa, a que recebe o esgoto bruto, a elevada carga de DBO 5 aplicada estabelece um ambiente predominantemente anaeróbio, sendo denominada de lagoa anaeróbia (LA). A digestão anaeróbia é o mecanismo de remoção do material orgânico (MARAIS e SHAW, 1963). Na segunda lagoa da série, denominada lagoa facultativa (LF), há um ambiente aeróbio na camada superior, devido à produção fotossintetizante das algas, e anaeróbio na camada inferior. Na LF ocorrem os dois processos de remoção do material orgânico: oxidação e digestão anaeróbia. Geralmente num sistema convencional, após as lagoas anaeróbia e facultativa, existem ainda uma ou mais lagoas adicionais, com ambiente predominantemente aeróbio, denominadas lagoas de maturação (LM). Essas lagoas se destinam ao tratamento aeróbio complementar e melhoria da qualidade microbiológica do efluente.
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A primeira lagoa da série, a lagoa anaeróbia, é, relativamente às outras lagoas, bastante eficiente: em um tempo relativamente curto (2 a 5 dias), remove uma grande fração do material orgânico (60 a 70 % da DBO 5) (MARA, 1975), particularmente quando a temperatura é elevada (>20 oC). Continuando a série, na lagoa facultativa o TDH é de 7 a 20 dias, e nas lagoas de maturação de 10 a 15 dias, perfazendo-se, assim, um TDH total de 25 a 30 dias. É muito importante salientar que a divisão do sistema de lagoas de estabilização em lagoas em série é uma providência necessária quando se deseja um tempo de detenção reduzido. A presença da lagoa anaeróbia não é obrigatória e às vezes é evitada, para não haver problemas de odores que dela emanam. Neste caso, a lagoa facultativa recebe uma carga orgânica muito maior e o TDH nela será muito mais longo. Nas últimas décadas, proliferou no Brasil um grande número de sistemas de tratamento anaeróbio, particularmente reatores de fluxo ascendente e manta de lodo, ou reatores UASB (CAMPOS, 1999). Nessas unidades anaeróbias de tratamento, a eficiência de remoção do material orgânico e dos sólidos em suspensão é elevada (VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994), embora a concentração destes dois parâmetros no efluente geralmente exceda a máxima permitida pela legislação ambiental. No presente capítulo, mostra-se que, quando o efluente desses reatores é tratado em lagoas, pode-se obter um efluente final com qualidade compatível com a estabelecida na legislação ambiental. Quando se aplica um pré-tratamento anaeróbio eficiente, antes de se descarregar o esgoto numa lagoa, as concentrações do material orgânico e dos sólidos em suspensão são drasticamente reduzidas, de modo que a remoção destes dois constituintes, em um sistema de lagoas, será muito mais fácil e, por esta razão, pode ser efetivada com um TDH muito mais reduzido. Nestas condições, o fator limitante que determina o tempo de detenção mínimo (e, portanto, o volume e a área de um sistema de lagoas) normalmente será a remoção de organismos patogênicos e não a estabilização da matéria orgânica. Para evitar confusão, convém denominar as lagoas de póstratamento de efluentes de sistemas anaeróbios eficientes de lagoas de polimento (LP), distinguindo-as, assim, delagoas de estabilização que tratam esgoto bruto. A ampla experiência com lagoas de estabilização mostra que a configuração mais adequada para a remoção do material orgânico é a série anaeróbia + facultativa + maturação. No entanto, os critérios de projeto devem ser modificados se a remoção de microorganismos patogênicos for o principal objetivo do tratamento, como geralmente é o caso na lagoa de polimento. A teoria de reatores aplicada ao decaimento de bactérias em lagoas mostra que, para se obter uma maior eficiência de decaimento, a configuração ótima é uma lagoa única onde não haja mistura da fase líquida (lagoa de escoamento tubular). Como a cinética de remoção de bactérias em lagoas de escoamento tubular é mais favorável que em um sistema convencional com lagoas em série, o TDH necessário nas primeiras será menor que o da série de lagoas. No presente capítulo, descreve-se o desempenho de lagoas de polimento e desenvolvem-se critérios para otimização de projetos destas, comparando-se o sistema UASB + lagoa de polimento com sistemas convencionais de lagoas de estabilização. A Figura 3.1 apresenta os fluxogramas destas duas principais variantes: •
sistemas convencionais de lagoas compostos por lagoa anaeróbia + lagoa facultativa + lagoas de maturação e sistemas compostos por lagoa facultativa + lagoas de maturação;
•
sistemas recentes, compostos por reatores UASB + lagoas de polimento.
Na descrição da configuração de lagoas de polimento, é oportuna uma comparação com sistemas convencionais de lagoas de estabilização. Por esta razão, apresenta-se na Tabela 3.1 as principais
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diferenças entre lagoas de estabilização e lagoas de polimento. O aspecto de maior importância é a ausência de uma lagoa anaeróbia antes da lagoa de polimento, que tem vantagens práticas importantes. As lagoas anaeróbias exalam freqüentemente um odor muito desagradável, que se deve à geração de sulfeto. Parte do gás sulfídrico que se forma, a partir do sulfeto gerado, desprende-se da fase líquida, espalhando o odor característico de ovo podre. Já no reator anaeróbio, pelo fato deste ser coberto, o gás é captado, podendo ser queimado, aproveitado ou tratado, impedindo assim a liberação de maus odores. Sistemas convencionais: lagoas tratam esgoto bruto
Sistema alternativo: uma lagoa trata efluente anaeróbio
Figura 3.1- Fluxogramas de sistemas convencionais de lagoas de estabilização (LA + LF + LM ou LF + LM) e de sistemas recentes de lagoas (reator UASB + LP)
Tabela 3.1 - Principais diferenças entre lagoas de estabilização e lagoas de polimento Parâmetro
Afluente Principal objetivo Configuração Área necessária Lodo no fundo Regime de escoamento desejável Odor
Lagoa de estabilização
Lagoa de polimento
Esgotobruto Esgotodigerido Remoção de matéria orgânica e sólidos Remoção de patógenos e/ou nutrientes em suspensão Lagoas em série (LA + LF + LM) Lagoa unitária, em série ou paralelo (LP) Muito grande (cerca de 3 m 2/hab) Considerável (cerca de 1 a 2 m2/hab) * Acumulação rápida (250 mg/L) Acumulação lenta (70 mg/L) * Mistura completa Tubular
Remoção de nutrientes
Maus e ocasionalmente terríveis odores Baixa
Área de aplicação
Longe de regiões urbanas
Sistema de tratamento
Centralizado
* Tempo de limpeza: 3 a 5 anos (LA) e 15 a 25 anos (LP) Ref. : GONÇALVES, (1999) e CAVALCANTI et al. (2000)
Sem problemas de odor Remoção elevada de NH 3 e PO4 factível sob condições favoráveis Proximidade da população não é problema Setorizado (são possíveis vários sistemas de tratamento em uma cidade).
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Um aspecto importante para a decisão sobre a configuração de sistemas de tratamento com lagoas é que, no caso de se utilizar lagoas de polimento, torna-se mais aceitável operar sistemas de tratamento perto de regiões urbanas, uma vez que o sistema UASB + lagoas de polimento funciona sem ser percebido pela população, já que não há exalação de maus odores. Com relação a esse aspecto, observa-se que uma vantagem indireta, mas importantíssima, de se projetar sistemas perto ou mesmo dentro de áreas urbanas, é a opção de se operar mais de um sistema de tratamento e, assim, reduzir drasticamente o custo com interceptores de esgotos, que representam uma parte bastante onerosa e de difícil execução em um sistema de esgotamento sanitário. Para que esta solução possa ser implementada, há a necessidade de se ter áreas disponíveis para a locação das lagoas, o que pode se constituir em fator limitante em vários centros urbanos. Outro aspecto indesejável de lagoas convencionais é a acumulação relativamente rápida de lodo no fundo da lagoa. Este lodo deve ser removido periodicamente, numa operação complicada e cara. Em contra-partida, a remoção de lodo no reator UASB é feita com maior frequência, numa operação bem mais simples. Outra particularidade de grande importância da lagoa de polimento, ligada indiretamente ao tratamento anaeróbio antes do lançamento do esgoto na lagoa, é a possibilidade de se manipular o pH. Em lagoas convencionais, os processos de estabilização do material orgânico pelas bactérias (sejam aeróbias ou anaeróbias) geram CO2, um ácido fraco que tende a baixar o pH. Contrário à estabilização, a fotossíntese consome CO2 e, dessa forma, leva a um aumento do pH. Devido ao pré-tratamento no reator UASB, ter-se-á, no afluente da lagoa de polimento, uma concentração baixa de material orgânico e, portanto, a geração de CO 2 na lagoa de polimento será reduzida. Somando-se a isto, nas lagoas de polimento haverá uma maior atividade fotossintetizante e, consequentemente, um maior consumo de CO2, uma vez que o afluente, pré-tratado num reator UASB, apresentará baixa turbidez, facilitando a penetração da luz solar na coluna líquida. Assim sendo, pode haver uma redução importante da concentração de CO 2, resultando num aumento substancial do pH. O aumento do pH abre a possibilidade de se efetuar também nas lagoas de polimento a remoção de nutrientes. Quando o pH sobe, o íon amônia (NH 4+) tende a se transformar em amônia molecular livre (NH 3), um gás que irá se desprender da fase líquida. Desta maneira, haverá remoção de nitrogênio da massa líquida pela dessorção de amônia. Por outro lado, um pH elevado resulta numa mudança do equilíbrio das espécies de fosfatos e numa maior concentração do íon PO 43-, o que por sua vez pode resultar na precipitação de sais como fosfato de cálcio (Ca 3(PO4)2) ou apatita (Ca 10(OH)2(PO4)6). A remoção de nutrientes em lagoas de estabilização é muito mais difícil, porque a presença de uma concentração elevada de material orgânico inevitavelmente levará à geração de dióxido de carbono, o que por sua vez limita a possibilidade de um aumento expressivo do pH na lagoa. É importante salientar que nem sempre é conveniente remover os nutrientes do esgoto. A remoção de nutrientes só é vantajosa quando o efluente é lançado em águas de superfície. Neste caso, é importante reduzir ao máximo o teor de nutrientes, para evitar o crescimento exacerbado de algas, que pode prejudicar a qualidade da água devido ao processo de eutrofização. No caso de se usar o efluente para irrigação, acontece o contrário. Há um interesse de se conservar os nutrientes, uma vez que estes poderão substituir os nutrientes de fertilizantes químicos. Na prática, quando a produção fotossintética de oxigênio é insuficiente, aplica-se às vezes aeração mecânica. No tratamento convencional de esgoto, a lagoa aerada geralmente é usada como uma unidade de pré-tratamento, recebendo o esgoto bruto e descarregando o seu efluente em uma série de
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lagoas complementares (aeradas ou não, dependendo da demanda de oxigênio) para pós-tratamento. As principais razões do uso de aeradores em lagoas são: •
supressão de odores, uma vez que se elimina a lagoa anaeróbia e com ela a produção de sulfeto;
•
fornecimento de oxigênio num ambiente onde a atividade fotossintética de algas seria insuficiente;
•
redução da área necessária para o tratamento.
Normalmente, nestes casos, as lagoas são do tipo mistura completa (com agitação por meio de aeradores) sem recirculação, com um tempo de permanência de 1 a 3 dias, suficiente para que haja metabolismo essencialmente completo do material orgânico do afluente. Todavia, a concentração do material biodegradável no efluente ainda é bastante elevada, devido à presença de lodo ativo (massa bacteriana viva), que exerce uma demanda considerável de oxigênio (para respiração endógena). Na lagoa receptora do efluente da lagoa aerada haverá sedimentação dos flocos de lodo, obtendo-se uma fase líquida com boa transparência e pouca demanda de oxigênio. O lodo sedimentado tenderá a se estabilizar anaerobiamente no fundo da lagoa de decantação. A Figura 3.2a mostra um esquema da aplicação da lagoa aerada para o tratamento de esgoto bruto. Quando se usa aeração em lagoas de polimento que tratam esgoto digerido, o combate ao odor e o fornecimento de oxigênio não têm muita importância, uma vez que, sem aeração auxiliar, não ocorrem probl emas de odor nem falta aguda de oxigênio. Todavia, a redução do tamanho da lagoa pode ser uma razão importantíssima para se optar pela lagoa aerada como unidade de póstratamento. Apesar de que as lagoas de polimento requerem uma área muito menor que as lagoas convencionais de estabilização, na prática pode não haver disponibilidade de área suficiente. Nestes casos, há necessidade de se acelerar os processos de depuração, o que é possível quando se usa lagoas aeradas mecanicamente.
Fig. 3.2 - Layout esquemático de lagoas aeradas para o tratamento de (a) esgoto bruto e (b) efluente anaeróbio , numa configuraç ão similar ao processo de lodos ativados
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Nas lagoas aeradas, o mecanismo de tratamento é radicalmente diferente daquele em lagoas de polimento: a fonte de oxigênio nas lagoas não é mais biológica (fotossíntese), mas sim mecânica (aeração por aeradores de superfície ou ar comprimido), ou seja, as algas têm um papel secundário nas lagoas aeradas. Na lagoa aerada forma-se uma suspensão de bactérias heterotróficas que metabolizam o material orgânico. Havendo condições operacionais adequadas, pode-se desenvolver também um lodo heterotrófico, que nitrifica a amônia. A massa bacteriana forma flocos macroscópicos (2 a 5 mm de diâmetro), que são marginalmente mais densos do que a água e, portanto, tendem a sedimentar. Contudo, na lagoa os flocos são mantidos em suspensão, pela turbulência introduzida pela aeração mecânica. Assim, tem-se uma suspensão bacteriana na lagoa, que tem a denominação de “licor misto”. Se a lagoa aerada for a única unidade de pós-tratamento, a composição do efluente será igual à do licor misto e, mesmo havendo remoção de todo o material orgânico do esgoto digerido, haveria uma concentração considerável de sólidos suspensos e material biodegradável no efluente, devido à presença de flocos de lodo gerados na lagoa. Todavia, pode-se equipar a lagoa aerada com um decantador final, no qual se separa a suspensão de lodo da fase líquida, produzindo-se assim um efluente final com um teor baixíssimo de material orgânico. A vantagem do decantador final não se limita à redução do teor de material orgânico no efluente. Há a possibilidade de se retornar o lodo sedimentado para a lagoa aerada, e assim o tempo de permanência dos sólidos se torna independente do tempo de permanência do líquido. Por outro lado, a separação do lodo da fase líquida na saída da lagoa aerada gera o problema da destinação final do lodo de excesso. O lodo aeróbio é instável (putrescível) e precisa ser estabilizado antes da sua destinação final. A solução mais óbvia é usar o próprio sistema de tratamento anaeróbio, que digere o esgoto bruto, para também estabilizar o do lodo de excesso da unidade de pós-tratamento. A Figura 3.2b mostra a aplicação de uma lagoa aerada com decantador final para o póstratamento de efluentes anaeróbios. De fato, com a adição de um decantador o ambiente na lagoa aerada se torna idêntico ao de um sistema de lodo ativado. Dessa maneira, a teoria de lodo ativado pode ser usada para descrever o sistema lagoa aerada + decantador, para o póstratamento de esgoto digerido. O conhecimento do comportamento de sistemas de lodo ativado (ao contrário de sistemas de lagoas de polimento e de sistemas de tratamento anaeróbio) é bastante detalhado e pode ser descrito com equações muito simples. Assim, com a utilização da teoria básica de sistemas de lodo ativado, é fácil desenvolver um modelo que prevê quantitativamente o comportamento de uma lagoa aerada para o pós-tratamento de esgoto previamente digerido, conforme detalhado no Capítulo 5. Por esta razão, isso não será discutido em detalhe no presente capítulo.
3.2
O COMPORTAMENTO DE LAGOAS DE POLIMENTO PARA O PÓSTRATAMENTO DE EFLUENTES ANAERÓBIOS
3.2.1 Descrição geral dos processos de tratamento O pós-tratamento de esgoto digerido em lagoas de polimento tem como objetivo adequar a qualidade do efluente anaeróbio à qualidade exigida pelas normas vigentes, para lançamento em águas de superfície ou uso em culturas irrigadas, sem que haja um impacto adverso no meio ambiente ou possibilidade de problemas de saúde pública. Na Tabela 3.2, observa-se a composição típica de esgoto bruto, do esgoto digerido num reator UASB, do efluente de uma lagoa de polimento, e a qualidade desejada do efluente final.
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Tabela 3.2 – Composição dos esgotos em etapas do tratamento por reatores anaeróbios e lagoas de polimento Parâmetro
Unidade Bruto
DQO DBO5 SST NTK P Coliformes fecais Ovos dehelmintos pH Sólidos sedimentáveis
mg/L mg/L mg/L mgN/L mg P/L CF/100 ml No./L mL/L
500–800 200–350 300-400 35-50 10 -6
Esgoto Efluente da lagoa de Efluente do reator polimento anaeróbio 150–200 60–120 50–100 30–50 60–120 40–80 30-45 10–40
10 –6 10 7 – 109 10 – 200 7,0–8,0 10 - 20
8–5 106 – 108 5 - 50 6,8–7,2 1-2
102 – 104 ≈0 7,59,0 ≈
0,1
Como foi dito anteriormente, embora a digestão anaeróbia seja bastante eficiente na remoção do material orgânico e dos sólidos em suspensão, em geral as concentrações de DBO 5 e dos SST em esgotos digeridos serão superiores aos limites impostos. Por outro lado, a digestão anaeróbia pouco afeta outros constituintes indesejáveis e também importantes no esgoto, como organismos patogênicos (quantificados pela concentração de coliformes fecais e de ovos de helmintos) e nutrientes (notadamente a concentração de nitrogênio e fósforo). Outros parâmetros de qualidade, como a concentração de sólidos sedimentáveis, podem ter necessidade de correção, mas, em geral, os objetivos principais do pós-tratamento por lagoas de polimento serão, em ordem de importância:
•
redução da concentração de DBO 5 e SST; redução da concentração de patógenos;
•
em caso de lançamento em lagos, represas e estuários, remoção de nutrientes.
•
3.2.2 Remoção do Mater ial Orgânico (MO) e dos Sólid os em Suspensão (SS) Numa lagoa de polimento, a concentração de vários constituintes do esgoto digerido muda com o tempo, por causa de processos biológicos, químicos e físicos que se desenvolvem. Os processos biológicos mais importantes são: •
fotossíntese;
•
oxidação do MO por bactérias que usam oxigênio;
•
fermentação do MO durante a digestão anaeróbia.
Esses três processos biológicos afetam diretamente a remoção do material orgânico. Na Figura 3.3 se vê um esquema do funcionamento de uma lagoa e a interação entre os diferentes processos biológicos.
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Remoção de mateial orgânico se realiza por dois mecanismos: 1) Digestão anaeróbia e 2) Sedimentação e acumulação no fundo da lagoa Figura 3.3 - Representação esquemática de uma lagoa para o tratamento de águas residuárias e os processos biológicos que nela se desenvolvem.
Na fotossíntese as algas usam energia do sol para reduzir o dióxido de carbono, transformando-o em material orgânico celular (expresso como DQO). De maneira simplificada, este processo pode ser representado como exposto na Equação 3.1a. É importante notar que, necessariamente, a geração de material orgânico (em termos de DQO) acompanha a geração de oxigênio, ou seja, estequiometricamente a massa de oxigênio gerada pela fotossíntese é exatamente suficiente para oxidar o material orgânico, que também é gerado neste mesmo processo. Todavia, este oxigênio, em geral, não é utilizado para oxidação de material celular das algas mas, sim, para oxidar o material orgânico de natureza fecal presente no esgoto. CO 2
+
H 2O
→
DQO + O 2
(3.1a )
Já a oxidação aeróbia bacteriana pode ser representada pela seguinte equação esquemática: DQO + O 2
→ CO 2 +
H 2O
(3.1b)
Ao se analisar a Figura 3.3, observa-se que os processos de fotossíntese e oxidação bacteriana são complementares, uma vez que os produtos de um processo são os reagentes do outro. Isto mostra que, em princípio, não pode haver remoção líquida do material orgânico através da oxidação, se não houver uma fonte de oxigênio além da fotossíntese como, por exemplo, absorção de oxigênio atmosférico. Todavia, a ação combinada de fotossíntese e oxidação pode resultar em remoção de material orgânico da fase líquida por outros mecanismos. O resultado do desenvolvimento dos dois processos é a transformação de material orgânico fecal em massa de algas. Essa massa de algas pode formar flocos, através de floculação espontânea, e estes flocos podem sedimentar e passar a fazer parte do lodo do fundo da lagoa, onde podem ser digeridos ou então se acumular como massa orgânica não biodegradável. As taxas relativas com que ocorrem os dois processos biológicos afetam diretamente parâmetros importantes, como a concentração de oxigênio dissolvido (OD), dióxido de carbono (CO 2), demanda bioquímica de oxigênio (DBO 5), demanda química de oxigênio (DQO), sólidos em suspensão (SS) e pH, enquanto outros são afetados indiretamente, como a alcalinidade e a concentração dos nutrientes nitrogênio (N) e fósforo (P).
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As taxas dos dois processos são determinadas, principalmente, pelas condições de transparência, irradiação solar, temperatura e profundidade da lagoa, para a fotossíntese, e de temperatura e concentração do material orgânico biodegradável, para oxidação aeróbia bacteriana. Caso a concentração de material orgânico seja elevada, a concentração de oxigênio dissolvido torna-se desprezível, porque a sua demanda é alta (proporcional à concentração do material orgânico). Nessas condições, o ambiente na lagoa fica anaeróbio e a sobrevivência das algas não é mais viável. No ambiente anaeróbio se desenvolve uma cor negra (devido a sulfeto ferroso e substâncias orgânicas coloridas), o que dificulta ainda mais a fotossíntese. Quando a concentração de material orgânico na lagoa não é excessiva, forma-se uma camada superior aeróbia, observando-se a presença de algas, enquanto que a camada inferior permanece anaeróbia. Esta é a situação típica de uma lagoa facultativa convencional. A oxipausa indica o nível na lagoa onde há transição da camada aeróbia (superior) para a camada anaeróbia (inferior). Naturalmente, devido à natureza cíclica da fotossíntese (que precisa da luz solar), a posição da oxipausa oscila: descendo durante o dia e subindo quando o sol se põe. Se a concentração do material orgânico for menor ainda, a maior parte da lagoa ficará aeróbia, com um ambiente anaeróbio prevalecendo na camada de lodo no fundo da lagoa. Neste caso, a oxipausa se encontrará perto da camada de lodo que sempre se forma no fundo da lagoa. Vários autores, entre eles MARA e PERSON (1987), mostraram que, no caso de tratamento de esgoto bruto, a natureza da lagoa pode ser relacionada com a carga orgânica superficial aplicada. Em regiões de clima tropical, a carga de DBO 5 recomendada é conforme mostra a Tabela 3.3. Tabela 3.3 - Cargas orgânicas superficiais recomendadas para lagoas em regiões de clima tropical Tipo de lagoa
Carga de DBO (kg DBO
lagoasanaeróbias lagoasfacultativas
>400 <300
lagoasdematuração
<150
5/ha.dia)
No caso de lagoas de polimento, a concentração de material orgânico do esgoto digerido é baixa e as lagoas poderão ter características típicas de lagoas de maturação, principalmente se as lagoas forem rasas (maior área e, portanto, mais fotossíntese). Nestas condições, é possível que se desenvolva uma concentração elevada de oxigênio, podendo haver inclusive desprendimento de oxigênio da fase líquida para a atmosfera (supersaturação de oxigênio). Em princípio, a produção de oxigênio deveria ser acompanhada de uma igual produção (em DQO) de massa de algas (Equação 3.1a) mas, na prática, geralmente não se observa este aumento porque grande parte das algas floculam e acabam sedimentando no fundo da lagoa, onde morrem e são parcialmente digeridas. O terceiro processo biológico importante é a digestão anaeróbia, que se desenvolve no fundo da lagoa, onde o oxigênio da fotossíntese usualmente não chega e, mesmo quando chega, é imediatamente consumido. O processo pode ser representado esquematicamente como: DQO → CH 4
+ CO2
(3.1c )
Observa-se que, rigorosamente, a digestão anaeróbia também não destrói o material orgânico, meramente o transforma em um gás (metano) que se desprende, havendo assim remoção física do material orgânico do afluente.
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No caso de lagoas de estabilização convencionais, o material orgânico do afluente se divide em três frações: •
a fração descarregada no efluente, que é em torno de 20 %, sendo que uma parte importante (metade ou mais) se compõe de algas geradas na própria lagoa;
•
a fração digerida, que depende da eficiência da lagoa anaeróbia;
•
a fração acumulada no fundo da lagoa, onde se observa uma acumulação na faixa de 160 mg SSV/L (o que representa 240 mg/L de DQO), para uma concentração da DQO do afluente de 600 mg/L (GONÇALVES 1999, CAVALCANTI et al., 2000a).
A Figura 3.4a mostra um diagrama da divisão típica do material orgânico em lagoas de estabilização, tendo-se uma concentração do afluente de 600 mg/L dividida em uma fração no efluente (20 %), uma fração no lodo de fundo (40%) e uma fração digerida (40 %). Quando se aplica tratamento anaeróbio eficiente (por exemplo, num reator UASB), antes de lançar o esgoto numa lagoa (que seria então uma lagoa de polimento), a concentração de material orgânico se reduz, substancialmente, na faixa de 65 a 80 % (VAN HAANDEl e LETTINGA, 1994), de maneira que a DQO lançada na lagoa de polimento é menos que 1/3 da DQO do esgoto bruto. Apesar disso, a DQO no efluente final (UASB + LP) não é muito menor que a de um sistema de lagoas de estabilização: em torno de 20 % da DQO do esgoto bruto (CAVALCANTI et al. 2000 b). Por outro lado, a acumulação de lodo no fundo de uma lagoa de polimento (em torno de 10 % da DQO do afluente) (CAVALCANTI et al., 2000a) é muito menor que numa lagoa de estabilização. Na Figura 3.4b, observa-se um gráfico da divisão típica de material orgânico em sistemas UASB + lagoa de polimento.
a
b
Figura 3.4 - Divisão percentual típica de frações do material orgânico em lagoas de estabilização (a) e em reator UASB + LP (b)
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Tabela 3.4- Divisão típica do material orgânico em sistemas de lagoas de estabilização (LE) e sistemas UASB + LP Material orgânico
Concentração de DQO (mgDQO/L) Lagoa de estabilização (LE)
Digeridonopré-tratamento Nolododopré-tratamento Digeridonalagoa Nolododalagoa No efluente Total
240 240 120 600
Reator UASB + LP 330 60 30 60 120 600
Na lagoa de polimento se observa, por um lado, uma diminuição grande da carga orgânica, depois de um pré-tratamento anaeróbio eficiente num reator UASB, o que naturalmente irá reduzir a demanda de oxigênio. Por outro lado, a transparência de esgoto digerido é boa, porque o reator UASB remove grande parte das partículas coloidais, que são justamente a causa principal da turbidez do esgoto bruto. Portanto, a luz solar vai poder penetrar mais profundamente na lagoa de polimento e, desta maneira, haverá mais fotossíntese, produzindo mais oxigênio por unidade de área de lagoa. A combinação de uma menor demanda de oxigênio com uma maior produção de oxigênio resultará no estabelecimento de um ambiente predominantemente aeróbio, semelhante àquele numa lagoa de maturação. Nestas condições, a importância do ambiente anaeróbio se restringe à camada de lodo no fundo da lagoa. De fato, a carga orgânica superficial aplicada em lagoas de polimento que recebem efluente de reatores UASB normalmente é inferior à carga máxima de uma lagoa de maturação (150 kgDBO 5/ha.dia), mesmo quando o tempo de detenção na lagoa é curto. Quando se utilizam lagoas de polimento em série, pode ser que a primeira tenha características parecidas com as de uma lagoa facultativa convencional, quando o tempo de detenção é curto. A baixa taxa de oxidação (estabilização do MO), associada à alta taxa de produção fotossintética de OD, leva à prevalência da fotossíntese sobre a oxidação bacteriana. Por esta razão, o objetivo de lagoas de polimento deixa de ser estabilização do material orgânico, passando a ser remoção dos patógenos.
3.2.3 Remoção de organismos patogênicos 3.2.3.1 Decaimento bacteriano e regime de fluxo
Os esgotos domésticos contêm uma enorme variedade de organismos patogênicos, distinguindose vírus, bactérias, protozoários e ovos de helmintos. Na impossibilidade de se determinar todos estes tipos rotineiramente, adotaram-se basicamente dois tipos de organismos como indicadores de qualidade microbiológica de esgoto: a concentração de coliformes fecais (expressa em número o mais provável ou NMP/100 mL) e ovos de helmintos (expresso em n de ovos/L). A escolha desses organismos como indicadores da qualidade higiênica recai principalmente no fato de apresentarem, em relação a outros patógenos, uma maior sobrevivência em sistemas de tratamento. A sua concentração abaixo de um certo limite indica que o esgoto tratado tem uma qualidade satisfatória para o uso pretendido. A Organização Mundial de Saúde (WHO, 1989) estabeleceu os seguintes limites para a irrigação sem restrições (inclusive para cultivo de hortaliças que são comidas cruas, como, por exemplo, alface): concentração de coliformes fecais abaixo de 1000 CF/100 mL e ovos de helmintos menor que uma unidade por litro (Tabelas 3.2 e 3.8).
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A remoção dos ovos de helmintos e de CF dos esgotos se dá por mecanismos inteiramente diferentes. Os ovos de helmintos podem sobreviver por anos em ambientes como os sistemas de tratamento de esgoto. Desta forma, a redução não se dá propriamente pela inviabilização ou mesmo destruição dos ovos, mas pela remoção física, resultado da adsorção em flocos de lodo ou sedimentação simples, em virtude dos ovos apresentarem maior densidade que a água. O tempo de detenção para uma remoção eficiente de ovos de helmintos é de, somente, alguns dias (SAQQAR e PESCOD, 1990, CAVALCANTI et al ., 2000b, SOARES et al ., 2000). Como, geralmente, o tempo de detenção em lagoas é muito longo (semanas), normalmente a remoção dos ovos de helmintos é facilmente alcançada e não há necessidade de se considerar, para efeito de dimensionamento da lagoa, este aspecto em detalhe. Em contraste, a redução da concentração de coliformes fecais, por ser um processo biológico, resultante do metabolismo de decaimento (morte) das bactérias, é lenta e, por esta razão, se torna um dos mais importantes fatores que determinam o tempo de detenção hidráulica de lagoas. MARAIS (1974), reportando-se ao trabalho pioneiro sobre o modelamento cinético do decaimento de bactérias fecais (MARAIS e SHAW, 1963), mostrou que este processo pode ser descrito como uma reação de primeira ordem, com um valor constante para uma taxa específica de decaimento, ou seja, para um reator completamente misturado a redução de bactérias ocorre segundo a Lei de CHICK (Equação 3.2): rd = (dN dt ) = −k b N
(3.2)
na qual: -1 rd: velocidade de decaimento (morte) (dia ) N: concentração dos CF (NMP/100 mL) t: tempo (dias) -1 kb: constante de decaimento dos CF (dia ) Na engenharia química, particularmente no cálculo de reatores, tem-se estudado a fundo processos de primeira ordem, já que estes ocorrem com muita freqüência na prática. Desta maneira, pode-se aproveitar de toda teoria desenvolvida para cálculo de reatores, para descrever o processo de decaimento de CF em lagoas. Quando se considera uma lagoa como um reator que opera com vazão e volume constantes, pode-se mostrar que, para um determinado tempo de detenção na lagoa, a eficiência de remoção de coliformes fecais depende da intensidade de mistura do conteúdo desta (LEVENSPIEL, 1972). Pode-se distinguir três casos diferentes: •
mistura completa;
•
nenhuma mistura (fluxo pistão);
•
mistura parcial.
Na prática, os primeiros dois casos são idealizados, uma vez que é impossível ter um reator como uma lagoa que opera rigorosamente sem nenhuma mistura ou com mistura completa. Na realidade, a mistura numa lagoa será sempre parcial mas, dependendo das condições do regime de escoamento, pode se aproximar à de mistura completa ou de nenhuma mistura. Quanto à eficiência desejada de remoção dos CF, observa-se o seguinte: Na Tabela 3.2 lê-se que 7 o esgoto digerido pode ter uma concentração da ordem de 10 CF/100mL (isto é, 10 % da concentração em esgoto bruto), enquanto que a recomendação da OMS estipula um máximo de 3 10 CF/100 mL. Portanto, para se atender às recomendações da OMS para irrigação irrestrita, a 4 redução no número de CF deveria ser na ordem de 10 CF/100 mL, ou seja, a eficiência desejada
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de remoção deveria estar na faixa de 99,99 %.
3.2.3.2 Remoção de colif ormes em lagoas de mistu ra completa No caso de se ter uma lagoa de mistura completa, a solução da Equação 3.2 é dada por (Marais, 1974): N e N a = 1 / (1 + k bθ h )
(3.3a)
A Equação 3.3b, resultante da Equação 3.3a, é aplicada para uma série de M lagoas: N e N a = 1 /[(1 + k bθ)(h1
1 + k()bθ h 2 ...)1 + k bθ hM ]
(3.3b)
A Equação 3.3b pode ser simplificada para o caso de se ter uma série de lagoas de tamanho igual, ou seja, mesmo tempo de detenção hidráulica ( θh1= θh2 = ... θhM = θh/M), de acordo com a Equação 3.3c: Ne N a =1/
(1 + k
b
θh
/M)
M
(3.3c)
na qual: Ne/Na: fração dos CF do afluente que sai no efluente (= 1 – eficiência de remoção) Ne: concentração de CF no efluente (NMP/100ml) Na: concentração de CF no afluente (NMP/100ml) θh: tempo de detenção hidráulica numa lagoa (dia) θh1: tempo de detenção em cada lagoa da série (d) M: número de lagoas em série
Na Figura 3.5a, observa-se uma representação gráfica das Equações 3.3a e 3.3c: plotou-se a eficiência de remoção de CF (em escala logarítmica) em função do produto kb.θh, que é um número adimensional. A Figura 3.5a é muito útil para o dimensionamento de lagoas com mistura completa. Por exemplo, quando se deseja uma eficiência de remoção de 99,9 % de CF em uma série de 5 lagoas de mistura completa (isto é, se deseja que em cada 1000 CF no afluente somente 1 sobreviva após a passagem nas lagoas) então se lê, na Figura 3.3, que o produto kb.θh tem um valor de 14,6. Admitindo-se, por exemplo, que a constante kb tenha um valor de 2,0 dia -1, então o tempo de detenção mínimo para efetuar a remoção será de 14,6/2 = 7,3 dias. A Equação 3.3c, bem como a Figura 3.5a, mostram que, em lagoas completamente misturadas, em série, e com o mesmo tempo de detenção θh,, a eficiência de remoção de CF será maior, na medida em que houver mais lagoas na série.
14
a
b
Figura 3.5 - (a) Relação entre a fração remanescente de CF e o produto admensional Kb. θh, para um número de lagoas “M “igual a 1, 2, 5 e infinito de mistura completa e (b) a mesma relação para números de dispersão d de 0; 0,01; 0,1; 1 e infinito em lagoas de mistura parcial.
3.2.3.3 Remoção de coliformes em lagoas de fluxo pistão Nos casos em que a lagoa não tiver nenhuma mistura (fluxo pistão), a solução da Equação 3.2 é dada por uma expressão de decaimento exponencial, decaindo também exponencialmente a fração remanescente, de acordo com a Equação 3.4: Ne Na =
exp(− k bθ h )
(3.4)
A Equação 3.4 também se encontra representada na Figura 3.5. Pode-se observar que, para qualquer valor do tempo de detenção total, a eficiência de remoção de CF em uma lagoa sem mistura é mais alta do que numa série de lagoas de mistura completa. Por exemplo, para uma eficiência de remoção de 99,9 % de CF em uma lagoa sem mistura (d = 0), o valor do produto -1 kb.θh = 6,9 e para kb = 2,0 dia , o tempo é θh= 6,9/2 = 3,6 dias, menos que metade do tempo necessário numa série de 5 lagoas (vide exemplo acima). Conclui-se que, em princípio, seria vantagem se ter lagoas com um mínimo de mistura possível, uma vez que, para o mesmo tempo de detenção, a lagoa sem mistura é mais eficiente que qualquer outra solução. A mistura em lagoas diminui quando se constróem unidades de baixa profundidade e com uma elevada relação comprimento/largura (AGUNWAMBA et al., 1992; YANEZ, 1993; VON SPERLING, 1999). Isto pode ser feito construindo-se uma lagoa muito comprida ou, de forma mais prática, uma lagoa seccionada por paredes divisórias (chicanas), induzindo-se artificialmente uma razão comprimento/largura elevada (lagoa "tubular"). O regime de escoamento numa lagoa sem mistura é chamado de fluxo pistão, uma vez que a massa de água se desloca, sem mistura, ao longo da lagoa, como se fosse um bloco sólido (pistão). No caso de tratamento de esgoto bruto em lagoas de estabilização convencionais, a maximização da remoção do material orgânico se dá comprovadamente através da construção em série de diferentes lagoas (anaeróbia, facultativa e de maturação). Desta forma, quando se trata esgoto bruto e, portanto, quando o objetivo principal é a remoção do material orgânico, as lagoas de estabilização devem ser projetadas para trabalhar em série. Ainda assim, em geral a qualidade microbiológica do efluente final de lagoas de estabilização em série é boa, porque o tempo de detenção para a remoção de material orgânico é suficiente para se ter uma eficiência de remoção
15
dos CF elevada. Em contraste, em lagoas de polimento tratando esgoto digerido, a remoção do material orgânico é de importância secundária, sendo muito desejável que se aproxime, o tanto quanto possível, o regime de fluxo pistão. A Figura 3.5 mostra que há um enorme potencial de redução do tempo de detenção e, portanto, do volume e da área de uma lagoa de polimento, pela adoção do fluxo pistão, e que a diferença fica maior na medida em que a eficiência desejada aumenta.
3.2.3.4 Remoção de coli formes em lagoas de mistura parcial VON SPERLING (1999) e CAVALCANTI et al . (2000b) mostraram que, na prática, uma lagoa não se comporta como uma lagoa de fluxo pistão: é impossível evitar um grau significativo de mistura. A mistura em lagoas depende de vários fatores, alguns dos quais podem ser influenciados e outros não. Uma causa importante de mistura é que, normalmente, são poucos os pontos de entrada e de saída de uma lagoa, enquanto o fluxo pistão requisita que o fluxo seja introduzido e retirado uniformemente através de toda a seção transversal da entrada e da saída. O dimensionamento adequado das estruturas de entrada e saída, para o bom desempenho das lagoas, é mais importante na medida em que a razão entre o comprimento e a largura de uma lagoa se reduz. Em adição ao regime de fluxo, a mistura mecânica decorrente de fatores naturais também tem que ser considerada. Um dos mecanismos de mistura mais importantes é aquele decorrente da ação dos ventos, que não somente induz o aparecimento de ondas nas lagoas mas, também, uma mistura geral, quando a camada superior da lagoa é arrastada na direção do vento, causando um refluxo na camada inferior. Uma outra fonte importante de mistura mecânica é a subida de bolhas de biogás, formadas principalmente na camada de lodo no fundo da lagoa. Deve-se ter em conta a atividade de insetos e outros macroorganismos na água que, ao se locomoverem, causam a mistura do líquido. Por outro lado, a variação da temperatura durante o dia pode causar estratificação térmica nas lagoas, tendo-se uma camada quente (e portanto de densidade menor) na parte superior da lagoa durante o dia, enquanto que à noite a camada superior tende a ser mais fria que a inferior (inversão térmica), provocando as correntes de densidade, onde se observa o deslocamento da massa de água quente da parte superior para a inferior e vice-versa. WEHNER e WILHELM (1956) desenvolveram uma expressão (Equação 3.5) que permite calcular a eficiência de um processo de primeira ordem num reator de mistura parcial ou fluxo disperso, considerando um parâmetro adimensional denominado de número de dispersão. Para expressar quantitativamente a influência de mistura sobre a eficiência, por exemplo, de remoção de CF numa lagoa de polimento com mistura parcial, determina-se inicialmente o número de dispersão na lagoa. Uma vez estabelecido o valor do número de dispersão, a fração de CF remanescente no efluente será dada por (WEHNER e WILHELM, 1956): N e Na =
4a. exp[1 (2d )]
(1 + a )2 exp[a (2d )]− (1 − a )2 exp[−a (2d )]
(3.5)
na qual: 1/ 2 a = (1 + 4 k bθ h D ) d= número de dispersão A Figura 3.5b mostra valores da razão Ne/Na, em função do produto adimensional diferentes valores do número de dispersão: d = 0 (fluxo pistão ou tubular verdadeiro),
kbθh, d
para = 0,01
16
(pouca mistura), d = 0,1 (mistura moderada), d = 1 (mistura intensa) e d = ∞ (mistura completa). Pode-se observar claramente que o aumento na intensidade de mistura afeta a eficiência de remoção dos CF, especialmente quando a eficiência que se deseja é alta. Por exemplo, para uma eficiência de 99,99 % (4 unidades logarítmicas) o valor necessário de kbΘh é 9,2, quando se tem fluxo pistão (d = 0) mas, para d = 0,1, o valor do produto é 17. Portanto, o TDH na lagoa com d = 1 será 17/9,2 = 1,9 vezes maior que na lagoa sem mistura ( d = 0). Conclui-se que mesmo uma mistura moderada pode levar à duplicação do TDH necessário e, portanto, da área da lagoa. O número de dispersão na Equação (3.5) é uma medida quantitativa da intensidade de mistura na lagoa e é calculado a partir da determinação experimental da distribuição do TDH na lagoa. Esta distribuição, por sua vez, é determinada, observando-se, em função do tempo, o perfil da concentração de um traçador adicionado semi instantaneamente ao afluente da lagoa. O tempo médio de permanência é o tempo necessário para recuperar metade da massa de traçador adicionada. O número de dispersão é determinado por cálculos padronizados (LEVENSPIEL, 1972), considerando-se a distribuição do TDH e o tempo real de permanência. Os dados de YANEZ (1993), obtidos de experiências sul-americanas e de VON SPERLING (1999), analisando especificamente a situação no Brasil, mostram que em lagoas em escala real o número de dispersão é grande, mesmo quando se tem uma razão elevada entre o comprimento e a largura da lagoa. Normalmente, o número de dispersão é maior que 0,2 e muitas vezes maior que 0,5. Por outro lado, os trabalhos experimentais desenvolvidos dentro do PROSAB mostram que, mesmo em lagoas cuidadosamente projetadas para se obter um fluxo tubular, bem operadas e com influência limitada de ventos, o número de dispersão obtido (0,12) foi superior ao esperado (CAVALCANTI et al., 2000b). Conclui-se que, devido às imperfeições no regime de escoamento, o número de dispersão em lagoas de polimento projetadas como tubulares varia de 0,1 a 0,2. Por esta razão, TDH necessário para3.5b). uma remoção eficiente de CF será mais que o dobro do valor numa lagoaotubular ideal (Figura
3.2.3.5 Remoção de colif ormes em lagoa s com opera ção em batel ada Na prática de lagoas com fluxo contínuo, não é possível obter-se um fluxo tubular e, com isto, a eficiência máxima de remoção de CF. Todavia, a taxa máxima de decaimento fica garantida automaticamente em reatores de fluxo descontínuo, alimentadas com bateladas seqüenciais (BS) de esgoto digerido (ver Figura 3.6). Testes desenvolvidos no programa do PROSAB (CAVALCANTI et al., 2000c) com lagoas BS aplicadas para o pós-tratamento do efluente de um reator UASB ( Na na faixa de 10 6 a 107 CF/100mL), mostraram que, com boa aproximação, o decaimento de CF se processava em conformidade com a cinética de um processo de primeira ordem, até que a concentração de CF ficasse abaixo de 10 3 NMP/100mL, o que ocorria em 4 a 5 dias. Paralelamente, durante o período de decaimento exponencial dos CF, houve, também, eliminação (por decantação) dos ovos de helmintos da fase líquida. Além do mais, devido ao fato de que se estabeleceu um ambiente predominantemente aeróbio, também ocorreu uma redução considerável das concentrações de DBO5 e de SST. Assim, segundo CAVALCANTI et al. (2000c), em lagoas de BS com um TDH de somente 4 a 5 dias foi possível obter um efluente final com qualidade compatível com a recomendada pela OMS (WHO, 1989) para a irrigação sem restrições. Este TDH é somente a metade do tempo necessário em uma lagoa de polimento de fluxo contínuo (CAVALCANTI et al. , 2000b), de maneira que a sua aplicação leva a uma redução da área necessária para o tratamento por um fator 2. Comparativamente, em sistemas convencionais de lagoas de estabilização e em regiões tropicais, o TDH, para uma eficiência de 99,99% de remoção de CF, é da ordem de 25 dias, o que é um fator 2 vezes maior que em lagoas de polimento de fluxo contínuo e 5 vezes maior que nas lagoas de polimento de BS. Deve-se levar
17
em consideração, no entanto, que os baixos valores de TDH obtidos por CAVALCANTI et al. (2000b) dizem respeito às condições favoráveis do Nordeste brasileiro, com temperaturas médias do líquido da ordem de 25 o C. Apesar disto, os fatores de redução, comparados com as lagoas de fluxo contínuo, permanecem os mesmos, independentemente da temperatura. A Figura 3.6 mostra um esquema de disposição e operação de dois sistemas de lagoas de polimento, alimentadas com esgoto digerido, em regime de bateladas seqüenciais. Na Figura 3.6a, o sistema de lagoas alimentadas em regime de bateladas sequenciais (LBS) se compõe de uma série de M lagoas que operam em paralelo, cada uma tendo um volume igual à vazão média diária de esgoto. Cada dia o conteúdo de uma das lagoas é descarregado, sendo, neste dia, a lagoa alimentada novamente com esgoto digerido até ficar cheia. Com esse procedimento, cada lagoa recebe um volume de esgoto digerido igual à vazão diária, com uma freqüência de uma vez a cada M dias, o que é suficiente para que o efluente final atinja a qualidade desejada. Considera-se que o pós-tratamento na lagoa se inicia efetivamente quando ela termina de encher. Uma alternativa deste procedimento é se operar uma lagoa de transbordo com um TDH superior a um dia (Figura 3.6b). Uma vez por dia (presumivelmente pela manhã, para se ter o benefício máximo do sol para a fotossíntese), descarrega-se da lagoa de transbordo, quase instantaneamente, uma batelada de esgoto, com volume correspondente à vazão diária, em uma das N lagoas de BS, onde o líquido permanecerá por um período suficiente para adquirir a qualidade que se deseja. Depois deste período, descarrega-se o efluente final, sendo então a lagoa alimentada com uma nova batelada de esgoto da lagoa de transbordo. A lagoa de transbordo tem seu volume ocupado mínimo, justamente depois da descarga em uma das lagoas, aumentando gradativamente de volume à medida que recebe esgoto digerido, até atingir o seu volume máximo um dia depois, justamente antes da próxima descarga. Devido ao fato de que, na configuração com uma lagoa de transbordo, o enchimento da lagoa de BS é rápido e o da lagoa de transbordo leva um dia, o número de lagoas de BS na primeira configuração será um a menos que na segunda (M = N + 1).
18
a
b
Figura 3.6 - Esquema da disposição e operação de lagoas de polimento alimentadas em bateladas seqüenciais sem (a) e com (b) uma lagoa intermediária de transbordo
A lagoa de transbordo, além de ser usada como uma bacia de armazenamento, que alimenta as lagoas de BS, pode também ser usada como bacia de equalização de vazão e de correção ou minimização de certas características indesejáveis do esgoto digerido, antes que se descarregue o líquido para as lagoas de BS. Deste modo, as concentrações de SST, o número de ovos de helmintos e a DBO 5, podem ser reduzidos na lagoa de transbordo, antes que se intro duza o líquido na lagoa de BS. CAVALCANTI et al. (2000c) mostraram que os dois sistemas dão resultados equivalentes, mas o sistema com a lagoa de transbordo tem a vantagem desta lagoa funcionar como bacia de equalização. Para otimizar as duas configurações de lagoas de polimento, o critério dominante para o projeto deve ser identificado. CAVALCANTI et al. (2000b) mostraram que, para esgoto digerido, a remoção dos CF é mais lenta que a de outros constituintes indesejáveis, como DBO 5 e SST residuais e ovos de helmintos. Deste modo, o sistema de pós-tratamento deve ser projetado de acordo com a necessidade de se remover CF. A variável principal que deve ser determinada é o TDH necessário para produzir a qualidade de efluente que se deseja. Este parâmetro pode ser calculado teoricamente, quando se adota a cinética de um processo de primeira ordem como expressão básica do decaimento das bactérias, definida na Equação 3.2. A solução desta equação diferencial para uma lagoa de BS é igual àquela para a lagoa de fluxo pistão (Equação 3.4): A mesma Equação 3.2 também pode ser usada para calcular a eficiência de remoção das CF em uma lagoa de transbordo. Esta eficiência será baixa, devido ao fato que há uma introdução contínua de esgoto digerido com uma concentração elevada de CF (N a). Por esta razão, a eficiência de remoção numa lagoa de transbordo será mais baixa do que numa lagoa de BS. CAVALCANTI et al. (2000c) mostraram que, para efeitos práticos, a remoção de bactérias em lagoas de transbordo pode ser desprezada. Apesar disso, na prática, as lagoas de transbordo podem oferecer outras vantagens: •
os sólidos sedimentáveis (inclusive os ovos de helmintos) são removidos na lagoa de transbordo e, por esta razão, nas lagoas de BS se acumula pouco lodo, aumentando, consequentemente, a vida útil da lagoa;
•
o efluente da lagoa de transbordo presumivelmente já tem uma população de algas e por esta razão a fotossíntese se desenvolverá tão logo se encha a lagoa de BS;
19
•
o sulfeto, eventualmente presente no esgoto digerido, pode ser mais rapidamente removido na lagoa de transbordo (onde há uma população de algas e, portanto, produção de OD) do que numa lagoa de BS, onde a população de algas ainda vai se desenvolver.
Observa-se que há necessidade de um estudo do TDH mínimo na lagoa de transbordo, para que se desenvolva a população de algas em outras condições climáticas, distintas das do Nordeste brasileiro.
3.2.3.6
Coeficiente de decaimento bacteriano kb
Outro fator a se abordar é o próprio valor do coeficiente de decaimento kb. Vários pesquisadores mostraram que o valor deste coeficiente depende de vários fatores, sendo a temperatura, a profundidade da lagoa e o pH, os mais importantes. No caso de esgoto municipal, a temperatura da lagoa é uma variável que é determinada pela temperatura do ambiente onde a água residuária foi gerada. A profundidade da lagoa de polimento é uma variável de projeto importante porque, para um determinado TDH, determina a área necessária. A profundidade tem um efeito indireto sobre o pH: se a profundidade for grande, a massa de água onde ocorre a fotossíntese é relativamente pequena e por isso o consumo biológico de CO2 e o conseqüente aumento do pH será mínimo. Em contraste, em uma lagoa de polimento rasa pode haver um aumento considerável do pH. Para avaliar a influência da temperatura a maioria dos pesquisadores usa uma expressão de Arrehnius, tendo-se normalmente o valor de k b a 20 oC como referência: Tabela 3.5 - Valores dos coeficientes k b e de θ obtidos por diferentes pesquisadores Referência
Temperatura de referência (0C)
Valor de k b (dia-1)
valor de θ
MARAIS (1974)
20
2,60
1,2
SHERRY e PARKER ((1979)
20
1,5
1,06
KLOCK (1971)
20
1,1
1,07
YANEZ (1993)
20
0,84
1,07
kbt = kbθ
(T −20)
(3.6a)
na qual: kbt: coeficiente de decaimento para qualquer temperatura (d -1) kb: coeficiente de decaimento na temperatura de referência (normalmente 20oC) (dia-1) θ
: coeficiente experimental da dependência da temperatura
Na Tabela 3.5, observa-se valores kb e θ determinados por alguns pesquisadores. O valor de 1,07 tem sido usado mais frequentemente.
θ
=
Quanto à influência da profundidade sobre o valor de k b, a literatura fornece relativamente poucos dados. VAN HAANDEL e LETTINGA (1994) sugeriram, a partir de dados disponíveis, uma relação hiperbólica da constante kb com a profundidade. VON SPERLING (1999) estabeleceu uma relação bem parecida, na qual kb varia com H–0,877. Aceitando-se, provisoriamente, uma relação inversamente proporcional, tem-se:
20
(3.6b)
kbh = kb1 H
na qual: kbh: coeficiente de decaimento numa lagoa de profundidade H kb1: coeficiente de decaimento numa lagoa de profundidade de 1 m ( = 1,36 dia -1 a 25 oC) H: profundidade da lagoa (m) Para incorporar tanto o efeito da temperatura como o da profundidade, pode-se expressar o coeficiente de decaimento como: kbhT = kb H
* θ (T − 20 )
(3.6c )
Quanto ao pH, vários pesquisadores mostraram que o valor do coeficiente kb permanece essencialmente constante na faixa neutra do pH e que só há um aumento significativo do seu valor quando o valor do pH for alto (acima de 9,5 a 9,7). Levando-se em consideração os dados disponíveis, conclui-se que uma estimativa do coeficiente o kb para as condições padrão (temperatura de 20 C, profundidade de 1 m e pH<9,0) é de 1,0 por dia, aproximadamente. Adotando-se este valor, calcula-se a constante kb para qualquer outra combinação de condições operacionais.
3.2.4 Remoção de Nutrientes As condições em lagoas convencionais não são propícias para a remoção biológica de nutrientes , tendo-se, pois, de se procurar alternativas. Uma possibilidade real é de se usar as condições favoráveis de consumo biológico de CO 2 (predominância da fotossíntese sobre os processos de degradação do material orgânico) para se elevar o pH das lagoas. Um pH elevado permite a remoção de nutrientes por processos físicos e químicos. O nitrogênio pode ser removido fisicamente da fase líquida por dessorção, através do desprendimento de gás amônia, NH 3, que é a forma nitrogenada predominante em valores elevados de pH. Uma remoção significativa de fósforo só é possível mediante a precipitação de sais insolúveis de fosfato, tais como a apatita (Ca10(OH)2(PO4)6) e a estruvita (Mg(NH 4)PO4). Para tanto, é necessário que haja, além da presença do íon PO 43-, que só aparece em concentrações significativas quando a concentração de fósforo é elevada, dos íons de cálcio ou magnésio. Em lagoas de tratamento de águas residuárias se desenvolvem vários processos que afetam a alcalinidade e/ou a acidez e, portanto, indiretamente o valor do pH, sendo os mais importantes: •
remoção biológica de CO 2, quando o consumo fotossintético predomina sobre a produção pelas bactérias ou pela dessorção para a atmosfera;
•
dessorção de NH 3, o que é equivalente à adição de um ácido forte.
Usando-se as definições de alcalinidade e acidez, calcula-se que, estequiometricamente, a remoção de CO2 não afeta a alcalinidade, reduzindo a acidez em 2 meq/mmol. A remoção de NH 3 representa uma redução de 1 meq/mmol da alcalinidade e um aumento de 1 meq/mmol da acidez. A Tabela 3.6 resume o efeito dos processos. VAN HAANDEL e LETTINGA (1994) mostraram como as variações da alcalinidade e da acidez dos diferentes processos podem ser usados para calcular a variação do pH devido a estes processos.
21
Tabela 3.6 - Efeito de diferentes processos sobre a alcalinidade, a acidez e o pH em lagoas. Processo
∆Alc (meq/mmol)
∆Ac (meq/mmol)
∆pH
Remoção de CO2
0
-2
Aumenta
Desprendimento de NH3
-1
+1
Diminui
Os dois mecanismos de remoção de CO 2 (biológico e físico) ocorrem simultaneamente. A remoção física por dessorção se deve à super saturação deste gás no esgoto digerido. No sistema de tratamento anaeróbio a concentração de CO2 na fase líquida está em equilíbrio com aquela no biogás (com uma pressão parcial de 10 a 15 %). No entanto, na lagoa, em contato com o ar, sob uma pressão parcial de CO 2 muito menor (0,03 %), o líquido passa a ser supersaturado, ocorrendo a dessorção do CO 2, até se estabelecer um equilíbrio entre a concentração na fase líquida e aquela no ar. A concentração de equilíbrio pode ser avaliada pela equação de Henry:
[CO2 ]s
=
k H PCO2
(3.7)
na qual: kH : constante de Henry = 0,034 a 25oC pkH: 0,0138T +1,12 (CAPRI e MARAIS, 1973 ) (T em oC) PCO2: pressão parcial de CO2 no ar = 31 P (ou 0,031% da pressão atmosférica) [CO2]s: concentração molar de saturação de CO2 dissolvido em água em equilíbrio com o ar
Na prática, a dessorção de CO2 se torna muito lenta quando o pH é maior que 8. Assim, para que o pH aumente significativamente acima deste valor é necessário que a fotossíntese se desenvolva a uma taxa elevada, de modo que a taxa de consumo biológico de CO 2 supere a da produção pelas bactérias. Se o pH adquirir um valor elevado, a fase líquida pode se tornar subsaturada com CO 2, podendo haver dissolução de CO2 da atmosfera, contudo a uma baixa taxa, uma vez que a força indutora (diferença entre a concentração de saturação e a atual) sempre será pequena. Quanto à remoção de nitrogênio, esta se dá principalmente pelo processo de dessorção do gás amônia que se forma a partir da dissociação do íon NH 4+. A dissociação da amônia pode ser expressa como: NH 4+
→
NH 3 + H +
[NH 3 ][ NH ]4
+
[= ]K
a
(3.8a )
H+
(3.8b)
A 3.8a3 mostra que aháremoção de amônia à adição de um aumento ácido forte, é, porEquação mol de NH dissolvido, uma diminuição deé1equivalente meq de alcalinidade e um de 1isto meq de acidez. Segundo a Lei de Fick, a taxa de dessorção é proporcional à concentração de amônia não ionizada, que pode ser calculada com auxílio do valor da constante de dissociação. Segundo EMERSON et al., (1975) a constante de ionização pKa, quando a temperatura T está em Kelvin, é dada pela Equação 3.8c:
pK a
=
0,09018 + 2729,92 T
Assim, para uma temperatura de 25
(3.8c ) o
C (298 oK) e uma concentração de sólidos fixos de 1 g/L
22
(isto é, um coeficiente de atividade de 0,9 aproximadamente), a constante de dissociação é pK a = 9,1. Portanto, para valores de pH maiores que 9,1, predomina a forma não ionizada NH 3 (Equação 3.8b). Em contraste, para valores de pH próximos do neutro, a fração de amônia não dissociada é pequena (1 % para pH = 7,1) A Fig 3.7a mostra a proporção das formas gasosa e ionizada de amônia em função do pH. A remoção de fósforo pode se dar por sedimentação de material orgânico no fundo da lagoa e também pela precipitação de sais minerais de fosfato. A solubilidade de fosfatos em águas residuárias depende da concentração de cátions e do pH que, por sua vez, determina a = 3concentração relativa das espécies de fosfato: H2PO4 , HPO 4 e PO4 . Na Figura 3.7b, observa-se um diagrama da solubilidade de vários fosfatos em função do pH. Adotou-se uma concentração de 1 mmol/L ou 100 ppmCaCO3 de cálcio, isto é, uma água moderadamente dura. A solubilidade do fosfato foi calculada a partir das equações de equilíbrio dos possíveis precipitados que podem se formar: CaHPO4, Ca4H(PO4)3 e Ca10(OH)2(PO4)6. As equações das reações de equilíbrio são (STUMM e MORGAN, 1981):
CaHPO4
→
Ca 2 +
Ca 4 H (PO4 )3 Ca10 (OH)(
2
→
) 4 PO
+
HPO4=
4Ca 6
2+
+ 3PO
→ 10Ca
2+
3− 4
+
H
+ 6 PO
+
3− 4
+
2OH
Fig 3.7a: Fração de amônia na forma goasosa (NH3) e na forma ionizada (NH 4), em função do pH.
−
( pK
= −6,6)
( pK
= −46,9)
( pK
= −114)
Fig 3.7b: Diagrama da solubilidade de P para vários minerais fosfatados (a faixa “normal” da concentração de fósforo em esgoto: 6 a 9 mgP/L também está indicada).
A Figura 3.7b mostra que, sob condições normais, a solubilidade de fosfato como hidroxila -9 -10 apatita Ca10(OH)2(PO4)6 está na faixa de 10 a 10 moles/L de P, enquanto a concentração de -3 fósforo no esgoto normalmente é na faixa de 0,2 a 0,3.10 moles/L de P (6 a 9 mg/L de P), de maneira que, termodinamicamente, deveria haver uma remoção eficiente do fosfato. Todavia, isto
23
não é o que se observa na práti ca: a remoção de fósforo em lagoas é bem aquém daquela correspondente ao equilíbrio termodinâmico e o mecanismo parece ser mais a sedimentação de fosfato orgânico do que a precipitação de minerais. GONÇALVES et al. (2000) mostraram que a remoção de fósforo é muito eficiente quando se utilizam produtos como sulfato de alumínio ou sulfato ferroso, como coagulantes na clarificação do efluente da lagoa de polimento.
24
3.3
VERIFICAÇÃO EXPERIMENTAL DO DESEMPENHO DE LAGOAS DE POLIMENTO
3.3.1 Preliminares
Para se caracterizar o desempenho de lagoas de polimento, é necessário que se definam os parâmetros de qualidade e as variáveis operacionais a serem avaliados. Os parâmetros mais importantes estão relacionados com a qualidade desejada do efluente e com a eficiência dos processos que garantem esta qualidade, sendo eles: •
concentrações afluente e efluente da DBO 5, da DQO e dos SST, que permitem expressar a eficiência de remoção de material orgânico e dos sólidos em suspensão;
•
concentração afluente e efluente de ovos de helmintos e coliformes fecais, que representam parâmetros de qualidade microbiológica;
•
concentrações afluente e efluente de N e P, que estabelecem a eficiência de remoção dessas duas importantes substâncias, responsáveis pela eutrofização de corpos d’água receptores.
A variável operacional mais importante da lagoa de polimento é o TDH, uma vez que ele determina o volume da lagoa para uma determinada vazão. Todavia, a profundidade também é importante, tendo em vista que, juntamente com o TDH, determina a área necessária para se tratar uma determinada vazão. Uma variável que tem bastante aplicação no dimensionamento de lagoas de estabilização é a taxa de aplicação hidráulica superficial, que representa a vazão aplicada por unidade de área :
qS
=
Q a A1
=
H
θh
(3.9)
na qual: qS: taxa hidráulica superficial (m3/m2.dia) Qa: vazão do esgoto (m 3/dia) Al: área da lagoa de polimento (m2) H: profundidade da lagoa (m) θh: TDH do líquido (V/Q a) (dia) A taxa hidráulica superficial está relacionada com outro parâmetro de grande utilidade: a área per capita:
Ahab
=
Q hab q S
(3.10)
na qual: Ahab: área per capita da lagoa de polimento (m 2/hab) Qhab: contribuição per capita de esgotos, incluindo infiltração (m3.hab-1.dia-1) A quantidade de dados experimentais sobre o desempenho de lagoas de polimento ainda é muito reduzida. A teoria sobre lagoas de polimento ainda não está suficientemente desenvolvida para se estabelecer modelos que possam preve r o valor dos parâmetros de qualidade, em função das variáveis operacionais. Nas próximas seções serão apresentados dados experimentais que ajudam a estabelecer regras ainda empíricas para o dimensionamento e otimização de lagoas de
25
polimento. Seqüencialmente serão discutidos: •
a remoção do material orgânico e dos sólidos em suspensão;
•
a remoção dos patógenos;
•
a possibilidade de remoção dos nutrientes.
3.3.2 Remoção de material orgânico e de sóli dos em suspensão
Quando se usa o reator UASB para o tratamento de esgoto doméstico em regiões de clima quente (temperatura do esgoto acima de 20 oC o ano todo) e quando se aplica um tempo de detenção adequado (6 a 8 horas para o reator UASB convencional), pode-se esperar uma eficiência de remoção do material orgânico e dos sólidos em suspensão na faixa de 70 a 80 por cento. Portanto, para valores usuais da DQO, DBO 5 e SST no esgoto bruto, na faixa de 500 a 800 mg/L, 200 a 350 mg/L e 300 a 400 mg/L, respectivamente, espera-se um efluente com DQO de 150 a 200 mg/L, DBO 5 de 50 a 100 mg/L e SST de 60 a 120 mg/L. Como o reator UASB remove eficientemente o material coloidal (muito mais eficiente do que lagoas anaeróbias), a turbidez do efluente é baixa, o que significa que haverá maior transparência para a passagem da luz solar. Por esta razão, as lagoas de polimento, que recebem efluente de reatores UASB, apresentam uma alta atividade fotossintética e exibem um comportamento semelhante ao das lagoas de maturação que recebem efluente de uma lagoa facultativa: a produção de oxigênio pelas algas tende a ser maior que a demanda de oxigênio para oxidação de material orgânico ao longo de quase toda coluna líquida (excluído o fundo da lagoa), independente da profundidade e da intensidade de mistura na lagoa. Como conseqüência, o ambiente nas lagoas tende a ser aeróbio e não se observam sinais de presença de sulfeto (odor), mesmo havendo presença deste no esgoto digerido. Para se estabelecer o comportamento de lagoas de polimento em relação à remoção do material orgânico e dos sólidos totais em suspensão, foram operadas no contexto do PROSAB quatro lagoas de polimento com fluxo contínuo em escala piloto na cidade de Campina Grande, Paraíba. Cada lagoa tinha profundidade diferente (0,65 m, 1,65 m, 2 m e 3 m), sendo que a lagoa mais rasa era dividida em 5 raias que podiam ser operadas em série ou em paralelo (ver Figura 3.8). A Tabela 3.7 mostra as dimensões principais das unidades experimentais. As lagoas recebiam efluente de um reator UASB que tratava esgoto municipal. Ao longo dos experimentos não houve descarte intencional de lodo do reator UASB, recebendo, as lagoas, o efluente bruto do digestor. Por esta razão, sempre havia presença de partículas de lodo no esgoto digerido, mas estas sedimentavam ao longo da lagoa de polimento. Tabela 3.7 - Dimensões das lagoas de polimento usadas na investigação experimental (campina Grande) Código
Volume (m 3)
Profundidade (m)
Área (m 2)
LP1
32,5
0,65
50 (5 lagoas de 10 m x 1 m)
Alvenaria
LP2
5
1,65
3 (2,0 m de diâmetro)
Fibra de vidro
LP3
6
2,0
3 (1,75 m x 1,70 m)
Alvenaria
LP4
9
3,0
3 (1,75 m x 1,73 m)
Alvenaria
Material
26
Figura 3.8 – Vista geral da lagoa de polimento 1 (Campina Grande)
A Figura 3.9 mostra o comportamento das diferentes lagoas de polimento em termos da diminuição de DBO5, DQO e SST, em função do tempo de permanência, para diferentes profundidades. Durante os experimentos, a temperatura do líquido variou entre 25 e 26 oC. Observa-se nesta figura que a DBO 5 total do esgoto digerido foi reduzida rapidamente na lagoa de polimento, atingindo um valor de 60 a 70 mg/L, devido à sedimentação de flocos de lodo anaeróbio, presentes no efluente do UASB. Depois deste mecanismo físico inicial, a diminuição da DBO5 foi muito mais lenta e gradual, até atingir um valor de aproximadamente 20 a 30 mg/L. Na Figura 3.9 se vê, bem claramente, vários aspectos interessantes da remoção da DBO 5 em lagoas de polimento: •
o modelo de primeira ordem geralmente usado para descrever a diminuição da DBO 5 (total) em lagoas de estabilização parece menos adequado para lagoas de polimento: a diminuição da DBO5 com o tempo de detenção certamente não é exponencial. Os dados experimentais indicam que o processo se aproxima mais a uma reação de ordem zero (neste caso, a diminuição da DBO5 seria linear com o tempo);
•
a taxa de diminuição da DBO 5 depende claramente da profundidade: quanto maior a profundidade mais lenta é a diminuição da DBO 5;
•
a DBO 5 filtrada no afluente da lagoa de polimento é uma fração de 50 a 65 % da DBO 5 bruta, o que indica que uma grande fração da DBO 5 (35 a 50 %) é devido à presença de material particulado, constituído predominantemente de algas.
27
Figura 3.9 - Resultados experimentais do desempenho de quatro lagoas de polimento de fluxo contínuo, em função do θh aplicado. Curvas tracejadas: lagoas profundas (1,65; 2 e 3 m); curvas cheias: lagoa rasa (0,65 m)
O uso do θh como variável independente nos diagramas que representam o desempenho das lagoas (Figura 3.9) não é muito conveniente, porque o desempenho em termos da remoção do material orgânico e dos sólidos suspensos também depende da profundidade da lagoa. A influência da profundidade pode ser eliminada quando se usa como variável independente a carga hidráulica superficial. Na Figura 3.10, observa-se os valores da DBO 5 e DQO (tanto total quanto filtrada) e dos SST do efluente das lagoas de polimento (descritas na Tabela 3.7) em função da taxa hidráulica superficial (calculada com auxílio da Equação 3.8). Observa-se que, para a mesma taxa hidráulica superficial, os valores da DBO5, DQO e SST tendem a ser iguais, independentemente da profundidade. Na Figura 3.11, mostra-se outra alternativa para se apresentar os dados experimentais, plotandoos em função da área per capita da lagoa, usando-se a Equação 3.10 e adotando-se uma contribuição per capita de 100 L/dia. Na Figura 3.11, mostra-se que os valores da DBO 5, DQO e SST no efluente de lagoas de polimento dependem da área per capita mas não da profundidade
28
que se aplica. Vê-se que, para uma DBO 5 filtrada desejada de 30 mg/L no efluente, a área necessária da lagoa de polimento será de 1 m 2 por habitante, se a contribuição média de esgoto por habitante (incluindo infiltração na rede) for de 100 L/dia. Para outros valores de contribuição per capita de esgotos, a área necessária varia correspondentemente. Se for necessário produzir um efluente com DBO5 total de 30 mg/L, a área necessária será bem maior: sob as condições da investigação, precisa-se em torno de 2 m 2/hab, conforme Figura 3.11. Este valor, embora considerável, é bem menor que aquele usualmente adotado em lagoas convencionais de estabilização: 3 m2/hab. Os dados da Figura 3.11 mostram que a DBO5 do efluente, em princípio, independe da profundidade aplicada na lagoa. Esta é uma conclusão importante porque permite escolher, dentre os limites testados, profundidades entre 0,65 a 3,0 m (ver Tabela 3.7).
s
m3/m2.d
s
m3/m2.d
qs (m3/m2.d)
Figura 3.10 - Resultados experimentais do desempenho de quatro lagoas de polimento de fluxo contínuo em função da taxa hidráulica superficial aplic ada (q S).
29
Figura 3.11 - Resultados experimentais do desempenho de quatro lagoas de polimento de fluxo contínuo (Campina Grande) em função da área por habitante, supondo-se uma contribuição de 100 L/hab.dia
Quanto à DQO, tem-se em geral um comportamento qualitativo muito semelhante ao da DBO 5, com uma exceção: na lagoa de polimento, a DQO tende a aumentar ligeiramente ou permanecer constante na zona de entrada do afluente, para depois diminuir gradualmente. A tendência da DQO em aumentar é mais clara na lagoa rasa. Este fenômeno deve ser atribuído à produção de algas pela fotossíntese, sem que haja uma diminuição correspondente de material orgânico pela oxidação. Em princípio, há produção de 1 kg de DQO por kg de O 2 produzido, mas na prática esta proporcionalidade não é observada, provavelmente devido à floculação, sedimentação e posterior digestão de parte das algas formadas. É interessante observar que a diminuição da DQO na lagoa de polimento, depois de um aumento inicial, não se deve à oxidação de material orgânico, uma vez que a introdução do oxigênio se dá exclusivamente pela fotossíntese (na superfície da lagoa de polimento, geralmente supersaturada de OD não ocorre absorção de oxigênio atmosférico). Sem introdução de um oxidante não pode haver oxidação (remoção) do material orgânico. Ao contrário, durante o dia a lagoa de polimento tem uma concentração de OD tão elevada, que este gás se desprende e passa para a atmosfera. Neste caso, há uma geração de material orgânico na fase líquida pela fotossíntese, que não é compensada pela oxidação de material orgânico (porque há dessorção de OD). O fato é que, apesar disto, há uma diminuição da DQO atribuída à floculação espontânea e sedimentação das algas que, assim, retiram o material orgânico da fase líquida e o adicionam à fase sólida no fundo da lagoa, onde é parcialmente digerido e convertido em biogás. Observa-se na Figura 3.11 que o valor máximo da DQO no efluente é de aproximadamente 220 mg/L, mas para a faixa de 1 a 2 m2/hab a DQO final é da ordem de 120 mg/L. Conclui-se que, sem a floculação de algas, seria impossível obter uma concentração baixa (menor que 220 mg/L) de DQO. Pela mesma razão, a concentração da DBO5 no efluente também seria muito mais elevada. A sedimentação de algas ficou comprovada pela análise de lodo do fundo da lagoa LP1 que era uma lagoa rasa (H = 0,65 m) e se compunha de 5 raias em série. O θh na primeira raia era de 1 dia, um tempo suficiente para a sedimentação de sólidos sedimentáveis. Apesar disto, encontrou-
30
se quase metade do lodo no fundo das raias 2 a 5 (CAVALCANTI et al., 2000a). O lodo nas raias 2 a 5 se deveu ao material sedimentável que se formou nestas, sendo este material presumivelmente algas. A floculação espontânea e sedimentação subsequente também puderam ser observadas quando se retirava uma amostra da lagoa, em um béquer, deixando-a sob o sol: em menos de 1 hora se observava um precipitado verde no fundo do béquer, resultado da sedimentação de algas. Devido à abundante presença de algas no efluente de lagoas de polimento, o valor da DQO se manteve relativamente elevado e dificilmente se observava uma concentração da DQO total de menos que 100 mg/L (Figura 3.9). Em contraste, a DQO filtrada foi bem mais baixa e valores abaixo de 60 mg/L (adotado como padrão de lançamento em alguns estados brasileiros) podem ser esperados para áreas per capita de 1,0 a 1,5 m 2. Em termos de remoção de sólidos em suspensão, a lagoa de polimento não é particularmente eficiente, mais uma vez por causa da presença de algas. Na Figura 3.9, observa-se que a concentração de sólidos em suspensão diminui com o tempo mas depende, também, da profundidade. Na Figura 3.11 observa-se que a área necessária para se obter um efluente com uma concentração baixa de SST (30 mg/L), geralmente adotado como uma indicação de boa qualidade é em torno de 1,5 m 2/hab, sendo que este valor tende a ser um pouco maior quando se tem lagoas rasas e menor em lagoas profundas.
3.3.3 Remoção de organismos patogênicos A Organização Mundial de Saúde (WHO, 1989), referindo-se ao uso, na irrigação, de efluentes de estações de tratamento de esgoto, reconhece dois tipos de organismos indicadores da qualidade microbiológica desses: a concentração de coliformes fecais e o número de ovos de helmintos por unidade de volume. Na Tabela 3.8, apresentam-se as recomendações da OMS para uso, na agricultura, de efluentes de esgoto tratado.
31
Tabela 3.8 – Diretrizes recomendadas para a qualidade microbiológica de esgotos sanitári os (1) utilizados na agricultura Categoria
A
B
C
Condições de aproveitamento
Grupo exposto
Nematóides instestinais (2) (ovos/L) (3)
Culturas consumidas cruas, campos esportivos, jardins públicos
Trabalhadores, consumidores e público em geral
≤
1
Culturas de cereais, industriais e forrageiras, prados e árvores(6)
Trabalhadores
<
1
Categoria B, sem os trabalhadores e o público estarem expostos
Nenhum
Não se aplica
Coliformes fecais (CF/100 mL)(4) ≤
(5)
1000
Tratamento requerido
Série de Lagoas de estabilização (ou tratamento equivalente)
Não se Lagoas de recomenda estabilização por 8 a nenhuma norma 10 dias (ou tratamento equivalente) Não se aplica
Sedimentação Primária
(1)
Em casos específicos, deve-se considerar os fatores epidemiológicos e sócio-culturais de cada região, e modificar os padrões, de acordo com a sua exigência. (2) Espécies: Ascaris, Trichuris e Ancilostomas. Calculado como média aritmética do número de ovos/L . (3) Durante o período de irrigação. (4) Calculado como média geométrica do número de CF/100 mL (5) Convém estabelecer uma diretriz mais restrita (<200 CF/100mL) para espaços públicos, como os hotéis, onde o público pode entrar em contato direto. (6) No caso de árvores frutíferas, a irrigação deve cessar duas semanas antes da colheita da fruta e esta não deve ser colhida na superfície do solo. Não é conveniente irrigar por aspersão Fonte: Adaptado de OMS (1989).
3.3.4 Remoção d e ovos d e helmintos No âmbito do PROSAB, várias instituições brasileiras vêm desenvolvendo investigações experimentais com lagoas de polimento, em escala piloto, para estabelecer sob que condições pode ser produzido um efluente final, cuja qualidade esteja de acordo com as recomendações da OMS para irrigação sem restrições, isto é, menos que 1 ovo de helminto por litro e menos que 1000 coliformes fecais por 100 mL. Os resultados experimentais, até então obtidos, mostraram claramente que, dos dois organismos indicadores de qualidade microbiológica de esgoto tratado, é muito mais fácil remover os ovos de helmintos em lagoas de polimento do que os coliformes fecais. Quando se tem uma boa eficiência de remoção de coliformes fecais, a remoção total de helmintos é facilmente alcançada. A remoção de ovos de helmintos se deve ao mecanismo físico de sedimentação, cuja eficiência depende da taxa hidráulica superficial (q S) e independe da profundidade da lagoa. Os dados experimentais mostram que ovos de helmintos são eliminados em lagoas de polimento em escala piloto quando a taxa hidráulica superficial é menor que 0,2 m/dia. Este valor foi determinado em uma lagoa de polimento com 0,60 m de profundidade, operada a uma temperatura de 25 o C no Nordeste do Brasil, com três dias de θh, cujo efluente era essencialmente livre de ovos de helmintos (CAVALCANTI et al. 2000b). Desta forma, para uma contribuição per capita de 100 L/dia, estima-se que a área per capita necessária para a remoção de ovos de helmintos será de
32
0,1/0,2 = 0,5 m 2. Na prática, dificilmente será aplicada uma área tão pequena para lagoas de polimento, de modo que normalmente uma remoção essencialmente completa de ovos de helmintos pode ser esperada. Num outro sistema UASB + lagoa de polimento com chicanas, operando no Sudeste do Brasil (Itabira-MG), com θh total de 8 dias, profundidade de 1,0 m, relação comprimento/largura de 12,5, temperatura entre 20 e 23 o C, o efluente final foi virtualmente livre de ovos de helmintos. Já a partir da 2 ª chicana (correspondendo a um θh de cerca de 4 dias), a média de ovos foi inferior a 1,0 ovo/L. A Figura 3.12 ilustra a lagoa chicaneada estudada e a Figura 3.13 apresenta o diagrama box-whisker das concentrações de ovos de helmintos ao longo da lagoa. Reator UASB Compartimentado
Esgoto Bruto
Lagoa com Chicanas
Afluente Lagoa Efluente UASB
Efluente Lagoa
Fig. 3.12. Vista da lagoa chicaneada de Itabira
GRÁFICO DE BOX - OVOS DE HELMINTOS AO LONGO DO SISTEMA UASB-LP 350
300
250
200 ) L / s o v 150 o ( s o v 100 O 50
Máx Mín
0 75% 25% -50
Bruto
Efl.UASB
Chicana 1
Chicana 2
Chicana 3
Chicana 4
Efl. lagoa
Mediana
Ponto de amostragemt
Fig. 3.13. Gráfico box-whisker das concentrações de ovos de helmintos ao longo da lagoa chicaneada de Itabira. Para o dimensionamento de lagoas em escala plena, deve-se determinar o volume real que, devido a curtos circuitos, geralmente é menor que o volume teórico, a fim de que se tenha o tempo de
33
detenção hidráulica real (θh,real = Vreal/Q < θh) e, portanto, a taxa de escoamento superficial real (qSreal) que deve ser menor ou igual a 0,2 m/dia, valor encontrado na investigação em Campina Grande. Em Itabira, o valor encontrado foi de 0,12 m/dia. Como a concentração típica de ovos de helmintos no efluente das LP é em torno de zero, a questão da viabilidade dos ovos de helmintos assume uma menor importância. No entanto, os ovos removidos são incorporados ao lodo de fundo. Usualmente, a fração de ovos viáveis é elevada, mesmo após vários anos de operação da lagoa. Este aspe cto deve ser levado em consideração, ao se analisar a alternativa de utilização do lodo das lagoas na agricultura. A análise do lodo de fundo da lagoa chicaneada de Itabira, após um ano de operação, indicou que cerca de 88% dos ovos estavam ainda viáveis.
3.3.5 Remoção de coliformes fecais e m lagoas de fluxo c ontínuo A redução de CF é, usualmente, o aspecto mais importante na avaliação da remoção de patógenos, uma vez que os coliformes são bastante resistentes e a sua redução leva um tempo maior que a maioria dos organismos patogênicos. Há, basicamente, três fatores que influenciam a concentração de CF no efluente final de uma lagoa de polimento: •
a concentração de CF no afluente da lagoa que, por sua vez, depende da concentração no esgoto bruto e da eficiência de remoção no pré-tratamento anaeróbio;
•
o valor do coeficiente de decaimento, que depende de vários fatores, dentre os quais a temperatura e a profundidade são os mais importantes;
•
o regime hidráulico, notadamente a intensidade de mistura, se a lagoa for de fluxo contínuo. Quanto à eficiência desejada, não se tendo dados específicos, pode-se adotar uma concentração de CF no esgoto bruto de 10 8 NMP/100mL, uma eficiência de remoção de 90 % no tratamento anaeróbio, que proporciona uma redução para 10 7 CF/100mL. Admitindo-se uma concentração residual permissível de 103 CF/100mL, objetivando a irrigação sem restrições (ver Tabela 3.8), a eficiência desejada será de [1- (103/107)] x 100 = (1-10 -4) x 100 = 99,99%. Na prática, a remoção 8 desejada pode ser um pouco menor, porque o esgoto pode conter menos que 10 CF/100 mL, mas dificilmente ela será menor que 99,9 %. Para se estabelecer a influência da profundidade sobre o valor do coeficiente de decaimento em lagoas de polimento, foram realizados testes em regime de batelada nas lagoas LP1 a LP4 (Tabela 3.7) com profundidades de 0,65 1,65, 2,0 e 3,0 m. Para tanto, as lagoas foram operadas com uma taxa hidráulica superficial de 0,2 m/dia, até que se estabelecesse uma população estável de algas, quando, então, a alimentação era interrompida, observando-se a seguir a variação da concentração de CF com o tempo. A taxa de decaimento de CF em todas as bateladas foi exponencial e dependia claramente da profundidade das lagoas. Na Figura 3.14, são apresentados os valores do coeficiente de decaimento em função da profundidade de lagoa. Observa-se que os dados experimentais indicam uma boa aproximação com a curva que relaciona o valor de k b à profundidade. Esta curva é uma função hiperbólica , podendo ser descrita como: k bh = k b1 H
na qual: kbh: coeficiente de decaimento para qualquer profundidade da lagoa (d -1) -1 o kb1: coeficiente de decaimento para uma profundidade de 1 m (1,36 d , a 25 C)
(3.11)
34
H: profundidade da lagoa (m) Estes valores de kb são da mesma ordem daqueles calculados a partir dos dados relatados por vários autores (ver Tabela 3.5). Sendo assim, pode-se deduzir que a dependência da temperatura estaria conforme a relação estabelecida por estes autores ( θ = 1,07 na Equação 3.6c), embora não se tenha dados experimentais próprios para comprovar esta dedução. Nas investigações experimentais, realizadas no âmbito do PROSAB, ficou estabelecido que lagoas de polimento de fluxo contínuo têm uma eficiência de remoção de CF muito menor que a máxima teórica prevista para um reator com escoamento tubular. Mesmo compartimentando a lagoa com divisórias e/ou chicanas procurando, de toda maneira, a mistura do conteúdo da lagoa, observou-se que o enúmero de dispersão (que indica minimizar a intensidade de mistura) era na faixa de 0,1 a 0,2 (CAVALCANTI et al., 2000), causando uma forte redução da taxa de remoção na lagoa. Na Figura 13, observa-se a remoção nas cinco raias da lagoa PF1 (H= 0,65 m), em função do TDH. No mesmo diagrama plotaram-se os valores teóricos da remoção, adotando-se um valor do coeficiente de decaimento de kb = 2,1d -1, determinado experimentalmente para esta profundidade em uma lagoa de batelada com a mesma profundidade de 0,65 m. Observa-se que os pontos experimentais se alinham em boa aproximação com a curva para reatores de mistura parcial de WEHNER e WILHELM (1956), para um número de dispersão de 0,18, sendo que este valor foi realmente estabelecido experimentalmente num estudo de traçadores (CAVALCANTI et al. 2000b). Pelos dados da Figura 3.15, estima-se que para uma eficiência de 99,99 %, o tempo de detenção hidráulica para uma lagoa com número de dispersão de 0,18 ( θh = 9,8 dias) seria 2,2 vezes maior que o tempo mínimo para uma lagoa hipotética sem mistura (d = 0 e θ h = 4,3 dias).
Figura 3.14 - Representação gráfica dos dados experimentais da constante de decaimento em lagoas com diferentes profundidades (VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994)
Figura 3.15 - Relação experimental entre o TDH (θh)e a eficiência de remoção de CF em lagoas de fluxo contínuo, com profundidade o de 0,65 m (T = 25 C).
Em outro experimento do PROSAB conduzido na cidade de Itabira – MG, com um sistema UASB + lagoa de polimento chicaneada (ver Figura 3.12), com θh total de 8 dias, profundidade de 1,0 m, relação comprimento/largura de 12,5, temperatura entre 20 e 23 o C, obteve-se o perfil de E. coli ao longo do sistema mostrado na Figura 3.16. Utilizando-se a Equação 3.5 e uma estimativa do número de dispersão d segundo o modelo proposto por von Sperling (1999): d =
35
largura/comprimento = 1/12,5 = 0,08, obteve-se o perfil estimado de E. coli ao longo da lagoa de polimento chicaneada, o qual é apresentado na Figura 3.17. Observa-se que o ajuste pode ser considerado satisfatório, ainda que a faixa de diminuição de CF tenha sido menos que 2 unidades logarítmicas, o que diminui a sensibilidade do modelo. GRÁ FICODE BOX-E. COLIAO LONGODOSISTE MAUASB-LP
PERFIL DE E. COLI
1e10
1,00E+09 1e9
l) m 0 0 /1
) L m 1e8 0 0 1 / P M N ( 1e7 li o c . E
Observado
Estimado
1,00E+08
P M N ( il o c .
1,00E+07
E
Máx
1e6
1,00E+06
Min
0,0
75%
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
25% 1e5
Bruto
Efl. UASB Chicana 1 Chicana 2 Chicana 3 Chicana 4 Efl. lagoa
Fração do comprimento da lagoa chicaneada
Mediana
Pontode amostragem
Figura 3.16 - Gráfico box-whisker do perfil longitudinal de Escherichia coli em uma lagoa piloto, ao longo dos pontos de amostragem (VON SPERLING et al., 2001).
Figura 3.17 - Estimativa do perfil longitudinal de E. coli , com d calculado segundo o modelo de VON SPERLING (1999) ( VON SPERLING et al., 2001)
De toda maneira, os dados experimentais das pesquisas do PROSAB indicam muito claramente que o processo de decaimento em lagoas pode ser descrito com boa aproximação pela equação de Equação 3.5, sendo, portanto, um processo de primeira ordem em um reator de mistura parcial. Deste modo, tem-se uma expressão para se determinar o TDH necessário para uma determinada eficiência, desde que se conheça o regime hidráulico (grau de mistura). Infelizmente este parâmetro só pode ser medido quando a lagoa já está construída e os modelos que existem para predizer o numero de dispersão ainda são bastante limitados e podem dar uma estimativa muito fora da realidade (KELLNER e PIRES, 2000).
3.3.6 Remoção de colifor mes fecais em lagoas de o peração em batela da Tendo sido verificado experimentalmente que em lagoas de fluxo contínuo a mistura é inevitável e, por esta razão, o TDH é muito maior do que o mínimo necessário ( no caso de escoamento tubular e consequente decaimento exponencial), conclui-se que a única forma de se ter uma lagoa tubular é operando as lagoas em regime de bateladas sequenciais (BS). Para lagoas de BS, tem-se com auxílio das Equações 3.4 e 3.6b:
Ne Na
(
= exp(−kbhθh ) = exp (− kb
) (Q H * AH
) (
) Q
= exp − 1,36 A
= exp − 1,36/ qS
(3.12)
A eficiência desejada, em função da taxa hidráulica superficial dada por:
E
= 1−
Ne Na
= 1 − exp(− 1,36 / q S
)
(3.13)
ou qS
=
0 ,7
×
ln (1
−
E
)
( 3 . 14 )
36
Na Figura 3.20, observa-se a eficiência de remoção de CF em função da taxa hidráulica superficial (qS), para uma temperatura de 25 oC (kb = 1,36 d -1). Na Figura também está indicada a taxa hidráulica superficial necessária para a remoção de ovos de helmintos (qS = 0,2 m 3/m2.d). A Figura 3.19 mostra a eficiência de remoção de CF em função da área da lagoa de polimento e por habitante, supondo-se uma contribuição per capita de 100 L/dia. A área por habitante necessária para remover ovos de helmintos também está indicada. Para se traçar a Figura 3.19, utilizou-se a Equação 3.15, calculando-se a área necessária por habitante para uma determinada eficiência desejada:
Ahab
=
Qhab × qS
=
0,7Qhab ln (1 − E )
(3.15)
As expressões que permitem calcular as relações entre a eficiência de remoção de CF, a taxa hidráulica superficial e a área per capita mostram que a eficiência não depende da profundidade. Isto se deve à relação inversamente proporcional entre o coeficiente de decaimento e a profundidade (Figura 3.12). Ao se analisar as Figuras 3.18 e 3.19 observa-se que, de fato, para se obter uma eficiência de remoção de CF acima de 99,9% é necessária uma área bem maior e uma taxa hidráulica superficial menor do que para a remoção dos ovos de helmintos. A área necessária para remover 99,99 % dos CF em uma lagoa de bateladas é de 0,67 m 2/hab, o que representa somente 1/4 da área normalmente aplicada em lagoas de estabilização. Vale salientar que seria praticamente impossível operar um sistema convencional de lagoas de estabilização com uma área tão pequena. A carga orgânica seria excessiva e todo o sistema ficaria anaeróbio, resultando numa remoção insatisfatória do material orgânico.
qs (m3/m2.d) Figura 3.18 - Eficiência de remoção de CF em função da taxa hidráulica superficial em lagoas de BS (a carga máxima para remoção dos ovos de helmintos também está indicada)
Área per capita (m
2
/cap)
Figura 3.19 - Eficiência de remoção de CF em função da área per capita (contribuição de100 L/dia) em lagoas de BS (a área mínima para remoção dos ovos de helmintos também está indicada)
37
Ao se comparar as Figuras 3.18 e 3.19 com a Figura 3.11, nota-se que a área necessária para 99,99 % dos coliformes (0,67 m 2/hab) é aproximadamente igual à área para a obtenção de um efluente com DBO5 filtrada de 30 mg/L, o que não acontece com a área necessária para reduzir os SST para 30 mg/L, que tende a ser maior (em torno de 1,5 m 2/hab).
3.3.7 Remoção de Nutrientes A remoção de nutrientes em lagoas de polimento é opcional e só se materializa quando o pH adquire um valor elevado, o que somente é possível quando há diminuição da concentração de dióxido de carbono. Uma vez que a perda de CO 2 por dessorção só ocorre até um valor de pH de pouco mais que 8, é necessário que haja consumo biológico de dióxido de carbono, isto é, que a taxa de consumo devido à fotossíntese seja maior que a taxa de produção pelas bactérias. O aumento rápido e significativo do pH só é possível em lagoas rasas, onde a luz atravessa toda a coluna líquida e, dessa forma, todo o volume é usado para a fotossíntese. Como exemplo, observa-se na Figura 3.20 o valor do pH em função do TDH de vários sistemas de lagoas de mistura completa em série, cada série com uma profundidade diferente (VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994). Nota-se que, para a série de lagoas mais rasas (0,32 m), foi alcançado um pH de 9,7 em 7,5 dias de permanência, enquanto que, na série de lagoas mais profundas (2,2 m), o pH permaneceu virtualmente constante durante um TDH de 30 dias. Na Figura 3.20b, onde se mostra a relação entre o TDH e a concentração de amônia em lagoas de polimento, observa-se a influência da elevação do pH sobre a remoção de amônia. Enquanto para lagoas rasas a remoção é praticamente completa, mesmo para um TDH relativamente curto, na lagoa profunda (2,2 m) a remoção de amônia é insignificante. Os dados experimentais das Figuras 3.20a e 3.20b indicam que, para que haja um desprendimento significativo de amônia, o pH deve ser superior a 8. Vê-se, na Figura 3.20c, a remoção de fósforo em lagoas de polimento em função da profundidade, onde novamente a influência do pH é muito importante. No entanto, para haver uma remoção significativa de fósforo, o pH requerido é mais elevado do que para a remoção de amônia. Os dados das Figuras 3.20a e 3.20c indicam que é necessário um pH de no mínimo 9 para que haja remoção significativa de fósforo. Nas Figuras 3.20d, 3.20e e 3.20f observam-se, respectivamente, os valores do pH, da concentração de amônia e de fósforo, em função da taxa hidráulica superficial aplicada. As figuras mostram que para nenhuma profundidade pode haver remoção significativa de nutrientes se a taxa hidráulica superficial não for baixa. As Figuras 3.20g, 3.20h e 3.20i mostram, respectivamente, a relação entre o pH, a concentração de amônia e de fósforo e a área per capita das lagoas. A Figura 3.20h mostra que é possível uma remoção significativa de nitrogênio em lagoas rasas, mas a área per capita necessária é grande: 1,5 a 2,5 m2/habitante. Quando a profundidade é maior que 1 m a remoção de nitrogênio não ocorre. Pela Figura 3.20i, pode-se concluir que, para se ter uma remoção significativa de fósforo em lagoas de polimento, dois requisitos são necessários: profundidade menor que 0,65 m e grandes áreas per capita: 2 a 3 m 2/hab.
38
Figura 3.20 - pH, nitrogênio amoniacal e fósforo em lagoas de polimento de diferentes profundidades em função do TDH (a, b, c), da taxa hidráulica superficial (d, e, f) e da área per capita (g, h, i), para uma contribuição per capita de 100 L/dia.
39
3.3.8 Avaliação Geral da Remoção de Poluentes Os dados sobre o desempenho de lagoas de polimento apresentados nas seções anteriores fornecem elementos para o seu dimensionamento racional. O parâmetro de dimensionamento mais acessível e provavelmente também de melhor visualização é a área per capita . Por esta razão, foram colocados na Figura 3.21 todos os parâmetros de qualidade do efluente em função desta variável de projeto. Na Figura 3.21 observam-se os seguintes pontos: Nota: as observações relativas a demandas de área per capita, feitas a seguir, são válidas apenas para contribuições per capita de esgotos de 100 L/hab.dia, incluindo infiltração, e para a temperatura do esgoto de 25 oC. Para contribuições per capita diferentes (QPC), mas para a mesma temperatura do esgoto de 25 oC, as demandas de área per capita devem ser multiplicadas pelo fator QPC/100. •
Existe uma determinada área mínima para a remoção ou redução de cada constituinte indesejável presente no esgoto (DBO 5, DQO, SST, CF, ovos de helmintos, NH 3 e orto-P). Assim, distinguem-se as áreas mínimas per capita de A1 a A6, cada uma relacionada a remoção ou redução de um dos constituintes indesejáveis;
•
A remoção de ovos de helmintos requer a menor área per capita: A1 = 0,5 m 2/hab (ver figura). Todavia, em lagoas com esta área (mesmo sendo operadas em regime de bateladas) a qualidade em termos de CF ainda pode não ser satisfatória. A área de remoção de ovos de helmintos não depende da profundidade da lagoa;
•
A área mínima para uma rem oção de CF de 99, 99 % é A 2 = 0,67 m 2/hab. Esta área é independente da profundidade se a lagoa de polimento for operada em bateladas seqüenciais (BS). No caso de se ter uma lagoa com fluxo contínuo, espera-se no mínimo o dobro da área necessária para lagoas de BS;
•
Quanto à remoção do material orgânico, na lagoa de polimento tanto a DBO 5 como a DQO tendem a aumentar no período inicial para depois diminuir gradualmente. As concentrações de DBO5 e DQO brutas são relativamente altas e dificilmente serão atingidos valores abaixo dos 30 mg DBO 5/L e 60 mg DQO/L (estes valores são considerados típicos para amostras de baixa concentração de material orgânico). As concentrações da DBO 5 e DQO filtradas são muito mais baixas (ausência de algas) e as áreas necessárias para se atingir valores de 30 mg 2 2 DBO5/L e 60 mg DQO /L estão na faixa de A3 = 1,0 m a A4 = 1,5 m , independente da profundidade;
•
A presença abundante de algas também dificulta a remoção dos sólidos em suspensão, havendo necessidade de uma área de 1,0 a 1,5 m 2/hab para se atingir um valor de SST = 30 mg/L (considerada uma baixa concentração). Baixos valores de sólidos em suspensão são mais fáceis de se encontrar em lagoas profundas, onde a concentração das algas é menos abundante;
•
Uma remoção significativa dos nutrientes só e possível quando a lagoa de polimento é rasa e, ainda assim, só ocorrerá quando a área disponível for considerável e as condições para fotossíntese forem favoráveis;
•
A remoção de amônia começa a ser factível a partir de um pH de 8,0, aumentando à medida que o pH aumenta. A área necessária para uma concentração de N amoniacal menor que 5 2 2 mg/L é em torno de A 5 = 2 m /hab para uma profundidade de 0,5 m e em torno de 3 m /hab para uma profundidade de 1,0 m. Para profundidades maiores que 1,0 m a perda de nitrogênio será pequena;
•
A remoção de fósforo, na forma de seu íon fosfato, só começa a ser significativa quando o pH supera o valor de 9, embora termodinamicamente o fosfato seja instável para valores do pH
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acima de 7 (Figura 3.7). A área necessária para a remoção de P depende muito da profundidade, tendo-se um valor de A6 = 2,5 m 2/hab para lagoas rasas (H<0,5 m). Para lagoas de profundidade de 1,0 m ou mais a remoção de P é praticamente inexistente.
Figura 3.21 - Variação da concentração de diferentes constituintes indesejáveis em esgoto em lagoas de polimento, em função da área per capita (para uma contribuição per capita estimada em 100 L/dia e o uma temperatura do esgoto de 25 C).
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As curvas da Figura 3.21 indicam que a área per capita necessária para construir um sistemas de tratamento com lagoas depende muito da natureza do sistema (tratamento de esgoto bruto ou de efluente anaeróbio) e do objetivo do sistema. Na Tabela 3.9, observam-se valores típicos da área per capita para diferentes sistemas de lagoas, nas condições favoráveis do Nordeste do Brasil. Para lugares com clima menos favorável as áreas necessárias serão maiores. Na Figura 3.22 , observa-se uma representação das áreas per capita dos diferentes sistemas. Tabela 3.9 - Área per capita para diferentes sistemas de lagoas de estabilização convencionais e lagoas de polimento para o pós tratamento de efluentes do reator UASB sob as condições prevalecentes no Nordeste (supõe-se uma contribuiçãoper capita de 100 l/d) A B C D E F G H
Sistema
Configuração
capita Área per (m2/hab)
Convencional Convencional sem lagoa anaeróbia Convencional com lagoa aerada Polimento para remoção de nutrientes Polimento para remoção de CF (fluxo contínuo) Polimento para remoção de CF (bateladas) Polimento para remoção de DBO5 e SST Lagoa aerada com decantador final
LA+LF+LM1+...+LMn LF+LM1+...+LMn LAe+LF+LM1+...+ LMn reator UASB + LP (rasa) reator UASB+LP reator UASB + LP(tipo RBS) reator UASB + LP reator UASB + Lae + Decant.
3 4 a5 2,5 2,5 1,5 1,0 0,5 0,05
Obs: nesta tabela, “convencional” significa o sistema que trata esgotos brutos (e não efluentes de reatores anaeróbios)
Figura 3.22 – Layout básico de diferentes sistemas que usam lagoas de estabilização para tratamento de esgoto ou lagoas de polimento para o pós-tratamento de esgoto digerido
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3.4
APLICABILIDADE DAS LAGOAS DE POLIMENTO
3.4.1 Preliminares
O tratamento de esgoto em unidades anaeróbias eficientes, como o reator UASB, abre o caminho para o uso de lagoas de polimento para o pós-tratamento. Apesar do sistema UASB + lagoa de polimento, em conjunto, ter o mesmo objetivo do sistema convencional de lagoas de estabilização (estabilização do material orgânico e remoção dos patógenos) e utilizar os mesmos processos biológicos (digestão anaeróbia + fotossíntese + oxidação bacteriana), a adoção da primeira alternativa tem importantes vantagens em comparação com a segunda. As vantagens e desvantagens de cada opção serão discutidas a seguir.
3.4.2 Tratamento anaeróbio
O tratamento anaeróbio no reator UASB, o qual é muito eficiente na remoção do material orgânico e dos sólidos em suspensão, removendo grande parte do material coloidal, diminui a carga orgânica afluente à lagoa de polimento, diminuindo, portanto, a demanda de oxigênio para oxidação da matéria orgânica. Por outro lado, a redução da concentração dos colóides diminui a turbidez, facilitando a penetração da luz solar na lagoa de polimento e, portanto, acelerando a produção fotossintética de oxigênio. No reator UASB, o biogás pode ser capturado, podendo ser aproveitado para produção de energia elétrica, calor, vapor, ou mesmo ser queimado em um queimador simples. A combustão (produtiva ou não) do biogás tem duas vantagens importantes: elimina a possibilidade da emanação de (que odores, que são um dos maiores convencionais lagoas de estabilização incluem lagoas anaerób ias)problemas e protege de o sistemas meio ambiente, uma vezdeque o gás metano contribui muito mais (20 vezes) para o efeito estufa que o CO 2, produto resultante da queima do metano. Embora a geração de energia, a partir da digestão de esgoto, não seja percebida como uma grande vantagem, o seu potencial não é insignificante. Admitindo-se uma contribuição per capita de 100 g DQO/dia, uma eficiência de digestão de 80 por cento e de captação do gás de 75 %, então a produção per capita de metano seria de 0,75 x 0,8 x [100 gDQO x (16 gCH 4/64 g DQO)] = 15 gCH 4/dia. Sabendo-se que uma produção de 1 kgCH4/dia pode gerar uma potência de 0,2 kW (eficiência de conversão de energia de 33 %), a produção seria de 15 x 0,2 = 3 W/hab.dia. Esta quantidade de energia provavelmente representa mais que a economia que se faz pela adoção do horário de verão. A combinação reator UASB + lagoa de polimento oferece a possibilidade de se construir em etapas, primeiro a unidade anaeróbia, depois a lagoa. Na maioria dos municípios brasileiros não há disponibilidade de recursos financeiros para se tratar o esgoto até o nível compatível com as normas legais. Nestes muitos casos, o tratamento anaeróbio no reator UASB oferece uma possibilidade de implantação de um tratamento parcial, sem a aplicação de muitos recursos. Num estágio posterior, pode-se, então, construir a lagoa de polimento, na medida em que os recursos necessários sejam adquiridos. O efluente do reator UASB usualmente não tem qualidade compatível com os padrões de lançamento (ver Tabela 3.2) , mas é bem menos danoso para o meio ambiente que o esgoto bruto. No caso de um sistema convencional de lagoas de estabilização, somente a construção da unidade anaeróbia não é realista, uma vez que o efluente tem uma qualidade pouco satisfatória.
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A alta taxa de digestão no reator UASB permite um TDH muito menor do que em uma lagoa anaeróbia. CAVALCANTI e VAN HAANDEL (1996), utilizando dados de vários autores, mostraram que, para a mesma eficiência de remoção da DQO, o reator UASB é de 20 a 70 vezes menor que a lagoa anaeróbia. Isto nem sempre quer dizer que o custo de construção também será muito menor, pois este é uma função complexa de vários fatores: local do terreno, natureza do solo, topografia, dentre outros. O digestor anaeróbio produz um lodo de alta concentração (50 a 70 g/L) que é estável (possui baixo teor de matéria orgânica biodegradável, isto é, não entra em putrefação) e pode ser usado como adubo na agricultura como após simples secagem, aplicando-se algum método para melhorar a qualidade microbiológica, aplicação de cal ou calor. Se não houver viabilidade econômica no uso do lodo, então ele pode simplesmente ser lançado na lagoa de polimento, junto com o esgoto digerido. Não há necessidade de se ter uma unidade única (centralizada) para o tratamento, já que a operação do reator UASB é muito simples e nada impede que haja várias unidades numa mesma cidade. Assim, é possível “pulverizar” ao menos em relação às unidades de tratamento anaeróbio, o que abre a possibilidade de se fazer grandes reduções no custo da rede de esgoto. Em vez de se construir uma única rede com estações elevatórias, interceptores e emissários de alto custo, constroem-se várias redes de acordo com as bacias de drenagem da cidade, tendo-se um digestor UASB em cada bacia. Após o tratamento anaeróbio, o esgoto digerido, contendo muito menos sólidos, pode ser recalcado com muito mais facilidade do que o esgoto bruto. Este tipo de setorização do sistema é bastante aplicado pela SANEPAR, no Paraná. A experiência mostra que pode haver uma redução de 40 % no custo de construção dos interceptores e emissários. O novo Plano Diretor de Esgotos Sanitários de Recife (2000) preconiza também a descentralização, com a divisão da cidade em várias sub-bacias coletoras e sistemas de tratamento com reatores UASB. Em geral, é mais barato se construir segmentos de interceptores, juntamente com o tratamento anaeróbio, do que uma estação única e extensos interceptores e emissários. A conveniência e a vantagem financeira dependem muito da topografia e do solo da cidade. Por exemplo, em Campina Grande só há uma única estação elevatória pequena, sendo que a rede coletora e interceptora que aten de o restante da cidade conduz o esgoto por gravidade para a ETE central.
3.4.3 Tratamento complementar A vantagem mais importante do uso da combinação reator UASB + lagoa de polimento é a redução da área necessária, em comparação com o sistema convencional de lagoas de estabilização. Na Figura 3.20, observa-se, em função da área per capita, parâmetros de qualidade do efluente de lagoas de polimento. Observa-se que a qualidade microbiológica pode ser assegurada já com 0,67 m 2 per capita, quando se admite uma contribuição per capita de 100 L/dia e uma temperatura do esgoto de 25 ºC. Para se obter uma DBO 5 filtrada de 30 mg/L, á área é marginalmente maior (0,8 m2 per capita) e para obter uma boa remoção do material orgânico e dos sólidos em suspensão (DBO5 total e SST menores que 30 mg/L) a área necessária se situa na faixa de 1,0 a 1,5 m 2/hab. Todavia, esta área ainda é muito menor que a área necessária num 2 sistema convencional de lagoas de estabilização, onde se espera um valor de 3,0 m per capita (ver Tabela 3.9). A redução da área aumenta em muito a aplicabilidade de lagoas como alternativa de tratamento. Estes valores de área per capita aplicam-se a esgotos com uma temperatura média de 25 o C. Em locais em que a temperatura do líquido é mais baixa, as áreas requeridas serão maiores. Outra vantagem do sistema UASB + lagoa de polimento é a solução do problema operacional
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mais sério das lagoas anaeróbias, qual seja, o odor que se gera e que se espalha nas redondezas, devido à presença de sulfeto na fase líquida. No sistema UASB + lagoa de polimento uma parte do sulfeto é removida junto com o biogás como gás sulfídrico, mas este biogás é capturado e queimado, transformando o sulfeto em sulfato (inodoro). No caso de águas residuárias diluídas como o esgoto, que produzem pouco biogás, a maior parte do sulfeto, na verdade, permanece na fase líquida e, nas lagoas de polimento, deve ser oxidado pelo oxigênio gerado no processo da fotossíntese. Uma vez que não há problemas com odores em lagoas de polimento, abre-se a possibilidade de se construir as unidades muito mais próximas de áreas urbanas, reduzindo-se assim a extensão do emissário, que geralmente apresenta custo muito elevado no sistema de esgotamento. Por outro lado, a viabilidade de construção próximo a áreas urbanas permite que se operem vários sistemas UASB + lagoa de polimento em diferentes sub-bacias de drenagem em cidades, o que pode também reduzir muito os custos de construção de sistemas de esgotamento sanitário. Um aspecto importante é que o desempenho da lagoa (em termos de remoção de material orgânico, dos solidos em suspensão e dos patógenos) é essencialmente independente da profundidade, enquanto a remoção de nutrientes é influenciada fortemente pela profundidade. Isto dá um grau de liberdade extra na operação da lagoa de polimento: através de variação da profundidade, pode-se manipular a concentração de nutrientes, sem afetar significativamente os outros parâmetros de qualidade (concentrações da DBO, dos SST, de CF e dos ovos de helmintos). Em lagoas rasas, há uma tendência de remoção dos nutrientes, enquanto que nas lagoas profundas eles são conservados. Assim, quando o efluente do sistema for ser usado para irrigação, opera-se a lagoa com uma profundidade de mais de 1,0 m, mantendo-se os nutrientes. Contudo, na época de chuvas (quando não se aplica irrigação) as lagoas deverão ser operadas a pequena profundidade (0,4 a superficiais 0,6 m), para remover os nutrientes e, desta forma, evitar a eutrofização de corpos d’água sensíveis. O segundo problema operacional mais importante de lagoas de estabilização convencionais é a produção de lodo na lagoa anaeróbia, que inclusive gera a necessidade de se duplicar esta unidade. A prática (Gonçalves, 1999) mostra que se pode esperar a deposição de 250 mg de lodo por litro de esgoto tratado em lagoas anaeróbias. Desta forma, torna-se necessário interromper a operação, a cada 3 a 5 anos, para remoção do lodo de fundo, uma operação cara, demorada e complicada. Por esta razão, é necessário que se disponha de uma lagoa anaeróbia de reserva, que entra em operação no evento da remoção de lodo. No entanto, no sistema UASB + lagoa de polimento, mesmo quando não se dá descargas de lodo do reator UASB, a deposição de lodo nas lagoas de polimento é muito menor (70 mg de lodo por litro de esgoto digerido) e grande parte deste lodo é, na verdade, resultado da sedimentação de algas floculadas (CAVALCANTI et al. 2000a). Assim sendo, o lodo se espalha sobre a lagoa toda e se acumula tão devagar, que acredita-se possa ter décadas de operação sem problemas. Por ser pequena a produção de lodo anaeróbio, a acumulação do lodo no fundo da lagoa também será reduzida. Conclui-se que, sempre quando se deseja utilizar lagoas como opção de tratamento de esgoto, o tratamento anaeróbio de esgoto no reator UASB, ou em outro reator anaeróbio eficiente, antecedendo a lagoa, é uma ótima providência. As vantagens em se adotar um reator UASB como a primeira unidade do sistema de tratamento são de ordem econômica (redução do custo do sistema de esgotamento sanitário e da área necessária para o tratamento), ambiental (melhoria da qualidade do efluente e minimização do desprendimento de gás metano), operacional (evita a remoção de lodo do fundo) e estética (evita a liberação de odores, uma vez que no reator UASB o biogás, que potencialmente contém gás sulfídrico, pode ser capturado e queimado). Estas vantagens são tão claras e importantes que, sempre quando se projeta um sistema convencional de
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lagoas de estabilização, deveria ser obrigatório se justificar a eventual não inclusão do tratamento anaeróbio a montante. Devido às vantagens que apresenta, o número de sistemas de tratamento que são constituídos de uma unidade de tratamento anaeróbio eficiente, seguida por lagoa de polimento, está aumentando no Brasil. Nas Figuras 3.23a, 3.23b e 3.23c são apresentadas fotograf ias de três sistemas de tratamento. A Figura 3.23a mostra a ETE do bairro de Mangueira em Recife-PE, que se compõe de um reator UASB e uma lagoa única de polimento. A Figura 3.23b mostra uma ETE em Currais Novos-RN, composta de um filtro anaeróbio seguido por uma lagoa de polimento. O sistema em Currais Novos já funciona desde 1981. Já a Figura 3.23c ilustra a ETE Nova Vista em Itabira/MG, composta de um reator anaeróbio tipo UASB seguido de uma lagoa facultativa. Por outro lado, mesmo oferecendo a possibilidade de grande redução da área ocupada, o terreno disponível, em determinados casos de projeto, pode ser insuficiente. Isto é particularmente provável em casos de grandes centros urbanos, onde a área necessária é grande e o custo do terreno é elevado. Nestes casos, torna-se necessário que se recorra a sistemas de pós-tratamento que ocupem uma área mais reduzida. Alguns sistemas mais compactos de pós-tratamento são discutidos nos próximos capítulos.
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Figura 3.23a - Vista da ETE no bairro de Mangueira em Recife - PE
Figura 3.23b - Vista da ETE de Currais Novos – RN
Figura 3.23c - Vista da ETE Nova Vista em Itabira - MG
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3.5
EXEMPLOS DE DIMENSIONAMENTO
As considerações teóricas e resultados experimentais apresentados nas seções anteriores deste capítulo podem ser usados para se dimensionar lagoas de polimento. A seguir discutem-se alguns exemplos. No caso de uma cidade pequena, quase que invariavelmente a solução mais indicada para o póstratamento do efluente de um reator UASB por meio de lagoas, será a aplicação de uma lagoa de fluxo contínuo. Mesmo tendo uma área relativamente grande, comparada com lagoas em regime de bateladas seqüenciais, o custo adicional do terreno será pequeno. A lagoa de fluxo contínuo apresenta extrema facilidade de operação, resumindo-se basicamente na manutenção dos taludes, impedindo a erosão e o crescimento de capim dentro da lagoa, evitando, assim, a proliferação de mosquitos. No caso de lagoas de polimento para cidades grandes, o uso de lagoas de bateladas seqüenciais pode ser vantajoso, porque a redução da área e o custo por ha tende a ser maior. É possível que se encontre, mesmo em cidades grandes, uma área adequada para se fazer uma lagoa de fluxo contínuo, já que esta requer uma área muito menor que a de um sistema convencional de lagoas de estabilização. 3.5.1 Dimensionamento para cidades pequenas
Dimensionar uma lagoa ou uma série de lagoas de polimento para o pós-tratamento de esgoto previamente digerido num reator UASB, para produzir um efluente que permita uso para irrigação sem restrições. Dados: • • •
População servida: 10.000 habitantes; Vazão média afluente (incluindo infiltração): Q = 1.500 m3/d Temperatura da água no mês mais frio: 25oC (situação do Nordeste)
Solução:
a) Eficiência desejada O critério limitante do projeto será a concentração de CF no efluente final. Adotar uma eficiência de remoção necessária na lagoa, por exemplo 99,99 % ou seja, remoção de 4 logs. b) Profundidade No caso de se desejar o uso do efluente para irrigação a preservação dos nutrientes é importante. Para tanto, adota-se uma profundidade de 1,0 m ou mais. c) Coeficiente de remoção bacteriana Para a temperatura e profundidade escolhidas, calcular a constante de decaimento das CF com auxílio da Equação (3.6c). Para 1,0 m e 25 o C, calcula-se: kb
= 1,36/H*(1,07(t-20)) = 1,36/1 x 1,07 5 = 2,0 /dia
d) Tempo de detenção necessário Calcular o tempo mínimo (t min)de permanência se houvesse fluxo tubular. Para a remoção de 4
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logs: tmin = 2,3 x 4/ kb = 9,2/2,0 = 4,6 d No caso de uma única lagoa com chicanas, para que o escoamento se aproxime ao regime tubular, adotar um fator 2 para se estimar o tempo necessário na lagoa com mistura parcial ( d ≈ 0,15, Figura 3.17). Portanto: treal = 2 x 4,6 =9,2 dia. Na estimativa é necessário quando que se saiba qualéoconstruído. valor do número dispersão, que do portempo sua vezdesódetenção, pode ser determinado o sistema Sabe-sedeque para um número baixo de dispersão, a relação comprimento/largura necessita ser grande (maior que 10). A alternativa é construir um sistema com lagoas em série, calculando-se o número de lagoas com auxílio da Equação (3.3c). Por exemplo, para se remover 99,99 % dos CF em uma série de lagoas com mistura completa, quando o valor de k b é 2,0/dia e o tempo total de detenção é de 9,2 dias, tem-se o seguinte número de lagoas em série: Ne/Na M=
= 0,0001 = 1/(1+2 x 9,2/ M)M
7
Isto é, uma serie de 7 lagoas, cada uma com um tempo de detenção de θh = 9,2/7 = 1,3 d resultará na remoção desejada de 99,99 % das bactérias. Na prática, a remoção poderá ser bem maior porque a mistura nas lagoas não será completa. Por outro lado existe o perigo de curto circuito hidráulico se a construção não for bem feita. No caso de regiões com temperatura inferior o
apermitir 25 C ,ooadequado tempo decrescimento detenção mínimo em cada lagoa deverá ser superior a 2,5 dias, de forma a das algas. d) Volume e a área requeridos Volume: Vlag
= (1500 m3/d) x (9,2 d) = 13.800 m3
Para a profundidade de 1 m, calcula-se a área como: 3
Alag = V lag/H = 13.800 m
/1,0m = 13.800 m2 = 1,38 ha
Área per capita: 2
Ahab = A lag/10.000 = 1,38 m
/hab.
e) Comentários Outra alternativa é usar lagoas em bateladas seqüenciais: para um tempo mínimo de 5 dias (arredondados de 4,6 dias), tem que se ter uma série de no mínimo 5 lagoas, cada uma com volume de 1.500 m3 (igual à vazão diária), perfazendo um total de 7.500 m 3 e uma área total de 7.500 m 2 (supõe-se novamente uma profundidade de 1,0 m). Neste caso, como as lagoas são muito pequenas, a área ocupada pelos taludes entre as cinco unidades será uma parte significativa da área total, e é possível que na segunda opção nem a área nem o custo sejam muito menores que na primeira. Neste caso, a primeira opção é preferível, porque operacionalmente é bem mais simples.
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É interessante observar que existe a alternativa de se remover uma fração significativa dos nutrientes ao se operar a lagoa com a metade da sua profundidade máxima. Neste caso haveria um aumento bastante significativo do pH, resultando em dessorção de quase toda a amônia e precipitação de parte do fosfato. Esta alternativa poderia ser usada em épocas de chuva, quando o efluente não seria usado para irrigação. Nessas épocas seria importante lançar um efluente com baixa concentração de nutrientes para se evitar a eutrofização do corpo receptor. O custo do sistema de tratamento estaria vinculado principalmente ao custo de construção. A obra de se transformar uma área bruta em uma lagoa constitui o custo principal, e seu valor depende uma fortemente das recente condições e geotécnicas local. as condições da Paraíba, estimativa do topográficas custo de construção de umadolagoa dePara polimento foi de R$ 150.000 /ha, o que no caso repercutiria num valor de R$ 1,38*150.000/10.000 = R$ 20,70 por habitante, um valor bastante reduzido quando se compara com o custo de uma lagoa para o tratamento de esgoto bruto. Considerando-se um custo per capita de R$ 25 a 35 para o reator UASB, calcula-se um custo de implantação per capita da ordem de R$ 50, o que é um valor bem inferior ao de sistemas convencionais que produzem a mesma qualidade de efluente. 3.5.2 Dimensionamento para cidades de porte médio
Dimensionar um sistema de lagoas de polimento para uma cidade de 50.000 habitantes, visando o pós-tratamento de esgoto previamente digerido num reator UASB, para produzir um efluente com as seguintes características: (a) o uso para irrigação sem restrições e (b) com baixa concentração de nutrientes para proteção de mananciais de superfície, em épocas de chuvas, quando não se aplica a irrigação. Dados: • • •
População servida: 50.000 habitantes; Vazão média afluente (incluindo infiltração): Q = 7.000 m3/d Temperatura da água no mês mais frio: 25oC (situação do Nordeste)
a) Tempo de detenção necessário Dimensionando-se novamente para uma remoção de 99,99 % ou 4 logs, calcula-se para o valor de kb = 2,0/d (vide acima) : t min = 4,6 d. tmin = 2,3 x 4/ kb = 9,2/2 = 4,6 dia. b) Volume e a área requeridos Para sistema de 5lagoas de seqüenciais, bateladas: arredondar tempo de permanência mínima para 5um dias e adotar lagoasem deregime bateladas cada umaocom o volume de: Vlag
= (7.000 m3/d) x (1,0 d) = 7.000 m3
Para a profundidade de 1 m, calcula-se a área como: 3
Alag = V lag/H = 7.000 m
/1,0m = 7.000 m2 = 0,70 ha
Para as 5 lagoas, a área total é de 5 x 0,7 ha = 3,5 ha.
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No caso de uma única lagoa com chicanas, para que o escoamento se aproxime ao regime tubular, adotar um fator 2 para estimar o tempo necessário na lagoa com mistura parcial ( d ≈ 0,15, Figura 3.14). Neste caso o tempo de permanência seria de 9,2 dias e a área necessária seria 7.000 m3/d x 9,2 d = 64.400 m2 = 6,4 ha. Área per capita: No caso das lagoas em bateladas seqüenciais: Ahab = A lbs/Pop =
35.000 m2/50.000 hab =0,7 m2/hab.
No caso de uma lagoa de fluxo contínuo: Ahab = A pol/Pop =
64.000 m2/50.000 hab =1,3 m2/hab.
c) Comentários No caso de um sistema grande, a dificuldade operacional de um sistema com lagoas de bateladas seqüenciais será amplamente compensado pela grande redução do custo do investimento: a área necessária é reduzida a praticamente metade de uma lagoa de polimento de fluxo contínuo. A área do sistema de lagoas de bateladas seqüenciais é somente 1/5 da área necessária para um sistema convencional de lagoas de estabilização. Não há necessidade de se ter operadores fisicamente presentes para fazer a transferência da vazão de uma lagoa para outra: esta parte da operação pode facilmente ser automatizada a custos bastante reduzidos, abrindo inclusive a possibilidade de se manter um histórico das vazões de esgoto tratado, uma providência que praticamente se torna obrigatória em qualquer sistema de tratamento.
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3.6
BIBLIOGRAFIA
AGUNWAMBA, J.C., EGBUNIWE N e ADEMILUYI, J.O. Prediction of the dispersion numbers in waste stabilisation ponds. Water Research 21 (1) 85-89. 1992. CAPRI M.G.; MARAIS G.V.R. Anaerobic filter treatment of wine distillary waste. Research Report W1. Dept Civil Eng. Univ. of Cape Town. – South Africa. 1974. CAVALCANTI, P.F.F., VAN HAANDEL, A.C. e LETTINGA, G. Accumulation of Bottom Solids in Polishing Ponds Treating Digested Sewage. Anais da I Conferencia LatinoAmericana en Lagunas de Estabilizacion Y Reuso. Santiago de Cali – Colombia, 24-27 de Out. p.236-244. 2000a CAVALCANTI, P.F.F., VAN HAANDEL, A.C. e LETTINGA, G. Polishing Ponds for Post Treatment of Digested Sewage. Part 1: Flow-Through Ponds. Anais da VI Oficina e 2000b Seminário Latino-Americano de Digestão Anaeróbia . 5-9 Nov. Recife-PE-Brasil. Vol.1 p.352-359. CAVALCANTI, P.F.F., VAN HAANDEL, A.C. e LETTINGA, G. Polishing Ponds for Post Treatment of Digested Sewage. Part 2: Sequential Batch Ponds. Anais da VI Oficina e Seminário LatinoAmericano de Digestão Anaeróbia.5-9 Nov. Recife – PE - Brasil Vol.1 p.352-359. 2000c EMERSON, K., RUSSO, R.C., LUND, R.E e THURSTON, T.T. Aqueous ammonium calculations: effect of pH and temperature. Journal of the Fisheries Research Board of Canada , 23, 2379-2383. 1975. LEVENSPIEL, O. Chemical Reaction Engineering, (2nd ed), McGraw Hill, New York, USA. 1972 MARA, D.D. Proposed design for oxidation ponds in hot climates. Journal of the Environmental Engineering Div. ASCE, 101 , 296. 1975. MARA, D.D., PEARSON, H.W. Waste Stabilization Ponds – Design Manual for Mediterranean Europe . World Health Organization, Copenhagem. 1987. MARAIS G.V.R. Faecal bacterial kinetics in stabilisation ponds. Journal of the Environmental Engineering Div. ASCE, 100 , EE1-119. 1974. MARAIS, G.V.R , SHAW. Rational theory for design of waste stabilisation ponds in South Africa . Trans South African Inst. Civ. Eng., 3,11 205. 1961. SAQQAR, M.M.., PESCOD, M.B. Microbiological performance of multi stage stabilisation ponds for effluent use in agriculture, Wat. Sci. Techn ., 23 , 7-8. 1990. SOARES, A . M.E., ZERBINI, A . M., MELO, M.C., VON SPERLING, M., CHERNICHARO, C. A . L. Perfil longitudinal de Escherichia coli e ovos de helmintos em um sistema reator UASB / lagoa de polimento com chicanas. In: Anais, XXVII Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental, AIDIS, Porto Alegre, 3-8 Dezembro 2000. Anais eletrônicos. 2000. STUMM E MORGAN. Aquatic chemistry. Wiley Interscience, New York, EEUU. 1981. VAN HAANDEL, A. C., LETTINGA, G. Anaerobic sewage treatment: a practical guide for regions with a hot climate. J.Wiley, Chichester, UK.226 p. 1994. VON SPERLING, M. Performance evaluation and mathematical modelling of coliform die-off in tropical and subtropical waste stabilisation ponds, Water Research 33 (6), 1435-1448. 1999. VON SPERLING, M., CHERNICHARO, C.A.L., SOARES, A.M.E., ZERBINI, A.M.M. Coliform and helminth eggs removal in a combined UASB reactor – baffled pond system in Brazil: performance evaluation and mathematical modelling. In: Proceedings, World Congress on Anaerobic Digestion . Antuérpia, setembro 2001. WEHNER, J.F., WILHELM, R.H. Boundary conditions of continuous flow reactors. Chemical Engineering Science, 6 , 89. 1956. WHO. Health Guidelines for the Use of Wastewater in Agricultur e and Aquaculture , Technical Report Series, No. 778, World Health Organization, Geneva, Switzerland. 1989. YANEZ, F. Lagunas de estabilización, Ed. CEPIS, Lima, Peru. 1993.
1
4 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS POR REATORES COM BIOFILME Ricardo Franci Gonçalves, Carlos Augusto de Lemos Chernicharo, Cícero Onofre de Andrade Neto Pedro Além Sobrinho, Mario Takayuki Kato, Rejane Helena Ribeiro da Costa, Miguel Mansur Aisse, Marcelo Zaiat
4.1 INTRODUÇÃO Tendências registradas nos últimos vinte anos apontam para um futuro próximo nos grandes centros urbanos do planeta, em que ETEs possuirão arquitetura privilegiando instalações compactas, de operação estável e de baixo impacto ambiental (inclusive odores, ruídos e impacto visual). Dentro deste contexto que se desenha, em muitos casos serão exigidos dos processos de tratamento alta capacidade de tratamento, remoção de nutrientes, eficiência e baixa produção de lodo. ETEs utilizando reatores com biofilme de última geração são compactas, passíveis de inserção em ambiente urbano com impactos relativamente baixos (Rogalla et al., 1992) e, sobretudo, altamente resistentes a choques de carga, de temperatura e de toxicidade (Arvin e Harremoes, 1991). A grande estabilidade operacional é de grande interesse no caso de pequenas ETEs, razão pela qual renascem na Inglaterra os “antigos” filtros biológicos e os biodiscos, como solução para o caso de comunidades com menos de 2.000 habitantes (Upton e Green, 1995). O mesmo acontece nos EUA com relação a comunidades de médio e grande porte, após o surgimento de processos combinando biomassa em suspensão com biomassa aderida sobre meios suporte (Parker et al., 1990). Tais vantagens renovaram o interesse por sistemas com biomassa aderida, alavancando o surgimento de uma grande variedade de processos a partir dos anos 70. Neste capítulo são apresentados os principais conceitos e aspectos técnicos relativos aos reatores com biofilme aplicados ao tratamento de esgotos sanitários e ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbi os. A classificação dos principais tipos de reatores com biofilme em relação aos reatores com biomassa em suspensão é discutida, assim como o comportamento do biofilme e a influência dos fenômenos de transporte durante a depuração. Também são apresentadas as configurações mais usuais, as novas configurações para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios desenvolvidas nas pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, alguns exemplos de dimensionamento, os principais aspectos construtivos e os problemas operacionais mais comuns nos diferentes reatores.
4.2 CLASSIFICAÇÃO MODERNA DOS REATORES AERÓBIOS COM BIOFILME O entendimento dos mecanismos e processos envolvidos na depuração em reatores com biofilme acelerou o surgimento de novos reatores a partir dos anos 70 (ATKINSON, 1981). Melhorias no tocante ao misturamento de fases, à transferência de oxigênio e à separação de fases foram incorporadas aos processos, melhorando o desempenho, através do controle efetivo da espessura do biofilme e do incremento da transferência de massa. Num amplo esforço de detalhamento dos novos tipos de reatores com biomassa fixa, LAZAROVA e MANEM (1993) desenvolveram uma classificação alternativa, com base no estado de fixação da
2 biomassa (Figura 4.1). A maior diferença com relação às antigas classificações do gênero é o aparecimento do grupo de reatores híbridos, que misturam biomassa em suspensão e biomassa fixa no mesmo volume reacional. Os processos com biomassa em suspensão envolvem as diversas variantes de lodos ativados. Merecem citação, pelo caráter inovador, os sistemas de lodos ativados com poços profundos (Deepshaft), os reatores biológicos seqüenciais em batelada e os sistemas de lodos ativados com clarificação por membranas filtrantes. Dentre os processos híbridos, surgem os com meio suporte agitado mecanicamente (OODEGARD et al., 1993) e os com suporte s estruturados inseridos no tanque de aeração (BONH OMME et al., 1990). Ambos constituem-se numa variante dos sistemas de lodos ativados, na medida em que resultam da adição do suporte no tanque de aeração. Esta técnica tem sido utilizada para recuperar antigas ETEs sobrecarregadas, podendo até ser triplicada a carga orgânica aplicada no processo convencional (LESSEL, 1993).
Figura 4.1 - Classificação moderna dos processos mecanizados de tratamentos aeróbios, com relação ao estado da biomassa (adaptado de LAZAROVA e MANEM, 1993)
Os reatores com biomassa fixa, ou simplesmente com biofilme, passaram a incluir, além dos filtros percoladores e os biodiscos, diversos tipos de reatores com leito suporte fixo ou móvel. Os processos com leitos móveis possuem meio suporte em permanente movimento, tendo força motriz de srcem hidráulica ou mecânica. Utilizam geralmente material de altíssima superfície específica, para a adesão da biomassa, podendo ser grãos de reduzido diâmetro (0,2 a 2 mm) ou material de grande porosidade (esponjas). Altas concentrações de biomassa são atingidas nestes processos (> 20 kg SST/m 3), resultando numa elevada capacidade de depuração. Sua principal vantagem, com relação aos processos com leito fixo, é a ausência de colmatação do meio filtrante e suas principais desvantagens são os elevados custos operacionais (especialmente de energia) e os dispositivos sofisticados necessários à adequada distribuição de fluxo e aeração. Dentre os principais processos, destacam-se os leitos fluidizados bifásicos, contando com mais de 65 estações de tratamento em escala real operando nos EUA e na Europa (LAZAROVA e MANEM, 1993). Indicados para o tratamento de efluentes diluídos, seus custos de implantação chegam a ser 50% menores do que o de sistemas de lodos ativados, embora os custos de operação e manutenção sejam superiores (devido à saturação em O2 e bombeamento).
3
4.3 FORMAÇÃO, ESTRUTURA E COMPORTAMENTO DEPURAÇÃO
DE BIOFILMES NA
Em todos os reatores com biomassa fixa os processos metabólicos de conversão ocorrem no interior do biofilme. O transporte de substratos se realiza através de processos de difusão, inicialmente através do filme líquido na interface líquido/biofilme e, em seguida, através do próprio biofilme (Figuras 4.2 biofilme. e 4.3). OsTanto produtos das reações de oxiredução transportados no sentid o inverso, exterior do o substrato doador quanto o são receptor de elétrons dev em penetrar ao o biofilme para que a reação bioquímica se processe.
Aeróbio
Anaeróbio
CDQO
CO2 Limitante
Figura 4.2 - Mecanismos e processos envolvidos com o transporte e a degradação de substratos em biofilmes
x=0 x’ x=L Figura 4.3 - Distribuição de concentração de dois compostos substratos envolvidos numa reação de oxiredução no biofilme (O2 e DQO)
Neste contexto, a quantificação das limitações à transferência de massa assume importância significativa para que se possa projetar reatores que apresentem melhor desempenho. Esse desempenho está diretamente relacionado com a minimização dessas limitações, pois a velocidade global de reação nesses sistemas heterogêneos pode ser reduzida devido à transferência de massa entre as fases (ZAIAT, 1996). Em muitos sistemas aeróbios, a velocidade de transferência de oxigênio para as células é o fator limitante, que determina a velocidade de conversão biológica. A disponibilidade de oxigênio para os microrganismos depende da solubilidade e da transferência de massa, bem como da velocidade com que o oxigênio dissolvido é utilizado. Em reatores com biofilme, utilizados para pós-tratamento de efluentes anaeróbios, os mecanismos de transporte envolvem oxigênio e nitrogênio amoniacal (O 2 e N − NH +4 ), além de intermediário ( N − NO −2 ) e produto final ( N − NO3− ). As principais etapas envolvidas são as seguintes:
• • •
transferência do oxigênio da fase gasosa para o meio líquido; transferência do oxigênio, do nitrogênio amoniacal e do nitrato da fase líquida para o suporte de gel; transferência dentro do suporte do oxigênio, do nitrogênio amoniacal e do nitrito e;
4
• transferência do produto intermediário ( N − NO−2 ) e do produto final ( N − NO3−) para o meio líquido.
Segundo CHISTI (1989), o oxigênio, por ser pouco solúvel em água, torna-se freqüentemente o fator limitante em processos aeróbios. As principais etapas de transporte de oxigênio são ilustradas na Figura 4.4, na qual são identificadas oito possíveis estruturas resistivas à transferência de massa.
Fase líquida Bolha de ar
3
1
5 4
2
PG o
ã ç rat n e c n o C
7
8 Células
6
CI CL
PI
CSi
CS C
Distância
Figura 4.4 - Diagrama esquemático das etapas envolvidas no transporte de oxigênio. (Adaptado de BAILEY e OLLIS, 1986 por FAZOLO, A., 2000) As resistências consideradas nos sistemas trifásicos estão: 1 - no filme gasoso dentro da bolha, entre o seio do gás na bolha e a interface gás-líquido; 2 - na interface gás-líquido; 3 - no filme líquido, próximo à interface gás-líquido, entre essa interface e o meio líquido; 4 - no meio líquido; 5 - no filme líquido, entre o meio líquido e a interface líquido-sólido (resistência externa); 6 - na interface líquido-sólido; 7 - na fase sólida (resistência interna); 8 - nos sítios de reação bioquímica (dentro dos microrganismos). A magnitude relativa dessas resistências depende da hidrodinâmica da bolha, da solubilidade do oxigênio, da temperatura, da atividade celular, da composição da solução e de fenômenos interfaciais (BAILEY e OLLIS, 1986). Portanto, a profundidade de penetração da dupla redox de substratos no biofilme é de fundamental importância na determinação da taxa global de degradação no reator. A situação ideal corresponde a um biofilme completamente penetrado pelos dois substratos, resultando numa reação limitada exclusivamente pela taxa máxima da reação bioquímica.
5 Entretanto, o caso mais comum no tratamento de esgotos sanitários é a penetração parcial de pelo menos um dos dois substratos em um biofilme espesso, causada por uma taxa volumétrica intrínseca de degradação elevada e uma grande resistência à difusão no biofilme (Figura 4.3). Neste caso, apenas a fina camada mais externa do biofilme será ativa com relação à reação em questão, restando biomassa inativa nas camadas mais profundas. Uma reação bioquímica intrinsecamente de ordem zero se transforma em ordem ½, diminuindo a taxa superficial de degradação global (HARREMÖES, 1982). No caso de sistemas com nitrificação, a relação crítica entre as concentrações de O 2 e NH4+, que determina o substrato limitante, situa-se entre 0,3 e 0,4 (GÖNENC e HARREMÖES, 1985). Isto faz do oxigênio o substrato limitante na maioria dos casos. Supondo por exemplo uma concentração de 2 mg/L de O 2 na fase líquida do reator, a concentração limitante de amônia será de 0,6 mg/L. No caso da oxidação de matéria orgânica e nitrificação simultâneas, a competição entre as bactérias heterotróficas e autotróficas pelo O 2 determina a estrutura do compartimento aeróbio do biofilme. Quando a relação O 2/DQO é muito pequena, o compartimento aeróbio é inteiramente dominado pelas bactérias heterotróficas e a nitrificação não ocorre no biofilme (GÖNENC e HARREMÖES, 1990). A compreensão destes mecanismos de transferência de massa se reflete na configuração dos diversos processos com biofilme de última geração. No caso dos biofiltros aerados submersos, predominam os meios granulares com elevada superfície específica, que maximizam a área, para a transferência de massa, e a quantidade de biomassa no reator. Com o uso de meios granulares idades de lodo bastante elevadas são obtidas sem necessidade de clarificação e recirculação de biomassa. Os resultados obtidos por TSCHUI et al. (1993), pesquisando biofiltros com diferentes meios suporte, ilustram claramente a importância da superfície específica na nitrificação terciária (Tabela 4.1). ,
6 Tabela 4.1- Taxas volumétricas máximas de nitrificação em BFs preenchidos com materiais granulares de superfícies específicas diferentes (TSCHUI et al., 1993) Tipo de BF
Tipo de meio suporte
Ascendente
Estruturadofixo
Superfície específica do meio (m2/m3) 240
Taxa máxima de nitrificação (10oC) (Kg N-NH4+/m3.d) 0,4
Descendente
Granularfixo
1050
0,7
Ascendente
Granularflutuante
1450
1,5
Por outro lado, as condições hidrodinâmicas severas nos biofiltros propiciam o desenvolvimento de um biofilme fino e muito ativo, sobretudo nas camadas do leito filtrante que não entram em contato com o esgoto decantado. Cargas hidráulicas de 2 m3/m2 .h (esgoto) e 15 m 3/m2.h (ar) são comumente praticadas no tratamento secundário, resultando num meio granular trifásico submetido a elevada turbulência. A associação da turbulência e da elevada velocidade do líquido controla a espessura do biofilme e diminui a resistência à difusão no filme líquido. Além disto, elevadas vazões de ar aumentam a concentração de oxigênio na fase líquida, facilitando a sua difusão no biofilme. A estabilidade do processo em face de choques de temperatura e de toxicidade é também uma decorrência da resistência à difusão no biofilme (ARVIN e HARREMÖES, 1991). A espessura ativa do biofilme aumenta quando a temperatura do líquido diminui, reduzindo significativamente a sensibilidade do processo a variações de temperatura (OKEY e ALBERTSON, 1987). No caso da nitrificação, dois fatores decorrentes da queda de temperatura contribuem para mascara r a queda de rendimento: o aumento da concentração de oxigênio dissolvido no líquido (aumenta a difusão) e a queda da atividade biológica (reduz a taxa de degradação). Em biofiltros com meio granular de superfície específica de 1200 m2/m3, coeficientes bastante pequenos de correção das taxas volumétricas de nitrificação e desnitrificação, em função da temperatura (Kt,n = 1,02 e Kt,d = 1,04 respectivamente), foram obtidos para temperaturas entre 6 e 21 oC (GONÇALVES, 1995) (Figura 4.5). 0,5 (1,41)
0,3 Kt,d ) v r (
0,1
(1,18)
(1,03)
n L
(0,90)
-0,1 8
10
Kt,n
nitrificação denitrificação
(1,01) 12
14
16
18
20
22
(0,84)
-0,3 Temperatura(oC)
Figura 4.5 - Influência da temperatura nas taxas de nitrificação e desnitrificação em um BF granular com meio flutuante - Os valores entre parênteses correspondem às taxas volumétricas 3 de remoção, em kg N/m .dia (Fonte: GONÇALVES, 1995)
7 Quanto à resistência a choques de toxicidade, o processo se comporta de forma semelhante quando da queda de temperatura no esgoto. Se a concentração de um deter minado composto tóxico ultrapassa subitamente o limite de inibição, o gradiente de concentrações através do biofilme atenua o seu impacto no tratamento. Mesmo se as camadas mais externas do biofilme são afetadas, as camadas internas continuam a degradar as concentrações reduzidas pela resistência à difusão (SAEZ et al., 1988). A grande capacidade de absorção de choques de carga, apesar dos reduzidos tempos de detenção hidráulica real do esgoto no meio granular dos BFs ( ≈ 20 min.), resulta da elevada concentração de biomassa no reator. Concentrações de biomassa superiores a 20 gSST/L são encontradas em biofiltros com meios granulares (superfície específica > 600 m 2/m3), aplicados no tratamento secundário de esgoto sanitário (GONÇALVES, 1993).
4.4
FILTROS BIOLÓGICOS PERCOLADORES - FBP
4.4.1 Introduç ão Os filtros biológicos são sabidamente sistemas de tratamento de esgotos que podem encontrar uma elevada aplicabilidade no Brasil, tendo em vista, principalmente, a sua simplicidade e baixo custo operacional. Entretanto, estes sistemas não tem encontrado uma maior disseminação no Brasil, sendo muito poucas as unidades implantadas e atualmente em operação no território brasileiro. O primeiro filtro biológico percolador (FBP) entrou em operação em 1893 na Inglaterra. Sua srcem está na evolução dos então chamados “filtros de contato”, que eram tanques preenchidos com pedras, que eram alimentados com esgoto, pela superfície, até completar o volume do tanque e, após certo período de tempo de contato entre esgoto e as pedras (tipicamente 6 horas), o tanque era drenado e o leito de pedras deixado em repouso por um período (normalmente também de 6 horas), antes de se repetir o ciclo. No tocante à utilização de filtros biológicos para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, uma instalação piloto foi construída na PUCPR, no ano de 1980, tratando esgotos de uma população de 500 habitantes (GOMES e AISSE, 1985). Em escala industrial, tem-se notícia de apenas três unidades em operação no Estado do Paraná, muito embora diversos novos projetos considerem essa alternativa de combinação de reatores anaeróbios e filtros biológicos percoladores.
4.4.2 Descrição da Tecnologi a 4.4.2.1 Considerações preliminares Um filtro biológico consiste, basicamente, de um tanque preenchido com material de alta permeabilidade, tal como pedras, ripas ou material plástico, sobre o qual os esgotos são aplicados sob a forma de gotas ou jatos. Após a aplicação, os esgotos percolam em direção aos drenos de fundo. Esta percolação permite o crescimento bacteriano na superfície da pedra ou do material de enchimento, na forma de uma película fixa denominada biofilme. O esgoto passa sobre o biofilme, promovendo o contato entre os microrganismos e o material orgânico. Os filtros biológicos são sistemas aeróbios, pois o ar circula nos espaços vazios entre as pedras, fornecendo o oxigênio para a respiração dos microrganismos. A ventilação é usualmente natural. A aplicação dos esgotos sobre o meio é freqüentemente feita através de distribuidores rotativos, movidos pela própria carga hidrostática dos esgotos. O líquido escoa rapidamente pelo meio suporte.
8 No entanto, a matéria orgânica é adsorvida pelo biofilme, ficando retida um tempo suficiente para a sua estabilização (ver Figura 4.6).
Figura 4.6 – Representação esquemática de um filtro biológico percolador
Os filtros são normalmente circulares, podendo ter vários metros de diâmetro. Contrariamente ao que indica o nome, a função primária do filtro não é a de filtrar, uma vez que o diâmetro das pedras utilizadas é da ordem de alguns centímetros, ou seja, permitindo um grande espaço de vazios, ineficientes para o ato de peneiramento. A função do meio é tão somente a de fornecer suporte para a formação da película microbiana. Existem também meios sintéticos de diversos materiais e formas, os quais apresentam a vantagem de serem mais leves do que as pedras, além de apresentarem uma área superficial de exposição bem superior. No entanto, os meios sintéticos são mais caros. À medida em que a biomassa cresce na superfície das pedras, o espaço vazio tende a diminuir, fazendo com que a velocidade de escoamento nos poros aumente. Ao atingir um determinado valor, esta velocidade causa uma tensão de cisalhamento, que desaloja parte do material aderido. Esta é uma forma natural de controle da população microbiana no meio. O lodo desalojado deve ser removido nos decantadores secundários, de forma a diminuir o nível de sólidos em suspensão no efluente final. 4.4.2.2 Tipos de filtros biológicos percoladores
Os filtros percoladores geralmente são classificados em função da carga hidráulica ou da carga orgânica a que são submetidos, conforme descrito a seguir. FBP de baixa taxa
O filtro biológico de baixa taxa é simples conceitualmente. Embora apresente eficiência comparável à do sistema de lodos ativados convencional, a operação é mais simples, porém menos flexível. Os filtros biológicos têm uma menor capacidade de se ajustar a variações do afluente, além de requererem uma área total um pouco superior. Em termos de consumo de energia, os filtros apresentam um consumo bastante inferior ao dos sistemas de lodos ativados. A Figura 4.7 apresenta o fluxograma típico do sistema de filtros biológicos de baixa taxa. Os FBP podem ter formato circular ou retangular, os materiais de enchimento mais utilizados são pedras e a alimentação pode ser contínua ou intermitente. Sifões dosadores são normalmente utilizados no caso de alimentação intermitente, que é o mais comum nesses filtros percoladores. O intervalo entre as cargas pode variar em função da vazão de esgoto, devendo ser curto o suficiente
9 para impedir a secagem do biofilme. A recirculação pode se fazer necessária para assegurar o correto umidecimento, especialmente nas horas de baixa vazão afluente, muito embora um filtro do tipo baixa taxa não necessite desta prática em outras horas do dia. Em função da pequena quantidade de DBO aplicada ao FBP, por unidade de volume, a disponibilidade de alimentos é menor, o que resulta numa estabilização parcial do lodo (autoconsumo da Essa matéria orgânica numa maiordeeficiência do tanque sistemaestá na associada remoção da DBO e de nitrificação. menor cargacelular) de DBOepor unidade volume do a maiores requisitos de área, comparado ao sistema de alta carga. Um dos principais problemas inerentes aos FBP de baixa carga é o desenvolvimento de moscas. Os principais critérios e parâmetros de projeto de FBP de baixa taxa são apresentados na Tabela 4.2. FBP de taxa intermediária
Esses filtros são projetados com taxas de aplicação mais elevadas que às dos filtros de baixa taxa. O mais comum é que a vazão de alimentação seja contínua, embora a alimentação intermitente também possa ser praticada. Nos projetos dessa modalidade de filtro normalmente prevê-se a recirculação do efluente tratado, objetivando o controle da espessura do biofilme e a melhoria de eficiência do sistema. O efluente produzido nos FBP é parcialmente nitrificado e observa-se, ainda, um razoável desenvolvimento de moscas. Os principais critérios e parâmetros de projeto de FBP de taxa intermediária são apresentados na Tabela 4.2. FBP de alta taxa
Estes filtros são submetidos a taxas bastante superiores às aplicadas em filtros de baixa taxa e de taxa intermediária. Como conseqüência da maior carga de DBO por unidade de volume de leito, os FBP de alta taxa apresentam menor requisito de área. Em paralelo, tem-se também uma ligeira redução na eficiência de remoção da matéria orgânica, e a não estabilização do lodo no filtro. As taxas de aplicação hidráulica podem chegar a 60 m3/m2.dia, nas horas de pico, enquanto as taxas de aplicação orgânica podem ser tão elevadas quanto 1,80 kgDBO/m3.dia, para of filtros com enchimento plástico. Nos filtros preenchidos com material sintético, a profundidade pode superar 6,0 m. A alimentação do FBP de alta taxa é contínua e a recirculação é praticada regularmente, quando se usa esgoto decantado, de modo a se ter um afluente ao filtro com DBO de cerca de 100 mg/L. Para efluentes de reatores UASB, com DBO próxima a 100 mg/L, a recirculação é desnecessária. As elevadas taxas de aplicação hidráulicas limitam constantemente a espessura do biofilme. Em decorrência das elevadas taxas de aplicação, a remoção de DBO neste processo é inferior, ficando na faixa de 70% a 80%, e os sólidos produzidos sedimentam com maior dificuldade no clarificador. Não se desenvolvem moscas e a nitrificação é parcial com as taxas de aplicação mais baixas. Os principais critérios e parâmetros de projeto de FBP de alta taxa são apresentados na Tabela 4.2. FBP de taxa super alta
Filtros co m taxa super alta são geralmente preenchidos com meios granulares sintéticos, possuindo profundidades variando entre 3,0 e 12,0 m. Estas grandes profundidades são possíveis devido à baixa densidade do material de enchimento, que resulta em um menor peso sobre a laje de fundo do filtro. Não se desenvolvem moscas no filtro e não se tem nitrificação. FBP grosseiro
Trata-se de um filtro de alta taxa utilizado no pré-tratamento de esgoto, a montante do tratamento secundário. O material de enchimento é sintético e a alimentação é realizada continuamente. É de uso
10 mais comum para despejos com concentrações de DBO mais altas. Perdeu muito de sua aplicação com o desenvolvimento dos reatores UASB, que vêm sendo utilizado em detrimento aos filtros grosseiros. Um resumo das principais características dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores é apresentado na Tabela 4.2. As Figuras 4.7 a 4.9 mostram fluxogramas típicos de alguns tipos de FBP.
Tabela 4.2- – Características típicas dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores Condições Operacionais
Baixa Taxa Alta Taxa Super Grosseiro Taxa Intermediária Taxa Alta Meiosuporte Pedra Pedra Pedra Pedra Pedra/Plástico Taxa de aplicação superficia l (m3 /m2.dia) 1,0 a 4,0 3,5 a 10,0 10,0 a 40,0 12,0 a 70,0 45,0 a 185,0 3 Carga orgânica volumétrica (kgDBO/m .d) 0,1 a 0,4 0,2 a 0,5 0,5 a 1,0 0,5 a 1,6 Até 8 Recirculação Mínima E ventual Sempre** Sempre Sempre Moscas Muitas Variável Variável Poucas P oucas Arraste de biofilme Intermitente Variável Contínuo Contínuo Contínuo Profundidade(m) 1,8 a 2,5 1,8 a 2,5 0,9 a 3,0 3,0 a 12,0 0,9 a6,0 * Remoção de DBO (%) 80a85 50a70 65a80 65a85 40a65 Nitrificação Intensa Parcial Parcial Limitada Ausente Fonte: Adaptado de METCALF & EDDY (1991) e WEF (1996) * Faixas de remoç ão de DBO típic as para alime ntação do FB P com efl uentes de dec antadores prim ários. Para a alimentação do FBP com efluentes de reatores anaeróbios são esperadas eficiências menores ** Para efluentes de reatores anaeró bios, a recirculação é normalmente d esnecessária
Figura 4.7 – Fluxograma típico de um FBP de baixa taxa
Figura 4.8 – Fluxograma típico de um FBP de alta taxa
Figura 4.9 – Fluxograma típico de um FBP de taxa super alta
11
4.4.3 Critérios e Parâmetros de Projeto 4.4.3.1 Considerações preliminares Os critérios e parâmetros de projeto apresentados nesse item são srcinados, principalmente, da experiência da aplicação filtros biológicos para oou tratamento de efluentes primários, oude seja, após a passagem do esgoto porde um decantador primário, equivalente. No caso da utilização FPB para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, os critérios clássicos recomendados para o projeto de FBP foram complementados com novos critérios e parâmetros, fruto dos resultados obtidos nas pesquisas desenvolvidas no âmbito do PROSAB – Edital 2 – Tema 2.
4.4.3.2 Taxa de aplicação superficial A taxa de aplicação hidráulica superficial refere-se à quantidade de esgotos aplicados diariamente ao FBP, por unidade de área do meio suporte.
qS =
Q
(4.1)
A
na qual: qS: taxa de aplicação hidráulica superficial (m3/m2.d) Q: vazão afluente ao FBP (m3/d) A: área da superfície livre do meio suporte (m 2) Fruto das pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, com filtros biológicos de alta taxa utilizados para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, tem-se observ ado que os FBP são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO e sólidos suspensos, quando os mesmos são operados com taxas de aplicação hidráulica superficial máximas da ordem de 20 a 30 m 3/m2.d.
4.4.3.3 Carga orgânica volumétrica A carga orgânica volumétrica refere-se à quantidade de matéria orgânica aplicada diariamente ao filtro biológico, por unidade de volume do meio suporte.
Cv =
Qméd × S a V
(4.2)
na qual: Cv: carga orgânica volumétrica (kgDBO/m 3.d) Qméd: vazão média afluente ao FBP (m3/d) Sa: concentração de DBO do esgoto afluente ao FBP (kgDBO/m 3) V: volume ocupado pelo meio suporte (m3)
Da mesmatem forma que para a FBP taxa são de capazes aplicaçãodesuperficial, as pesquisas realizadas âmbito PROSAB indicado que os produzir efluentes que atendem aosno padrões dedo lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são operados com cargas orgânicas volumétricas máximas da ordem de 0,5 a 1,0 kgDBO/m3.d.
12
4.4.3.4 Sistema de distribuição Para otimizar a eficiência de tratamento dos filtros biológicos, tanto o crescimento quanto a eliminação do biofilme que cresce em excesso, em função da carga orgânica aplicada, devem ocorrer de forma contínua e uniforme. Para se conseguir isso, o sistema de distribuição deve ser dimensionado de forma a possibilitar a aplicação adequada de esgotos sobre o meio suporte. A alimentação do FBP com esgoto pode ser realizada através de distribuidores fixos ou móveis (rotatórios). Os primeiros FBP eram dotados de sistemas de distribuição fixos, compostos por tubulação dotada de aspersores. Este tipo de sistema ainda hoje é utilizado, principalmente em instalações de pequeno porte. Entretanto, a maioria dos FBP projetados a partir de 1930 possuem formato circular, com um sistema rotatório de distribuição da alimentação.
Sistemas fixos de distribuição Os sistemas de distribuição fixos são compostos por uma tubulação de distribuição principal e outra secundária (ou lateral), ambas situadas logo acima da superfície do meio granular. Os aspersores (bocais) são instalados na tubulação secundária, sendo dimensionados e espaçados de forma a se obter distribuição uniforme da alimentação. Em geral, os aspersores são constituídos por um orifício de seção circular e um defletor. A maioria dos sistemas fixos mais antigos previa uma alimentação intermitente do esgoto, através de um reservatório de carga. A vazão de descarga neste tipo de dispositivo é variável, devido à variação da lâmina de água no tanque de carga. No início do período de descarga, o esgoto é lançado a uma distância máxima de cada aspersor, que diminui à medida que o tanque se esvazia. O período entre cargas de esgoto varia de 0,5 a 5 minutos. A distribuição de esgoto, realizada através deste tipo de sistema de distribuição, sobre a superfície do meio granular, é relativamente boa. Com o surgimento dos meios suporte sintéticos, os sistemas fixos de distribuição voltaram a ser utilizados nos filtros profundos e nas biotorres. Nestes processos, o sistema de distribuição também é dotado de distribuidores principais e secundários, situados imediatamente acima do meio suporte, e a alimentação é realizada continuamente através de bombeamento. As principais desvantagens deste tipo de sistema de distribuição são: a não uniformidade da carga hidráulica sobre a superfície do FBP; as grandes extensões de dutos de distribuição; o entupimento freqüente dos aspersores; a dificuldade de manutenção dos aspersores em grandes FBP. Nos sistemas fixos, estima-se que, para se atingir a mesma distribuição alcançada através de distribuidores rotatórios, a vazão aplicada deve ser de 3 a 4 vezes superior.
Sistemas rotatórios de distribuição O sistema rotatório de distribuição é composto por um ou mais dutos (braços) horizontais, engastados e girando em torno de uma coluna central (ver Figuras 4.10 e 4.11).
13
Fig. 4.10 – Corte esquemático de um FBP
Fig. 4.11 - Sistema rotatório de distribuição no FBP (ETE Caçadores – Cambé/PR)
Através deste dispositivo, o esgoto é distribuído uniformemente sobre o meio suporte, por meio de orifícios situados em um dos lados de cada braço horizontal. O movimento de rotação do distribuidor é geralmente assegurado apenas pela energia proveniente do jato de descarga do esgoto através do conjunto de orifícios. Em casos excepcionais, especialmente para controle de moscas e para evitar paradas dos braços distribuidores em horários de muito baixa vazão afluente, motores elétricos também são utilizados para movimentar o sistema de aplicação do esgoto à superfície do filtro. Os braços distribuidores normalmente possuem seção transversal circular, podendo também ser construídos com seção retangular ou outro tipo de quadrilátero. Um dispositivo de abertura rápida, instalado na extremidade, permite a retirada de sólidos grosseiros acumulados no interior de cada braço. A área daentre seçãoostransversal braços geralmente diminui com a distância da coluna O espaçamento orifícios é dos dimensionado para garantir uma uniforme distribuição do central. esgoto sobre toda a superfície do meio suporte. Anteparos em plástico ou outro tipo de material não corrosivo são instalados nos orifícios para assegurar melhor distribuição. Os braços devem ser dimensionados de forma que a velocidade rotacional se situe entre 0,1 e 2 rpm e a velocidade não exceda a 1,2 m/s, na vazão máxima. Filtros com quatro braços distribuidores são equipados com um extravasor na coluna central, concentrando a alimentação em apenas dois braços, nos períodos de pequenas vazões. Nos períodos de vazões máximas, todos os quatro braços são alimentados com esgoto. Este procedimento assegura velocidades de descarga e forças de reação adequadas à rotação do distribuidor, sob as diversas condições de vazões. Orifícios no lado oposto dos braços também são utilizados para reduzir a velocidade rotaciona l nos momentos de pico de vazão. Os braços distribuidores possuem ainda tubos de ventilação, para evitar o acúmulo de ar no seu interior. A estrutura de sustentação dos braços é composta por tirantes, que asseguram a estabilidade do engaste na coluna central.
4.4.3.5 Material de enchimento dos filtros biológicos percoladores O enchimento dos FBP é de fundamental importância no desempenho do processo (Figura 4.12). O material de enchimento serve como suporte para o crescimento da biomassa, por onde escoa o esgoto pré-tratado. O ar passa através dos espaços vazios do enchimento do filtro, fornecendo o oxigênio para as reações aeróbias. O material de enchimento ideal deve apresentar as seguintes características:
•
ter capacidade de remover altas cargas de DBO por unidade de volume;
14
•
ter capacidade de operar a altas taxas de aplicação hidráulica;
• possuir estrutura adequadamente aberta, para evitar obstruções pelo crescimento doa biomassa e para garantir um adequado suprimento de oxigênio, sem necessidade de aeração forçada; •
ter resistência estrutural suficiente para suportar o seu próprio peso e mais o peso da biomassa que cresce aderida à sua superfície;
•
ser suficientemente leve, para permitir reduções significativas no custo das o bras civis;
• ser biologicamente inerte, não sendo atacado pelos microrganismos do processo e nem tóxico a eles; • ser quimicamente estável; • apresentar o menor custo possível por unidade de matéria orgânica removida, quando utilizado como tratamento em nível secundário.
Na prática, o enchimento dos FBP é usualmente feito com diferentes tipos de pedras, como a brita 4, com diâmetro entre 5 e 8 cm, sem pedras plan as e chatas, pedregulho o u escória de alto forno 2 3 (Figura 4.13). Esses materiais t êm área superficial específica bastante limitada (55 a 80 m /m ) e índice de vazios de 55 a 60%, limitando a área para crescimento de biomassa e também a circulação de ar. Os FBP com leito de pedras podem apresentar, também, probl emas de entupimento dos espaços vazios, decorrente do crescimento excessivo da película biológica, especialmente quando os filtros são operados com elevadas cargas orgânicas. Nestas condições, podem ocorrer inundações e falhas do sistema. Por vezes, devido à necessidade de redução da área requerida para o sistema e para superar as limitações dos meios suporte de pedra, podem ser utilizados outros tipos de materiais para o enchimento dos filtros. Esses materiais incluem módulos de plástico corrugado, tablados de ripas e anéis de plástico, com áreas superficiais específicas bem maiores (100 a 250 m 2/m3 ) e com índices de vazios de 90 a 97%, que permitem maior quantidade de biomassa aderida, por unidade de volume de material de enchimento. Esses materiais são também muito mais leves que as pedras (cerca de 30 vezes), possibilitando a que os filtros sejam muito mais altos, sem causarem problemas estruturais. Enquanto que em filtros de pedras as alturas são usualmente inferiores a 3 metros, nos filtros com enchimento sintético as alturas podem ser de 6 metros ou mais, diminuindo, dessa forma, a área requerida para sua instalação. O uso desses enchimentos permite taxas de aplicação de matéria orgânica por unidade de volume do filtro bem maiores que aquelas utilizadas para enchimento com pedras, para um mesmo desempenho de tratamento. Todavia, os elevados custos desses materiais têm limitado muito o seu uso. A experiência brasileira e as pesquisas desenvolvidas no âmbito do PROSAB têm indicado que os FBP de alta taxa são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são construídos com alturas de meio suporte entre 2,0 e 3,0 m.
15
(a)
(b)
(c)
(d)
(e)
(f)
(a) anéis plásticos, (b)anéis plásticos ∅ 25 mm, (c) bloco horizontal HO, (d) bloco cros-flow 50º, (e) pedra, (f) grama artificial
Fig. 4.12 – Tipos de meio suporte utilizados em FBP
Fig. 4.13 - Meio suporte em pedra britada (ETE Caçadores – Cambé/PR)
4.4.3.6 Sistema de drenagem de fundo O sistema de drenagem de fundo de um filtro biológico consiste de uma laje perfurada, ou de grelhas confeccionadas em materiais resistentes, e de um conjunto de calhas localizadas na parte inferior do filtro. O sistema de drenagem tem a função de coletar, tanto o esgoto que percola através do filtro, quanto os sólidos que se desgarram do meio suporte, encaminhando-os ao decantador secundário. Todo de drenagem de fundo do filtro deve ser resistente o suficiente para suportar os pesos o doconjunto meio suporte, da biomassa aderida e do próprio esgoto que percola pelo filtro. A estrutura de fundo deve ter declividade entre 1 e 5%, suficiente para possibilitar o adequado escoamento do efluente para o centro ou para a periferia do filtro. As calhas de coleta do efluente devem ser dimensionadas para garantir uma velocidade mínima de 0,6 m/s, para a vazão média de alimentação do filtro. O sistema de drenagem de fundo deve ser aberto em ambas as extremidades, de forma a possibilitar a inspeção e a eventual limpeza com jatos de água, caso necessário. O sistema de drenagem de fundo é também responsável pela ventilação do filtro, conforme tratado no item seguinte.
4.4.3.7 Ventilação A ventilação dos FBP é importante para se manter as condições aeróbias necessárias para o efetivo tratamento dos despejos pela via aeróbia. Se propiciadas passagens adequadas para o ar, a diferença entre temperatu ras do ar e do líquido é considerada suficiente para produzir a aeração necessária. Uma boa ventilação pelo fundo do filtro é desejável. Na prática, são adotados os seguintes cuidados para se ter uma ventilação natural adequada (METCALF & EDDY, 1991):
• o sistema de drenagem e os canais coletores de eflue nte junto ao fundo da estrutura dos FBP devem permitir um fluxo livre do ar, que se escoa pelo filtro. Esses canais coletores de efluente não devem ter mais que 50% de sua altura ocupada por efluente;
•
deve-se prever a instalação de poços d e ventilação em ambas as extremidades do canal central de coleta do efluente;
16
•
os filtros de grandes diâmetros devem ser dotados de canai s de coleta ramificados, dotados de poços ou tubos de ventilação ao longo do perímetro do filtro;
• a área de vazios da laje para supo rte do leito de enchimento deve ser super ior a 15% da área superficial do filtro. A área aberta para passagem de ar pelo fundo do filtro (muitas vezes com o uso de tubos que vão até à superfície do filtro, para permitir o seu afogamento) deve ser superior a 1% (se possível cerca de 5%) da área superficial do filtro; • as aberturas das grelh as dos poços e tubos de ventilação devem possuir pelo menos 1,0 m área livre para cada 250 m2 de área superficial do filtro.
2
de
4.4.3.8 Decantadores secundários pós FBP Os decantadores secundários utilizados a jusante dos filtros biológicos percoladores são normalmente do tipo convencional e são dimensionados pela taxa de escoamento superficial, uma vez que a concentração de sólidos suspensos no efluente do FBP é relativamente baixa. A Tabela 4.3 apresenta as taxas de escoamento superficial recomendadas para o projeto de decantadores secundários após FBP. Tabela 4.3 – Taxas de aplicação superficial para o projeto de decantadores secundários após FBP Nível de Tratamento DBO = 20 a 30 mg/L - sem nitificação DBO ≤ 20 mg/L - com nitrificação
Taxa de aplicação superficial (m3/m2.dia) para Qmédia para Qmáxima 16 a 32 40 a 48 16a24 32a40
Dependendo do porte da estação de tratamento de esgotos, os decantadores secundários podem ter sistemas de remoção de lodo mecanizado ou por pressão hidrostática . Na Figura 4.15, a seguir, apresenta-se uma vista geral de um decantador secundário com 18,0 metros de diâmetro, com sistema mecanizado de remoção de lodo.
Figura 4.14 – Corte esquemático de um decantador secundário
Figura 4.15 - Decantador secundário pós FBP (ETE Caçadores – Cambé/PR)
17
4.4.3.9 Eficiência de remoção de DBO em F BP Modelos matemáticos Vários modelos teóricos ou empíricos são disponíveis para o dimensionamento de filtros percoladores, para tratamento de esgoto decantado, e podem ser encontrados nos livros clássicos de tratamento de esgotos, sendo aqui apresentado apenas o modelo mais tradicional, desenvolvido pelo National Research Council - NRC (EUA). O modelo empírico do NRC foi desenvolvido para filtros com leito de pedras, a partir de dados operacionais obtidos em diversas plantas operando em instalações militares. O dimensionamento de um filtro único, ou o primeiro filtro de um sistema com duplo estágio, recebendo esgoto decantado pode ser realizado através da equação 4.3.
E=
1 1 + 0,443
(4.3)
Cv F
na qual: E: eficiência de remoção de DBO5 (%) 3 Cv: carga orgânica volumétrica (kgDBO/m .d) F: fator de recirculação
Nota: No caso da estimativa de eficiência de filtros biológicos aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, essa expressão deve ser utilizada com ressalvas, já que as informações para essas aplicações são ainda em limitadas. Resultados de algumas experiências práticas
ETE Caçadores (Sanepar): A ETE Caçadores, projetada em 1994, com capacidade para 140 l/s em primeira etapa (27.000 habitantes), efetua o tratamento dos esgotos domésti cos da localidade de Cambé/PR através de um reator anaeróbio tipo UASB (RALF), com pós-tratamento em um filtro biológico percolador. O FBP apresenta diâmetro de 20 m e altura do meio suporte de 2,0 m, sendo brita 4 o material de enchimento do filtro. O FBP tem operado, desde abril de 1998, com cargas 3 orgânicas volumétricas na faixa de 0,5 a 1,0 kgDBO/m .dia e taxas de aplicação superficial entre 20 e 3 2 30 m /m .d. Para essas condições operacionais e concentrações de DBO no efluente do reator anaeróbio na ordem de 65 mgDBO/L, o FBP têm apresentado eficiências de remoção de DBO na ordem de 65%, suficientes para manter as concentrações de DBO no efluente final usualmente abaixo de 30 mgDBO/L. Como o efluente do reator anaeróbio já apresenta DBO inferior a 100 mg/L, a recirculação de efluente final para a entrada do filtro não se faz necessária. Pesquisas do PROSAB : Os resultados das pesquisas desenvolvidas por CHERNICHARO & NASCIMENTO (2000), NASCIMENTO (2001) e AISSE et al. (2001a), em filtros biológicos percoladores em escala piloto utilizados para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, indicam que o efluente final do sistema geralmente apresenta concentrações de DBO inferiores a 30 3
mg/L, para taxas de aplicação superficial de até 30 m 3 1,0 kgDBO/m .d.
2
/m .d e cargas orgânicas volumétricas de até
18
4.4.3.10 Produção de lodo A estimativa da produção de lodo em filtros biológicos percoladores pode ser feita por meio da seguinte equação: Plodo
= Y × DBOremov
(4.4)
na qual: Plodo: produção de lodo no FBP (kgSST/d) Y: coeficiente de produção de lodo no FBP (kgSST/kgDQO removida) DBOremov: massa de DBO removida no FBP (kgDBO/d) Os valores de Y observados nos sistemas de tratamento biológico com biofilme, trabalhando com alta taxa, sem nitrificação, apresentam uma produção de lodo na faixa de 0,8 a 1,0 kg SS/kgDBO removida e com relação SSV/S S = 0,75 a 0,85. Esta esti mativa de produção de lodo tem-se mostrado adequada para o tratamento de efluentes de reatores UASB em FBP. Os SS do efluente do FBP são normalmente removidos em decantadores secundários convencionais, conforme tratado no item 4.4.3.8. A avaliação da produção volumétrica de lodo pode ser feita a partir da seguinte equação: Vlodo
=
Plodo
(4.5)
γ ×C
na qual: Vlodo: produção volumétrica de lodo (m3/d) Plodo: produção de lodo no FBP (kgSST/d)
γ: densidade do lodo (usualmente da ordem de 1000 a 1040 kg/m3) C: concentração do lodo removido do decantador secundário (usualmente na faixa de 1 a 2%)
4.4.3.11 Resumo dos critérios e parâmetros de projeto Um resumo dos principais critérios e parâmetros que norteiam o projeto de filtros biológicos percoladores, aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, é apresentado na Tabela 4.4.
Tabela 4.4 – Taxas de aplicação recomendadas para o projeto de filtros biológicos percoladores de alta taxa aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios Critério/parâmetro de projeto Meiosuporte Profundidade do meio suporte (m) Taxa de aplica ção superficial (m3/m 2.dia) Carga orgânica volumétrica (kgDBO/m 3.d)
Faixa de valores, em função da vazão Para Q média Para Q máxima diária Para Q máxima horária Pedra Pedra Pedra 2,0 a 3,0 2,0 a 3,0 2,0 a 3,0 15a18 18a22 25a30 0,5a1,0 0,5a1,0 0,5a1,0
4.4.4 Aspectos construtivos Os filtros biológicos percoladores são, normalmente, construídos em concreto armado, embora as unidades menores possam ser confeccionadas com diferentes materiais, como aço, fibra de vidro etc. Qualquer que seja o material de construção do FBP, as maiores preocupações construtivas devem se
19 ater à longevidade e a integridade da estrutura do filtro e do meio suporte, conseguida com a utilização de materiais adequadamente selecionados e resistentes às condições adversas impostas pelos esgotos. Particular atenção deve ser dispensada à escolha do material de enchimento e ao preenchimento do filtro, uma vez que problemas recorrentes de entupimento e colmatação do meio suporte têm sido reportados m alguma freqüência. Nesse no sentido, recomendações contidas no item 4.4.5 ser seguidascocom critério, particularmente caso deasfiltros preenchidos com pedras, uma vezdevem que o tamanho e o formato indevido das pedras podem ocasionar a falha do sistema de tratamento. Outro aspecto relevante refere-se à construção do sistema de drenagem de fundo, que deve ser resistente o suficiente para suportar todo o peso da estrutura localizada na parte superior, incluindo o meio suporte, o crescimento do biofilme e o próprio esgoto. Além disso, devem ser garantidas, com rigor, as recomendações de projeto relativas às declividades do sistema de drenagem e às áreas livres para permitir a ventilação do FBP.
4.4.5
Aspectos Operacio nais
Os filtros biológicos percoladores caracterizam-se pela sua simplicidade operacional, uma vez que o grau de mecanização do sistema é mínimo, atendo-se, principalmente, à distribuição de vazão no FBP e à remoção de lodo no decantador secundário. Dessa forma, a operação do sistema consiste, basicamente, de atividades corriqueiras visando:
•
o monitoramento da eficiência do sistema de tratamento, feito através de um adequado programa de análises físico-químicas do afluente ao FBP e do efluente do decantador secundário;
• o monitoramento da produção de lodo no sistema de tratamento, feito atrav és de medições de sólidos suspensos no efluente do FBP e, principalmente, no efluente e no lodo de descarte do decantador secundário;
• a verificação da ocorrência de empoçamentos na superfície do FBP, que ocorre, geralmente, quando o volume de vazios no meio suporte é tomado por crescimento em excesso da camada biológica; • a verificação da proliferação excessiva de moscas, que ocorre, notadam ente, quando o FBP é operado de forma intermitente e/ou com baixas taxas de aplicação hidráulica superficial; • a verificação do sistema de drenagem de fundo do FBP, eliminando-se qualquer acúmulo indevido de sólidos na laje inferior e nas canaletas de coleta do efluente. Além desses aspectos operacionais básicos, devem ser desenvolvidas atividades de manutenção preventiva, a fim de garantir a integridade das unidades de tratamento e de todos os equipamentos instalados. Atenção especial deve ser dispensada à inspeção dos distribuidores de vazão e dos removedores de lodo.
20
4.4.6
Exemplo de dimensionamento
Dimensionar um filtro biológico percolador de alta taxa para o pós-tratamento dos efluentes de um reator UASB, sendo conhecidos os seguintes elementos de projeto:
a) Dados de entrada População: P = 50.000 hab Vazão afluente média: Qméd = 7.944 m 3/d 3 Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 9.144 m /d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 12.744 m 3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 2.500 kgDBO/d DBO média afluente ao reator UASB: So-UASB = 315 mg/L Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DBO: COe-UASB = 750 kgDBO/d DBO média efluente do reator UASB: S e-UASB = 94,4 mg/L Concentração de DBO desejada para o efluente do FBP: Se-FBP < 30 mg/L Temperatura do esgoto: T = 23°C (média do mês mais frio) Coeficiente de produção de lodo no FBP: Y = 0, 75 kgSST/kgDBOremov Concentração esperada para o lodo de descarte do decantador secundário: C = 1% 3 Densidade do lodo:γ =1.020 kgSST/m .
b) Dimensionamento do filtro biológico percolador Adotar carga orgânica volumétrica (Cv) De acordo com a Tabela 4.4, os FBP de alta taxa devem ser projetados com Cv entre 0,5 e 1,0 kgDBO/m3.d. 3 Valor adotado: Cv = 0,85 kgDBO/m .d Cálculo do volume de meio suporte, de acordo com a equação 4.2 (V) V = (Q méd x Se-UASB) / Cv = (7.94 4 m 3/d x 0,094 kgDBO/m3) / (0,85 kgDBO/m3.d) = 882,4 m 3
Adotar profundidade para o meio suporte De acordo com a Tabela 4.4, os FBP de alta taxa devem ser projetados com alturas de meio suporte entre 2,0 e 3,0 m. Valor adotado: H = 2,0 m Cálculo da área do FBP (A) A = V / H = (882,4 m 3) / (2,0 m) = 441,2 m
2
Verificação da taxa de aplicação hidráulica superficial no FBP (qS) Para Q média: qS = Qméd / A = (7.944 m 3/d) / (441,2 m2) = 18,0 m 3/m2.d 3 2 3 2 Para Q máxima diária: qS = Qmáx-d / A = (9.144 m /d) / (441,2 m ) = 20,7 m /m .d Para Q máxima horária: qS = Qmáx-h / A = (12.744 m 3/d) / (441,2 m2) = 28,9 m 3/m2.d Verifica-se, de acordo com a Tabela 4.3, que os valores das taxas de aplicação hidráulica superficial ficaram compreendidos dentro das faixas recomendadas, para as três condições de vazões aplicadas Cálculo do diâmetro do FBP (D) Adotar 2 filtros, cada um com área de 220,6 m2 D = [(4 x A) / PI] 0,5 = [(4 x 220,6 m 2) / (PI)] 0,5 = 16,8 m Estimativa da eficiência de remoção de DBO do FBP, de acordo com a Equação 4. 3 E = 100 / [1 + 0,443 x (Cv/F) 0,5] = 100 / [1 + 0,443 x (0,85/1) 0,5] = 71 %
21 Estimativa da concentração de DBO no efluente final (Se-FBP) Se-FBP = Se-UASB x (1 – E/100) = 94,4 x (1 – 71/100) = 27,4 mg/L Avaliação da produção de lodo A produção esperada de lodo no FBP pode ser estimada a par tir das Equações 4.4 e 4.5 lodo remov 3 3 3 P Y x=DBO DBO=remov Q méd x (S e-UASB – S e-FBP) = 7.944 m /d x (0,0944 kgDBO/m – 0,0274 kgDBO/m ) DBOremov = 532,2 kgDBOremov/d
Plodo = 0,75 kgSST/kgDBOremov x 532,2 kgDBOremov /d = 399,2 kgSST/d Considerando-se 75% de sólidos voláteis, tem-se: Plodo-volátil = 0,75 x 399,2 kgSST/d = 299,4 kgSSV/d Vlodo = P lodo / ( γ x C) = (399,2 kgSST/d) /(1020 kg/m3 x 0,01) = 39 m 3/d Pré-dimensionamento do decantador secundário De acordo com a Tabela 4.3, os decantadores devem ser projetados com uma taxa de escoamento superficial entre 20 e 30 m3/m2.d. Valor adotado qA=. 24m 3/m2.d 3 3 2 2 A = Qmed /qA = (7.944 m /d) / (24m /m .d) = 331 m Adotar 2 decantadores circulares, mecanizados, com raspadores de lodo de tração periférica, que terão: 2 Diâmetro = 15 m; profundidade útil junto à parede = 3,5 m; área superficial, por unidade = 177 m De acordo com a Tabela 4.3, a taxa de aplicação superficial máxima deverá estar situada entre 40 e 48 3
2
m /m .d e o valor calculado resultou: 3 2 3 2 qA =Qmáx-h /A = (12.744 m /d) / (2 x 177 m ) = 36 m /m .d O lodo dos decantadores secundários irá para o poço de lodo e daí bombeado para a entrada dos reatores UASB. Para lodo removido com 1% de sólidos, tem-se: Vlodo = P lodo / ( γ x C) = (563 kgSS/d) / (1020 kg/m 3 x 0,01) = 55,2 m 3/d Adotar 2 conjuntos moto-bombas submersas (1 para rodízio e reserva), com capacidade de 5 L/s, sendo que o tempo de operação será da ordem de 10 minutos por hora. Lodo para desaguamento - produção de lodo nos reatores UASB Plodo = Y x DBO aplicada = 0,28 kgSS/kgDBOaplicadax 2.500 kgDBO/d = 700 kgSS/d -
produção total, incluindo o lodo secundário retornado aos reatores UASB, considerando-se 20% de redução do lodo volátil: Plodo = 700 kgSS/d + (399,2 – 0,20 x 299,4) = 1.039,3 kgSS/d
22 4.5
BIODISCOS
4.5.1 Introduç ão O primeiro reator comercial do tipo biodisco foi instalado na Alemanha Ocidental, em 1960. O desenvolvimento desse processo foi induzido pelo interesse no uso de meios suporte plásticos, e inicialmente apresentou muitas vantagens quando comparado aos antiquados filtros percoladores com leito de pedras e de baixa taxa. Na década da 70, sua aplicação foi ampliada, devido ao desenvolvimento de novos meios suportes e pelo fato de apresentar baixos requisitos de energia, quando comparado ao processo de lodos ativados. Devido a problemas estruturais com eixos e meios suporte, excessivo crescimento de biomassa aderida, rotações irregulares e outros problemas de baixa performance do processo, ocorreu uma certa rejeição desse tipo de processo por parte dos projetistas em décadas recentes. Entretanto, avanços em pesquisas tecnológicas e novos sistemas de meio suporte (tipo Biodrum) tornam sua aplicação viável em determinadas situações, como em pequenos sistemas. Apesar da simplicidade e estabilidade operacional, trata-se de um processo muito pouco utilizado no Brasil. Entretanto, nos últimos 5 anos, ETEs associando reatores UASB e biodiscos pass aram a ser cotejadas como opção para o tratamento de esgotos sanitários de pequenas e médias aglomerações urbanas.
4.5.2 Descrição da Tecnologi a O processo de biodiscos consiste em um tanque prismático, onde são instalados eixos horizontais com discos acoplados, igualmente espaçados (Figura 4.16). Os eixos são mantidos em rotação constante de 1 a 2 rpm, seja por ação mecânica (quando se trabalha com cerca de 40% do diâmetro submerso) ou por impulsão de ar (quando se trabalha com cerca de 90% de seu diâmetro submerso). Esse movimento de rotação expõe, alternadamente, os discos ao ar atmosférico e a matéria orgânica contida no meio líquido, facilitando, assim, a adesão e o crescimento de microorganismos em sua superfície, formando uma película de poucos milímetros de espessura, que chega a cobrir todo o disco. Em experiências práticas, o tempo para formação do biofilme e partida do processo ficou em torno de 1 a 2 semanas. Os discos geralmente são circulares e construídos de plástico de baixa densidade, são instalados de forma a ficarem parcialmente imersos, usualmente 40 %, e têm as seguintes funções no processo:
•
servir de meio suporte para o desenvolvimento do biofilme;
•
promover o contato do biofilme com o esgoto;
•
manter a biomassa desgarrada dos discos em suspensão nos esgotos;
•
promover a aeração do biofilme e do esgoto aderido ao mesmo e situado na parte inferior, devido à imersão dos discos.
Existem casos em que os discos trabalham cerca de 90% submersos e, nestes casos, a introdução de ar se faz necessária para se ter oxigênio suficiente para o processo aeróbio. Quando o biofilme atinge uma espessura excessiva, ocorre o desprendimento de parte do mesmo. Esses organismos são mantidos em suspensão no meio líquido, devido ao movimento dos discos, aumentando a eficiência do sistema. Entretanto, a biomassa desprendida e outros sólidos suspensos são arrastados no efluente, necessitando o processo de um decantador secundário. Bem projetados , os Biodiscos
23 podem alcançar tratamento a nível secundário, nitrificação e desnitrificação. Na Figura 4.16 é apresentado um fluxograma típico de ETE que utiliza biodiscos. O decantador primário pode ser susbtituído por um reator UASB ou tanque séptico, diminuindo substancialmente a carga orgânica na etapa aeróbia assegurada pelos biodiscos.
Figura 4.16 – Esquema típico de uma ETE com biodiscos
4.5.3 Conceitos e Princípios A transferência de massa e difusão de substrato e oxigênio, dentre vários aspectos, dominam a remoção orgânica nos sistemas com biodiscos. Esses fatores são importantes para a performance desses reatores. Entretanto, devido à complexidade do fenômeno transferência/difusão, a remoção de matéria orgânica não se aplica a nenhum modelo simplificado. As máximas taxas de remoção de matéria orgânica estão limitadas pela capacidade de transferência de oxigênio. A principal fonte de oxigênio para o sistema é o ar atmosférico, sendo a turbulência gerada pela rotação dos discos apenas uma conseqüência benéfica adicional.
4.5.4 Critérios e Parâmetros de Projeto O biodisco é mais frequentemente utilizado para o tratamento de esgotos sanitá rios decantad os, embora algumas instalações para o tratamento de efluentes de reatores UASB já estej am em operação no Brasil. Os biodiscos são normalmente dimensionados para se atingir apenas uma remoção de DBO e SS, ou para se obter um efluente bem nitrificado.
4.5.4.1 Cargas hidráulicas e orgânicas Em qualquer reator biológico, é necessário um tempo de residência ou de reação suficiente. Portanto, acréscimos de vazão resultam em incremento na taxa de aplicação hidráulica e decréscimo no tempo de residência. Considerações sobre equalização de vazões devem ser observadas, quando ocorrerem picos de vazão diária 2,5 vezes superior à vazão média. Para se ter um melhor aproveitamento das velocidades de reação biológica, que são maiores com maior concentração de DBO solúvel no líquido sob tratamento, é usual a divisão do sistema de biodisco em estágios, operando o primeiro estágio com DBO solúvel ≥ 50 mg O 2/L, para se ter reação de ordem zero em relação à DBO, quando se observa uma máxima taxa de remoção de cerca de 12 gDBO/m 2.dia. Todavia, a taxa de aplicação orgânica no primeiro estágio de biodiscos é também uma variável limitante para o projeto, devido a problemas observados com excessivas taxas de aplicação, que geram aumento de espessura de biofilme, limitações quanto ao oxigênio disponível, geração de odores, deterioração do processo, sobrecarga estrutural etc. Em vista dessas observações, para esgotos sanitários decantados, a máxima taxa de aplicação orgânica sugerida para o primeiro
24 estágio tem sido limitada, por alguns fabricantes do equipamento, a 15 gDBO solúvel/m2.dia, ou 30 gDBO/m2.dia, para esgoto decantado. Já METCALF & EDDY (1991) sugere limites máximos de 19 a 30 gDBOsolúvel/m2.dia, ou 39 a 59 gDBO/m 2.dia. Sistemas de biodisco têm, em geral, no mínimo 2 estágios para tratamento a nível secundário e 3 estágios para remoção de DBO e nitrificação. A taxa de aplicação de matéria orgânica, com base na DBO solúvel, é considerada importante, vez queé aa solúvel, matéria que orgânica biodegradável utilizada predominantemente pela biomassa aderida uma ao biodisco é também a mais rapidamente biodegradável e , portanto, a que controla as máximas taxas de utilização de oxigênio. Para esgoto sanitário tipicamente doméstico decantado, tem-se cerca de 50% da DBO solúvel e os outros 50% em suspensão. Já para efluentes de reatores UASB, os dados disponíveis da relação DBOfiltrada/DBOtotal são muito poucos e indicam uma relação variando de 0,4 e 0,5, enquanto a relação DQOfiltrada /DQOtotal fica mais comumente na faixa de 0,4 a 0,7. Observações sobre concentração de substrato e taxa de aplicação hidráulica permitiram a verificação da influência desses parâmetros na taxa de remoção de substrato e na eficiência do sistema, concluindo no conceito de carga orgânica total, para finalidade de parâmetro de projeto (WEF, 1992). Em uma investigação de 23 estações com biodisco nos EUA(119), foi ajustada uma curva do tipo DBO 5 afluente x carga hidráulica no primeiro estágio (Figura 4.17), a partir da qual foi observado crescimento de organismos prejudiciais ao processo. 500 450
L / 400 2 O g 350 (m300 te n e 250 lu f a 200 o n 150 O B D100 50 0 0,00
0,08
0,16
0,24
0,32
0,40
0,48
0,56
0,64
0,72
0,80
Carga hidráulica (m³/m².dia) Figura 4.17 – Condições de oxigênio dissolvido relacionado com a concentração de matéria orgânica afluente e carga hidráulica (adaptado de WEF, 1992)
A curva apresentada na Figura 4.17 corresponde ao limite de 31 gDBO 5/m2.d para o desenvolvimento de organismos sulfo-oxidantes. Com a aplicação de altas taxas de aplicação orgânicas, podem ocorrer problemas como: desenvolvimento de um biofilme mais pesado, crescimento de organismos prejudiciais, redução de OD e deterioração total da performance do processo.
25
4.5.4.2 Características do esgoto afluente As características do esgoto afluente e os impactos na biodegradabilidade são considerações importantes no projeto de biodiscos. Altas concentrações de ácido sulfídrico (H 2S) aceleram o crescimento de organismos tóxicos (prejudiciais) ao processo. Em efluentes com altas concentrações de H 2S, deverão ser previstos sistemas de remoção a montante, como pré-aeração.
4.5.4.3 Temperatura do esgoto A literatura técnica indica que a eficiência do processo não é afetada, para temperaturas do esgoto acima de 13º C. Porém, como todo processo biológico, há redução na performance do processo para temperaturas mais baixas.
4.5.4.4 Controle do biofilme A espessura do biofilme é muito importante no processo de biodiscos. Portanto, a espessura total de biofilme e a espessura a tiva são duas caracterís ticas que devem ser distinguidas. Dependendo das condições hidrodinâmicas, a espessura tot al do biofilme varia entre 0,07 a 4,0 mm. Entretanto, a parte do biofilme que contribui para a remoção de substrato, chamada de espessura de biofilme ativo, foi estimada entre 20 a 600 µm, a partir de estudos que relacionam espessura do biofilme com eficiência de remoção. A maioria desses estudos mostrou que devido a limitações de difusão de oxigênio ou substrato, existe uma espessura máxima de biofilme ativo a partir da qual a taxa de remoção não sofre acréscimos. Deverá ser prevista uma flexibilidade operacional suficiente para controle da espessura do biofilme. Devido à aplicação de uma taxa de aplicação orgânica maior nos primeiros estágios, os mesmos poderão apresenta r um maior crescimento do biofilme. Dispositivos para medir o peso dos eixos podem ser aplicados para controlar o crescimento e acumulação da biomassa. As técnicas para controle da espessura do biofilme incluem: acréscimos na velocidade de rotação (forças cisalhantes), reversão periódica do sentido de rotação, uso de aeração suplementar, uso de chicanas removíveis e alimentação escalonada para redução da taxa de aplicação orgânica, ou, em último caso, uso de produtos químicos para remoção do biofilme.
4.5.4.5 Níveis de oxigênio dissolvido Uma das maiores causas de falha dos sistemas aeróbios é o nível inadequado de oxigênio dissolvido. A literatura indica o nível mínimo de OD de 2 mg/L, para sistemas de biodisco. Baixos níveis de OD para altas taxas levam a produção de H 2S no interior do biofilme, o que aumenta o crescimento de organismos sulfo-oxidantes com Beggiatoa (bact. Filamentosa) , gerando excesso de biomassa, aumento de peso e possível falha dos eixos ou meio suporte. Esses microorganismos competem com os organismos heterotróficos no consumo do oxigênio disponível e espaço no meio suporte, gerando acréscimo na espessura do biofilme e redução na eficiência de remoção de matéria orgânica. Já organismos nitrificantes são mais sensíveis a níveis de oxigênio dissolvido que organismos heterotróficos. Os níveis de OD necessários para nitrificação variam de 0,5 a 4,0 mg/L, e considerase típico o valor de 2,0 mg/L. Em sistemas de biodisco aplicados para nitrificação, o nível de OD geralmente eleva-se nos últimos estágios. Combinado com baixos valores de DBO 5, isto pode reduzir a eficiência de nitrificação, devido ao desenvolvimento de protozoários predadores das bactérias nitrificantes. Para evitar o crescimento de predadores, sugere-se OD máximo de 3,5 mg/L e DBOfiltrada entre 6 a 8 mg/L, nos estágios nitrificantes. O projeto deve prever meios de acréscimo do OD no sistema, tais como: controle de variação de velocidades, aeração suplementar, recirculação do
26 efluente, alimentação escalonada do afluente e uso de chicanas removíveis, principalmente nos estágios iniciais. 4.5.4.6 Flexibilidade operacional Os sistemas de biodisco devem ser providos de flexibilidade adequada para boa operação e manutenção. Devem ser observados os seguintes itens:
• possibilidade de aeração suplementar em sistemas de rotação mecânica, visando possíveis sobrecargas dos primeiros estágios; • meios de remoção do crescimento de biofilme em excesso, tais como: “stripping” com ar, água ou aditivos químicos, controle de rotação, etc; •
chicanas removíveis entre todos os estágios;
•
controle de alternativas para alimentação do reator;
•
recirculação de efluente do clarificador secundário;
•
equipamento de monitoramento de OD nos estágios;
• fácil acesso a equipamentos que necessitam de inspeção, manutenção e substituição, tais como: eixos, material suporte, sopradores, etc; • drenagem dos tanques.
27
4.5.4.7 Resumo dos critér ios e parâmetros de pro jeto As recomendações para dimensionamento de biodiscos são baseadas, principalmente, na taxa de aplicação de DBO por unidade de área de material suporte de biomassa disponível no biodisco, e também na taxa de aplicação hidráulica por superfície disponível para suporte da biomassa. A Tabela 4.5, adaptada de METCALF & EDDY (1991), pode ser utilizada como base para o dimensionamento de sistemas de biodiscos. Tabela 4.5 - Resumo dos parâmetros de dimensionamento de biodiscos Item Secundário
Taxa de aplicação hidráulica (m 3/m2 .d)
0,08a0,16
Carga orgânica superficial (g DBOsolúvel/m2.d) 2
Carga orgânica superficial (g DBO/m .dia) Máxima carga orgânica superficial no 1
o
estágio (g DBOsolúvel/m .d)
2
Máxima carga orgânica superficial no 1
o
estágio (g DBOl/m .d)
Carga orgânica superficial de N amoniacal (g N-NH Tempo de detenção hidráulica (horas)
2
Nível de tratamento Secundário com Nitrificação de nitrificação efluente secundário 0,03a0,08 0,04a0,10
3,7a9,8
2,4a7,3
9,8a17,2
7,3a14,6
0,5a1,5 1,0a2,9
19 a 29 (14 *)
19 a 29 (14 *)
-
39 a 59 (30*)
39 a 59 (30*)
-
+ 2 4 /m .d)
0,7 a 1,5
DBO do efluente (mg O 2 /L)
15 a 30
N-NH4+ efluente(mgN/L)
-
0,7a1,5 1,5 a 4,0
1,0a2,0 1,2 a 2,9
7 a 15
7 a 15
<2
<2
* cargas usualmente utilizadas em projeto
4.5.5 Produção e Características do Lodo dos Biodiscos A produção e características do lodo produzido nos biodiscos são basicamente as mesmas dos lodos produzidos nos filtros biológicos percoladores, ou seja, Y = 0,75 a 1,0 kgSS/kg DBO removida, com relação SSV/SS = 0,75 a 0,85. As Equações 4.4 e 4.5 podem ser utilizadas no dimensionamento das unidades de tratamento do lodo na ETE.
4.5.6 Aspectos Construtivos e Características do Meio Suporte Os biodiscos possuem um eixo que suporta e faz girar o meio plástico, que serve de suporte para o desenvolvimento do biofilme. Para biodiscos de polietileno de alta densidade, o s comprimentos de eixo variam de 1,5 até 8,0 m e os diâmetros de 2,0 a 3,8 m. Existem vários padrões de superfície corrugada, que definem a sua área específica para suporte de biofilme. De acordo com o padrão da superfície corrugada, esses biodiscos podem ser classificados como: i) de baixa densidade (ou convencional), com cerca de 9.300 m 2 por unidade, com comprimento de eixo da ordem de 8,0 m (7,26 m ocupado com o meio) e diâmetro de 3,8 m; ii) média ou alta densidade, com áreas de cerca 2 de 11.000 a 16.700 m por unidade, com as mesmas dimensões referidas anteriormente. As unidades com área superficial chamadas de baixa densidade são normalmente utilizadas nos primeiros estágios, enquanto as de média e alta densidade são aplicadas nos estágios finais do sistema de biodiscos. Isso porque nos estágios iniciais, com concentrações de DBO maior, tem-se um maior crescimento de biomassa, o que poderia levar as unidades de alta densidade de área superficial a ter um peso excessivo, prejudicando a sua estrutura.
28 Alguns biodiscos são compostos de cilindros, com o seu interior constituindo-se de colméias, com o objetivo de se ter elevadas áreas superficiais específicas. Uma variante dos biodiscos é composta de rodas com tubos corrugados, que trabalham com imersão de cerca de 90%, que ao girarem, permitem a entrada de líquido para dentro dos tubos, arrastando grande quantidade de ar. O movimento das rodas é induzido pela aplicação de ar, que também é usado para complementar a necessidade de oxigênio para o processo aeróbio. Essas rodas têm diâmetro variando de 1,2 a 3,3 m, com área de superfície que varia de 170 m2, para uma roda de diâmetro de 1,2 m e largura de 0,9 m, a 4.000 m para roda com diâm etro de 3,3 m e largura de 2,5 m.
2,
Para os biodiscos que trabalham com imersão de cerca de 40% de seu diâmetro, é comum que os sistemas sejam cobertos, de modo a protege-los contra a deterioração pelos raios ultra-v ioleta e também para controlar o crescimento de algas, que pode levar ao aumento sensível do peso da biomassa aderida à superfície dos biodiscos.
29
4.5.7 Exemplo de dimensionamento Dimensionar um biodisco modificado para o pós-tratamento dos efluentes provenientes de um reator UASB, sendo observados os mesmos elementos de projeto do FBP (item 4.4.4):
a) Dados de entrada População: P = 50.000 hab Vazão afluente média: Qméd = 7.944 m 3/d 3 Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 9.144 m /d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 12.744 m 3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 2.500 kgDBO/d DBO média afluente ao reator UASB: So-UASB = 315 mg/L Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DBO: COe-UASB = 750 kgDBO/d DBO média efluente do reator UASB: S e-UASB = 94,4 mg/L Concentração de DBO desejada para o efluente do biodisco: Se-BIOD < 30 mg/L. Temperatura do esgoto: T = 23oC (média do mês mais frio) Coeficiente de produção de lodo no Biodisco: Y = 0,75 kgSST/kgDBO remov Concentração esperada para o lodo de descarte do decantador secundário: C = 1%; Densidade do lodo:γ =1.020 kgSST/m3.
b) Pré-dimensionamento do biodisco Serão utilizados biodiscos modificados, quase totalmente submersos, compostos de rodas com tubos de plástico corrugado e com aplicação de a r para movimentação das rodas. Adotar carga orgânica superficial (Cs) De acordo com a Tabela 4.5, os biodiscos devem ser projetados com Cs entre 9,8 a 17,2 gDBO/m².d, para obter-se tratamento de nível secundário. Valor adotado: Cs = 14 gDBO/m².d (0,014 kgDBO/m2.d) Cálculo da área de meio suporte Asup= COe-UASB / Cs = (750 kgDBO/d) / (0,014 kgDBO/m².dia) = 53.571 m² ÿ
ÿ
Serão utilizadas 16 rodas com diâmetro de 3,25 m e largura de 2,2 m por roda, colocadas em tanques com profundidade útil de 3,1 m. Cada roda tem área de superfície de tubos de 3.564 m². Serão utilizados 4 tanques em 2 linhas em paralelo. Cada tanque, com volume de 264,6 m³, comportará 2 rodas. As dimensões dos tanques para os biodiscos de tubos plásticos corrugados serão: comprimento = 11,0 m, largura = 6,0 m e profundidade útil = 3,1 m.
2) Pré-dimensionamento do sistema de fornecimento de ar Necessidade de ar = 90 Nm³ar/hora (fornecido pelo fabricante, para movimentar cada roda) Necessidade de ar = 16 x 90 = 1440 Nm³ar/hora = 24 Nm³ar/min. Serão utilizados 3 sopradores (1 por linha e mais 1 de reserva), tipo Roots, para 13,0 Nm³ar/min, cada um, e pressão de 3,6 m.c.a., com motor de 20 cv cada. 3) Pré-dimensionamento do decantador secundário e lodo para desaguamento Resolução idêntica a do Exemplo do item 4.4.4.
30 4.6
BIOFILTRO S AERADOS SUBMERSOS
4.6.1 Introduç ão Os biofiltros aerados com leito filtrante constituem-se hoje em dia numa tecnologia madura, srcinando ETEs compactas que podem ser enterradas no sub-solo de estádios esportivos, parques e edifícios em pleno ambiente urbano. Uma das principais vantagens da tecnologia é a possibilidade de gerar estações com baixo impacto ambiental, passíveis de serem cobertas e desodorizadas com relativa simplicidade (ROGALLA, 1992). Outras vantagens são a compacidade, o aspecto modular, a rápida entrada em regime, a resistência aos choque de cargas, a ausência de clarificação secundária (PUJOL et al., 1992) e a resistência à baixas temperaturas do esgoto (GONÇALVES, 1994). Estações de tratamento com biofiltros submersos, com capacidade variando de 10.000 a 1.000.000 de habitantes, encontram-se em operação na Europa. Protótipos industriais foram estudados pelo órgão de saneamento da região parisiense, com vistas à adequação da estação de tratamento de Achères (5 milhões de hab.eq.) aos novos padrões europeus de qualidade de efluentes. Aproximadamente 50 unidades de menor porte operam atualmente no Japão, principalmente para tratamento de despejos industriais, e uma dezena na América do Norte. No Brasil, associados em série a reatores do tipo UASB, os biofiltros aerados submersos vêm recentemente sendo utilizados como solução para o tratamento de esgotos em pequenos e médios Municípios. Com inúmeras simplificações com relação aos processos similares da Europa, novos biofiltros surgidos no Brasil geram ETEs compactas, com baixos custos de implantação, operação e manutenção, que não demandam mão-de-obra qualificada e apresentam baixos consumo energético e produção de lodos (BOF et al., 2001).
4.6.2 Descrição da Tecnologi a
Na prática, um biofiltro aerado submerso é constituído por um tanque preenchido com um material poroso, através do qual esgoto e ar fluem permanentemente. Na quase totalidade dos processos existentes, o meio poroso é mantido sob total imersão pelo fluxo hidráulico, caracterizando-os como reatores trifásicos compostos por:
• fase sólida: constituída pelo meio suporte e pelas colônias de microorganismos que nele se desenvolvem, sob a forma de um filme biológico (biofilme); •
fase líquida: composta pelo líquido em permanente escoamente através do meio poroso;
• fase gasosa: formada pela aeração artificial e, em reduzida escala, pelos gases subpro dutos da atividade biológica. Os biofiltros aerados submersos com meios granulares, doravante neste texto denominados BFs, realizam, no mesmo reator, a remoção de compostos orgânicos solúveis e de partículas em suspensão presentes no esgoto. Além de servir de meio suporte para os microrganismos, o material granular constitui-se num eficaz meio filtrante. Neste tipo de processo são necessárias lavagens periódicas para eliminar o excesso de biomassa acumulada, reduzindo as perdas de carga hidráulica através do meio. Durante a lavagem, com a alimentação de esgoto interrompida ou não, são realizadas diversas descargas hidráulicas sequenciais de ar e água de lavagem. Por outro lado, os biofiltros submersos com leitos estruturados, doravante denom inados filtros biológicos aerados submersos ou FBAS, caracterizam-se pelo enchimento do mesmo tipo do utilizado para os filtros biológicos percoladores (FBP). Por não possuírem enchimento do tipo granular, como nos BFs, não retém a biomassa em suspensão pela ação de filtração e necessitam de
31 decantadores secundários, pelo menos nas taxas de aplicação hidráulica usuais nos filtros percoladores. Os FBAS podem operar com fluxo ascendente ou descendente e, como necessitam de fornecimento de ar para aeração, este é feito através de difusores de bolhas grossas, colocados na parte inferior do filtro e alimentados por sopradores. A alimentação dos FBAS é semelhante à utilizada para os BFs. Quando operados sem recirculação de lodo, respondem de maneira próxima aos FBP (ainda que este esteja operando com recirculação de efluente final para diluir o afluente para cerca de 100 mg DBO/L) submetidos às mesmas taxas de aplicação orgânica por unidade de área superficial de enchimento ou por unidade de volume de enchimento do filtro. Os primeiros BFs, surgidos no início dos anos 80, foram concebidos para realizar a remoção de SS e a oxidação da matéria orgânica em esgotos domésticos. Um exemplo típico do fluxograma de uma destas ETEs é apresentado na Figura 4.18. Suas principais unidades componentes são:
•
pré-tratamento: gradeamento grosseiro, gradeamento fino e desarenação;
•
tratamento primário: decantadores convencionais ou lamelares;
•
tratamento secundário: BFs, no caso, com fluxo ascendente.
•
As duas fontes de geração de lodo são os decantadores primários e a lavagem dos BFs. O lodo de lavagem geralmente é recolhido em um tanque de estocagem, sendo bombeado para clarificação, no decantador primário, fora do horário de pico de vazões. Portanto, o lodo enviado para o tratamento é um lodo misto, composto por lodo primário e por lodo biológico.
Para limitar a colmatação acelerada dos BFs com leito filtrante granular, a etapa de decantação primária é imperativa no tratamento de esgotos domésti cos. A eliminação completa do tratamento primário só é possível no caso de esgotos muito diluídos, e mesmo assim com um pré-tratamento bastante eficiente (SS < 120 mg/L).
Figura 4.18 - Fluxograma típico de uma ETE com BFs com meio granular, realizando o tratamento a nível secundário (GONÇALVES, 1995)
4.6.3 ETEs associando reatores UASB com BFs
4.6.3.1 Considerações preliminares Uma configuração de ETE associando em série reatores UASB e BFs foi desenvolvida por GONÇALVES et al. (1994), tendo sido objeto de pesquisa pela Universidade Federal do Espírito Santo, no âmbito do edital 2 do PROSAB, e tendo atingido a escala industrial a partir de 1997
32 (D’AL COL et al., 2001). A configuração proposta elimina a decantação primária, substituindo-a por reatores UASB, que removem cerca de 70% da DBO presente no esgoto (Figuras 4.19 a 4.22). O pós-tratamento do efluente anaeróbio é realizado nos biofiltros a erados submersos, objetivando a remoção de matéria orgânica e de sólidos suspensos remanescentes. Concomitantemente ao desenvolvimento desta configuração de ETE, inúmeras simplificações foram introduzidas nos um biofiltros, com relação processos similares eno uropeus. Três t ipos de britas comerciais (dois, e zero), de baixo custoaos e grande disponibilidade mercado, foram utilizadas na composição do meio suporte nos biofiltros. O sistema de aeração envolve tubos Venturi, através dos quais uma bomba succiona o efluente aeróbio, capta ar nas imediações dos orifícios e injeta água e ar dissolvido na base dos biofiltros. O ar é captado nas imediações dos principais pontos de emissão de compostos odorantes (caixa de areia, elevatória, leito de secagem) e reintroduzido nos BFs, onde ocorre a biodesodorização, com aproximadamente 95% de remoção do H 2S (MATOS, 2001). Os BFs são interligados na sua parte superior, o que permite a utilização do efluente tratado na operação de lavagem, que é realizada em fluxo descendente sem a injeção de ar. No sistema proposto, o lodo de excesso produzido nos biofiltros é recirculado para o reator UASB, onde ocorre a digestão e adensamento pela via anaeróbia. O excesso de lodo produzido no reator UASB, que apresenta elevado grau de estabilização e adensamento, é descartado por gravidade e disposto em leitos de secagem, para desidratação. Assim, o reator UASB é a única fonte de emissão de lodo. O lodo desidratado pode ainda ser reutilizado, após passar por etapas de estabilização e higienização com cal, ou pasteurização. Após a higienização, este lodo adquirirá características de um lodo classe “A”, podendo ser utilizado na agricultura sem restrições.(GONÇALVES, 2000)
Figura 4.19 - Croqui de uma ETE do tipo UASB + BFs
Figura 4.20 - Foto aérea da ETE Meaípe, UASB + BFs separados, 6.500 hab ou 13 L/s. Cortesia: CESAN
Os reatores UASB e BFs podem ser construídos separadamente, como ilustram as Figuras 4.19 e 4.20, ou em um mesmo volume, como ilustram as Figuras 4.21 e 4.22.
33
Figura 4.21 – Corte esquemático da ETE compacta UASB + BFs em volume único (Cortesia: Sanevix Enga Ltda)
Figura 4.22 – ETE Interlagos (Linhares ES), UASB + BFs, 5.000 hab ou 10 L/s. Cortesia: SAAE Linhares (ES)
4.6.4.1 Principais processos Diversas combinações entre os pontos acima descritos deram srcem às principais patentes industriais existentes, cujas características são resumidas na Tabela 4.6
Processo
Tabela 4.6 - Principais patentes industriais de BFs
Fabricante
País Fluxo de Meio suporte Tipo de meio # * esgoto Biocarbone CGE / OTV F D Xisto expandido granular / d >1 Biostyr CGE/OTV F A Poliestireno granular flutuante Biofor Degrémont F A Xistoexpandido granular /d>1 Biopur Sulzer CH D Poliestireno estruturado BAF Copa GB D /A Plástico estruturado CTX HodgeStetfield GB D/A PVC estruturado SAFe GB D Xistoexpandido granular/d>1 Stereau Purac F A Pedra granular/d>1 Biobead Brightwater Eng. GB A Polipropileno ou polietileno granular flutuante EMEM EMEM BR A Brita/argilaexpandida granular / d >1 Sanevix Sanevix BR A Brita granular/d>1 (*) F = França, GB = Grã-Bretanha, CH = Suíça, BR = Brasil (#) D = descendente; A = ascendente
4.6.4.2 Aplicações dos BFs - obje tivos de qua lidade Os BFs são capazes de atingir diferentes objetivos de qualidade: oxidação de matéria orgânica (PUJOL et al. 1992), nitrificação secundária ou terciária (CARRAND et al., 1990; TSCHUI et al., 1993), desnitrificação (LACAMP al., 1992),em e aoperação desfosfatação físico-química (GONÇALVES et al., 1992 ). Algumas das principaisetinstalações no tratamento de esgotos domésticos no hemisfério norte são resumidas na Tabela 4.7. No Brasil, os BFs vêm sendo utilizados basicamente como unidade de pós-tratamento do efluente de reatores UASB, com vistas à remoção de matéria orgânica (Tabela 4.8). As maiores ETEs têm
34 capacidade para tratar uma vazão média de 30 L/s de esgotos sanitários, sendo a mais antiga em operação a ETE Canivete (10 L/s), em funcionamento desde o início de 1999, no Município de Linhares (ES). Tabela 4.7 - ETEs com BFs tratando esgotos sanitários no hemisfério norte e objetivos de qualidade Localidade LeTouquet Metabief BoucBelAir GreouxLesBains Perroy Perpignan LeCrotoy Orford Gogolin Antibes Mônaco Villefranche North Brierley Nimes Silchester Sherbrooke SibleHedingham Chieveley Moutiers S.Jeand’Illac
País * F F F F CH F F CA F F M F GB F GB CA GB GB F F
Capacidade Tipo de BF (m3/dia) 7.950 Biocarbone 2.300 Biofor 3.800 Biofor 4.000 Biofor 1.200 Biofor 40.500 Biocarbone 4.000 Biocarbone 1.700 Biocarbone 14.400 Stereau 40.500 Biocarbone 31.000 Biocarbone 18.000 Biocarbone 10.000 Biocarbone 70.000 Stereau 14.000 SAFe 5.800 Biocarbone 870 Biobead 600 SAFe 26.400 Stereau 2.100 Biostyr
Objetivo de qualidade (mg/L) Ano SS / DBO Nutrientes partida 30/20 1984 30/30 NTK,10 1984 30/30 NTK,40 1987 30/30 NTK,40 1987 3030 / 1987 20/15 1987 30/20 1987 15/15 Pt,0,5 1988 20/15 NTK,10 1989 30/30 1989 15/20 1990 30/30 1990 + 10 /10 N-NH , 5 1990 4 30/30 NTK,10 1991 - /07 N-NH 1991 3 ,5 20/20 Pt,0,8 1991 25/10 N-NH 1992 3 ,5 15/10 N-NH 1992 3 ,5 30/30 1992 + 20/50 N-NH 1992 4 ,5
Plympton GB 13.000 Biobead SaintAustell GB 25.200 SAFe 35/20 25/10 Cergy F 45.000 Biostyr 30/30 (*) F - França; GB - Grã Bretanha; CA - Canadá; CH - Suiça; M – Mônaco
N-NH N-NH
3 ,5
1993
+ 4 ,5
1993
1993
35 Tabela 4.8 – Relação das ETEs compactas do tipo UASB + BFs e fontes de financiamento
Local BaixoGuandu Aimorés JoãoNeiva Ecoporanga
Cidade BaixoGuandu (ES) Aimorés(MG) JoãoNeiva(ES) Ecoporanga(ES)
Capacidade(hab) 15.000 15.000 13.000 10000
Recursos FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA
Bairro SantoAntônio Mantenópolis São José do Calçado Meaípe Água Doce do Norte Marilândia Canivete Bebedouro InterlagosII AltoRioNovo Itaguaçu Apiacá BairroJ.Nazareth SãoMateus SantaCatarina VargemAlta Jabaraí Itaperuna Atílio Vivacqua Sede SãoSebastiãoda Vala VilaCapixaba Patrimônio do Rádio
Fundão (ES) (ES) Mantenópolis S. José do Calçado (ES) Meaípe(ES) Agua Doce do Norte (ES) Marilândia(ES) Linhares(ES) Linhares(ES) Linhares(ES) AltoRioNovo(ES) Itaguaçu(ES) Apiacá(ES) Vitória(ES) SãoMateus(ES) Quissamã(RJ) VargemAlta(ES) Guaraparí(ES) Itaperuna(RJ) Atílio Vivacqua Aimorés (MG) Linhares(ES) Marilândia (ES)
10.000 8.000 8.000 6.500 5.000 5.000 5.000 5.000 5.000 4.000 4.000 3.000 3.000 3.000 2.500 2.500 2.000 2.000 2.000 2.000 1.000 1.000
FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA SAAE FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA C.E.F. FUNASA C.E.F. FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA FUNASA C.E.F. FUNASA
Piuma Atílio Vivacqua Oriente BairroConceição
Piuma(ES) Atílio Vivacqua Linhares(ES)
1.000 400 200
C.E.F. FUNASA C.E.F.
4.6.4.3 Pontos-chave da tecnologia a) Sentido de fluxo hidráulico (ar e água)
O sentido de fluxo hidráulico (ar e água) determina as principais características operacionais de um BF, influenciando diretamente nos seguintes pontos: retenção de SS, transferência gás – líquido de O2, evolução da perda de carga hidráulica, tipo de lavagem, gastos energéticos e a produção de odores. As diferentes opções para o sentido de fluxo hidráulico são apresentadas na Figura 4.23 (RICHARD e CYR, 1990). O fluxo de ar nos BFs só é viável no sentido ascendente, devido ao estado de permanente imersão do meio suporte. A corrente descendente de ar só é possível em meios granulares que não sejam submersos (caso dos filtros biológicos percoladores), o que limita as opções para o fluxo hidráulico em BFs à duas possibilidades: •
co-corrente: com fluxos de ar e líquido ascendentes;
•
contra-corrente: com fluxo de líquido descendente e ar ascendente.
36
Figura 4.23 – Sentidos de fluxo hidráulico (ar / líquído) em reatores aeróbios com biofilme (RICHARD e CYR, 1990)
Os diferentes processos são geralmente caracterizados com base no sentido de fluxo hidráulico: ascendente ou descendente. As principais vantagens e desvantagens de cada uma destas opções são relacionadas a seguir:
• capacidade de retenção de sólidos: A capacidade de captura de SS é maior nos proce ssos descendentes com meio granular pesado (d > 1) ou a scendentes com meio flutuante (d < 1). Neste caso, o fluxo de líquido se dá no sentido da compressão do leito filtrante, conferindo-lhe grande capacidade de filtração. Por outro lado, nos processos ascendentes com meio suporte pesado, o fluxo co-corrente produz uma expansão do leito filtrante, permitindo uma retenção de SS melhor distribuída ao longo da altura do BF. BFs com suporte estruturado necessitam de uma decantação secundária, pois possuem pequena capacidade de captura e estocagem de SS; • evolução da perda de carga: Devi do à elevada eficiência na retenção de SS, a perda de carga evolui mais rapidamente nos BFs descendentes com leito granular pesado e nos BFs ascendentes com meio flutuante. Com uma evolução da perda de carga relativamente menos acentuada, os processos ascendentes com material pesado possuem leitos com altura podendo atingir até 3,00 m. A evolução da perda de carga é extremamente reduzida nos meios suporte estruturados (colméias), com corridas de filtração podendo durar vários dias; • comportamento hidráulico: Os processos descendentes (contra-corrente) podem favorecer a formação de bolhas de ar aprisionado no seio do meio granular (embolia). A desvantagem dos processos ascendentes estaria na possibilidade de haver má distribuição do afluente no meio granular, gerando curtos circuitos e queda de rendimento de depuração do BF; •
demanda de aeração: Os fabricantes afirmam que os processos descendentes requerem menos ar e que a perda de carga é menor, devido à altura relativamente pequena do leito filtrante (SIBONY, 1983). Fabricantes de processos ascendentes alegam que, devido à maior altura do leito filtrante, a eficiência de transferência de oxigênio é elevadíssima – de 23 a 30% (STROHMEIER et al., 1993). Dados experimentais obtidos em ETEs reais indicam que esta eficiência atinge, no máximo, 10% nos dois tipos de processo (CANLER e PERRET, 1993);
•
detalhes construtivos: Nos processos descendentes, a tubulação de aeração só entra em contato com o esgoto tratado, sendo menos sujeita a entupimentos por sólidos presentes no esgoto decantado. Já no caso dos processos ascendentes, somente o esgoto tratado entra em contato com a atmosfera, eliminando problemas de odores. Os BFs ascendentes podem ainda ser autolimpantes, quando a lavagem for realizada no sentido contra-corrente.
ÿþýüûúûùþø÷
37
b) Material suporte O meio suporte deve cumprir duas funções nos BFs: servir de suporte para a fixação dos microrganismos e reter fisicamente os SS presentes no esgoto. Quanto menor for a superfície específica disponível para a fixação das colônias de microrganismos, menor será também a capacidade de retenção de SS por filtração. Por outro lado, materiais com elevada superfície específica favorecem a rápida evolução da perda de carga, demandando maior frequência na lavagem do BF. A escolha das características do meio suporte deve portanto atender a um compromisso entre a qualidade do efluente tratado e a frequência de lavagem, dentro de limites economicamente razoáveis. Os suportes mais utilizados são compostos por material granular com seguintes características principais:
• granulometria entre 2 e 6 mm, no caso de tratamento de esgotos domésticos em BFs descendentes (GILLES, 1990). Grãos com diâmetro efetivo entre 1 e 2 mm são adequados para a nitrificação terciária em BFs ascendentes, enquanto que, para a oxidação carbonácea, o diâmetro deve ser maior do que 2,5 mm (RYCHARD e CYR, 1990). No Brasil, BFs com enchimento composto por camadas de brita (brita 4, brita 2 e brita 0) têm sido utilizados com sucesso (BOF et al ., 2001). A introdução de camadas de areia aumenta significativamente a clarificação do efluente tratado. Dentre os materiais granulares, os mais utilizados possuem superfície específica variando entre 200 e 600 m 2/m3 de material. A título de comparação, os filtros biológicos percoladores são preenchidos com materiais cuja superfície específica é da ordem de 20 a 50 2 3 2 3 m /m (pedras) ou 100 a 200 m /m (plástico); • densidade da ordem de 1,5, para o caso dos materiais granulares apl icados ao tratamento secundário. Densidades superiores implicam em gastos energéticos elevados com a expansão do leito durante a lavagem. No caso do enchimento do processo BIOSTYR (OTV - França), bilhas de polestireno (d = 0,04) e superfície específica superior a 1000 m 2/m3 são utilizadas. Materiais mais densos, como no caso de pedras britadas, podem ser utilizados nos casos de pós-tratamento de efluentes anaeróbios, quando a superfície específica média do leito filtrante não excede a 300 m2/m3; • granulometria homogênea, para evitar a colmatação dos interstíceos por partículas menores. Quando da utilização de leitos estratificados aplicados no tratamento secundário, densidades bem distintas devem ser adotadas entre as camadas de materiais diferentes; •
o material deve ser inerte, não-biodegradável e indeformável, para que o suporte conserve as suas características de forma e de granulometria durante vários anos de operação da estação;
•
resistência à abrasão, para resistir à turbulência produzida pela lavagem do meio granular.
A forma dos grãos não influencia significativamente o desempenho dos processos, sendo mais importantes as características de superfície, que facilitam a adesão da biomassa (principalmente a superfície específica e a rugosidade). Os materiais granulares de srcem mineral são os mais utilizados nas ETEs em operação atualmente. Isto é consequência da predominância quase que exclusive deste tipo de suporte nos BFs durante a década de 80, quando as primeiras experiências em grande escala ocorreram. Grãos de argila calcinada ou xisto expandido da família dos silicatos são os mais comuns na Europa. Materiais
ÿþýüûúûùþø÷
38 arenosos, pozolana e carvão ativado são utilizados bem mais raramente. Alguns destes materiais são objeto de patente industrial, notadamente algumas argilas calcinadas que recebem tratamento de superfície com sais metálicos ou carvão ativado. No Brasil, os primeiros BFs surgiram com enchimento combinando de pedra brita e argila expandida. Em função do custo deste último material, as novas ETEs possuem BFs com enchimento quase que exclusivamente composto por pedra britada. Camadas de areia com diferentes granulometrias também têm sido testadas na UFES, objetivando a produção de efluentes altamente clarificados. Por outro lado, a utilização de materiais sintéticos intensificou-se no início dos anos 90, gerando novos processos com meio flutuante ou estruturado (FBAS). Meios granulares com peso específico variando entre 0,03 e 0,9 g/cm 3 têm sido utilizados, compostos por materiais tais como poliestireno, polipropileno, poliuretano, PVC e plástico. O preço destes materiais é mais elevado do que os de origem mineral, embora uma parte do custo adicional possa ser compensado por uma menor demanda energética para fluidização durante a lavagem. Na maioria dos BFs europeus, a eliminação dos reservatórios de água para lavagem (BFs auto-limpantes) pode ocorrer quando da utilização de materiais sintéticos. Alguns dos materiais granulares sintéticos utilizados em BFs oferecem 2 3 porosidade de 40% e superfícies específicas superiores a 1000 m /m (TSCHUI et al., 1993). Os suportes sinté ticos estruturados c onstituem meios corrugados do tipo colméia ou semelhante, 2 3 apresentando superfícies específicas variando entre 100 e 500 m /m e porosidade superior a 80%. Decorre desta elevada porosidade a menor capacidade de filtração destes BFs, exigindo uma clarificação complementar do efluente tratado. Em contra-partida, este tipo de BF apresenta as seguintes vantagens com relação aos demais: velocidades de líquido de até 20 m/h, ciclos de filtração de até 1 semana e ausência total de curtos circuitos hidráulicos (GROS e KARL, 1993).
c) Sistema de aeração - Demanda de oxigênio A maioria dos BFs e dos FBAS dispõe de um sistema direto de aeração artificial, composto por sopradores e tubulações para o transporte de ar. Nos mais antigos BFs com meio granular pesado, a grelha de aeração situa-se na base do leito filtrante, apoiada sobre a laje com difusores. Nos processos ascendentes, a grelha pode ser introduzida no seio do meio granular, permitindo a criação de uma fração não aerada no início do leito filtrante. Nos raros casos de efluentes extremamente diluídos, a aeração pode ser realizada externamente ao BF. Nos BFs anóxicos, empregados como reatores de desnitrificação no tratamento de esgotos (JEPSEN et al., 1992) ou na potabilização de águas (RAVAR INI et al., 1988), o dispositivo de injeção de ar também é inexistente. Nestes dois últimos casos, o BF opera predominantemente como um reator bifásico, em condições hidráulicas mais favoráveis do que no caso do BF trifásico. Testes de desenvolvimento utilizando oxigênio puro no tratamento de esgotos domésticos não produziram resultados que justificassem o incremento de custo.
d) Lavagem do meio filtrante A lavagem periódica do meio filtrante é uma etapa obrigatória na operação dos BFs, para controlar a colmatação progressiva do leito pelo crescimento do biofilme (microrganismos e SS retidos). A duração destes ciclos depende da granulometria do material, da carga aplicada, das características do esgoto e da natureza da biomassa fixa. A maioria dos BFs aplicados ao tratamento secundário de esgotos são dimensionados para operar durante períodos de tempo de 24 a 48 horas, entre duas lavagens consecutivas.
39 A quantidade de água tratada utilizada e o consumo de energia (bombas e ar) são dois fatores a serem considerados na configuração do procedimento de lavagem. O volume de água de lavagem utilizado em BFs com leito granular fixo foi estimado, nos BFs ascendentes, em 3 a 8% do volume tratado (STROHMEIER et al., 1993) e, de 5 a 10%, nos BFs descendentes (UPTON e STEPHENSON, 1993). Segundo PUJOL et al. (1992), o volume de água necessária à lavagem de um BF pode ser estimado em 3 vezes o volume do leito filtrante. No caso da associação de reatores UASB com BFs, a lavagem pode ser realizada de 3 em 3 dias, utilizando-se menos de 2% do volume de esgoto tratado no período de tempo entre 2 lavagens. A operação compreende a interrupção total do funcionamento da unidade sob lavagem, sendo por isso realizada nos horários de pequenas vazões afluentes à E TE. Isto ocorre quase sempre durante a madrugada, quando várias unidades do conjunto de BFs podem ser paralizadas sem maiores problemas. Após o corte da alimentação com esgoto, fortes descargas hidráulicas sequenciais de ar e água de lavagem são realizadas para eliminar a biomassa fixa em excesso. Geralmente, as várias descargas hidráulicas são realizadas no sentido contrário ao fluxo de esgoto durante a operação normal do BF (retro-lavagem). Os principais fabricantes de BFs com materiais granulares pesados adotam protocolos de lavagem com temporizações diferentes, mas c om uma sequência temporal de objetivos idêntica, conforme detalhado no item 4.6.7. Os vários protocolos de lavagem existentes foram concebidos para que a operação dure de 20 a 40 minutos. No caso das ETEs européias, o lodo em excesso é enviado por bombeamento até o decantador primário, sendo em seguida destinado ao tratamento de lodos, juntamente com o lodo primário.
e) Consumo de energia O consumo de energia nos biofiltros se concentra basicamente na aeração, no suprimento de ar para lavagem e no bombeamento de água de lavagem (Tabela 4.9). As campanhas de avaliação realizadas nas ETEs francesas mostraram que o maior consumo de energia neste tipo de ETE é devido a aeração do processo, que consome em média 87% da energia relativa ao tratamento secundário (CANLER e PERRET, 1993). O balanço energético realizado por KLEIBER et al (1993) na ETE de Perpignan - França, cobrindo um período de 12 meses, resultou na seguinte distribuição de consumo no tratamento secundário: Ar-processo = 83% do consumo total; Lavagens dos BFs = 17%. Dispositivos de regulação da quantidade de ar em função da carga afluente são inexistentes na maioria das ETEs em operação hoje em dia, gerando demanda energética que não corresponde às reais necessidades do processo. Alguns valores de consumo energético publicados por vários autores são resumidos na Tabela 4.9.
40 Tabela 4.9 - Consumo de energia em várias ETEs com BFs granulares Demanda de energia (kWh/kg removido) DQO DBO 5 0,94 1,05 1,30 1,02 a 1,25 1,41 1,98 0,40
Tipo de BFs (*)
Nível de tratamento
D
Secundário
Observações
Consumo global Consumo nos BFs
A
Secundário
BIOFOR
A/D
Secundário
Estudo em 12 ETEs
D
Secundário com nitrificação
A
UASB+ BFs
Referências
GILLES, 1990 PARTOSetal.,1985 CANLER1993
Ar para processo Consumo total nos BFs ETEsnoES/Brasil
CONDREN, 1990
BOFetal.,2001
(*) D = descendente, A = ascendente
No estudo realizado pelo CEMAGREF nas 12 ETEs francesas, as potências instaladas por volume unitário de leito granular e por posto de consumo foram em média 1430 W/m 3 para os BFs ascendentes (PUJOL et al., 1992). Esta potência se divide em 130 W/m 3 para a aeração do processo, 3 3 600 W/m para aeração na lavagem e 700 W/m para as bombas de lavagem. Para os BFs descendentes, as potências instaladas foram em média 1.250 W/m 3, sendo divididas em 300 W/m 3 para a aeração do processo, 650 W/m 3 para aeração na lavagem e 300 W/m 3 para as bombas de lavagem. No Brasil, as ETEs associando UASB + BFs em operação no ES apresentam um consumo médio de energia de 2 W/habitante. Deste montante, 50% corresponde ao consumo de energia na aeração dos BFs. A outra metade refere-seenergética à iluminação e àsébombas de esgoto e lodo. No tocante à remoção de matéria orgânica, a demanda média de 0,4 kWh / kg DQO removido. Comparativamente aos outros dados da Tabela 4.9, este valor evidencia a importância do tratamento anaeróbio a montante dos BFs, na redução do consumo de energia na ETE.
4.6.5 Critérios e Parâmetros de Projeto 4.6.5.1 Considerações preliminares O dimensionamento de BFs e FBAS é realizado basicamente mediante a utilização de dados empíricos, obtidos através de experimentação em escala piloto ou em verdadeira grandeza. Os principais parâmetros de dimensionamento são muito semelhantes aos já descritos no ítem 4.4, referentes aos filtros biológicos percoladores. São eles:
a)
Taxa de aplicação superficial: Corresponde à quantidade de esgotos aplicados diariamente por unidade de área do meio suporte do biofiltro, em (m3/m2.d) (Equação 4.1).
b)
Carga orgânica volumétrica: Refere-se à quantidade de matéria orgânica aplicada diariamente ao biofiltro, por unidade de volume do meio suporte, em kgDBO/m 3.d ou kgDQO/m3.d (Equação 4.2).
Pesquisas do desenvolvidas por AISSE et al. (2001b), FBAS escala piloto, utilizados paraPROSAB, o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, com indicam queem o efluente final geralmente apresenta concentrações de DBO inferiores a 30 mg/L, para taxas aplicação superficial de até 30m³/m².d e cargas orgânicas volumétricas de até 1,0 kgDBO/m³.dia. Resultados de operação de
41 um FBAS operado em escala piloto, com material de enchimento estruturado, com área superficial específica de 138 m2/m3, tratando esgoto decantado, são apresentados na Tabela 4.10. Tabela 4.10 - Resultados de operação de um FBAS em escala piloto Parâmetro
Condição operacional 2
Carga orgânica sup erficial (g DBO/m .dia) Taxa de remoção superficial (g DBO/m2.dia) DBOafluente (mg/L) DBOefluente(mg/L) EficiênciaderemoçãodeDBO(%) Carga orgânica superficial (g DQO/m 2 .dia) Taxa de remoção superficial (g DQO/m2 .dia) DQOafluente (mg/L) DQOefluente(mg/L) EficiênciaderemoçãodeDQO(%)
12345 8,3 8,5 7,1 7,2 114 151 17 22 85 85 14,2 13,7 8,9 9,6 195 244 73 72 63 70
12,5 10,1 164 31 81 18,4 12,0 241 84 65
15,1 10,6 122 37 70 27,1 16,3 219 87 60
18,0 11,7 155 54 65 33,0 19,5 291 119 59
Fonte: Adaptado de MOTTA (1995)
4.6.5.2 Produção de lodo e suas ca racterísticas A produção específica de lodo no tratamento secundário em BFs ascendentes ou descendentes é da ordem de 0,4 kgSST/kgDQO removida ou 0,8 a 1,0 kgSST/kgDBO 5removida (PUJOL et al., 1992; RICHARD e CYR, 1990). O lodo em excesso removido pela lavagem do leito pode ser estimado em 3 1 kg SST / m de leito. Pelo fato de que, além do crescimento do biofilme, a lavagem remove SS retidos por filtração, o lodo de lavagem contém grandes quantidades de sólidos volateis (> 80%). Sua aptidão à decantação e adensamento é relativamente boa. No caso da associação UASB + BFs, a produção de lodo em BFs submetidos a cargas volumétricas de DQO inferiores a 3,5 kgDQO/m 3leito.d é estimada em 0,25 kgSST/kgDQO removida. Nestes casos, boa parte da DQO rapidamente biodegradável é removida na etapa anaeróbia do tratamento, facultando o desenvolvimento de um biofilme fino e com idade de lodo muito elevada no interior dos BFs. Teores de sólidos voláteis inferiores a 60% (SV/ST) são observados no lodo de descarte do BFs operando sob tais condições. Nos casos em que a carga orgânica supera 4,0 kgDQO/m 3.d, a produção e as características do lodo no BF se assemelham à descrita para o tratamento secundário. A produção de lodo estimada para os FBAS e dimensionamento dos decantadores secundários após os FBAS são idênticos aos citados para os FBP (item 4.4). Considerando que os FBP requerem desníveis consideráveis para serem utilizados, quando se tem áreas planas para a implantação da ETE, os FBAS torna-se uma alternativa de tratamento biológico aeróbio bastante interessante para efluentes de reatores UASB. Ainda, esse tipo de filtro biológico, quando utilizando material de enchimento com elevado índice de vazios e elevada área superficial específica, pode permitir uma boa recirculação de lodo do decantador secundário, aumentando significativamente a biomassa no sistema, apresentando, no caso, maior potencial de remoção de matéria orgânica por unidade de volume do filtro biológico aerado submerso e também de nitrificação. Esta concepção, todavia, já implica em uso de um reator com possível predominância de biomassa em suspensão, não sendo o objetivo deste capítulo.
4.6.5.3 Taxas de aeração Alguns valores da taxa de aeração praticadas no tratamento secundário em BFs granulares são apresentados na Tabela 4.11. Fabricantes de BFs com meio granular afirmam que a transferência de O2 pode atingir eficiências da ordem de 20 a 25% no processo. Entretanto, campanhas rigorosas de
42 monitoramento, realizadas por um órgão técnico do Ministério de Agricultura da França (CEMAGREF), mostraram que em ETEs reais esta eficiência atinge no máximo 10% (CANLER e PERRET, 1993). Estes resultados são equivalentes aos obtidos por STENSEL et al. (1988) em um BF descendente do mesmo tipo. Para taxas de aeração de 10 a 40 Nm 3ar/kgDBOaplicada, as eficiências de transferência de O2 variaram aplicada entre 9,2 e 5%. O consumo médio de O 2 calculado foi de 0,5 kgO 2/kgDBO sensivelmente inferior aos característicos dos neste lodosexperimento ativados convencionais (0,8 a 1,2 , kgO2/kgDBOaplicada).
Para os FBP, é recomendável que o afluente tenha DBO abaixo de cerca de 100 mg/L, devido principalmente à limitação de oxigênio, enquanto que, para os FBAS, tal limitação não se faz necessária. O fornecimento de ar para atender às necessidades de oxigênio do processo aeróbio, para se ter um efluente com DBO na faixa de 20 a 30 mg/L, não nitrificado, é de cerca de 35 a 40 m3ar/kgDBOaplicada. Tabela 4.11 - Taxas de aeração para tratamento secundário em BFs ascendentes e descendentes Taxa de aeração (Nm3/kg aplicado) DQO DBO 5 20
Tipo de BFs (*) D
32 20
Observações
SobretodaaETE
Nível de tratamento
Secundário
D
Sobre toda a ETE
D
No BFs (efic.=7,7% e 1,5 mgO 2 /L)
56
D
35
A
Sobre toda a ETE UASB+BFs
Referência
KLEIBERetal.1993
Secundário c/ 50% nitrificação
ROGALLA et al. 1991
Secundário
STENSEL et al. 1988
Secundário c/ nitrificação parcial C ONDREN, 1990 Secundário
DAL’COLetal.2001
(*) D = descendente, A = ascendente
4.6.5.4 Resumo dos critér ios e parâmetros de pro jeto Os principais critérios e parâmetros utilizados para dimensionamento de ETEs associando reatores UASB e biofiltros aerados submersos do tipo BFs encontram-se na Tabela 4.12. Tabela 4.12 - Resumo do parâmetros de dimensionamento de ETEs do tipo UASB + BFs Parâmetro
Reator UASB
Carga orgânica volumétrica (g DBO/m3 .dia) 2
Carga orgânica superficial (g DQO/m .dia) Eficiência deremoçãodeDBO(%) EficiênciaderemoçãodeSS(%) Eficiência deremoçãodeDQO(%) 3
Taxa de aeração (N m /kgDBOremovida) Produção de lodo (kgST/kgDQOremovida) Teor deSVnolodo(%SV/ST) Eficiência de digestão do lodo aeróbio no UASB (% SV)
0,85a1,2 15,0a18,0 65a75 65a75 60a70 0,15a0,20 0,50a0,60 0,15 a 0,25
BFs
Reator UASB+ BFs
3,0a4,0 55a80 60a75 60a75 55a65 25 40 a 0,25a0,40 0,55a0,80 -
85a95 85a95 80a90 -
43
4.6.6
Aspect os Construtivos
Levando-se em consideração as ETEs atualmente em operação, os biofiltros aerados submersos são os mais compactos processos de tratamento aeróbio de esgoto sanitário existentes. Podem ser construídos em concreto, fibra de vidro ou aço com revestimento contra corrosão. No caso destes dois últimos materiais, dependendo da capacidade de tratamento, as unidades podem ser préfabricadas transportadas parajáoconformadas local da ETE. As ETEs maiores podem ter A suas peças préfabricadas, esendo transportadas apenas para montagem “in loco”. pré-fabricação simplifica muito o planejamento e a implantação do canteiro de obras, que, além de ficar menor, tem seu tempo de duração significativamente abreviado. Tal fato respeita as peculiaridades do mercado de saneamento para pequenas localidades, onde em geral são grandes as deficiências de infra-estrutura para implantação de canteiros de obra complexos. Da mesma forma que nos filtros biológicos percoladores, uma atenção especial deve ser dispensada ao preenchimento do filtro. No caso de leitos filtrantes compostos por materiais de diferentes densidades e granulometrias, a turbulência gerada pela operação de lavagem pode ocasionar a mistura das camadas, ocasionando perda de material ou entupimentos. Embora a aeração aporte significativa mistura no interior dos biofiltros, no interior do leito filtrante prevalece um escoamento mais próximo do fluxo pistão. O posicionamento dos pontos de alimentação com esgoto e a distribuição, alinhamento e nível das calhas de coleta do efluente tratado devem ser criteriosamente verificados. Outro aspecto importante refere-se à laje de sustentação do meio granular no interior dos biofiltros. Nos biofiltros ascendentes, estas devem ser construídas ou revestidas com material resistente à corrosão, por estarem em contato permanente com sulfetos presentes no efluente do reator UASB. Finalmente, a instalação de uma janela de acesso no corpo de cada biofiltro, na altura em que se encontra a grelha de aeração, pode facilitar sobremaneira eventuais tarefas de manutenção.
4.6.7
Aspectos Operacio nais
A retenção de sólidos em suspensão e o crescimento da biomassa fixa sobre o meio granular resultam no crescimento constante da perda de carga hidráulica nos biofiltros com meio suporte granular (BFs). O controle desta perda é feito através de lavagens do meio granular, realizadas a contracorrente, da mesma maneira que nos filtros rápidos utilizados em estações de tratamento de água. A operação de lavagem é composta por diversas descargas hidráulicas intensas de ar e do efluente tratado. Esta intensa turbulência expande temporariamente o meio granular, promovendo a remoção do biofilme em excesso. A frequência de lavagem dependerá das taxas de evolução da perda de carga, situando-se na faixa de 1 lavagem/semana, quando a água residuária sob tratamento é constituída por esgoto sanitário de características médias. O objetivo da operação de lavagem de um BF é eliminar o excesso de biofilme acumulado no processo, durante o funcionamento entre duas lavagens consecutivas. Através da lavagem, a espessura do biofilme é reduzida a proporções ideais, o que resulta no aumento da atividades metabólicas da biomassa fixa e na redução da perda de carga hidráulica no meio granular. A lavagem pode ou não compreender a interrupção total da alimentação com esgoto, seguida de diversas descargas hidráulicas sequenciais de ar e água de lavagem (retro-lavagem). A lavagem periódica do meio filtrante é uma etapa obrigatória na operação deste tipo de processo. Trata-se de uma operação importante para o prolongamento dos ciclos de filtração, devido à colmatação progressiva do meio granular pelo crescimento do biofilme (microrganismos e SS retidos). A duração destes ciclos depende da granulometria do material, da carga aplicada, das
44 características do esgoto e da natureza da biomassa fixa. A maioria dos BFs com meio granular é dimensionada para operar durante períodos de tempo de 24 a 48 horas entre duas lavagens consecutivas. No caso do BF operar a jusante do reator UASB, o período entre duas lavagens pode superar 7 dias. A lavagem do BFs deve ser convenientemente dosada para preservar a integridade do leito filtrante e uma fração mínimanodeBF biomassa necessária imediata partida após lavagem. lavagem utilizado é estimado em 3 a à8% do volume de esgoto tratado. O O volume volume de de água água de necessária à lavagem do BF pode também ser estimado em 3 vezes o volume do leito filtrante. Para lavar o leito filtrante do BF é necessário interromper completamente o seu funcionamento. A remoção do biofilme em excesso requer a exposição do leito filtrante a elevada turbulência, o que é obtido através da aplicação de elevadas cargas hidráulicas de ar e água. Após o corte da alimentação com esgoto, fortes descarga s hidráulicas sequenciais de ar e água de lavagem são realizadas para eliminar a biomassa fixa em excesso. Geralmente, as várias descargas hidráulicas são realizadas no sentido contrário ao fluxo de esgoto durante a operação normal do BF (retro-lavagem). As várias etapas que compõem uma operação de lavagem podem obede cer a temporizações diferentes, mas cumprem sempre as seguintes funções em seqüência:
• • • •
desaglomeração do material, mediante fortes descargas de ar; desestruturação do biofilme em excesso, através de fortes descargas de ar e água (concomitantes ou não); descargas de água, para remover o lodo em excesso do meio granular; evacuação do lodo de lavagem.
A lavagem de um biofiltro requer o seu isolamento dos demais, caso a ETE seja composta por vários. A única conexão entre as unidades será aquela situada na região acima do meio granular, que garante um sistema de vasos comunicantes entre os reservatórios de água tratada de cada BF (líquido sobrenadante na parte alta de cada BF). Tal conex ão visa garantir suprimento de água tratada, introduzida em fluxo descendente no meio granular do BF por ocasião da lavagem. A operação de lavagem do biofiltro deve ser realizada nos períodos em que a ETE opera abaixo da sua capacidade máxima de tratamento. Em outras palavras, o biofiltro deve ser lavado nos períodos em que a vazão afluente à ETE é baixa, como, por exemplo, entre os horários de 9:00 e 11:00 horas da manhã. Havendo opção de automatização da lavagem dos Biofiltros, esta operação deve ser programada para o período entre 2:00 e 6:00 horas da manhã, quando a vazão afluente à ETE atinge seus valores mais baixos. As seguintes etapas devem ser seguidas ordenadamente por ocasião da lavagem do BF:
45 Tabela 4.13 - Etapas componentes de uma operação de lavagem do BF E ta pa 1
T e mp o( min ) 2
O b j et ivo interrupção do funcionamento
2
2
3
0,5
4
2
5
0,5
interrupção da aeração intensa
6
15
repetir etapas 2,3,4e5, ordenadamente, mais 3 vezes.
7
1
Aç õe s ne c e ssá rias cortar alimentação de esgoto e de ar (fechar as válvulas)
descarga intensa da fase líquida, sob taxas > 20 m 3 /m2.h
abrir o registro de fundo do BF durante 2 minutos.
interrupção da descarga da fase líquida
fechar o registro de fundo do BF.
aeração intensa, sob taxa superior a 3 2 50 m /m .h
reiniciar a operação do BF
abrir o registro na rede de aeração do BF. fechar o registro na rede de aeração do BF. obedecer a sequência das ações descritas para cada etapa em questão. reiniciar alimentação do BF com esgoto e ar (abrir as válvulas).
Tempo = 23 minutos Fonte: SANEVIX Enga Ltda (2000) - Manual de operação de ETEs do tipo UASB + BFs
A tabela 4.14 resume os principais problemas e as possíveis soluções a serem adotadas por ocasião da operação de BFs com leito granular composto por pedras.
46 Tabela 4.14 - principais problemas e as possíveis soluções a serem adotadas por ocasião da operação de BFs com leito granular composto por pedras Pr ob lema s
Possí ve is c ausas
− Lavagens prolongadas do BF, lavar com mais
Perda de biofilme / toxicidade
− Localizar e eliminar as fontes de emissão de
Elevadas concentrações de sólidos suspensos no afluente
− Avaliar possibilidade de remoção de sólidos a
Sobrecarga orgânica ou hidráulica
− Localizar e eliminar as fontes de contribuição de
Lavagem deficiente
− Lavagens prolongadas do BF, lavar com mais
Elevadas concentrações de sólidos suspensos no efluente
Aumento excessivo da perda de carga hidráulica
Baixa eficiência na remoção de matéria orgânica (DBO, DQO e SS)
Possí ve is soluç õe s
Perda de biofilme / deficiência da lavagem
frequência, aumentar cargas hidráulicas de ar e água durante lavagem compostos tóxicos montante do reator
matéria orgânica em excesso ou reduzir cargas, mediante diminuição da vazão afluente frequência, aumentar cargas hidráulicas de ar e água durante lavagem
Distribuição de ar deficiente
− Avaliar funcionamento do sistema de
Aeração em excesso
− Reduzir taxa de aeração
Sobrecarga orgânica, elevadas concentrações de matéria orgânica no afluente
− Localizar e eliminar as fontes de contribuição de
Sobrecarga hidráulica,
− Limitar vazões afluentes ao reator ou equalizar
picos de vazões afluentes Presença de compostos tóxicos n o esgoto
− Localizar e eliminar as fontes de emissão de
distribuição de ar (possível entupimento)
matéria orgânica em excesso ou reduzir cargas, mediante diminuição da vazão afluente
vazões em indústrias compostos tóxicos
− Avaliar a possibilidade de cobrir o reator Baixas temperaturas do esgoto Fonte: SANEVIX Enga Ltda (2000) - Manual de operação de ETEs do tipo UASB + BFs
47
4.6.6 Exemplos de dimensionamento Dimensionar biofiltros aerados submersos (BFs e FBAS) para o pós-tratamento dos efluentes provenientes de reatores UASB, sendo observados os mesmos elementos de projeto do filtro biológico percolador (item 4.4.4) e do Biodisco (item 4.5.7).
a) Dados População: P = 50.000 hab 3 Vazão afluente média: Qméd = 7.944 m /d Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 9.144 m 3/d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 12.744 m 3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB, em termos de DQO: COa-UASB = 5.000 kgDQO/d Carga orgânica afluente ao reator UASB, em termos de DBO: COa-UASB = 2.500 kgDBO/d Carga de SST afluente ao reator UASB: COa-UASB = 3.000 kgSST/d Concentração média de DQO afluente ao reator UASB: Sa-UASB = 629 mgDQO/L Concentração média de DBO afluente ao reator UASB: Sa-UASB = 315 mgDBO/L Concentração média de SST afluente ao reator UASB: SSTa-UASB = 378 mg/L Eficiência de remoção de DQO esperada para o reator UASB: 65% Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DQO: COe-UASB = 1.750 kgDQO/d Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DBO: COe-UASB = 750 kgDBO/d Carga de SST efluente do reator UASB: COe-UASB = 900 kgSST/d Coeficiente de produção de lodo no BFs e no FBAS: Y = 0,75 kgSST/kgDBOremov Concentração esperada para o lodo de descarte do decantador secundário: C = 1% 3 Densidade do lodo:γ = 1.020 kgSST/m b) Alternativas a serem consideradas A. Uso de reator UASB seguido de BFs (leito de pedras) B. Uso de Reator UASB seguido de FBAS (leito de pedras). C. Uso de Reator UASB seguido de FBPAs com recheio de peças de plástico. c) Alternativa A: Pré-dimensionamento dos BFs (leito de pedras) Serão utilizados biofiltros aerados submersos, com fluxo ascendente, e enchimento de pedras com porosidade de aproximadamente 40% e a seguinte disposição: 1ª camada = 30 cm de brita 3 2ª camada = 30 cm de brita 2 3ª camada = 40 cm de brita 1 4ª camada = 100 cm de brita 0 O efluente final apresentará as seguintes características: DBO < 30 mg/L, DQO < 90 mg/L e SS < 30 mg/L Volume de BFs
De acordo com a tabela 4.12, aplicando-se uma Cv = 4,0 KgDBO/m³.d, tem-se: 3
V = CO e-UASB / Cv = (750 kgDBO/d) / (4,0 kgDBO/m .d) V = 187,5 m³ Área dos BFs
Considerando uma altura de leito filtrante de 2,0 metros:
48 3
A = V / h =(187,5 m ) / (2 m) A = 94,0 m² Portanto, o biofiltro terá seção circular com 10,90 m de diâmetro e será dividido em 4 partes iguais.
Velocidade ascensional ou taxa de aplicação hidráulica v = Qméd /A= (331,0 m³/h) /(94,0 m²) v = 3,5 m/h
Demanda de ar (sem nitrificação) De acordo com a Tabela 4.11, aplicando-se uma taxa de aeração de 30 Nm³ar/KgDBOaplicada, tem-se: Q ar = Taxa de aeração x CO e-UASB = (30 Nm³ar/KgDBOaplicada) x 750 kgDBO/d Q ar = 22.500 Nm³ar/dia A vazão de ar por unidade será de 5.625 m³/dia, com pressão de 5,0 m.c.a.
Produção de lodo para desaguamento Produção de lodo nos BFs: Plodo = Y x DBO aplicada = 0,75 kgSS/kgDBOaplicadax 750 kgDBO/d = 563 kgSS/d Considerando-se 75% de sólidos voláteis, tem-se: Plodo-volátil = 563 kgSS/d x 0,75 = 422 kgSSV/d
Produção de lodo nos reatores UASB -
produção devida ao tratamento de esgoto: Plodo = Y x DBO aplicada = 0,28 kgSS/kgDBOaplicadax 2.500 kgDBO/d = 700 kgSS/d
-
produção total, incluindo o lodo secundário retornado aos reatores UASB, considerando-se 20% de redução do lodo volátil: Plodo = 700 kgSS/d + (563 – 0,20 x 422) = 1.179 kgSS/d
d) Alternativa B: Pré-dimensionamento dos FBAS (leito de pedras). Serão utilizados filtros biológicos aeróbios submersos, com fluxo ascendente, com enchimento de pedras (escolhida brita 4), com área superficial específica de 70 m2/m3 e 57% de vazios.
Adotar carga orgânica superficial (Cs) 2
2
Para DBO efluente < 30 mg/L, será utilizada uma Cs de 14 gDBO/m .d (0,014 kgDBO/m .d)
Cálculo da carga orgânica volumétrica (Cv) 2
3
2
Cv = área superficial específica do meio de enchimento x Cs = 70 m /m x 0,014 kgDBO/m .d Cv = 1,0 kgDBO/m3.d.
Cálculo do volume do FBAS (V) 3
V = CO e-UASB / Cv = (750 kgDBO/d) / (1,0 kgDBO/m .d) V = 750 m 3
Área do FBAS Considerando uma altura de leito de pedras de 3,0 metros: A = V / h = (750 m 3) / (3 m) A = 250 m²
49 2
3
Serão utilizadas 2 unidades de 132 m cada, com 11,5 m x 11,5 m (VT = 792 m de enchimento), ou 2 unidades circulares de 13,0 m de diâmetro cada. - altura da câmara de entrada = 0,8 m - altura de água sobre o material de enchimento = 0,5 m - altura útil total = 4,3 m. Demanda de ar (sem nitrificação) Adotando-se uma taxa de aeração de 40 Nm³ar/KgDBOaplicada, tem-se: Q ar = Taxa de aeração x CO e-UASB = (40 Nm³ar/KgDBOaplicada) x 750 kgDBO/d Q ar = 30.000 Nm³ar/dia -
vazão de ar por unidade = 625 Nm3ar/hora ou 10,4 Nm3ar/minuto (será considerado 12 Nm3ar/minuto para cada unidade, com pressão de 5 m.c.a.) sistema de distribuição de ar: por bolhas grossas, através de tubos perfurados ou difusores de bolhas grossas sistema de fornecimento de ar: serão utilizados 03 sopradores (01 por filtro e 01 reserva), tipo Roots, com motor de 25 CV cada (consumo de 16,0 cv por unidade)
Produção de lodo Produção de lodo nos FBAS: Plodo = Y x DBO aplicada = 0,75 kgSS/kgDBOaplicadax 750 kgDBO/d = 563 kgSS/d Considerando-se 75% de sólidos voláteis, tem-se: Plodo-volátil = 563 kgSS/d x 0,75 = 422 kgSSV/d Decantadores Secundários Pré-dimensionamento do decantador secundário De acordo com a Tabela 4.3, os decantadores devem ser projetados com uma taxa de escoamento superficial entre 20 e 30 m3/m2.d. Valor adotado qA= 24m3/m2.d A = Qmed /qA = 7.944 m 3/d /(24m3/m2.d) = 331 m 2 -
Adotar 2 decantadores circulares, mecanizados, com raspadores de lodo de tração periférica, que terão: Diâmetro = 15 m; profundidade útil junto à parede = 3,5 m; área superficial, por unidade = 177 m2
De acordo com a Tabela 4.3, a taxa de aplicação superficial máxima deverá estar situada entre 40 e 48 m3/m2.d e o valor calculado resultou: qA = Qmáx-h /A= (12.744 m 3/d) / (2 x 177 m2) = 36 m 3/m2.d O lodo dos decantadores secundários irá para o poço de lodo e daí bombeado para a entrada dos reatores UASB. Para lodo removido com 1% de sólidos, tem-se: Vlodo = P lodo / (γ x C) = (563 kgSS/d) /(1020 kg/m3 x 0,01) = 55,2 m3/d -
Adotar 2 conjuntos moto-bombas submersas (1 para rodízio e reserva), com capacidade de 5 L/s, sendo que o tempo de operação será da ordem de 10 minutos por hora.
Lodo para desaguamento - produção de lodo nos reatores UASB Plodo = Y x DBO aplicada = 0,28 kgSS/kgDBOaplicadax 2.500 kgDBO/d = 700 kgSS/d
50 -
produção total, incluindo o lodo secundário retornado aos reatores UASB, considerando-se 20% de redução do lodo volátil: Plodo = 700 kgSS/d + (563 – 0,20 x 422) = 1.179 kgSS/d
e) Alternativa C: Pré-dimensionamento dos FBAS com recheio de peças de plástico Serão utilizados filtros biológicos aeróbios submersos, com fluxo ascendente, com enchimento de peças de plástico dispostas aleatoriamente, com área superficial específica de cerca 130 m2/m3 e 95% de vazios.
Adotar carga orgânica superficial (Cs) Para DBO efluente < 30 mg/L, será utilizada uma Cs de 14 gDBO/m2.d (0,014 kgDBO/m2.d)
Cálculo da carga orgânica volumétrica (Cv) Cv = área superficial específica do meio de enchimento x Cs = 130 m 2/m3 x 0,014 kgDBO/m2.d 3 Cv = 1,8 kgDBO/m .d.
Cálculo do volume do FBAS (V) V = CO e-UASB / Cv = (750 kgDBO/d) / (1,8 kgDBO/m3.d) 3 V = 417 m
Área do FBAS Considerando uma altura de leito de pedras de 3,0 metros: A = V / h = (417 m 3) / (3 m) A = 139 m² 2
3
Serão utilizadas 2 unidades de 72 m cada, com 8,5 m x 8,5 m (V T = 434 m de enchimento), ou 2 unidades circulares de 9,5 m de diâmetro cada. - altura da câmara de entrada = 0,8 m - altura de água sobre o material de enchimento = 0,5 m - altura útil total = 4,3 m.
Demanda de ar (sem nitrificação) Necessidade de ar para aeração e sistema de fornecimento de ar : idêntico à Alternativa B
Decantadores Secundários Idênticos à alternativa B
Produção de lodo Idêntico à alternativa B
Lodo para desaguamento Idêntico à alternativa B
51 4.7
REATOR ES DE LE ITO FL UIDIZADO OU E XPANDIDO
4.7.1 Introduç ão Tendo em vista a similaridade de concepção e operação dos reatores de leito fluidizado (também denominados de leito fluidificado) ou expandido (fluidificação parcial), e incluindo o próprio histórico de seus desenvolvimentos, serão apresentados os itens a seguir sem distinção entre aeróbio e anaeróbio. Uma breve descrição adicional será apresentada no setor relativo a reatores anaeróbios, para os reatores tipo EGSB (leito de lodo granular expandido) e IC (recirculação interna), devido as algumas de suas especificidades tipicamente anaeróbias. Os reatores biológicos de leito fluidizado ou de leito expandido representam uma inova ção na tecnologia de tratamento de esgotos. A imobilização dos microrganismos em pequenos suportes inertes, formando os biofilmes, permite:
•
reter uma grande concentração de biomassa no seu interior, devido à maior área superficial;
•
melhorar o contato da biomassa com o substrato;
•
operar com tempos de detenção hidráulica reduzidos;
•
melhorar a eficiência na remoção da carga orgânica;
•
diminuir a produção do lodo;
•
reduzir a área necessária para as reações biológicas.
A fluidização supera problemas de operação, como colmatação do leito e queda de pressão, que podem ocorrer em outros tipos de reatores. A sua aplicação ao tratamento de esgotos passou a ter um grande desenvolvimento a partir da década de 70, principalmente na Inglaterra e nos Estados Unidos. Um dos eventos reportados como marcante para o desenvolvimento desse reator é atribuído à conferência na cidade de Manchester em 1980, organizada em conjunto pela universidade local e o Water Research Center (Stevenage), os quais eram os centros de pesquisa que vinham conduzindo experimentos há alguns anos até então. Nesta ocasião, o reator de leito fluidizado foi considerado como o desenvolvimento mais significativo no tratamento de esgotos, nos últimos cinquenta anos passados. Os reatores químicos de leito fluidizado já vinham sendo empregados desde a década de 30 e tiveram um desenvolvimento maior a partir do entendimento da cinética do processo, ao passo que os reatores biológicos tiveram semelhante desenvolvimento somente a partir da década de 40. A década de 50 foi marcada pelo melhor entendimento da hidrodinâmica nesses reatores. Os avanços, entretanto, estavam mais relacionados com o setor ligado à indústria de purificação de água, através do seu uso em clarificadores ou sedimentadores e em unidades de abrandamento da água. Para o tratamento de água, com fins de saúde pública, era importante a remoção de amônia e nitrato. Para tanto, o processo se desenvolveu, na Inglaterra, através do emprego de reatores biológicos de leito fluidizado. Um dos primeiros usos desses reatores nos Estados Unidos foi na década de 70 ( JERIS et al., 1981). 3 Três unidades piloto para vazões de 132 a 264 m /dia foram operadas com sucesso para o tratamento de esgotos domésticos no condado de Nassau, Nova York. As unidades foram instaladas para a remoção da DBO carbonácea, para nitrificação e desnitrificação, e operadas com um valor de Θh total de menos de uma hora. No início dos anos 80, em função dos resultados em outra unidade
52 piloto, foi proj etada uma estação em escala real, com reator de leito fluidizado aeróbio, com capacidade para 265 000 m3/dia, no mesmo local. SWITZENBAUM (1982) creditou a Cooper e Wheeldon, como uns dos primeiros responsáveis pelo renovado interesse pelo uso desses reatores, com o objetivo de tratamento de esgotos. O seu uso na época tinha sido voltado para a desnitrificação, para a oxidação aeróbia de matéria orgânica, para a nitrificação e alguns para a dos fermentação anaeróbia. O própriodeSwitzenbaum, juntamente com Jewell ee outros, foram pioneiros no desenvolvimento reatores anaeróbios de leito fluidizado expandido para o tratamento de esgotos domésticos. No Brasil, CAMPOS e AKUTSU (1984) iniciaram e studos em escala piloto com um reator de leito fluidizado anaeróbio no t ratamento de despejos líquidos de indústrias de conservas, mostrando a viabilidade técnica do seu emprego para efluentes de indústrias agro-alimentares. De acordo com IZA (1991), o desenvolvimento desses reatores em escala real e a nível industrial, envolve muitos equipamentos e acessórios patenteados. De qualquer maneira, reconhece-se que hoje já existem muitas aplicações, a maioria operada em condições aeróbias (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Encontram-se em operação, atualmente na França, cerca de quinze estações de tratamento (com população equivalente de 15.000 a 200.000 habitantes), como, por exemplo, a estação localizada em Sahurs, próxima a cidade de Rouen, que combina dois reatores de biomassa fixa em suporte móvel, um anaeróbio (para desnitrificação) e outro aeróbio (remoção do carbono e nitrificação). Esta ETE necessita de apenas 70 m 2 de área para tratar uma vazão afluente de 180 m3/dia, produzindo um efluente dentro dos padrões de lançamento estipulados pela Legislação da Europa (MARIET, 1997). Cerca de 40 unidades operam no Japão, onde o processo é utilizado para tratamento de despejos industriais, preferencialmente. TANAKA et al. (2001) apresentam estudos com leitos fluidizados, em escala piloto, para remoção em contínuo de algas do Lago Kasumigaura . Na América do Norte, há cerca de uma dezena destas estações de tratamento (HOLST et al., 1997), tendo sidos os leitos fluidizados trifásicos os escolhidos para ampliação de uma série de ETEs na baía do rio Hudson, em Nova York (SEMONO et al., 1997 e ADAMSKI et al., 1999). No Brasil, sua aplicação encontra-se ainda em nível de pesquisas (DISTLER et al., 1995; BERGAMASCO et al., 1997; WOLFF et al., 1998; SILVA et al., 1999; HEIN DE CAMPOS, 2001). Porém, sabe-se que na cidade de Betim, situada a 25 km ao sul de Belo Horizonte, a FIAT, um dos maiores fabricantes de automóveis do país, possui um sistema de tratamento onde destaca-se a maior instalação de leitos fluidizados aeróbios do mundo, com duas séries de 4 reatores (send o 1 de 2 3 reserva), cada um com 8 m de altura, seção transversal de 35 m e volume de 1400 m . O meio suporte utilizado é a areia. Uma das séries (linha 1) trata uma carga de 3.900 kg DQO/dia. A outra série (linha 2) trata uma carga de 2.600 kg DQO/dia. As duas séries produzem efluentes com menos de 90 mg DQO solúvel/L, estando dentro dos padrões de lançamento. Outro exemplo instalado é o reator de leito fluidizado de pequena escala, com 12 metros de altura, do Campus da USP em São Carlos (SP), para o tratamento de esgotos domésticos (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Algumas aplicações em escala real de reatores anaeróbios são voltadas para o tratamento de efluentes industriais de cervejarias, álcool, vinagre e fermento (IZA, 1991). Na Suécia, BOSANDER e WESTLUND (1999) relatam a utilização de 4 reatores de leito fluidizado para desnitrificação, com 3 2 volume unitário de 230 m e área de 38,5 m , operando em paralelo. Tratando uma carga de 2.600 kg 3
3
N-NO3 /dia (vazão de 6000 m /dia), obtém-se uma taxa de redução de 1,7 kg N-NO 3/m . dia.
53
4.7.2 Descrição da Tecnologi a Em se tratando de processo biológico, seja aeróbio ou anaeróbio, pode-se a firmar que todos os aspectos correspondentes devem ser considerados para atender essencialmente a dois requisitos no reator: retenção de uma biomassa ativa e a adequada agitação e mistura, para promover o contato entre os substratos e os microrganismos. Os reatores tipo leito fluidizado e similares podem satisfazer muito bem a esses (anaeróbio) dois requisitos essenciais.conhecido Reatores similares o de expandido o de leito de lodo granular expandido, pela sua são sigla emleito inglês EGSB e( expanded granular sludge bed) . Os dois reatores, flui dizado e expandido (aeróbio o u anaeróbio), bem como o EGSB (somente anaeróbio), têm co nfigurações e funcionamento bem semelhantes, ficando a primeira diferença nos termos fluidização e expansão, que correspondem ao grau de expansão ou grau de fluidização do leito de lodo, que por sua vez traduzem as condições hidrodinâmicas no interior do reator. A segunda diferença se refere ao tipo de agregação ou imobilização da biomassa. Nos reatores de leito fluidizado e de leito expandido, a biomassa se desenvolve aderida a um meio suporte inerte, em geral partículas de pequenas dimensões e porosos, com grande superfície específica e, portanto, resultando em maior adesão e agregação de microrganismos (suporte de areia, plástico, carvão etc), ao passo que, no reator EGSB, a biomassa se encontra na forma de agregação sem meio suporte, na forma de grânulos, que se mantêm em suspensão no leito de lodo. Em geral, esses grânulos são provenientes de um reator anaeróbio tipo UASB. De qualquer forma, pode-se dizer que esses reatores encontram características similares na área da Engenharia Química e da Fermentação, uma vez que o emprego da tecnologia da fluidização e da imobilização de microrganismos, principalmente sobre superfícies, já era comum em diferentes processos industriais. O reator típico consiste de um tanque, em geral de formato cilíndrico e com geometria que favorece uma relação altura-diâmetro elevada, para provocar a aplicação de altas velocidades ascensionais do líquido, de até 10 m/h ou superior. Portanto, se trata de um reator de fluxo ascendente, com altura elevada, às vezes superior a 10 m, em que se aplica a recirculação do efluente, quando necessária, para a obtenção, junto com a vazão afluente, da velocidade ascensional desejada. Um reator fluidizado ou similar, em seu estado estacionário inicial é um leito bifásico (sólido e líquido), que, à medida que inicia a sua operação, seja com a introdução de oxigênio (reator aeróbio) ou pela formação de biogás (reator anaeróbio), forma um sistema trifásico (sólido, líquido e gás), no qual:
• a fase só lida é composta de material inerte ou granular, permitindo a retenção de sólidos suspensos e fixação da biomassa; • a fase líquida é onde o material sólido é imerso e é renovada continuamente pelo suprimento do efluente; • a fase gasosa é criada pela entrada de ar no reator (aeróbio), ou pela geração interna de biogás (reator anaeróbio). A fluidização consiste em colocar partículas sólidas em expansão, por intermédio de uma corrente ascendente líquida ou gasosa, que permite melhor transferência de oxigênio (reator aeróbio) e separação das fases nos reatores. O leito fluidizado trifásico utiliza simultaneamente a injeção de gás e líquido, o que contribui para uma melhor transferência de massa líquida/sólida e induz alta tensão de cisalhamento que controla a espessura do biofilme, conforme LAZAROVA e MANEM (1993) e SAGBERG et al. (1992).
54 O comportamento das partículas do leito é uma função da velocidade do líquido (sistema bifásico) e do líquido e do gás (sistema trifásico). O regime de escoamento de um leito fluidizado bifásico é admitido como um escoamento pistão, e em leito trifásico, o regime é bastante próximo da mistura completa. As condições hidrodinâmicas no reator podem ser traduzidas pela relação linear existente entre a perda de carga e a velocidade ascensional do líquido aplicada. À medida que a velocidade aumenta, o leito de lodo vai se expandindo gradualmente. A fluidização do leito se alcança, a partir de um valor da velocidade ascensional, quando a perda de carga no reator se torna constante. Neste estado de fluidização, o peso de uma partícula no leito se iguala à força de arraste, devido à velocidade ascensional e, em consequência, o seu movimento é independente das demais. Este fenômeno caracteriza o reator de leito fluidizado. Se a expansão do leito não for suficiente para se atingir a fluidização, o reator é denominado de leito expandido. O grau de expansão pode ser medido em relação à altura do leito, quando estacionário. Uma expansão acima de 20 a 30% pode ser suficiente para se considerar o leito fluidizado. Pode-se explicar o efeito da velocidade ascencional do líquido no reator cilíndrico em leito fluidizado bifásico pelos seguintes fenômenos (COSTA, 1989) : • leito compacto: com velocidade ascencional nula do líquido (U l = 0) e disposição aleatória das
partículas na base do reator; • leito fixo ou pré-fluidizado: a velocidade ascencional do líquido é inferior ao mínimo de
fluidização (Ul < Umf) e a disposição das partículas é caracterizada por uma interface horizontal entre o leito de partículas e o líquido. A altura do leito é independente da velocidade ascencional; •
leito fluidizado: as velocidades ascencionais estão compreendidas entre o mínimo e o máximo de fluidização (Umf < Ul < Umáx) e as partículas sólidas são afastadas umas das outras, estimuladas por movimentos desordenados. A altura do leito é função do crescimento da velocidade ascencional;
transporte hidráulico: as velocidades ascencionais são superiores ao máximo de fluidização (U l > Umáx) e as partículas sólidas são levadas para fora do reator. A altura do leito é considerada como nula. A evolução da altura do leito é função da velocidade ascencional do líquido, assim que há o declínio da queda de pressão ou perda de carga, medida entre a base e a altura do leito, devido à presença de partículas sólidas (PONCELET et al., 1985 ). No caso de leito fluidizado trifásico, pode-se fazer uma analogia com o escoamento das bolhas de gás num sistema bifásico gás/líquido (no caso líquido + sólido = líquido viscoso) (COSTA, 1989). A expansão do reator biológico de leito fluidizado, contendo o suporte coberto pelo biofilme, depende de características físicas da fase líquida, velocidade superficial e espessura do biofilme. A expansão do leito é observada, via de regra, quando se empregam partículas de densidades baixas, independentemente das vazões do gás e do líquido (TAVARES, 1992). A formação do biofilme e seu crescimento é um aspecto complexo na operação de reatores de leito fluidizado. O controle da espessura do biofilme é reconhecido como um dos mais importantes parâmetros que influenciam a eficiência e o desempenho do processo. Está demostrado que os reatores trifásicos asseguram o aumento das reações biológicas e um controle mais efetivo do biofilme, que os reatores bifásicos (COSTA, 1989). De qualquer maneira, é importante ressaltar que, com a expansão do leito de biopartículas, seja parcial ou que resulte em fluidização, pode-se obter melhoria significativa do requisito de melhor contato entre substratos e microrganismos, devido à agitação e mistura no reator. Com essa •
55 configuração de reator, problemas como entupimentos, zonas mortas, fluxos preferenciais e curtocircuitos hidráulicos, comuns em reatores de leito fixo ou estacionário, podem ser superados. Se os dispositivos de retenção de lodo forem adequados, uma das vantagens características desses reatores é o menor tempo de detenção hidráulica necessário, uma vez que o contato é mais favorecido pela hidrodinâmica própria. Consequentemente, o volume do reator pode ser reduzido. O melhor contato, aliado para comefluentes as melhores propriedades de concentrações transferência de massa, típico nesses reatores, são essenciais diluídos, com menores de substrato disponíveis, favorecendo, portanto, a indicação desses reatores para o pós-tratamento, para a remoção de DQO remanescente em etapas anteriores. O melhor contato ainda é considerado essencial para um eficiente desempenho, em caso de operação de reatores biológicos em temperaturas mais baixas. Como em geral se obtém um elevada concentração de biomassa ativa nesses reatores, altas cargas orgânicas podem ser aplicadas. A característica de reator com maior altura, para um mesmo volume, significa menor área da base, o que pode ser interessante para a sua aplicabilidade em muitos casos, quando a disponibilidade de terreno for um fator limitante para a construção. Outra aplicabilidade potencial para esses reatores, de uma maneira combinada entre si ou com outros tipos de configurações, aeróbias e anaeróbias, seria para a remoção, com reatores em série, da matéria orgânica e de nitrogênio. A aplicação se estende para o tratamento ou pós-tratamento de efluentes de várias naturezas, com concentrações entre menos de 100 até 2000 mg/L de DQO ou mais. As cargas orgânicas que podem aplicadas em reatores de escala real têm sido relatadas entre 30 a 60 kg DQO/ m3.dia. Além da baixa produção de lodo, para cargas orgânicas aplicadas superiores àquel as dos processos convencionais, os leitos fluidizados podem também dispensar a etapa de clarificação secundária, quando bem operados, como relata ROVATTI et al. (1995). Algumas desvantagens associadas a esses tipos de reatores se referem ao maior custo de para energia, devido necessidade, em geral, de bombeamento do afluente e do efluente recirculado, manter um àgrande fluxo ascensional do líquido, além da maior dificuldade no seu controle operacional, que requer maiores cuidados e pessoal mais qualificado, como relatam BOSANDER e WESTLUND (1999). 4.7.3
Considerações para Projeto
4.7.3.1 Considerações gerais
Os reatores de leito fluidizado são fonte de estudo em relação à sua operação em grande escala, pois podem apresentar problemas de alimentação e distribuição das fases líquida e gasosa na base do reator. Para melhor compreender esse processo biológico, é necessário o conhecimento de alguns aspectos sobre a adesão microbiana, a formação do biofilme e seu desenvolvimento em suportes sólidos. É de grande interesse o conhecimento dos fatores que afetam a concentração da biomassa nesses reatores, uma vez que o aumento desta concentração permite reduzir o tamanho das instalações. O estudo de reatores fluidizados e expandidos até o presente ainda se tem restringido mais a unidades em escala de laboratório ou piloto, havendo algumas aplicações práticas, com uso desses reatores, em escala real, principalmente para tratamento de efluentes industriais. Apesar das reconhecidas vantagens relacionadas comaspectos o processo em si, atribui-se a faltaEntretanto, de maior aplicação, na prática, dificuldades inerentes aos de controle operacional. apesar desses fatores,àse devido às suas potencialidades, algumas considerações podem ser estabelecidas visando o projeto desse tipo de reator.
56 Em termos de projeto, as considerações que podem ser seguidas ou recomendadas, para o caso de leitos fluidizados ou expandidos, são:
•
seleção do material suporte e suas dimensões;
•
(seleção do grau de expansão do leito e cálculo da velocidade ascensional;
•
cálculo das dimensões do reator (altura e diâmetro) e dos equipamentos necessários;
•
avaliação do efeito causado pelo crescimento bacteriano nas partículas de suporte (biofilme);
• efeito da produção de biogás (para reator anaeróbio) ou da injeção de oxigênio (para reator aeróbio). Para se ter uma certa segurança para projeto, idealmente seria aconselhável a obtenção de dados cinéticos e hidráulicos de estudos anteriores em escala reduzida, sejam próprios ou de literatura, com o efluente a ser tratado. Estudos prévios permitem uma melhor avaliação das características do efluente e dos parâmetros cinéticos em situação próxima do real, bem como do tempo de detenção hidráulica necessário, que resultaria em uma operação confiável do reator.
4.7.3.2 Seleção do material de suporte Na seleção do material de suporte para a aderência dos microrganismos em reatore s de leito fluidizado ou expandido, vários são os aspectos a serem considerados para o dimensionamento do reator e equipamentos, que influenciarão, tanto no processo biológico, como na operação do sistema. Além das diversas características físicas e químicas a serem consideradas para o material, o custo é um fator importante. Dependendo da aplicação, o material pode ser específico, influenciando significativamente na economia do sistema. Alguns materiais que podem ser utilizados são: areia, carvão ativado granular, poliuretano, bentonita, terra diatomácea, sepiolita, PVC, poliamida (CAMPOS e PEREIRA, 1999; IZA, 1991). As seguintes características físicas devem ser consideradas para o material de suporte: tamanho, forma, densidade, resistência e rugosidade. Segundo OGER (1984) o material suporte deve preferencialmente:
• caracterizar-se por um estado de superfície essencialmente poroso, permitindo uma melhor aderência da biomassa; •
apresentar superfície específica a maior possível;
• permitir a adsorção das substâncias a serem degradadas, dos subprodutos resultantes da degradação e das enzimas extracelulares produzidas pelos microrganismos; •
apresentar uma boa resistência mecânica;
•
possuir o tamanho ideal para as condições de funcionamento do reator.
Em 1985, a empresa francesa Lyonnaise des Eaux, citada em COSTA (1989), apresentou as características exigidas para um material suporte:
•
o tamanho efetivo deve ser da ordem de 100 a 400 µ m, para permitir maior superfície de adesão por volume de reator;
•
a densidade deve ser ligeiramente superior à da água, de modo que as biopartículas permaneçam no interior do reator;
•
os materiais muito lisos devem ser evitados;
57 as partículas devem ser resistentes ao atrito; • o tamanho das partículas deve ser o mais uniforme possível (coeficiente de uniformidade < 1,5), para evitar problemas de segregação com a expansão do leito; • o material não deve ser solúvel ou biodegradável no líquido a ser tratado; o valor do t este de “perda em ácido” deve ser inferior a 2%. •
O tamanho influencia na disponibilidade de área superficial para a aderência do microrganismos, e também nas características de expansão ou fluidização e, em última instância, na transferência de massa. Quanto maior o diâmetro, menor a superfície específica e, dependendo do tipo de material, maior a velocidade ascensional, para obter-se a expansão ou fluidização desejada, consequentemente, maior o consumo de energia. Daí porque em geral se recomenda o uso de partículas de menores dimensões, entre 0,1 e 0,7 mm (IZA, 1991). Com partículas menores, o controle é mais difícil. A faixa do tamanho das partículas também não deve ser muito ampla, pelo mesmo motivo, embora comercialmente seja mais disponível e mais barato. Partículas de areia de tamanho médio de 0,2 mm foram utilizadas em experimentos anteriores em escala piloto (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Partículas de materiais poliméricos sintéticos, com tamanhos entre 2 e 3 mm (PVC, poliestireno, resinas) e materiais naturais de 0,37 mm (quitina), também foram utilizadas com sucesso (TAVARES, 1992). Nos modelos matemáticos para esses reatores, em geral se consideram as partículas esféricas, ou corrigidas com um fator de esfericidade , definido como a relação entre a área superficial de uma esfera de igual volume e a área superficial da partícula real. Um valor típico para esse fator é 0,75 (IZA, 1991). Com o desenvolvimento de biofilme na superfície, assume-se, embora apenas aproximado, que a película se distribuirá uniformemente ao redor da partícula, com igual espessura e de forma esférica. A densidade da partícula influencia na hidrodinâmica do leito e também no consumo de energia. Em geral, o material das partículas é poroso, sendo preenchido pelo líquido e pelos microrganismos, reduzindo a densidade srcinal. Quanto mais próximo o valor da densidade da partícula colonizada 3 com o da densidade do líquido (em geral próximo de 1000 kg/m ), o controle operacional ou hidrodinâmico fica mais difícil, uma vez que, experimentalmente, pode ser comprovado que as velocidades ascensionais necessárias para diferentes graus de expansão do leito, são bem próximas. As partículas poliméricas de dimensões entre 1 e 7 mm têm a grande vantagem de serem mais leves, com densidade próxima à do despejo, exigindo menores taxas de recirculação do efluente para fluidização do leito, e, consequentemente, menor consumo energético. Os estudos em escala piloto desenvolvidos por diversos pesquisadores têm atestado sua eficácia (TAVARES et al., 1994; WOLFF et al., 1998; HAIBO et al., 1999; HEIN DE CAMPOS, 2001). Devido às características hidrodinâmicas desse tipo de reator, as partículas estarão sujeitas a um movimento contínuo e vigoroso no meio do leito, havendo choques entre si e com as paredes do reator. Desse modo, a sua resistência à abrasão e aos esforços cortantes deve ser avaliada, para que não ocorram quebras e formação de diminutas partículas, com diferentes características de expansão ou fluidização, podendo provocar a sua perda junto com o efluente, tornando, portanto, mais difícil o controle operacional do processo. A rugosidade da superfície da partícula é importante na fase inicial da colonização, para que a aderência e fixação dos microrganismos seja viabilizada e mantida, tendo em vista os choques entre as partículas ou as forças de cisalhamento provocadas pelo líquido. As superfícies mais rugosas são indicadas po r causa da melhor aderência dos microrganismos em micro-poros , que, de certa forma, minimizam os efeitos dos choques e esforços do meio líquido. É importante o conhecimento e a
58 determinação dos fatores que afetam a concentração de polissacarídeos no biofilme, como uma medida da adesão bacteriana. Algumas propriedades químicas devem ser satisfeitas no tocante ao uso de materiais não tóxicos e que sejam inertes, uma vez que eles devem ser resistentes ao eventual ataque químico dos produtos que se formam no interior do reator. Apesar da adsorção ser uma causa mais física, essas características podem sera modificadas com o desenvolvimento dos biofilmes. maneira, tem sido observado que natureza do material tem influência durante o períodoDe daqualquer partida do reator. A velocidade de colonização, usando diferentes materiais, aumenta em ordem crescente, a partir do uso de material de vidro, zeólitas, carvão ativado e sepiolita, com propriedades adsortiv as mais favoráveis. Quando se trabalha com materiais poliméricos sintéticos, deve-se efetuar um tratamento superficial dos mesmos, para permitir melhor aderência inicial do biofilme. Esse tratamento pode ser feito com imersão do material em uma solução ácida.
4.7.3.3 Expansão do leito e cálculo da velocidade mínima de fluidização A viabilidade dos reatores de leito fluidizados trifásicos depende de seu comportamento hidrodinâmico, que pode ser caracterizado pelos seguintes parâmetros:
• altura do leito; •
retenção das fases sólida, líquida e gasosa;
• velocidade mínima de fluidização; • queda de pressão; •
velocidade superficial do gás e do líquido.
A altura do pode servisual determinada observação visual ado leitodo ouleito, pelo no gradiente pressão. O método daleito observação consistepela em medir diretamente altura caso dede coluna transparente, utilizando uma escala colocada junto ao reator. Este método é mais indicado quando se usa partículas grandes e/ou pesadas, uma vez que a interface do leito em fluidização com o líquido é bastante nítida na parte superior do reator. Quando a altura do leito não pode ser obtida visualmente, utiliza-se o método de gradiente de pressão, o qual é mais indicado para partí culas leves e/ou pequenas, uma vez que a interface sólido/líquido não é bem definida. Esse método baseia-se no fato da densidade do sólido ser maior do que a do líquido. A pressão varia mais rapidamente na seção trifásica (sólido-líquido-gás) do que na seção bifásica (líquido-gás), que fica acima do leito fluidizado. Para alguns autores citados por BERGAMASCO (1996), esse método não é adequado, já que o gradiente de pressão medido produz um valor da altura baseado num leito homogêneo irreal. A retenção das fases sólida, líquida e gasosa é afetada pela velocidade do gás e do líquido e também pelas propriedades do sólido, tais como diâmetro e densidade. A determinação individual da retenção de cada fase é importante, pois revela as quantidades de cada uma em suas respectivas frações volumétricas. A retenção gasosa pode ser considerada, sem levar a grandes erros, como retenção gasosa global, quando se trabalha com vazões de líquido e de gás suficientes para que o leito trifásico ocupe praticamente a totalidade do reator, diminuindo ou anulando a zona bifásica das retenções gasosa e líquida no topo do reator (BERGAMASCO, 1996). A retenção gasosa pode ser medida pelo método da queda de nível, no qual, com o reator operando nas condições de vazão de gás e de líquido desejadas, fecha-se simultaneamente as alimentações do gás e do líquido e mede-se a queda de nível de líquido na coluna. A diferença das alturas, multiplicada pela área da seção transversal da coluna, é o volume total de gás retido.
59 A velocidade mínima de fluidização (U mf) é definida como sendo a velocidade do fluído na qual as partículas começam a fluidizar, determinando o limite inferior da velocidade de operação do leito fluidizado. Ela depende da densidade e tamanho das partículas e das propriedades do líquido, tais como densidade e viscosidade. Como estas últimas variam em função da temperatura, a velocidade mínima de fluidização também depende desta.
A quedapor demeio pressão determina quantidade de envolvidanonaprocesso promoção do contato gáslíquido, do qual ocorre aa transferência de energia massa requerida (RIEDEL, 1995). A velocidade superficial do líquido (Ul) e a do gás (U G) são parâmetros importantes, tanto na caracterização como na concepção do leito fluidizado trifásico. Estas velocidades caracteriz am o regime de fluxo como:
•
fluxo de bolha dispersa, ou regime borbulhante uniforme;
•
fluxo de bolha descontínuo, ou regime turbulento;
•
regime de fluxo de coalescência de bolhas ( fluxo slugs), ou de bolhas de grande tamanho,devido à coalescência ou a uma má distribuição do gás a vazões elevadas.
Além das velocidades das fases gasosa e líquida, o tamanho das partículas também tem efeito no tamanho das bolhas, definindo o regime de fluxo. A velocidade do gás (U G) influencia no desenvolvimento do biofilme aderido às partículas. Resultados experimentais de COSTA (1991) e TAVARES (1992) mostram que, aplicando-se maior UG no reator, obtêm-se biofilmes mais finos e ativos. 4.7.3.4
Dimensionamento do reator
As bases teóricas da cinética de modelagem dos biofilmes estão bem documentadas na literatura. Em geral as equações descrevem o transporte e a difusão do substrato e sua utilização pelo biofilme, igualmente tem-se equações para o crescimento e perdas da biomassa em regime permanente. O transporte de massa do substrato ao biofilme, em regime permanente pode ser determinado através da Equação 4.6.
J=
( S a − S e ) × Qa
(4.6)
a ×V
na qual: 2
J: transporte de massa do substrato ao biofilme, em regime permanente (kg/m .d) Sa: concentração afluente do substrato (kg/m3) 3 Se: concentração efluente do substrato (kg/m ) Qa: vazão afluente, sem recirculação (m3/d) a: superfície específica do material suporte (m2/m3) 3 V= volume do reator (m ) O volume ocupado pelas partículas, por sua vez, pode ser determinado por:
V = A' a na qual : A’ = superfície do material suporte (m2)
(4.7)
60
HEATH et al. (1990) apresentaram um modo simplificado para cálculo do volume de reatores de biofilmes, determinando J, através de curvas padrão, e relacionando com o consumo de substrato. Para os leitos trifásicos, de regime de fluxo turbulento (mistura completa), utiliza-se diretamente as curvas, em função de parâmetros cinéticos determinados previamente. P ara os leitos fluidizados bifásicos, faz-se um cálculo iterativo parado diferentes do reator, fluxo pistão, variando-se a concentração efluente módulos (S) para cada trechoconsiderando-se considerado. o regime de A idade do lodo ( θc) é o inverso do coeficiente específico de desprendimento do biofilme (bs), este definido por RITTMANN (1982) através da Equação 4.8:
bs =
Qa × X e Mx
(4.8)
na qual: bs: coeficiente específico de desprendimento do biofilme (d-1) Qa: vazão afluente, sem recirculação (m3/d) 3 Xe: concentração da biomassa no efluente (kg/m ) Mx : massa total de biofilme no interior do reator (kg) A concentração X e pode ser determinada em termos de sólidos totais em suspensão (SST) ou de proteínas no efluente (PN susp). e e perdida A específica deem lodotermos (Y) é definida quantidade biomassa produzida (X na produção fase líquida, expressa de SST pela ou PN susp, emderelação à quantidade de )substrato consumido (DBO5 ou DQO), determinada pela Equação 4.9.
Y=
Xe S cons
(4.9)
na qual: Y: produção específica de lodo (kg/kg) Na prática, porém, utilizam-se critérios empíricos para o dimensionamento dos reatores, tais como: a carga orgânica volumétrica (kgDBO/m³.d), a carga superficial (kgDBO/m².d), o tempo de detenção hidráulica (TDH) e a carga hidráulica (m³/m².h). No entanto, os valores utilizados são baseados em situações particulares e não devem ser estendidos a todos os casos.
4.7.3.5 Sistema de distribuição do afluente O sistema de distribuição do afluente é um ponto chave em reatores desse tipo, influenciando diretamente no desempenho e comportamento do leito de lodo. Muitos reatores industriais possuem patentes no tocante aos detalhes desses sistemas. Para reatores de pequenos diâmetros, em geral se empregam tubos que conduzem o afluente do topo para baixo, de modo que o fluxo do líquido seja ascendente. Para o caso de reatores de maior porte, o uso comum é de um sistema de distribuição com tubulações dispostas no fundo formando uma rede, com peças distribuidoras nas extremidades direcionadas para o fundo, com o objetivo de provocar jatos com alta turbulência. Esta turbulência evita zonas mortas e induz a necessária agitação no leito para a mistura e contato entre os substratos
61 e os microrganismos. Deverá ser considerada a perda de carga no sistema de distribuição, tendo em vista a economia da operação, em termos de consumo de energia. 4.7.3.6 Sistema de bombeamento
O bombeamento, além da influência direta na hidrodinâmica do reator, é importante em função dos custos operacionais. Isso implica em tentar reduzir, ao mínimo possível, a recirculação do efluente. Por outro lado, dois fatores devem ser considerados: o fator de diluição do afluente e o fator de recirculação necessário, para manter as condições hidrodinâmicas previstas em projeto. O compromisso com ambos os fatores pode ser traduzido pela relação entre a altura e o diâmetro do reator. Essa relação é importante porque influencia na taxa de recirculação necessária para manter a velocidade superficial e o grau de expansão e homogeneização desejados. Um panorama da interrelação entre esses fatores pode ser visualizado na Tabela 4.15. Tabela 4.15 - Interrelação entre alguns fatores de projeto e operaç ão com a geometria do reator
Relação H/D (altura/diâmetro) Alta Baixa
Diluição
Bombeamento
Alta Baixa
Menor Maior
Distribuição Fácil Difícil
Custo Maior Menor
Área da base Pequena Grande
Fonte: IZA (1991) A conexão entre o afluente e a recirculação também é um outro aspecto a ser considerado. Em geral, a vazão deNeste recirculação, dependendoa da geometria adotada,antes podedaserbomba váriasdavezes maior queo aque do afluente. caso, recomenda-se conexão do afluente recirculação, pode economizar energia em função da menor pressão, maior facilidade operacional para manter a expansão do leito de lodo, além de flexibilidade, no caso de sobrecargas hidráulicas. Outra alternativa pode ser também o bombeamento em linhas separadas, para dentro do reator, de afluente e de recirculação. A linha de recirculação pode ter srcem em dois pontos do reator, uma no topo em derivação da linha do efluente descarregado, ou na parte inferior da zona de sedimentação, o que resultaria em menor velocidade nessa região. Uma recomendação para evitar a excessiva abrasão nos equipamentos de bombeamento, devido ao possível carreamento de partículas sólidas do leito para a recirculação, seria o uso de um dispositivo na própria linha para a sua retenção. Os valores das taxas de recirculação citados têm sido muito variáveis, entre 0,5 a 100 (CAMPOS e PEREIRA, 1999). A taxa de recirculação também pode ser determinada em função de necessidades do processo biológico aeróbio, de modo a garantir que o oxigênio não seja fator limitante ao processo. Assim, SHIEH e KEENAN (1986), consideraram que 1,0 kg de O 2 era necessário para a remoção de 1 kg de DBO5 e que 4,3 kg de O 2 eram necessários para a produção de 1,0 kg de NO 3- - N. 4.7.3.7 Separador gás-líquido-sólido
Nos reatores de leito fluidizado ou expandido anaeróbios, pelas características próprias de sistemas de altas taxas de aplicação de cargas orgânicas e pela geometria, que usualmente propicia altas taxas hidráulicas, resulta em consequência, em alta produção de biogás. Considerando o requisito de se manter a biomassa retida, há, portanto, a necessidade de um eficiente sistema de separação dos gases
62 e de retenção dos sólidos. No caso de reatore s aeróbios, a injeção de ar ou oxigênio também contribui para a formação de bolhas que ascendem ao topo do reator, que se assemelha muitas vezes à superfície de um recipiente com água fervente borbulhante. Portanto, o dispositivo de separação entre as fases, seja o reator aeróbio ou anaeróbio, deve ser adequado para as condições de alta taxa. Adicionalmente, no caso de efluentes contendo compostos surfactantes, pode-se provocar a formação de grande quantidade de espumas e escuma. Neste caso, poderá haver alguns problemas de entupimento das tubulações de retirada de gases ou da recirculação do efluente, ocasionalmente conduzindo também à deterioração da qualidade do efluente. Consequentemente, algum dispositivo, como jato de água para quebra de espuma ou o uso de agentes anti-espumante, pode ser recomendado.
4.7.4 Aspectos Construtivos de Reatores de Leito Fluidi zado ou Expandid o Em função das características geométricas do reator, de considerável altura e base menor, esta última deve naturalmente se apresentar suficientemente sólida, devido à maior carga estrutural por unidade de área. Por uma questão de flexibilidade operacional e de implantação, deve-se, sempre que possível, prever a modulação. Ainda em termos de implantação, para o caso de reatores préfabricados, deve-se prever o transporte que usualmente será o rodoviário. Consequentemente, poderá haver limitação em termos de altura do reator e peso, além das outras dimensões. Os reatores também poderão ser pré-fabricados em partes e montados no local. Os materiais mais comumente indicados para a construção desse reator têm sido o concreto, a chapa metálica e a fibra de vidro (CAMPOS e PEREIRA,1999). Para os dois primeiros, devido à possível formação de alguns compostos corrosivos, recomenda-se o revestimento interno especial para a proteção das paredes. O uso de reatores pré-fabricados implica necessariamente no uso de guindaste ou equipamentos similares para o içamento e acoplamento das partes, uma vez que a altura será considerável. Há ainda a possibilidade de uso combinado de materiais, tendo-se como exemplo o uso de fibra de vidro para a construção de separadores gás-líquido-sólido em reatores de concreto. Na Tabela 4.16 é apresentado um sumário comparativo de uso dos 3 materiais mais comuns para esse tipo de reator, de acordo com CAMPOS e PEREIRA (1999). Tabela 4.16 - Aspectos construtivos comparativos com uso de 3 materiais para reator fluidizado ou expandido Aspectosconstrutivos Chapa metálica Necessário
Revestimento especial
Material Fibra de vidro Não necessário
Concreto Necessário
Limitaçãodedimensões
Sim
Muito
Não
Peso
Médio
Menor
Maior
Fundação
Requer atenção
Requer atenção
Requer muita atenção Sim
Fabricaçãoemsérie
Sim
Sim
Disponibilidade de reator com dimensões para a vazão de projeto
Nem sempre
Nem sempre
Sempre
Médio
Maior
Menor
Necessário
Nãonecessário
Custo de construção somente do reator Içamento
ou
fabricação
Necessário
63 Construção nolocal da obra Mudança de local do reator após a instalação Modulaçãodoreator Operação de reator em escala real
Possível Possível Sim Conhecida
Possível Possível Sim Desconhecida
Possível Impossível Sim Conhecida
Fonte: CAMPOS e PEREIRA (1999) 4.7.5 Aspectos Operacio nais de Reato r de Leito Fluidiza do ou Expandi do
A operação de um reator biológico sempre se constitui de duas fases, a da partida e da operação em regime permanente. Durante a partida, o leito de partículas se comportará como um sistema em regime não-permanente, sendo que apenas no início da partida as partículas de suporte terão as características físicas, químicas e biológicas mantidas. À medida que se desenvolve o biofilme nas partículas, aquelas características vão se alterando e o leito de biopartículas vai passando de um sistema bifásico para trifásico, em função da produção de gás em sistema anaeróbio ou da injeção de ar em sistema aeróbio. Assim, as condições operacionais vão se alterando. Para a partida em si, CAMPOS e PEREIRA (1999) recomendam: a utilização ou não de inóculo; adaptação prévia do meio suporte ao inóculo ou ao efluente; • aumento gradual ou imediato da vazão afluente, que dependerá da quantidade e qualidade do inóculo; • aumento gradual ou imediato da vazão de recirculação. A partida em escala real do reator anaeróbio da EESC-USP (tratando esgotos domésticos) ocorreu em 140 dias (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Em escala piloto, a partida do reator aeróbio, utilizado por HEIN DE CAMPOS (2001), ocorreu com utilização de inóculo proveniente de tanque de aeração, sendo o reator mantido durante 5 a 12 horas com baixa aeração (1/3 da vazão de ar), de modo a conduzir as bactérias à fixação no meio suporte. Em seguida, o reator foi alimentado gradativamente com o efluente, por um período de 12 a 24 horas, até chegar à vazão afluente desejada, após o que, em apenas 24 horas de seu funcionamento, o reator já se encontrava em regime permanente quanto à degradação do substrato. O controle da velocidade ascensional é importante para que as forças de cisalhamento resultantes não provoquem o arraste e perda de biomassa com o efluente do reator. O controle da velocidade pode ser efetuado, na prática, através do uso de inversores ou variadores de frequência da rotação das bombas do afluente e da recirculação do efluente, que, em última análise, controlam as vazões. Outros controles operacionais recomendados por CAMPOS e PEREIRA (1999) são: • percentual de expansão do leito; • perda de carga na zona de reação; • taxa de recirculação; • produção de biogás e percentagem de metano (no caso de reator anaeróbio); • quantidade de lodo de excesso; • consumo de energia através de dados de voltagem, amperagem e horímetros. Recomenda-se, ainda, o monitoramento laboratorial para o desempenho do reator. • •
64
4.7.6 Reatores anaerób ios de leito flui dificado ou expandido 4.7.6.1 Considerações preliminares Conforme descrito anteriormente, os reatores aeróbios ou anaeróbios de leito fluidificado ou expandido, com meio suporte inerte para a aderência e fixação dos microrganismos, se assemelham em concepção e funcionamento, uma vez que a operação em geral ocorre em sistema trifásico em ambos os casos (gás-líquido-sólido). A diferença fundamental se relaciona com o gás, sendo ar ou oxigênio adicionado no reator aeróbio, ao passo que o biogás (metano e gás carbônico) é gerado no reator anaeróbio. Outra diferença menor se refere ao separador de fases na parte superior dos reatores, havendo coleta e retirada específica para o biogás, no caso dos reatores anaeróbios. Entretanto, pode-se considerar que os reatores anaeróbios de leito fluidificado ou expandido apresentam duas variantes com algumas especificidades próprias, os conhecidos como EGSB e IC.
4.7.6.2 Reator EGSB O reator anaeróbio de leito granular expandido (EGSB), para muitos é considerado como um melhoramento do reator UASB, uma vez que a sua concepção é a mesma, com diferença apenas na aplicação das cargas hidráulicas ou velocidades ascensionais, da ordem de até 10 m/h. Sendo assim, as características hidrodinâmicas se aproximam exatamente às dos reatores de leito expandido, com a diferença no uso de material suporte inerte neste e de lodo granular no EGSB. A geometia do reator EGSB é semelhante ao do reator de leito expandido, com relação entre altura e diâmetro elevada. Da mesma forma, existe usualmente a recirculação do efluente. Devido às suas caracteristicas operacionais, é essencial o uso já na sua inoculação de lodo granular de boa qualidade, que, via de regra, é obtido de reatores tipo UASB. Para manter o requisito de alta retenção biomassa ativa, é obrigatória instalação, como nos reatores de leito expandido, de um eficiente de sistema de separação dos sólidos.a Em caso contrário, haveria o risco de perda de biomassa com o efluente, podendo reduzir drasticamente a sua quantidade e, consequentemente, a sua eficiência. As potencialidades desse reator também são promissoras, pois apresenta as mesmas vantagens do reator de leito expandido, além das vantagens intrínsecas dos reatores UASB. Para muitos, o controle do processo é maior nos reatores EGSB, comparado com os reatores de leito expandido, por causa da forma de agregação da biomassa, considerada mais fácil de controlar, retirar intencionalmente e manter a sua concentração no reator quando na forma de grânulos, do que na forma de película aderida em material suporte inerte. A aplicabilidade do reator EGSB em escala real tem sido no tratamento de efluentes industriais de cervejarias e de processamento de alimentos, que, em muitos casos, se caracterizam pela geração de esgotos mais diluídos e, às vezes, em baixas temperaturas. São para essas condições que se aplicam muito bem aqueles reatores, pelas suas características hidrodinâmicas, que resultam em alto grau de mistura e contato necessário entre os substratos e os microrganismos. Daí porque também se indica para o caso de pós-tratamento, para a remoção de DQO remanescente. As experiências para póstratamento de efluentes domésticos se encontram ainda em fase de experimentação em escala piloto.
4.7.6.3 Reator de recirculação interna (IC) A semelhança hidrodinâmica desse reator IC ( internal circulation) com o reator de leito expandido é a mesma apresentada pelo reator EGSB. O reator IC é considerado uma versão tecnológica mais desenvolvida do reator EGSB. A geometria e velocidades ascensionais são similares, com alto nível de agitação e grau de mistura hidráulica. O lodo utilizado também é granular, porém com um diferencial que tinha sido observado em reatores tipo UASB e EGSB e também nos próprios reatores
65 anaeróbios de leito expandido: o uso intencional do biogás produzido para auxiliar e melhorar o grau de agitação interna. A influência do gás na hidrodinâmica daqueles reatores tem sido reportada como possivelmente mais importante que a própria agitação provocada hidraulicamente, em função da velocidade ascensional do líquido. Já há similar aeróbio (patenteado), com uso de material suporte inerte para a aderência da biomassa, usado em tratamento de efluente de cervejaria. O reator IC se caracteriza pelo usoforça do biogás formado interna e que sedo acumula superior em atingir tanque apropriado e pressurizado, que a circulação líquidonaeparte de lodo, após determinado nível de pressão. A retirada do gás em excesso é controlada, ocorrendo após acumulação limite. Em geral o reator IC possui duas zonas distintas, uma inferior formada pelo leito de lodo granular que se mantém em constante agitação e expansão, em função da vazão afluente e do líquido recirculado internamente, este através de tubulação central conectado ao tanque de gás. Considera-se que nesta zona a agitação se aproxima do regime de mistura completa. A segunda é a zona superior, separada da primeira por dispositivos que forçam a passagem ascensional do líquido, porém retém a maior parte do lodo na zona inferior de grande turbulência. Essas características o indicam para o uso em tratamento de efluentes diluídos, que requerem alto grau de contato, portanto, também para o pós-tratamento. Apesar das reconhecidas vantagens hidrodinâmicas e eficiência de tratamento, esses reatores requerem uma operação mais cuidadosa e pessoal mais treinado e experiente.
66
4.8
FILTROS ANAERÓBIOS
4.8.1 Introduç ão Os filtros anaeróbios são utilizados para tratamento de esgotos pelo menos desde a década de 1950, mas constituem ainda uma tecnologia em franco desenv olvimento. A busca de alternativas para o material de enchimento, que é responsável pela maior parcela dos custos e pelo volume, e o aperfeiçoamento de detalhes construtivos, incluindo o sentido do fluxo e a facilidade de remoção do lodo de excesso, são os aspectos que merecem maior atenção no desenvolvimento tecnológico dos filtros anaeróbios. Porem, o fato de ser uma tecnologia ainda em desenvolvimento não impede a aplicação dos filtros anaeróbios em escala real, com grande sucesso e ótimos resultados. No Brasil, o filtro anaeróbio tornou-se mais popular a partir de 1982, quando a NBR 7229 , "Construção e Instalação de Fossas Sépticas e Disposição dos Efluentes Finais", da ABNT, incorporou diretrizes básicas para o projeto e construção dos filtros anaeróbios, incentivando o seu uso associado aos tanques sépticos, como unidade de pós-tratamento dos efluentes. O filtro da NBR-7229/82 causou vários problemas operacionais, principalmente quando o projeto não previa a remoção do lodo acumulado na pequena câmara inferior de entrada. Contudo, teve o mérito de difundir a alternativa e provocar sua evolução tecnológica. A nova norma da ABNT sobre pós-tratamento de efluentes de tanques sépti cos (NBR 13969, setembro de 1997), também trata apenas de filtros ascendentes e é ainda bastante limitada no emprego de filtros anaeróbios para tratamento de esgotos. Mesmo assim, oferece uma contribuição para o aperfeiçoamento, a difusão e o incentivo ao uso de filtros anaeróbios. Evidentemente, o filtro anaeróbio não se presta apenas para pós-tratamento dos efluentes de pequenos tanques sépticos. Mais recentemente, os filtros anaeróbios vêm sendo aplicados no Brasil para pós-tratamento (polimento) de efluentes de grandes decanto-digestores e de reatores anaeróbios de manta de lodo, com vazões de até mais de 40 L/s. No âmbito do PROSAB, três instituições distintas estudam filtros anaeróbios. Na UNICAMP, vêm sendo realiz adas pesquisas, em escala piloto, utilizando gomos de bambu (Bambusa tuldoides) de aproximadamente 4,0 cm de diâmetro e altura, inteiros e partidos em bandas, como enchimento de filtros anaeróbios de fluxo ascendente, com bons resultados. O bambu mantém as suas características iniciais, sem alterações aparentes, indicando que sua vida útil pode ser bem longa. Revelou-se um meio bastante interessante devido a o seu baixo custo, durabilidade, grande volume de vazios, grande área superficial específica e baixo peso, além do seu bom desempenho. Na UFMG, foi utilizado, como meio suporte de um filtro anaeróbio de fluxo ascendente piloto, um rejeito industrial obtido em siderúrgicas no processo de redução do minério de ferro: escória de altoforno, tipo ácida, com granulometria selecionada entre 50 e 76 mm. Os resultados obtidos indicaram que o s filtros anaeróbios foram capazes de complementar satisfatoriamente a redução de material orgânico particulado e dissolvido presente no esgoto afluente ao filtro (efluente de um reator UASB), produzindo um efluente final com concentrações médias de DQO, DBO E SST usualmente abaixo de 120 mgDQO/L, 60 mgDBO/L e 30 mgSST/L. Além da boa eficiência obtid a no processo de tratamento, deve-se ressaltar que a escória é um material de baixo custo e abundante em regiões com indústrias siderúrgicas. Não houve entupimento, nem sinais de deterioração da escória (CHERNICHARO e MACHADO, 1998).
67 Na UFRN tem sido estudado o desempenho de filtros anaeróbios de fluxo descendente afogados, com volumes idênticos, mas com diferentes materiais de enchimento (brita comercial, brita n o 4, seixo rolado classificado, tijolos cerâmicos vazados e anéis de eletroduto corrugado de plástico) e sob várias condições operacion ais, com as seguintes conclusões: o s vários tipos de pedras utilizados apresentaram eficiências muito próximas, resultando em efluentes com cerca de 20 mg/L de SS e 120 mg/L de DQO total; o filtro com enchimento de conduíte cortado apresentou um excelente desempenho, com médias no efluente de até 15 mg/L de SS e de DQO filtrada de até 78 mg/L; e o tijolo cerâmico de oito furos, usual na construção civil, mostrou-se uma opção viável para enchimento de filtros anaeróbios, embora a eficiência do filtro com este material de enchimento seja menor do que com os outros materiais experimentados (ANDRADE NETO et al. , 2000).
4.8.2 Descrição da Tecnologi a O filtro anaeróbio é um tanque contendo material de enchimento que forma um leito fixo. Na superfície de cada peça do material de enchimento ocorre a fixação e o desenvolvimento de microrganismos, que também agrupam-se, na forma de flocos ou grânulos, nos interstícios deste material. Os compostos orgânicos solúveis contidos no esgoto afluente entram em contato com a biomassa, difundindo-se através das superfícies do biofilme ou do lodo granular, sendo então convertidos em produtos intermediários e finais, especificamente metano e gás carbônico. São, portanto, reatores com fluxo através do lodo ativo e com biomassa aderida, ou retida, no leito fixo. Os filtros anaeróbios podem ter várias formas, configurações e dimensões, desde que se obtenha um fluxo bem distribuído através do leito. Os mais usuais têm fluxo ascendente ou descendente. Nos filtros de fluxo ascendente, o leito é necessariamente submerso (afogado). Os de fluxo descendente podem trabalhar afogados ou não. Geralmente são cobertos, mas podem ser implantados sem cobertura, quando não houver preocupação com a eventual emanação de maus odores. As Figuras 4.24 e 4.25 apresentam cortes esquemáticos de filtros anaeróbios ascendente e descendente afogado, onde podem ser observados os principais dispositivos que garantem o funcionamento da unidade de tratamento.
Fig. 4.24 – Cortes esquemáticos de um filtro anaeróbio ascendente
Fig. 4.25 – Cortes esquemáticos de um filtro anaeróbio descendente afogado
A NBR 13969, da ABNT, define que o filtro anaeróbio (filtro anaeróbio de leito fixo com fluxo ascendente) “consiste de um reator biológico onde o esgoto é depurado por meio de microrganismos não aeróbios, dispersos tanto no espaço vazio do reator quanto nas superfícies do meio filtrante”, e apresenta desenhos de quatro modelos. Contém especificações e detalhes construtivos para todos.
68 Dois deles são, na verdade, reatores mistos, com duas câmaras: a inferior sem enchimento, por onde os esgotos entram como se fosse em um reator de manta de lodo; e a segunda, sobre um fundo fal so, contendo o material de enchimento (brita). 4.8.3 Aplicabilidade
Os filtros anaeróbios apresentam vantagens dos reatores anaeróbios com fluxo através do lodo ativo, destacando-se, comparativamente, nas seguintes vantagens específicas: resistem bem às variações do afluente e propiciam boa estabilidade ao efluente, com baixa perda dos sólidos biológicos; não necessitam de inóculo para a partida; propiciam enorme liberdade de projeto; e têm construção e operação muito simples. Tanto podem ser aplicados para tratamento de esgotos concentrados como diluídos. Contudo, são mais indicados para esgotos predominantemente solúveis, porque o risco de entupimento do meio filtrante aumenta com a concentração de sólidos suspensos do afluente. Portanto, embora possam ser utilizados como unidade principal do tratamento dos esgotos, são mais adequados para pós-tratamento (polimento). Prestam-se para pós-tratamento de outras unidades anaeróbias, conferindo elevada segurança operacional e maior estabilidade ao efluente, mas também podem ser aplicados com vantagens para pós-tratamento de outros processos. O efluente de um filtro anaeróbio é geralmente bastante clari ficado e tem relativamente baixa concentração de matéria orgânica, inclusive dissolvida, porém é rico em sais minerais. É muito bom para a disposição no solo, não somente por infiltração, mas, também, para irrigação com fins de produção vegetal, desde que sejam resguardadas as preocupações com os microrganismos patogênicos, usualmente presentes em grandes quantidades nos efluentes de filtros que tratam esgotos domésticos. Nesses casos, a desinfecção pode se tornar necessária, para a qual podem ser aplicados os processos usuais (ver Capítulo 7). As principais limitações dos filtros anaeróbios decorrem do risco de obstrução do leito (entupimento ou colmatação dos interstícios) e do volume relativamente grande, devido ao espaço ocupado pelo material inerte de enchimento. Dois novos modelos de sistemas com filtros anaeróbios vêm sendo aplicados no Brasil para pós tratamento de efluentes de reatores anaeróbios de porte médio e grande, em escala real: • Um sistema que associa decanto-digestor e filtros anaeróbios de fluxo ascendente e descendente afogados, em um arranjo compacto, vem sendo aplicado e desenvolvido tecnologicamente no Rio Grande do Norte, com algumas unidades de porte médio em operação naquele Estado e projetos também no Rio de Janeiro e em Alagoas. O sistema é constituído de um tanque sépti co prismático retangular, com duas câmaras em série e um pequeno filtro de pedras acoplado em comunicação direta, e dois filtros anaeróbios afogados que ladeiam o tanque séptico (detalhes em ANDRADE NETO 1997 e ANDRADE NETO et al., 1999). •
No Paraná, a SANEPAR vem projetando, construindo e operando grandes filtros anaeróbios para pós tratamento de reatores de manto de lodo. São reatores cilíndricos com o fundo inclinado, construídos em concreto armado, semi-enterrados, que podem ser cobertos ou não. O primeiro foi construído em 1996 e já existem mais de 10 em operação, cerca de 7 em obras e mais 20 projetados. Atendem a populações que variam de 1.500 a 50.000 habitantes, com diâmetros entre 8 e 30 m e profundidade entre 2,2 e 4,0 m, sendo a altura do leito de brita nº 4 entre 1,2 e 3,0 m. Têm propiciado bons resultados, com tempo de detenção hidráulica de projeto entre 7 e 13 horas. Segundo informações do Engenheiro Décio Jurgensen, da SANEPAR, os sistemas compostos de RALF (reator de manta de lodo), seguido desses filtros anaeróbios, propiciam efluentes com
69 menos de 20 mg/L de Sólidos Suspensos e DQO meno r que 100 mg/L. Também em Minas Gerais, a COPASA/MG implantou, recentemente, a estação de tratamento de esgotos da cidade de Ipatinga, com capacidade para atender uma população de 200 mil habitantes, composta de reatores UASB e pós-tratamento em filtros anaeróbios. No momento, foram implantados apenas dois filtros anaeróbios (de um total previsto de 10 unidades), sendo que os resultados obtidos nessa unidade possibilitarão aferir os parâmetros de dimensionamento para as demais unidades a serem implantadas. As figuras 4.26 e 4.27 ilustram os filtros anaeróbios da ETE Colombo (SANEPAR) e ETE Rio Doce, na cidade de Ipatinga (COPASA/MG).
Fig. 4.26 – Filtro anaeróbio pós reator RALF (ETE Colombo/PR - vazão 30 L/s)
Fig. 4.27 - Filtro anaeróbio pós reator UASB (ETE Rio Doce - Ipatinga/MG – vazão de cada filtro: 40 L/s)
4.8.4 Critérios e parâmetros de projeto 4.8.4.1 Considerações preliminares Os dados sobre filtros anaeróbios aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios são ainda muito escassos, além de dispersos. Os critérios e parâmetros aqui apresentados são fruto dos resultados das pesquisas desenvolvidas no âmbito do PROSAB. A eficiência dos filtros na remoção da carga orgânica e sólidos está associada à atividade biológica, fortemente influenciada pela temperatura, e, principalmente, por duas variáveis de projeto: tempo de retenção celular ( θc), ou tempo de retenção de sólidos biológicos no interior do filtro, e tempo de detenção hidráulica (θh). Ocorre que o θc depende do tipo de meio filtrante (e sua capacidade de retenção) e do θh. Sendo este último de mais fácil determ inação e, para leitos semelhantes, determinante do θc, mostra-se como o mais importante, e disponível, parâmetro de projeto. (ANDRADE NETO, 1997)
4.8.4.2 Tempo de detenção hidráulica O tempo de detenção hidráulica refere-se ao tempo médio de permanência do líquido no interior do filtro, sendo expresso a partir da seguinte expressão: θh =
V Q
(4.10)
70 na qual: θh: tempo de detenção hidráulica (h) 3 V: volume do filtro anaeróbio (m ) 3 Q: vazão média afluente ao filtro anaeróbio (m /d)
Fruto das pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, filtros anaeróbios utilizados para o póstratamento de efluentes de tanques sépticos e reatorescom UASB, tem-se observado que os FA são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são operados com tempos de detenção hidráulica da ordem de 4 a 10 h. O acréscimo da taxa de remoção não é diretamente proporcional ao aumento do TDH. Evidentemente, devem ser levadas em consideração a configuração do reator e as concentrações no esgoto afluente. A determinação do tempo de detenção ainda exige certa sensibilidade e experiência do projetista, enquanto não se tem dados de pesquisa suficientes. O cálculo do volume é obtido multiplicando-se a vazão média diária pelo tempo de detenção hidráulica arbitrado, de acordo com a equação 4.10. 4.8.4.3 Meio suporte As finalidades meio suporte são: • permitir o acúmulo de grande quantidade de biomassa, com o conseqüente aumento do t empo de retenção celular;
•
melhorar o contat o entre os constituintes do despejo afluente e os sólidos biológicos contidos no
reator; • atuar como uma barreira física, evitando que os sólidos sejam carreados para fora do sistema de tratamento; e
•
ajudar a promover a uniformização do escoamento no reator.
Pode-se dispor de uma grande variedade de materiais para enchimento de filtros anaeróbios. Evidentemente, deve-se preferir materiais que tenham as seguintes características principais (CAMPOS et al., 1999): • que sejam estruturalmente resistentes e suficientemente leves;
• que sejam biológica e quimicamente inertes; •
que facilitem a distribuição do fluxo e dificultem a obstrução;
• que tenham preço baixo; • que sejam de fácil aquisição
Atualmente, há entendimento entre vários autores de que, em filtros anaeróbios com leito submerso (afogado), a estabilização da matéria orgânica deve-se, principalmente, aos sólidos acumulados nos interstícios do material de enchimento. A capacidade do leito em acumular lodo ativo e distribuir o fluxo dentro do reator parece ser o fator de maior importância. Portanto, há que se atentar para o índice de vazios e a uniformidade do material de enchimento (ANDRADE NETO et al. , 2000).
71 No Brasil, o material mais utilizado para enchimento dos filtros anaeróbios é a pedra britada nº 4, que é um material muito pesado e relativamente caro, devido à sua classificação granulométrica. Ademais, a brita no 4 tem um índice de vazios muito baixo, em torno de 50%, com implicações sobre o volume e a capacidade de acumular lodo ativo. Outros materiais já foram estudados e experimentados no enchimento de filtros anaeróbios no Brasil: gomos de bambu (COUTO & FIGUEIREDO, 1993; NOUR et al , 2000); escória de alto forno de siderúrgicas (CHERNICHARO, 1997); vários tipos e granulometria de pedras, tijolos cerâmicos vazados comuns e anéis de eletroduto corrugado de plástico (ANDRADE NETO et al. , 2000).
4.8.4.4 Altura da camada de meio su porte A definição da altura do meio suporte e da relação entre a altura e a área horizontal do filtro constituem-se em uma das maiores preocupações dos projetistas. A relação entre a altura e a área do leito não constitui fator muito importante no desempenho do reator, conforme demonstram os resultados encontrados por vários pesquisadores, indicando pouca influência da altura da camada de meio filtrante na eficiência do filtro (CAMPOS et al., 1999). Porém, aspectos operacionais tem grande influência na relação entre altura e área do filtro. Em princípio, quanto maior a altura do leito filtrante maior a dificuldade de remoção do lodo em excesso, quando for realizado o esgotamento do filtro para desobstrução dos interstícios (limpeza). Por outro lado, dependendo do sentido de fluxo, dos dispositivos de entrada e saída e da maneira prevista para remoção do lodo em excesso (sucção, descarga de fundo, etc), uma grande área também pode dificultar essa remoção. Aspectos construtivos também orientam a determinação das dimensões dos filtros. Se o filtro for coberto, o custo da cobertura pode favorecer a opção por um filtro de maior altura e, se for enterrado e o solo apresentar dificuldades para escavação, é mais indicado que o filtro seja projetado com alturas menores. A NBR 13969 (ABNT, 1997) limita a altura máxima do leito filtrante a 1,20 m, sendo que, nos dois modelos que têm fundo falso, a altura do leito filtrante é limitada em 0,60 m. No entanto, com base na experiência brasileira e nas pesquisas desenvolvidas mais recentemente no âmbito do PROSAB, pode-se recomendar, para a maioria das condições de aplicação de filtros anaeróbios para o póstratamento de efluentes de reatores anaeróbios, que a altura do meio suporte deve ficar compreendida entre 0,8 e 3,0 m. O limite superior de altura do meio suporte é mais adequado para reatores com menor risco de obstrução do leito, o que depende, principalmente, do sentido do fluxo, do tipo de material de enchimento e das concentrações do afluente. Um valor mais usual deve situar-se em torno de 1,5 m. Calculado o volume em função da vazão média e do TDH, as dimensões do reator dependem da altura arbitrada e do modelo a ser projetado.
4.8.4.5 Taxa de aplicação superficial A taxa de aplicação hidráulica superficial refere-se à quantidade de esgotos aplicados diariamente ao filtro anaeróbio, por unidade de área do meio suporte do filtro, calculada através da Equação 4.10
qS = Q A na qual: qS: taxa de aplicação hidráulica superficial (m3/m2.d)
(4.10)
72 Q: vazão média afluente ao FA (m3/d) A: área da superfície livre do meio suporte (m 2) Fruto das pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, com filtros anaeróbios utilizados para o póstratamento de efluentes de reatores UASB, tem-se observado que os FA são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de superficial DBO e sólidos suspensos, aplicação hidráulica da ordem 6 a 15 m3quando /m2.d. os mesmos são operados com taxa s de
4.8.4.6 Carga orgânica volumétrica A carga orgânica volumétrica refere-se à quantidade de matéria orgânica aplicada diariamente ao filtro anaeróbio, por unidade de volume do filtro ou de volume do meio suporte, calculada através da Equação 4.11. Cv =
Q × Sa V
(4.11)
na qual: 3 Cv: carga orgânica volumétrica (kgDBO/m .d) Q: vazão média afluente ao FA (m3/d) 3 Sa: concentração de DBO do esgoto afluente ao FA (kgDBO/m ) V: volume total do filtro ou volume ocupado pelo meio suporte (m3)
Da mesma forma que para a taxa de aplicação superficial, as pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB têm indicado que os FA são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são operados com cargas orgânicas volumétricas da ordem de 0,15 a 0,50 kgDBO/m 3.d, para o volume total do filtro, e de 0,25 a 0,75 kgDBO/m 3.d, para o volume da camada de meio suporte.
4.8.4.7 Sistema de distr ibuição e coleta do efluente Um aspecto muito importante do projeto de filtros anaeróbios diz respeito ao detalhamento dos dispositivos de entrada e saída dos esgotos, já que a eficiência do sistema de tratamento depende substancialmente da boa distribuição do fluxo no leito filtrante, e esta está condicionada à correta previsão desses dispositivos de entrada e saída. No caso de filtros anaeróbios ascendentes, tem-se utilizado, na prática, um tubo de distribuição de vazão para cada 2,0 a 4,0 m 2 de área de fundo do filtro. Nas Figuras 4.28 e 4.29 são mostrados o dispositivo de distribuição de esgotos, através de tubos perfurados, e a canaleta de coleta do efluente. Nessas figuras pode-se observar, ainda, os detalhes do fundo falso e da laje perfurada que sustentará o meio suporte.
73
Fig. 4.28 – Dispositivo de distribuição de esgotos no fundo do um filtro anaeróbio
Fig. 4.29 – Dispositivo de distribuição de esgotos no fundo do um filtro anaeróbio
(ETE Rio Doce - Ipatinga/MG – vazão de cada filtro: 40 L/s)
(ETE piloto da UFRN- vazão: 30 L/s)
4.8.4.8 Dispositivos para amos tragem e remoç ão de lodo O projeto dos filtros anaeróbios deve propiciar facilidades para a amostragem e remoção periódica do lodo, prevendo dispositivos e acessos adequados e suficientes. Para o caso de filtros ascendentes, com fundo falso, tem sido comum a previsão de pelo menos dois amostradores de lodo, um junto ao fundo e outro imediatamente abaixo da laje do fundo falso, a fim de permitir o monitoramento da concentração e da altura do leito de lodo. Adicionalmente, pode-se prever outros amostradores de lodo ao longo da altura do meio suporte (a cada 0,5 ou 1,0 m). Esses amost radores auxiliam, sobremaneira, o planejamento dos descartes de lodo excedente, antes que este possa influenciar negativamente o eventual entupimento e colmatação do meio suporte.
4.8.4.9 Recirculação do efluente Para tratamento de efluentes de tanque séptico aplicado a esgotos sanitários, a recirculação do efluen te de filtr os anaer óbios, asc end entes ou des cen den tes , ger almente não se faz nece ssári a, tend o em vista que as conc entraçõe s de matéri a orgân ica aflu entes ao filtro anaeróbio geralmente não são muito elevadas (ANDRADE NETO, 1997).
4.8.4.10 Resumo dos critérios e parâmetros de projeto Um resumo dos principais critérios e parâmetros que norteiam o projeto de filtros biológicos percoladores, aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, conforme abordado nos itens anteriores, é apresentado na Tabela 4.17.
74 Tabela 4.17 – Taxas de aplicação recomendadas para o projeto de filtros anaeróbios aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios
Critério/parâmetro de projeto
Faixa de valores, em função da vazão Para Q média Para Q máximadiária Para Q máxima horária Meiosuporte Pedra pedra Pedra Profundidade do meio suporte (m) 0,8 a 3,0 0,8 a 3,0 0,8 a 3,0 Tempo de detenção hidráulica* (h) 10 5a 8a4 63a Taxa de aplicação superficial (m3/m2.d) 6a10 8a12 10a15 3 Carga orgânica (kgDBO/m .d) 0,15 a 0,50 0,15a 0,50 0,15 a 0,50 3 Carga orgânica no meio suporte (kgDBO/m.d) 0,25 a 0,75 0,25 a 0,75 0,25 a 0,75 * A adoção dos limites inferiores deθ h para o dimensionamento de FA requer cuidados especiais com relação ao tipo de recheio, à presença de SST no afluente e à altura da camada de recheio. Além disso, a rotina operacional demandará uma maior freqüência de descarte de lodo, a fim de evitar problemas de colmatação do recheio.
4.8.5 Aspectos Construtivos e O peracionais
A construção de filtros anaeróbios é muito simples. Consiste basicamente na execução de um tanque, com dispositivos de entrada e de saída e para expurgo do lodo, e na seleção, limpeza e co locação do material suporte em seu interior. Os detalhes construtivos dos dispositivos de entrada e saída dos esgotos são determinados principalmente pelo sentido de fluxo no reator. Nos reatores de fluxo ascendente, os esgotos são distribuídos na base, através de tubos perfurados ou abaixo de um fundo falso vazado (ou perfurado) que suporta o leito, e são coletados no topo, através de canaletas ou tubos perfurados afogados. Nos de fluxo descendente, os dispositivos são semelhantes, com caminho inverso. É obvio que nem todos os modelos podem ser aplicados nos dois sentidos de fluxo. (CAMPOS et al, 1999) A obstrução do leito é um dos principais problemas dos filtros anaeróbios. Este problema é mais freqüente nos filtros anaeróbios de fluxo ascendente, contendo pedras e britas. Os filtros preenchidos com peças de plástico ou outros materiais com grande índi ce de vazios não têm apres entado problemas de entupimento (CHERNICHARO, 1997). Os riscos de entupimento do meio filtrante aumentam com a concentração de sólidos suspensos do afluente. Um outro fator que influi no risco de obstrução é a dificuldade de remoção do lodo de excesso. Embora a operação dos filtros anaeróbios seja muito simples, não pode ser negligenciada. É necessário que se proceda, periodicamente, a remoção do excesso de lodo do meio filtrante. A operação de remoção do lodo em excesso (limpeza do leito) consiste em drenar os líquidos (por descarga de fundo ou sucção) com vazão maior que no fluxo normal, provocando velocidades de escoamento nos interstícios bem mais elevados, de forma a carrear parte do lodo em excesso ali acumulado. Esta operação pode ser auxiliada por aspersão de efluente tratado ou água limpa sobre o leito (CAMPOS et al., 1999). A freqüência de remoção do lodo em excesso, depende, principalmente, das concentrações do afluente, domas tipoas decondições material suporte e forma) altura do leito. Deve estar de prevista no projeto, reais de(granulometria operação podem indicare adamodificação da freqüência limpeza. Normalmente a limpeza se faz necessária em períodos de três a seis meses.
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4.8.6 Exemplo de dimensionamento Dimensionar um filtro anaeróbio para o pós-tratamento dos efluentes gerados em um reator UASB, sendo conhecidos os seguintes elementos de projeto: a) Dados População: P = 10.000 hab Vazão afluente média: Qméd = 1.478 m 3/d Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 1.670 m 3/d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 2.246 m 3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 500 kgDBO/d DBO média afluente ao reator UASB: Sa = 338 mg/l Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica afluente ao FA: COA-FA = 150 kgDBO/d DBO média afluente ao FA: Sa = 102 mg/L ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ
b) Solução: Adotar tempo de detenção hidráulica (θh ) De acordo com a Tabela 4.17, os FA devem ser projetados com Valor adotado:θ h = 8 horas (para Q méd)
θh entre 3,0 e 10,0 horas.
Cálculo do volume do filtro, de acordo com a equação 4.11 (V) 3 3 V = (Q x θh) = [(1.478 m /d) / (24 h/d)] x 8 h = 492,7 m Adotar profundidade para o meio suporte e para o filtro: De acordo com a Tabela 4.17, os FA devem ser projetados com alturas de meio suporte entre 0,80 e 3,00 m. Valor adotado para o meio suporte: h1 = 1,30 m Deve-se definir, ainda, a altura do fundo falso (h2) e da lâmina livre até a canaleta de coleta do efluente (h3). Valores adotados: h2 = 0,60 m e h3 = 0,30 m A profundidade total resultante para o filtro será: H = h1 + h2 + h3 = 1,30 + 0,60 + 0,30 = 2,20 Cálculo da área do FA (A) A = V / H = (492,7 m 3) / (2,20 m) = 224,0 m
2
Cálculo do volume da camada de meio suporte (Vsuporte) 2 3 Vsuporte = A x h1 = 224,0 m x 1,30 m = 291,2 m Verificação da taxa de aplicação hidráulica superficial (qS ), de acordo com a equação 4.10 Para Q média: qS1 = Qméd / A = (1.478 m 3/d) / (224,0 m2) = 6,6 m 3/m2.d Para Q máxima diária: qS2 = Qmáx-d / A = (1.670 m 3/d) / (224,0 m2) = 7,5 m 3/m2.d 3 2 3 2 Para Q máxima horária: qS3 = Qmáx-h / A = (2.246 m /d) / (224,0 m ) = 10,0 m /m .d Verifica-se, de acordo com a Tabela 4....., que os valores das taxas de aplicação hidráulica superficial ficaram compreendidos dentro das faixas recomendadas, para as três condições de vazões aplicadas. Verificação da carga orgânica volumétrica média aplicada ao FA e à camada de meio suporte (Cv), de acordo com a equação 4.11 3 3 3 3 Cv1 = (Q x S a) / V = [(1.478 m /d) x (0,102 kgDBO/m )] / (492,7 m ) = 0,31 kgDBO/m .d Cv2 = (Q x S a) / Vsuporte = [(1.478 m3/d) x (0,102 kgDBO/m3)] / (291,2 m 3) = 0,52 * kgDBO/m3.d (*) Na prática, observa-se que uma grande parte da carga orgânica afluente é removida na parte inferior (fundo falso) do filtro anaeróbio, fazendo com que a cargas orgânicas volumétricas aplicadas ao meio suporte sejam bem inferiores. Determinação das dimensões do filtro Adotar 2 filtros de seção Quadrada, cada um com área de 112,0 m2 (10,60 m x 10,60 m)
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BIBLIOGRAFIA
ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas, NBR 7229 - Construção e Instalação de Fossas Sépticas e Disposição dos Efluentes Finais. 37p., 1982. ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas, NBR 13969 - Tanques Sépticos - Unidades de Tratamento Complementar e Disposição Final dos Efluentes Líquidos - Projeto, Construção e Operação. 60p., 1997 ADAMSKI, R., CARRIO, L. and ANDERSON, J. Comparative performance of suspended and attached growth nitrogen removal process on New York City wastewater. In: IAWQ/IWA Conference on Biofilm Systems, New York, 1999. AISSE M. M., NOLASCO M.A., ANDREOLI F.D.N., LOBATO M.B., SAVELLI C.S., JURGENSEN D. e ALEM SOBRINHO P. Pós-tratamento de efluentes provenientes de reatores anaeróbios tipo UASB. In: Proc. VI Latin-American Workshop and Seminar on Anaerobic Digestion. pp 321-327, 2000. AISSE,M.M.; LOBATO,M.B.; BONA,A.; GARBOSA,L.P.; JÜRGENSEN,D.; ALÉM SOBRINHO, P. Avaliação do Sistema Reator UASB e Filtro Biológico para o Tratamento de Esgoto Sanitário.Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental,21,João Pessoa,2001. Anais. Rio de Janeiro,ABES, .8p.II051, 2001a. AISSE, M.M.; LOBATO,M.B.;BONA,A.;GARBOSA,L.P.;ALÉM SOBRINHO, P.A. Avaliação do sistema Reator UASB e Filtro Biológico Aerado Submerso para o Tratamento de Esgoto Sanitário. Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 21, João Pessoa, 2001. Anais. Rio de Janeiro, ABES. 8p. II-052, 2001b. ANDRADE NETO, C. O. Sistemas Simples para Tratamento de Esgotos Sanitários – Experiência Brasileira. Rio de Janeiro, ABES, 301p. (ISBN 85-7022-123-1), 1997. ANDRADE NETO, C. O.; MELO, H. N. p.75-86. S.; PEREIRA, M. G.; LUCAS M.deFiltros Anaeróbios com Enchimento de Diferentes Materiais. In: Pós-Tratamento deFILHO, Efluentes Reatores Anaeróbios: coletânea de trabalhos técnicos. CHERNICHARO, C. A. L. (Coordenador). Belo Horizonte, Projeto PROSAB. 220p. (ISBN 85-901640-1-2), 2000. ARVIN, E. E HARREMÖES, P. Concepts and models for biofilm reactor performance - Water Sci. & Technol., vol. 22, no 1/2, pp. 171 – 192, 1990. ATKINSON, B. Immobilised biomass - a basis for process development in wastewater treatment - In “Biological fluidised bed treatment of water and wastewater”, Eds. Cooper e Atkinson , Ellis Horwood Limited Pub., Grã-Bretanha - Capítulo 1, pp. 22 – 34, 1981. BAILEY, J.E.; OLLIS, D.F. Biochemical Enginnering Fundamentals. 2 nd edition. McGraw-Hill, New York, 1986. BOF, V.S., SANT’ANA, T.D., WANKE, R., SILVA, G.M., SALIM, F.P.C., NARDOTO, J.I.O., NETTO, E.S., PEGORETTI, J.M. ETEs compactas associando reatores anaeróbios e aeróbios ampliam a cobertura do saneamento no estado do Espírito Santo – Anais do XXVII Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES, João Pessoa (PB), 2001. BERGAMASCO, R. O uso de partículas poliméricas para adesão microbiana em tratamento biológico de resíduos. Dissertação de Mestrado, Universidade Estadual de Campinas, Campinas, SP, 1996. 147p. BERGAMASCO, R., TAVARES, C.R. E COSSICH, E.S. Tratamento de efluentes tóxicos em reator de leito fluidizado trifásico. 19º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. Foz do Iguaçu, PR. ABES, editoração eletrônica ,1997. BONHOMME, M., ROGALLA, F., BOISSEAU, G. E SIBONY, J. Enhancing nitrogen removal in activated sludge with fixed biomass - Water Sci. & Technol., vol. 22,on1/2, pp. 127 –135, 1990.
77 BOSANDER, J. and WESTLUND, A.D. Denitrification in a full-scale fluidized bed. In: IAWQ/IWA Conference on Biofilm Systems, New York, 1999. CAMPOS, J. R. (Coordenador) et al. Tratamento de Esgotos Sanitários por Processo Anaeróbio e Disposição Controlada no Solo. Rio de Janeiro: ABES - PROSAB. 464 p., 1999. CAMPOS, J. R. E DIAS, H. G. Potencialidade do Filtro Anaeróbio. Revista DAE, Vol. 49, Nº 154, jan-mar. 1989. p. 29-33, 1989. CAMPOS, J.R. e AKUTSU, J. Emprego de reator biológico de leito fluidificado no trat amento de despejos líquidos de indústrias de conservas.Revista DAE, 44 (139)329-334. CAMPOS, J.R. e PEREIRA, J.A.R. Reator anaeróbio de leito expandido/fluidificado. In: Tratamento de esgotos saniários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. J.R. Campos (coord.). Projeto PROSAB. Rio de Janeiro, ABES, 1999. p.199-219, 1984. CANLER, J.P E PERRET, J.M. Biofiltres aérés: évaluation du procédé sur 12 unités industrielles - Anais 2nd International Conf. Specializae on Biofilm Reactors, Paris, France - pp. 27 – 37, 1993. CARRAND, G.; CAPON, B., RASCONI, A. E BRENNER, R. Elimination of carbonaceous and nitrogenous pollutants by a twin-stage fixed growth process - Water Sci. & Technol., vol. 22, no 1/2, pp. 261 – 272, 1989. CHERNICHARO C.A.L. and MACHADO R.M.G. Feasibility of the UASB/AF system for domestic sewage treatment in developing countries. Water Science and Technology, 38 , 8 – 9, pp. 325 – 332, 1998. CHERNICHARO C.A.L. e NASCIMENTO M.C.P. A new configuration of trickling filter applied to the posttreatment of effluents from UASB reactors. In: Proc. VI Latin-American Workshop and Seminar on Anaerobic Digestion, pp. 328-335, 2000. CHERNICHARO, C.A. - Resultados preliminares obtidos na estação piloto para o tratamento dos efluentes líquidos de indústrias de curtimento de couros e peles no estado de Minas Gerais. (Comunicação pessoal), 1996. CHERNICHARO, C.A.L. Reatores anaeróbios. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMG . Belo Horizonte. 246p., 1997. CHISTI, M.Y.; FUJIMOTO, K. and MOO-YOUNG, M. Biotechnology Process-Scale up and Mixing, Editado por Ho, C.S. e Oldshue, J.Y.; AIChE, New York, 1987. CONDREN, A.J. Technology assesment of the biological aerated filter - Relatório Técnico no EPA/600/290/015 - U.S.EPA, 103 p., 1990. COOPER, P.F. e ATKINSON, B. (eds.). Biological fluidized bed treatment of water and wastewater. WRC.Chichester, Inglaterra, Ellis Horwood, 1981. 411 p. COSTA, R.H.R. Etude du Contrôle du Biolfilm Developpé Dans un Lit Fluidisé Triphasique en Epuration Carbonée Aérobie. Thèse de Doctorat, Institut National des Sciences Apliquées (INSA). Toulouse, 1989. 256p. COSTA, R.H.R. Estudo do controle do biofilme desenvolvido em um leito fluidizado trifásico em fase carbonácea aeróbia - I. Análise do efeito de parâmetros operacionais sobre as características físicas do º biofilme. Anais do 16 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. Goiânia, Go., ABES, Tomo I, 2(1-4):51-69, 1991. COUTO, Luiz C. C. e FIGUEIREDO, Roberto F. Filtro Anaeróbio com Bambu para Tratamento de Esgotos Domésticos. Revista Ingenieria Sanitaria, AIDIS. Vol. XLVII, Nº 1, jan-mar. 1993. p.77-81, 1993.
78 DISTLER, G. A., RUSSO, C. e SANT’ANNA Jr., G.L. Tratamento de esgoto em reator aeróbio de leito fluidizado trifásico. Anais do 18 º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Salvador, Ba, ABES, editoração eletrônica, 1995. FAZOLO, A. Nitrificação e desnitrificação simultânea em um único reator aeróbio/anaeróbio alimentado com efluente de reator anaeróbio horizontal de leito fixo, Projeto de pesquisa de Doutorado (EESC/USP), 2000. o GILLES, Industrial applications of nfixed the mediterranean seaboard. Design, operating resultsP.- Water Sci. scale & Technol., vol. 22, 1/2,biomass pp. 281 on – 292, 1990.
GOMES, C.S.; AISSE,M.M. Research at SANEPAR and State of Paraná, Brasil, with anaerobic treatment of domestic sewage in full scale and pilot plants. Trabalho apresentado no anaerobic Treatment of Sewage Seminar/Workshop. Amhherst - MA,EUA, 1985. GONÇALVES R.F. & ROGALLA, F. Biofiltros aerados para remoção de nitrogênio de águas residuárias sob diversas temperaturas - Anais eletrônicos do XXIV Congresso Interamericano de Engenharia Sanitária e Ambiental - 30 de outubro a 4 de novembro de 1994, Buenos Aires, Argentina, 1994. GONÇALVES, R. F., F. SAMMUT, AND F. ROGALLA. High rate biofilters - simultaneous phosphorus precipitation and nitrogen removal - Chemical water and Wastewater Treatment II - Hahn, H.H. et Klute, R. (Eds) - Springer-Verlag Berlin Heildelberg, pp. 357 – 372, 1992. GONÇALVES, R.F. Elimination biologique du phosphore des eaux résiduaires urbaines par des biofiltres immergés - Tese de Doutorado, INSA - Toulouse, França - 169 p., 1993. GONÇALVES, R.F., PASSAMANI, F.R.F., SALIM, F.P., SILVA, A.L.B., MARTINELI, G. E BAUER, D.G. Associação de um reator UASB e biofiltros aerados submersos para tratamento de esgoto sanitário. In “Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios – coletânea de trabalhos Vol. 1”, Coord C.A.L. CHERNICHARO. Projeto PROSAB. Belo Horizonte (MG), 220 p., 2000. GONÇALVES, R.F; CHARLIER, A.C., SAMMUT, F. Primary fermentation of soluble and particulate organic matte for wastewater treatment - Wat. Sci. & Technology, vol. 30,o n6 , pp. 53 – 62, 1994. GONENÇ, I.E. E HARREMÖES, P. (1985) - Nitrification in rotating disc systems - I: Criteria for transition from oxygen to ammonia rate limitation, Water Research,on19, pp. 1119 - 127 GONENÇ, I.E. E HARREMÖES, P. (1990) - Nitrification in rotating disc systems - II: Criteria for simultaneous mineralization and nitrification, Water Research,o n24, pp. 499 - 505 GROS, H. E KARL, V. (1993) - Multilayer filtration and fixed bed syste ms for advanced wastewater treatment - Anais do Congresso Europeu sobre Filtração de Água, Fed. Européia de Enga. Química, 15 17 março, Oostende - Bélgica, pp. 3.51 - 3.55 HAIBO, Y., KIM, B.J. and RITTMANN, B.E. Gas-phase toluene removal by a three-phase, circulating-bed biofilm reactor. In:IAWQ/IWA Conference on Biofilm Systems, New York, 1999. HARREMÖES, P. (1982) - Criteria for nitrification in fixed film reactors - Water Sci. & Technol., vol. 14, pp. 167 – 187 HATZIFOTIADOU, O. Contribuition a l'etude de l'hydrodynamique et du transfert de matière gaz-liquide dans un réacteur a lit fluidisé thriphasique. Thèse de Doctorat, L'Institut National des Sciences Apliquées (INSA). Toulouse, 1989, 174p. HEATH, M.S., WIRTEL, S.A. and RITTMANN, B.E. Simplified design of biofilm processes using normalized loading curves. Research Journal Water Pollution Control Federation, 62 (2),185-192, 1990. HEIN DE CAMPOS, R. Utilização de reator de leito fluidizado trifásico aeróbio em sistema de tratamento combinado de águas residuárias. Dissertação de Mestrado, UFSC, Florianópolis, SC, 2001. 113p.
79 HOLST, T.C., TRUC, A. and PUJOL, R. Anaerobic Fluidized Beds: Ten Years of Industrial Experience. Wat. Sci.Tech., 36(6-7):415-422, 1997. IZA, J. Fluidezed bed reactors for anaerobic wastewater treatment. Water Science and Technology 24 (8): 109-132, 1991. JEPSEN, S.E., LAURSEN, K., JANSEN, J.L.C. E HARREMÖES, P. (1992) - Denitrification in submerged filters of nitrified and chemical precipitated water - Chemicalpp. water Wastewater Treatment II - Hahn, H.H. etwastewater Klute, R. (Eds) - Springer-Verlag Berlin Heildelberg, 371 and - 387 JERIS, J.S, OWENS, R.W. e FLOOD, F. Secondary treatment of municipal wastewater with fluidized-bed technology. In: Biological Fluidised Bed Treatment of Water and Wastewater. P.F. Cooper e B. Atkinson (eds.). WRC.Chichester, Inglaterra, Ellis Horwood,1981. p.112-120. KATO, M.T., ANDRADE NETO, C.O., CHERNICHARO, C.A.L., FORESTI, E. E CYBIS, LF. Configurações de reatores anaeróbios. In: Tratamento de esgotos saniários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. J.R. Campos (coord.). Projeto PROSAB. Rio de Janeiro, ABES, 1999. p.53-99. KATO, M.T. Anaerobic treatment of low strength soluble wastewaters. Tese de doutorado. Universidade Agrícola de Wageningen, Wageningen, Holanda. 1994. KLEIBER, B., ROUDON, G., BIGOT, B. AND SIBONY, J. (1993) - Assessment of biofiltration at industrial scale - Anais 2nd International Conf. Specializae on Biofilm Reactors, Paris, France - pp. 271 - 283 KUNII, D. e LEVENSPIEL, O. Fluidization engineering. Nova York, John Wiley, 1969. LACAMP, B.; HANSEN, F., PENILLARD, P. E ROGALLA, F. (1992) - Wastewater nutrient removal with advanced biofilm reactors - Water Sci. & Technol., vol. 27, no 5/6, pp. 263 - 276 LAZAROVA, V. E MANEM, J. (1993) - Advance in biofilm aerobic reactors ensuring effective biofilm activity control - Anais 2nd International Conf. Specialized on Biofilm Reactors, Paris, France - pp. 411 420 LAZAROVA, V. & MANEM, J. Biofilm characterization and activity a nalysis in water and wastewater treatment. Wat. Res., 29(10):2227-45, 1995. LERTPOCASOMBUT, K. , CAPDEVILLE, B. and ROQUES, H. Application of aerobic biofilm growth in a three-phase fluidized-bedreactor for biologicalwastewater treatment. IN: 2nd Asian Conference on Water Pollution Control in Asia, Bangkok, Thailand, 1988. LESSEL, T.H. (1993) - Upgrading and nitrification by submerged bio-film reactors - experiences from a large scale plant - Anais 2nd International Conf. Specializae on Biofilm Reactors, Paris, France - pp. 231 – 238 MARIET, C. Une station d’épuration de nouvelle génération. TSM , 4, 2-4, 1997. MATOS, T.A., SILVA, H.T.M., GONÇALVES, R.F. (2001) - Uso simultâneo de um biofiltro aerado submerso para tratamento secundário de esgoto sanitário e para biodesodorização de ar atmosférico contendo gás sulfídrico (H 2S) – Anais do XXVII Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES, João Pessoa (PB) METCALF & EDDY (1991). Wastewater engineering – treatment, disposal and reuse. 3rd edition, McGrawHill, Inc. New York, 1334 p. MILLER, D.G. Fluidised beds in water treament – a short historical introduction. In: In: Biological Fluidised Bed Treatment of Water and Wastewater. P.F. Cooper e B. Atkinson (eds.). WRC.Chichester, Inglaterra, Ellis Horwood,1981. p.35-47. MOTTA,S.L (1995). Tratamento de Esgoto Sanitário em Bio-Reator Aeróbio de Leito Fixo Submerso. Dissertação de mestrado apresentada à COPPE/UFRJ.102p. Anexos.
80 NOUR, E. A. A.; CORAUCCI FILHO, B.; FIGUEIREDO,R. F. de; STEFANUTTI, R.; CAMARGO, S. A. R. de, (2000). Tratamento de Esgoto Sanitário por Filtro Anaeróbio Utilizando o Bambu como Meio Suporte. p.210-231. In: Tratamento de Esgotos Sanitários por Processo Anaeróbio e Disposição Controlada no Solo: coletânea de trabalhos técnicos. CAMPOS, J. R. (Coordenador). São Carlos, Projeto PROSAB. 348p. (ISBN 85.86552-07-0). OGER, P. Un nouveau type de support pour la fixation de bactéries . Rapport de la Société ERPAC, Wasquehal. 1984. OKEY, W. E ALBERTSON, O.E. (1987) - The role of diffusion in regulating rate and masking temperature effects in fixed film rnitrification - Trabalho técnico apresentado na 60a Conferência Anual da Water Poll. Control Feder. (EUA) OODEGARD, H., RUSTEN, B. E WESTRUM, T. (1993) - A new moving bed biofilm reactor - applications and results - Anais 2nd International Conf. Specialized on Biofilm Reactors, Paris, France - pp. 221 - 229 PARKER, D.S., LUTZ, M.P. E PRATT, A.M. (1990) - New trickling filter applications in the U.S.A. - Water o Sci. & Technol., vol. 22, n 1/2, pp. 215 - 226. PARTOS, J., RICHARD, Y. E AMAR, D. (1985) - Elimination de la pollution carbonée sur cultures fixées o aérobies - Le procéde Biofor - T.S.M. L’Eau, n 4, pp. 193 - 198 PC- Revista Prevéncion de la Contaminácion. Los lechos fluidos incrementan el re-uso de agua en la Fiasa de Brasil. Marzo, 1719, 1999. POLANCO, F.F. e DIEZ, V. Reactores anaerobios de lecho fluidizado. Diseño y operación. In : Actas del IV Seminario sobre Depuración Anaerobia de Aguas Residuales. Universidad de Valladolid, Valladolid, Espanha, 1988. p. 170-188. PONCELET, D. , BINOT, R., BOL, T., NAVEAU, H. and J-NYNS, E. Biotechnologie des lits fluidisés en réacteur cylindrique et tronc-conique.Trib. Cebedeau, 494(38):3-12, 1985. PUJOL, R., CANLER, J.P. E IWEMA, A. (1992) - Biological aerated filters: an attractive and alternative o biological process - Water Sci. & Technol., vol. 26, n 3/4, pp. 693 - 702. RAVARINI, P., COUTELLE, J. E DAMEZ, F. (1988) - Le traitement d’eau potable à Dennemont Dénitrification et nitrification biologiques à grande échelle - TSM L’Eau, vol. 83, pp. 235 - 239 RICHARD, Y E CYR, R. (1990) - Les possibilités de traitement par cultures fixées aérobies - T.S.M. L’Eau, Vol. 85, no 7 - 8, pp. 389 -393 RIEDEL, Y.M.Z. Transferência de oxigênio e parâmetros hidrodinâmicos de um reator de leito fluidizado trifásico. Dissertação de Mestrado, UEM, Maringá, Pr, 1995. 187p. RITTMANN, B.E. The effect of shear stress on biofilm loss rate. 501-506. 1982.
Biotechnology and Bioengineering , (24):
ROGALLA, F., ROUDON, G., SIBONY, J. E BLONDEAU, F. (1992) - Minimising nuisances by covering compact sewage plants - Water Sci. & Technol., vol. 25, no 4/5, pp. 363 - 374. ROVATTI, M. , NICOLELLA, C., CONVERTI, A., GHIGLIAZZA, R. and DIFELICE, R. Phosphorus removal in fluidized bed biological reactor (FBBR).Wat. Res., 29(12):2627-34, 1995. SAEZ, P.B.; CHANG, H.T. E RITTMANN, B.E. (1988) - Modeling steady-state substrate inhibited biofilms - Inte. Conference on Physicochemical and Biological Detoxification of Hazardous Wastes
SAGBERG, P., DAUTHUILLE, P. and HAMON, M. Biofilm reactors: a compact solution for the upgrading of waste water treatment plants. Wat. Sci. Tech ., 26(3-4):733-42, 1992.
81 SANEVIX ENGA LTDA (1999) – Manual de operação de ETEs do tipo UASB + BFs - Vitória (ES). 88 p. SANEVIX ENGENHARIA LTDA (1999) – Manual de operação de ETEs do tipo UASB + BFs - Vitória (ES). 88 p. SEMON, J., SADICK, T., PALUMBO, D., SANTORO, M. and KEENAN, P. Biological upflow fluidized bed denitrification reactor demonstration project – Stamford, CT, USA. Water Science & Technology , 36 (1):, 139-146, 1997. SHIEH, W. & KEENAN, J. Fluidized bed biofilm reactor for wastewater treatment. IN: Advances in Biochemical Engineering/ Biotechnology, 33:, 131-69, 1986. SIBONY, J. (1983) - Applications industrielles des cultures fixées en épuration d’eaux résiduaires - Anais da 5ème Journée Scientifique: Léau, la recherche et l’environnement, 25 - 27 outubro, Lille - França, pp. 387 - 397 SILVA, E.L, VARESCHE, M.B.A., VAZOLLER, R.F. and CAMPOS, J.R. Adhesion and biofilm formation by immobilized Pseudomonas putida in a three-phase fluidized bed reactor for phenol degradation. In: IAWQ/IWA Conference on Biofilm Systems, New York, 1999. SONG, Ki-Ho , YOUNG, J.C., (1986). Media designs for fixed bed filters. J. Water Pollution Control Federation, 58(2): 115-121 SOUZA (1982) apud Carvalho (1994)
(Carlos ou Cícero ou Pedro)
SPEECE, R.E. Anaerobic biotechnology for industrial wastgewaters. Nashville, EUA, Archae Press,1996. 394 p. STENSEL, H.D., BRENNER, R.C., LEE, K.M., MELLER, H. e RAKNESS, K. (1988) - Biological aerated filter evaluation - Journal of Environm. Engineer., vol. 114,on3, pp. 655 - 671 STROHMEIER, A. e SCHROETER, I. (1993) - Experiences with biological filtration in advanced waste water treatment - Anais do Congresso Europeu sobre Filtração de Água, Fed. Européia de Enga. Química, 15 - 17 março, Oostende - Bélgica, pp. 3.39 - 3.50 SWITZENBAUM, M.S. A comparison of the anaerobic filter and the anaerobic expanded/fluidized bed processes. Water Science and Technology 15 (8/9): 345-358. 1983. TANAKA, T., TSUZUKI, K., NISHIJIMA, N. and TAKAGI, T. Algae-removal performance of a fluidizedbed biofilm reactor system for lake water treatment. Water Science and Technology 43 (1): 277-283. 2001. TSCHUI, M., BOLLER, M., GUJER, W., EUGSTER, J., MÄDER, C. e STENGEL, C. (1993) - Tertiary nitrification in aerated pilot biofilters - Anais 2nd International Conf. Specializae on Biofilm Reactors, Paris, France - pp. 109 - 116 TAVARES, C. R. G. Tratamento Aeróbio de Efluentes em Bio-reatores de Leito Fluidizado Trifásico . Tese de Doutorado, UFRJ, Rio de Janeiro, RJ, 1992. 203 p. TAVARES, C.R.G. , RUSSO, C. and SANT’ANNA Jr., G.L. Aerobic treatment of wastewaters in a threephase fluidized bed bioreactor: a comparison of two types of polymeric supports. Env. Tech ., 15:687-93, 1994. TAVARES, C.R.G. , SANT’ANNA Jr., G.L. and CAPDEVILLE, B. The effect of air superficial velocity on biofilm accumulation in a three-phase fluidized-bed reactor.Wat. Res., 29(10):2293-8, 1995. UPTON, J. e GREEN, B. (1995) - A successful strategy for small treatm ent plants - Water Quality. International, no 4, pp. 12 - 14
82 UPTON, J. e STEPHENSON, T. (1993) - BAF - Upflow or downflow - The choice exists - Symposium on Wastewater treatment by biological aerated filters - Latest developments - Crainfield Institut of Technology, Crainfield - G.B. VIEIRA E ALÉM SOBRINHO(1983)(Carlos ou Cícero ou Pedro) VON SPERLING (1995) Princípios do tratamento biológico de águas residuárias. Coleção “Introdução à qualidade 243 p. das águas e ao tratamento de águas residuárias”. Ed. DESA – UFMG, Belo Horizonte (MG), WEF (1992) – Design Manual of Wastewater Treatment Plants: Vol I, Cap. 12 - Manual of Practice n o 8 – 829 p. WEF (1996) – Operation of Municipal Wastewater Treatment Plants – Manual of Practice MOP 10 – vol. 2, 3rd ed, c WOLFF, D.B., COSTA, R.H.R. and BASSANI, L. Textile effluent treatability in an aerobic three phase fluidized bed reactor. In: IAWQ Specialty Conferen ce on Microbial Ecology of Biofilms , Lake Bluff, USA, 1998. YOUNG, J.C. and McCARTY, P.L. (1969). The Anaerobic filter for waste treatment. J. Water Pollution Crontol Federation, 41, R160-R173. ZAIAT, M. (1996) Desenvolvimento de Reator Anaeróbio Horizontal de Leito Fixo para tratamento de águas residuárias. São Carlos. SP. Tese (Doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.
1
5 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS POR LODOS ATIVADOS Marcos von Sperling, Adrianus C. van Haandel, Eduardo Pacheco Jordão, José Roberto Campos, Luiz Fernando Cybis, Miguel Mansur Aisse, Pedro Alem Sobrinho 5.1
INTRODUÇÃO
O sistema de lodos ativados é amplamente utilizado, em nível mundial, para o tratamento de águas residuárias domésticas e industriais, em situações em que uma elevada qualidade do efluente é necessária e a disponibilidade de área é limitada. No entanto, o sistema de lodos ativados inclui um índice de mecanização superior ao de outros sistemas de tratamento, implicando em operação mais sofisticada. Outras desvantagens são o consumo de energia elétrica para aeração e a maior produção de lodo. Até o presente, a maior aplicação do sistema de lodos ativados tem sido como tratamento direto de efluentes domésticos ou industriais. Mais recentemente, a opção de utilização do sistema de lodos ativados como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios passou a ser pesquisada e utilizada, em função de inúmeras vantagens, principalmente associadas ao menor consumo de energia elétrica e à menor produção de lodo, mantendo-se qualidade do efluente comparável ao de um sistema de lodos ativados clássico. O presente capítulo descreve inicialmente as principais configurações existentes do sistema clássico de lodos ativados, para depois apresentar a variante de lodos ativados como póstratamento de efluentes de reatores anaeróbios. A aplicabilidade, vantagens e desvantagens de cada sistema são também apresentadas, permitindo uma seleção adequada do sistema a ser utilizado. Após tal, o capítulo concentra-se na alternativa de lodos ativados como pós-tratamento, apresentando os critérios e parâmetros de projeto, construção e operação. Os ítens 5.1 e 5.2 baseiam-se em VON SPERLING (1997), no que diz respeito à descrição dos sistemas de lodos ativados convencional e de aeração prolongada. Os seguintes ítens são partes integrantes e a essência de qualquer sistema de lodos ativados de fluxo contínuo (Figura 5.1): • • • •
tanque de aeração (reator) tanque de sedimentação (decantador secundário) recirculação de lodo retirada de lodo excedente
Na realidade, como será visto adiante neste capítulo, o reator nem sempre permanece aerado. No entanto, apenas por questão de clareza e simplicidade, mantém-se a designação de reator aerado, reator aeróbio ou tanque de aeração.
2
Figura 5.1 - Esquema das unidades da etapa biológica do sistema de lodos ativados
No reator aerado ocorrem as reações bioquímicas de remoção da matéria orgânica e, em determinadas condições, de nitrogênio e de fósforo. A biomassa se utiliza do substrato presente no esgoto afluente para se desenvolver. No decantador secundário ocorre a sedimentação dos sólidos (biomassa), permitindo que o efluente final saia clarificado. Parte dos sólidos sedimentados no fundo do decantador secundário é recirculada para o reator, para se manter uma desejada concentração de biomassa no mesmo, a qual é responsável pela elevada eficiência do sistema. A biomassa é separada no decantador secundário devido à sua propriedade de flocular e de sedimentar. Tal se deve à produção de uma matriz gelatinosa, que permite a aglutinação das bactérias, protozoários e outros microrganismos, responsáveis pela remoção da matéria orgânica, em flocos macroscópicos. Os flocos possuem dimensões bem superiores às dos microrganismos, individualmente, o que facilita sua sedimentação (Figura 5.2).
Figura 5.2 - Representação esquemática de um floco de lodo ativado
Em virtude da recirculação do lodo, a concentração de sólidos em suspensão no tanque de aeração, nos sistemas de lodos ativados, é bastante elevada. Nestes, o tempo de detenção do líquido (tempo de detenção hidráulica) é baixo, da ordem de horas, implicando em que o volume do reator seja bem reduzido. No entanto, devido à recirculação dos sólidos, estes permanecem no
3 sistema por um tempo superior ao do líquido. O tempo de retenção dos sólidos é denominado tempo de retenção celular ou idade do lodo, a qual é definida como a relação entre a quantidade de lodo biológico existente no reator e a quantidade de lodo biológico removida do sistema de lodos ativados por dia. É esta maior permanência dos sólidos no sistema que garante a elevada eficiência dos sistemas de lodos ativados, já que a biomassa tem tempo suficiente para metabolizar praticamente toda a matéria orgânica dos esgotos. Um outro parâmetro utilizado, na prática, no processo de lodos ativados, é a relação Alimento / Microrganismos (A/M), definida como a quantidade de alimento (DBO) fornecida por dia por unidade de biomassa do reator (representada pelos SSVTA – sólidos suspensos voláteis no tanque de aeração), e expressa em kgDBO/kgSSVTA.dia. Como os microrganismos têm uma capacidade limitada de consumir o substrato (DBO) na unidade de tempo, uma elevada relação A/M pode significar maior oferta de matéria orgânica biodegradável do que a capacidade da biomassa do sistema pode consumir, resultando sobra de substrato no efluente final. Já baixos valores de A/M significam que a oferta de substrato é inferior à capacidade de sua utilização pelos microrganismos do sistema de lodos ativados, os quais podem vir a consumir praticamente toda a matéria orgânica do esgoto afluente, bem como a própria matéria orgânica de constituição celular. Elevadas idades do lodo estão associadas a baixos valores de A/M, e vice-versa. Para efeito de comparação, os reatores anaeróbios tipo UASB possuem também retenção de biomassa no compartimento de reação, onde se desenvolve um manto de lodo, que é atravessado pelo esgoto, e uma recirculação de parte da biomassa, que é carreada pela fase líquida efluente desse compartimento. Esta recirculação é alcançada através de sua sedimentação no compartimento de decantação, seguida de retorno, por simples gravidade, para o compartimento de reação. Já no sistema de lodos ativados, esta recirculação dos sólidos é obtida por meio de bombeamento (lodos ativados de fluxo contínuo) ou de liga-desliga de aeradores (lodos ativados de fluxo intermitente, descritos no item 5.6. Desta forma, tanto no reator UASB quanto no sistema de lodos ativados, o tempo de permanência da biomassa é superior ao do líquido, garantindo a elevada compacidade do sistema, associada à sua elevada eficiência. No tanque de aeração, devido à entrada contínua de alimento, na forma de DBO dos esgotos, os microrganismos crescem e se reproduzem continuamente. Caso fosse permitido que a população dos mesmos crescesse indefinidamente, eles tenderiam a atingir concentrações excessivas no tanque de aeração, dificultando a transferência de oxigênio para todas as células. Ademais, o decantador secundário ficaria sobrecarregado, e os sólidos não teriam mais condições de sedimentar satisfatoriamente, vindo a ser arrastados no efluente final, deteriorando a sua qualidade. Para manter o sistema em equilíbrio, é necessário que se retire aproximadamente a mesma quantidade de biomassa que é aumentada por reprodução. Este é, portanto, o lodo biológico excedente, que pode ser extraído diretamente do reator ou da linha de recirculação. No sistema de lodos ativados convencional, o lodo excedente deve sofrer tratamento adicional, na linha de tratamento do lodo, usualmente compreendendo adensamento, digestão e desidratação. digestãodevisa diminuir quantidade de matériadeorgânica, quereator tornaanaeróbio, o lodo putrescível. NoAsistema lodos ativadosa como pós-tratamento efluente de pelo fato de grande parte da matéria orgânica já ter sido removida na etapa anaeróbia, o crescimento da biomassa é menor (menor disponibilidade de alimentos), ou seja, a produção de lodos é menor. O tratamento do lodo é também bastante simplificado, já que o lodo aeróbio do sistema de lodos ativados pode ser retornado ao reator UASB, para digestão e adensamento. O sistema de lodos ativados pode ser adaptado para incluir remoções biológicas de nitrogênio e fósforo, atualmente praticadas de forma sistemática em diversos países. O presente capítulo enfoca em maior detalhe a remoção de matéria carbonácea, representada como DBO ou DQO.
4 No entanto, devido à sua importância nas condições de um país tropical como o Brasil, comentam-se também os aspectos de nitrificação (oxidação das formas reduzidas de nitrogênio, como amônia) e desnitrificação (redução das formas oxidadas de nitrogênio, como nitrato). A remoção biológica de fósforo é um tópico mais complexo, e que ainda necessita de mais investigações no caso do sistema de lodos ativados t ratando efluente de reatores anaeróbios, motivo pelo qual não será analisada neste capítulo. Com relação à remoção de coliformes e organismos patogênicos, devido aos reduzidos tempos de detenção nas unidades do sistema de lodos ativados, tem-se que a eficiência é baixa e usualmente insuficiente para atender aos requisitos de qualidade dos corpos receptore s. Esta baixa eficiência é típica também de outros processos compactos de tratamento de esgotos. Caso necessário, o efluente deve ser submetido a uma etapa posterior de desinfecção. Sabe-se que, devido à boa quali dade do efluente, a demanda de cloro para desinfecção é pequena: uma concentração de poucos mg/L de cloro, ou seus derivados, é suficiente para eliminação quantitativa de patógenos em poucos minutos. A adição do desinfetante não tem efeito significativo sobre os custos de tratamento. No entanto, deve-se sempre ter em mente os problemas potenciais dos organoclorados resultantes da pós-cloração. Como em todo sistema de cloração de efluentes, deve-se analisar a possível necessidade de se efetuar a descloração, para redução da concentração de cloro residual, em função de sua toxicidade ao corpo receptor. A radiação UV também é atraente, em virtude do baixo teor de sólidos em suspensão no efluente do sistema de lodos ativados, e pela não geração de organoclorados e cloro residual. 5.2
VARIANTES DO PROCESSO
5.2.1
Preliminares
Existem diversas variantes do processo de lodos ativados. O presente capítulo enfoca apenas as principais e mais utilizadas. Dentro deste conceito, tem-se as seguintes divisões dos sistemas de lodos ativados: •
Divisão quanto à idade do lodo • Lodos ativados convencional • Aeração prolongada
•
Divisão quanto ao fluxo • Fluxo contínuo • Fluxo intermitente (batelada)
•
Divisão quanto ao afluente à etapa biológica do sistema de lodos ativados Esgoto bruto • Efluente de decantador primário • Efluente de reator anaeróbio • Efluente de outro processo de tratamento de esgotos •
Os sistemas de lodos ativados podem ser classificados, em função da idade do lodo, em uma das seguintes principais categorias (Tabela 5.1).
5 Tabela 5.1 - Classificação dos sistemas em função da idade do lodo Idade do lodo Reduzida Elevada
Faixa de idade do lodo (dias) 4a10 18a30
Faixa de relação A/M (kgDBO/kgSSVTA.dia) 0,25a0,50 0,07a0,15
Denominação usual Lodos ativados convencional Aeração prolongada
A classificação segundo a idade do lodo se aplica, tanto para os sistemas de fluxo contínuo (líquido entrando e saindo continuamente do reator de lodos ativados), quanto para os sistemas de fluxo intermitente ou batelada (entrada do líquido descontínua em cada reator de lodos ativados). No entanto, a aeração prolongada é mais freqüente para os sistemas de fluxo intermitente. Já com relação ao sistema de lodos ativados como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, a opção mais conveniente é a da idade do lodo convencional. A etapa biológica do sistema de lodos ativados (reator biológico e decantador secundário) pode receber esgotos brutos (usualmente na modalidade de aeração prolongada), efluentes de decantadores primários (concepção clássica do sistema de lodos ativados convencional), efluentes de reatores anaeróbios (objeto do presente capítulo) e efluentes de outros processos de tratamento de esgotos (como tratamento físico-químico ou filtros biológicos, para polimento adicional do efluente).
5.2.2
Lodos ativados convencional (fluxo contínuo)
No sistema convencional, para se economizar energia para a aeração e reduzir o volume do reator biológico, parte da matéria orgânica (em suspensão, sedimentável) dos esgotos é retirada antes do tanque de aeração, através do decantador primário. Assim, os sistemas de lodos ativados convencional têm, como parte integrante, também o tratamento primário (Figura 5.3). Na figura, a parte de cima corresponde ao tratamento da fase líquida (esgoto), ao passo que a parte de baixo exemplifica as etapas envolvidas no tratamento da fase sólida (lodo). Nos fluxogramas a seguir, o lodo biológico excedente é denominado de lodo aeróbio, apenas para se distinguir do lodo anaeróbio, gerado em reator UASB (constante do fluxograma da Figura 5.6).
Figura 5.3 - Fluxograma típico do sistema de lodos ativados convencional
No sistema convencional, a idade do lodo é usualmente da ordem de 4 a 10 dias, a relação A/M na faixa de 0,25 a 0,50 kgDBO/kgSSVTA.dia, 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
6 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 conseqüência, o volume de lodo a ser tratado.
5.2.3
lodos ativados por Aeração prolongada (fluxo contínuo)
Caso a biomassa permaneça no sistema por um 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 (relação A/M de apenas 0,07 a 0,15 kgDBO/kgSSVTA.dia). A quantidade de biomassa (kgSSVTA) é maior que no sistema de lodos at ivados convencional, o volume do reator aeróbio é também maior, 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 nos seus processos metabólicos a própria matéria orgânica biodegradável componente das suas células. Esta matéria orgânica celular é convertida em gás carbônico e água, por meio da respiração. Isto corresponde a uma estabilização da biomassa, ocorrendo no próprio tanque de aeração. Enquanto no sistema convencional a estabilização do lodo é feita em separado (na etapa de tratamento de lodo), usualmente em ambiente anaeróbio, na aeração prolongada ela é feita conjuntamente, no próprio reator, tendo-se, portanto, um ambiente aeróbio. O consumo adicional de oxigênio para a estabilização de lodo (respiração endógena) é significativo e inclusive pode ser maior que o consumo para metabolizar o material orgânico do afluente (respiração exógena). Já que não há necessidade de se estabilizar o lodo biológico excedente, procura-se evitar também, no sistema de aeração prolongada, a geração de alguma outra forma de lodo, que venha a requerer posterior estabilização. Deste modo, os sistemas de aeração prolongada usualmente não possuem decantadores primários, para evitar a necessidade de se estabilizar o lodo primário. Com isto, obtém-se uma grande simplificação no fluxograma do processo: não há decantadores primários nem unidades de digestão de lodo (Figura 5.4).
Figura 5.4 - Fluxograma de um sistema de aeração prolongada
A conseqüência desta simplificação do sistema é o gasto com energia para aeração, já que o lodo é estabilizado aerobiamente no tanque de aeração. Por outro lado, a reduzida disponibilidade de alimento e a sua praticamente total assimilação fazem com que a aeração prolongada seja a variante do lodos ativados mais eficiente na remoção de DBO.
7 Deve-se destacar, no entanto, que 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.
5.2.4
Lodos ativiados de Fluxo intermitente (batelada)
Os sistemas de lodos ativados descritos nos ítens 2.2 e 2.3 são de fluxo contínuo com relação ao afluente, ou seja, o esgoto está sempre entrando e saindo do reator. Há, no entanto, uma variante do sistema, com operação em fluxo intermitente. O princípio do processo de lodos ativados com operação intermitente consiste na incorporação de todas as unidades, processos e operações normalmente associados ao tratamento tradicional de lodos ativados, quais sejam, decantação primária, oxidação biológica e decantação secundária, em um único tanque. Utilizando um tanque único, esses processos e operações passam a ser simplesmente seqüências no tempo, e não unidades separadas, como ocorre 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. Na modalidade de aeração prolongada, o tanque único passa a incorporar também a unidade de digestão (aeróbia) do lodo (ver Figura 5.5). No processo é utilizado apenas um reator, onde ocorrem todas as etapas do tratamento. Isso é conseguido por meio do estabelecimento de ciclos de operação com durações definidas. A massa biológica permanece no reator durante todos os ciclos, eliminando, dessa forma, a necessidade de decantadores separados. Os ciclos normais de tratamento são: • • • • •
Enchimento (entrada de esgoto bruto, decantado ou anaeróbio no reator) Reação (aeração e/ou mistura da massa líquida contida no reator) Sedimentação (sedimentação e separação dos sólidos em suspensão do esgoto tratado) Descarte do efluente tratado (retirada do esgoto tratado do reator) Repouso (ajuste de ciclos e remoção do lodo excedente)
A duração usual de cada ciclo pode ser alterada em função das variações da carga afluente, dos objetivos operacionais do tratamento e das características do esgoto e da biomassa no sistema.
8
Figura 5.5 - Esquema de um sistema de lodos ativados com operação intermitente (dois reatores)
Quando comparado aos sistemas de lodos ativados de fluxo contínuo, o fluxograma do processo é bastante simplificado, devido à eliminação de diversas unidades. No sistema de aeração prolongada por batelada, as únicas unidades de todo o processo de tratamento (líquido e lodo) são: lodo.grade, desarenador, reatores, adensador do lodo (opcional) e sistema de desidratação do Há algumas variantes nos sistemas de fluxo intermitente, relacionadas, tanto à forma de operação (alimentação contínua e esvaziamento descontínuo), quanto à seqüência e duração dos ciclos associados a cada fase do processo. Estas variantes permitem simplificações adicionais no processo ou a remoção biológica de nutrientes.
5.2.5
Lodos ativados para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios
Uma alternativa bastante promissora e foco de várias pesquisas recentes (SILVA et al, 1995; CHARLESTON et al, 1996; COLETTI et al, 1997; SOUZA e FORESTI, 1996, 1997; COURA e VAN HAANDEL, 1999; FREIRE et al, 1999; PASSIG et al, 1999; VON SPERLING et al, 2000; CYBIS E PICKBRENNER, 2000), e que está começando a ser implantada em escala real, é a de lodos ativados (com idade do lodo convencional – 6 a 10 dias), como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios tipo UASB. Neste caso, ao invés de se ter o decantador primário, tem-se o reator anaeróbio. O lodo aeróbio excedente gerado no lodos ativados, ainda não estabilizado, é enviado ao reator UASB, onde sofre adensamento e digestão, juntamente com o lodo anaeróbio. Como esta vazão de retorno do lodo aeróbio excedente é bem baixa, comparada com a vazão afluente, não há distúrbios operacionais introduzidos no reator UASB. O tratamento do lodo é bastante simplificado: não há necessidade de adensadores e digestores, havendo apenas a etapa de desidratação. O lodo misto retirado do reator anaeróbio, digerido e com concentrações similares às de um lodo efluente de adensadores, possui ainda ótimas características para desidrataç ão. A Figura 5.6 apresenta o fluxograma desta configuração no caso de fluxo contínuo.
9
Figura 5.6 - Fluxograma de um sistema composto por reator UASB seguido por lodos ativados
As principais vantagens desta configuração, comparada com a concepção tradicional do sistema de lodos ativados convencional, estão apresentadas na Tabela 5.2. Tabela 5.2 - Principais vantagens, desvantagens e similaridades do sistema UASB - lodos ativados, com relação à concepção tradicional do sistema de lodos ativados convencional Aspecto
Item Redução da produção de lodo
Comentário •
A massa de lodo produzido e a ser tratado é da ord em de 40 a 50% do total produzido na concepção tradicional do sistema de lodos ativados convencional, e 50 a 60% do total produzido na aeração prolongada
•
A massa a ser encam inhada para disposição final é da ordem de 60 a
•
70% das concepções tradicionais A redução no volume de lodo é ainda maior, pelo fato do lodo anaeróbio misto ser mais concentrado e possuir ótima condição para desidratação
Redução no consumo de • energia
Como aproximadamente 70% da DBO é previamente removida no UASB, o consumo de oxigênio é apenas para a DBO remanescente e para a nitrificação, que, neste caso, é o fator preponderante do consumo (em torno de 2/3 do consumo total)
Redução no volume total das unidades
O volume total das unidade s (reator UASB, reator de lodos ativados, decantador secundário e sistema de desidratação do lodo) é inferior ao volume total das unidades do lodos ativados convencional (decantador primário, reator de lodos ativados, decantador secundário, adensador de lodo, digestor de lodo e desidratação do lodo)
Vantagem •
Redução no consumo de • A redução ocorre em função da menor produção de lodo e das produtos químicos para melhores características para desidratação desidratação Menor número de • Não há necessidade de decantadores primários, adensadores e unidades a serem digestores, os quais são substituídos pelo reator UASB implementadas Menor necessidade de • O reator UASB não possui equipamentos eletromecânicos, equipamentos diferentemente dos decantadores primários, adensadores e digestores do sistema de lodos ativados convencional Maior simplicidade • Comparado com a concepção tradicional do sistema de lodos ativados operacional convencional, há menor número de unidades e equipamentos eletromecânicos, resultando em operação mais simples
Menor capacitação • para remoção biológica de nutrientes (N e P)
A remoção de nitrogênio só é factível a partir de uma prop orção mínima entre a concentração de material nitrogenado (NTK) e do material orgânico (DQO)
•
Similarmente, também há uma razão mínima P/DQO para a remoção
10 Desvantagem •
Similaridade
Eficiência similar à concepção tradicional de lodos ativados convencional
•
defósforo Uma vez que o reator UASB retira grande parte do carbono orgânico e quase não afeta a concentração dos nutrientes, em geral a concentração de material orgânico no efluente anaeróbio é menor que a mínima necessária à desnitrificação e à desfosfatação A eficiência do sistema na remoção dos principais poluentes (com exceção de N e P) é similar à do sistema de lodos ativados convencional
Os comentários anteriores também se aplicam para a versão intermitente do sistema de lodos ativados. A experiência operacional com os novos sistemas considerando a integração de reatores UASB e processos de lodos ativados, seja na configuração contínua, seja na intermitente, permitirá um constante avanço no conhecimento dos critérios e parâmetros de projeto a serem empregados. No momento, têm sido adotados, para a etapa de lodos ativados, os mesmos parâmetros usualmente utilizados para o sistema de lodos ativados convencional, dentro da compreensão de que os principais fenômenos físicos e bioquímicos envolvidos são os mesmos. É possível, no entanto, que alguns coeficientes do modelo matemático do processo sejam diferentes, o que não deve afetar substancialmente o projeto. 5.2.6
Comparação entre as variantes do processo de lodos ativados
No presente item comparam-s e as variantes do processo de lodos ativados. Os fatores principais de separação entre as variantes são a idade do lodo, caracterizando as idades do lodo convencional e de aeração prolongada, e a existência ou não de pré-tratamento (ex: reator UASB). As seguintes tabelas são apresentadas, de forma a permitir uma comparação entre os sistemas: • •
Tabela 5.3 - Principais características (eficiências, requisitos e custos) dos sistemas Tabela 5.4 - Comparação entre diversas características operacionais dos sistemas de lodos ativados convencional, aeração prolongada e reator UASB – lodos ativados
11 Tabela 5.3 - Principais características dos sistemas de lodos ativados utilizados para o tratamento de esgotos domésticos Itemgeral Itemespecífico Modalidade Convencional Aeração UASB – lodos prolongada ativados Idadedolodo Idadedolodo(d) 4a10 18a30 6a10 Relação A/M Relação A/M (kgDBO/dia.kgSSVTA) 0,25 a 0,50 0,07 a 0,15 0,25 a 0,40 Eficiência de DBO(%) 85a95 93a98 85a95 remoção DQO(%) 85a90 90a95 83a90 Sólidos em suspensão (%) 85 a 95 85 a 95 85 a 95 Amônia(%) 85a95 90a95 75a90 Nitrogênio(%)(1) 25a30 15a25 15a25 Fósforo(%)(1) 25a30 10a20 10a20
Coliformes(%) 60a90 70a95 70a95 Área (m 2/hab) (2) 0,2 a 0,3 0,25 a 0,35 0,2 a 0,3 Volume (m 3/hab) (3) 0,10 a 0,15 0,10 a 0,15 0,10 a 0,12 Potência instalada (W/hab) 2,5 a 4,5 3,5 a 5,5 1,8 a 3,5 Consumo energético (kWh/hab.ano) 18 a 26 20 a 35 14 a 20 Volume de lodo A ser tratado - (L lodo/hab.dia) 3,5 a 8,0 3,5 a 5,5 0,5 a 1,0 (5) A ser disposto (L lodo/hab.dia) 0,10 a 0,25 0,10 a 0,25 0,05 a 0,15 Massa de lodo A ser tratado - (g ST/hab.dia) 60 a 80 40 a 45 20 a 30 A ser disposto - (g ST/hab.dia) 30 a 45 40 a 45 20 a 30 Custos Implantação (R$/hab) 80 a 150 70 a 120 60 a 100 Operação(R$/hab.ano) 10 a18 10 a18 7 a12 Fonte: adaptado parcialmente de VON SPERLING (1997), ALEM SOBRINHO e KATO (1999) Notas: 1,00 US$ = R$ 2,30 (1º semestre/2001) Os valores apresentados são típicos, mas podem variar, inclusive fora das faixas apresentadas, dependendo de circunstâncias locais. (1): Pode-se alcançar eficiências maiores na remoção de N (especialmente no sistema de lodos ativados convencional e na aeração prolongada) e de P (especialmente no sistema de lodos ativados convencional), por meio de etapas específicas (desnitrificação e desfosfatação). A modalidade UASB – lodos ativados não é eficiente na remoção biológica de N e P. (2): Áreas inferiores podem ser obtidas utilizando -se desidratação mecânica. Os valores de área representam a área de toda a ETE, e não apenas das unidades (3): O volume total das unidades inclui eventuais reatores UASB , decantadores primários, tanques de aeração, decantadores secundários, adensadores por gravidade e digestores primários e secundários. A desidratação assumida no cômputo dos volumes é mecânica. A necessidade de cada uma das unidades depende da variante do processo de lodos ativados. (4): A potência instalada deve ser suficiente para suprir a demanda de O 2 em cargas de pico. O consumo energético pressupõe certo controle do fornecimento do O2, reduzindo-o em momentos de menor demanda. (5): O volume de lodo é função da concentração de sólidos totais (ST), a qual depende dos processos utilizados no tratamento da fase líquida e da fase sólida. A faixa superior do volume per capita de lodo a ser disposto está associada à desidratação por meio de centrífuga e filtro de correia (menores concentrações de ST no lodo desidratado), ao passo que a faixa inferior está associada à desidratação por meio de leitos de secagem ou de filtros-prensa (maiores concentrações de ST). Área requerida Volume total Energia (4)
Tabela 5.4 - Comparação entre as variantes dos sistemas de lodos ativados Item
Idade do lodo 5.2.7 Relação A/M Decantação primária Reator UASB DBO solúvel efluente DBO em suspensão efluente
ÿ •
•
Presente
•
Ausente Baixa Praticamente desprezível Depende da sedimentabilidade do lodo e do desempenho do decantador
ÿ • •
•
•
•
Nitrificação
Lodosativadosconvencional 4 a 10 dias 0,25 a 0,50 kgDBO/dia.kgSSVTA
•
•
Volume do reator aeróbio (tanque de aeração)
ÿ •
Área dos decantadores secundários
ÿ •
ÿ •
•
Ausente
•
Ausente Bastante baixa Praticamente desprezível Depende da sedimentabilidade do lodo e do desempenho do decantador secundário
ÿ • •
•
secundário Como a nitrificação deverá ocorrer, caso não haja desnitrificação no reator, a mesma pode ocorrer no decantador secundário, causando ascensão e perda do lodo Decantador secundário sujeito a problemas com bactérias filamentosas e outras deterioradoras da sedimentabilidade
•
Bastante provável, mas sujeita à instabilidade na faixa inferior da idade do lodo, especialmente em temperaturas mais baixas Totalmente consistente na faixa superior, a menos que ocorram problemas ambientais específicos (ex: presença de elementos tóxicos, falta de OD) Reduzido (tempos de detenção hidráulica da ordem de 6 a 8 h)
•
Reduzida
Aeraçãoprolongada 18 a 30 dias 0,07 a 0,15 kgDBO/dia.kgSSVTA
•
•
A maior carga de sólidos afluente ao decantador secundário exige a adoção de parâmetros mais conservadores no dimensionamento destas unidades Caso não haja desnitrificação no reator, a mesma pode ocorrer no decantador secundário, causando ascensão e perda do lodo Decantador secundário sujeito a problemas com bactérias filamentosas e outras deterioradoras da sedimentabilidade Totalmente consistente, a menos que haja problemas ambientais específicos (ex: presença de elementos tóxicos, falta de OD)
ÿ •
•
Ausente
•
Presente Baixa Praticamente desprezível Depende da sedimentabilidade lodo e do desempenho do decantador
ÿ • •
•
•
•
•
•
•
•
UASB–lodosativados 6 a 10 dias 0,25 a 0,4 kgDBO/dia.kgSSVTA
Elevado (tempos de detenção hidráulica da ordem de 16 a 24 h)
ÿ •
Elevada, devido à maior carga de sólidos e às características de sedimentabilidade do lodo
ÿ •
secundário Como a nitrificação deverá oc caso não haja desnitrificação no reator, a mesma pode ocorrer no decantador secundário, causando ascensão e perda do lodo Decantador secundário sujeito a problemas com bactérias filamentosas e outras deteriorado da sedimentabilidade Consistente, a menos que ocorram problemas ambientais (ex: presença de elementos tóxicos, falta de OD) A toxicidade às bactérias nitrificantes pelo sulfeto efluente do reator UASB é um tópico que merece investigação
Bastante reduzido, em virtude d prévia remoção de grande parte da matéria orgânica (tempos de detenção hidráulica da ordem de 3 a 5 h) Mais reduzida, em função da menor carga de sólidos afluente
Requisito de oxigênio
ÿ •
Reduzido, devido à menor respiração pela biomassa e à remoção de DBO na decantação primária
•
Requisito energético Produção de lodo
ÿ •
Reduzido, devido ao baixo consumo de oxigênio Elevada, porém diminui com o uso da digestão anaeróbia, tornando-se razoável
•
Estabilização do lodo no reator
ÿ •
•
Adensamento do lodo
•
Baixa e insuficiente para encaminhamento à desidratação natural (geração de maus odores) Necessário (principalmente para o lodo secundário)
Digestão separada do lodo primário Digestão separada do lodo aeróbio Desidratabilidade do lodo Estabilidade do processo
•
Necessária
•
Necessária
Simplicidade operacional
•
Elevado, por incluir o consumo de oxigênio pela respiração da grande quantidade de biomassa presente e pela inexistência de decantação primária Elevado, devido ao elevado consumo de oxigênio Razoável
ÿ •
Mais reduzido, devido à menor respiração pela biomassa e à grande remoção de DBO no reator UASB
ÿ •
•
•
•
Suficiente e comparável a processos de digestão separada, como a digestão anaeróbia de lodos Pode ser utilizado, mas o adensamento por gravidade não é efetivo. Recomendável adensamento mecânico Inexiste lodo primário
Mais reduzido, devido ao menor consumo de oxigênio Baixa, devido ao reator anaeróbio produzir um lodo denso e em baixa quantidade, e ao lodo aeróbio sofrer digestão e adensamento no reator anaeróbio Suficiente e comparável a processo de digestão separada, como a digestão anaeróbia de lodos Normalmente desnecessário
•
Inexiste lodo primário
•
Desnecessária
•
O lodo aeróbio é retornado ao UASB, onde sofre digestão Melhor desidratabilidade
ÿ •
•
ÿ •
•
Boa condição para desidratação
ÿ •
Pior desidratabilidade
•
ÿ •
Maior susceptibilidade a descargas tóxicas que na aeração prolongada
•
Elevada
•
ÿ •
Reduzida
•
Maior, por não incluir as unidades de decantação primária e digestão, e por ser um sistema mais robusto e estável
•
Fonte: adaptado parcialmente (lodos ativados convencional e aeração prolongada) de VON SPERLING (1997) Nota: ÿ = baixa ou reduzida
= variável ou intermediária
= alta ou elevada
Satisfatória, por se compor de etapas em série, uma anaeróbia e outra aeróbia Intermediária (maior complexidade no tratamento da fase líquida, mas maior simplicidade no tratamento da fase sólida)
15
5.3
CRITÉRIOS E PARÂMETROS DE PROJETO
O presente item apresenta os principais critérios e parâmetros de projeto utilizados no dimensionamento do sistema de lodos ativados atuando como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. Deve-se esclarecer que, possivelmente mais do que qualquer outro processo de tratamento de esgotos, o processo de lodos ativados (em sua concepção clássica) tem sido objeto de extensivas pesquisas, que resultaram em modelos matemáticos bem avançados e complexos (ver, por exemplo, VAN HAANDEL e MARAIS, 1999 e VON SPERLING, 1997). No presente capítulo adota-se, forçosamente, uma abordagem mais simplificada, de forma a facilitar a compreensão dos principais ítens do dimensionamento. Sem esta simplificação, o capítulo necessitaria ser amplamente expandido, de forma a permitir a explicação de diversos fatores da cinética do processo. Os resultados do dimensionamento, segundo os critérios apresentados no presente capítulo, não devem se afastar substancialmente daqueles obtidos com sequências de dimensionamento mais sofisticadas. Os principais parâmetros de projeto, que determinam o comportamento do sistema, bem como as áreas e volumes requeridos, são: • •
reator: idade do lodo e concentração de sólidos em suspensão no tanque de aeração (SSTA); decantador secundário: taxas de aplicação hidráulica e de sólidos.
Os parâmetros de projeto do sistema de lodos ativados como pós-tratamento de reatores UASB são similares aos do sistema de lodos ativados convencional. A principal diferença reside na menor concentração de SSTA assumida na variante de lodos ativados como pós-tratamento. Caso se adotassem maiores valores, o volume do tanque de aeração seria bastante reduzido (tempo de detenção inferior a 2,0 horas, sendo que não há ainda experiência operacional em escala real que demonstre a estabilidade destes tanques tão reduzidos). A Tabela 5.5 lista os principais parâmetros de projeto utilizados para o dimensionamento do sistema de lodos ativados como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios.
16 Tabela 5.5 - Parâmetros de projeto do sistema de lodos ativados como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios (esgotos domésticos) Item Parâmetro Valor Tanque de Idade do lodo (d) 10 a6 aeração RelaçãoA/M(kgDBO/kgSSVTA.d) 0,25a0,40 Tempodedetençãohidráulica(h) 3a5 ConcentraçãodeSSVTA(mg/L) 1100a1500 ConcentraçãodeSSTA(mg/L) 1500a2000 RelaçãoSSV/SSnoreator(-) 0,75a0,77 Sistema de Requisitos médios de O2 – demanda carbonácea (kgO2/kgDQO aplicada ao LA) 0,35 a 0,50 aeração Requisitos médios de O2 – demanda carbonácea (kgO2/kgDBO aplicada ao LA) 0,80 a 1,10 Requisitos médios de O2 – demanda para nitrificação (kgO 2/kgNTK aplicado ao LA) 3,8 a 4,3 Requisitos médios de O2 – demanda para nitrificação (kgO 2/kgN disponível) * 4,6 Relação consumo máximo O2 / consumo médio O2 1,2 a 1,5 Eficiência de oxigenação padrão (kgO2/kWh) 1,5 a 2,2 Fator de correção: consumo O2 padrão / consumocampo O2 1,5a1,8 Produção de Produção de lodo aeróbio excedente (retornado ao UASB) (kgSS/kgDQO aplicada ao LA) 0,30 a 0,40 lodo Produção de lodo aeróbio excedente (retornado ao UASB) (kgSS/kgDBO aplicada ao LA) 0,55 a 0,70 Produção per capita de lodo aeróbio excedente (retornado ao UASB) (gSS/hab.d) 8 a 14 Concentração de SS no lodo retornado ao UASB (mg/L) 3000 a 5000 Eficiência de remoção de SSV do lodo aeróbio no reator UASB 0,20 a 0,30 Produção de lodo anaeróbio (kgSS/kgDQO aplicada ao UASB) 0,14 a 0,18 Produção de lodo anaeróbio (kgSS/kgDBO aplicada ao UASB) 0,28 a 0,36 Produção per capita de lodo anaeróbio (gSS/hab.d) 14 a 18 Produção de lodo misto total (a ser tratado) (kgSS/kgDQO aplicada ao sistema) 0,20 a 0,30 Produção de lodo misto total (a ser tratado) (kgSS/kgDBO aplicada ao sistema) 0,40 a 0,60 Produção per capita de lodo misto total (a ser tratado) (gSS/hab.d) 20 a 30 Produção volumétrica per capita de lodo misto total (a ser tratado) (L/hab.d) 0,5 a 1,0 Concentração do lodo misto (aeróbio + anaeróbio) retirado do UASB (%) 3,0 a 4,0 3 2 Decantador Taxa de escoamento superficial (Q/A) (m /m .d) 3624 a secundário Taxa de aplicação de sólidos [(Q+Q r).X/A] (kgSS/m2.d) 100 140 a Alturadaparedelateral(m) 3,0a4,0 Razão de recirculação (Qr/Q) 0,6 a 1,0 Concentração de SS no lodo recirculado ao tanque de aeração (mg/L) 3000 a 4000 Tratamento Produção per capita de SS no lodo a ser disposto (gSS/hab.d) 20 a 30 do lodo Produção per capita de SS no lodo a ser disposto (gSS/hab.d) 20 a 30 Produção volumétrica per capita de lodo a ser disposto (L lodo/hab.d) 0,05 a 0,15 Teor de sólidos (centrífuga, filtro prensa de correias) (%) 20 a 30 Teordesólidos(filtroprensa)(%) 25a40 Teordesólidos(leitodesecagem)(%) 30a45 * N disponível para nitrific ação = N-NTK afluente – N incorporado ao lodo de excesso (10% do SSV de excesso é N)
Não se apresentam no presente capítulo, por questões de simplicidade e espaço, a dedução e o significado das diversas fórmulas utilizadas no dimensionamento, as quais são mais facilmente compreendidas por meio do Exemplo de Dimensionamento. Para maiores detalhes acerca do detalhamento das fórmulas, deverão ser consultados, por exemplo JORDÃO e PESSOA (1995), VON SPERLING (1997) e VAN HAANDEL e MARAIS (1999).
5.4
SISTEMAS DE AERAÇÃO
Com relação à aeração do reator aeróbio, há duas formas principais (ver Figura 5.7): • •
introduzir ar ou oxigênio no líquido (aeração por ar difuso) causar um grande turbilhonamento, expondo o líquido, na forma de gotículas, ao ar, e ocasionando a entrada do ar atmosférico no meio líquido (aeração superficial ou mecânica)
17
Figura 5.7 - Principais sistemas de aeração utilizados no processo de lodos ativados
Os aeradores mecânicos podem ser de alta rotação (usualmente flutuantes; apresentam maior consumo energético e menor custo de implantação) ou de baixa rotação (com redutores; são usualmente fixos; apresentam menor consumo energético e maior custo de implantação). As potências comerciais usualmente disponíveis são: 1; 2; 3; 5; 7,5; 10; 15; 20; 25; 30; 40; 50; 60; 75; 100; 125; 150 CV. A aeração por ar difuso pode ser por bolhas grossas (apresenta maior consumo energético e maior simplicidade), bolhas médias ou bolhas finas (apresenta menor consumo energético e operação mais cuidadosa para evitar entupimentos). O ar vem de compressores ou sopradores. A profundidade útil do reator aerado é função do sistema de aeração: 3,0 a 4,5 m (aeração mecânica) e 4,5 a 6,0 m (ar difuso). Desta forma, para mesmos volumes do tanque de aeração, a área ocupada por tanques com aeração por ar difuso pode ser menor. Caso seja adotada profundidade maior que 3,0 m, com aeração mecânica, os equipamentos deverão ter recursos especiais para garantir mistura e oxigenação ao longo de toda a profundidade. Para pequenas ETEs, é mais usual a solução com aeração mecânica, e nas ETEs médias e grandes, o sistema de ar difuso é mais utilizado, evitando a utilização de um grande número de aeradores (apenas poucos sopradores são necessários). É necessário bastante cuidado na especificação de sistemas de aeração, devendo-se exigir do fornecedor comprovação de eficiência em testes de campo. As Tabelas 5.6 e 5.7 apresentam uma comparação entre as principais variantes de aeração mecânica e ar difuso.
18 Tabela 5.6 - Características dos principais sistemas de aeração mecânica Tipo de aerador
Características
Vantagens
Desvantagens
Eficiência de oxigenação padrão (kgO2/kWh)
Baixa rotação, fluxo radial
Similar a uma bomba de elevada vazão e baixa carga. O fluxo do líquido no tanque é radial, em relação ao eixo do motor. A maior parte da absorção de oxigênio ocorre devido ao ressalto hidráulico criado. Velocidade de rotação: 20 a 60 rpm.
Elevada transferência de oxigênio. Boa capacidade de mistura. Flexibilidade no projeto do tanque. Elevada capacidade de bombeamento. Fácil acesso para manutenção.
Custos iniciais elevados. Necessidade de manutenção cuidadosa nos redutores.
1,5 a 2,2
Alta rotação, fluxo axial
Similar a uma bomba de elevada vazão e baixa carga. O fluxo do líquido bombeado é ascensional segundo o eixo do motor, passando pela voluta, e atingindo um difusor, de onde é disperso perpendicularmente ao eixo do motor, na forma de aspersão. A maior parte da absorção de oxigênio ocorre devido à aspersão e à turbulência. Velocidade de rotação: 900 a 1400 rpm. A rotação é em torno de um eixo horizontal. Ao rodar, o rotor, com um grande número de aletas perpendiculares ao eixo, causa a aeração por aspersão e incorporação do ar, além de proporcionar o movimento circulatório do líquido no reator. Velocidade de rotação: 20 a 60 rpm.
Custos iniciais mais reduzidos. Facilmente ajustável a variações do nível d'água. Operação flexível.
Difícil acesso para manutenção. Menor capacidade de mistura. Transferência de oxigênio não muito elevada.
1,2 a 2,0
Custo inicial moderado. Fácil de fabricar localmente. Fácil acesso para manutenção.
Geometria do tanque limitada. Requisito de baixas profundidades. Possíveis problemas em rotores com eixos longos. Transferência de oxigênio não muito elevada.
1,2 a 2,0
Rotor de eixo horizontal
Fonte: VON SPERLING (1997)
19 Tabela 5.7 - Características dos principais sistemas de aeração por ar difuso Tipo de aeração
Características
Vantagens
Desvantagens
Eficiência de transferência de O 2 padrão média (%)
Eficiência de oxigenação padrão (kgO2/kWh)
Bolhas finas
As bolhas são geradas através de membranas, pratos, discos, tubos ou domos, feitos de um meio cerâmico, vítreo ou de resinas.
Elevada transferência de oxigênio. Boa capacidade de mistura. Elevada flexibilidade operacional, por meio da variação da vazão de ar.
Custos de implantação e manutenção elevados. Possibilidades de colmatação dos difusores. Necessidade de filtros de ar.
10 a 30
1,2 a 2,0
Bolhas médias
As bolhas são geradas através de membranas perfuradas ou tubos (aço inoxidável coberto ou de plástico) perfurados. As bolhas são geradas através de orifícios, bocais ou injetores.
Boa capacidade de mistura. Reduzidos custos de manutenção.
Custos de implantação elevados. Filtros de ar podem ser necessários. Baixa transferência de oxigênio. Elevados requisitos de energia.
6 a 15
1,0 a 1,6
4a8
0,6a1,2
Eficiência de oxigenação inferior aos sistemas de aeração mecânica ou bolhas finas.
-
1,2a1,5
Bolhas grossas
As bolhas são geradas por meio de uma hélice, rodando em alta velocidade na extremidade de um tubo vazado, a qual succiona o ar atmosférico de um orifício situado na extremidade superior do tubo. Fonte: VON SPERLING (1997) Aeradores por aspiração
5.5
Não colmatação. Baixos custos de manutenção. Custos de implantação competitivos. Filtros de ar não são necessários. Não colmatação. Filtros de ar não são necessários. Simplicidade conceitual. Manutenção relativamente simples.
DECANTADORES SECUNDÁRIOS
Os formatos mais comuns para os decantadores secundários são o retangular de fluxo horizontal e o circular de alimentação central. Ambos os tanques necessitam de remoção contínua do lodo, por meio de raspadores ou sucção de fundo. Uma visão esquemática de ambos pode ser vista nas Figuras 5.8 e 5.9. O tipo circular permite uma remoção contínua do lodo mais fácil, e apresenta maior vantagem do ponto de vista estrutural, devido ao efeito anelar. Por outro lado, o tanque retangular permite uma maior economia de área (pela ausência de áreas mortas entre tanques) e a possibilidade de se utilizar paredes comuns entre tanques contíguos. Ambos os tanques são bastante utilizados em estações de médio e grande portes.
20
Figura 5.8 - Esquema de um decantador secundário retangular (corte e planta)
Figura 5.9 - Esquema de um decantador secundário circular (corte e planta)
21
Em estações de pequeno porte, pode-se prescindir de um mecanismo para remoção do lodo, o através da adoção de uma grande declividade do fundo (em torno de 60 com a horizontal), que assume a forma de um tronco de pirâmide invertido. Desta forma, o lodo se dirige ao(s) poço(s) de lodo, de onde é removido por pressão hidrostática. Tais tanques são denominados tanques tipo Dortmund. A utilização de tais tanques está restrita a estações menores, pelo fato das elevadas declividades de fundo requererem profundidades bastante elevadas, no caso de maiores áreas superficiais. A NBR-570 (ABNT, 1989) recomenda que, para a remoção hidrostática de lodo, a carga hidrostática mínima deve ser considerada como o dobro daquela calculada para a água, e não inferior a 0,50 m, com uma tubulação de diâmetro mínimo de 150 mm. A Figura 5.10 exemplifica um possível tanque, retangular na planta superior, mas dividido em três câmaras.
Figura 5.10 - Tanque com elevada declividade de fundo e sem mecanismo de remoção de lodo
Há a possibilidade ainda de se adotar decantadores de placa (fluxo laminar), similares aos utilizados em estações de tratamento de água. A ETE Piracicamirim, primeira no Brasil em escala plena a adotar o sistema UASB – lodos ativados, possui um decantador com esta configuração. O cálculo da área superficial requerida é o principal aspecto no projeto de um decantador. A determinação da área usualmente é obtida através da consideração dos seguintes parâmetros de projeto: • •
Taxa de escoamento superficial (q A): (Q/A). Corresponde ao quociente entre a vazão afluente à estação (Q) e a área superficial dos decantadores (A). Taxa de aplicação de sólidos (TAS): (Q+Qr).X/A. Corresponde ao quociente entre a carga de sólidos aplicada (Q+Qr).X e a área superficial dos decantadores (A).
As taxas de aplicação nos decantadores secundários de sistemas de lodos ativados, atuando como pós-tratamento de efluentes anaeróbios, são presumivelmente distintas daquelas adotadas para a concepção convencional do sistema de lodos ativados, pelo fato de se trabalhar com concentrações mais baixas de sólidos (SSTA) e com um lodo de características um pouco diferentes. Este é um item que merece investigações continuadas, com experiência em ETEs em escala real, para se obter os parâmetros de projeto específicos para esta configuração. As taxas de aplicação utilizadas em projetos atuais são (ver Tabela 5.5): • •
3
2
Taxa de escoamento superficial para vazão média: q A = 24 a 36 m /m .h 2 Taxa de aplicação de sólidos para vazão média: TAS = 100 a 140 kgSS/m .d
22 Conhecidas as vazões, e adotando-se valores para qA e TAS, calcula-se a área requerida para os decantadores. O exemplo de dimensionamento ilustra a aplicação destes conceitos.
5.6
ASPECTOS CONSTRUTIVOS
O presente item apresenta detalhes de projeto e aspectos construtivos relacionados ao tanque de aeração e ao decantador secundário (METCALF & EDDY, 1991; WEF/ASCE, 1992; VON SPERLING, 1997). Tanque de aeração: • • • • • • • •
• •
•
• • • • •
•
•
O comprimento e a largura do reator devem permitir uma distribuição homogênea dos aeradores na superfície do tanque. Os tanques devem ser preferencialmente retangulares. A profundidade útil do reator encontra-se dentro da seguinte faixa: 3,0 a 4,5 m (aeração mecânica) e 4,5 a 6,0 m (ar difuso). A profundidade do reator deve ser estabelecida em conformidade com o aerador a ser adotado (consultar catálogo do fabricante). A borda livre do tanque deve ser em torno de 0,5 m. As dimensões em planta devem ser estabelecidas em função do regime hidráulico selecionado, e devem ser compatíveis com as áreas de influência dos aeradores. Caso a estação tenha vazão máxima superior a 250 L/s, deve-se ter mais de um reator. Usualmente os tanques são de concreto armado com pared es verticais mas, sempre que possível, deve-se analisar a alternativa de tanques taludados (paredes mais delgadas ou argamassa armada). Caso haja mais de uma unidade, pode-se utilizar paredes comuns entre as mesmas. Os aeradores mecânicos de baixa rotação devem ser apoiados em passarelas e pilares (dimensionados para resistir à torção). Os aeradores mecânicos de alta rot ação são ancorados nas margens. Os aeradores mecânicos podem ter a capacidade de oxigenação controlada por meio de variação da submergência dos aeradores (variação do nível do vertedor de saída ou do eixo do aerador), da velocidade dos aeradores, ou por liga-desliga dos aeradores. A aeração por ar difuso pode ter a capacidade de oxigenação controlada por meio de ajuste das válvulas de saída dos sopradores ou das válvulas de entrada nos reatores. A entrada do afluente submersa evita o desprendimento do gás sulfídrico presente no efluente do reator anaeróbio. A saída do tanque é por vertedores colocados na extremidade oposta à da entrada. Caso haja mais de uma unidade , os arranjos de entrada e saída devem permi tir o isolamento de uma unidade para eventual manutenção. Deve-se prever by-pass ao reator UASB, possibilitando a introdução de até cerca de 30% a 50% da vazão do esgoto bruto diretamente no tanque de aeração, caso necessário. Este bypass pode ser utilizado como medida de proteção ao reator UASB, bem como com o intuito de fornecer maior quantidade de matéria orgânica ao sistema de lodos ativados (eventual aumento da biomassa, aumento da capacidade de floculação ou fornecimento de carbono orgânico para desnitrificação). Deve-se dar condições de quebra da escuma eventualmente formada, por meio de mangueiras ou aspersores, e de encaminhamento da mesma para caixas de escuma ou para os decantadores secundários. Deve-se prever a possibilidade de drenagem do tanque para eventual esvaziamento, por meio de bombas submersíveis (mais simples e confiáveis) ou por descargas de fundo.
23 •
No caso de interferência com o NA do lençol freático, deve-se possibilitar algum meio de alívio da sub-pressão, quando o tanque estiver vazio.
Os seguintes comentários podem ser feitos com relação aos decantadores secundários circulares e retangulares, com remoção mecanizada de lodo: Decantador retangular: • • • • • •
•
A distribuição da vazão afluente deve ser homogênea, de forma a evitar velocidades horizontais excessivas e curto-circuitos hidráulicos. A profundidade útil do tanque deve situar-se entre 3,0 e 4,5 m. A relação comprimento / largura deve ser igual ou superior a 3,0. A relação comprimento / profundidade não deve exceder o valor de 10 a 15. Caso a largura de um tanque exceda 6 m, pode-se adotar coletores de lodo múltiplos, de forma a permitir uma largura de até 24 m. O mecanismo coletor de lodo deve possuir uma elevada capacidade, de forma a evitar caminhos preferenciais do líquido pelo lodo, devendo ser também robusto, de maneira a transportar e remover lodos mais densos acumulados durante interrupções da operação. Os mecanismos de remoção do lodo mais comuns são: (a) raspador com ponte móvel, (b) raspador com correntes submersas e (c) removedores por sucção. Os mecanismos de raspagem transportam o lodo para um ou mais poços na extremidade de entrada do tanque.
Decantador circular: • • • • •
A faixa mais usual de diâmetros varia de 10 m a 40 m. A profundidade útil do tanque (parede lateral) deve situar-se entre 3,0 e 4,5 m. A relação diâmetro/profundidade lateral não deve exceder o valor de 10. A remoção do lodo pode ser por raspad ores rotatórios, que dirigem o lodo para um poço no centro do tanque, ou por mecanismos de sucção apoiados em pontes rotatórias. O fundo do t anque deve possuir uma declividade em torno de 1:12, no caso de remoção do lodo por raspadores, ou ser aproximadamente plano, no caso de remoção por sucção.
A NB-570 (ABNT, 1989) sugere a observação aos seguintes ítens: Decantador secundário com remoção mecanizada de lodo: •
• •
• • •
O dispositivo de remoção deve ter velocidade igual ou inferior a 20 mm/s, no caso de decantador retangular, e velocidade periférica igual ou inferior a 40 mm/s, no caso de decantador circular. A altura mínima de água ( parede lateral) deve ser igual ou superior a 2,0 m. Para decantador retangular, a relação co mprimento/altura mínima de água deve ser igual ou superior a 4:1; a relação largura/altura mínima de água deve ser igual ou superior a 2:1; a relação comprimento/largura deve ser igual ou superior a 2:1. Para decantador final retangular, a velocidade de escoamento horizontal deve ser igual ou inferior a 20 mm/s. O decantador final circular, com remo ção de lodo por raspa gem, deve ter o fundo com inclinação mínima, para o centro, na razão de 1 vertical : 12 horizontal. O decantador final retangular, com remoçã o por sucção ao longo do tanque, deve ter o fundo horizontal.
24 Decantador secundário sem remoção mecanizada de lodo (tipo Dortmund, com fundo bastante inclinado): • •
•
• •
A altura mínima de água ( parede lateral ) deve ser igual ou superior a 0,5 m. O decantador pode ser circular ou quadrado, com poço de lodo cônico o u piramidal de base quadrada, descarga de lodo por gravidade, inclinação de paredes igual ou superior a 1,5 vertical por 1,0 horizontal e diâmetro ou diagonal não superior a 7,0 m. O decantador pode ser retan gular, com alimen tação pelo lado menor, desde que a parte inferior seja totalmente constituída de poços piramidais com base quadrada, de lado não superior a 5,0 m, com descargas individuais. A carga hidrostá tica mínima para a remoção do lodo deve ser considerada como igual a duas vezes a perda de carga hidráulica para água e não inferior a 0,5 m. A tubulação de descarga de lodo deve ter diâmetro mínimo de 150 mm.
5.7
REMOÇÃO DE NITROGÊNIO
O sistema de lodos ativados como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios é capaz de produzir, sem alterações de processo, conversão satisfatória de amônia para nitrato (nitrificação), convertendo-a a nitrato. Neste caso, a amônia é removida, mas o nitrogênio não, já que houve apenas uma conversão da forma do nitrogênio. Deve-se ressaltar que têm ocorrido dificuldades operacionais para a manutenção do processo de nitrificação, no caso do pós-tratamento de efluentes anaeróbios. Tais fatos aparentemente estão ligados a problemas de toxicidade às bactérias nitrificantes, causadas provavelmente pela presença de formas reduzidas de enxofre. A remoção biológica de nitrogênio é alcançada em condições de ausência de oxigênio, mas na presença de nitratos e nitritos (denominadas condições anóxicas). Nestas condições, um grupo de bactérias utiliza nitratos e nitritos no seu processo respiratório, convertendo-os a nitrogênio gasoso, que escapa na atmosfera. Este processo é denominado desnitrificação. Lodos ativados como pós-tratamento de efluentes anaeróbios não são particularmente eficientes na remoção de nitrogênio, pelo fato de haver pouca disponibilidade de matéria orgânica para os organismos que realizam a desnitrificação, uma vez que grande parte da matéria orgânica foi previamente removida no reator UASB. Uma forma de se fornecer matéria orgânica para o lodos ativados é através de um by-pass parcial ao reator UASB, fornecendo esgoto bruto para o tanque de aeração. Para se alcançar a desnitrificação no sistema de lodos ativados, são necessárias ainda modificações no processo, incluindo a criação de zonas anóxicas e possíveis recirculações internas. Pode-se ainda fazer a remoção do nitrogênio por métodos físico-químicos, os quais não se enquadram no escopo do presente trabalho. São os seguintes os principais fluxogramas para a nitrificação e desnitrificação biológicas combinadas em um reator único (ver Figura 5.11): • • • •
Pré-desnitrificação (remoção de nitrogênio com carbono do esgoto bruto) Pós-desnitrificação (remoção de nitrogênio com carbono da respiração endógena) Processo Bardenpho de quatro estágios Reatores de operação intermitente (batelada)
25 Estes sistemas têm sido adotados principalmente para as variantes clássicas de sistema de lodos ativados (lodos ativados convencional e aeração prolongada). Há ainda outros sistemas, com nitrificação e desnitrificação em linhas separadas da remoção de carbono, bem como outros processos que usam uma fonte de carbono externo (usualmente metanol) para a desnitrificação. No entanto, estes sistemas são mais complexos, fazendo com que os sistemas de reator único, sem fonte externa de carbono, venham sendo mais utilizados. A seguir descreve-se sucintamente cada uma das principais variantes apresentadas na Figura 5.11.
Figura 5.11 - Principais processos para a remoção biológica de nitrogênio (na configuração de reator UASB – lodos ativados, os fluxogramas devem incluir, a montante, o reator UASB)
a) Pré-desnitrificação (remoção de nitrogênio com carbono do esgoto afluente) O reator possui uma zona anóxica seguida pela zona aeróbia. A nitrificação ocorre na zona aeróbia, conduzindo à formação de nitratos. Os nitratos são direcionados à zona anóxica, por meio de recirculação interna. Na zona anóxica, os nitratos são convertidos a nitrogênio gasoso, escapando para a atmosfera. Caso não houvesse a recirculação interna, a única forma de retorno dos nitratos seria via o lodo de retorno, com os possíveis riscos operacionais de desnitrificação no decantador secundário (formação de bolhas de N 2, causando lodo ascendente). Este processo é também denominado Ludzack-Ettinger modificado. A recirculação interna é feita com elevadas razões de recirculação, de 100 a 400% da vazão afluente. A eficiência da desnitrificação está diretamente associada à quantidade de nitrato que é retornada à zona anóxica. Por exemplo, caso sejam retornados 80% dos nitra tos para a zona anóxica, há um potencial de remoção dos mesmos de 80%. Os outros 20% saem com o efluente final.
26 Nas zonas anóxicas de sistemas com pré-desnitrificação, a taxa de desnitrificação é mais elevada, devido à maior concentração de carbono orgânico na zona anóxica, trazido pelo esgoto afluente (principalmente se houver by-pass do esgoto bruto ao reator UASB, como forma de se elevar a quantidade de carbono orgânico na zona anóxica). As vantagens do arranjo com pré-desnitrificação são: • •
• •
menor tempo de detenção na zona anóxica, comparado ao arranjo de pós-desnitrificação; redução do consumo de oxigênio, face à estabilização da matéria orgânica utilizando o nitrato como receptor de elétrons na zona anóxica; possibilidade da redução do volume da zona aeróbia, em decorrência da estabilização de parte da DBO na zona anóxica (a redução do volume não deverá ser tal, que afete a nitrificação); não há necessidade de um tanque de reaeração separado, como no arranjo de pósdesnitrificação.
A desvantagem é que, para se alcançar alta eficiência de desnitrificação, há necessidade de razões de recirculação interna bastante elevadas, o que nem sempre é aconselhável economicamente. Por isto, as razões de recirculação interna estão limitadas a 400% ou 500%. As elevatórias de recirculação interna são projetadas para trabalhar com baixas perdas de carga (o NA nas zonas anóxica e aeróbia é praticamente o mesmo) e elevadas vazões. De qualquer forma, a aquisição destas bombas é um fator de custo conside rável. Outro problema é que poderá haver recirculação de oxigênio dissolvido, o que prejudica o desenvolvimento da desnitrificação.
b) Remoção de nitrogênio com carbono da respiração endógena O reator compreende uma zona por uma anóxica e, opcionalmente, zona aeróbia final. A remoção deaeróbia carbonoseguida e a produção de zona nitratos ocorrem na zona aeróbia.uma Os nitratos formados entram na zona anóxica, onde são reduzidos a nitrogênio gasoso. Desta forma, não há necessidade de recirculações internas, como no sistema de pré-desnitrificação. Este processo, sem a zona aeróbia final, é também denominado processo Wuhrmann. A desvantagem é que a desnitrificação ocorre em condições endógenas, já que a maior parte do carbono orgânico a ser utilizado pelas bactérias desnitrificantes foi removido na zona aeróbia (além da grande remoção, já ocorrida no reator UASB). Em decorrência, a taxa de desnitrificação é menor, o que implica na necessidade de maiores tempos de detenção na zona anóxica, comparado com a alternativa de pré-desnitrificação. Uma possibilidade de se aumentar a taxa de desnitrificação é através da adição de uma fonte externa de carbono, como metanol. Ainda que esta prática conduza a elevadas taxas de desnitrificação, ela não tem sido adotada em projetos mais recentes, em virtude de representar a necessidade da adição contínua de um produto químico, o que repercute, não somente em custos, mas também em aumento da complexidade operacional do sistema. Uma outra possibilidade para se aumentar a taxa de desnitrificação na zona anóxica é a de se direcionar parte do esgoto bruto diretamente à zona anóxica, através de by-pass ao reator UASB e à zona aeróbia. Mesmo que uma fração considerável da DBO da linha do by-pass possa ser removida na zona anóxica, há o problema de se introduzir amônia não nitrificada na zona anóxica, deteriorando a qualidade do efluente.
27 A zona final é de reaeração, com um baixo tempo de detenção (em torno de 30 minutos). As principais finalidades são o desprendimento das bolh as de nitrogênio gasoso e a adição de oxigênio dissolvido antes da sedimentação.
c) Processo Bardenpho de quatro estágios O processo Bardenpho corresponde a uma combinação dos dois arranjos anteriores, compreendendo uma pré-desnitrificação e uma pós-desnitrificação, além da zona de reaeração final. A eficiência de remoção de nitrogênio é bastante elevada, já que os nitratos não removidos na primeira zona anóxica têm uma segunda oportunidade de serem removidos, na segunda zona anóxica. A desvantagem é a necessidade de reatores com um volume total maior. No entanto, caso sejam necessárias elevadas eficiências de remoção de nitrogênio, não se deve considerar este aspecto como uma desvantagem, mas sim como um requisito do processo.
d) Reatores de operação intermitente (batelada) Os sistemas por batelada são operados com etapas cíclicas. Como foi visto anteriormente, cada ciclo é composto por uma seqüência de etapas de enchimento, reação, sedimentação, esvaziamento e, eventualmente, repouso. Dependendo do perfil de geração de carga ao longo do dia, pode-se ter um tanque apenas, ou mais de um (dois, três ou mais) em paralelo, cada um em uma etapa distinta do ciclo. Maiores detalhes sobre os reatores por batelada estão apresentados no Item 5.8. Durante o período de enchimento, pode ocorrer alguma remoção de formas oxidadas de nitrogênio (principalmente nitratos), remanescentes do ciclo anterior, caso os aeradores estejam desligados. Tem-se, portanto, uma pré-desnitrificação com carbono orgânico do esgoto afluente. Após a etapa de reação aeróbia, tem-se uma etapa anóxica, na qual ocorre a pós-desnitrificação, em condições endógenas. A vantagem do sistema é a sua simplicidade conceitual, dispensando decantadores e recirculações separadas. A desvantagem é que o equipamento de aeração só funciona parte do tempo. Portanto, nos períodos de aeração, a tranferência de oxigênio terá que ser maior. Por esta razão, a quantidade de aeradores num sistema de bateladas necessita ser maior (maior potência instalada) que num sistema de fluxo contínuo, sob condições operacionais comparáveis.
5.8
SISTEMAS DE OPERAÇÃO INTERMITENTE (BATELADA)
O princípio de funcionamento do sistema de lodos ativados com operação intermitente (batelada) foi explicado nos ítens 5.2.4 e 5.6.d. Estes reatores são também denominados RSB (reator sequencial em batelada). A Figura 5.12 apresenta um ciclo operacional típico, ao passo que Tabela 5.8 resume as principais características de cada etapa do ciclo.
28
Figura 5.12 - Ciclo operacional do processo de operação intermitente, objetivando remoção de DBO
29 Tabela 5.8 - Etapas do ciclo de operação de um reator aeróbio por batelada Etapa Enchimento
• •
• •
•
Reação
• • • •
Sedimentação
• •
Esvaziamento (retirada do
•
O efluente clarificado é retirado durante a fase de esvaziamento.
•
sobrenadante) Repouso
Descrição A operação de enchimento consiste na adição do esgoto e do substrato para a atividade microbiana. O ciclo de enchimento pode ser controlado por válvulas de bóia, até um volume pré-estabelecido, ou por temporizadores, para sistemas com mais deum reator. Um método simples e comumente aplicado para controlar o ciclo de enchimento é baseado no volume do reator, resultando em tempos de enchimento inversamente relacionados à vazão afluente. A fasede enchimento pode incluir várias fases de operação e está sujeita a vários modos de controle, denominadosenchimento estático, enchimento com misturae enchimento com reação. O enchimento estáticoenvolve a introdução do esgoto sem mistura ou aeração. Este tipo de enchimento é mais comum em estações que objetivam a remoçãode nutrientes. Nestas aplicações, o enchimento estático é acompanhado de um enchimento com mistura, de forma a que os microrganismos estejam expostos a uma quantidade suficiente de substrato, ao passo que se mantêm condições anóxicas ou anaeróbias. Tantoa mistura quantoa aeração são efetuadas no estágio de enchimento com reação. O sistema pode alternar entre enchimento estático, enchimento com misturae enchimento com reação, ao longo do ciclo operacional. O objetivo do estágio de reação é completar as reações iniciadas durante o enchimento. A etapa de reação pode compreender mistura, aeração, ou ambos. Como no caso do ciclo de enchimento, os processos desejados podem requere r ciclos alternados de aeração. A duração da fase de reação pode ser controlada por temporizadores, pelo nível do líquido ou pelo grau de tratamento, através de monitoramento do reator. Dependendo da quantidade e duração da aeração durante a fase de enchimento, pode ou não haver uma fase de reação específica. A separação sólido-líquido ocorre durante a fase de sedimentação, análoga à operação de um decantador secundárioem uma ETE convencional. A sedimentação em um sistema intermitentepode ter uma eficiência superior à deum decantador de fluxo contínuo, devido ao maior repouso do líquido em um tanque de batelada, sem interferência de entrada e saída de líquidos.
• • •
O esvaziamentopode ser efetuado através de vários mecanismos, os mais comuns sendo vertedores flutuantes ou ajustáveis. A fase final é denominada derepouso, sendoutilizada apenas em aplicações com vários tanques. O tempo alocado à fase de repouso depende do tempo requerido para o tanque precedente completar o seu ciclo completo. O descarte de lodo ocorre tipicamente nesta fase.
Fontes: EPA (1993)
A duração usual de cada ciclo pode ser alterada em função das variações da vazão afluente, das necessidades do tratamento e das características do esgoto e da biomassa no sistema. O descarte do lodo excedente geralmente é efetuado durante o último ciclo (Repouso), mas como este é opcional, já que a sua finalidade é a de permitir o ajuste entre os ciclos de operação de cada reator, o descarte pode se dar em outras fases do processo. A quantidade e a freqüência de descarte do lodo são estabelecidas em função dos requisitos de performance, da mesma forma que nos processos convencionais de fluxo contínuo. Normalmente a estação tem dois ou mais reatores de batelada operando em paralelo, cada um em diferentes etapas do ciclo operacional. Em sistemas que recebem vazão ao longo de todas as horas do dia, como no caso de tratamento de esgotos domésticos, esta necessidade é imperiosa, já que um reator em etapa de sedimentação, por exemplo, não recebe afluente. Neste momento, o afluente está sendo direcionado para outro reator, o qual se encontra em etapa de enchimento. Em estações que recebem despejos de forma intermitente, como em indústrias que trabalham somente 8 horas, pode haver apenas um reator, que trabalha em enchimento por 8 horas, e desempenha as outras etapas do ciclo nas 16 horas subsequentes. A Figura 5.13 mostra esquematicamente uma ETE com três reatores em paralelo.
30
Figura 5.13 - Arranjo de três reatores aeróbios de batelada, operando em paralelo. No sistema UASB – lodos ativados, o afluente vem do reator UASB. (Fonte: VON SPERLING, 1997)
O dimensionamento de um sistema de lodos ativados por batelada, após um reator anaeróbio, deve ter o cuidado de propor um ciclo operacional que se adapte à condição de baixa carga orgânica no afluente à etapa aeróbia. Dimensionamentos que não busquem uma otimização podem conduzir a grandes volumes de enchimento, comparados ao volume do lodo, o que pode resultar num grande e anti-econômico volume do reator aeróbio. A remoção de nutrientes por meio dos reatores em batelada foi discutida no Item 5.6.d. Valem aqui os mesmos comentários já expressos neste capítulo, acerca da dificuldade de remoção de nitrogênio e fósforo em sistemas de lodos ativados atuando como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios.
5.9
ASPECTOS OPERACIONAIS
O presente item enfoca principalmente os principais parâmetros a serem controlados no sistema UASB - lodos ativados (fluxo contínuo). O controle individual do reator UASB não é abordado, por estar amplamente coberto em CAMPOS (1999). As principais variáveis para manipulação do sistema são:
31 • • • •
nível de aeração (coeficiente de transferência de oxigênio - K La) vazão de recirculação ( Qr) vazão de lodo excedente ( Qex) vazão de by-pass do reator UASB ( Qby-pass)
Os principais objetos de controle no sistema de lodos ativados estão apresentados na Tabela 5.9. Tabela 5.9 - Principais ítens de controle no sistema de lodos ativados
Variável de controle
Item Aeração mecânica
Detalhamento •
Liga-desliga de aeradores
•
Variação da velocidade de rotação dos aeradores (duas velocidades ou velocidades variáveis) Variação do nível das pás dos aeradores (variação da submergência dos aeradores através da atuação no seu eixo) Variação do nível do líquido (variação da submergência dos aeradores através do ajuste do vertedor de saída) Variação da velocidade dos sopradores Variação das aletas de entrada Ajuste das válvulas de sucção de todos os sopradores ligados, de forma a manter uma pressão constante na tubulação de alimentação de ar Qr constante Qr proporcional à vazão afluente Q Qr função de IVL (Índice Volumétrico de Lodo) Qr função do nível da manta de lodo nos decantadores secundários Controle de SSTA (SSTA constante); Controle da carga de lodo (relação A/M constante); Controle da idade do lodo (θc constante) Controle de sobrecarga no reator UASB Controle da concentração de SSTA no tanque de aeração Controle da carga de carbono orgânico para a desnitrificação no sistema de lodos ativados
•
Oxigênio dissolvido
•
Aeração por ar difuso
• • •
Manipulação da vazão de recirculação de lodo (Qr)
• • • •
Manipulação da vazão
•
de lodo excedente (Qex) Sólidos no sistema de lodos ativados Manipulação da vazão
•
de by-pass do reator UASB (Qby-pass)
•
• • •
Fonte: VON SPERLING (1997)
Na Tabela 5.10 são destacados problemas operacionais típicos e suas possíveis causas. O detalhamento dos problemas e das soluções a serem adotadas, as quais geralmente estão associadas a intervenções nas causas, foge ao escopo do presente capítulo, mas pode ser encontrado em diversos livros sobre lodos ativados.
32 Tabela 5.10 - Principais problemas operacionais no sistema de lodos ativados Problemas Causas Elevadas concentrações de sólidos • Lodo ascendente em suspensão no efluente • Lodo intumescido • Lodo pulverizado • Lodo disperso • Sobrecarga de sólidos nos decantadores secundários (lodo não intumescido) • Sobrecarga hidráulica nos decantadores secundários • Espuma e escuma Elevadas concentrações de DBO • Elevados teores de SS no efluente final (ver linha acima) particulada no efluente Elevadas concentrações de DBO • Baixas concentrações de OD no reator solúvel no efluente • Concentração de SSTA insuficiente • Alta carga de DBO afluente • Elevada variação da carga de DBO afluente • Inibição por substâncias tóxicas • pH fora da faixa de 6,5 a 8,5 • Desbalanceamento de nutrientes • Variações de temperatura Elevadas concentrações de • Inibição do crescimento das bactérias nitri ficantes (baixo OD, baixa amônia no efluente temperatura, baixo pH, substâncias tóxicas) • Concentração de SSTA insuficiente • Elevadas cargas de amônia afluente
33
5.10 EXEMPLO DE DIMENSIONAMENTO DE UM SISTEMA UASB – LODOS ATIVADOS DE FLUXO CONTÍNUO Dimensionar a etapa de lodos ativados, atuando como pós-tratamento do efluente de um reator UASB. Determinar o volume do reator, o consumo de oxigênio, a potência dos aeradores e a produção e remoção do lodo excedente. Utilizar os dados das Tabelas 5.4 e 5.5.
Dados de entrada: • • •
•
•
População: 50.000 hab 3 Vazão média afluente (incluindo infiltração): Q = 7.944 m /d (92 L/s) Cargas no esgoto bruto: • DQO: 5.000 kg/d (100 gDQO/hab.d) • DBO: 2.500 kg/d (50 gDBO 5/hab.d) • SS: 3.000 kg/d (60 gDBO 5/hab.d) • NTK: 400 kg/d (8 gNTK/hab.d) Concentrações no esgoto bruto: • DQO: 629 mg/L • DBO: 315 mg/L • SS: 378 mg/L • NTK: 50 mg/L Eficiências de remoção de DQO no reator UASB: • DQO: 65% • DBO: 70% • NTK: 10%
O dimensionamento pode ser feito com base na DQO ou na DBO, dependendo da maior familiaridade do projetista com um ou outro parâmetro. No presente exemplo, adota-se a DBO como parâmetro básico mas, sempre que pertinente, são feitas verificações para a DQO. Não se apresenta aqui o dimensionamento do reator UASB, o qual é amplamente coberto em CAMPOS (1999).
a) Características do afluente à etapa de lodos ativados (LA) O afluente ao sistema de lodos ativados é o efluente do reator UASB. Considerando-se as eficiências de remoção fornecidas nos dados de entrada, tem-se: DQO: • Carga DQO afl uente LA = Carga DQO es goto bru to x (1 – Eficiência) = 5.000 kg/d x (10,65) = 1750 kgDQO/d •
Concentração DQO afluente LA = Concentração DQO esgoto bruto x (1 – Eficiência) = 629 mg/L x (1-0,65) = 220 mgDQO/L
DBO: • Carga DBO aflu ente LA = Carga DBO esgo to bruto x (1 – Eficiência) = 2.500 kg/ d x (10,70) = 750 kgDBO/d • Concentração DBO afluente LA = Concentração DBO esgoto bruto x (1 – Eficiência) = 315 mg/L x (1-0,70) = 95 mgDBO/L
34 NTK: • Carga NTK afluente LA = Carga NTK esg oto bruto x (1 – Eficiência) = 400 kg/d x (1-0,10) = 360 kgNTK/d • Concentração NTK afluente LA = Concentração NTK esgoto bruto x (1 – Eficiência) = 50 mg/L x (1-0,10) = 40 mgNTK/L
b) Características estimadas para o efluente final da ETE Adotando-se eficiências típicas globais para o sistema UASB – lodos ativados apresentadas na Tabela 5.3, tem-se as seguintes estimativas para as concentrações no efluente final da ETE: Parâmetro
Eficiência global de remoção adotada (%)
Concentração no esgoto bruto (mg/L)
Concentração estimada no efluente final (mg/L) DBO 85 95 315 15 45 – DQO 83 90 629 60 – 100 SS 85 95 378 15 50 – Concentração efluente = Co ncentração afluente x (1 00 – Ef iciência/100) (valores arredondados)
c) Dimensionamento do reator Parâmetros de projeto adotados (ver Tabela 5.5): • Relação A/M: A/M = 0,35 kgDBO/kgSSVTA.d • Sólidos em suspensão voláteis no tanque de aeração: SSVTA = X v = 1500 mg/L O volume do reator pode ser calculado com base no conceito da relação A/M: V=
Q . DBO afluente LA X v . (A/M)
=
carga DBO afluente LA x 1000 X v .V
=
750x1000 1500 x 0,35
= 1.429 m
3
3
Podem ser adotados 2 tanques, cada um com volume de (1.429 m ) / 2 = 715 m
3
Adotando-se uma profundidade de 3,5 m , tem-se que a área superficial de cada tanque é 715 m 2 3,5 m = 201 m
3
/
A relação comprimento/largura pode variar com o arranjo no terreno e com a disposição dos aeradores (caso seja aeração mecânica). Para efeito deste exemplo, adotar: Comprimento L = 8,2 m e largura B = 24,6 m (relação comprimento/largura: L/B = 3 ). O volume total resultante é de 1.412 m3. θ
O tempo de detenção hidráulica ( h) resultante no tanque de aeração é: θh
= V / Q = 1.412 / 7.944 = 0,18 d = 4,3 h (adequado, segundo Tabela 5.5)
A relação SSVTA/SSTA (= SSV/SS = X v/X) adotada no tanque de aeração é 0,75 (ver Tabela 5.5). A concentração de SSTA (X) no tanque de aeração é: SSTA = SSVTA / (SSV/SS) = (1.500 mg/L) / (0,75) = 2.000 mg/L
35
d) Estimativa da produção e da remoção de lodo excedente Coeficiente de produção de lodo: 0,60 kgSS/kgDBO aplicada ao tanque de aeração (ver Tabela 5.5) A produção de lodo aeróbio excedente, a ser dirigido ao reator UASB, é : PX = 0,60 kgSS/kgDBO x 750 kgDBO/d = 450 kgSS/d A produção per capita de SS aeróbio é: PX per capita = 450 kgSS/d / 50.000 hab = 0,009 kgSS/hab.d = 9 gSS/hab.d (adequada, segundo Tabela 5.5) A distribuição do lodo excedente, em termos de sólidos voláteis e sólidos fixos, é função da relação SSV/SS (igual a 0,75 no presente exemplo). Desta forma, a distribuição é: • • •
Sólidos totais: P X = 450 kgSS/d Sólidos voláteis: P XV = (SSV/SS) x P X = 0,75 x 450 = 338 kgSSV/d Sólidos fixos: P XF = (1- SSV/SS) x P X = (1-0,75) x 450 = 112 kgSSF/d
A concentração do lodo aeróbio excedente é a mesma do lodo de recirculação, já que o lodo excedente é retirado da linha de recircul ação. Esta concentração é função da concentração de SSTA e da razão de recirculação R (= Q r/Q). No exemplo, SSTA = 2000 mg/L e R é adotado como 0,8 (ver Tabela 5.5). A concentração de SS no lodo aeróbio excedente e no lodo de retorno (Xr) é: 3
3
Xr = X.(1+R)/R = 2000 mg/L x(1+0,8)/0,8 = 4.500 mgSS/L = 4.500 gSS/m = 4,5 kgSS/m A vazão de lodo aeróbio excedente, retornado ao reator UASB é: vazão = carga / concentração 3 3 Qex aeróbio = (450 kgSS/d) / (4,5 kgSS/m ) = 100 m /d
Esta vazão é bastante baixa comparada com a vazão afluente ao reator UASB, representando apenas cerca de 1,3% desta (100/7.944 = 0,013), ou seja, o impacto hidráulico do retorno do lodo aeróbio excedente ao UASB é desprezível. Por outro lado, pode-se estimar a carga orgânica no lodo excedente em 507 kgDQO/d (1 kg de SSV gera uma DQO de aproximadamente 1,5 kg, ou seja, 338 kgSSV/d x 1,5 kgDQO/kgSSV = 507 kgDQO/d). Desta forma, a carga de DQO no lodo aeróbio retornado ao reator UASB é somente 507kg/5.000kg = 10 % da DQO do afluente. Este aumento da carga não deve afetar o desempenho do reator UASB, principalmente considerando-se que o desempenho de reatores UASB tratando esgotos domésticos é mais influenciado pela carga hidráulica que pela carga orgânica.
e) Cálculo do consumo de oxigênio e da potência requerida para os aeradores O consumo médio de O 2 para a demanda carbonácea (oxidação da DQO) adotado é de 0,90 kgO2/kgDBO aplicado (ver Tabela 5.5). A carga de DBO aplicada ao lodos ativados é de 750 kgDBO/d. O consumo de O2 é: Consumo médio O2 demanda carbonácea = 0,90 kgO 2/kgDQO x 750 kgDBO/d = 675 kgO2/d
36 O consumo médio de O 2 para a demanda nitrogenada (oxidação da amônia) adotado é de 4,6 kgO2/kg Ndisponível) (ver Tabela 5.5). A carga de NTK disponível corresponde à carga aplicada menos a carga de N incorporada ao lodo excedente (10% da produção de SSV). No presente exemplo, a carga de SSV produzida foi calculada como 460 kgSSV/d. A carga de N disponível é: Carga N disponível = carga N aplicada – carga N lodo excedente = 360 – 0,1*460 = 314 kgN/dia O consumo de O2 para a demanda nitrogenada é: Consumo médio O2 demanda nitrogenada = 4,6 kgO2/kgNTK x 314 kgNTK/d = 1.444 kgO2/d Este valor corresponde a (1.444 kgO 2/d) / (360 NTK aplicado) = 4,0 kgO2/kgNTKaplicado (confere com Tabela 5.5). O consumo médio total é: Consumo médio total de O 2 = Demanda carbonácea + Demanda nitrogenada = 675 + 1.444 = 2.119 kgO2/d Observa-se que, diferentemente do lodos ativados convencional, neste caso o consumo de O 2 é dominado pela demanda nitrogenada (1444/2119 = 68% do total), uma vez que a maior parte da DBO foi previamente removida no reator UASB. A taxa de consumo de oxigênio (média) é: TCO média = Consumo médio O 2 / Volume reator = (2.119 kgO 2/d) / (1.412 m3) = 1,50 3 kgO2/m .d = 63 mgO 2/L.h O consumo de O 2, para satisfazer à demanda em condições de pico, é função da relação entre o consumo máximo de O2 e o consumo médio de O 2. No presente exemplo, considerando-se a presença do reator UASB a montante, e o fato da estação ser de porte médio, adotou-se 1,3 (ver Tabela 5.5): Consumo de O2 máximo = (Relação consumo máximo/consumo médio) x Consumo médio = 1,3 x 2.119 kgO 2/d = 2.755 kgO2/d Este consumo de O 2 é o que ocorre no campo. O valor do consumo em condições padrão (água limpa, 20 o C, nível do mar) deve ser maior, para que, no campo, o valor reduzido seja igual à demanda. O fator de correção padrão/campo adotado é de 1,6 (ver Tabela 5.5). O consumo de O2, expresso em condições padrão, é: Consumo de O 2 em condições padrão = (Relação padrão/campo) x Consumo O 2.755 kgO2/d = 4.408 kgO2/d = 184 kgO 2/h Adotando-se uma eficiência de oxigenação padrão de 1,8 kgO seguinte potência necessária:
2/kWh
2
campo = 1,6 x
(ver Tabela 5.5), tem-se a
Potência requerida = Consumo O2 / Eficiência de oxigenação = (184 kgO 2/h) / (1,8 kgO2/kWh) = 102 kW = 139 CV
37 Como há 2 tanques de aeração, e a relação comprimento/largura em cada um deles é de 3, podese adotar 3 aeradores em cada tanque, perfazendo um total de 6 aeradores. A potência de cada aerador é: Potência requerida para cada aerador = Potência total / número aeradores = 139 CV / 6 = 23 CV. Deve-se adotar um valor comercial para a potência instalada, superior à requerida, para se ter capacidade de oxigenação suficiente quando houver by-pass do esgoto bruto. No presente exemplo, adotar aeradores de 30 CV ). A potência total instalada é: 30 CV x 6 = 180 CV = 132 kW A potência instalada per capita é de 132.000 W / 50.000 hab = 2,64 W/hab (adequada, segundo Tabela 5.3) Uma avaliação do potencial de produção de energia elétrica, a partir do biogás do reator anaeróbio, mostra que é possível produzir mais que 5 W/hab. Como este valor é bastante superior à potência instalada per capita (2,64 W/hab), observa-se que o sistema pode ser autosuficiente em termos energéticos. Caso se pratique controle da aeração por liga-desliga de aeradores, alteração da submergência dos aeradores ou outro método, e levando-se em conta ainda que o by-pass do esgoto bruto deverá ser apenas eventual, a potência consumida média será inferior à instalada. Para se calcular o consumo médio, deve-se basear na relação entre os consumos máximo e médio. No entanto, a relação entre consumo máximo / consumo médio de O 2 adotada acima (1,3) não é elevada, em função da grande capacidade de amortecimento de cargas proporcionada pelo reator UASB. É provável que haja dificuldade em se igualar a produção de oxigênio ao consumo médio ao longo do dia (esta prática seria mais fácil, caso a relação entre consumo máximo e médio fosse maior, como em sistemas de lodos ativados convencional). Neste exemplo, adotar, portanto, a potência consumida como igual à requerida, a qual é calculada em função do consumo máximo de O 2. Potência consumida = 102 kW x 24 h/d x 365 d/ano = adequado, segundo Tabela 5.3).
893.520 kWh/ano
(18 kWh/hab.ano –
A densidade de potência média (dissipação de energia), parâmetro que exprime a capacidade de mistura dos aeradores, é calculada como: Densidade de potência = Potência média / Volume reator = (102.000 W) / (1.412 m3) = 72 W/m 3 (amplamente suficiente para manter o lodo em suspensão). f) Dimensionamento do decantador secundário 3 2 Parâmetros de projeto adotados (ver Tabela 5.5): • Taxa de escoamento superficial: q A = 30 m /m .d 2 • Taxa de aplicação de sólidos: TAS = 120 kgSS/m .d
A área superficial requerida, segundo o conceito da taxa de escoamento superficial (q A adotada = 30 m3/m2.d), é: Área = Q / q A = (7.944 m3/d) / (30 m3/m2.d) = 265 m2
38 A área superficial requerida, segundo o conceito de taxa de aplicação de sólidos, é função da carga de sólidos afluente aos decantadores. Para o cálculo da carga de sólidos, tem-se que a vazão de lodo de retorno Qr = R x Q. No item d do exemplo, adotou-se a razão de recirculação R (= Qr/Q) = 0,8. A vazão de lodo de retorno é, portanto, Qr = 0,8 x 7.944 m 3/d = 6.355 m 3/d. A concentração de SSTA, calculada no item c, é 2.000 mg/L = 2.000 g/m3 = 2,0 kg/m3. Para a taxa de aplicação de sólidos de 120 kgSS/m2.d, tem-se: Área = Carga de SS / TAS = (Q + Q r).SSTA / TAS = [(7.944 + 6.355) m3/d x 2,0 kgSS/m3 / (120 kgSS/m2.d) = 238 m 2 Adotar o maior valor entre os dois calculados (265 m2 e 238 m2), isto é, 265 m 2. Adotando-se 2 decantadores, tem-se que a área superficial de cada um é: 265 m2 / 2 = 133 m2 Adotando-se decantadores circulares, tem-se que o diâmetro de cada decantador é: Diâmetro = (Area x 4 / π )1/2 = (133 m2 x 4 / 3,14) 0,5 = 13,0 m Adotando-se profundidade H = 3,5 m , tem-se que o volume total dos decantadores é de 3,5 m x 265 m2 = 928 m 3. A declividade do fundo dos decantadores é função do tipo de remoção do lodo: raspadores necessitam de uma declividade em torno de 1:12 (vert/horiz), ao passo que removedores por sucção podem trabalhar com o fundo plano. Decantadores tipo Dortmund possuem uma declividade bem mais elevada, e menor altura da parede lateral. Caso haja declividade, o volume da parte cônica pode entrar no cômputo do volume total. O tempo de detenção hidráulica nos decantadores secundários é: θh
= V/Q = (928 m 3) / (7.944 m 3/d) = 0,12 d = 2,9 h
g) Tratamento do lodo
Segundo o item d, é a seguinte a carga de lodo aeróbio, gerado no sistema de lodos ativados, e retornado ao reator UASB: • • •
Sólidos totais: P X = 450 kgSS/d Sólidos voláteis: P XV = 338 kgSSV/d Sólidos fixos: P XF = 112 kgSSF/d
Supondo uma remoção de 25% dos SSV do lodo aeróbio no reator UASB (Tabela 5.5: valores entre 20 e 30%), e sabendo-se que a carga de sólidos fixos permanece inalterada, tem-se a seguinte carga de lodo aeróbio, retirado do reator UASB: Lodo aeróbio, digerido no reator UASB: • • •
Sólidos voláteis: P XV = 338 kgSSV/d x (1-0,25) = 254 kgSSV/d Sólidos fixos: P XF = 112 kgSSF/d Sólidos totais: P X = 254 + 112 = 366 kgSS/d
O lodo a ser retirado do reator UASB inclui também o lodo anaeróbio, usualmente produzido no mesmo. Supondo um coeficiente de produção de lodo anaeróbio de 0,30 kgSS/kgDBO aplicada ao reator UASB (Tabela 5.5), tem-se a seguinte produção de lodo anaeróbio:
39 Lodo anaeróbio: •
Sólidos totais: P X = coeficiente de produção de lodo x carga de DBO no esgoto bruto = 0,30 kgSS/kgDBO x 2.500 kgDQO/d = 750 kgSS/d
A quantidade total de lodo a ser retirado do reator UASB (lodo anaeróbio + lodo srcinalmente aeróbio) é: Produção total de lodo = lodo anaeróbio + lodo aeróbio = 750 + 366 = 1.116 kgSS/d A produção per capita de lodo, expresso como matéria seca, é: 1.116 kgSS/d / 50.000 hab = 0,022 kgSS/hab.d = 22 gSS/hab.d (confere com Tabelas 5.3 e 5.5) Assumindo-se teor de sólidos no lodo retirado do UASB de 3,0 % (ver Tabela 5.5), que equivale a aproximadamente 30.000 mgSS/L ou 30 kgSS/m3, tem-se a seguinte vazão de lodo retirado do UASB, e a ser dirigido para o tratamento do lodo: Qex UASB = carga / concentração = (1.116 kgSS/d) / (30 kgSS/m confere com Tabela 5.5)
3
) = 37 m3/d (0,74 L/hab.d -
O lodo retirado do reator UASB já sai digerido e normalmente adensado, requerendo apenas uma etapa de desidratação. Assumindo-se, por simplicidade, uma eficiência de captura de sólidos de 3 100% na desidratação, e uma densidade de 1,0 (1.000 kg/m ) para o lodo desidratado, e adotando-se um teor de sólidos de 25% (aproximadamente 250.000 mgSS/L = 250.000 gSS/m3 = 250 kgSS/m 3) para o lodo desidratado (desidratação mecânica - ver Tabela 5.5), tem-se as seguintes características do lodo a ser encaminhado para a disposição final: Lodo a ser disposto (torta): • Carga de sólidos = 1.116 kgSS/d (igual à carga afluente à desidratação) •
Volume diário = carga / concentração = (1.116 kgSS/d) / (250 kgSS/m3) = 4,5 m 3/d
A produção per capita de lodo a ser disposto é: Carga per capita de SS = 1.116 kgSS/d / 50.000 hab = 0,022 kgSS/hab.d = 22 gSS/hab.d (adequada, segundo as Tabelas 5.3 e 5.5) Volume per capita de lodo = 4,5 m3/d / 50.000 hab = 4.500 L/d / 50.000 hab = 0,09 L lodo/hab.d (adequado, segundo as Tabelas 5.3 e 5.5) 5.11
BIBLIOGRAFIA
ABNT. Associação Brasileira de Normas Técnicas. Projeto de estações de tratamento de esgotos. NBR-570. 1989. ALEM SOBRINHO, P; KATO, M. T. Análise Crítica do uso do Processo Anaeróbio para o Tratamento de Esgotos Sanitários. In: CAMPOS, J.R. (coordenador). Tratamento de esgotos sanitários por processos anaeróbios e disposição controlada no solo . Rio de Janeiro, ABES, 1999. p. 301 - 20. CAMPOS, J.R. (coordenador). Tratamento de esgotos sanitários por processos anaeróbios e disposição controlada no solo. Rio de Janeiro, ABES, 1999. CHARLESTON, L.O., ROBLES, A.N., BOHÓRQUEZ, S.S. (1996). Efectos de lodos activados de purga sobre el funcionamiento de un reactor UASB piloto y las características del lecho de lodo granular. In: Anais, Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental, 25 . México, 3-7 Novembro 1996.
40 COLETTI, F.J., POVINELLI, J., DANIEL, L. A. Pós-tratamento por lodos ativados de efluentes provenientes de processos anaeróbios de tratamento de esgoto sanitário; Determinação de constantes cinéticas. In: Anais: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental , 19, Foz do Iguaçu, ABES, Setembro 1997. COURA, M. A.; van HAANDEL, A. C. Viabilidade técnica e econômica do digestor anaeróbio de fluxo ascendente (UASB) no sistema anaeróbio/aeróbio. In: Anais: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 20, Rio de Janeiro, 1999. Rio de Janeiro, ABES, Maio 1999. p. 973-87. CYBIS, L. F. & PICKBRENNER, K. Uso de reatores seqüenciais em batelada para pós-tratamento de efluentes de tratamento anaeróbio. In: XXVII Congresso Interamericano de Engenharia Sanitária e Ambiental, 2000, Porto Alegre. 2000. EPA, United States Environmental Protection Agency, Cincinatti. Manual. Nitrogen control.Technology Transfer. 1993. 311 p. FREIRE, V. H.; VON SPERLING, M.; CHERNICHARO, C. A. L. de Avaliação do sanitários. desempenho um sistema combinado UASB – Lodos Ativados no tratamento efluentes In:deAnais: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental , 20, Rio de Janeiro, ABES, Maio 1999. p.905 – 12. JORDÃO, E.P., PESSOA, C.A. Tratamento de esgotos domésticos. ABES, 3a ed, 1995. 681 pp. METCALF & EDDY. Wastewater engineering: treatment, disposal and reuse . Metcalf & Eddy, Inc. 3. ed, 1991. 1334 pp. PASSIG, F.H. ,VILELA, L.C.H., FERREIRA, O.P. (1999). ETE – Piracicamirim – nova concepção de sistema de tratamento de esgotos sanitários – partida, operação e monitoramento de desempenho . In: Anais: 20 o Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Rio de Janeiro, Maio/99 (in Portuguese). SILVA, S.M.C.P da; ALÉM SOBRINHO, P.; Jr., A.S.G. Avaliação do sistema reator UASB e processo de lodos ativados para tratamento de esgotos sanitários com elevada parcela de contribuição industrial. In: Anais: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental , 18, Salvador, Bahia, ABES, Setembro 1995. SOUZA, J.T., FORESTI, E.. Domestic sewage treatment in an upflow anaerobic sludge blanket sequencing batch reactor system. Water Science and Technology, Vol. 33, No. 3, pp. 73-84, 1996. SOUZA, J.T.; FORESTI, E. Pós - tratamento de efluente pré -de tratado anaerobicamente de reator seqüencial em batelada. In: Anais: Congresso Brasileiro Engenharia Sanitária eatravés Ambiental , 19, Foz do Iguaçu, Setembro 1997. Rio de Janeiro, ABES, 1997. p. 180 - 6. VAN HAANDEL, A . C., MARAIS, G.v.R. (1999). O comportamento do sistema de lodos ativados. VON SPERLING, M. (1997). Princípios do tratamento biológico de águas residuárias. Vol. 4. Lodos ativados. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMG. 415 p. VON SPERLING, M., FREIRE, V.H., CHERNICHARO, C.A.L. (2000). Performance evaluation of an UASB – activated sludge system treating municipal wastewater. In: 1st World Water Congress of the International Water Association (IWA), Paris, 3-7 Julho 2000, Conference Preprint Book 4, pp. 94100. WEF & ASCE. Design of municipal wastewater treatment plants . Water Environment Federation / American Society of Civil Engineers. 1992. 1592 pp.
6 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUEN TES DE REATO RES ANAERÓBIOS POR SISTEMAS DE FLOTAÇÃO Miguel Mansur Aisse, Décio Jürgensen, Marco Antonio Penalva Reali, Rogerio Penetra, Lourdinha Florencio e Pedro Alem Sobrinho
6.1
INTRODUÇÃO
A qualidade dos efluentes de reatores anaeróbios, durante o tratamento de esgotos sanitários, em geral não atende às exigências ambientais. Consequentemente, é necessária a aplicação de um sistema complementar, de pós-tratamento, para a melhoria do efluente final da estação. Uma alternativa atraente para o pós-tratamento desses efluentes anaeróbios é a flotação. A flotação remove sólidos em suspensão e, quando em combinação com agentes coagulantes, pode remover nutrientes, principalmente o fósforo, e parcela da matéria orgânica dissolvida. Afora estes benefícios, a flotação proporciona a redução dos teores de gases odoríferos, além de elevar o nível de oxigênio dissolvido, o que resulta num efluente de melhor qualidade.
6.2
DESCRIÇÃO DO SISTEMA DE FLOTAÇÃO
A flotação é um processo que envolve três fases: líquida, sólida e gasosa. É utilizado para separar partículas suspensas ou materiais graxos ou oleosos de uma fase líquida. A separação é produzida pela combinação de bolhas de gás, geralmente o ar, com a partícula, resultando num agregado, cuja densidade é menor que a do líquido e portanto, sobe à superfície do mesmo, podendo ser coletada em uma operação de raspagem superficial (METCALF & EDDY, 1991). 6.2.1 Tipos de Flotação
Existe uma variedade de técnicas para introduzir as bolhas de ar necessárias para a separação sólido-líquido por flotação e, exceto a flotação gravitacional natural, onde as partículas tem peso específico menor que o líquido que as contêm, os processos de flotação podem ser classificados de acordo com o método de produção das bolhas. A eletroflotação é um processo utilizado para t ratamento de efluentes radioativos, despej os co m tintas e emulsões de pintura, no qual a obtenção das bolhas de H 2 e O2 é feita por eletrólise da água. Em suspensões de algas, pode ocorrer a autoflotação, caso elas se tornem suficientemente supersaturadas com o oxigênio dissolvido da fotossíntese. Na flotação por ar disperso, a formação de bolhas de ar é feita por agitação do líquido, à pressão atmosférica, e os diâmetros das bolhas são relativamente grandes, & BEZERRA, quando comparados com o tamanho dosproduzidas sólidos (MAIA 1981).cerca de 1.000 µ m, Na flotação por ar dissolvido, as bolhas são produzidas pela supersaturação do líquido, com o ar, podendo ser efetuada a vácuo ou a pressão. No caso da floculação a vácuo por ar dissolvido, ou simplesmente flotação a vácuo, o líquido é saturado com ar, à pressão atmosférica e, em seguida, é aplicado vácuo ao líquido, quando são formadas as bolhas de ar. Na flotação por ar dissolvido por pressurização, ou simplesmente flotação por ar dissolvido (FAD), o ar é injetado na entrada de uma câmara de saturação, enquanto o líquido se encontra sob pressão. No interior dessa câmara ocorre a dissolução de ar na massa líquida pressurizada, sendo, em seguida, o líquido
2 exposto a condições atmosféricas. A redução brusca de pressão provoca o desprendimento do ar na forma de minúsculas bolhas, que aderem às partículas em suspensão, flutuando à superfície. VRABLIK (1953) mostrou que as bolhas liberadas após a pressurização (140 a 350 kPa), variam de tamanho, de 30 a 120 µ m. A flotação por ar dissolvido (FAD) permite maior flexibilidade ao processo, porque pode utilizar uma faixa de pressão maior, possibilitando um controle mais eficiente da quantidade de ar desprendido que, aliado ao pequeno tamanho das bolhas, constitui a principal vantagem no tratamento de efluentes.
6.2.2 Flotação por Ar Dissolvido Os sistemas de FAD são utilizados de três formas, dependendo do método de pressurização empregado: pressurização total, parcial e com recirculação, como ilustra a Figura 6.1.
3 a) Sistema de flotação com pressurização total da vazão afluente
b) Sistema de flotação com pressurização parcial da vazão afluente
c) Sistema de flotação por ar dissolvido com recirculação pressurizada (FAD)
Figura 6.1 - Modalidades da flotação por ar dissolvido, com pressurização (FAD) Fonte: REALI (1991)
4
Na flotação por ar dissolvido com pressurização total do efluente, a totalidade de vazão afluente é pressurizada. Normalmente, é utilizada quando o líquido a ser clarificado possui material em suspensão que possa ser submetido à intensa agitação, o que é realizado pela bomba de pressurização (Figura 6.1a). A flotação por ar dissolvido com pressurização parcial do afluente é semelhante ao caso anterior, diferindo apenas no fato de que, neste caso, somente uma parte da vazão afluente é pressurizada (Figura 6.1b). Na flotação por ar dissolvido com recirculação pressurizada ocorre a pressurização de uma parcela do afluente já clarificado, recirculando e misturando a mesma com o afluente. Esta variação é aconselhável nos casos onde estão presentes no afluente partículas frágeis (flocos, por exemplo), as quais sejam suscetíveis de quebra de estrutura ao passarem pela bomba (Figura 6.1c). A modalidade mais comumente empregada no tratamento de esgotos sanitários e de águas para abastecimento é a flotação por ar dissolvido com recirculação pressurizada. Isto deve-se principalmente por se ter a presença de flocos (frágeis) formados pela coagulação prévia das partículas a serem submetidas à flotação. Tais flocos não resistiriam aos esforços cizalhantes inerentes às outras modalidades. Desta forma, neste capítulo serão comentados apenas os aspectos operacionais e de projeto relacionados a essa modalidade de flotação, e que será designada simplesmente por FAD. A Figura 6.2 ilustra um esquema típico de sistema FAD aplicada ao tratamento de águas residuárias precedido de coagulação química.
Figura 6.2 - Flotação por ar dissolvido, com recirculação pressurizada (FAD), aplicada ao tratamento físico-químico de águas residuárias Fonte: METCALF & EDDY (1991) a) Tamanho das Bolhas
Um dos fatores essenciais que determinam o sucesso de sistemas FAD é o tamanho das microbolhas de ar presentes no flotador. A faixa recomendada de tamanho de microbolhas situase entre 10 e 100 µm, sendo desejável que a maior parte esteja em torno de 50 µm ou menos. É importante que a "nuvem" de microbolhas de ar produzidas na entrada das unidade s FAD seja uniformemente distribuída, permitindo que essas microbolhas exerçam seu papel com o máximo de eficiência. A principal função das microbolhas de ar no processo FAD é, conforme já
5 comentado, diminuir a densidade dos conjuntos "flocos + bolhas" em relação à densidade da água e, dessa forma, quanto maior o volume de bolhas ligadas aos flocos (ou sólidos), menor a densidade relativa e maior a velocidade ascendente dos conjuntos "flocos + bolhas". Outras funções secundárias das microbolhas, quando o processo FAD é empregado para tratamento de esgotos, são o aumento do nível de oxigênio dissolvido no esgoto tratado, além do arraste de parcela dos gases odoríferos para fora do efluente final. A título de ilustração da importância do tamanho das microbolhas atuantes no processo FAD, na Tabela 6.1 são mostrados valores de concentração de microbolhas (Nb, em n o de bolhas por mL de suspensão no interior da zona de reação). Para o cálculo dessas grandezas, foi utilizada a modelação do processo de flotação proposto por REALI (1991 e 1994). Tabela 6.1 - Estimativa da concentração e da distância média entre as microbolhas de ar, presentes no início de uma unidade FAD, em função do diâmetro das microbolhas Diâmetro das microbolhas Concentração (Nb): no de bolhas por Distância média (∆b) entre as (mm) 0,01 0,03 0,05 0,07 0,10
ml de suspensão 18.000.000 670.000 150.000 50.000 18.000
microbolhas (mm) 0,04 0,12 0,20 0,28 0,40
Notas: Sistema FAD com as seguintes características: pressão de saturação de 450 kPa; 95% de eficiência no sistema de saturação; 15% de recirculação pressurizada; temperatura do líquido igual a 20 ° C. Fonte: Cálculos efetuados com base no modelo proposto por REALI (1991) Com rela ção aos dados mostr ados na Tabela 6.1, pode ser visto que, para a flotação por ar dissolvido, quanto menor o tamanho médio das microbolhas de ar geradas no interior do flotador, mais eficiente será o processo, pois maior será a probabilidade de colisão entre as bolhas de ar e os flocos em suspensão e maior também a chance de se ter uma ligação mais estável entre as microbolhas e os flocos. Esse último fato é devido à velocidade ascensional, que cresce diretamente com o quadrado do diâmetro das microbolhas. Assim, bolhas maiores tenderão a se desprender mais facilmente da superfície dos flocos, após a colisão, devido às suas maiores velocidades ascensionais. Além disso, segundo ETTELT (1964), bolhas de ar menores necessitam deslocar menos líquido da superfície dos sólidos (flocos) aos quais devam aderir, sendo, portanto, mais fácil sua aderência que a das bolhas maiores. Ademais, devido às menores velocidades ascensionais das bolhas menores, as mesmas apresentam maior tempo de permanência no interior do flotador, melhorando apreciavelmente a oportunidade de contato entre as bolhas e os flocos a serem removidos. A título de ilustração, pode ser destacado que, para uma bolha de ar com diâmetro igual a um décimo do diâmetro de outra bolha, eqüivaleria um tempo de detenção 100 vezes maior que o tempo de detenção relativo à bolha maior. Assim, evidencia-se a grande importância que os dispositivos de despressurização da recirculação apresentam em sistemas de FAD. Tais dispositivos são os maiores responsáveis pela definição da distribuição de tamanhos de microbolhas de ar a serem geradas na zona de reação dos flotadores. A Figura 6.3 ilustra a importância do dispositivos de despressurização da recirculação, para dois tipos diferentes de dispositivo de liberação da recirculação, um deles constituído de um bocal pantenteado pelo Water Research Centre (WRC), Inglaterra, e o outro constituído de uma simples válvula de agulha (ZABEL, 1982).
6
Figura 6.3 - Distribuição de tamanhos de bolhas produzidas por válvula de agulha e bocal tipo WRC. Fonte: ZABEL (1982)
b) Coagulação e Floculação Para que a flotação de esgotos sanitários tenha sucesso, além da presença de microbolhas de ar com distribuição de tamanho adequada, é necessário que se promova a coagulação química e a floculação das partículas dispersas na água. Segundo ODEGAARD (1979), o processo de formação e separação dos flocos pode ser dividido em três etapas: coagulação/precipitação, floculação e separação (sedimentação, flotação ou filtração). Em todas as etapas há a formação de flocos, mas a formação inicial ocorre na primeira etapa. Após a coagulação, as partículas possuem tamanhos na faixa entre 0,5 µ m e 5 µm e são denominadas partículas primárias. Na segunda etapa (floculação), as partículas primárias agregam-se em conseqüência das colisões promovidas, ocorrendo a formação de flocos maiores, na faixa entre 100 µ m e 5000 µ m. Na coagulação, o processo é consumado em questão de segundos e relaciona-se com a química do processo, enquanto na floculação e na separação dos flocos, etapas que demandam tempo superior a alguns minutos, prevalecem os aspectos físicos do processo. Quando sais de ferro, sais de alumínio ou cal são adicionados às águas residuárias, ocorrem pelo menos dois processos diferentes e de interesse ao tratamento: coagulação (ou desestabilização) das partículas (colóides) e precipitação de fosfato solúvel. O processo de coagulação é responsável pela separação das impurezas associadas a partículas, causando remoção de DBO no esgoto bruto entre 70% e 75% e remoção de sólidos suspensos entre 95% e 98% (ODEGAARD, 1979). Ainda segundo o referido autor, a maioria dos contaminantes presentes nas águas residuárias são constituídos por partículas sólidas ou estão associadas a elas. As partículas suspensas nas águas residuárias variam entre 0,005 µ m e cerca de 100 µ m. A dupla camada elétrica existente em sua superfície impede a ligação entre as partículas coloidais. A desestabilização química é conseguida através da adição de produtos químicos desestabilizantes (coagulantes), que aumentam a tendência de agregação ou fixação dos colóides. Os coagulantes mais comuns são sais de ferro ou de alumínio, cal e polímeros orgânicos sintéticos.
7 Mecanismos de coagulação Há quatro mecanismos diferentes de coagulação: compressão da camada difusa; adsorção e neutralização de cargas; varredura; adsorção e formação de pontes. Segundo ODEGAARD (1979), todos esses mecanismos, com exceção do primeiro, podem ocorrer no tratamento de águas residuárias. Adsorção e neutralização de cargas: As macromoléculas naturais ou sintéticas (polieletrólitos) apresentam uma forte tendência de agregação nas interfaces. O sais de Fe 3+ e Al3+ utilizados como coagulantes, são considerados polieletrólitos, porque formam elementos hidrolisados z+ q n 3+ polinucleares, Me que3+são adsorvidos na interface partícula-água. Quando uma quantidade de(OH) sais de ,Fe ou prontamente de Al é adicionada à água residuária e esta quantidade é suficiente para exceder a solubilidade máxima do hidróxido do metal correspondente, uma série de reações hidrolíticas ocorrem, srcinando, desde a produção de Al(OH) 2+ ou de Fe(OH) 2+, por exemplo, até a formação de precipitados de hidróxidos de metais. 3+
3+
Nas águas residuárias, dosagens de Fe ou de Al , suficientes para exceder a solubilidade máxima do hidróxido de metal, são sempre empregadas. Por essa razão, é plausível considerar que a desestabilização dos colóides neste sistema é proporcionada pelos complexos de Fe 3+ ou de 3+ Al , que são cineticamente intermediários na eventual precipitação do hidróxido de metal. A quantidade de polímero adsorvido e, conseqüentemente, a dosagem de coagulante necessária para proporcionar a desestabilização dos colóides, dependem da quantidade de colóides presentes. Há, então, uma dependência “estequiométrica” entre a dosagem de coagulante e a concentração de colóides. Essas interações químicas específicas contribuem significativamente para a adsorção, e a desestabilização coloidal é facilmente constatada a partir da verificação de que esses coagulantes, em dosagem adequada, podem causar a reversão das cargas coloidais (ODEGAARD, 1979). Varredura: Quando um sal de metal, tal como sulfato de alumínio ou cloreto férrico, ou um óxido (CaO), ou um hidróxido de metal, tal como Ca(OH) 2, são empregados como coagulantes, em concentrações suficientemente altas para causar a rápida precipitação de um hidróxido de metal, Al(OH)3 e Fe(OH) 3, por exemplo, ou de um carbonato de metal, CaCO 3, as partículas coloidais são envolvidas pelos precipitados e, como este mecanismo não depende da neutralização de cargas dos colóides, a dosagem ótima de coagulante pode não corresponder à concentração de colóides a ser removida (ODEGAARD, 1979). Adsorção e formação de pontes: Há uma grande variedade de compostos orgânicos sintéticos e naturais caracterizados por grandes cadeias moleculares, que possuem propriedade de apresentar sítios ionizáveis ao longo da cadeia e de atuar como coagulantes. Os polímeros podem ser: • catiônicos: possuem sítios ionizáveis positivos; • aniônicos: possuem sítios ionizáveis negativos; • não iônicos: não possuem sítios ionizáveis; • anfolíticos: possuem sítios ionizáveis positivos e negativos. Os polímeros catiônicos tendem a atuar na neutralização das cargas negativas dos colóides das 5 águas residuárias e, geralmente, têm peso molecular da ordem de 10 . Os polímeros não iônicos e aniônicos atuam na formação de pontes partícula-polímero-partícula e requerem peso molecular maior que 106 para serem efetivos (ODEGAARD, 1979). Produtos químicos empregados
8 O grau de clarificação do efluente final depende da quantidade utilizada de coagulante e do cuidado com que o processo é operado. É possível obter efluentes bastante clarificados, livres da matéria orgânica em suspensão ou em estado coloidal. Remoções de 80 a 90% de sólidos suspensos totais, de 40 a 70% de DBO 5, de 30 a 60% de DQO e de 80 a 90% das bactérias, podem ser alcançadas por meio da precipitação química seguida de remoção dos flocos. Os produtos químicos adicionados às águas residuárias interagem com as substâncias que estão normalmente presentes no meio, por meio das reações abaixo (METCALF & EDDY, 1991): Quando o sulfato de alumínio é adicionado à água residuária contendo alcalinidade a bicarbonato de cálcio, a reação resultante pode ser assim descrita: Al (SO ) .18 H O + 3 Ca(HCO ) 3 CaSO + 2 Al(OH) + 6 CO + 18 H O (6.1) 2 4 3 2 3 2 4 3 2 2 Caso a alcalinidade disponível seja insuficiente, esta deve ser adicionada. A cal é comumente utilizada para este fim, mas raramente essa medida é necessária no tratamento de esgotos sanitários. Sulfato de alumínio:
O conhecimento da solubilidade das diversas espécies hidrolisadas de alumínio, presentes em diferentes valores de pH, é de grande importância, pois os mecanismos da coagulação dependem da concentração de cada espécie na solução. Quando a cal é adicionada ao efluente, ocorrem as seguintes reações: Ca(OH)2 + H 2CO3 CaCO3 + 2 H2O
(6.2)
Ca(OH)2 + Ca(HCO3)2
(6.3)
Cal:
Cloreto férrico:
CaCO3 + 2 H2O
As reações para o cloreto férrico no tratamento de águas residuárias são:
FeCl3 + 3 H2O
Fe(OH) 3 + 3 H + + 3 Cl -
(6.4)
3 H + + 3 HCO33 H 2CO3 (6.5) O conhecimento da solubilidade das diversas espécies hidrolisadas de ferro, presentes em diferentes valores de pH, é de grande importância pois os mecanismos da coagulação depen dem da concentração de cada espécie na solução. Cloreto férrico e cal:
básica resultante é: 2 FeCl3 + 3 Ca(OH)2
Quando o cloreto férrico e a cal são utilizados simultaneamente, a reação 2 Fe(OH)
3
+ 3 CaCl 2
(6.6)
c) Coagulação e Floculação em Sistemas de Flotação por Ar Dissolvido
ZABEL (1984) explica que, no tratamento de água em geral, o pH de coagulação deve ser otimizado, para que se obtenha eficiente clarificação do efluente, o que pode ser feito através de adição de um ácido ou de uma base. A recomendação também é válida para os sistemas de flotação por ar dissolvido (FAD). As condições de dosagem ótima de coagulante podem ser determinadas em equipamentos de flotação, em escala de laboratório, e verificadas em escala real, uma vez que o tempo de detenção hidráulica ( θh) nos sistemas de FAD são relativamente curtos (aproximadamente uma hora). Ainda mais importante do que a dosagem de coagulante, são as condições de agitação e a manutenção do valor de pH de coagulação adequado. A maioria dos sistemas de FAD são equipados com agitadores rápidos em tanques de mistura rápida. Em sistemas de grande porte, para garantia de coagulação eficiente, a mistura pode ser realizada ao longo da tubulação afluente, com aplicação do coagulante in-line , por meio de dispositivos adequados.
9 Quanto à floculação de água bruta antecedendo a flotação, ZABEL (1984 ) comenta que a agitação fornecida deve ser suficiente para promover a colisão das partículas primárias, visando o crescimento do floco. As unidades de floculação são constituídas, geralmente, por dois ou mais tanques de volumes iguais, associados a equipamentos de agitação lenta. O tempo de floculação depende das características da água bruta, mas, em geral, assume valores entre 12 a 20 min. Além disso, o grau de agitação também é muito importante e é denominado gradiente médio de velocidade de floculação. O referido autor comenta que, em estudo realizado, o valor otimizado de gradiente médio de velocidade de floculação foi de 70 s -1. Uma alternativa para a agitação mecânica é a agitação hidráulica, realizada na tubulação afluente ao sistema. Com isso, o tempo de floculação poderia ser reduzido para cinco minutos, mas o gradiente médio de velocidade deveria ser elevado para 150 s-1. AMIRTHARAJAH (1989), ao estudar a influência dos valores de gradiente de velocidade para a mistura rápida (G m), relata que os melhores resultados no tratamento, com cloreto férrico, de -1 partículas com tamanho médio de 3 µm, foram conseguidos com G m entre 700 e 1000 s , ou -1 acima de 3500 s . Quando o tamanho médio das partículas foi aumentado para 6 µ m, os valores ótimos de G m variaram entre 800 e 1000 s -1 e acima de 3000 s -1. Quanto ao uso de polímeros orgânicos, o referido autor explica que os mecanismos de coagulação resultantes da adição desses polímeros são a neutralização de cargas e a formação de pontes entre partículas (ver Figura 6.4). Os valores elevados de gradiente de mistura rápida não são essenciais para uma coagulação eficiente quando os polímeros são utilizados pois, diferentemente dos coagulantes inorgânicos (sais de ferro ou de alumínio, por exemplo), não ocorrem reações de adsorção dos colóides e de precipitação dos hidróxidos, reações competitivas entre si. Além disso, valores elevados de gradiente de velocidade podem provocar quebra dos flocos, diminuindo a eficiência da coagulação/floculação. Desta forma, o autor indica valores de gradiente de mistura rápida entre 400 e 650 s -1 e tempo de mistura rápida entre 30 e 60 s.
Figura 6.4. Definição esquemática da formação de pontes entre partículas com aplicação de polímeros orgânicos. Fonte: METCALF & EDDY (1991)
BRATBY (1982) investigou a eficiência da flotação por ar dissolvido aplicada no tratamento de esgotos sanitários quimicamente precipitados, na Estação de Tratamento de Esgotos de Brasília – Sul (ETEB-Sul). O sistema de tratamento existente na ETEB-Sul base ava-se no processo de lodos ativados e o efluente final era encaminhado diretamente ao Lago Paranoá, bastante 3 eutrofizado naquela época . O sistema não era capaz de tratar toda a vazão afluente (0,90 m /s) e, desta forma, a vazão excedente (0,45 m3/s), após sedimentação primária, era desviada do sistema de lodos ativados e encaminhada diretamente ao Lago Paranoá. Essa operação (“ by-pass”) era realizada durante todo o ano e estava prevista ampliação futura desse sistema, de modo a tratar a vazão total afluente.
10 Os experimentos realizados pelo autor visavam testar a possibilidade de instalação de um sistema de flotação por ar dissolvido para tratamento da vazão excedente, enquanto o sistema existente não fosse ampliado. Após a ampliação, o sistema de FAD poderia ser utilizado no tratamento físico-químico t erciário, como polimento final. Além disso, o sistema de FAD poderia atuar como tratamento convencional, em caso de vazão afluente extremamente elevada e não suportada pela ETEB-Sul. As características do esgoto, após sedimentação primária, mantiveram-se praticamente constantes ao longo dos ensaios: DQO de 300 mg/L, sólidos suspensos totais de 150 mg/L, fosfato total igual a 3,0 mg/L e pH ao redor de 6,5. Os experimentos foram realizados em unidade piloto de flotação com seção circular. A introdução do coagulante, sua mistura com o esgoto (coagulação) e a floculação eram realizadas “ in-line”, na tubulação de acesso à câmara de flotação. O autor testou três produtos químicos diferentes para o tratamento químico: cloreto férrico, sulfato de alumínio e cal hidratada. O sulfato de alumínio foi escolhido após análise do custo do produto químico e da qualidade do lodo gerado. Durante os ensaios, com o efluente do decantador primário e após adição de 80 mg/L de sulfato de alumínio, o sistema de FAD removeu 97% de sólidos suspensos totais, 84% de DQO e 92% de fosfato total. Verificou-se, também, que o tempo de detenção de 30 s no interior da tubulação, durante a mistura rápida, proporcionou floculação suficiente para garantir a eficiência da flotação. Nenhuma alteração na eficiência da flotação foi observada com a variação da pressão no interior da câmara de saturação (entre 345 e 896 kPa), desde que a fração de recirculação fosse devidamente alterada, de forma a manter a relação ar/sólidos ao redor de 0,12 na câmara de flotação. O teor de sólidos do lodo flotado obtido nos ensaios chegou a 8,3%. O espessamento do lodo flotado foi realizado em filtro-prensa em escala piloto, com três diferentes formas de condicionamento: com cal, com polímero aniônico e sem condicionamento algum. Após condicionamento com cal, o teor de sólidos do lodo espessado atingiu 40%. Com polím ero aniônico, o teor de sólidos alcançou 22%, enquanto, sem condicionamento algum, o teor de sólidos obtido foi igual a 17%.
d) Fósforo no Esgoto Sanitário ESTEVES apud PENETRA (1998) comenta que a importância do fósforo nos sistemas biológicos deve-se à sua participação em processos fundam entais do metabolismo dos seres vivos, tais como: armazenamento de energia (forma uma fração essencial da molécula de ATP) e estruturação da membrana celular (através de fosfolipídeos). O fósforo é o principal fator limitante da produtividade da maioria das águas continentais e tem sido apontado como o principal responsável pela eutrofização artificial destes ecossistemas. Todo fósforo presente em águas naturais, seja na forma iônica, seja na forma complexada, encontra-se sob a forma de fosfato. Atualmente, a maioria dos pesquisadores tem empregado uma classificação sumária, que agrega as várias formas em apenas cinco: fosfato particulado (P-particulado), fosfato orgânico dissolvido (P-orgânico dissolvido), fosfato inorgânico dissolvido ou ortofosfato reativo (P-orto), fosfato total dissolvido (P-total dissolvido) e fosfato total (P-total). ou fosfato Dentre as formas de fosfato, o P-orto assume maior relevância, por ser a principal forma assimilada pelos vegetais aquáticos, e pode ser encontrado sob diferentes espécies iônicas, em função do pH do meio. Ainda segundo o autor, o fosfato presente em ecossistemas aquáticos continentais tem srcem em fontes naturais (rochas de bacias de drenagem, material particulado presente na atmosfera e fosfato, resultante da decomposição de organismos de srcem alóctone) e artificiais (esgotos
11 domésticos e industriais, fertilizantes agrícolas e material particulado de origem industrial, presente na atmosfera). A disponibilidade de nitrogênio e fósforo nas águas superficiais tende a causar um crescimento excessivo da vida aquática, que utiliza esses elementos para sua síntese celular (notadamente os organismos autotróficos, como algas). Desta forma, pode ocorrer um desenvolvimento explosivo de biomassa (autotrófica) nas águas, quando nitrogênio e fósforo estão disponíveis em abundância. Esta biomassa pode produzir oxigênio dissolvido (OD), durante o dia, pela fotossíntese, mas à noite haverá consumo de oxigênio e a concentração de OD pode atingir níveis baixos demais para sustentar a vida de outros (macro)organismos. Essa deterioração da qualidade da água é denominada eutrofização (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994). NESBITT (1969) faz o seguinte comentário: “O carbono, o nitrogênio e o fósforo são elementos nutricionais necessários para a produção de algas e plantas verdes. Já que o carbono está prontamente disponível na maioria das águas como bicarbonato e o nitrogênio pode ser assimilado da atmosfera por algumas plantas aquáticas (além de ser de difícil remoção das águas residuárias), o fósforo tem sido escolhido por muitos pesquisadores como um nutriente a ser controlado. Recentemente, entretanto, alguma atenção está sendo dada ao controle de nitrogênio”. O autor ressalta que, em 1967, 85% do fósforo afluente ao Lago Erie era proveniente de águas residuárias munici pais. O “ bloom” de algas, decorrente do processo de eutrofização, tende a ocorrer quando a concentração de nitrogênio e fósforo inorgânicos excede, respectivamente, 0,3 mg/L e 0,01 mg/L (SAWYER apud METCALF & EDDY, 1991). O fósforo presente nos esgotos sani tários é oriundo das seguintes fontes: de águas pluviais carreadoras de resíduos urbanos; de resíduos humanos; de usos comerciais e industriais; de detergentes sintéticos e produtos de limpeza doméstica (JENKINS & HERMANOWICZ, 1991). Os esgotos sanitários geralmente apres entam entre 4 e 15 mg/L de fósforo (METCALF & EDDY, 1991). YEOMAN et al . (1993) relatam que o interesse pelo fósforo tem aumentado nos últimos anos, devido ao aumento da eutrofização das águas. Uma das soluções é o tratamento químico, visando especificamente a remoção de fósforo nos pontos de srcem, reduzindo sua carga de lançamento nos corpos d’água. Excelentes remoções de fósforo podem ser conseguidas utilizando coagulantes comuns, tais como o sulfato de alumínio e o cloreto férrico, apesar das alterações na qualidade e na quantidade do lodo produzido. A química da remoção de fósforo A remoção do fosfato das águas residuárias envolve a incorporação do fosfato em uma forma particulada (sólidos suspensos) e, na seqüência, a remoção dos sólidos suspensos. Os tipos de sólidos suspensos nos quais os fosfatos podem ser incorporados são biológicos (microrganismos) ou químicos (fosfatos de metal precipitados pouco solúveis). A precipitação química do fosfato é necessária quando os limites de emissão de fósforo são menores do que aqueles alcançados pelo tratamento biológico. A precipitação do fosfato é conseguida pela adição de um metal, o que acarreta a formação dos fosfatos precipitados pouco solúveis. Este metal pode ser o cálcio (Ca 2+), o ferro (Fe 2+ ou Fe 3+) ou o alumínio (Al 3+). Os sais normalmente empregados são a cal (Ca(OH)2), o sulfato de alumínio (Al 2(SO4)3.18H2O), o aluminato de sódio (NaAlO 2), o cloreto férrico (FeCl3), o sulfato férrico (Fe 2(SO4)3), o sulfato ferroso (FeSO 4) e o cloreto ferroso (FeCl2). O conhecimento da natureza dos fosfatos formados pela adição destes precipitantes às águas residuárias, de sua solubilidade e de suas variações de solubilidade, de acordo com as condições da solução, é essencial para a previsão e o controle dos resultados da remoção química de
12 fosfato. Uma lista de alguns sólidos que podem ser formados é apresentada na Tabela 6.2. É importante ressaltar que outros sólidos que não contenham fosfato também podem ser formados. Durante sua formação, estes sólidos consomem uma parcela dos precipitantes e há produção adicional de lodo. (JENKINS & HERMANOWICZ, 1991). Os fatores que afetam a escolha de determinado produto químico, visando remoção de fósforo são (METCALF & EDDY, 1991): concentração de fósforo afluente; concentração de sólidos suspensos nos esgotos; alcalinidade; ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
custos do produto químico (inclusive transporte); fornecimento garantido do produto; unidades para manipulação do lodo; meios adequados para disposição final; compatibilidade com outros processos. Tabela 6.2 – Precipitados formados durante a precipitação química do fosfato.
Metal Ca2+
Precipitado Vários fosfatos de cálcio, ex.: Fosfato de β -tricálcio: Ca3(PO4)2 (s) Hidroxiapatita: Ca5(OH)(PO4)3 (s) Fosfato de dicálcio: CaHPO4 (s) Carbonato de cálcio: CaCO3
pH ≥ 10
Comentário Produz as menores concentrações residuais de P. A alcalinidade da água determina a dosagem por causa da formação de CaCO3.
≤ 9,5
P residual entre 1 e 2 mg/L.
Fe2+
Fosfato ferroso: Fe3(PO4) (s) Fosfato férrico: Fex(OH)y(PO4)3 (s) Hidróxido ferroso: Fe(OH)2 (s) Hidróxido férrico: Fe(OH)3 (s)
6 a 8,5
Fe3+
Fosfato férrico: Fex(OH)y(PO4)z (s) Hidróxido férrico: Fe(OH)3 (s)
6 a 8,5
Al3+
Fosfato de alumínio: Alx(OH)y(PO4)3 (s) Hidróxido de alumínio: Al(OH)3 (s)
6 a 8,5
Há alguma oxidação de Fe 2+ a Fe3+.
Fonte: JENKINS & HERMANOWICZ (1991) e DROSTE (1997).
13 Produtos químicos empregados A cal (Ca(OH) 2), quando adicionada à solução, reagirá com a alcalinidade natural do esgoto e precipitará CaCO3, conforme a seguir. Cálcio:
Ca(OH)2 + H 2CO3
CaCO3 + 2H2O
Ca(OH)2 + Ca(HCO3)2
2CaCO3 + 2H 2O
(6.7) (6.8)
Caso o valor de pH do esgoto aumente além de 10, o excesso de íons de cálcio reagirá com o fosfato, conforme a seguir, para precipitar a hidroxilapatita Ca10(PO4)6(OH)2. 2+
10Ca
3-
+ 6PO 4 + 2OH
-
Ca10(PO4)6(OH)2
(6.9)
Por causa da reação da cal com a alcalinidade do esgoto, a quantidade de cal necessária, em geral, será independente da quantidade de fósforo presente e dependerá basicamente da alcalinidade do esgoto. A quantidade de cal necessária para precipitar o fósforo no esgoto é, tipicamente, de 1,4 a 1,5 vezes a alcalinidade total, expressa em mg CaCO 3/L (METCALF & EDDY, 1991). A curva de solubilidade para o “fosfato de cálcio”, mostrada na Figura 6.5, é uma das muita s que poderiam ter sido construída, tendo em vista a ampla variedade possí vel de formação de fosfatos de cálcio. Entretanto, a curva apresentada refere-se somente a CaCO 3 (s) (calcita) e a Ca 5(OH)(PO4)3 (s) (hidroxiapatita). A curva indica que, para alcançar baixa concentração residual de ortofosfato solúvel, o pH deve ser elevado a valores maiores que 10 (JENKINS & HERMANOWICZ, 1991). A cal é menos utilizada no tratamento de águas residuárias por causa do aumento substancial na massa de lodo, quando comparado aos sais de metal, e devido a problemas de operação e manutenção, associados à manipulação, estocagem e dosagem da cal (METCALF & EDDY, 1991).
Figura 6.5. Diagramas de equilíbrio de solubilidade para fosfatos de Fe, Al e Ca. Fonte: JENKINS & HERMANOWICZ (1991).
14
Sais de alumínio e de ferro : Quando sais de ferro ou de alumínio são adicionados às águas residuárias brutas, eles reagem com o ortofosfato solúvel e produzem um precipitado, segundo as reações: Alumínio
ÿ
3+
+ PO4
3+
+ 3 OH
Al Al
3-
-
AlPO4
(6.10)
Al(OH)3
(6.11)
FePO4
(6.12)
Fe(OH)3
(6.13)
Ferro
ÿ
Fe3+ + PO433+
Fe
+ 3 OH
-
-
Em águas com baixa alcalinidade, devido ao consumo de OH , a adição de uma base ocasionalmente pode ser necessária para manter o pH entre 5 e 7. Os sais de alumínio e de ferro são geralmente utilizados em uma razão molar na faixa entre 1 a 3 íons de metal para 1 íon de fósforo. A razão molar exata de aplicação é determinada por meio de ensaios e depende das características da água residuária e da remoção desejada de fósforo (METCALF & EDDY, 1991). As curvas de solubilidade de FePO4(s) e de AlPO 4(s) têm formas similares, conforme Figura 6.5. A solubilidade mínima do FePO 4(s) está ao redor de pH 5,3, enquanto a do AlPO 4(s) está por volta de pH 6,3. A solubilidade mínima do AlPO 4(s) aparenta ser menor do que a do FePO 4(s). Essas duas curvas foram desenvolvidas a partir do precipitado formado pela adição gradual do reagente químico FePO4(s) ou AlPO4(s) à água destilada, em laboratório. Com relação à dosagem de ferro necessária para precipitação de fosfato, duas regiões predominantes podem ser identificadas na curva da Figura 6.6. Uma região “estequiométrica”, com altas concentrações efluentes de fósforo, e uma região de “equilíbrio”, com baixas concentrações efluentes de fósforo. Na região estequiométrica, a remoção de ortofosfato solúvel é estequiometricamente proporcional à adição de sal de metal, enquanto na região de equilíbrio são necessários incrementos cada vez maiores na dosagem química, para remoções cada vez menores de ortofosfato solúvel.
Figura 6.6. Curva característica da concentração de ortofosfato residual em função da dosagem de Fe. Fonte: JENKINS & HERMANOWICZ (1991)
15 PENETRA (1998), ao estudar a remoção de fosfato de efluentes de reatores anaeróbios através da coagulação química com cloreto férrico e posterior separação dos flocos pelo uso da flotação por ar dissolvido, observou comportamento da remoção de fosfato bastante semelhante àquele divulgado por JENKINS; HERMANOWICZ (1991), conforme observado na Figura 6.7. O autor também constatou que dosagens acima de 65 mg/L de cloreto férrico (22,4 mg Fe/L) resultaram em remoção de pequenas frações adicionais de fosfato total (Figura 6.7).
6.3
A FLOTAÇÃO COMO PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES ANAERÓBIOS
6.2.3 Experiência da SANEPAR
Devido as características favoráveis à coagulação química que os efluentes anaeróbios apresentam, JÜRGENSEN & RICHTER (1994) estudaram a flotação como pós-tratamento de efluentes anaeróbios de reatores tipo UASB. Essas características incluem concentração de sólidos totais suficientemente baixa, pH entre 6,5 e 7,5 e alcalinidade suficiente para as reações com coagulantes metálicos (sulfato de alumínio, cloreto férrico etc). 10,3 mg Fe/L
4,0
) L / g 3,5 (m l 3,0 a u d i 2,5 s e r lt a o t to a f s o f
0,30
15,5 mg Fe/L 22,4 mg Fe/L
0,25
31,0 mg Fe/L 37,9 mg Fe/L
0,20 0,15
2,0 1,5
0,10
1,0 0,05
0,5 0,0
e d e t n e c s e n a m e r o ã ç a r F
l a t o t to fa s fo
0,00 Dosagem de Fe (mg Fe/L)
Figura 6.7. Comportamento característico da concentração de fosfato total residual, em função da dosagem de Fe, observado em ensaios de flotação de efluentes anaeróbios. Fonte: Adaptado de PENETRA (1998)
O coagulante aplicado ao efluente do adequadas, reator anaeróbio, emgradiente uma câmara de misturaG>700s mecânica-1oue hidráulica, queé proporciona condições ou seja, de velocidade tempo de mistura θh<5s, no caso de coagulantes metálicos hidrolisáveis. A seguir, passa aos floculadores, os quais devem ser dimensionados com flexibilidade suficiente em termos de θh, que gradientes de velocidade e tempo de floculação, tendo em vista o valor do binário G otimiza a floculação, e a larga faixa de variação de vazão, com que normalmente operam as estações de tratamento de esgotos (variações horárias, diárias e sazonais). O efluente anaeróbio floculado, ao entrar no tanque de flotação, é misturada com água clarificada, tomada do efluente do flotador e supersaturado de ar a uma pressão de 4 a 6 bar. A
16 liberação desse efluente à pressão atmosférica (ou próxima dessa), libera o ar em forma de microbolhas com tamanho entre 30 a 70 µ m, as quais aderem ao flocos, tomando sua densidade menor que a água, o que os faz flutuar (flotar) a uma velocidade bastante elevada. Isso torna a eficiência da flotação geralmente superior a da decantação, produzindo um efluente clarificado de elevada qualidade, a um menor custo. Por outro lado, o oxigênio aplicado, através do ar dissolvido na flotação, completa a estabilização da matéria orgânica e reduz ainda mais a concentração de fósforo, e outros nutrientes biológicos, produzindo um efluente de alta qualidade (ver Figura 6.8).
Figura 6.8: ETE Piloto da Cidade de Ponta Grossa – PR; Fluxograma do Sistema de Floculação/Flotação Fonte: JÜRGENSEN e RICHTER (1994) Outras características do sistema, reveladas por JÜRGENSEN & RICHTER (1994) podem ser destacadas como: • baixo custo de investimento: US$ 15 a 20 por habitante; • solução vantajosa para médias e grandes capacidades, recomendável especialmente para áreas habitadas dos mananciais da Região Metropolitana de Curitiba, Londrina etc; o tratamento pode ser complementado com uma filtração rápida, elevando o nível de tratamento a um grau que possibilita o reuso do efluente; • a desinfecção final pode ser feita de maneira eficiente e segura (não-formação de trihalometanos) com o emprego de cloro (baixo custo) e garantia total de eliminação do perigo da cólera; • o lodo flotado contém um mínim o de umidade, podendo ser facilm ente condicionado em filtros-prensa, leitos de secagem, ou mesmo depositado em aterro sanitário ou controlado. No caso de uso de polímetro natural como coagulante primário, o lodo poderá ser usado com vantagem como um fertilizante orgânico eficiente e seguro. Durante o ano de 1992, a SANEPAR realizou testes laboratoriais na ETE Ronda, na Cidade de Ponta Grossa – PR , com aplicação do processo de coagulação-floculação e flotação, no efluente do reator anaeróbio. Obteve-se os seguintes resultados: turbidez do efluente inferior a 1 UNT; demanda química de oxigênio inferior a 14mg/L, atingindo em algumas amostras 2 mg/L, resultando eficiências superiores a 90% em t ermos de remoção de DQO e SST (JÜRGENSEN & RICHTER, 1994). Em 1995, foi reali zado um monitoramento mais intenso da instalação piloto, operando com esgoto anaeróbio. O efluente do flotador apresentou valores de 37 ± 17
17 mg/L, 9 ± 4 mg/L e 4,4 UNT, respectivamente, para DQO, DBO e turbidez. A remoção de fosfato foi calculada em 97,5%, para um afluente de 2,85 ± 1,39 mg/L e efluente final de 0,07 ± 0,06 mg/L.
Após o desenvolvimento dos trabalhos junto a ETE Ronda, a SANEPAR projetou, em 1996, a ETE Cambuí (ver fotografias da Figura 6.9), instalação para uma vazão de 360 m³/h, cujo início de operação deu-se em abril de 1998. Monitoramento conduzido pela PUCPR no âmbito do PROSAB, revelou para o efluente do flotador valores de 71 ± 12 mg/L, 5 ± 2 mg/L, 30 ± 1 mg/L e 4,1 ± 2,7 UNT medidos, respectivamente, como DQO, DBO, SST e turbidez (AISSE et al ., 2001).
Figura 6.9 – Vista da unidade de flotação da ETE Cambuí (Campo Largo/PR)
6.3.2 Experiência da EESC/USP A Escola de Engenharia de São Carlos – EESC/USP desenvolveu vários estudos referentes à flotação de efluentes anaeróbios, em escala de laboratório. CAMPOS et al . (1996) realizaram estudos preliminares em escala de laboratório, com vistas à avaliação da potencialidade do emprego de pós-tratamento por coagulação/ floculação/flotação de efluente de reator anaeróbio tratando esgotos sanitários, visando remoção adicional de DQO, DBO, fósforo, nitrogênio, sólidos suspensos e coliformes. O efluente anaeróbio era proveniente de um reator anaeróbio compartimentado, de volume igual a 11 m 3 e 12 h de tempo de detenção hidráulica, construído na Escola de Engenharia de São Carlos-USP. Os produtos químicos empregados para a coagulação foram o cloreto férrico, o sulfato de alumínio e a cal hidratada. Durante todos os ensaios, foram mantidos fixos os seguintes parâmetros: mistura rápida: 30 s e gradiente médio de velocidade em torno de 600 s -1; floculação: 20 min e gradiente médio de -1 velocidade em torno de 40 s ; flotação: amostras coletadas com taxa de escoamento superficial 3 2 (qA) equivalente a 70 m /m /dia, fração de recirculação de 20% (em volume) e pressão de º saturação de 450 kPa (22 C). Os resultados obtidos por CAMPOS et al . (1996), a partir do sistema composto por reator 3 anaeróbio de chicanas (11 m ), flotação por ar dissolvido (escala de laboratório) e desinfecção por radiação ultravioleta (escala piloto), indicaram potencialidade de remoção de DBO superior a 85% e de coliformes fecais superior a 99,999%. Os melhores resultados quanto à remoção de SSV, fósforo, DQO, DBO e turbidez foram obtidos com a aplicação de cal. Entretanto, o uso da
18 cal resultou em dosagens elevadas e pH efluente ao redor de 9,3. Considerando as remoções obtidas e as dosagens empregadas, o melhor resultado foi obtido através da aplicação de 100 mg/L de cloreto férrico, associada com 50 mg/L de cal. Neste caso, a remoção de DQO e de DBO foram idênticas e iguais a 73%. A remoção de fósforo alcançou 84%, enquanto a de nitrogênio (NTK) chegou a 49%. Além de promover remoção significativa de DBO e de DQO, o uso de tratamento químico proporcionou valores de remoção de fósforo dificilmente atingidos por processos biológicos. Ainda segundo os autores, o uso de flotação por ar dissolvido, com a adição de cloreto férrico e cal, melhorou a remoção de patogênicos. O lodo flotado pode receber a adição de cal (pH>12) para efetuar sua desinfecção, podendo ser reaproveitado na agricultura, após um período de repouso. O uso de cloreto férrico em vez de sulfato de alumínio é justificado, pois a presença de ferro em lodos não redunda em aspectos negativos, como aqueles decorrentes da presença de sulfato de alumínio, pois o alumínio é muito danoso ao solo e também pode provocar malefícios aos seres humanos, caso ocorra sua ingestão. O equipamento (flotateste), desenvolvido por REALI (1991), possibilitou o seguimento de uma série de pesquisas junto ao SHS-EESC-USP. É composto por quatro vasos cilíndricos (2,1 L), independentes entre si, e interligados à câmara de saturação. Para efetuar a floculação, cada vaso possui agitador próprio e, para efetuar a flotação, a câmara de saturação possui entrada de água, proveniente de rede de abastecimento público, e do ar comprimido, proveniente de compressor de ar (REALI et al ., 1998) (ver Figura 6.10).
Figura 6.10 – Esquema Geral do Flotateste. Fonte: REALI (1991)
19 PENETRA et al . (1998) citam os resultados e conclusões de investigação realizada, visando estudar o efeito da dosagem de cloreto férrico e da variação de pH, na eficiência de um equipamento de flotação, em escala de laboratório, alimentado com efluente de reator UASB (18 3 m ), tratando esgoto doméstico. O tempo de detenção hidráulica no reator UASB era de 8 horas. Os ensaios foram conduzidos com variação da dosagem do cloreto férrico de 30 a 110 mg/L, e da variação do pH de 5,1 a 7,6 com a aplicação de cal. O tempo de floculação (60 minutos), o -1 gradiente de velocidade (60 s ), a pressão de saturação (450 kPa) e a fração de recirculação (20%) foram mantidos constantes ao longo dos ensaios. A velocidade de flotação foi variável, entre 5 e 25 cm/min. Os melhores resultados na remoção da DQO (91%) foram obtidos com dosagem de 65 mg/L de cloreto férrico e pH de 5,3. Nesta dosagem, a remoção de fosfato total, SST, turbidez e cor foram de 95%, 95%, 97% e 92%, respectivamente. A dosagem citada foi também a menor que permitiu uma aparente estabilidade do sistema de flotação, para diferentes velocidades de flotação. Maiores dosagens podem aparentemente não significar aumento na remoção da turbidez, a ponto de justificar custos adicionais associados à aquisição de produtos químicos e à disposição do excesso de lodo. REALI et al . (1998) apresentaram o resultado de investigação realizada com vistas à avaliação do gradiente médio de velocidade (G f) e do tempo de floculação ( θhf), na eficiência de um equipamento de flotação, em escala de laboratório, alimentado com efluente de reator UASB (18 m3), tratando esgoto doméstico. O tempo de detenção hidráulica no reator UASB era de 8 horas. Após a realização de ensaios preliminares, foram mantidos constantes a dosagem de cloreto -1 férrico (65 mg/L), as condições de mistura rápida (30s e G m de 1100 s ), fração de recirculação de 20%, na etapa de flotação, e pressão de saturação de 450 kPa. -1
O tempo de floculação de 15 min, associado a valores de G f entre 50 e 80 s , e o tempo floculação de 25 min, associado a valores de Gf em torno de 50 s -1, forneceram valores bastantes satisfatórios e próximos entre si na remoção de turbidez (entre 97 e 98%, para velocidade de flotação entre 5 e 15 cm/min). A DQO foi positivamente influenciada pelo aumento do tempo de floculação, de 15 para 25 -1 minutos, mas foi reduzida a influência dos diferentes valores de G f estudados (entre 30 e 100 s ) na remoção de DQO. Assim, obteve-se eficiências entre 89,1% e 91,5%, com residuais entre 28 e 22 mg/L, para θ hf de 25 min e V f de 10 cm/min. Para θ hf de 15 min, associado a G f de 80 s -1, e para θ hf de 25 min, associado a G f de 50 s -1, não foi detectada a presença de sulfetos no efluente final. Para essas mesmas condições, verificou-se remoção marginal de NTK, ao redor de 31%. As maiores remoções de fosfato total (em torno de -1
96%) foram observados nos ensaios com G f entre 80 e 100s , em ambos os tempos de floculação testados. Aparentemente, esses valores de Gf influenciam positivamente a cinética da remoção de fosfato. PENETRA et al . (1999), apresentaram o resultado de investigação realizada mediante variação da fração de recirculação do efluente pressurizado a 450 kPa, com emprego de equipamento de 3 flotação em escala de laboratório, alimentado com o efluente de reator tipo UASB (18m ), tratando esgoto doméstico. O tempo de detenção hidráulico no reator UASB era de 8 horas.
20 Durante os ensaios de floculação/flotação foram mantidos fixos a dosagem de cloreto férrico (65 -1 mg/L), mistura rápida com t empo de 30 s e G de 1100 s ,e floculação com tempo de 15 min e G -1 de 80 s . A fração de recirculação foi variada de 5 a 30%, em volume, e a velocidade de flotação entre 5 e 25 cm/min. 3
Como conclusão, a fração de recirculação de 20% (16 a 19 g ar/m ), proporcionou grande estabilidade ao processo e forneceu excelentes resultados quanto à remoção de DQO (85%), de fosfato total (95,4%) e de SST (95,1%). Considerando-se a eficiência global do sistema UASB e flotação, obteve-se até 97% de remoção de DQO (concentração do efluente na faixa de 20 a 30mg/L), até 98% de fosf ato total (concentração na faixa de 0,5 a 0,6 mg/L) e até 99% de SST (concentração em torno de 2 mg/L). Quanto aos parâmetros NTK e sulfetos, foram determinados apenas para a amostra obtida no ensaio, que forneceu a maior remoção de DQO (recirculação de 20%), sendo observadas eficiências de 24,3% (residual de 25,8 mg/L) e 51,9% (residual de 0,52 mg/L), respectivamente. REALI et al . (2000) estudaram o uso de polímero e cloreto férrico na coagulação e flotação de efluente anaeróbio, proveniente de reator de leito expandido, com 14,9 m de altura útil, volume de 32 m³, tratando esgoto da cidade de São Carlos - SP. O reator anaeróbio possuía 6 m³ de carvão ativado, para permitir o desenvolvimento da biomassa, e o equipamento de flotação utilizado era em escala de laboratório. A grande aglomeração de microbolhas (50 µ m de diâmetro), na zona de reação, criou condições satisfatórias para a colisão e fixação destas na superfície dos flocos formados durante a coagulação prévia. Mesmo sem a adição de coagulantes, com velocidade de flotação de 10 cm/min., considerável remoção de pequenos flocos biológicos foi observada, 60% de DQO (residual de 94,5 mg/L), 50% de fosfato e turbidez residual de 20 UNT. As condições de floculação foram mantidas constantes em 20 min, e G f de 80 s -1, 19 g ar/m³esg., fração de recirculação de 20% e pressão de saturação de 450 kPa, na etapa de flotação. Para investigar a combinação de cloreto férrico (dosagem de 15 a 65 mg/L) e polímeros (0,25 a 7 mg/L), 26 tipos de polímeros com diferentes características de carga (catiônico, aniônico e nãoiônico), densidade de carga (alta, média e baixa) e massa molecular, foram observadas. Os resultados indicaram que, independente da categoria, os polímeros com alta massa molecular e densidade de carga produziram melhores resultados. Geralmente, o polímero catiônico e o nãoiônico, com as características anteriormente citadas, apresentaram os melhores resultados. Segundo os autores, os polímeros foram investigados buscando as reduções do uso de coagulante e da produção de lodo. Quando o reator anaeróbio operou em condição de regime permanente aparente, foi possível reduzir a dosagem de cloreto férrico de 65 a 30 mg/L, aplicando 0,4 mg/L de polímero não-iônico. As análises revelaram reduções de 79% para a DQO (residual 23 mg/L), 86% para o fosfato (residual 0,9 mg/L) e 98% de turbidez (residual de 2,6 UNT). Foi observado também que os flocos tiveram taxas de ascensão significativamente maiores que as obtidas sem o uso dos polímeros, com velocidades de floculação ensaiadas entre 5 e 25 cm/min. Em etapa subsequente de desenvolvimento dessa mesma linha de pesquisa, REALI et al . (2001) 3 investigaram uma unidade FAD em escala real (com capacidade de 10m /h), aplicada no póstratamento do efluente do mesmo reator anaeróbio de leito expandido (tratando esgoto sanitário) descrito nos parágrafos anteriores. Foram obtidas as seguintes eficiências médias de remoção: 89% de DQO (residual de 68mg/L), 96% de sólidos suspensos (residual de 5mg/L) e 89% de remoção de fósforo (residual de 2mg/L). Durante os ensaios foi aplicada dosagem de 65 mg/L de
21 cloreto férrico. As fotografias da Figura 6.11 mostram as vistas lateral e frontal da unidade de flotação por ar dissolvido utilizada na pesquisa.
Figura 6.11- Sistema de flotação por ar dissolvido com capacidade de 10 m 3/h, implantado no Campus-USP de São Carlos, pelo Departamento de Hidráulica e Saneamento, para o póstratamento do efluente de reator anaeróbio de leito expandido, tratando esgoto sanitário. 6.3.3 Experiência da CAESB
PINTO FILHO & BRANDÃO (2000) também estudaram, em Brasília - DF, o uso da flotação por ar dissolvido como pós-tratamento de efluentes anaeróbios de reatores tipo UASB. Os trabalhos foram estimulados pelo fato da CAESB já utilizar a FAD no pós-tratamento dos efluentes secundários das ETEs Sul e Norte (processos aeróbios). Utilizou-se uma unidade de flotação, em escala de laboratório, similar à citada por REALI et al (1991). No entanto, o coagulante foi o sulfato de alumínio, com melhores resultados na faixa de dosagem de 160 a 240 mg/L. O aumento do tempo de floculação de 2,5 a 10 min elevou o desempenho da FAD. Contudo, na medida em que o tempo evoluiu para 15 minutos, os flocos visualmente começaram a ficar mais pesados, causando redução na eficiência. Em todos os experimentos, foram mantidos constantes tempo de mistura rápida de 1 minuto, G m ao redor de 1000 s -1, Gf de 100 s -1 e pressão de saturação de 500 kPa. A taxa de aplicação na flotação, que revelou melhores resultados, foi de 8,1 m³/m².dia. Ao ser duplicada para 16,2, apresentou notável redução da eficiência. Segundo os autores, a redução na eficiência pode estar associada às características dos sólidos em suspensão presentes nos efluentes do UASB, compostos de grânulos de lodo anaeróbio, de consistência densa, de separação mais difícil por flotação. O emprego de elevadas dosagens de coagulante, adicionando mais massa ao sistema, pode ter sido outro fator prejudicial à FAD, quando operada com taxas de aplicação superiores às utilizadas nas unidades em escala real. O emprego de taxa de recirculação de 5% revelou-se inadequada ao processo, diante do fornecimento insuficiente de ar para uma flotação eficiente. Taxas de recirculação na faixa de 10% a 20% revelaram-se adequadas, fornecendo dosagens aproximadas de ar de 7 mg/L e 14 mg/L, respectivamente, calculadas de acordo com valores de dissolução de ar citados por REES et al . A FAD, em condições operacionais adequadas, alcançou elevada eficiência, com remoções de 79% para turbidez, 73% para DQO, 74% de turbidez para SST e 99% para PO 4 (filtrado), produzindo um efluente com 7 UNT de turbidez, 77 mg/L de DQO, 16 mg/L de SST e 0,25 mg/L de PO4 filtrado.
22 6.4
CRITÉRIOS E PARÂMETROS DE PROJETO
6.4.1 Coagulação e Floculação
A operação de dispersar mais rapidamente e homogeneamente o coagulante no meio líquido é denominada comumente de mistura rápida e pode ser efetuada através de agitação hidráulica ou mecânica. No primeiro caso pode-se utilizar a calha Parshall e no segundo um reator, dimensionados com tempo de detenção hidráulica ( θh) menor que 30 segundos e gradiente de velocidade (Gm), variando entre 700 e 1500 s -1. Após a mistura rápida é necessário que haja condições para o desenvolvimento e compactação dos flocos. É conveniente que se faça a floculação escalonada com valores decrescentes de Gf, em três câmaras em série por exemplo, a fim de aumentar o rendimento do processo. Entre os valores mais usuais, citam-se Gf entre 10 e 100 s -1 e θ h de 10 a 30 minutos. Caso seja adotada a floculação mecanizada, a potência requerida para as turbinas de floculação pode ser calculada como: P = µ . V. G f²
(6.14)
na qual: P = potência (kgf.m/s); µ= viscosidade cinemática do esgoto (kgf.s/m²); V = volume do reator (m³); Gf = gradiente de velocidade no floculador (s-1). A Figura 6.12 ilustra alguns tipos de reatores mecanizados para promover a mistura e a floculação.
23
Figura 6.12 Exemplos de Misturador Rápido e Floculador Mecanizados Fonte: PARLATORE (1987)
6.4.2 Relação Ar-Sólido e Outros Parâmetros de Projeto da Flotação A eficiência de um sistema de FAD depende, principalmente, da relação ar-sólido, A/S, pois o desempenho do sistema de flotação depende de se ter uma quantidade de bolhas de ar suficiente para flotar substancialmente todos os sólidos suspensos presentes. Se a quantidade de ar for insuficiente, poderá resultar apenas numa flotação parcial dos sólidos e, numa quantidade de ar excessiva, poderá não produzi r qualquer melhoria ao sistema. Este parâmetro, A/S, pode ser definido como a relação entre a quantidade de ar liberada da solução e a quantidade de sólidos presentes no afluente (kg de ar /kg SS). Esta relação é variável para cada tipo de suspensão e, por essa razão, deve ser determinada experimentalmente numa célula de flotação de laboratório e posteriormente em escala piloto, se possível. A relação A/S pode ser correlacionada com a solubilidade do ar, a pressão utilizada e a concentração de sólidos no afluente ao sistema. Para um sistema no qual toda a vazão for pressurizada, esta relação assume a forma:
A/ S =
ρ ar
× s a ( f .P − 1)
(6.15)
Xa na qual: A/S = relação ar-sólido (mg ar/mg SS) ρar = densidade do ar, geralmente igual a 1,3 mg/mL sa = solubilidade do ar na água, à pressão atmosférica, função de temperatura (mL/L) f = fração de sa turação do ar dissolvido na pre ssão P, no sa turador, que varia de 0,5 (pressurização total) a 0,8 (com recirculação) P = pressão absoluta (atm) Xa = concentração de sólidos afluente (mg/L)
24 (-1) = leva em conta que o sistema é para ser operado em condições atmosféricas A equação corresponde para um sistema com pressurização apenas na recirculação é: ρ × s a ( f × P − 1) Q A / S = r × ar Q Xa
(6.16)
na qual: 3 Qr = vazão de recirculação (m /d) Q = vazão afluente a ser tratada (m3/d) O aumento da relação A/S só pode ser conseguido pelo aumento da quantidade de ar, visto que a quantidade de sólidos suspensos, para uma determinada suspensão, é constante. Além da relação A/S, o projeto das unidades do sistema de FAD envolve a seleção de valores de outros parâmetros, tais como: existência ou não recirculação, pressão de operação, taxa de escoamento superficial e tempo de detenção na câmara de flotação. As variáveis que refletem as características afluentes ao sistema de FAD incluem a vazão, a carga de sólidos, a temperatura do líquido e o tipo e a qualidade dos sólidos afluentes. A Tabela 6.3 mostra os valores usuais desses parâmetros. Tabela 6.3 – Parâmetros de projeto para um sistema de FAD. Parâmetro Pressão(kPa) Razãoderecirculação(%) Relação ar-sólido (kg de ar / kg SS) Taxa de escoamento superficial (m3/m2 .h) Carga de sólidos (kg/m2 .h) Tempo de detenção no flotador (min) Eficiência na remoção de sólidos % 1
Fonte: DICK (1972);
2
RAMALHO (1977);
3
EPA (1975);
Faixa devariação 200 1,2 a 480 3 4 1 15 a 300 3 1 0,005 a 0,100 0,48 4 a 9,761 2,0 3 a 24,4 1 1,2 30 3 70 a 98,6 1 4
METCALF & EDDY(1991)
6.5 ASPECTOS CONSTRUTIVOS E OPERACIONAIS
O presente ítem apresenta detalhes de projeto e os principais aspectos construtivos e operacionais relacionados ao sistema de flotação.
6.5.1 Aspectos gerais A Figura 6.13 ilustra algumas das boas práticas recomendadas para o projeto, podendo-se destacar: a especificação de unidades eletromecânicas de reserva, destacando-se os compressores, as bombas d`água para saturação de ar e dois flotadores operando em paralelo. Neste caso, e ÿ
ÿ
ÿ
também quand o se utilizam floculadores em série, os arranjos de entrada e saída devem permitir o isolamento de uma unidade para eventual manutenção. Previsão de “by-pass” ao reator UASB e mesmo ao sistema de flotação. Previsão de dispositivos para quebra de escuma eventualmente formada, principalmente na saída do flotador, por meio de mangueiras ou aspersores.
6.5.2 Tanque de flotação Distribuição de água floculada
25 Cada flotador deve contar com um tubo distribuidor e saídas laterais, tendo a função de tornar mais uniforme o fluxo de água floculada na superfície do flotador. Os bocais laterais de distribuição estarão 20 cm abaixo do NA, produzindo um fluxo com velocidade inferior a 25 cm/s. Distribuição de água saturada A água saturada (água e ar) será aplicada logo abaixo dos distribuidores de água floculada, através de tubulações perfuradas, em PVC branco roscável, aço inox, ou outro material apropriado. A configuração deverá permitir que a água saturada chegue aos orifícios com uma pressão aproximada de 4 kg/m², pressão média ideal antes da descompressão para a formação de microbolhas. Formar-se-à assim um “colchão” ascendente de microbolhas abaixo dos distribuidores de água floculada, as quais vão aderir aos flocos afluentes, diminuindo sua densidade e forçando a sua ascensão. Remoção de lodo flotado O lodo flotado geralmente é arrastado para um canal coletor, por meio de um raspador superficial mecanizado. O raspador superficial deve conduzir o lodo para a entrada do flotador, sendo que o canal deverá ter uma inclinação superior a 3%. Remoção do lodo sedimentado Em sistemas de flotação é muito comum que uma parcela dos sólidos em suspensão, em geral pequena, acabe sendo removida do líquido por sedimentação. Para a remoção desses sólidos sedimentados, os tanques de flotação terão, ao fundo, canais trapezoidais longitudinais, com inclinação das paredes de 1:1 e largura ao fundo de 0,60 m, resultando em profundidade de canal de 0,325 m. Cada canal terá um tubo de 150 mm, com orifícios ao longo de seu comprimento, dentro do tanque flotação. Os tubos canais, de ao saírem, se unirão ao tanque recolhimento do de lodo flotado. Com dos manobras válvulas, se faráe irão a descarga dedelodo sedimentado para o mesmo tanque de lodo flotado. Deve-se, ainda, prever a possibilidade de drenagem do tanque, para eventual esvaziamento, podendo-se utilizar bombas submersíveis ou por descargas de fundo. No caso de interferência do NA do lençol freático, deve-se possibilitar algum meio de alívio da sub-pressão, quando o tanque estiver vazio.
6.5.3 Tratamento e destino final do lodo gerado O lodo produzido, tanto no reator UASB, quanto no flotador, deverá ser encaminhado ao processo de desidratação (desaguamento) e posterior destino final. AISSE et al . (1999) e REALI et al . (1999), no âmbito do PROSAB, elaboraram documentação orientativa quanto ao assunto, inclusive sugerindo a reciclagem agrícola. Esta última deve estar condicionada a regras que definam as exigências de qualidade do material a ser reciclado e aos cuidados exigidos para estabilização, desinfecção e normas de utilização, que incluam as restrições de uso.
6.2.4 Outros aspectos relevantes A ETE com flotação exige funcionários com melhor qualificação do que normalmente exigido em instalações com o reator UASB. As habilidades deverão ser múltiplas, desde as tarefas rotineiras (limpeza de grade, descarte de lodo do Reator UASB etc.), até a operação dos vários equipamentos eletromecânicos e a condução adequada do tratamento físico-químico (Flotatest, dosagem e manuseio de produtos químicos).
26 Utiliza-se equipamento de Flotatest, conforme mostrado anteriormente na Figura 6.10, para a determinação das dosagens ótimas dos coagulantes a serem empregados. Para tanto, é necessário um sistema motor-redutor, destinado à variação da rotação dos agitadores. Esses equipamentos devem vir acompanhados de uma curva característica de gradientes em função das rotações por minuto. O aparelho é dotado ainda de dispositivo para introdução dos produtos químicos e outro para a retirada de amostras, em cada jarro (REALI, 1991). Encerrada a etapa da floculação, procede-se a flotação por ar dissolvido. Assim, retira-se uma alíquota do conteúdo de cada frasco, equivalente a relação Qr/Q (%) e introduz-se água saturada de ar, proveniente de um tanque de saturação (ar/água), à semelhança do apresentado na Figura 6.10, até se completar novamente o volume de líquido inicial. A coluna de flotação que produzir melhor qualidade de água, quer pela porcentagem de turbidez remanescente, quer pelo valor de turbidez final, determinará a dosagem ótima de coagulante.
o ã ç ta lo F e o ã ç a l u c lo F e d o s s e c o r P o d a m ra g o x u l F :í u b m a C E T E – 3 1 . 6 a r u g i F
) 9 9 9 (1 N E S N E G R Ü J : te n o F
6.5
EXEMPLO DE DIMENSIONAMENTO DE UM SISTEMA DE FAD
Dimensionar um sistema de FAD para o pós-tratamento dos efluentes de um reator UASB.
a) Dados de entrada:
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População: P = 10.000 hab Vazão afluente média: Q méd = 1.776 m 3/d Vazão afluente máxima diária: Q máx-d= 2.100 m 3/d 3 Vazão afluente máxima horária: Q = 3.076 m /d máx-h Carga afluente de DBO: 547 mg/L Carga afluente de DQO: 1.094 kg/d DBO média afluente ao reator UASB: S o-UASB = 338 mg/L DQO média afluente ao reator UASB: S o-UASB = 616 mg/L Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 67% DBO média afluente ao sistema de FAD: S a-FAD = 100 mg/L Carga afluente de N-NTK: 81 kg/d Concentração de N-NTK: 46 mg/L Carga afluente de P: 11,1 kg/d Concentração de P: 6,3 mg/L o Temperatura do esgoto: T = 23 C (média do mês mais frio) Concentração esperada para o lodo de descarte do flotador: C = 3,5%;
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Densidade do lodo: γ =1.035 kgSST/m3.
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b) Concepção proposta para a ETE Pela concepção proposta, os esgotos afluentes à ETE deverão ser tratados por meio de: Gradeamento por grade fina de barras, mecanizada, com uma grade média de limpeza manual de reserva. Desarenação, por meio de desarenador gravitacional, tipo canal de velocidade constante. Tratamento anaeróbio, por meio de reator anaeróbio de fluxo ascendente e manta de lodo (Reator UASB). Tratamento complementar, para remoção adicional de matéria carbonácea em suspensão e em estado coloidal, e remoção de fósforo, através de flotação com ar dissolvido. O sistema de FAD será precedido por sistema de coagulação/floculação do esgoto efluente dos reatores UASB, com o lodo produzido neste sistema encaminhado para um tanque de lodo e daí para desidratação, podendo, eventualmente, ser encaminhado aos Reatores UASB. Desidratação dos lodos, através de leitos de secagem. ÿ
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O efluente da ETE deverá ter DBO ≤ 40 mg/L, sólidos sedimentáveis < 1mL/L e fósforo ≤ 1,0 mg/L.
c) Dimensionamento de processos da ETE Para o exemplo, será considerada apenas a flotação com ar dissolvido, em vista da concentração da DBO do esgoto afluente. Será considerada uma eficiência de remoção de aproximadamente 67% nos reatores tipo UASB, resultando uma DBO de 100 mg/L, para a vazão média afluente ao pós- tratamento.
28 Por ser muito pequena a remoção de fósforo em reatores UASB, a mesma foi desprezada. Assim, o afluente ao sistema de tratamento complementar terá uma carga de 11,1 kg P/ dia, ou uma concentração média de 6,3 mg/L.
d) Pós-Tratamento: Flotação com ar dissolvido com recirculação, visando também remoção de fósforo O tratamento complementar será através de flotação por ar dissolvido, precedido de adição de cloreto férrico, com coagulação e floculação, para se obter DBO ≤ 40 mg/L e P ≤ 1 mg/L. As vazões e cargas efluen tes dos Reatores UASB e afluentes ao sistema de pós-tratamento por flotação com ar dissolvido e com recirculação serão: Q : 20,56 (L/s) 3 Qmédia média : 1776 m /dia Qsanit. Dia > contr.: 24,31 L/s Qmáx. : 35,6 L/s Carga DBO: 178 kg/d Concentração DBO: 100 mg/L Carga de P: 11,1 kg/d Concentração de P: 6,3 mg/L Carga de SS: 142 kg/d Concentração de SS: 80 mg/L ÿ
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O sistema completo de pós-tratamento por flotação será constituído de: tanque de mistura rápida/coagulação do efluente dos Reatores UASB; tanques de floculação; tanques de depósito e preparo de coagulantes; bombas de dosagem de coagulantes; ÿ
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tanques de pressurização, com respectivas válvulas de segurança e controle de pressão; bombas de recirculação/pressurização de efluente clarificado; compressores de ar; tanques de flotação; tanques de recebimento do lodo dos flotadores; recalque do lodo para os leitos de secagem e, eventualmente, para os reatores UASB.
Como coagulante será utilizado cloreto férrico comercial (FeCl 3.6H2O, com 90% de pureza), podendo ser aplicado polieletrólito como auxiliar de floculação, para se ter uma melhor clarificação do efluente final, com menor dosagem de coagulante.
e) Remoção de fósforo com o uso de produtos químicos Necessidade de Produtos Químicos ÿ
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Fósforo disponível para reação química = 11,1 kg/dia, ou 6,3 mg P/ L. Remoção de fósforo com sais deutilizada, metal trivalente, para efluente com associada ≤ 1,0 mg/L, flotação com ar dissolvido: será com certa segurança, uma Pdosagem de cerca de 2 à kg de metal trivalente (cloreto férrico) por kg de fósforo presente no afluente ao tratamento complementar. 3+ Necessidade de Fe = 2,0 x 11,1 = 22,2 kg/dia, ou 12,6 mg/L de esgoto.
Para atender a 12,6 mg Fe3+/L, a dosagem de cloreto férrico comercial (FeCl3.6H2O com 90% de pureza) é de 67 mg/L. Para atender a eventuais picos, o sistema de dosagem deverá ter capacidade para dosar até 75 mg/L de cloreto férrico, para a vazão máxima.
29 Coagulação/Mistura Rápida e Floculação Será utilizada uma linha de mistura rápida/coagulação, seguida de floculação, com capacidade para 36 L/s de vazão máxima. a) Mistura rápida: Será utilizado um tanque com tem po de detenção de cerca de 5 s, para a vazão máxima de 36 L/s, resultando em um volume útil de 0,25 m 3, com as dimensões de 0,6 m x 0,6 m x h u = 0,7 m. Será utilizado um misturador rápido, tipo t urbina axial, com motor de 0,75 cv. O coagulante será aplicado na entrada desta câmara, a partir de bombas dosadoras. ÿ
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b) Floculação: Serão utilizados três tanques em série , com tempo de detenção de cerca de 15 minutos, para a vazão máxima, até 36 L/s por linha. Volume total de câmaras de floculação: V T,floc = 36 m 3 3 Volume por câmara de floculação: V C,flc = 12 m Dimensões dos compartimentos de floculação: 2,3 m x 2,3 m x h u = 2,3 m (borda livre = 0,6 m) Potência requerida para as turbinas de floculação (de acordo com a Equação 6.14) ÿ
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P = µ . V. G f² = 1,029 x 10 (kgf x s/m ) x 12 (m ) x G f (s ) P = 0,00123 x G f2 (kgf x m /s), ou P = 0,00123 x 9,81 x G f2 (Watts) a. -1 3 Câmara (Gf = 30 s ): P = 11 Watts a. -1 2 Câmara (Gf = 60 s ): P = 44 Watts a. 1 Câmara (Gf = 90 s -1): P = 98 Watts Serão utilizados, para a floculação, agitadores do tipo turbina axial, um por câmara, com motor de velocidade ajustável, com P = 0,5 cv, por agitador.
Depósito e Dosagem de Coagulantes a) Consumo médio de FeCl3: Apoiado na dosagem de 67 mg/L, estimada anteriormente, o consumo médio de coagulante será: 0,067 kg/m3 x 1776 m 3/dia = 119,0 kg/dia. ÿ
b) Capacidade de Dosagem: A capacidade de dosagem, calculada para a vazão máxima, será: 0,075 kg/m 9,8 kg FeCl3 /hora. ÿ
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x 130 m /h =
c) Sistema de Dosagem: O FeCl3 será dosado diluído a 40 %, portanto, no máximo, a dosagem será de 9,8 / 0,4 = 24,5 kg /hora. Para a dosagem, serão utilizadas bombas dosad oras com capacidade de 3 a 30 L/hora. ÿ
d) Armazenamento: Serão utilizados dois tanques de 1,18 m 3 (para 1,65 toneladas) cada, com diâmetro de 1,0 m, altura útil de 1,5 m, e altura total de 2,0 m, de fibra de vidro, localizados próximo à entrada da ETE. O período de armazenamento será 28 dias. ÿ
Depósito e Dosagem de Polieletrolito a) Necessidade de polieletrólito:
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Uma melhor floculação, com melhor remoção de sólidos suspensos e de fósforo nos flotadores, pode ser conseguida pelo uso de polieletrólito, com dosagens na faixa de 0,4 a 1,0 mg/l de efluente. o projeto considerará a possível aplicação desses polieletrólitos e o sistema de dosagem de polieletrólito deverá ter capacidade de aplicar até 1,0 mg/l para a vazão máxima. As quantidades estimadas de polieletrólito serão: 3 3 - para dosagem de 0,4 mg/L: 0,0004 kg/m x 1776 m /dia = 0,71 kg/dia - para dosagem de 1,0 mg/L: 0,0010 kg/m3 x 1776 m 3/dia = 1,78 kg/dia
b) Aplicação de polieletrólito: O polieletrólito será dosado próximo à entrada da primeira câmara de floculação, de cada linha de coagulação/floculação, e aplicado diluído a 0,1%. A diluição do polímero para 0,1% e a aplicação dessa solução de polímero será através de uma unidade automatizada, sendo uma unidade para cada linha de coagulação/floculação. 3 Vazão máxima afluente, por linha de coagulação/floculação: 36L/s (130 m /hora) 3 3 Para uma dosagem máxima de 1,0 mg/L, tem-se: 0,001 kg/m x 130 m /h = 0,130 kg/h Para aproximadamente 28% de princípio ativo do polímero em emulsão, tem-se, para a vazão 3 3 da emulsão: (130 m /h) / 0,28 = 464 m /h (0,46 L/h) Para solução de polímero diluída a 0,1%, a ser aplicada ao lodo, tem-se a seguinte vazã o de solução para aplicação: (0,130 kg/h) / 0,001 = 130 kg/h = 130 L/h O equipamento a ser utilizado poderá ser Polyblend modelo PB 100-1 (Stranco) ou Polymaster modelo ET 100-1 (Komax) ou similar de outro fabricante. A pressão de água para alimentação da unidade diluidora/dosadora deverá estar na faixa de 20 a 70 mca. ÿ
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f) Sistema de flotação com recirculação Serão previstas duas linhas de sistema de flotação, composto de tanque de pressurização, bombas de recirculação/pressurização, compressor de ar e tanque de flotação. Concentrações de SS Afluente aos Flotadores As concentrações de SS afluentes aos flotadores, após a floculação, foram estimadas considerando: SS efluente dos reatores UASB: 80 mg/L. SS resultante da coagulação/floculação (lodo químico): ÿ
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Para efluente final com P ≤ 1,0 mg/L e fósforo disponível de 6,3 mg/L, o coagulante FeCl 3.6H2O (270,5 g/Mol) reagirá com o fósforo, formando FePO 4 (151 g/Mol), deixando um residual de pelo menos 0,3 mg/L de fósforo solúvel, reagindo, portanto, preferencialmente com 6,0 mg P/L. O excesso de coagulante reagirá formando Fe(OH)3 (107 g/Mol). Assim, tem-se: Dosagem de cloreto férrico comercial, com 90% de purez a de 67 mg/L, que repre senta 60 ÿ
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mg/L de FeCl3.6H2O, ou (60 x10 ) / (270,5) = 0,222 x 10 Mol/L. -3 Concentração de P de 6,0 mg/L para reagi r com o coagulante, que representa (6,0 x 10 ) / -3 (31) = 0,194 x 10 Mol/L. Tem-se, portanto, a forma ção de 0,194 Mol de FePO 4/L, ou 0,194 x 151 = 29,3 mg SS/L, relativos ao FePO4 formado. -3
Excesso de FeCl 3.6H2O para formação de Fe(OH) 3 = (0,222 – 0,194) x 10 Mol/l ou 0,028 x 10-3 Mol/L de Fe(OH) 3 produzido, ou 0,028 x 107 = 3 mg SS/L, relativos ao Fe(OH) 3 formado. Total de lodo químico formado = 29 + 3 = 31 mg/L
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Concentração de SS total afluente aos flotadores: SS = 80 + 31 = 111 mg/L
Vazão de Recirculação para Geração de Água Saturada de Ar Parâmetros básicos utilizados para a flotação (de acordo com a Equação 6.16): ρ × s a ( f × P − 1) Q A / S = r × ar Q
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Xa
A/S = 0,04 a 0,06 Kg ar/kg SS afluente sa = 16 mL/L para 280C P = 6 bar (escolhido) Xa = 111 mg/L f = para tanque de pressurização, com recheio de peças de plástico e esgoto, ad otado, 0,6 (a favor da segurança) Qr / Q = (0,04 a 0,06) x 111 / [1,3 x 16 x (0,6 x 6 -1)] = 0,08 a 0,12 (8 a 12%)
A prática e estudos piloto têm, todavia, mostrado que se deve trabalhar com rela ções de recirculação superiores a esse valor. Será adotada uma capacidade de recirculação de 3,5 L/s, por linha, que corresponde a uma recirculação de cerca de 19% da vazão máxima horária, utilizandose bomba para 3,5 L/s (12,6 m 3/hora), para pressão de 6 bar. Serão utilizados três conjuntos moto-bomba, sendo um para cada linha e um de reserva. As bombas de recirculação devem apresentar condições de operar com uma faixa razoável de vazão, de modo a se ter uma operação otimizada do sistema. Tanque de Pressurização Para Geração de Água Saturada de Ar Será utilizado um tanque por linha, recebendo uma vazão de recirculação de 3,5 L/s, trabalhando com: pressão no tanque : 5 a 6 bar ( pressão relativa); tempo de detenção: aproximadamente 3 minutos para 3,5 L/s; volume do tanque de pressurização: Vp = 0,7 m 3 (com recheio de anéis de PVC); dimensões do tanque: diâmetro = 1,0 m; altura cilíndrica = 1,1 m. ÿ
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Compressor de Ar Serão utilizados três compressores (um por linha e mais um de reserva). Cada compressor deverá ter capacidade para: Vazão de ar: A máxima quantidade de ar possível de incorporação na massa líquid a, para a temperatura de 28 0C, é de 16 mL/L a 1bar, ou 16 x 6 = 96mL/L a 6 bar, para uma eficiência de 100% de dissolução no tanque de pressurização (f = 1), o que na prática não ocorre. Para a máxima dissolução de ar possível resultaria, portanto: Qmáx. ar = 0,016 x 6 x (3,5 x 60) = 20,2 litros de ar por minuto Pressão relativa do tanque de pressurização = 5 bar. ÿ
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Será utilizado 01 compressor de pistão para 20 L/min e 6 bar por linha. O fluxo de ar será determinado a partir de uma válvula controladora de nível, instalad a no tanque de pressurização para saturação de ar. Tanques de Flotação Nº de linhas: um tanque por linha (total de dois tanques). ÿ
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Taxa de escoamento superficial: 180 m /m xdia. Vazão média do dia de maior contrib uição: (12,2 + 3,5) = 15,7 L/s, por linh a, ou por tanque de flotação. Área superficial necessária A = (15,7 x 86,4) / 180 = 7,54 m 2 por tanque. Dimensões: comprimento = 3,1 m, largura = 2,5 m, profundidade útil = 2,8 m. Área superficial, por tanque = 7,75 m2. Volume por tanque = 21,7 m3. Tempo de detenção (para 15,7 L/s) = 23 minutos. Taxa de escoamento superficial, para a vazão máxim a afluente ao sistema de flotação de 18 L/s por linha: qA = [(18 + 3,5) x 86,4] / 7,75 = 240 m3/m2xdia = 10 m³/m².h, Tempo de detenção (para 18 L/s): θh = (21,7 m3) / (0,0180 m 3/s x 60s/min) = 20,1 minutos. Distribuição de água floculada: Cada flotador contará com um tubo distribuidor de água floculada, de seção retangular e variável, dotado de 12 saidas laterais de 85 mm de diâmetro. Distribuição de água saturada: Atrav és de quatro tubos distri buidores de 2” x 2,5 m ( PVC branco roscável, aço inóx ou outro material apropriado), dotados de 14 furos de 2 mm (um furo a cada 18 cm). Essa configuração permitirá que a água saturada (3,5 L/s por flotador) chegue aos orifícios com uma pressão próxima a 4 kg/cm 2, pressão média ideal antes da descompressão para a formação de microbolhas.
g) Lodo do sistema de flotação
a) Estimativa da produção de lodo no sistema de flotação: Para estimativa da produção de lodo no sistema de flotação, com dosagem de cerca de 67 mg/L de FeCl3 comercial, e desconsiderando os SS do efluente do sistema de flotação, tem-se: vazão média de esgoto: 1776 m3/d produção de lodo químico: 55 kg/d SS provenientes dos reatores UASB: 142 kg/d Produção total de lodo no sistema de flotação = 55 + 142 = 197 kg/d Teor de sólidos do lodo: 3,5% (adotado) Densidade do lodo: 1035 kg/m 3 Volume de lodo = (197 kg/d) / (1035 x 0,035) = 5,5 m3/d ÿ
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b) Sistema de remoção e coleta de lodo flotado O lodo flotado será arrastado para um canal coletor, através de um raspador superficial mecanizado. Do canal coletor, o lodo será encaminhado a um tanque único de recolhimento do lodo, que servirá de poço de sucção para recalque desse lodo para os leitos de secagem, ou mesmo para a caixa de distribuição de vazão de esgoto, para alimentação dos reatores UASB. O 3
tanque único de recolhimento de lodo flotado terá volume superior a 6 m . c) Sistema de remoção de lodo sedimentado Para a remoção dos sólidos sedimentados, os tanques de flotação terão, ao fundo, 02 canais trapezoidais longitudinais e cada canal terá um tubo de 150 mm, com orifícios ao longo de seu comprimento dentro do tanque de flotação. Os tubos dos canais, ao sairem do tanque de flotação, serão interligados ao tanque de recolhimento de lodo flotado.
33 6.8. BIBLIOGRAFIA
AISSE, M.M.; JÜRGENSEN, D.; LOBATO, M.B. & ALÉM SOBRINHO, P. Avaliação do sistema reator RALF e flotação por ar dissolvido, no tratamento de esgoto sanitário . In:Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 21, João Pessoa, 2001. Anais. Rio de Janeiro, ABES, 2001. 8p. (II – 049). AISSE, M.M.; Van HAANDEL, A; Von SPERLING, M; CAMPOS, J.R; CORAUCCI FILHO, B & ALÉM SOBRINHO, P. Tratamento e destino final do lodo gerado em reatores anaeróbios . In: Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo . José Roberto Campos (coordenador). Rio de Janeiro, ABES, 1999. p. 271 – 99. AMIRTHARAJAH, A. Velocity gradients in rapid mix units . Seminário Nacional sobre Coagulação e
Filtração Direta. Anais.São Carlos, Brasil, 1989. BRATBY, J.R. Treatment of Raw Wastewater Overflows by Dissolved Air Flotation. Journal WPCF , 54(12):1558-65, 1982. CAMPOS, J. R.; REALI, M.A.P.; DOMBROSKI, S.A.G.; MARCHETTO, M. & LIMA, M.R.A. Tratamento físico-químico por flotação de efluentes de reatores anaeróbios. In:XXV Congreso Interamericano Ingeniería Sanitaria y Ambienta. Anais. México, 1996. CAMPOS, J.P. & POVINELLI, J. Coagulação e floculação. In:Técnica de Abastecimento e Tratamento de Água. São Paulo, CETESB, 2v. 1987. p.91-120. DI BERNARDO et al . Emprego de flotação por ar dissolvido para tratamento de despejos líquidos Industriais Provenientes de Laticínios. Revista DAE, São Paulo, 42(130):44-53, 1982. DICK, R. I. – Sludge treatment In: WEBER, W. J. Physicochemical Processes for Water Quality Control, New York, John Wiley, 1972. Cap. 12, p.533-596 DROSTE, R.L. Theory and practice of water and wastewater treatment. USA, John Wiley & Sons, Inc., 1997. EPA – ENVIRONMENTAL AGENCY PROTECTION – Process Design Manual for Suspended Solids Removal, USEPA Technology Transfer, 1975 ESTEVES, F.A. Fundamentos de limnologia. Rio de Janeiro, Ed. Interciência Ltda,1988.Cap.14, p.21636. ETTELT, G.A. Activated Sludge Thickening by Dissolved Air Flotation. In:Industrial Waste Conference. Proceedings . Purdue University, Lafaiatte, Indiana, may, 1964. JENKINS, D. & HERMANOWICZ, S.W. “Principles of chemical phosphate removal”, in Phosphorus and nitrogen removal from municipal wastewater , 2nd ed., R.I. Sedlak, ed., Chelsea, MI, Lewis Publishers, 1991. JÜRGENSEN, D. & RICHTER, C. A. Tratamento de esgotos por digestão anaeróbia – Coagulação e flotação. SANARE. Curitiba, SANEPAR. 1 (1): 19-20. Jul/Set 1994. JÜRGENSEN, D. ETE Cambuí; Fluxograma do processo. SANEPAR. 1999. MAIA, J. C. C. & BEZERRA, J. F. M. Aplicação de flotação por ar dissolvido no tratamento de despejos liquidos industriais. In: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 11, Fortaleza, 1981. Anais. Fortaleza, ABES, 1981.. METCALF & EDDY. Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse . 3rd ed. New York, Mc Graw Hill, 1991. 1334p. REALI, Marco A P. Noções gerais de tratamento e disposição final de lodos de estações de tratamento de água. Rio de Janeiro, ABES, 1999. 250p. ODEGAARD, H. Chemical Floc Formation in Wastewater Treatment - An Introduction. Prog. Wat. Tech., Supl. 1, p. 103-110, Pergamon Press, 1979. PARLATORE, A. C. Mistura e floculação. In: Técnica de Abastecimento e Tratamento de Água . São Paulo, CETESB, 2V. 1987. p. 131-68. PENETRA, R. G.; REALI, M. A. P. & CAMPOS, J. R. Influência da quantidade de ar fornecida no pós-tratamento por flotação de efluentes de reatores anaeróbios UASB. In:
34 Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental , 20, Rio de Janeiro, 1999. Anais. Rio
de Janeiro, ABES, 1999. p. 192-9. PENETRA, R.G. Pós-tratamento físico-quí mico por flotação de efluentes de reatores anaeróbios de manta de lodo . São Carlos, 140 p. Dissertação (mestrado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, 1998. PENETRA, R.G.; REALI, M.A.P.; FORESTI, E. & CAMPOS, J.R. Post-Treatment of Effluents from Anaerobic Reactor Treating Domestic Sewage by Dissolved-Air Flotation. Wat. Sci. Tech ., 40(08), 137-143, 1999. PINTO FILHO, A.C.T. & BRANDÃO, C.C.S. Avaliação do potencial da flotação por ar dissolvido sob pressão como pós - tratamento para efluentes de reatores anaeróbios de fluxo ascendente. In: Congresso da AIDIS, XXVII, Porto Alegre - RS, 2000. Anais. Rio de Janeiro, ABES, 2000. 8p (I001). RAMALHO, R. S. Introduction to Wastewater Treatment Process . New York, Academic Press, 1977. 409p. REALI, M.A.P., PENETRA, R.G. & CAMPOS, J.R. Influência da floculação na flotação de efluentes de reatores anaeróbios UASB. In: XXVI Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitária y Ambiental . Lima, Peru, 1 a 5 de novembro. Anais eletrônicos, 1998. REALI, M.A.P.; CAMPOS, J.R. & PENETRA, R.G. Sewage treatment b y anaerobic biological proces s associated with dissolved air flotation. In: International Dissolved Air Flotation Conference in Water and Wastewater Treatment. Helsinki, Finlândia, 11 a 13 de setembro, 2000a. REALI, M.A.P.; PENETRA, R.G. & CARVALHO, M. E. Flotation Technique With Coagulant and polymer application applied to the post-treatment of effluents from anaerobic reactor treating sewage. In: VI Latinamerican Workshop-Seminar on Anaerobic Digestion . Recife, Brasil. Novembro. Anais. 2000b. REALI, M.A.P. Avaliação de um sistema srcinal compacto para clarificação de águas de abastecimento utilizando o processo de flotação e filtração com taxa declinante . São Carlos-SP, 373p. Tese (doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, 1991. REALI, M.A.P. Proposição de uma equação teórica para o processo de flotação por ar dissolvido. In: XXIV Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental - AIDIS, Buenos Aires, Argentina, 1994. REALI, M.A.P. Aplicação da flotação por ar dissolvido ao tratamento de água de abastecimento . São Carlos, 186p. Dissertação (mestrado). Escola de Engenharia de São Carlos-SP, Universidade de São Paulo, 1984. REALI, M.A.P.; PENETRA, R.G. & CARVALHO, M.E. (2001). Flotation Technique with Coagulant and Polymer Aplication Applied to the Post-treatment of Effluents from Anaeróbic Reactor Treating Domestic Sewage. Water Science and Technology, London-uk (no prelo). SAWYER, C.N. Fertilization of lakes by agricultural and urban drainages. Journal of the New England Waterwoks Association.( 51):109-127, 1947. SOLARI SAAVEDRA, J. A. Avanços recentes no tratamento de efluentes por flotação e ar dissolvido. Engenharia Sanitária, Rio de janeiro, 20 (3): 332-335, 1981. VRABLIK, E. R. Fundamental Principles od Dissolved Air Flotation of Industrial wastes. In: Industrial Waste Conference, Proceedings of the 14th, Lafayette, Purdue University, 1953, p.743-779. YEOMAN, S.; LESTER, J.N. & PERRY, R. Phosphorus removal and its influence on metal speciation during wastewater treatment. Water Research, 27(3):389-95, 1993. ZABEL, T. The Advantages of Dissolved Air Flotation for Water Treatment. Journal AWWA , 42-46, may, 1985. ZABEL, T. Flotation in water treatment. In:IVES, K.J. ed. The scientific basis of flotation. NATO Advanced Science Institute on the Scientific Basis of Flotation. Proceedings .Cambridge, England, Jul, Martinus Nijhoff Publishers, The Hague, p.349-77, 1984.
1
7 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES ANAERÓBIOS POR SISTEMAS DE DESINFECÇÃO Carlos Chernicharo, Luiz Antonio Daniel, Maurício Sens e Bruno Coraucci Filho
7.1
INTRODUÇÃO
O interesse na desinfecção dos esgotos é cada vez maior, dado a crescente deterioração das fontes de abastecimento de água para uso humano. O objetivo principal da desinfecção de esgotos é destruir os patogênicos entéricos, que podem estar presentes no efluente tratado, para tornar a água receptora segura para uso posterior. No passado, a opção escolhida para disposição dos esgotos foi o despejo, no ambiente, em forma completamente descontrolada, seja em pequena escala (poços negros, fossas sépticas e sumidouros), ou em grande escala. Até algumas décadas atrás existia abundante disponibilidade de águas subterrâneas e superficiais em bom grau de qualidade, e a capacidade de depuração natural do ambiente ainda dissimulava os efeitos dos lançamentos dos dejetos e produtos residuais da atividade humana, diretamente no ambiente, sob a antiga premissa de que “a solução à contaminação é a diluição”. Na atualidade, os efeitos de degradação estão ficando tão evidentes, que não é mais possível ficar alheio ao problema. Todas as utilidades tradicionais da água, como abastecimento, irrigação agrícola, reservatórios naturais, cultura de peixes e moluscos e recreação, entre outras, poderão ficar ainda mais comprometidas, caso carestia sejam mantidas as políticas atuais para o setor de saneamento, uma situação de escassez, e diminuição da qualidade de vida. Como ilustração, o levando custo dasà águas para abastecimento está sendo cada vez maior, devido à necessidade de tratamentos mais caros para eliminar as substâncias que chegam junto com as águas das fontes de captação (muitas das quais estão adquirindo cada vez mais características correspondentes a águas servidas). O tratamento de esgotos, até agora negligenciado por não produzir dinheiro, está começando a ser alvo de atenções. Sob um verniz “ambientalista”, se escondem interesses econômicos que, em cada nova situação, vêem uma oportunidade de lucro. Nas contas de água das principais cidades, no Brasil e no mundo, aparece o item “coleta” e “tratamento de esgotos”, passando dessa maneira a ser mais um serviço rentável. Com sinais indicando que os organismos patogênicos conseguem passar as barreiras físicoquímicas e biológicas dos tratamentos tradicionais de águas, focaliza-se a atenção atual nos processos de desinfecção.
Problemática do lançamento de esgotos nos corpos d’água A relação entre doença e água contaminada foi demonstrada pela primeira vez em 1854, quando dois investigadores ingleses, John Snow e John York, conseguiram identificar que a água de um poço era a fonte de infecção de cólera asiática em uma determinada área da cidade de Londres. Eles demonstraram, também, que o poço de água havia sido contaminado com esgotos provenientes de uma tubulação danificada, e que esta recolhia os dejetos de uma residência que abrigava uma pessoa com cólera. Este episódio tornou-se um marco na prática da engenharia de saúde pública, uma vez que conseguiu-se estabelecer, com certeza, que a água era um importante veículo de disseminação da cólera asiática, uma das maiores pragas da raça humana.
2
O contínuo crescimento populacional tem provocado crescente demanda por águas de consumo, de recreação e para irrigação de culturas agrícolas. Com o crescimento populacional, tem aumentado, também, a produção de esgotos e, como conseqüência, a exposição do homem, de animais e de plantas aos esgotos que são lançados no meio ambiente, particularmente nos corpos de água como córregos, rios, lagos e represas. A segurança natural que existia antigamente, em relação aos aspectos diluição dos esgotos e distância dos pontos de lançamento, reduziu-se drasticamente, na medida em que o crescimento populacional vem proporcionando o aumento do volume de esgotos gerados e do número de pontos de lançamento. O risco de contaminação está relacionado ao fato de que os esgotos contém uma série de organismos patogênicos que são excretados juntamente com as fezes de indivíduos infectados. Até mesmo os esgotos tratados em processos convencionais, como reatores anaeróbios, lodos ativados, filtros biológicos etc., podem contaminar fontes de água para abastecimento público, uso recreacional, irrigação de culturas, dessedentação de animais etc. Isso acontece porque os processos convencionais de tratamento de esgotos não são suficientemente eficientes na remoção de microrganismos patogênicos (ver Tabelas 7.4 e 7.5). Nesse sentido, a desinfecção dos esgotos deve ser considerada quando se pretende reduzir os riscos de transmissão de doenças infecciosas, quando o contato humano, direto ou indireto, com as águas contaminadas, é provável de ocorrer. Os organismos patogênicos de maior preocupação, quando o homem é exposto a ambientes contaminados com esgotos, são as bactérias e os vírus entéricos, além dos parasitas intestinais. Uma grande variedade destes organismos está sempre presente em todos os esgotos de srcem doméstica, sendo que a sua transmissão para o homem pode ocorrer das seguintes formas: • Ingestão direta de água não tratada; • • •
Ingestão direta de água tratada. Nesse caso, pressupõe-se alguma falha no sistema de tratamento ou de distribuição de água; Ingestão de alimentos infectados com patógenos presentes em águas contami nadas; Penetração resultante do contato da pele com a água contaminada.
A Tabela 7.1 apresenta as principais doenças relacionadas às águas contaminadas pelos esgotos.
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Tabela 7.1 – Principais doenças relacionadas às águas contaminadas pelos esgotos Forma de transmissão Doença Agente causador da doença Ingestão de água contaminada
Ingestão de água e alimentos contaminados Contato com água contaminada
Disenteria bacilar Cólera Leptospirose Salmonelose Febre tifóide Disenteria amebiana Giardíase
Bactéria (Shigella dysenteriae) Bactéria (Vibrio cholerae) Bactéria (Leptospira) Bactéria (Salmonella) Bactéria (Salmonella typhi) Protozoário (Entamoeba histolytica) Protozoário (Giardia lamblia)
Hepatite infecciosa Gastroenterite Paralisia infantil (*) Ascaridíase Tricuríase Ancilostomíase Escabiose Tracoma Esquistossomose
Vírus (vírus da hepatite A) Vírus (enterovírus, parvovírus, rotavírus) Vírus (Poliomielites virus) Helminto (Ascaris lumbricoides) Helminto (Trichuris trichiura) Helminto (Ancilostoma duodenale) Sarna ( Sarcoptes scabiei) Clamídea (Chlamydia tracomatis) Helminto (Schistosoma)
* erradicada no Brasil Fonte: Adaptado de BARROS et al. (1995) e VON SPERLING (1995)
Qualidade microbiológica dos esgotos domésticos Quando se pretende implementar um sistema de desinfecção de esgotos, torna-se importante conhecer as suas características, tanto em termos dos parâmetros físico-químicos convencionais de monitoramento (pH, alcalinidade, demanda bioquímica de oxigênio, sólidos suspensos, nitrogênio etc.), como também, e principalmente, em relação aos parâmetros microbiológicos de avaliação das concentrações de organismos patogênicos ou de organismos indicadores. No Brasil, tem sido muito mais freqüente a utilização dos parâmetros microbiológicos de identificação e quantificação de organismos indicadores de contaminação, notadamente coliformes totais e fecais (ou termotolerantes) e estreptococos fecais. Isso se deve às dificuldades e custos inerentes à identificação dos diversos organismos patogênicos, muito embora diversos laboratórios de empresas de saneamento já estejam realizando análises de rotina para a identificação de Giargia e Criptosporidium, dentre outros. Vale lembrar que os organismos indicadores de contaminação, mais especificamente os coliformes e estreptococos fecais, são utilizados como parâmetros de monitoramento porque estes, além de fáceis de identificar, estão sempre presentes, em grandes quantidades, nas fezes de srcem humana e de outros animais de sangue quente. Assim, a presença de coliformes e estreptococos fecais em uma amostra de água torna-se um forte indicativo de que aquela água foi contaminada pelo lançamento de esgotos domésticos e deve, muito possivelmente, conter organismos patogênicos. Trata-se, portanto, de uma determinação indireta dasua presença de organismos causadores doenças, vez eque organismos indicadores são, em vasta maioria, habitantes do trato de intestinal douma homem nãoossão causadores de doenças.
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Requisitos e padrões de qualidade da água Conforme comentado anteriormente, a desinfecção dos esgotos deve ser considerada quando se pretende reduzir os riscos de transmissão de doenças infecciosas. Nesse sentido, os requisitos de qualidade de uma água devem ser avaliados em função dos usos previstos para essa mesma água. Por exemplo, se as águas de um rio são usadas, prioritariamente, para a geração de energia ou para o transporte fluvial, não deve haver a preocupação com a presença de organismos patogênicos nessas águas (ver padrão para corpo d’água classe 4 na Tabela 7.2). Outros requisitos de qualidade passam a ser importantes, como a agressividade da água (no caso de usinas hidrelétricas) ou a presença de material grosseiro (que possa por em risco embarcações, no caso do transporte fluvial). Por outro lado, quando os usos preponderantes das águas são mais nobres como, por exemplo, o abastecimento público e a irrigação de hortaliças e de produtos ingeridos crus ou com casca, o requisito de qualidade microbiológica passa a ser muito importante. Esses aspectos de requisitos e padrões de qualidade são tratados por legislações específicas, conforme resumido na Tabela 7.2.
Tabela 7.2 – Padrões de qualidade microbiológica de águas de consumo humano e de corpos d’água (b) Parâmetro Padrãode Padrão para corpo d’água potabilidade(a) Classe 1 Classe 2 Classe 3 Classe 4 Coliformes totais Consultar padrão 1.000 5.000 2.000 Escherichia coli ou Ausência em100 mL 200 1.000 4.000 -
coliformes termotolerantes
o
(a) De acordo com a Portaria n 1496, 29/12/2000, do Ministério da Saúde (b) De acordo com a Resolução CONAMA no 20, 18/06/1986
Ocorrências de microrganismos nos esgotos brutos e remoções esperadas no tratamento As composições microbiológicas típicas de esgotos brutos e os níveis de remoção esperados em diferentes sistemas de tratamento são apresentados nas Tabelas 7.3 a 7.5. Tabela 7.3 –Ocorrências típicas de microrganismos patogênicos e microrganismos indicadores em esgotos brutos Microrganismo Contribuição per capita Concentração (org/hab.d) (org/100 ml) 9 12 6 9 Coliformes totais 10 a 10 10 a 10 8 11 5 8 Coliformes fecais 10 a 10 10 a 10 8 9 5 Estreptococos fecais 10 a 10 10 a 10 6
Cistos de protozoários < 10 66 < 1033 Ovos de helmintos < 10 < 10 5 7 2 4 Vírus 10 a 10 10 a 10 Fonte: Adaptado de VON SPERLING (1995) e ARCEIVALA (1981)
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Tabela 7.4 – Remoções típicas de microrganismos patogênicos e microrganismos indicadores em sistemas convencionais de tratamento de esgotos Microrganismos Tratamento primário (%) Tratamento secundário (%) Coliformestotais <10 90a99 Coliformesfecais 35 90a99 Shigella sp. 15 91 99 a Salmonella sp. 15 96 99 a Escherichia coli 15 90 99 a Vírus 10 < 99 76 a Entamoeba histolytica 10 50 a 10 Ovosdehelmintos 50a90 70a99 Fonte: Adaptado de USEPA (1986)
Embora as eficiências de remoção de microrganismos patogênicos e microrganismos indicadores pareçam elevadas, de acordo com a Tabela 7.4, deve-se ressaltar que, em se tratando de coliformes, estes estão presentes em quantidades muito elevadas (ver Tabela 7.3) e, portanto, são necessárias eficiências de remoção também muito altas, usualmente na faixa de 99,99 a 99,999%, para o atendimento aos padrões de qualidade microbiológica (ver Tabela 7.2). Vale ressaltar que a concentração de microrganismos sobreviventes – ou remanescentes ativos – é mais importante que a eficiência em termos percentuais. Apresenta-se, na Tabela 7.5, a capacidade de diversas tecnologias de tratamento de esgotos em atingir, consistentemente, distintos níveis de qualidade do efluente, em termos de coliformes fecais e ovos de helmintos. Pode-se depreender, a partir das concentrações apresentadas, que os processos convencionais de tratamento de esgotos, projetados apenas para a remoção de matéria orgânica e sólidos, usualmente não alcançam uma remoção satisfatória de coliformes e organismos patogênicos. Apenas os processos de tratamento de esgotos que incorporam: lagoas de maturação, infiltração no solo e desinfecção são capazes de alcançar níveis reduzidos de coliformes no efluente. Além destes, processos envolvendo lagoas também podem alcançar baixos valores de ovos de helmintos no efluente. Deve-se ressaltar, no entanto, que a utilização de parâmetros de projeto mais conservadores para os processos de remoção mais eficientes, listados na Tabela 7.5, pode possibilitar o alcance dos níveis desejados de coliformes no efluente.
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Tabela 7.5 - Níveis de qualidade do efluente esperados para diferentes tecnologias de tratament o de esgotos, em termos de coliformes fecais e ovos de helmintos Sistema
ColiformesFecais(CF/100ml) 1 x 10
1 x 10
1 x 10
4
1 x 10
3
Ovosde helmintos ≤ 1 ovo/L ÿ
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5
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Lagoa facultativa Lagoa anaeróbia + lagoa facultativa Lagoa aerada facultativa Lagoa aerada mistura completa + lagoa de sedimentação Lagoa + lagoa de maturação Lagoa + lagoa de alta taxa Lagoa + remoção de algas Infiltração lenta Infiltração rápida Escoamento superficial Terras úmidas (wetlands, banhados artificiais) Tanque séptico + filtro anaeróbio Tanque séptico + infiltração Reator UASB Reator UASB + lodos ativados Reator UASB + biofiltro aerado submerso Reator UASB + filtro anaeróbio Reator UASB + filtro biológico de baixa carga Reator UASB + lagoas de maturação Reator UASB + escoamento superficial
6
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Lodos ativados convencional Aeração prolongada Reator por batelada Lodos ativados c/ remoção biológica de N Lodos ativados c/ remoção biológica de N/P Lodos ativados + filtração Filtro biológico de baixa taxa Filtro biológico de alta taxa Biofiltro aerado submerso Biofiltro aerado submerso com remoção biológica de N Biodisco (a) Qualquer das tecnologias acima + desinfecção
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Variável
Fonte: Adaptado de VON SPERLING & CHERNICHARO (2000) (a) Desinfecção: ex. cloração, ozonização, radiação UV (desde que o processo de desinfecção seja compatível com a qualidade do efluente do tratamento precedente)
Necessidade do pós-tratamento por sistemas de desinfecção Conforme destacado anteriormente, são grandes os riscos de contaminação dos seres humanos, quando estes ingerem ou têm contato com águas contendo organismos patogênicos. Tal fato torna-se ainda mais grave, no Brasil, em decorrência dos seguintes aspectos principais: • A precariedade do quadro sanitário brasileiro, com baixíssimos índices de cobertura por sistemas de esgotamento sanitário, aliado aos baixos investimentos em saúde, fazem com que a população brasileira seja portadora de diversas doenças que podem ser transmitidas pelas fezes e, consequentemente, pelos esgotos gerados por essa população;
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Cerca de 75% da população brasileira vive nos centros urbanos, configurando, dessa forma, um elevado contingente populacional concentrado em áreas relativamente pequenas, e que produz enormes quantidades de esgotos; • É baixíssimo o percentual de localidades que apresentam alguma forma de tratamento de seus esgotos, caracterizando, portanto, uma situação de lançamento in natura de uma enorme parcela dos esgotos gerados pela população; • Nas poucas cidades que apresentam alguma forma de depuração dos esgotos, usualmente são utilizados processos convencionais de tratamento, que não são eficazes na remoção de •
•
organismos patogênicos; Os esgotos não tratados, ou tratados em processos convencionais, podem contaminar fontes de água para abastecimento público, uso recreacional, irrigação de culturas, dessedentação de animais, etc.
É importante salientar, no entanto, que, apesar dos esgotos domésticos serem uma fonte incontestável de contaminação por organismos patogênicos, também os agentes utilizados nos processos de desinfecção podem provocar danos à saúde humana e ao ambiente aquático. Conclui-se, com isso, que a decisão de se desinfetar, ou não, os esgotos, deve ser tomada a partir de uma avaliação criteriosa, com base nas características específicas de cada situação. Ou seja, não existem diretrizes universais em relação aos requisitos da desinfecção de esgotos. A decisão sobre a necessidade de se desinfetar os esgotos de uma determinada localidade envolve (USEPA, 1986): • Uma investigação sobre os usos da água a jusante do ponto de lançamento e sobre os riscos de saúde pública associados àquela água; • Uma avaliação das alternativas disponíveis para o controle dos esgotos contaminados por patógenos; • Uma avaliação dos impactos ambientais que as medidas de controle podem ocasionar. A Figura 7.1 apresenta um fluxograma que pode auxiliar na tomada de decisão sobre a necessidade de implementação e requisitos de um sistema de desinfecção de esgotos, levando em consideração os riscos de saúde pública envolvidos e a possibilidade de se reduzir ou de se eliminar esses riscos. Uma vez identificado o nível de risco envolvido, os aspectos ambientais passam a determinar a aplicabilidade da alternativa de controle. No item 7.7 deste Capítulo são apresentadas importantes considerações sobre os principais aspectos relacionados à aplicabilidade das alternativas usualmente adotadas para a desinfecção de esgotos.
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Figura 7.1 – Fluxograma para avaliação local da necessidade e requisitos da desinfecção dos esgotos Fonte: Adaptado de USEPA (1986)
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7.2
FUNDAMENTOS DA DESINFECÇÃO
7.2.1 Princí pios de inat ivação de microrg anism os A desinfecção refere-se à destruição seletiva de organismos causadores de doenças, sem que seja necessária a eliminação de todos os organismos. A desinfecção é usualmente conseguida através do uso dos seguintes agentes e meios: agentes químicos; agentes físicos; meios mecânicos; radiação. A descrição mais detalhada desses agentes e meios é feita no decorrer do capítulo e, particularmente, no item 7.6 (Outros métodos de desinfecção). Existem quatro mecanismos propostos para explicar a ação dos desinfetantes: danificação da parede celular; alteração da permeabilidade da célula; alteração da natureza coloidal do protoplasma; inibição da atividade enzimática (METCALF & EDDY, 1991). Para se conseguir uma desinfecção efetiva, os seguintes fatores principais devem ser considerados (METCALF & EDDY, 1991):
Tempo de contato O tempo de contato do organismo com o agente desinfetante se constitui em uma das principais variáveis do processo de desinfecção. Em geral, para uma dada concentração de desinfetante, a destruição é tanto maior quanto mais elevado for o tempo de contato. Esta observação foi inicialmente reportada por CHICK, conforme tratado posteriormente neste capítulo.
Concentração e tipo do agente químico Dependendo do tipo de agente desinfetante, e dentro de certos limites, a eficiência da desinfecção depende da concentração do agente químico, de acordo com a Equação 7.1. C
n
× t = cons tan te
(7.1)
na qual: C: concentração do desinfetante; n: constante t: tempo necessário para se atingir um percentual constante de destruição.
Intensidade e natureza do agente físico Alguns exemplos de agentes físicos de desinfecção são o calor e a luz. Nesses casos, a eficiência da desinfecção depende da intensidade da radiação.
Temperatura O efeito da temperatura na taxa de eliminação de microrganismos pode ser representado pela relação de van’t Hoff-Arrhenius, na qual o aumento da temperatura resulta na aceleração do processo de desinfecção, conforme representado na Figura 7.2
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25 e d o p m te o e u q s e z e v e d ro e m ú N
20 o d i z u d re é o ã ç a iv t a in
15
10
5
0 0
20
40
60
80
Incremento de temperatura ( C)
Fig. 7.2 – Decaimento de microrganismos em função do aumento de temperatura
Número de organismos A concentração de organismos no esgoto influencia o processo de desinfecção, uma vez que, quanto mais elevado o número inicial de organismos, maior será o tempo requerido para se conseguir a eliminação dos mesmos. No entanto, a concentração inicial de organismos não exerce influência sobre a eficiência de desinfecção, ou seja, para uma mesma dose aplicada, a relação N/No praticamente não se altera, independente da concentração inicial No.
Tipos de organismos A eficiência dos diversos tipos de agentes desinfetantes é influenciada pela natureza e condições dos microrganismos. Por exemplo, as células bacterianas viáveis são eliminadas facilmente, enquanto os esporos de bactérias são extremamente resistentes, sendo que a maioria dos desinfetantes normalmente utilizados tem pouco ou nenhum efeito sobre estes. Nesses casos, outros agentes desinfetantes, como o calor, podem ser necessários.
Natureza do líquido Além dos fatores mencionados anteriormente, também a natureza do líquido submetido à desinfecção deve ser avaliada criteriosamente. Por exemplo, os materiais orgânicos presentes no líquido reagem com a maioria dos agentes oxidantes de desinfecção e reduzem a sua eficiência.
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7.2.2 Aspectos cinéticos da desinfecção A redução do número viável de microrganismos, causada por agentes desinfetantes, foi observada, por CHICK, em 1908, como sendo reação de primeira ordem bimolecular, ou seja, dN dt
= − kN
(7.2)
na qual: -1 k: velocidade de decaimento (min ) N: concentração de microrganismos (NMP/100 mL) Ao se integrar a Equação 7.2, para os limites (t = 0, N = No) e (t, N), resulta a equação exponencial: N No
= exp (− kt )
(7.3)
Para que o decaimento, entendido como inativação dos microrganismos, siga a Equação 7.3, devem ser respeitadas as seguintes condições: • população homogênea de microrganismos, ou seja, cultura pura; • escoamento de pistão ou batelada de mistura completa; • distribuição homogênea de desinfetante e microrganismos; • concentração constante de desinfetante ao longo do tempo; • constante k válida para cada concentração de desinfetante, não sendo aplicada para outras concentrações. Para considerar o efeito da concentração, WATSON, em 1908, partiu de considerações semelhantes à usada por CHICK, ou seja, dN dt
= −k
'
n
C N
(7.4)
na qual: ' n k =k C n n k’: constante de decaimento (L /mg . min) C: concentração de desinfetante (mg/L) n: coeficiente (adimensional) A integração da Equação 7.4, para os limites limites (t = 0, N = No) e (t, N), considerando que a concentração de desinfetante é constante no tempo, fornece: N No
= exp(− k ' C n t )
(7.5)
A água natural e o esgoto sanitário contêm diferentes microrganismos com diferentes resistências aos desinfetantes. Por isso, normalmente ocorrem desvios das leis de CHICK e de WATSON.
14
Em 1972, HOM apresentou um modelo empírico de decaimento de microrganismos, que considera a concentração de desinfetante e o tempo de contato com taxa de decaimento dada por dN dt
= − k " C n t m −1 N
(7.6)
Integrando para os limites (t = 0, N = No) e (t, N), considerando que a concentração é constante no tempo, fornece:
ln
N No
"
=−
Como m e
ln
N No
n
k C t
m
(7.7)
m
k
"
são constantes, faz-se a substituição de
= −kC n t m
k
"
m
por k, obtendo-se”:
(7.8)
As constantes e os coeficientes de todos os modelos de desinfecção são obtidos por regressão linear ou múltipla a partir de resultados experimentais obtidos em laboratório, em condições controladas e conhecidas, tais como pH, temperatura, alcalinidade, cor, turbidez, sólidos em suspensão, gênero de microrganismo e, quando, possível a espécie, dentre outros fatores específicos de cada agente desinfetante.
15
7.3
DESINFECÇÃO COM CLORO
7.3.1 Introdução O principal objetivo da cloração dos esgotos sanitários é a prevenção da disseminação das doenças de veiculação hídrica. A primeira aplicação do cloro para fins de saúde pública parece ter ocorrido em 1831, quando este foi usado como agente profilático durante a epidemia européia de cólera (BELOHLAV & McBEE, 1962; citado por USEPA, 1986). O reconhecimento formal da aplicabilidade do cloro para a desinfecção de esgotos ocorreu pela primeira vez na Inglaterra, em 1854, embora a cloração de esgotos naquele país só tenha ocorrido, de fato, a partir de 1884. A utilização crescente do cloro na desinfecção de esgotos ocorreu a partir da primeira década do século 20, quando foram iniciadas investigações mais sistemáticas sobre a eficiência desse elemento. As Figuras 7.3 e 7.4 mostram a evolução, nos Estados Unidos, do número de estações de tratamento de esgotos (ETE) e da população com esgotos clorados, a partir do início do século XX, respectivamente. Pelas figuras, pode-se observar que cerca de 30% das estações de tratamento já praticavam a cloração dos esgotos no final da década de 50, sendo que esse percentual de desinfecção beneficiava aproximadamente 50% da população com esgotos tratados. 8000
No. de ETEs
60 s o d ra 50 lo c s 40 o t o g s e 30 / c o ã 20 ç la u p o 10 p % 0
No. ETEs comclo ração
7000 6000 s E T 5000 E e d 4000 . o N 3000 2000 1000 0 1900
1910
1920
1930 Ano
1940
1950
Fig. 7.3 – Evolução no número de estações de tratamento de esgotos nos EUA Fonte: Adaptado de USEPA (1986)
1960
1910
1916
1940
1945
1948
1957
Ano
Fig. 7.4 – Evolução do percentual de população, nos EUA, atendida por ETEs que utilizam a cloração de esgotos Fonte: Adaptado de USEPA (1986)
7.3.2 Aspectos relativos a projeto A desinfecção é um processo projetado para eliminar os organismos patogênicos, sem no entanto produzir uma água esterilizada. Dois fatores são extremamente importantes no processo de desinfecção: o tempo de contato e a concentração do agente desinfetante. Para tempos de contato elevados, pequenas concentrações de desinfetante são requeridas. Ao contrário, tempos de contato reduzidos requerem elevadas concentrações de desinfetante, para se atingir uma desinfecção equivalente.
7.3.2.1 Características químicas e físicas dos principais compostos Os principais compostos a base de cloro utilizados na desinfecção de esgotos são o cloro, nas suas formas gasosa e de hipoclorito, e o dióxido de cloro. Os mecanismos fundamentais de atuação do cloro e os problemas advindos de sua utilização na desinfecção de esgotos podem estar relacionados,
16
em muitos casos, às propriedades físicas do agente desinfetante e às reações químicas com outros constituintes que eventualmente estejam presentes nos esgotos. O cloro molecular (Cl2) é um gás de densidade maior que o ar à temperatura e à pressão ambientes. Quando comprimido a pressões superiores à sua pressão de vapor, o cloro se condensa em um líquido, com a conseqüente liberação de calor e redução de volume em cerca de 450 vezes. Essa é a razão pela qual o transporte comercial de cloro é usualmente feito em cilindros pressurizados, que possibilitam uma substancial redução do volume. No entanto, quando se necessita fazer a aplicação do cloro na forma gasosa, muitas vezes torna-se necessário suprir energia térmica para vaporizar o cloro Tabelalíquido 7.6. comprimido. Algumas das principais propriedades físicas do cloro são apresentadas na Tabela 7.6 – Propriedades físicas do cloro
Propriedade Afinidadepelaágua
Clorolíquido Pequena
Pontodeebulição(a 1 atm)
-34,05
Cor
Âmbarclaro
Corrosividade
o
Clorogasoso Pequena
C
Amareloacizentado
Extremamente corrosivo ao Extremamente corrosivo ao aço, na presença de pequena aço na presença de pequena quantidade de umidade quantidade de umidade
Densidade
3
1422kg/m
Limites de explosão (no ar)
(a 16 o C)
Não explosivo
Inflamabilidade
Não explosivo
Nãoinflamável
Odor
Nãoinflamável
Penetranteeirritante
Solubilidade Gravidade específica (em relação à água a 4 C) Viscosidade
Penetranteeirritante
o
1
Abaixode9,6
,468
0,385centipoise(a0
3,2 kg/m 3 (a 1,1 oC e 1 atm)
o
C
o
C)
167,9 micropoise (a 100 o C)
Fonte: Adaptado de USEPA (1986); WEF (1992) Nas aplicações práticas de desinfecção de esgotos, também é utilizado o cloro nas formas de hipoclorito de sódio e de hipoclorito de cálcio. A quantidade relativa de cloro presente nessas fontes alternativas de cloro é expressa em termos de “cloro disponível”. Estequiometricamente, compostos puros de hipoclorito de sódio e de hipoclorito de cálcio contêm 95,2% e 99,2% de cloro disponível, respectivamente (USEPA, 1986). Comercialmente, o hipoclorito de cálcio é encontrado na forma sólida, em diversas marcas, sendo relativamente estável na forma seca (perda aproximada de concentração igual a 0,013% por dia). Já o hipoclorito de sódio é encontrado na forma líquida (solução), em concentrações que usualmente variam de 1 a 16%. Não é viável comercializar o hipoclorito de sódio em concentrações mais elevadas, uma vez que a sua estabilidade química diminui rapidamente com o aumento da concentração. Por exemplo, à temperatura ambiente, a concentração de uma solução de hipoclorito de sódio a 18% reduz-se a metade em apenas 60 dias (USEPA, 1986).
17
7.3.2.2 Forma de atuação e demanda de cloro Quando o cloro gasoso, ou uma das formas de hipoclorito, é adicionado a uma água contendo quantidades desprezíveis de nitrogênio, matéria orgânica e outras substâncias que demandam cloro, estabelece-se, rapidamente, um equilíbrio entre as várias espécies químicas em solução. O cloro atua como um agente oxidante poderoso e freqüentemente se dissipa no meio, tão rapidamente, que pouca desinfecção é conseguida até que quantidades significativas da demanda de cloro tenham sido aplicadas. O termo cloro livre disponível é utilizado para se referir à concentração total de cloro molecular (Cl2), ácido hipocloroso (HOCl) e íon hipoclorito (OCl ). Cloro livre O cloro combina com a água para formar os ácidos hipocloroso e hidroclórico, de acordo com a reação a seguir: +
-
Cl2 + H2O → HOCl + H + Cl
(7.9)
Em soluções diluídas e com níveis de pH acima de 4, o equilíbrio da reação acima é deslocado acentuadamente para a direita e muito pouco Cl 2 existe como tal na solução aquosa. O ácido hipocloroso formado é um ácido fraco e dissocia-se muito pouco em níveis de pH abaixo de 6. A ionização ocorre especialmente quando o pH do meio é mais elevado, vindo a se formar o íon hipoclorito, conforme a seguir: HOCl → H+ + OCl-
(7.10)
O hipoclorito pode ser usado diretamente na forma de solução de hipoclorito de sódio, sendo esta uma forma bastante comum de desinfecção, onde grandes quantidades sejam necessárias, como é o caso da desinfecção de esgotos. A utilização de hipoclorito de cálcio é bastante popular em situações onde as quantidades requeridas sejam pequenas ou quando o seu uso seja intermitente. Ambos os compostos dissociam-se em água para formar o íon hipoclorito, de acordo com as seguintes equações: +
-
NaOCl → Na + OCl Ca(OCl2) → Ca
2+
(7.11) -
+ 2OCl
(7.12)
Dióxido de cloro O dióxido de cloro (ClO 2) é uma molécula neutra na qual o cloro está em estado de oxidação +4. Este gás deve ser preparado no local de uso, porque reage vigorosamente com agentes redutores, quando está em altas concentrações, não podendo ser armazenado. As principais reações de formação de dióxido de cloro são como a seguir: 2NaClO2 + Cl2(g) → 2ClO2(g) + 2NaCl (formação de ClO 2 a partir de clorito)
(7.13)
NaClO3 + ½H2O2(g) + ½H2SO4 → ClO2(g) + ½O2 + ½Na 2SO4 + H2O
(formação de ClO 2 a partir de clorato)
(7.14)
5NaClO2 + 4HCl → 4ClO2 + 5NaCl + 2H 2O
(formação de ClO
(7.15)
2
a partir do ácido clorídrico)
18
A característica química mais destaca da do dióxido de cloro é a sua capacidade de oxidar outras substâncias, através de um mecanismo de transferência de um único elétron, onde o ClO 2 é reduzido a clorito (ClO2 ), sem produção de hipoclorito ou cloro gasoso. ClO2(aq) + e- = ClO 2-
(Redução de dióxido de cloro)
(7.16)
Por esse motivo, e por oxidar seus precursores, o ClO 2 apresenta reduzida formação de subprodutos organoclorados. No entanto o próprio clorito, e também o clorato, são apontados como subprodutos do uso de ClO 2, potencialmente nocivos à saúde humana, suspeitos de produzir anemia hemolítica e outros efeitos. Similarmente ao ozônio, o ClO2 altera a natureza dos compostos orgânicos naturais, potencialmente gerando maiores concentrações de alguns subprodutos e diminuindo as concentrações de precursores de outros. As implicâncias destas práticas para a saúde humana são amplamente desconhecidas (USEPA, 1999). Cloro combinado Quando o cloro entra em contato com substâncias dissolvidas, presentes nos esgotos, ocorre uma série de reações de dissipação, que resultam na perda de desinfetante, ou em uma mudança em sua forma, para uma espécie menos ativa. Dentre essas reações, destacam-se as que ocorrem com alguns compostos de nitrogênio e que resultam na formação de cloraminas. As reações com compo stos orgânicos também são importantes, uma vez que podem levar à produção de subprodutos organoclorados. Quando a amônia (NH 3) está presente na água, ocorre a reação com o cloro para formar as cloraminas: NH3 + HOCl → NH2Cl + H 2O + H+ (Monocloramina)
(7.17)
NH2Cl + HOCl → NHCl2 + H2O
(Dicloramina)
(7.18)
NHCl2 + HOCl → NCl3 + H2 O
(Tricloramina)
(7.19)
Cada um destes três compostos, monocloramina (NH 2Cl), dicloramina (NHCl2) e tricloramina (NCl3), contribuem para o residual de cloro combinado . Estas reações químicas proporcionam o fenômeno do breakpoint, quando águas contendo amônia são cloradas. Em águas contendo nitrogê nio orgânico e nitrogênio amoniacal, o breakpoint ocorre mas é menos definido. Diferenciação entre cloro livre e cloro combinado O método mais utilizado para a diferenciação entre o cloro livre e o cloro combinado é o Procedimento Titulométrico Palin DPD. Na utilização desse método, a solução dietil- p-fenilenodiamina (DPD) produz uma cor vermelha estável, na presença de compostos clorados residuais, os quais são descoloridos, instantaneamente, pela titulação com sulfato ferroso amoniacal (FAS). Na ausência de iodeto, o cloro livre disponível reage instantaneamente com o DPD, para produzir uma cor vermelha. A adição subseqüente de u ma pequena quanti dade de iodeto de potássio (KI) atua como catalisador para induzir as monocloraminas a produzir uma coloração imediata. A continuação da adição de iodeto de potássio em excesso produz uma rápida resposta das dicloraminas. A cor
19
produzida em cada estágio é titulada até o ponto final incolor. As tricloraminas são normalmente incluídas na fração das dicloraminas. Residuais de cloro livre e cloro combinado É prática comum referir-se ao cloro (Cl2), ao ácido hipocloroso (HOCl-) e ao íon hipoclorito (OCl-) como residuais de cloro livre , enquanto as cloraminas são denominadas residuais de cloro combinado. O somatório das concentrações de cloro residual livre e cloro residual combinado indica a concentração de cloro residual total. Para os residuais de cloro livre , um pH mais baixo, que favorece a formação de ácido hipocloroso sobre a formação do íon hipoclorito, é mais eficaz para a desinfecção. Também é conhecido que, para um tempo de contato específico, é necessária uma maior concentração decloro residual combinado, em relação ao cloro residual livre , para se atingir uma mesma eficiência de desinfecção. Dessa forma, é importante se conhecer a concentração e o tipo de cloro residual presente no meio. Para os residuais de cloro combinado , na forma de cloraminas, as quantidades relativas de monocloraminas, dicloraminas e tricloraminas formadas dependem do pH. A oxidação completa da amônia pelo cloro, levando à formação de nitrogênio gasoso, apresenta uma relação estequeométrica de 1,5 mol de cloro consumido para cada mol de amônia oxidada, conforme Equação a seguir: NH3 + 1,5 HOCl → N2 + H + + Cl- + H2O
(7.20)
Embora as cloraminas tenham, para igual tempo de contato, um poder desinfetante muito menor que o acido hipocloroso (estimado em 200 vezes menor, USEPA, 1999), elas são mais estáveis e duram mais que o cloro livre ou o dióxido de cloro, o que faz as cloraminas interessantes para constituir o residual contido da nascloramina redes de com distribuição estudos também mostradodeo desinfetante efeito “sinergético” o cloro de (a águas. misturaAlguns dos dois tem mais podertêm desinfetante do que daria a soma das capacidades individuais, USEPA, 1999). Outro aspecto que estimula o seu uso é o fato delas serem menos reativas com substâncias orgânicas que o cloro, produzindo assim menos subprodutos como os THMs, o que é favorável do ponto de vista da saúde pública, e também com relação à diminuição da incidência de odores e gostos nas águas. Na prática da cloração de esgotos contendo amônia, pode ocorrer a formação de outros compostos nitrogenados, notadamente o nitrato (NO 3-), com uma relação estequeométrica de 4 moles de cloro consumido para cada mol de amônia oxidada, de acordo com a Equação 7.21. NH4+ + 4HOCl → NO3- + 4Cl- + 6H + + H2O
(7.21)
2+ Quando o cloro é adicionado ao esgoto, as substâncias rapidamente oxidáveis, como Fe , Mn2+, H 2S e matéria orgânica, reagem com o cloro e este é reduzido em sua maior parte ao ion cloreto (ponto A na Fig. 7.5). Após satisfazer essa demanda inicial, o cloro continua a reagir com a amônia para formar as cloraminas (entre os pontos A e B da Figura 7.5). As monocloraminas formam em pH entre 7 e 9 e razão molar cloro/nitrogênio amoniacal menor ou igual a 5. Entre pH 4,4 a 6 e razão molar cloro/nitrogênio amoniacal de 5 a 7,6, há prevalência de formação de dicloraminas e as tricloraminas prevalecem em pH menor que 4,5 e razão molar cloro/nitrogênio amoniacal maior ou igual a 7,6. Entre os pontos B e C (breakpoint), parte das cloraminas será convertida em tricloramina e a parcela remanescente em nitrogênio gasoso e nitrato. A continuidade da adição de cloro leva à oxidação quase completa das cloraminas no ponto C (breakpoint), quando a relação molar cloro/amônia é de cerca de 1,5. Adições subseqüentes de cloro produzem residuais de cloro livre . A cloração é
20
referenciada como sendo ao breakpoint, devido à característica peculiar da curva de cloro residual, como ilustrado na Figura 7.5.
0,5
0,4 l a u id s e r o r o l C
0,3
Cloro livre
Predominância de
Cloraminas Cloro residual
cloro residual livre
Predominância de cloro residual combinado
B
0,2
t) in o p k a e r
B (
C
0,1 A
0 0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Cloro aplicado
Figura 7.5 – Curva de cloro residual em águas com presença de amônia
7.3.3 Aspectos rela tivos a proj eto 7.3.3.1 Cinética de inativação microbiológica Para se projetar um sistema de desinfecção de esgotos, torna-se necessário conhecer a taxa de inativação do microrganismo indicador pelo agente desinfetante. Em particular, o efeito da concentração do agente desinfetante sobre a taxa desse processo determinará a combinação mais eficiente entre tempo de contato e concentração de desinfetante a utilizar. Na desinfecção de esgotos com compostos de cloro, a concentração do desinfetante se altera com o tempo e, particularmente durante os momentos iniciais da aplicação do cloro, este passa por transformações rápidas, desde a forma livre até as formas combinadas. Dessa forma, torna-se mais importante a determinação da concentração de cloro residual do que a de cloro aplicado. Outros aspectos relevantes e que interferem no processo de desinfecção são: • presença de sólidos no efluente, uma vez que este podem proteger os microrganismos da ação do desinfetante. Infelizmente, poucos métodos encontram-se disponíveis para se avaliar quantitativamente esse fenômeno; • pH do efluente, já que a inativação de microrganismos aumenta com o decréscimo do pH, tanto para residuais de cloro livre como de cloro combinado; • temperatura, uma vez que o aumento desta também aumenta a taxa de inativação dos microrganismos. A análise de diversos dados de inativação de uma grande variedade de microrganismos, pelo cloro livre e pelo cloro combinado, indica que a Equação combinada de CHICK-WATSON fornece uma descrição satisfatória do processo de desinfecção, conforme descrito pela Equação 7.5. As Tabelas
21 ’
7.7 e 7.8 apresentam valores da constante de decaimento k e do coeficiente n para diferentes microrganismos e diferentes condições de desinfecção (pH, temperatura e tipo de cloro residual) Tabela 7.7 – Parâmetros de CHICK-WATSON para a inativação microbiológica com cloro livre ’ Microrganismos pH Temperatura k o n -n -1 ( C) (L .mg . min ) 8,5
20a25
9,8 10,7 20a25 20a25 Aerobacter aerogenes 7 20a25 Pseudomonas 8,5 20a25 Pyocyanea 9,8 20a25 10,7 20a25 Salmonella typhi 7,0 20a25 8,5 20a25 7,0 20a25 Shigella dysenteriae 25 Micrococcus pyogenes var. aureus 7,0 6 20 7 20 8 20 9 20 9,35 20 Bacillus metiens 10 20 12,86 20 E. coli
10 10 10 6 PoliovirustipoI(Mahoney)
6 6
Fonte: Adaptado de USEPA (1986)
30 35 50 10 20 30
30,6 5,91 1,30 1,39x10 312 2,13 0,74 8,15x10 2,45x10 9,07x10 3,32 0,0290 0,0219 0,0209 0,0080 0,0086 0,0058 0,0015 0,0032 0,0044 0,0075 12,78 30,12 75,12
n 1,46
1,34 0,79 4
3,78
2,74 1,26 0,71 6
4,07 1,78 4,92
4 7
1,10 1,24 1,18 1,12 0,99 1,04 0,48 0,58 0,87 1,00 1,26 0,818 0,615 0,608
22
Tabela 7.8 – Parâmetros de CHICK-WATSON para a inativação microbiológica com cloro combinado Microrganismos
E. coli
Aerobacter aerogenes
pH
Temperatura o ( C)
7,0 8,5 9,5
35 35 35
6,5
20a25 7,0
20a25
7,8 8,5 9,5 10,5 6,5 7,0
20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 2a6
7,8 8,5 9,5 10,5 6,5 7,0
Shigella dysenteriae
7,8 8,5 9,5 10,5 7,0 8,5 9,5
Salmonella typhi
6,5 7,0 7,8 8,5 9.5 6,5 7,0
Pseudomonas pyocyanus
7,8 8,5 9,5
2a6 2a6 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25 20a25
n k’ (Ln.mg-n. min-1) 0,084 1,39 0,0109 1,52 -5 2,48x10 13,3 0,483 1,07 0,316 1,04 0,193 0,0854 0,049 0,0125 0,363 0,241 0,095 0,0715 0,0358 0,00809 0,821 0,55 0,341 0,151 0,064 0,0301 0,0902 0,0182 6,8x10 0,491 0,290 0,211 0,113 0,0417 0,44 0,301 0,174 0,102 0,0483
1,18 1,125 1,37 2,27 1,19 1,35 1,18 0,917 1,16 1,7 1,3 1,15 1,32 1,02 0,995 1,52 1,32 -4
1,67 6,26 1,13 1,84 1,07 1,16 0,878 1,27 1,44 1,55 1,01 1,05
Fonte: Adaptado de USEPA (1986) 7.3.3.2 Dosagens de cloro requeridas
As dosagens de cloro requeridas para a desinfecção dependem de uma série de fatores, notadamente das características do esgoto. Nesse sentido, usualmente são desenvolvidos estudos de laboratório para se determinar as concentrações ótimas de cloro para se atingir uma determinada eficiência de desinfecção. Na Tabela 7.9 são apresentadas as dosagens típicas de cloro necessárias para a desinfecção de esgotos brutos e tratados em diferentes eficiências. A determinação da dosagem de cloro e o projeto das instalações de desinfecção dependem das metas a serem atingidas, em função das diretrizes estabelecidas pela legislação ambiental. O sistema de desinfecção pode ser projetado em função do residual de cloro livre a ser mantido no efluente final,
23
ou em função do número máximo de organismos indicadores (usualmente coliformes fecais), admitido para o efluente final. Qualquer que seja o caso, testes de laboratório são uma ferramenta importante para se determinar a concentração de cloro requerida. Na ausência de dados mais específicos, devem ser utilizados os limites superiores das dosagens recomendadas na Tabela 7.9, para se dimensionar os equipamentos de desinfecção. Tabela 7.9 – Dosagens típicas de cloro para a desinfecção de esgotos brutos e tratados Aplicação
Faixadedosagem
Esgotobruto(pré-cloração)
(mg/L) 6a25
Efluenteprimário
5a20
Efluente de tratamento físico-químico
2a6
Efluente de filtros biológicos percoladores
3 a 15
Efluentedelodosativados Efluente filtrado (após tratamento em lodos ativados)
2a8 1a5
Fonte: METCALF & EDDY (1991); WEF (1992) 7.3.3.3 Aplicação do cloro Conforme descrito anteriormente, os principais compostos de cloro utilizados para a desinfecção de esgotos são o cloro gasoso (Cl 2), o dióxido de cloro (ClO 2), o hipoclorito de cálcio [Ca(OCl) 2] e o hipoclorito de sódio (NaOCl). Quando os dois últimos compostos são utilizados, o processo de cloração é conhecido como hipocloração. Cloro O cloro é fornecido como um gás liquefeito, sob pressão, em cilindros de diferentes capacidades. A seleção do tamanho dos cilindros de cloro pressurizado depende principalmente da taxa de utilização de cloro na estação de tratamento, do custo do produto, dos requisitos da estação e da necessidade de estocagem. O cloro pode ser aplicado diretamente na forma gasosa ou como solução aquosa. O cloro pode ser retirado do cilindro na forma líquida ou na forma gasosa. Se a retirada do cloro for feita na forma líquida, usualmente se torna necessário prever um evaporador, a fim de ser evitar o congelamento da linha e aumentar a capacidade de liberação do cloro. Um fluxograma típico da aplicação de cloro gasoso e de controle de dosagens é mostrado na Figura 7.6.
24
Figura 7.6 – Fluxograma de um sistema de cloração e de descloração com a aplicação de dióxido de enxofre Fonte: METCALF & EDDY (1991)
Dióxido de cloro A utilização de dióxido de cloro pressupõe a sua geração in loco , a partir do clorito de sódio, clorato de sódio, ou do ácido clorídrico, conforme Equações 7.13 a 7.15. Descreve-se, a seguir, o procedimento básico para a geração de dióxido de cloro, a partir da combinação do cloro com o clorito de sódio (ver também a Figura 7.7): ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
o cloro líquido é vaporizado e convertido em cloro em solução, sendo posteriormente dosado e injetado no reator; o clorito de sódio líquido é medido e aplicado no reator. Ao invés da utilização de clorito de sódio líquido, que usualmente apresenta uma concentração de 25%, pode ser utilizado também o clorito de sódio na forma de sal, com preparação da solução no próprio local da aplicação; as duas soluções (cloro e clorito de sódio) são aplicadas na base da torre de reação, preenchida com anéis de porcelana. Conforme essa nova solução combinada flui, de baixo para cima, na torre de reação, o dióxido de cloro é formado. Um tempo de contato de cerca de 1 minuto é usualmente adequado para que essa reação de formação do dióxido de cloro ocorra; para se aumentar a velocidade da reação e se conseguir uma maior taxa de produção de dióxido de cloro, o cloro é usualmente dosado ligeiramente em excesso; a solução produzida na parte superior da t orre é apenas parcialmente o dióxido de cloro, com uma parcela remanescente de cloro em solução, na forma de ácido hipocloroso.
A aplicação da solução de dióxido de cloro no tanque de contato é feita da mesma maneira que a utilizada para os sistemas típicos de cloração, conforme mostrado no fluxograma da Figura 7.6.
25
Figura 7.7 – Fluxograma da geração de dióxido de cloro Fonte: METCALF & EDDY (1991)
Hipoclorito de cálcio O hipoclorito de cálcio pode ser encontrado na forma líquida ou na forma sólida. Na forma sólida, este pode se apresentar como pó, grânulos ou tabletes, podendo ser suprido em containers de diversos tamanhos. O hipoclorito de cálcio na forma de grânulos é prontamente solúvel em água, sendo relativamente estável quando estocado apropriadamente. Muitas das preocupações inerentes à utilização de cloro líquido ou gasoso são eliminadas quando se utiliza o hiploclorito de cálcio ou de sódio. No entanto, o hipoclorito é mais caro que o cloro líquido, apresenta perda de cloro ativo quando estocado e é mais difícil de manusear. Esse composto tende a se cristalizar, provocando entupimentos nas bombas dosadoras, tubulações e válvulas. O hipoclorito de cálcio é mais utilizado em pequenas instalações de desinfecção. A forma mais satisfatória de aplicar a solução de hipoclorito de cálcio ou de sódio é através do uso de bombas dosadoras de baixa capacidade. Geralmente, estas bombas possibilitam o ajuste das vazões, podendo-se cobrir grandes faixas de dosagens, com vazões constantes ou variáveis. A Figura 7.9 apresenta um fluxograma típico de hipocloração e descloração com dióxido de enxofre (ver também item 7.3.4) Hipoclorito de sódio Nos Estados Unidos, diversas cidades de grande porte utilizam o hipoclorito de sódio devido a problemas de segurança, em relação ao cloro líquido. A solução de hipoclorito de sódio pode ser comprada em t anques, usualmente com 12 a 15% de cloro disponível, ou fabricada no local. A solução perde mais rapidamente o teor de cloro ativo quando esta é mais concentrada, sendo essa perda afetada pela exposição à luz solar e ao calor. Por exemplo, uma solução de hipoclorito de º sódio a 16,7% de concentração e estocada à temperatura de 27 C apresentará perda do teor de cloro
26
de acordo com a curva mostrada na Figura 7.8. Assim, a solução de hipoclorito deve ser estocada em locais frescos e em tanques resistentes à corrosão. 35 ) (% ro lo c e d r o e t o d a rd e P
30 25 20 15 10 5 0 0
10
20
30
40
50
Tempo de estocagem (dias)
Figura 7.8 – Perda do teor de cloro em uma solução de hipoclorito de sódio a 16,7%, quando estocado a 27 ºC de temperatura
Da mesma forma que para o hipoclorito de cálcio, a aplicação da solução de hipoclorito de sódio é usualmente feita com o uso de bombas dosadoras de baixa capacidade. A Figura 7.9 apresenta um fluxograma típico de hipocloração e de descloração com a aplicação de dióxido de enxofre (ver também item 7.3.4).
27
Figura 7.9 – Fluxograma de um sistema de cloração e descloração com dióxido de enxofre Fonte: METCALF & EDDY (1991)
7.3.3.4 Controle das dosagens de cloro
O método mais simples de se controlar a dosagem de cloro é o manual, quando o operador ajusta a taxa de aplicação de cloro, para satisfazer as condições de cloro residual no efluente final. A dosagem requerida é usualmente determinada por meio da medição do cloro residual, na saída do tanque de contato, após o tempo de residência do efluente no tanque (ver item 7.3.3.5), ajustando a taxa de aplicação, até que seja obtido o residual de cloro desejado. O residual de cloro, por sua vez, deverá ser suficiente para produzir um efluente compatível com a classe do corpo receptor, conforme estabelecido pela legislação ambiental (ver Tabela 7.2). A determinação do teor de cloro residual, necessário para se conseguir a qualidade microbiológica desejada para o efluente, é usualmente feita por meio de testes de laboratório. O controle da dosagem de cloro pode ser feito, também, de forma automatizada, por meio de equipamentos que medem o teor de cloro residual na saída do tanque de contato e ajustam, automaticamente, a taxa de aplicação de cloro. 7.3.3.5 Mistura e tempo de contato
Conforme já descrito anteriormente, para uma mesma situação de esgoto a ser desinfetado, a mistura efetiva da solução de cloro com o efluente, o tempo de contato do cloro com o efluente e o teor de cloro residual são os três fatores principais envolvidos na eliminação efetiva de organismos patogênicos, conforme discutido nos itens seguintes.
28
Adição de cloro e dispositivo de mistura O grau de mistura no ponto de aplicação do desinfetante tem um efeito pronunciado sobre a taxa inicial de inativação de diversos microrganismos, sendo recomendado, portanto, elevados gradientes de mistura (acima de 500 s-1) e suficientes tempos de contato (usualmente da ordem de 1 a 15 s). A solução de cloro deve ser injetada por meio de um difusor, de modo a garantir uma distribuição uniforme junto ao fluxo de esgotos. Na sua forma mais simples, o difusor pode ser constituído de um tubo plástico perfurado (JORDÃO & PESSOA, 1995). Existem diversas opções de sistemas de mistura, utilizando-se dispositivos mecânicos, canais ou condutos com escoamento em regime turbulento, podendo-se destacar os seguintes (USEPA, 1996): Difusor em tubulação: co locado no interior de uma tubulação, onde o efluente escoa a seção plena e em regime turbulento (ver Figura 7.10a). Estrutura hidráulica submersa: na qual se induz uma zona turbulenta no ponto de aplicação da solução de cloro. Duas configurações são usualmente utilizadas: vertedor submerso (Figura 7.10b) e ressalto hidráulico (Figura 7.10c). Misturador mecânico: instalado em uma p equena câmara de mistura com reduzido tempo de residência, preferencialmente da ordem de 1 segundo, ou menos, e gradiente de mistura variando entre 1.500 e 3.000 s -1 (METCALF & EDDY, 1991). A utilização de misturadores mecânicos é particularmente importante nas estações que requerem baixas concentrações de coliformes fecais no efluente final. Ver Exemplo de dimensionamento (item 7.3.6) e Figura 7.10d. ÿ
ÿ
ÿ
No caso de misturadores mec ânicos, pode-se calcular o gradiente de mistura (G) por meio da Equação 7.22. P
= µ ×V × G 2
(7.22)
na qual: P: potência dissipada na mistura (kgf.m/s), sendo 1 kgf.m/s = 10 W µ: viscosidade cinemática do esgoto (kgf.s/m2) V: volume do tanque de mistura rápida (m3) G: gradiente de mistura no tanque de mistura rápida (s-1) Para qualquer sistema de mistura adotado, é importante que o mesmo propicie a maior dissolução possível da solução gasosa com o efluente a ser desinfetado. De outra forma, parte do cloro gasoso pode ser perdido da solução, o que pode comprometer a eficiência da desinfecção e aumentar os custos operacionais da instalação.
29
Figura 7.10a – Esquema de difusores em tubulações
Figura 7.10b – Esquema de um canal com vertedor submerso para mistura
Figura 7.10c – Esquema de um canal com ressalto hidráulico para mistura
Figura 7.10d – Esquema de um tanque de mistura com agitador mecânico
Tanque de contato A função desse tanque é garantir um tempo suficiente de permanência do esgoto, em contato com o cloro, a fim de possibilitar uma adequada desinfecção. Para tal, pelo menos 80 a 90% do esgoto devem ficar retidos no tanque de contato durante um determinado intervalo de tempo. A melhor forma de se conseguir isso é através do uso de tanques com regime de escoamento de fluxo pistão (plug flow). Estes tanques devem apresentar relações comprimento:largura de pelo menos 10:1 e, preferencialmente, da ordem de 40:1, para se minimizar a ocorrência de curtos-circuitos. Garantidas estas condições, o volume do tanque de contato pode ser calculado por meio da Equação 7.23.
V =Q
(7.23)
×θ méd
h
na qual: 3 V: volume do tanque de contato (m ) Qméd: vazão média afluente ao tanque de contato (m 3/min) θh: tempo de contato (min)
30
O tempo de contato é o parâmetro fundamental para se dimensionar o volume do tanque de contato, sendo normalmente adotados valores entre 15 e 45 minutos, garantindo-se um tempo mínimo de 15 minutos para as condições de vazões máximas. No projeto do tanque de contato, deve-se garantir, ainda, a manutenção de velocidades horizontais, para as condições de vazões mínimas, suficientes para evitar a deposição de sólidos no fundo do reator. Estas velocidades horizontais mínimas devem ser da ordem de 3,0 a 7,5 cm/s. De qualquer forma, o projeto deve prever descargas de fundo para possibilitar a limpeza do tanque. As Figuras 7.11 e 7.12 mostram equipamentos de controle da dosagem de dióxido de cloro e um tanque de contato. Nos casos em que o lançamento final do efluente da estação é feito por meio de longos emissários, nos quais o esgoto apresenta tempos de percurso superiores aos tempos de contato requeridos para a desinfecção, pode ser possível eliminar a construção do tanque de contato.
Figura 7.11 – Equipamentos de controle de dosagem de dióxido de cloro (ETE Caçadores – Cambé/PR)
Figura 7.12 – Tanque de contato com regime de escoamento de fluxo pistão (ETE Caçadores – Cambé/PR)
Controle do processo A verificação da eficácia do processo de desinfecção deve basear-se na relação entre os teores de cloro residual e as concentrações de coliformes fecais das amostras do efluente final do tanque de contato. Para tal, são utilizados dispositivos que controlam a cloração, numa proporção direta ao fluxo de esgotos, que deve ser medido, de preferência continuamente, na entrada ou na saída do tanque de contato. A medição do fluxo de esgotos pode ser feita por meio de um vertedor triangular ou retangular ou de uma calha Parshall. Com base no valor da vazão medida, que geralmente varia muito ao longo do dia, o dispositivo de controle da cloração ajusta a quantidade de cloro aplicada ao tanque de contato, a fim de garantir os teores de cloro residual e as concentrações de coliformes fecais almejadas. A concentração ideal de cloro residual é usualmente determinada através de testes de laboratório, em função das dosagens aplicadas e das concentrações remanescentes de coliformes fecais no efluente. Pode-se estimar a concentração de cloro residual, em função do tempo de contato e das
31
concentrações inicial e final de coliformes fecais, a partir da Equação 7.24 (METCALF & EDDY, 1991). Nt No
= (1 + 0,23 × C t × θ h )
−3
(7.24)
na qual: Nt: concentração de coliformes fecais no tempo “t” (org/100mL) No: concentração inicial de coliformes fecais (org/100mL) Ct: concentração de cloro residual (mg/L) θh: tempo de contato (min)
7.3.4 Aspectos negativos da cloração e necessi dade de desclo ração Em muitas estações de tratamento, a descloração do efluente se torna necessária, já que os teores de cloro residual presentes no efluente desinfetado podem apresentar toxidade para peixes e outros organismos aquáticos. Além disso, a matéria orgânica presente no corpo d’água receptor pode, em determinadas circunstâncias, reagir com o cloro residual para formar compostos organoclorados e trihalometanos (THM), produtos potencialmente carcinogênicos. Uma discussão complementar em relação aos aspectos positivos e negativos da cloração é apresentada no item 7.7 e Tabela 7.18. Tendo em vista esses aspectos negativos da cloração, a descloração do efluente é usualmente necessária, objetivando-se reduzir os teores de cloro residual no efluente final da estação a valores mínimos. A descloração pode ser conseguida com a utilização de um agente redutor, como dióxido de enxofre, metabisulfito de sódio ou bisulfito de sódio, ou por adsorção em carvão ativado. O dióxido de enxofre é o agente químico mais utilizado, particularmente nas estações de tratamento de médio e grande porte. A dosagem teórica para a descloração com dióxido de cloro requer 0,9 mgSO 2/L para cada 1,0 mg/L de cloro residual a ser removido. Fluxogramas esquemáticos de sistemas de desinfecção com cloro e descloração com dióxido de enxofre são mostrados nas Figuras 7.6 e 7.9.
Tabela 7.10 – Critérios e parâmetros de projeto típicos para utilização de dióxido de enxofre em unidades de descloração Aplicação
unidade Faixa
Dosagem para vazão média para vazão máxima ÿ
mgSO2/L por mg/L de cloro residual
ÿ
Tempo de contato para mistura rápida para vazão máxima ÿ ÿ
1,0 a 1,6 2,0 a 5,0
1,3 4,0
-
45
-
30 370
segundo
ÿ
Taxa de retirada de gás de recipientes de 150 libras de recipidentes de 2.000 libras
Valores Típicos
-
Fonte: METCALF & EDDY (1991); WEF (1992) pagina 507
32
7.3.5 Aspectos re lativos à operaç ão e manutenç ão
Os compostos halogenados utilizados na desinfecção apresentam certas propriedades que devem ser consideradas no projeto, a fim de proteger os operadores das estações de tratamento de esgotos dos riscos que podem surgir durante a operação. Existem diversos livros e manuais especializados que detalham as medidas de segurança que devem ser incorporadas às unidades de desinfecção, principalmente em relação à utilização de cloro gasoso e de hipoclorito. Nas instalações que utilizam cloro gasoso, as principais preocupações com segurança e saúde ocupacional estão relacionadas à possibilidade de vazamentos de cloro, a partir dos cilindros, válvulas ou tubulações. A concentração limite que o operador pode ficar exposto ao cloro é de 1 ppm, em volume, tomada como média ponderada de um período de 8 horas. Outras concentrações de interesse para o cloro, no ambiente, são apresentadas na Tabela 7.11. Tabela 7.11 – Concentrações de cloro na fase gasosa e seus efeitos Concentração (ppm v/v) 3,5 4,0 15,1 30,2 40a60
Resposta Percepção mínima de odor Efeito adverso sem gravidade Irritação da garganta Tosse Níveldeperigo
Fonte: USEPA (1986) É interessante notar, a partir da Tabela 7.11, que o nível mínimo de odor detectado pelo ser humano (3,5 ppm) é maior que o limite máximo estabelecido para a segurança do operador (1 ppm). Dessa forma, a unidade de desinfecção deve dispor de algum dispositivo, químico ou eletrônico, para o monitoramento contínuo de cloro no ambiente. Caso ocorra algum contato com o cloro, seja pela inalação, olhos ou pele, decorrente de vazamentos, podem ser tomadas as medidas de emergência indicadas na Tabela 7.12, antes de se consultar um médico. Tabela 7.12 – Procedimentos de emergência a serem tomado, decorrentes de contato com o cloro Tipodecontato
Geral
Inalação
Procedimento
Retirar a pessoa do local e levá-la para uma área não contaminada. Remover a roupa contaminada e lavar, com água, todas as partes do corpo expostas ao cloro Se a respiração estiver interrompida, proceder a respiração artificial. Quando a respiração for retomada, ou se a respiração não tiver sido interrompida, administrar oxigênio. Mantenha a pessoa aquecida e em repouso.
Contato com os olhos
Os olhos devem ser lavados com água durante 15 minutos, segurando as pálpebras abertas para garantir a completa irrigação dos mesmos.
Contato Com a pele
Lavar as partes que foram expostas ao cloro com água e sabão. É recomendável que a instalação disponha de uma ducha de emergência.
Fonte: USEPA (1986)
33
Quanto às questões de manutenção, um programa detalhado deve ser implementado na estação, de acordo com as freqüências de inspeção recomendadas pelos fabricantes dos equipamentos, co m o intuito de garantir a segurança da estação e a eficiência do processo de desinfecção. A manutenção de documentação, completa e atualizada, das tarefas e análises efetuadas é de fundamental importância para se garantir que as tarefas, freqüências e procedimentos sejam registrados, possibilitando a verificação das tendências históricas e as comparações entre períodos distintos de operação.
34
7.3.6 Exempl o de dimensionament o Dimensionar um tanque de mistura com agitador mecânico para aplicação e difusão de solução de cloro e estimar o volume do tanque de contato e a concentração de cloro residual a ser mantida no tanque, para se alcançar uma concentração de coliformes fecais igual ou inferior a 1.000 NMP/100 mL no efluente final, considerando os seguintes dados de entrada:
a) Dados de entrada População: 10.000 habitantes Vazão afluente média: Q med = 1.478 m 3/dia = 17,1 L/s Vazão afluente máxima diária: Q max-d = 1.670 m 3/dia = 19,3 L/s 3 Vazão afluente máxima horária: Q max-h = 2.246 m /dia = 26,0 L/s Concentração de coliformes fecais no afluente: Na = 1 x10 7 NMP/100 mL (valor médio anual) Concentração de coliformes fecais no efluente desinfetado: Ne ≤ 1000 NMP/100 mL Tempo de residência no tanque de contato, para a vazão média: θ h = 30 minutos Viscosidade do líquido (esgoto): µ = 0,001 kg/m.s ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ
b) Dimensionamento do tanque de mistura rápida Adoção do tempo de residência no tanque de contato (θh) Adotado o valor de θh = 5 s (valores usuais entre 5 e 10 s) Adoção do gradiente de mistura no tanque de contato (G) Adotado o valor de G = 1.500 s -1 (valores usuais entre 1.500 e 3.000 s -1) Cálculo do volume do tanque de contato, de acordo com a Equação 7.23: 3
3
V = Qméd x θh = 0,017 m /s x 5 s = 0,085 m Cálculo da potência do misturado r, de acordo com a Equação 7.22: P = 0,001 kg/m.s x 0,085 m 3 x (1.500 s -1)2 = 191,3 kgf.m/s (ou 1,9 kW)
c) Dimensionamento do tanque de contato Determinar o volume do tanque de contato, a partir da Equação 7.23: V = Qmed x θ h = 17,1 L/s x (30 min x 60 s/min) V = 30.780 L (30,8 m 3) Determinar a concentração de cloro residual, a partir da Equação 7.24: -3 Nt/No = (1 + 0,23 x C t x θ h) 1/3 Ct = [(N o/Nt) – 1] / (0,23 x θ h) = {[(1 x 10 7)/(1 x 10 3)]1/3 – 1} / (0,23 x 30) Ct = 3,0 mg/L Determinar a concentração de cloro residual para as condições de vazão máxima Para Q max-h, o tempo de contato será reduzido para: θh-min. = V / Q max-h = (30.780 L) / (26 L/s) = 1.184 s (19,7 min.) Tem-se, então, para o tempo de contato mínimo, a seguinte concentração de cloro residual: 1/3 7 3 1/3 Ct = [(N o/Nt) – 1] / (0,23 x θ h) = {[(1 x 10 )/(1 x 10 )] – 1} / (0,23 x 19,7) Ct = 4,5 mg/L
35
7.4
DESINFECÇÃO COM RADIAÇÃO ULTRAVIOLETA
7.4.1 Introdução Os primeiros registros relatando o uso de radiação ultravioleta para a desinfecção de água remontam a 1877, quando os ingleses DOWNES e BLUNT provaram que era possível inativar microrganismos expondo-os à radiação ultravioleta (KOLLER, 1952). Para a desinfecção de esgoto, acreditava-se que não seria possível usar a radiação ultravioleta devido à presença de matéria orgânica dissolvida e materiais sólidos em suspensão. Entretanto, por volta de 1975, provou-se que era tecnicamente possível desinfetar efluente secundário de esgoto sanitário (OLIVER & COSGROVE, 1975). Pouco depois, em 1977, iniciaram no Brasil as pesquisas de desinfecção, comprovando a viabilidade da radiação ultravioleta para desinfecção de esgoto (CAMPOS & PIZZIRANI, 1977). A desinfecção com radiação ultravioleta é um mecanismo físico, no qual a energia ultravioleta é absorvida pelos diferentes componentes orgânico-moleculares essenciais ao funcionamento normal das células (HUFF et al, 1965). A ação germicida da radiação UV está associada às alterações estruturais que esta provoca no DNA das células, conseqüência de reações fotoquímicas desencadeadas pela absorção da radiação pelas moléculas que constituem o DNA. Ao ocorrer o processo natural de divisão celular com a duplicação do DNA, a estrutura formada pela absorção de radiação ultravioleta não é reconhecida, o que interrompe o processo de duplicação. Assim, a célula pode manter temporariamente as atividades metabólicas, mas não consegue se reproduzir. Por isso diz-se que ocorre a inativação e não a morte do microrganismo. A absorção de radiação UV pelas células é máxima na faixa de 255 a 260 nm. As lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio, as quais emitem aproximadamente 85% de sua energia no comprimento de onda de 253,7 nm, são a fonte de radiação UV mais eficiente e efetiva para os sistemas de desinfecção. Diferente dos métodos de desinfecção que utilizam produtos químicos como, por exemplo, cloro, a radiação ultravioleta não adiciona produtos ao esgoto ou à água. Sendo assim, não há residual desinfetante e a ação da radiação só é efetiva enquanto a fonte estiver ligada ou o líquido estiver passando pelo reator fotoquímico. Essa característica constitui uma das principais vantagens no caso da desinfecção de esgotos, pois reduz-se a potencialidade de formação de subprodutos. Entretanto, representa limitação para desinfecção de água, pois, em caso de contaminação na rede de distribuição, não há como garantir a inativação dos microrganismos, como ocorre com a desinfecção com cloro, que mantém residual desinfetante. Todavia, para a particularidade do esgoto sanitário é vantajosa, pois não há necessidade de remoção de residual que estaria causando impacto negativo à biota do corpo d’água receptor.
36
7.4.2 Aspectos rela tivos a proj eto 7.4.2.1 Características dos esgotos Existem 4 parâmetros principais que usualmente interferem no projeto e na eficácia de um sistema de desinfecção por ultravioleta: • Vazão de esgoto: Esse é um parâmetro fundamental no projeto de qualquer instalação de desinfecção, uma vez que dele dependerá, diretamente, o tamanho da unidade. Torna-se importante conhecer não apenas as vazões médias afluentes à unidade de desinfecção, mas também as condições de amortecimento nas unidades de montante e, particularmente, as variações de vazões ao longo do dia e ao longo do ano. A unidade de desinfecção deve ser dimensionada para atender à vazão máxima crítica; • Concentração inicial de coliformes: A eficácia de um sistema de desinfecção com UV está diretamente relacionada à concentração inicial de coliformes. Embora concentrações típicas de coliformes possam ser conseguidas com o auxílio das Tabelas 7.3 a 7.5, é recomendável que uma campanha de monitoramento seja realizada antes de se iniciar o projeto, uma vez que as concentrações de coliformes podem variam muito de local para local; • Sólidos suspensos: A radiação ultravioleta só é efetiva no processo de desinfecção quando esta atinge diretamente os microrganismos. Dessa forma, o esgoto a ser desinfetado deve se apresentar com baixas concentrações de sólidos suspensos, para que esses não atuem na absorção da energia ultravioleta e na proteção dos microrganismos contra a radiação UV; • Absorvância de radiação UV: Esse parâmetro pode ser entendido como a “demanda” de radiação UV pelo esgoto, exercida por compostos orgânicos e inorgânicos específicos. A absorvância do esgoto afeta a intensidade efetiva de radiação dentro do reator, podendo requerer soluções específicas de projeto e de espaçamento das lâmpadas.
7.4.2.2 Extinção de radiação UV A inativação dos microrganismos não sofre interferência de características fisico-químicas, tais como pH, temperatura, alcalinidade e carbono inorgânico total. Todavia, é de se esperar que as substâncias dissolvidas na água e os sólidos em suspensão interfiram na eficiência de desinfecção, por absorverem energia ou interceptarem os raios de ultravioleta. Ocorre, portanto, a redução de eficiência por extinção (absorção) da radiação e por proteção física dos microrganismos. Essa extinção de radiação ultravioleta segue a lei de Beer-Lambert, ou seja: I
= I o exp(− ax )
na qual: 2 I: intensidade de radiação ultravioleta na profundidadex (mW/cm ) 2 Io: intensidade de radiação ultravioleta na superfície (mW/cm) -1 a: coeficiente de extinção (cm )
(7.25)
37
O coeficiente de extinção é calculado a partir da absorvância ou da transmitância. Normalmente, a absorvância é medida em espectrofotômetro UV/Visível em cubeta de 1 cm de trajetória. Para essa situação, o coeficiente de extinção pode ser relacionado com a absorvância através da seguinte expressão: a = 2,303 A
(7.26)
na qual: -1
a: extinçãode (cm ) A:coeficiente absorvânciade(unidade absorvância/cm) 7.4.2.3 Intensidade de radiação e tempo de exposição A eficácia da desinfecção com radiação UV encontra-se diretamente relacionada à dose (quantidade de energia) absorvida pelos microrganismos. Adose é o produto da taxa de liberação de energia pela lâmpada (intensidade) pelo tempo de exposição a essa intensidade. As doses requeridas, usualmente 2 reportadas em W.s/cm , são bastante variáveis, uma vez que dependem das características do esgoto e dos objetivos da desinfecção. Ao se considerar a cinética de desinfecção, por exemplo, a lei de CHICK (ver item 7.2.2), observa-se que a intensidade de radiação ultravioleta não é constante, pois ocorre absorção ao atravessar a lâmina líquida. Para considerar esse efeito utiliza-se a intensidade média (MOROWITZ, 1950) e a lei de CHICK passa ser expressa como: Io N = N o exp − kt aL [1 − exp(− aL )]ÿ
(7.27)
na qual: N: concentração final (remanescente) de microrganismos (NMP/100 ml) No: concentração inicial de microrganismos (NMP/100 ml) 2 k: constante de inativação (cm /mWs) t: tempo de exposição (s) 2 Io: intensidade de radiação ultravioleta na superfície (mW/cm) a: coeficiente de extinção (cm-1) L: espessura da lâmina líquida ou trajetória percorrida pela radiação ultravioleta (cm) A fração sobrevivente é proporcional ao produto da intensidade pelo tempo de exposição. Teoricamente, se esse produto (dose) for mantido constante, a eficiência será mantida inalterada, ou seja, quanto maior a intensidade menor o tempo de exposição ou quanto maior o tempo de exposição menor a intensidade. Entretanto, é conveniente utilizar tempos de contato menores e intensidades maiores, pois assim as unidades de desinfecção são menores, resultado em otimização de espaço. 7.4.2.4 Doses e constantes de inativação Deve-se fazer diferenciação entre a dose aplicada e a dose recebida. O que é de interesse para a desinfecção é a dose recebida. A dose aplicada é usada para estimativa de consumo de energia e relaciona-se à potência nominal da lâmpada, enquanto a dose recebida relaciona-se à dose em comprimento de onda específico, por exemplo, 254 nm. A dose aplicada é a energia total que atinge a
38
superfície da lâmina líquida (modelo com refletores) ou o volume total do líquido, conforme a equação a seguir. Da
=
(7.28)
I 0t
na qual: Da: dose aplicada (mWs/cm2) 2 Io: intensidade de radiação ultravioleta na superfície (mW/cm ) t: tempo de exposição (s) A dose aplicada por volume é calculada por: Dav
=
I ot L
0,2778
(7.29)
na qual: Dav: dose aplicada por volume (W.h/m3) Io: intensidade de radiação ultravioleta na superfície do líquido (mW/cm2) t: tempo de exposição (s) L: espessura da lâmina líquida ou trajetória percorrida pela radiação ultravioleta (cm) 0,2778: fator de conversão de mW para W, s para h e cm para m A dose recebida é a energia total que efetivamente está disponível para a inativação dos microrganismos. DR
=
I mt L
0,2778
(7.30)
na qual: Dr: dose recebida por volume (W.h/m3) Im: intensidade média de radiação ultravioleta (mW/cm2) Na Tabela 7.13 estão apresentadas as doses para inativação de 90% da concentração inicial de microrganismos e a constante de inativação. É interessante observar as diferentes resistências dos microrganismos. Os dados disponibilizados na Tabela 7.13 podem ser usados para dimensionamento de reatores de desinfecção. É importante observar que a dose refere-se à dose média recebida, pois deve-se considerar a absorção de radiação ultravioleta pelo líquido, isto é, quanto maior a espessura da lâmina líquida percorrida, maior a absorção.
39
Tabela 7.13 – Doses inativantes e constantes de inativação de alguns microrganismos irradiados com ultravioleta Grupo
Microrganismo Aeromonas hydrophila Bacillus anthracis Bacillus anthracis (esporos) Bacillus subtilius (esporos)
Bactéria
Dose necessária Constante de inativação – para inativar 90% cinética de primeira ordem 2 2 (mWs/cm ) (cm /mWs) 1,54 1,50 4,5 0,51 54,5 0,0422 12 0,19
Clostridium tetani 12 Corynebacterium diphiteiriae 3,4 Escherichia coli 3,2 Klebsiella terrigena ,61 2 Legionella pneumophila 2,49 Legionella pneumophila 1 Mycobacterium tuberculosis 6 Pseudomonas aeruginosa 5,5 Salmonella parathyphi 3,2 Salmonella typhi 2,5 Salmonella typhimurium 8 Shigella dysentariae ,2 2 Staphylococcus aureus 5 Streptococcus faecalis 4,4 Vibrio cholerae 3,4 Colifago 3,6 ColifagoMS-2 18,6
0,19 0,68 0,72 0,882 0,925 2,3 0,38 0,42 0,72 0,92 0,29 1,05 0,46 0,52 0,68 0,64 0,0124
BacteriófagoF-específico 6,9 0,33 HepatiteA 7,3 0,32 Vírusdagripe 3,6 0,64 Vírus Poliovírus 7,5 0,31 Poliovírus 1 5 0,5 Poliovírustipo1 7,7 0,30 Rotavírus 11,3 0,204 RotavírusSA-11 9,86 0,234 RotavírusSA-11 8 0,3 Protozoário Giardia muris 82 0,028 Acanthamoeba castellanii 35 0,066 Fonte: Adaptados de CAMPOS, J. R. PIZZIRANI, J. A. (1977); DANIEL, L. A. (1993); HARM, W. (1980) & WEF (1996). Notas: 1. Os autores acima reportam, eventualmente, diferentes doses e constantes de inativação para um mesmo microrganismo. Nesse sentido, os valores apresentados nessa Tabela referem-se, apenas, às doses e constantes de inativação mais elevados. 2. Listagens mais completas de microrganismos, doses e constantes de inativação são apresentadas em KOLLER (1958) e WEF (1996).
40 7.4.2.5 Avaliação do temp o de exposição e da i ntensidade de radiação
Por ser onda eletromagnética, não há como medir a dose recebida, cessada a exposição à radiação. Sendo assim, a dose recebida é medida enquanto o esgoto ou a água está recebendo a radiação. A determinação dessa dose é feita medindo-se otempo de exposição e a intensidade de radiação . O tempo de exposição teórico é facilmente determinado conhecendo-se a vazão e o volume do reator, ou seja: t=
V Q
(7.31)
na qual: t: tempo de exposição (s) V: volume da unidade de desinfecção (m3) Q: vazão (m3/s) O tempo real poderá ser inferior ao tempo teórico, devido à formação de espaços mortos ou outras causas que desviam o escoamento da condição ideal. A intensidade de radiação pode ser determinada por radiometria ou por actinometria. A utilização de radiometria exige que sejam feitas medições em diferentes pontos do reator fotoquímico, para se obter a intensidade média. O equipamento é provido de sensor específico para o comprimento de onda de interesse, normalmente 254 nm. O método actinométrico utiliza-se de reações fotoquímicas para avaliar a intensidade de radiação. Os produtos químicos utilizados são padronizados, conhecendo-se o rendimento quântico, ou seja, a quantidade de produto formado por quantidade de radiação absorvida (mol de produto/einstein 1). É aplicável a reatores pequenos, de preferência em batelada ou sem escoamento, por motivos operacionais e econômicos. O ferrioxalato de potássio é o actinômetro de uso mais comum (HARRIS et al, 1987). Há também a possibilidade de utilização de modelos matemáticos para estimar a intensidade de radiação, considerando a lâmpada como um somatório de fontes pontuais que emitem radiação em todas as direções, ou seja, formam uma esfera no entorno da fonte. É possível também usar bioensaios, em que se adiciona à água ou esgoto concentração conhecida de microrganismos desenvolvidos em cultura pura, com resposta conhecida à exposição à radiação ultravioleta. Conhecendo-se o tempo de exposição e as concentrações de microrganismos viáveis antes e depois da irradiação, é possível calcular qual a dose recebida. 7.4.2.6
Fotorreativação
O resultado final da exposição dos microrganismos à radiação ultravioleta, isto é, a inativação total ou parcial destes, reflete a relação mútua entre a formação de fotoprodutos letais e sua remoção por 1
1 einstein = 1 mol de fótons
41
processos de recuperação que visam impedir a letalidade, preservando a espécie. Assim sendo, ao se avaliar a eficiência da desinfecção realizada com radiação ultravioleta, deve-se considerar os microrganismos que são capazes de se recuperarem após a irradiação. São dois os mecanismos de recuperação dos microrganismos irradiados com ultravioleta (JAGGER, 1958): • Reversão das alterações produzidas pela radiação ultravioleta – fotorreativação. A reversão é obtida por meio de recuperações fotoenzimáticas que monomerizam in situ os dímeros de pirimidina pela ação de enzima na presença de radiação de comprimento de onda de 300 a 500 nm; • Substituição dos nucleotídios lesados pela radiação ultravioleta - recuperação no escuro. A substituição pode ser feita por meio de remoção da parte lesada e de uma seqüência de nucleotídeos adjacentes, com posterior ressíntese da seqüência srcinal de nucleotídeos. Esse processo denomina-se recuperação por excisão-ressíntese, e é feito na ausência de luz. A recuperação pós-irradiação será menor quanto maior for a dose recebida. Em doses elevadas, a quantidade de dímeros é maior que a capacidade de recuperação do microrganismo, não havendo tempo para reverter todas as alterações antes que inicie a duplicação da célula.
7.4.2.7 Tipos de lâmpadas UV Há dois modelos de fontes artificiais de radiação ultravioleta: as lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio e as lâmpadas de média pressão de vapor de mercúrio. As lâmpadas de baixa pressão emitem de 80 a 90% da energia no comprimento de onda de 253,4 nm, podendo ser consideradas monocromáticas. Deve ser observado que a energia emitida no comprimento de onda de 253,4 nm representa de 30 a 50% da potência nominal da lâmpada. O restante da energia é emitida em outros comprimentos de onda e dissipada na forma de calor. A potência nominal é indicativo do consumo de energia, não da energia emitida. Existem no mercado lâmpadas de diferentes potências, variando de 4 a 60 W. As lâmpadas de média pressão de vapor de mercúrio emitem em espectro mais amplo, variando de 180 a 1370 nm (USEPA, 1999). A potência nominal varia de 0,7 a 5 kW. Com isso o tempo de exposição e o número de lâmpadas são muito menores do que os utilizados nas unidades que empregam as lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio.
7.4.2.8 Circuito elétrico O circuito elétrico para acionamento das lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio é igual ao usado em lâmpadas fluorescentes, optando-se preferencialmente por reatores de partida rápida. Estes reatores deverão ficar em local de fácil acesso, ventilado e protegido de águas pluviais e do próprio esgoto que está sendo desinfetado.
7.4.2.9 Tipos de fotoreatores Basicamente, a desinfecção com ultravioleta é conseguida através da exposição dos microrganismos presentes nos esgotos à radiação emitida por lâmpadas de ultravioleta. Essa exposição dos esgotos à radiação UV é feita em canais ou em dutos sob pressão, denominados reatores fotoquímicos ou fotoreatores. Os fotoreatores utilizados na desinfecção são basicamente de três modelos: • lâmpadas sobre o líquido, fixadas em refletores (ver Figura 7.13a;
42
• •
lâmpadas imersas, protegidas por material transparente à radiação ultravioleta (verFigura 7.13b); lâmpadas externas a tubos transparentes, no interior dos quais escoa o líquido (esse modelo é pouco utilizado) (ver Figura 7.13c)
(a)
(b)
(c)
Figura 7.13 – Diferentes modelos de fotoreatores Para construção de refletores, utiliza-se, normalmente, o alumínio por ser um dos materiais que melhor reflete a radiação ultravioleta. O modelo que utiliza as lâmpadas imersas necessita de proteção para manter a lâmpada sem contato com o líquido, mantendo assim a temperatura ótima de funcionamento e facilitando a limpeza, pois a matéria orgânica e inorgânica depositam na superfície, o que exige limpeza periódica. O revestimento da lâmpada deve ser preferencialmente constituído de tubo de quatzo que absorve, no máximo, 5% de radiação ultravioleta. Como alternativa podem ser usados tubos de Teflon, porém com a desvantagem de absorverem até 35% da radiação ultravioleta (USEPA, 1999). Essa perda de energia é comparável à perda que ocorre em refletores de alumínio polido, usados em sistema com lâmpadas emersas (DANIEL, 1993).
7.4.3 Experiências no âmbito do PROSAB As pesquisas de desinfecção de esgoto sanitário utilizando radiação ultravioleta foram iniciadas na Escola de Engenharia de São Carlos em 1997. Os trabalhos realizados, desde então, comprovaram a viabilidade técnica, econômica e ambiental da radiação ultravioleta. Ao contrário do que se imaginava, é possível desinfetar esgoto com sólidos suspensos totais acima da concentração máxima que a literatura recomenda, chegando-se a obter até 5 unidades logarítmicas de inativação de coliformes fecais, para efluentes com DQO de até 250 mg/L, SST de até 70 mg/L, absorvância (254 3 nm) de até 1,28 e dose recebida de pelo menos 12,5 Wh/m . Provou-se que a radiação ultravioleta é eficaz para a desinfecção de efluentes de lagoas de estabilização, reatores anaeróbios e sistemas de lodos ativados, desde que seja mantida a dose recebida, o que significa maior consumo de energia para a desinfecção de efluentes de pior qualidade.
43
Na figura 7.14 está apresentada uma unidade de laboratório que utiliza lâmpadas fixadas em refletor de alumínio. Esta unidade, de fácil operação, possibilita a obtenção de parâmetros para projeto, que podem ser usados para dimensionamento de outros modelos, por exemplo, o de lâmpadas imersas e revestidas com tubos de quartzo.
Figura 7.14 - Vista geral de unidade de laboratório utilizada para desinfecção com radiação ultravioleta. Na UFMG, os experimentos com desinfecção vêm sendo realizados com um Foto-reator UV simplificado, operado com fluxo contínuo, implantado a jusante de um sistema de tratamento anaeróbio/aeróbio de esgotos, composto de reator UASB e Filtro Biológico Percolador (FBP). O Foto-reator consiste de uma unidade tubular, construída com tubo PVC tipo esgoto, de diâmetro nominal 100 mm, com 45 cm de altura total. No eixo da tubulação foi adaptada uma lâmpada de vapor de mercúrio de baixa pressão, potência nominal de 15 W. O esgoto proveniente do sistema UASB/FBP entrava na câmara de desinfecção pela parte inferior do tubo e saía pela parte superior (ver Figura 7.15). Foram realizadas diversas baterias de testes, configurando várias condições operacionais em relação às variáveis tempo de exposição e intensidade de radiação UV . Foram obtidos excelentes resultados de inativação de Escherichia coli e de ovos de Ascaris lumbricoides , para tempos de exposição 2 acima de 20 segundos, correspodendo a doses de radiação da ordem de 6,7 mW.s/cm . Para tempos 2 de exposição da ordem de 40 segundos (doses de 14 mW.s/cm ), foram obtidas eficiências médias de remoção de E. coli da ordem 5 e 4 unidades logarítmicas, para os efluentes do FBP e do reator UASB, respectivamente. Em relação à inativação de ovos de A. lumbricoides, inoculados no efluente do FBP, foram obtidas eficiências médias da ordem de 90%, para tempos de exposição de 40 e 60 2 segundos (doses de 14 e 20 mW.s/cm ).
44
Efluente
Afluente
Figura 7.15 - Vista geral do Foto-reator simplificado utilizado para desinfecção com radiação ultravioleta. 7.4.4 Aspectos re lativos à operaç ão e manutenç ão
A operação dos reatores de desinfecção é simples, consistindo, basicamente, na limpeza das instalações e verificação do funcionamento das lâmpadas, substituindo as que estivem queimadas. Os equipamentos comerciais disponíveis no mercado possuem sistema de limpeza manual ou mecanizada. Independente do modo de acionamento, esse equipamento retira as impurezas depositadas, raspando-as com anel de material flexível que se ajusta perfeitamente à superfície do tubo externo que reveste a lâmpada. Essa limpeza mecânica não é eficiente para remover os produtos inorgânicos que precipitam, sobretudo carbonato de cálcio. Para remover esse material, utilizam-se produtos químicos solventes que são injetados quando o anel de limpeza desloca-se sobre o tubo de proteção, não sendo necessário interromper o funcionamento da unidade de desinfecção. Nos modelos com limpeza manual, o raspador é acionado manualmente com a unidade em funcionamento. Para a limpeza do material precipitado é necessário remover as lâmpadas e fazer a limpeza manualmente. A substituição periódica é feita, em média, uma vez por ano. É conveniente salientar que normalmente as lâmpadas não queimam, simplesmente ocorre o desgaste dos eletrodos, reduzindo a emissão de radiação, atingindo potência radiante não mais suficiente para manter a eficiência de desinfecção nos níveis desejados. As lâmpadas apresentam, em média, vida útil de 7.500 a 10.000 horas, o que representa funcionamento contínuo por um ano ou mais. A energia emitida pela lâmpada reduz-se ao longo do tempo, que, em média, após 100 horas de funcionamento, a lâmpada emite aproximadamente 70% dasendo energia irradiada nas primeiras uso (USEPA, 1999). Essa redução de energia dever ser considerada no dimensionamento das unidades de desinfecção. Durante a operação é importante ficar atento e nunca se expor direta ou indiretamente à radiação ultravioleta, pois esta é cancerígena e causa catarata, mesmo em exposição de apenas alguns segundos. Portanto, antes de se realizar qualquer operação que exija a abertura do reator ou a retirada das lâmpadas, o circuito elétrico deve ser necessariamente desligado.
45
7.4.5 Exempl os de di mensi oname nto Estimar as doses de radiação ultravioleta necessárias para se alcançar diferentes níveis de inativação de Escherichia coli. Dimensionar uma unidade para desinfecção de efluente de esgoto sanitário secundário, empregando radiação ultravioleta, com base nas informações apresentadas a seguir. Usar modelo com lâmpadas imersas.
a) Dados de entrada População: 10.000 habitantes ÿ ÿ
3
3
ÿ
Vazão afluente média: Q med = 1.478 m /dia (61,63 m /h) 3 Vazão afluente máxima diária: Q max-d = 1.670 m /dia (69,6 m /h) Vazão afluente máxima horária: Q max-h = 2.246 m 3/dia (93,6 m3/h) Concentração máxima coliformes fecais no afluente: No = 5x10 5 NMP/100 mL (valor médio anual) Concentração desejada de coliformes fecais no efluente desinfetado: N ≤ 1000 NMP/100 mL Absorvância do esgoto a 254 nm, trajetória de 1 cm: 0,30 (valor máximo) Lâmpadas: 30 W potência nominal, 9 W a 254 nm no início de funcionamento e perda de 30% na emissão de energia após 100 horas de uso. Eficiência do refletor de alumínio: 70% Transmitância do quartzo: 98%
ÿ
Fração sobrevivente: log
ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ
ÿ
N 0 ,1694 = −2,665DR (DR: dose recebida; equação obtida a partir dos dados No
de DANIEL, 1993). Equação válida para absorvância inferior a 0,765 e concentração de sólidos suspensos totais menor que 11,7 mg/L
b) Dimensionamento de instalação para desinfecção co m radiação ultraviolet a
Para atenderdeverá às exigências de concentração de coliformes fecais menor que 1.000 NMP/100mL, a fração sobrevivente ser: 1000 N N N ≤ ÿ ≤ 0,002 ÿ log ≤ −2,70 N o 5 x10 5 No No
Para essa fração sobrevivente, a dose recebida será: 1
N − 2,7 0,1694 0 ,1694 log = −2,665DR DR = ÿ DR =1,1 Wh/m 3 (a 254 nm) No − 2,665
Considerando dose média recebida de 1,1 Wh/m eficiência desejada calcula-se a dose aplicada:
Dav =
3
(em comprimento de onda de 254 nm), para se obter a
P254 t (Wh/m3) ∀
P254: potência da lâmpada a 254 nm(W) t: tempo de exposição (h) ∀ : volume desinfetado (m3)
Cálculo do número de lâmpadas O volume desinfetado por cada lâmpada pode ser considerado como sendo o produto da área de influência de cada lâmpada (quadrado com lado E, em que E é o espaçamento entre lâmpadas) pelo comprimento da lâmpada. Conhecendo-se este volume, calcula-se o espaço entre as lâmpadas. Para cálculo deste volume, considerou-se que a lâmpada tem 0,90 m de comprimento e desconsiderou-se o volume ocupado pelo tubo que
46
reveste a lâmpada (tubo externo para proteção da lâmpada).
Dav =
D R aL
1 − exp(− aL )
=
P254 t
∀
=
P254 t e 2C
C: comprimento da lâmpada (m) L=e/2: trajetória percorrida pela radiação ultravioleta (m) a: coeficiente de extinção (m) Fixando o tempo de exposição em 15 s e considerando que a perda de energia no invólucro de quartzo é de 2% e que a lâmpada perde 30% da potência radiante quando envelhece, ou seja, a potência efetiva da lâmpada é de 6,17 W:
6,17 x
15
3600 = e 2 0,90
1,1x 69,1x
e
2
e = 9 cm e 1 − exp − 69,1 ÿ 2 2
Volume relativo a cada lâmpada: Vl = 0,09 x 0,90 = 0,00729 m
3
Para manter o tempo de exposição de 15 s para vazão máxima horária de 93,6 m 3/h, o volume total é:
∀ = tQ =
15 3600
93,= 6 0,39 m
Número de lâmpadas: n =
∀
Vl
3
=
0,39
= 54 lâmpadas
0,00729
47
7.5
DESINFECÇÃO COM OZÔNIO
7.5.1 Introdução
O ozônio, gás alotrópico do oxigênio, foi utilizado inicialmente para a desinfecção de água de abastecimento, para remover cor, sabor e odor. Data de 1906, em Nice, França, uso do ozônio, pela primeira vez, para desinfecção de água. A finalidade do tratamento com ozônio difere nos usos para desinfecção de água e para desinfecção de esgoto. No primeiro caso, a inativação dos organismos patogênicos é obrigatoriamente total enquanto que, no segundo caso, é permitida a inativação parcial dos patogênicos, com concentração residual de microrganismos ativos variando de acordo com o uso pretendido para esgoto tratado. O ozônio age nos constituintes da membrana citoplasmática, nos sistemas enzimáticos e nos ácidos nucléicos dos microrganismos. Nos vírus, o ozônio ataca tanto as proteínas da célula como os ácidos nucléicos. O ozônio é, ao mesmo tempo, um agente desinfectante ativo, particularmente sobre os vírus, e um oxidante da matéria orgânica. Sua aplicação em tratamento de esgotos é, particularmente, melhor empregada nas estações de depuração biológica utilizando o oxigênio puro, pelo fato de reutilizar, no reator biológico, o gás ozônio excedente da câmara de ozonização (DEGRÉMONT, 1989). Todavia, não há impedimentos de se utilizar o ozônio para desinfecção de efluentes de outros processos de tratamento. O ozônio é um gás produzido a partir de oxigênio do ar ou de oxigênio puro no local de utilização. O gás ozônio maior solubilidade na águanaque o gás oxigênio, sendo treze concentração vezes mais solúvel que este. Aapresenta quantidade de ozônio introduzida água é limitada pela pequena de ozônio na fase gasosa (de 15 à 20 g/Nm3 de ar) inerente aos meios de produção disponíveis. Uma vez dissolvido na água, o ozônio molecular não é estável, pois a sua forte reatividade com numerosos compostos minerais e orgânicos, faz com que o ozônio seja consumido, se desgaseifique (fraca proporção) ou se decomponha em entidades radicalares (radicais hidroxil OHº), sob o efeito inicializador dos íons hidróxila (OH-) (reações 1 e 2). Estas entidades radiculares podem reagir de novo com o ozônio (reação 3) para regenerar o radical hidroperóxido, que mantém a reação de consumo de ozônio, com produção de radicais hidroxila (reação 2). Assim, a concentração de 5 mg/L de ozônio na água pura, em pH 8, será reduzida à metade após 20 a 30 minutos (LEGUBE,1996). O3 + OH - → HO2 + O 2(reação1) O3 + HO 2 (ou O 2-) → OH + 2 O 2 (reação2) OH + O 3 → HO2 + O 2 (reação3)
(7.32) (7.33) (7.34)
A presença de compostos orgânicos e/ou minerais que reagem com o ozônio reduzem sua estabilidade. Por outro lado, certos compostos estabilizam o ozônio na água, reagindo e inativando os radicais hidroxila, iniciadores do ciclo de decomposição do ozônio. Os principais inibidores da decomposição do ozônio são os íons carbonato e bicarbonato. O ozônio é um dos melhores desinfetantes que atuam como oxidantes em tratamento de águas de abastecimento. Numerosos dados referentes à sua ação sobre os microrganismos estão disponíveis na literatura especializada. A vantagem em relação aos outros desinfetantes advem de sua maior
48
eficiência na inativação de vírus e de cistos de protozoários. A excelência do processo de desinfecção com ozônio deve-se aos seguintes aspectos principais ( MASSCHELEIN, 1980): ÿ ÿ
ÿ
rapidez da ação de desinfeção, devido ao seu elevado potencial de oxidação-redução; elevada eficiência de inativação de microrganismos no tratamento de águas de abastecimento e residuárias; baixa toxicidade encontrada nos efluentes tratados.
7.5.2 Aspectos rela tivos a proj eto 7.5.2.1 Principais variáveis intervenientes As principais variáveis que influenciam a eficiência do processo de desinfecção são: o pH, a alcalinidade, a temperatura, a matéria orgânica, os sólidos em suspensão, a concentração em ozônio dissolvido (ou ozônio residual) e os sistemas de contato ar ozonizado-água (tanque de contato). ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
ÿ
pH: em meio alcalino, o ozônio se decompõe mais rapidamente. Por outro lado, mantendo-se um residual constante, as atividades bactericida e virucida ficam estáveis na faixa de pH 5,6 a 9,8. Alcalinidade: a presença de bicarbonato e carbonato inibe a decomposição do ozônio, mantendoo na forma molecular, que é mais eficiente para a desinfecção. Temperatura: variações de temperatura compreendidas entre 0 e 37ºC afetam relativamente pouco a eficiência desinfetante do ozônio (KINMAN 1975, EVISON, 1977). Nos casos mais extremos, a elevação da temperatura aumenta a cinética de inativação dos microorganismos. Matéria orgânica: grande quantidade de matéria orgânica resulta em maior demanda de desinfetante. Neste caso, o ozônio residual dissolvido na água aparece somente quando a taxa de desinfetante injetado ultrapassa a quantidade crítica correspondente à demanda de ozônio. Antes do surgimento de residual, pode-se observar a oxidação da matéria orgânica e, paralelamente, a inativação dos microorganismos de 1 a 2 log. Este fenômeno, interessante para o tratamento de esgoto, pode ser explicado pela existência de zona de forte concentração em ozônio na interface da fase líquido-ar ozonizado; isto levou a proposições de novas tecnologias para melhor dispersão do ozônio no tanque de contato.; Sólidos em suspensão: os sólidos em suspensão representam, em diversas ocasiões, veículo que possibilita a adsorção de microrganismos. Com freqüência, esta adsorção limita o efeito do ozônio e diminui a eficiência do processo de desinfecção, fazendo com que fração da quantidade de microorganismos seja dificilmente inativável, mesmo na presença de elevadas doses de ozônio; Ozônio residual: o ozônio residual é habitualmente considerado como parâmetro chave no término da desinfecção de águas. Após a aparição de ozônio residual na água, ou no esgoto, em concentração que atenda o mínimo exigido, as curvas de sobrevivência de microrganismos apresentam descontinuidade importante, traduzindo um aumento da cinética de inativação dos germes (comumente se fala em ausência ou presença). Em presença de ozônio residual, na faixa entre 0,1 e 0,4 mg/L, a cinética de inativação dos microorganismos, em particular dos vírus, pode ser descrita como uma reação de primeira ordem. Esta inativação resulta num aumento importante do potencial de oxiredução e ocorre relativamente rápida, entre dez segundos e cinco minutos, dependendo do tipo de microrganismo.
49 7.5.2.2 Ozonização de ef luentes do tratamento biológico
Nos sistemas biológicos de depuração de esgotos, a aplicação de ozônio pode ser desejável em diversos pontos. Este oxidante será colocado em contato com diversos tipos de materiais: matérias solúveis coloridas, sólidos em suspensão, substâncias em dispersão coloidal, microrganismos, íons moleculares ou polimoleculares (exemplo: ácidos húmicos) simples ou complexos, micropoluentes incolores e não ionizados etc. (MARTIN,1979). As condições médias necessárias para a obtenção de inativação de 4 log de coliformes totais presentes eme efluente secundário e em efluente terciário (filtração em areia) estão apresentadas na Tabela 7.14 7.15, respectivamente. Tabela 7.14 – Condições para inativação de 4 log de coliformes totais em efluente secundário
Parâmetro Condição 1 Tempodecontato(min) 26 Concentração de ozônio (mg/L) 8,5 Ozônio residual (mg/L) 0,1 a 0,3 Fonte: Adaptado de MASSCHELEIN (1980)
Condição 2 13 11 0,5 a 0,7
Tabela 7.15 - Condições para inativação de 4 log de coliformes totais em efluente terciário
Parâmetro Condição 1 Tempodecontato(min) 13 Concentração de ozônio (mg/L) 7,5 a 8,5 Ozônioresidual(mg/L) 0,6 Fonte: Adaptado de MASSCHELEIN (1980)
Condição 2 9 6,5 a 10,8 0,5a 0,6
O risco de infecção pela bactéria Salmonella presente em esgoto sanitário é reduzido ou eliminado quando se obtém 4 log de inativação de coliformes totais, ou seja, o equivalente a dividir a concentração inicial de coliformes totais por 10.000 (MARTIN, 1979). Fixando-se em tal objetivo, é preciso destruir os microrganismos, sem no entanto ignorar que o ozônio pode também reagir com substâncias contidas no efluente. É evidente que a quantidade de ozônio a fornecer varia consideravelmente com as características físico-químicas do efluente. Além de desinfetar, a ozonização de efluente secundário reduz os sólidos suspensos totais e reduz a concentração de sólidos suspensos totais pela flotação e pela solubilização. A ação oxidante do ozônio atua sobre as moléculas orgânicas que causam cor. Assim, o efluente desinfetado normalmente tem cor menor que o não desinfetado. Por conseqüência, ocorre redução de DBO, DQO, e absorvância em comprimento de onda de 254 nm. Por outro lado, o carbono orgânico total tem pequena variação. Observações importantes: ÿ
Sem o conhecimento das características físico-químicas do efluente é impossível fixar a dose de ozônio aplicada e a concentração residual para atingir a eficiência de desinfecção desejada. O ideal é que se façam testes com o efluente a ser desinfetado para definição da dose. Não se dispondo destas informações pode-se, para efluente que apresente DBO e sólidos suspensos totais menor que 30 mg/L, aplicar dose de ozônio de 6 a 11 mg/L, com valore de uso mais comum entre 8 e 10 mg/L, para obter 4 log de inativação de coliformes totais.
50 ÿ
A eficiência de desinfecção será maior em processos que utilizam tratamento físico-químico, constituido de floculação, flotação e pré-oxidação precedendo a desinfecção.
A aplicação de filtração biológica de efluente secundário com produção de efluente com DBO menor que 10 mg/L e sólidos suspensos totais menor que 5 mg/L reduz a dose de ozônio em 30% em relação ao efluente secundário. O ozônio excedente na torre de ozonização pode ser enviado para o depurador biológico aeróbio secundário, com um efeito benéfico para a depuração. Sua concentração porém deverá ser limitada em 1 mg/l (MASSCHELEIN, 1980).
7.5.2.3 Produção de ozônio O ozônio é produzido por descarga elétrica num gás contendo oxigênio segundo a seguinte reação: 3 O2 → 2 O3 (∆H=284,5kJ/mol)
(7.35)
Teoricamente são necessários 2960 kJ de energia para produzir 1 kg de ozônio, mas na prática os rendimentos não ultrapassam a 5% e o consumo real de energia é de 60 a 70.000 kJ/kg. A energia é perdida sob forma térmica, o que requer, junto ao aparelho de produção de O 3, um sistema de refrigeração para impedir o aquecimento do gás ozônio, que provoca rápida decomposição do oxidante. A maioria dos aparelhos industriais utiliza a descarga "corona" dentro de tubos ou revestimento metálico interno, que recebe uma alta tensão. Um material dielétrico de vidro assegura a descarga entre este eletrodo e o duplo envelope de aço inoxidável ligado à terra. (LANGLAIS, 1991) (Figura 7.16)
Figura 7.16 - Esquema de um tubo submetido a descarga elétrica para produção de ozônio
Os principais parâmetros que influenciam a produção de ozônio são a tensão e a frequência da corrente elétrica, assim como a qualidade e a pureza do gás utilizado. As frequências variam de 60 a 1000 Hz. As altas frequências apresentam melhores rendimentos e são aplicadas nas instalações que requerem produções elevadas. As tensões usualmente aplicadas variam de 20 000 a 30 000 volts (à 60 Hz) e de 15 000 a 20 000 volts (à 400 Hz).
51
Para efeito de economia, o ar é o mais utilizado como vetor de oxigênio, mas a concentração de ozônio na corrente gasosa não ultrapassa 40 g/Nm 3, sendo uma concentração ótima econômica situada em torno de 20 g/Nm 3. Com oxigênio puro, as concentrações econômicas são da ordem de 60 a 70 g/Nm3, mas é possível atingir até 130 g/Nm3. Quando o ar é utilizado, torna-se necessário o seu acondicionamento. Sua preparação compreende compressor de ar , sistema de refrigeração do ar comprimido quente e sistema de secagem por meio da aplicação de materiais dessecadores (Al2O3, gel de silício, peneira molecular etc.). Em pequenas ou médias instalações, utiliza-se sistema de secagem a frio, seguido de materiais dessecadores como os usados nos grandes equipamentos. É recomendável que a temperatura de ponto de orvalho do ar que entra nos dessecadores seja igual ou inferior a 80 oC. Isto é indispensável, pois em presença de vapor de água o rendimento cai e produz óxidos de nitrogênio (NO, NO 2, N2O5), que reagem com a água e formam ácido nítrico, que destrói as câmaras de geração de ozônio (LAPLANCHE, 2000).
Figura 7.17 - Esquema típico de uma instalação de ozonização
7.5.2.4 Tanques de contato e transferência do ozônio para a água
A transferência de ozônio para a água baseia-se em conceitos de equilíbrio. A solubilidade do ozônio na água pura depende principalmente da temperatura (ela aumenta quando a temperatura diminui) e do pH (ela diminui quando o pH aumenta), ao passo que a velocidade de transferência depende de numerosas variáveis. A aplicação do ozônio no tratamento de águas e efluentes é sempre realizada pela dispersão do gás na água ou no efluente (entre 0,4 e 5 g O3/m3 de água, ou seja em torno de 0,01 a 0,2 Nm 3 de ar/m3 de água) (LEGUBE, 1996). Várias formas de difusão são utilizadas, sendo as mais comuns: ÿ
ÿ
reatores ou tanques de contato para difusão de ar ozonizado através de placas porosas, aplicáveis para águas com baixa turbidez e fracamente concentradas em metais precipitáveis, isto é, geralmente em inter-ozonização e em pós-ozonização; hidroejetores, emulsantes e misturadores estáticos, aplicáveis principalmente para as águas brutas em pré-ozonização.
52
Os tanques de contato ou reatores de ozonização devem assegurar uma dupla função (LAPLANCHE,2000): ÿ ÿ
transferir 90% ou maisde desinfetante da fase gás para a fase líquida; assegurar o tempo de contato necessário para a desinfecção desejada e para as reações químicas ocorrerem.
7.5.2.5
Câmaras de difusão de bolhas
É o sistema mais convencional de introdução do gás ozônio na água a tratar. O gás é distribuído na base da coluna por sistema de difusão (discos porosos ou membranas) e a água circula em contracorrente com o gás ou no mesmo sentido do gás. A altura da câmara de contato deverá ser, no mínimo, de 4,00 m e a área depende da vazão a tratar e do tempo de contato teórico escolhido. Geralmente os tanques são com chicanas (até 6 compartimentos), de maneira a assegurar um fluxo o mais próximo possível de escoamento pistão. A Figura 7.18 apresenta alguns exemplos desses tanques. O número de estágios em série depende da cinética de oxidação ou inativação dos poluentes ou organismos a eliminar. No caso de cinética muito lenta ou lenta, o residual de ozônio aparece bem antes do fim da reação. Neste caso, a fim de manter o residual durante o tempo necessário para a reação, é vantajoso aumentar o número de estágios. No caso de cinética rápida, pode-se adotar apenas uma câmara.
Figura 7.18 - Esquema de um tanque com chicanas para colocação do gás ozônio em contato com a água. Difusão do gás por discos porosos
53 7.5.2.6 Reatores equipados com turbinas.
A água a tratar é introduzida na zona de aspiração da turbina que a joga para baixo, ao encontro do fluxo do gás ozônio insuflado debaixo dela. Uma emulsão fina de gás ozonizado/água se difunde na totalidade na parte de montante do tanque e é novamente capturada pela turbina, onde a vazão de reciclagem representa várias vezes a vazão de água a tratar. O reator da turbina deverá ser bem estudado para provocar o cisalhamento das bolhas de gás ozonizado e assegurar assim uma boa difusão da mistura gás com o líquido.
Figura 7.19 - Tanque de contato equipado com turbina
7.5.2.7 Reatores com injetor de gás ozônio.
Construindo o tanque com um tubo central onde chega o afluente à tratar, a vazão no tubo aspira o ar ozônio e alimenta o tanque pelo fundo. A velocidade deverá ser tal que quebre as bolhas e carregue a emulsão criada no sentido descendente.
Figura 7.20 - Tanque de contato por injetor
7.5.2.8 Reator tipo “tubo em U”
É o reator que melhor transfere o gás ozonizado para o líquido, através de uma forte pressão e grande área de troca. O reator dispõe de uma parte central descendente, na qual é introduzido o gás ozonizado e disperso, seja por um sistema de tubos de injeção, seja por um sistema que assegura a
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difusão na forma de finas bolhas. Após a aplicação do ozônio, a emulsão criada desce até o fundo do tubo. Durante este percurso, a pressão aumenta continuamente em função da profundidade do tubo. Ao fundo do tubo em U, a emulsão gás-líquido é excelente e o diâmetro das bolhas torna-se muito pequeno, o que garante grande área de troca. A emulsão após sair do tubo descendente, sobe até a superfície, aumentando o diâmetro das bolhas. Os parâmetros de dimensionamentos do tubo em U são: ÿ ÿ ÿ
a velocidade descendente da emulsão dentro do tubo central; a relação G/L da vazão do gás com a vazão do líquido, expressa em porcentagem; a perda de carga total do sistema no regime bifásico.
A velocidade descendente do líquido está compreendida entre 1,6 e 1,8 m/s e a relação G/L máxima é de 17 %.
Figura 7.21 - Tanque de contato tipo “Tubo em U”
7.5. 2.9
Mistu radores Estáti cos
São sistemas de transferência de ozônio para o líquido, que utilizam alta energia com perda de carga entre 2 a 4 mca. Os misturadores estáticos são peças fixas instaladas no interior das canalizações e que asseguram a mistura por divisão e recombinações sucessivas dos diferentes fluxos. Em termos de transferência de massa, sua principal vantagem é a de permitir a passagem, para a fase líquida, de 60 à 80 % do ozônio, em tempo de contato da ordem de segundos. Os misturadores estáticos são geralmente seguidos de tanque de contato, que permite, ao mesmo tempo, desgaseificar e desinfetar.
55
Figura 7.21 – Misturador estático
7.5.3 Aspectos re lativos a op eração e manute nção (metodol ogias de análi se) 7.5.3.1 Concentração de oz ônio no g ás A concentração de ozônio no gás, tal como se pratica em estações de tratamento, repousa principalmente sobre o método iodométrico manual e sobre o método por espectrometria UV, diretamente sobre o fluxo gasoso, neste último caso. No último método, os valores de concentração no gás deverão ser multiplicados pela vazão gasosa, para calcular as concentrações de ozônio aplicadas no tratamento. A manipulação das amostras para determinação de ozônio em laboratório deverá ser feita com precaução, de forma a transportar a amostra coletada sem alteração do conteúdo de ozônio. O volume de gás "borbulhado", no caso do método iodométrico, é medido com ajuda de um contador volumétrico de gás, e a vazão que atravessa a célula do espectrômetro UV, com a ajuda de rotâmetro. Nos dois casos, as concentrações nos gases devem estar relacionadas com as condições normais de temperatura e pressão (CNTP), isto é, 0 ºC e 1 atm. A lei dos gases perfeitos é utilizada para fazer as correções.
7.5.3.2 Concentração de ozônio na água ozonizada A concentração de ozônio na água ozonizada pode ser efetuada pelo método específico ao trisulfonato índigo. Este método tem por base o princípio da oxidação seletiva de uma molécula orgânica colorida, pelo ozônio molecular, nas condições experimentais. A descoloração é proporcional à concentração de ozônio da água analisada.
7.5.3.3 Aspectos econômicos da ozonização A somatória completa do custo da ozonização deverá considerar os custos do investimento e os custos de operação, que compreendem, tanto as despesas com energia como de manutenção e salários dos operadores. Estas diferentes variáveis variam de acordo com as condições econômicas
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do momento, principalmente para as grandes instalações, para as quais a dependência de materiais e equipamentos importados aumenta. A propósito, a concentração normal de operação, e então a vazão de gás, tem influência oposta quando se considera a parte de condicionamento do gás e a transferência do gás para o líquido, ou a parte de geração do ozônio. O custo de investimento e de operação do condicionamento do gás aumentará com a quantidade de gás, enquanto que o rendimento dos geradores de ozônio aumentam. O custo de operação está fortemente influenciado pelo custo da energia elétrica. As instalações que funcionam com ar, que é o caso da maioria das instalações, são capazes de produzir entre 1 e 30 kg de ozônio por hora. As instalações funcionando com oxigênio ou com oxigênio reciclado terão o custo determinado seguindo o mesmo caminho, sendo que o custo do oxigênio puro entrará em consideração. No cálculo dos custos devem ser considerados as seguintes variáveis: ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ ÿ
secagem do ar; destruição do ozônio em excesso; produção de ozônio; recuperação do ozônio em excesso; forma de colocação em contato com a água ou efluente a tratar; otimização da concentração de ozônio no gás.
7.5.3.4 Toxicidade e riscos da ozonização Toxicidade do ozônio
A presença do ozônio no nosso ambiente é muitas vezes considerado favorável ou, ao contrário, indesejável. É por isto que em grandes altitudes se procura preservar a camada de ozônio que filtra e nos permite suportar sem perigo a radiação ultravioleta solar. Ao contrário, na atmosfera que nós respiramos, o ozônio em concentrações entre 0,3 e 0,5 ppm manifesta-se agressivo sobre as vias respiratórias e a mucosa ocular, ocorrendo casos de toxicidade aguda com aparecimento de edema pulmonar. A concentração atmosférica perigosa é pouco conhecida, mas a inalação de uma atmosfera com 50 ppm durante 30 minutos é, sem dúvida, fatal. A inalação de concentrações mais fracas, inferiores à 0,2 ppm, durante 3 horas ou mais, pode causar diminuição da visão noturna, acompanhada de cansaços extremos e de incapacidade de coordenação dos movimentos. É por isto que a exposição média horária não deve ultrapassar, mais de uma vez por ano, 0,1 ppm, ou seja, 0,2 mg/m 3ar. O Canadá adotou 0,1 ppm durante uma hora, e 0,03 ppm durante 24 horas. O ozônio é pouco tóxico para os organismos aquáticos, sendo que os riscos mais freqüentemente evocados referem-se à formação de compostos mutagênicos, a partir dos numerosos produtos residuais industriais. Riscos no trabalho associados ao ozônio
Depois da toxicidade do ozônio, principalmente sobre as vias respiratórias, é necessário chamar a atenção sobre os efeitos que o ozônio pode provocar sobre os indivíduos que estão expostos profissionalmente, principalmente o pessoal de grandes estações com grandes produção de ozônio.
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Nenhum caso fatal provocado pela exposição ao ozônio foi relatado, que se tenha conhecimento, mas em diferentes relatórios de operação, graves acidentes de intoxicação pelo ozônio foram descritos. O tratamento específico para a intoxicação do ozônio não existe. O tratamento sintomático consiste em apenas repouso, oxigênio, analgésico, antibióticos e anti-tosse. A prevenção da intoxicação profissional pode ser obtida evitando a exposição das pessoas que sofrem de infecções ou outras doenças das vias respiratórias. Vários países fixaram TLV (threshold limit value) de 0,1 ppm de ozônio, para um período de quarenta horas por semana, e valor limite para tempo de exposição de 10 min igual a 0,3 ppm.
Equipamento de proteção em caso de intervenção Nas condições normais de funcionamento, o teor de ozônio nos locais de ozonização e em suas vizinhanças deverá ser mantido abaixo de 0,1 ppm. Para isto, é necessário haver meios de destruição do ozônio residual no ar ambiente e dispositivos de ventilação. Entre outros, em casos de acidentes, é preciso dispor de meios de proteção individual. Para as fracas concentrações em ozônio, até 5 ppm, o uso de uma mascara filtrante será suficiente. As mascaras empregadas devem ser feitas com materiais resistentes ao ozônio, à base de hypalon. Elas devem cobrir toda a face, afim de proteger os olhos da ação irritante do ozônio. Os cartuchos filtrantes devem ser de modelos próprios para o ozônio. Por medidas de precaução, o emprego das máscaras filtrantes deve ser previsto para usos de curta duração, da ordem de 30 minutos. Para teores maiores que 5 ppm, ou para intervenções em grandes tempos, é preciso empregar aparelhos respiratórios autônomos, nos quais a mascara é alimentada por oxigênio comprimido. Em casosadesensação inalaçãode acidental, a primeira medida é de por imediatamente a pessoa em repouso, para diminuir sufoco provocado pela irritação das vias respiratórias, enquanto se aguarda por socorro especializado.
Destruição do ozônio em excesso O ar ozonizado, emanado dos tanques de contato, contém ainda uma fraca concentração em ozônio que deverá ser eliminada antes de lançar na atmosfera. Atualmente, as estações de tratamento de água ou de efluentes, que utilizam ozônio, aplicam um dos três seguintes métodos para destruir o ozônio no ar efluente: processo catalítico, processo térmico e processo de adsorção com carvão ativado.
58
7.6
OUTROS MÉTODOS DE DESINFECÇÃO
7.6.1 Intr oduçã o O controle da população de microrganismos presentes em um determinado sistema pode ser realizado através de procedimentos de desinfecção que utilizam agentes físicos (aquecimento, baixas temperaturas, radiação, filtração, dessecação) ou químicos (fenol e compostos fenólicos, álcoois, detergentes, halogênios, metais pesados e seus compostos). Dentre estes agentes, os métodos já descritos (radiação UV, cloração e ozonização) têm sido até o momento os escolhidos como mais favoráveis para desinfetar os efluentes de sistemas de tratamento de esgotos. No entanto, existem outras opções que são amplamente usadas em outras aplicações e que são apresentadas nos itens seguintes.
7.6.2 Agentes químicos O agente químico ideal para desinfeção de águas deve apresentar as seguintes características: ÿ
ÿ ÿ
ÿ ÿ ÿ ÿ
deve ter uma atividade antimicrobiana de amplo espectro com baixas concentrações do produto químico; deve ser solúvel, estável, não tóxico e não corrosivo ou corante; deve ser homogêneo, para facilitar a sua aplicação, e não deve ser inativado por material estranho; deve ter atividade nas temperaturas típicas do ambiente onde é utilizado; deve ser inodoro ou apresentar odor agradável; deve ter alta disponibilidade e baixo custo; sua ação não deve causar desequilíbrios ambientais.
O meio aquoso, o solo e a atmosfera são exemplos de complexos sistemas que, na sua forma mais pura, refletem a existência de um delicado equilíbrio, no qual participam milhares de substâncias, entre as quais acontecem milhões de reações químicas. Partindo dessa base, pode-se, através de expressões químicas gerais, ter um entendimento mais profundo da ação dos desinfetantes uma vez colocados no ambiente, sem esquecer que o entendimento da natureza está sempre em aberto.
7.6.2.1 Permanganato de potássio O permanganato de potássio (KMnO 4) é um bom oxidante, mas um desinfetante fraco. Como tal, pode ser usado principalmente naqueles pontos de uma estação de tratamento onde se requer controle de odores, remoção de cor, controle de crescimento biológico, e remoção de ferro e manganês. O tempo de contato é relativamente alto. Ele também pode ser útil para controle de THMs e outros subprodutos de desinfecção, oxidando os precursores. O cloro pode ser deixado para ser aplicado num ponto posterior do processo (embora avaliando as modificações no tempo de contato devidas à mudança de posição). Sob as condições de pH e temperatura normalmente encontrados nas águas de abastecimento, o +7 permanganato oxida numerosas substâncias inorgânicas e orgânicas mediante a redução do Mn (do +4 permanganato) a Mn (do dióxido de manganês, MnO 2) que é insolúvel e precipita saindo da solução. As semi-reações do permanganato são (CRC, 1990): -
+
-
MnO4 + 4H + 3e → MnO2 + 2H2O
( meioácido)
(7.36)
59 -
-
-
MnO4 + 2H2O + 3e → MnO2 + 4OH
(meioalcalino)
(7.37)
Para sua aplicação, o permanganato de potássio, que é comercializado em forma sólida, é dissolvido em local próximo das instalações onde vai ser usado. Ele é tóxico e irritante à pele e mucosas, devendo ser usado só nas quantidades necessárias para a oxidação prevista, evitando o excesso.
7.6.2.2 Iodo e bromo Os halogênios, como já observado no caso do cloro, são fortes agentes oxidantes e, em virtude dessa propriedade, são altamente reativos e destroem os componentes vitais da célula microbiana. O iodo é um dos mais antigos e eficientes agentes antimicrobianos. Foi reconhecido pela Farmacopéia Norte Americana no início de 1830 e utilizado para tratar ferimentos durante a guerra civil americana. Os sais solúveis em água mais usadas são o iodeto de potássio e o iodeto de sódio, embora também se pode usar iodo puro dissolvido em álcool (tintura de iodo). O iodo também é utilizado em forma de complexos de iodo (iodóforos), com compostos que atuam como carreadores e agentes solubilizadores. Exemplos são a polivinilpirrolidona e o povine-iodo. Esses iodóforos são germicidas como o iodo, com a vantagem, em aplicações médicas, de não corar e não ser irritantes para a pele. No entanto, por ter uma estrutura mais complexa de origem geralmente orgânica, o seu uso em águas pode não ser adequado. O iodo é eficiente contra todas as espécies de bactérias. Ele é também esporicida, fungicida, viricida e amebicida. Entretanto, a velocidade pela qual os endósporos bacterianos são mortos pelo iodo pode ser diminuída pela presença de material orgânico. Por ser um forte agente oxidante, o iodo pode destruir compostos metabólitos essenciais dos microrganismos por meio da oxidação. Por outro lado, a habilidade do iodo em combinar-se com o aminoácido tirosina resulta na inativação das enzimas e de outras proteínas.
7.6.2.3 Metais pesados (mercúrio, chumbo, zinco, prata, cobre) Antigamente, a água era armazenada em recipientes de prata e cobre porque as pessoas notaram que os vasilhames de metal conservavam a água para beber. O cloreto de mercúrio era amplamente usado no começo do século XX como um desinfetante geral, mas desde então tem sido substituído por outros agentes menos tóxicos e corrosivos. A capacidade de quantidades extremamente pequenas (partes por milhão) de certos metais, particularmente a prata, de exercer efeito letal sobre as bactérias é conhecida sob a denominação de ação oligodinâmica (do grego “olígos” = pequeno, “dinamikós” = poder). O nitrato de prata (AgNO3) tem sido usado para fins médicos, como prevenir infecções oculares por gonococos em recém nascidos ou em queimaduras. O sulfato de cobre (CuSO 4) é efetivo como algicida em reservatórios abertos de águas e piscinas, e como fungicida no controle de infecções em plantas. Compostos de zinco são também fungicidas usados em aplicações médicas (pé de atleta). Os metais pesados inativam as proteínas celulares combinando-se com algum componente da proteína. Por exemplo, o cloreto de mercúrio inativa enzimas que contêm os grupos sulfidrilas (-SH): Enzima ativa (SH)2 + HgCl2 = Enzima (S) 2Hg+2HCl
(7.38)
60
7.6.2.4 Detergentes
São compostos que diminuem a tensão superficial e são utilizados para limpar superfícies. Eles se caraterizam por possuir na sua estrutura molecular um extremo hidrófobico (se liga à água), e um extremo hidrofílico (se liga a substâncias orgânicas e gordurosas). Dentre eles, os compostos quaternários de amônio (cadeias orgânicas ligadas a um átomo de nitrogênio central), são os compostos antimicrobianos mais largamente usados. Os efeitos antimicrobianos dos compostos quaternários de amônio devem-se à desnaturação de proteínas das células, interferência nos processos metabólicos e lesão das células. Pelas suas características orgânicas e devido à geração de escuma que eles propiciam, estes antimicrobianos não se apresentam como favoráveis para serem usados na desinfeção de águas. Pelczar, 1997, apresenta um resumo dos principais anti-sépticos e desinfetantes e suas aplicações, bem como um resumo esquemático dos sítios e mecanismos de ação de vários antimicrobianos.
7.6.3 Agentes Físicos Além da possibilidade de ações de desinfecção em grande escala proporcionada pelos agentes químicos, existem outros métodos que não os usam para exercer a ação desinfetante e que podem ter vantagens comparativas em ocasiões especiais: 7.6.3.1 Temperatura
A temperatura elevada é um dos métodos de maior eficiência e um dos mais utilizados na destruição de microrganismos. O calor úmido é muito mais eficiente que o calor seco para destruir microrganismos, porque causa desnaturação e coagulação das proteínas vitais como as enzimas, enquanto o calor seco causa oxidação dos componentes orgânicos da célula, o que acontece em maior temperatura. Na Tabela 7.16 podem ser observadas as temperaturas e tempos necessários para a morte de vários tipos de bactérias. Tabela 7.16 - Tempos de destruição de alguns esporos bacterianos pelo calor úmido e calor seco Espécie
Bacillus Anthracis
Calorúmido Tempo de morte Temperatura o ( C) (min) 100 2-15 105 5-10
Clostridium botulinum
100 110 115
300-530 32-90 10-40
Clostridium perfringens
100 105 115 120 100 105
5-45 5-27 4 1 5-90 5-25
Clostridium tetani
Fonte: Adaptado de PELCZAR (1997)
CalorSeco Temperatura Tempo de morte o ( C) (min) 140 Acima de 180 160 9-90 180 3 120 50 130 15-35 140 5 120 130 140
50 15-35 5
130 140 160
20-40 5-15 12
61
Outros usos gerais da temperatura no controle de microrganismos são apresentados na Tabela 7.17. Temperaturas abaixo de 0 oC inibirão o metabolismo dos microrganismos em geral, bloqueando o crescimento microbiano, mas atuando principalmente como microbiostático e não como microbicida (inibe o crescimento mas não destrói os microrganismos). Essa propriedade é utilizada na amostragem de meios líquidos para posterior análise. Tabela 7.17 - O uso da temperatura no controle de microrganismos Método
Temperatura
Aplicações
Limitações
o 2 C a pressão
Calor úmido (autoclave)
121,6 de 15 lb/pol
100 o C, 10 min
Água em ebulição
Pasteurização
62,8 o C por 30 min, ou 71,7 o C por 15 seg
Esterilização de instrumentos e meios
Ineficienteem contra microrganismos presentes materiais impermeáveis ao vapor; não pode ser utilizado em materiais termossensíveis
Destruição de células vegetativas em instrumentos, recipientes etc.
Endósporos não são mortos; não pode ser utilizado como esterilizante
Destruição de células vegetativas Não é esterilizante de microrganismos patogênicos, e de muitos outros microrganismos, no leite, suco de frutas e em outras bebidas
Calor seco (forno de ar quente)
170 a 180 o C por 1 a 2 h oras
Esterilização de materiais impermeáveis ou danificáveis pela umidade (óleos, vidrarias, instrumentos cortantes, metais)
Destrói materiais que não suportam altas temperaturas por muito tempo
Incineração
Centenas de o C
Esterilização de alças de semeaduras, eliminação de carcaças de animais infectados, eliminação de objetos contaminados que não podem ser reutilizados
O tamanho do incinerador deve ser adequado à queima rápida e completa da maior carga; apresenta potencial de poluição do ar
Baixas temperaturas (congelamento)
Menor que 0 oC
Preservação de alimentos e outros materiais
Principalmente microbiostático em vez de microbicida
- 196 o C
Preservação dos microrganismos
Alto custo do nitrogênio líquido
Nitrogênio líquido
Fonte: Adaptado de PELCZAR (1997) 7.6.3.2 Radi ações
Radiação é energia transmitida através através do espaço ou atravéscomprimento de um material. A quantidadeeletromagnética de energia de uma radiação pode ser descrita do chamado de onda, como as ondas de rádio, que apresentam os maiores comprimentos, e os raios cósmicos, que têm os mais curtos. A quantidade de energia de uma radiação é inversamente proporcional ao comprimento de onda: quanto menor o comprimento de onda, maior o conteúdo energético. Radiações de alta energia incluem raios gama, raios X e luz ultravioleta (nessa ordem). Estas radiações podem matar as células, inclusive microrganismos.
62
No caso de raios gama e raios X, a radiação tem energia suficiente para ionizar moléculas, como, por + exemplo, as de água, que são quebradas em radicais hidroxila (OH ⋅) e íons hidrogênio H . Isto é importante porque os radicais hidroxila são altamente reativos e destroem compostos celulares como DNA e proteínas, produzindo então um efeito germicida indireto da radiação. As radiações ionizantes podem também atuar diretamente nos constituintes vitais da célula, inclusive nos microrganismos. Os sistemas que usam este tipo de radiação contém equipamentos caros e devem ser operados por pessoas treinadas, o que em princípio os fazem pouco interessantes para aplicações em desinfeção de esgoto. 7.6.3.3 Filtração Já em 1884, Charles Chamberland, que desenvolveu a autoclave, descreveu o uso de um filtro para remover bactérias da água potável. Para purificar a água, ele utilizou porcelanas porosas na forma de um funil, uma técnica utilizada no laboratório de Pasteur, para separar microrganismos dos seus meios de cultura. Inicialmente os filtros eram de cerâmica, asbestos e vidro sinterizado. Muitos deles são agora substituídos por filtros de membrana de celulose, comumente referidos como membranas filtrantes. As membranas filtrantes são discos de ésteres de celulose extremamente finos (cerca de 150 microns) com poros pequenos o suficiente para impedir a passagem de microrganismos. As suas vantagens são: têm poros de diâmetros conhecidos, uniformes e do tamanho desejado, absorvem pouco o fluido e são mais rápidas com relação aos antigos filtros. Além da esterilização da água, elas são úteis para separar diferentes tipos de microrganismos e para coletar amostras microbianas. Por exemplo, na análise microbiológica da água, elas têm a função de concentrar os microrganismos a partir de um grande volume da amostra. Também são úteis para eliminar microrganismos do ar (filtros de partículas). 7.6.3.4 Dessecação Células microbianas vegetativas, quando dessecadas, interrompem suas atividades metabólicas, levando a um declínio na população total viável. Este processo físico de controle microbiano foi largamente utilizado antes do desenvolvimento da técnica de resfriamento de alimentos, e é ainda usado para secagem de frutas, carnes, pães e grãos. Na área de saneamento, é utilizado para o tratamento de lodos, que são dessecados geralmente pela ação dos raios solares. O tempo de sobrevivência dos microrganismos, após a dessecação, depende de vários fatores como: tipo de microrganismo, do material (substrato) onde são dessecados, da intensidade do processo de dessecação, e das condições físicas como luz, temperatura e umidade. Certas espécies de cocos Gram-negativos, como Neisseria gonorrhoea e Neisseria meningitidis, são mais sensíveis, morrendo em questão de minutos após a dessecação. As espécies de Streptococus e outros cocos Grampositivos são muito mais resistentes e podem sobreviver por várias horas, enquanto o Mycobacterium tuberculosis permanece viável por um longo período de tempo. Finalmente os endósporos bacterianos coberta porviáveis uma parede celular espessa, resistente a agentes químicos e físicos) dessecados, (bactéria podem permanecer indefinidamente.
63
7.7
ANÁLISE COMPARATIVA E CONCLUSÕES
O desinfetante mais amplamente utilizado em nível mundial é o cloro, estimando-se que participa em 70% de todas as operações de desinfecção. É, de longe, o mais barato, e é um bom desinfetante, causando o seu uso um impacto positivo imediato na saúde pública. Porém, é agora conhecido que o cloro introduz um problema crônico, muito mais sutíl e difícil de avaliar que o anterior, que é a produção de compostos carcinogênicos (THMs) quando reage com a matéria orgânica. Passados quase 30 anos desde os primeiros trabalhos divulgados com relação ao perigo dos THMs nas águas, se está ainda praticamente na mesma situação do cloro, devido às vantagens econômicas do mesmo e à poderosa industria que funciona ao de seuuso redor. Simultaneamente, a necessidade de tratamento e desinfecção dos esgotos se faz cada vez maior, devido à deterioração da qualidade das águas dos mananciais, tanto superficiais quanto subterrâneos. Frente a esse panorama, apareceram outros produtos químicos (dióxido de cloro e ozônio) e procedimentos físicos (radiação UV), como candidatos a ocupar um lugar nos procedimentos de desinfecção de águas. Cada um deles tem vantagens e desvantagens comparativas, conforme apresentado na Tabela 7.18. Ao bom profissional da área de engenharia sanitária e ambiental cabe a decisão de que alternativa utilizar. O dióxido de cloro é um poderoso oxidante e desinfetante que não produz THM por cloração direta. No entanto, ele pode produzir presença de cloritos e cloratos (potencialmente cancerígenos), e pode ter um efeito potenciador de THMs em outras etapas posteriores. Os subprodutos oxidados como aldeídos e cetonas e outros produzidos por ele, são também considerados potencialmente perigosos para a saúde humana, e ainda têm sido pouco estudados. O ozôniomotivos é um excelente desinfetante e oxidante, mas toda também potencialmente perigoso pelos mesmos que o dióxido de cloro, pois produz umaésérie de subprodutos orgânicos diferentes dos que chegam na água a ser tratada. Sabe-se que a matéria orgânica fica numa forma mais biodegradável depois do tratamento com ozônio, então este fato deve ser levado em conta quando da utilização de ozônio. As águas que contém brometo reagem ao tratamento, produzindo compostos bromados potencialmente perigosos. A radiação UV apresenta uma série de vantagens intrínsecas para a desinfecção de esgotos tratados, notadamente por não gerar subprodutos prejudiciais ao meio ambiente e por não ser tóxica para os peixes, mas apresenta baixas eficiências quando os teores de sólidos suspensos no efluente são mais elevados.
64
Tabela 7.18 – Aplicabilidade das principais alternativas de desinfecção Parâmetro
Cloração com Cl 2
Cloração e Descloração Todos os tamanhos
Dióxido de Cloro
Ozônio
Ultravioleta
Pequeno a médio
Médio a grande
Pequeno a médio
Tamanho da estação
Todos os tamanhos
Nível de tratamento antes da desinfecção
Todos os níveis
Todos os níveis
Secundário
Secundário
Secundário
Boa
Razoável a boa
Razoável a boa
Razoável a boa
Razoável a boa
Confiabilidade dos equipamentos Controle do processo Complexidade relativa da tecnologia Preocupação com a segurança
Bem desenvolvido Simples a moderada Sim
Razoavelmente Razoavelmente Razoavelmente Razoavelmente bem desenvolvido bem desenvolvido bem desenvolvido bem desenvolvido Moderada Sim
Moderada Sim
Efeitobactericida
Bom
Bom
Bom
Efeitovirucida
Ruim
Ruim
Bom
Toxicidade para os peixes Subprodutos prejudiciais
Tóxido
Não tóxico
Sim
Sim
Persistênciadoresidual
Longa
Não
Tempo de contato
Longo
Longo
Contribuição para o Oxigênio Dissolvido Reaçãocomamônia Remoçãodecor Aumento de sólidos dissolvidos DependênciadopH
Não Sim Moderada Sim Sim
Não Sim Moderada Sim
Sim Moderada Moderado a longo Não Não Sim Sim
Sim
Não Moderada
Sensível à operação e manutenção
Mínima
Moderada
Corrosivo
Sim
Sim
Fonte: Adaptado de USEPA (1986)
Tóxico
Sim
Complexa No
Simples a moderada No
Bom
Bom
Bom
Bom
Não esperada
Não tóxico
Nãoesperados
Não
Não
Não
Moderado Sim
Curto Não
Sim (com pH elevado) Sim Não
Não Não
Não
Pequena (pH elevado) Elevada Sim
Não Moderada Não
65 7.8
BIBLIOGRAFIA
ARCEIVALA, S.J. Wastewater treatment and disposal: engineering and ecology in pollution control . Marcel Dekker, Inc., New York, 1981, 892 p. BARROS, R. T. V., CHERNICHARO, C. A. L., HELLER, L., VON SPERLING, M. Manual de saneamento e proteção ambiental para os municípios – Vol 2: Saneamento. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG, 1995, 221 p. BELOHLAV, L.R, McBEE, E.T. Discovery and early work. In: Chlorine: Its manufacture, properties and use. ACS Monograph # 154, Reinhold Publ., New York, 1962; apud USEPA – United States Environmental Protection Agency.Municipal Wastewater Disinfection – Design Manual, EPA/625/186/021, Cincinnati, 1986, 247 p. CAMPOS, J. R, PIZZIRANI, J. A. Desinfecção com radiação ultravioleta. Engenharia Sanitária . Belo Horizonte, 1997, 19 p.
9o Congresso Brasileiro de
DANIEL, L. A. Desinfecção de esgotos com radiação ultravioleta: fotorreativação e obtenção de parâmetros cinéticos. Tese Doutorado, Escola de Engenharia de São Carlos – USP, 1993, 212 p. DEGRÉMONT. Memento Technique de l'Eau, 9ª ed., vol 2, Editora Lavoisier, Paris, França, 1989. HARM, W. Biological effects of ultravilet radiation. Nova Iorque, Cambridge University Press, 1980, 216 p. HARRIS, G. D., ADAMS, V. D., MOORE, W. M., SORENSEN, D. L. Potassium ferrioxalate as chemical actinometer in ultraviolet reactors. J. Environmental Engineering Division – ASCE , v. 113. n.3, 612625, 1987. HOM, L. W. Kinetics of chlorine disinfection in an ecossystem.Journal of the Sanitary Engineering Division, SA1, p.183-195, 1972. HUFF, C. B., SMITH, H. F., BORING, B. S., CLARKE, N. A. Study of ultraviolet disinfection of water and factors in treatment efficiency.Public Health Reports . v.80, n.8, 695-705, 1965.
JAGGER, J. Photoreactivation.Bacteriolocal Reviews, v. 22, 99-142, 1958. JORDÃO, E.P., PESSÔA, C.A. Tratamento de esgotos domésticos , ABES, Rio de Janeiro, 3ª edição, 681 p, 1995. KOLLER, L. R. Ultraviolet Radiation. John Wiley & Sons, 1952, 220 p. LANGLAIS, B. et al. Ozone in Water Treatmen t: Aplication and Engineering . "American Water Works Association Research Foundation: Compagnie Générale des Eaux", Lewis Publishers, 569 p., USA, 1991. LAPLANCHE, A., Le traitement à l'Ozone.Apostila Curso ENSCR, Rennes, França, 2000. LEGUBE. B e al. Le traitement des Eaux de Surface pour la Production d'Eau Potable .188p, Guide technique, Université de Poitiers, França, 1996. MARTIN, G. Seminaire du GRUTTEE, Paris, França, 1979. MASSCHELEIN, W. J. e al. L'Ozonation Des Eaux - Manuel pratique. AIO3, 223p, ed Lavoisier, Paris 1980. MOROWITZ, H. J. Absorption effects in volume irradiation of microorganisms. Science, v. 111, n.3, 229230, 1949. OLIVER, B. G., COSGROVE, E. G. The disinfection of sewage treatment plant effluents using ultraviolet light. Canadian Journal of Chemical Engineering , v. 53, n.4, 170-174, 1975.
66
PHILLIPS, R. Sources and applications of ultraviolet irradiation . Academic Press, 1983, 434 p. SCHEIBLE, O. K. Development of a rationally based protocol for the ultraviolet light disinfection process. J. Water Pollution Control Federation, v.59, n.1, 25-31, 1987. SENS. M. L., LAPLANCHE A., SAUZE, N , LANGLAIS, B. Effets des Anions Minéraux Sur la Décomposition de l´Ozone Dans l´Eau.Revue Des Science de L Eau , França, v.3, p.325-341, 1990. USEPA – United States Environmental Protection Agency. Municipal Wastewater Disinfection – Design Manual, EPA/625/1-86/021, Cincinnati, 1986, 247 p.
Alternative USEPA – United States Protection Agency.1999, Manual. Office ofEnvironmental Water 4607, EPA 815-R-99-014, 330p. Disinfectants and Oxidants. Guidance VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos – Vol. 1: Princípios do tratamento biológico de águas residuárias. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG, 1995, 240 p. VON SPERLING, M., CHERNICHARO, C.A.L. A comparison between wastewater treatment processes in terms of compliance with effluent quality standards. In: Anais, XXVII Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental , AIDIS, Porto Alegre, 3-8 Dezembro 2000. Anais eletrônicos. WEF – Water Environment Federation. Design of Municipal Waste water Treat ment Plants – Volume II. Manual of practice No. 8. Water Environment Federation, 1992, 1592p. WEF – Water Environment Federation. Wastewater disinfection. Manual of practice FD-10 . Water Environment Federation, 1996, 299p. WEF – Water Environment Federation. Wastewater disinfection. Manual of practice FD 10 . Water Environment Federation, 1996, 299 p.
Operation of municipal wastewater treatment plants. Manual of WEF practice – Water MOP Environment 11. WaterFederation. Environment Federation, 1996, 964 p.
1
8 TRATAMENTO DE ODORES EM SISTEMAS DE ESGOTOS SANITÁRIOS Paulo Belli Filho, Rejane Helena Ribeiro da Costa, Ricardo Franci Gonçalves, Bruno Coraucci Filho, Henrique de Melo Lisboa
8.1 ODOR EM ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ESGOTOS SANITÁRIOS As instalações de tratamento de esgotos sanitários podem gerar odores em função dos processos adotados e das condições operacionais empregadas. Por conseqüência, estas instalações tornam– se indesejáveis às suas vizinhanças, justificando a implementação da gestão das emissões odorantes, seja na adoção de medidas de prevenção na sua produção, ou na ação de tratamento dos gases. Os maus odores são provenientes de uma mistura complexa de moléculas com enxofre (H 2S e mercaptanas), nitrogenadas (NH3 e aminas), fenóis, aldeídos, álcoois, ácidos orgânicos etc. Nas estações de t ratamento de efluentes líquidos estes compostos estão presentes em diversos níveis operacionais. BONNIN et al. (1993) apresenta na Tabela 8.1 os principais pontos de emissão e os níveis de concentração dos odores em uma estação de tratamento de esgotos sanitários. Tabela 8.1- Emissões de odores nas estações de tratamento de esgotos sanitários Pontos na ETE
Estação elevatória Unidades de pré-tratamento Decantador Sistema de lodos ativados Espessador de lodo Sistema de desidratação de lodo Sistema de disposição final de lodo Fonte: BONNIN et al. (1993)
Concentrações médias (mg/m3)
H2S 4,80 3,50 0,50 0,40 9,80 6,50 0,40
NH3 0,25 0,50 0,07 0,07 0,80 0,85 7,00
Em processos anaerób ios de tratamento de esgotos, o s compostos odorantes provenientes da atividade bacteriana são: gás sulfídrico, mercaptanas, amônia, aminas com baixo peso molecular, indol, escatol, ácidos graxos voláteis, álcoois, aldeídos, cetonas e ésteres. Na Tabela 8.2 são apresentadas as características dos principais co mpostos relacionados aos maus odores. Observa–se que os compostos com enxofre possuem seus limites de detecção e percepção olfativos com reduzidas concentrações, sendo, portanto, os principais co mpostos responsáveis pelos maus odores. Em segundo grau de importância apresentam–se os compostos com nitrogênio.
2 Tabela 8.2 - Características dos principais compostos odorantes em estações de tratamento de águas residuárias
Classe de composto Enxofre
Composto
Peso molecular (g) Ácido Sulfídrico 34,1 Metilmercaptana 48,1 Etilmercaptana 62,1 Dimetilsulfeto 62,13 Dietilsulfeto 90,2 Dimetildissulfeto 94,2
Fórmula química
Característica dos odores
Limite olfativo (mg/N m3 ar)
H2S CH3SH C2H5SH (CH3)2S (C2H5)2S (CH3)2S2
Ovo podre Repolho, alho Repolho deteriorado Legumes deteriorados Etéreo Pútrico
0,0001 a 0,03 0,0005 a 0,08 0,0001 a 0,03 0,0025 a 0,65 0,0045 a 0,31 0,003 a 0,0014
Nitrogênio
Amônia Metilamina Etilamina Dimetilamina Indol Escatol Cadaverina
17 31,05 45,08 45.08 117,5 131,5 102,18
NH3 CH3NH2 C2H3NH2 (CH3)2NH C8H6NH C9H8NH NH2)(CH2)5NH2
Picante e irritante Peixe em decomposição Picante, amoniacal Peixe deteriorado Fecal, nauseante Fecal, nauseante Carne em decomposição
0,5 a 37 0,0021 0,05 a 0,83 0,047 a 0,16 0,0006 0,0008 a 0,10 -
Ácidos
Acético Butírico Valérico
60,05 88,1 102,13
CH3COOH C3H7COOH C4H9COOH
Vinagre Manteiga Suor
0,025 a 6,5 0,0004 a 3 0,0008 a 1,3
Aldeídos e
Formaldeído Acetaldeído
30,03 44,05
HCHO CH3CHO
Ocre, sufocante maçã
0,033 a 1,12 0,04 a 1,8
Cetonas
Butiraldeído Isovaleraldeído Acetona
72,1 86,13 58,08
7CHO C3HCHCH (CH3) 2 2C HOCH3COCH3
Ranço Fruta, maçã Fruta doce
0,013 a 15 0,072 1,1 a 240
Alcoóis e Fenóis
Etanol Butanol Fenol Cresol
46 74 94 108
CH3CH2OH C3H7CH2OH C6H5OH C6H4CH3OH
-
0,2 0,006 a 0,13 0,0002 a 0,004 0,00001
8.2 AVALIAÇÃO DOS ODORES Os odores podem ser avaliados através de técnicas de análises químicas e olfatométricas. As análises químicas identificam e quantificam os compostos responsáveis pelos odores, enquanto que a olfatometria qualifica e apresenta as intensidades odorantes com seus níveis de incômodos. Um ordenamento de amostragens e orientações analíticas sobre gases com maus odores é apresentado na Figura 8.1 (ZURITA, 1999) e a Tabela 8.3 resume os métodos de análises dos compostos químicos (BELLI, 1995).
3 Tabela 8.3 - Métodos de análise dos compostos.
Compostos ou famílias químicas
Métodos analíticos
H2S
Iodométrica, gravimétrica Colorimétrica e cromatografia gasosa
Mercaptanas
Gravimétrica - cromatografia gasosa/espectrometria de massa
SO2
Volumétrica - cromatografia gasosa/espectrometria de massa
NH3
Volumétrica - cromatografia gasosa/espectrometria de massa
Aminas
Volumétrica cromatografia gasosa/espectrometria de massa
Aldeídos e cetonas
cromatografia gasosa/espectrometria de massa
Álcoois
cromatografia gasosa/espectrometria de massa
Figura 8.1 - Tipos de testes para a avaliação dos odores
4
8.3 TRATAMENTO FÍSICO-QUÍMICO DE GASES ODORANTES Ao lado dos processos biológicos, o tratamento de atmosferas poluídas com compostos odorantes pode ser efetuada através de processos físico-químicos: adsorção e absorção. Este último consiste em transferir, por lavagem, os compostos da fase gasosa a uma fase líquida, normalmente aquosa.
8.3.1 Processo de tra tamento de gases por meio d e absorção Esse processo de tratamento consiste numa absorção, fundamentada na transferência de um gás para uma fase líquida. Este proces so é aplicado quando o composto gasoso a ser tratado é estável. Entretanto, uma reação química pode frequentemente aumentar a transferência de massa. Por exemplo, a utilização de uma solução aquosa em determinado pH, aumenta a solubilidade aparente do produto a transferir, favorecendo uma reação de dissociação. Este processo, denominado lavagem ácido-básica, consiste numa operação de transferência de massa, acompanhada pela reação química de dissociação em formas iônicas solúveis. Outros exemplos são as lavagens oxidantes. A destruição do poluente pelo oxidante, não somente regenera continuamente a solução de lavagem, como pode igualmente aumentar a taxa de transferência. Algumas vezes pode-se utilizar as duas reações simultaneamente. 8.3.1.1 Principais equipamentos para absorção de gases Os equipamentos para transferência de compostos da fase gasosa para a fase líquida são chamados de “lavadores de gases” ou “scrubbers”. A performance lavadores depende do tempo residênciaodorantes do gás noaequipamento, da área8.4 interfacial e dasdos propriedades físico-químicas dosdecompostos eliminar. A Tabela apresenta algumas informações sobre os diversos equipamentos existentes. O equipamento mais comumente utilizado é a coluna com material de enchimento. Ela funciona predominado com predominância do fluxo a contra corrente e apresenta um custo relativamente baixo. As colunas de prato podem ser utilizadas quando o material de enchimento do reator encontra limites: entupimento ou vazão líquida insuficiente para garantir alta umidade no interior. Possui custo elevado, salvo para os grandes diâmetros (diâmetro da torre > 1,5 m). Apresenta outras desvantagens: tendência a formar lamas ou emulsões estáveis, maior perda de carga, maior volume de líquido de absorção, baixa flexibilidade, sobretudo no caso de placas perfuradas. As colunas de aspersão são utilizadas apenas quando a resistência à transferência de massa está inteiramente no filme gasoso (compostos muito solúveis em fase líquida). A eficiência é frequentemente menor, uma vez que as gotas tem tendência a coalescer, levando a uma redução da superfície de troca. As Colunas de atomização são uma variante das torres de aspersão, são mais eficientes, entretanto, quando funcionam na mesma corrente dos gás-líquido elas têm uma eficiência limitada. Os lavadores do tipo venturi são sistemas “convergente-divergente”, por onde passa o gás a ser tratado. No tipo injetor, a energia é fornecida ao líquido que, ao se pulverizar, se mistura, lavando o gás a tratar. No tipo venturi clássico, a energia é fornecida ao gás, que pulveriza o
5
líquido que se projeta na garganta do venturi, por intermédio de vários bicos. A velocidade do gás no estreitamento é elevada (30 a 100 m/s), o diâmetro das gotas é pequeno e as perdas de carga atingem 0,05 a 0,1 bar. O dimensionamento e a regulagem deste tipo de aparelho exigem atenção do projetista. Como a área interfacial é elevada, são apropriadas às operações que impliquem numa reação química rápida no filme líquido. Os misturadores estáticos são contactadores diretamente colocados nas tubulações. Eles apresentam áreas de trocas e k L muito elevados. Por outro lado, as perdas de carga são elevadas (0,1 a 0,4 bares). Eles são ainda pouco utilizados e mal conhecidos quando a fase contínua é um gás. Eles podem ser utilizados por uma instalação muito compacta em presença de uma reação química.
Tabela 8.4 – Principais características dos equipamentos de lavagem de gases Sistema
Aplicação
Perdas decarga e custos energéticos
Coluna com pulverização
Para compostos muito solúveis
Coluna com enchimento
Sistema clássico para todas as situações
kL
kG
a
(m/s)
(m/s)
(m2/m3)
1 a 5x10 -2
10 a 100
-5
1 a 5x10 -2
50 a 400
-4
1 a 5x10 -2
25 a 500
1 a 3x10 -2
500 a 20.000
Pequenos
0,01 a 2x10
Médios
0,5 a 5x10
Coluna com pratos
Vazão de gases reduzida
Médios
0,5 x 1x10
Venturi
Recomendado para as reações químicas
Elevados
5 a 1x10
Misturador estático
Recomendado para as reações químicas
Elevados
0,2 a 1x10
Torre de atomização
Para compostos com muita solubilidade
Pequenos
1 a 6x10
-4
-3
-4
-3
5000 a 50.000
1 a 30
7
8.3.1.2 Critérios e parâmetr os de dimens ionamento de um rea tor de absor ção
a) Verificação do problema As orientações básicas para o dimensionamento de reatores de absorção são apresentadas por LAPLANCHE (1999). A finalidade de um aparelho de contato gás-líquido é o de transferir o máximo de compostos da fase gasosa para a fase líquida, nas melhores condições econômicas de construção e operação. Os compostos suscetíveis de serem tratados são muito numerosos e pertencem às seguintes famílias qu ímicas: • compostos com enxofre : gás sulfídrico e mercaptanas; • compostos nitrogenados: am oníaco, aminas alifáticas, cícli cas, aromáticos; • derivados carbonilados: cetonas, acetal deído, butiraldeído, valeraldeído; • ácidos: butírico, valérico, caproíco; • fenóis e os cresóis. Na transferência de fases, que é baseada na teoria do filme duplo gás-líquido, deve ser considerado o que preconiza a Equação 8.1. dN
=
k L a × dv × E × (C
*
−C
)
(8.1)
na qual: dN: taxa de transferência de gás KLa: constante específica de superfície dv: volume elementar da transferência de fases E: coeficiente de aceleração de transferência de massa * C -C: gradiente de transferência do gás no meio líquido C*: Concentração do gás na interface do filme C: Concentração de gás na fase líquida
O projetista poderá melhorar a eficiência de troca de massa por uma ou várias das seguintes ações: • aumentar o valor do k La, que depende da turbulência (k L) e da aparelhagem (a) (Ver Tabela 8.4); • aumentar o coeficiente de acelera ção da transferênci a de massa E. Para isto, será nece ssário que ocorra uma reação química rápida junto à fase líquida; • aumentar o volume do aparelho de transferência; • aumentar o gradiente de transferência do gás no meio líquido (C* - C). Este gradiente é função da solubilidade do gás na fase líquida Entretanto, a escolha do processo de tratamento de gases deverá levar em conta as seguintes condições: • o tamanho da apare lhagem que se traduz em custos de investimento; • o consumo energético; • o consumo e destino das soluções de lavagem e dos reativos.
8
b) Seleção e dimensionamento do meio de contato Quatro são as etapas para se dimensionar o meio de contato gás-líquido escolhido: 1. pesquisa ou estimativa dos dados que permitam estabelecer os balanços de massa; 2. cálculo do diâmetro da col una de transferência (baseado na hidrodinâmica da coluna); 3. determinação da altura da col una de transferência. Ela pode ser calculada : • pela determinação da altura de um estágio teórico e do número de estágios teóricos necessários para a transferência desejada; • pela determinação da altura de uma unidade de transfe rência e do número de unidades de transferência; pela utilização da fórmula geral de transfe rência com uma estimati va do gradiente de transferência médio; • pelo cálculo, passo a passo, a partir de uma extremidade da coluna, resolvendo os balanços de massa e térmicos; 4. determinação da perda de carga através da instalação. •
c) Seleção do líquido de absorção do lavador de gases Nas operações de tratamento de atmosferas por absorção gás-líquido a escolha do líquido de lavagem é a chave do sucesso da operação. As qualidades de um bom solvente são as seguintes: • solubilidade elevada, de modo a aumentar a transferência e minimizar a quantidade de solvente utilizado. Se a solubilidade é muito elevada, o processo será controlado pela transferência, por meio do filme gasoso. Se o composto é pouco solúvel, o processo será controlado por meio do filme líquido; • volatilidade do gás a mais baixa possív el, de modo a não gerar uma poluiçã o secundária • • •
eventual; viscosidade a mais baixa possível; boa estabilidade química em relação aos compostos absorvidos ; ausência de toxicidade e baixo custo.
O líquido de absorção mais utilizado é o solvente aquoso. Entretanto, a solubilidade dos compostos odorantes na água pura é baixa, na maior parte do tempo, e utilizam-se soluções contendo reagentes químicos (ácidos, bases e oxidantes) permitindo, por sua vez: • aumentar a solubilidade aparente dos com postos a eliminar; • gerar um coeficiente de acelera ção da transferência de massa E (ver Equação 8.1); • transformar, em alguns casos, as molécul as odorantes em co mpostos não odorante s e não tóxicos. Os principais reagentes para as soluções de absorção são: • ácidos (H 2 SO4, HCl), para tratar os compostos nitrogenados; • •
•
básicos (NaOH, KOH), para solubilizar os compostos de enx ofre, os ácidos e os fenóis; oxidantes (peróxido de hidrogêni o, ácido hipocloroso, ozôni o), para transformar o conjunto dos compostos o dorantes; redutores (bissulfito de sódio), suscetíveis de reagi r com certos compostos carbonatad os.
Cada família de compostos necessita de condições de tratamento particulares. Um tratamento por lavagem é constituído de colunas colocadas em série, cada uma delas específica para eliminar uma família de compostos.
9 e) Modelo simplicado para determinar a altura de uma coluna de lavagem
A altura de uma coluna de lavagem (H c) depende da eficiência, da circulação dos fluidos e da capacidade do composto a ser tratado e a ser transferido para o líquido de lavagem. É necessário, em todos os casos, conhecer ou fixar as condições de entrada e de saída da coluna (vazão das fases e concentrações dos poluentes), as relações de equilíbrio e certas características do material de contato, pela Equação 8.1 (k La, kL, a). Duas hipóteses teóricas permitem fixar a altura da coluna de lavagem: • Determinação do número teórico de estágios (N te), necessário para obter uma determinada eficiência de tratamento; •
ut), necessário Determinação do número de transferência umdetratamento, e da altura de uma unidadededeunidades transferência (H ut). Neste(Ncaso, a altura dapara coluna lavagem será : H c = H ut x Nut.
f) Tecnologia das colunas de absorção com material de enchimento
As colunas são reatores clássicos utilizados para tratar por absorção um poluente gasoso. Elas são recomendadas no caso de reações químicas lentas, porque a eficiência de contato seria limitada pelas possibilidades de transferência. A Figura 8.2 ilustra uma concepção de torres com material de enchimento. Uma torre de absorção com material de enchimento é composta de um corpo, em geral cilíndrico, contendo : • um compartimento para recirculação do líquido de lavagem, na parte inferi or, com volume equivalente à vazão de bombeamento durante 90 segundos; • uma entrada de gás; • uma grade de suporte do material de enchimento; • uma ou mais repartições da torre para o material de enchimento; • •
um de distribuição de líquidos comasrecirculação; um sistema removedor de gotas, capaz de eliminar gotas carregadas pelo gás.
Figura 8.2 - Esquema de torre de absorção com material de enchimento.
10
Grade de suporte
A grade de suporte tem um duplo papel: suportar o peso do material de enchimento e do líquido retido e assegurar uma distribuição dos fluidos na parte baixa da torre. Para este último papel é importante que a grade suporte tenha uma fraçã o de vazios da ordem de 75% e permita uma distribuição bem homogênea. Material de enchimento
O material de enchimento é o elemento essencial para o contato gás-líquido. Sua escolha se dá em função de vários critérios: eficiência, preço, operacionalidade e hidrodinâmica da coluna. A forma e as características dos principais materiais de enchimento são dadas na Tabela 8.5.
Tabela.8.5 - Características de materiais de enchimento
Material de enchimento
Anel de Rachig cerâmico
Anel de Raschig plástico Anéis Pall cerâmico
Anel Pall plástico
Intalox cerâmico
Super Intalox cerâmico Super Inatalox plástico Tellerettes plástico
Tamanho (10-3 m)
Densidade do leito (kg/m3) 960 970 880 800 770 730 680 650 560 -
Superfície específica (m2/m3) 794 575 368 240 200 190 130 95 70 193 122
Indice de vazios (%) 62 64 67 69 71 71 73 74 78 -
Fator de enchimento (m2/m3) 5250 3280 2100 840 525 410 310 210 120 456 278
6 9 12 19 25 38 50
112 88 76 68 64 860 800 730 700 670 620 600
102 220 165 120 105 341 207 128 102 85 300 250 150 110
73 76 77 78 87 90 91 92 92 65 67 71 73 73 76 76
190 278 158 112 72 320 170 130 82 52 2400 1080 660 475 300 170 130
76 No 1 No 2 No 3 25 50 25 50
570 96 60 52 -
207 108 88 300 110
79 90 93 94 75 90
72 210 108 52 131 92 110 50
6 9 12 19 25 31 38 50 76 25 38 51 25 38 51 76 25 38 50 88
Fonte : LAPLANCHE (1999)
11
Os Anéis Rachig são caracterizados por sua superfície geométrica que difere com frequência da sua superfície ativa, em razão da presença de elementos químicos preferenciais (sua forma beneficia um efeito centrífugo, dirigindo o líquido em direção às paredes). Os Anéis Pall são caracterizados pelo número de pontos de contato entre os elementos do material de enchimento no empilhamento. Uma gota continuamente se forma a cada ponto de contato e cria uma superfície ativa. Caminhos preferenciais não existem nesta categoria. Cada guarnição de material de enchimento é caracterizada por um fator “F”, dito fator de enchimento que, para os Anéis Rachig, depende de suas formas geométricas A/ E3 (sendo “A” a superfície específica e “E” a porosidade do material de enchimento). O fator “F” é, atualmente, determinado experimentalmente. Este fator é utilizado nos cálculos que levam à determinação do diâmetro da coluna. O diâmetro do material de enchimento (d p) está relacionado ao diâmetro D c da coluna. Admite-se, em geral, que é necessário respeitar a seguinte condição : 12 <
Dc dp
<
60
(8.2)
na qual: Dc: diâmetro da coluna dp: diâmetro do material de enchimento
Sistema de distribuição do líquido Para um bom funcionamento da coluna, o líquido deve formar uma película contínua sobre a superfície do material de enchimento. A obtenção desta película sobre toda a seção da coluna depende da boa distribuição do material de enchimento. Para tanto, recomenda-se que a distribuição seja em camadas, com um mínimo de 50 pontos de distribuição por m 2 de seção de coluna, ou, preferencialmente, por meio de aspersores.
Removedor de gotas O gás, circulando em contra corrente ao líquido, pode carregar as gotas mais finas deste último. O ar circulando, por exemplo, a uma velocidade de 1 m/s dentro da torre, carrega as gotas de um diâmetro inferior a 1,0 mm. O distribuidor de líquido, localizado no topo da coluna, deve estar, portanto, imperativamente abaixo de um elemento removedor de gotas de dimensões de 0,05 à 0,5 mm, por onde atravessam e são removidas. Utilizam-se, para isto, removedores de gotas tipo colchão ou chicanas. O funcionamento destes removedores de gotas é ligado ao efeito do choque dos fluidos sobre um elemento encontrado. Sob efeito do choque, o gás, mais leve, é desviado e continua seu caminho. O líquido, mais pesado e possuindo, portanto, uma energia cinética superior (um fator F = 1000), é impactado no elemento removedor de gotas. A eficiência do removedor de gotas está ligada à velocidade de passagem, fator importante da energia transportada pelas gotas. Para um sistema ar/água, a velocidade de arraste varia de 3 a 5 m/s, dependendo do tipo de removedor de gotas. Para os colchões e chicanas clássicas, adota-se, em geral, para evitar este arraste e reentrada, velocidades de 2,5 a 2,8 m/s. g) Hidrodinâmica de uma torre de enchimento A hidrodinâmica das colunas de enchimento deve responder às seguintes questões (LAPLANCHE, 1999):
12 •
•
• •
Qual é a velocidade ótima de passagem do gás? (já que esta influencia na determinação do diâmetro da coluna) Qual é a taxa de umidad e do material ? (A fração do material de ench imento recoberta pelo filme líquido confere umidade ao meio e é um dos elementos a se considerar para caracterizar a eficiência da coluna) Qual é a perda de carga na coluna? Qual é a retenção líquida dentro da coluna com material de enchimento ?
8.3.2 Processo de tra tamento de gases através de adsorção A adsorção, é um dos processos de tratamento mais empregados e compreende a transferência de um gás para um meio sólido. Neste processo, uma etapa suplementar é necessária para a regeneração do material suporte e recuperação dos produtos adsorvidos. Muitos trabalhos sobre esta tecnologia são apresentados, destacando-se: RUTHVEN (1984), NOLL et al. (1992) e TIEN (1994).
8.3.2.1 Aspectos sobre a adsorção A adsorção corresponde à transferência de uma molécula de uma fase gasosa para uma fase sólida. Este fenômeno obedece as leis de equilíbrio entre a concentração na fase gasosa e a concentração na fase sólida, relacionada com a superfície do material adsorvente. A adsorção é realizada de forma instantânea e é um fenômeno com baixa energia O mecanismo envolve as seguintes etapas : • transferência do fluido em direção à camada limite gasosa e o material poroso; • difusão da molécula, através desta camada limite; • difusão da molécula no interior dos poros do material adsorvente. Para realizar a adsorção de substâncias odorantes, diferentes materiais porosos podem ser utilizados. O carvão ativado aparece como a categoria de adsorvente mais empregada, apresentando–se sob as seguintes formas: em pó, granular, combinado com tecidos ou em fibras.
8.3.2.2 Critérios de dime nsionamento de um reator de adsorção A depuração de um gás com um material adsorvente se realiza ao passar o fluxo gasoso através do material de adsorção. Os poluentes são adsorvidos e saturam o material sólido. A capacidade de adsorção de um filtro e a sua eficiência dependem dos parâmetros a seguir : • quantidade adsorvida no equilíbrio, • velocidade e taxa de adsorção, • percentagem volumétrica utilizada do filtro. Não existem regras precisas para o dimensionamento de unidades de adsorção por carvão ativado. Deve ser considerada a capacidade de adsorção do material poroso, que está relacionada com as condições cinéticas do material poroso. Para avaliar a seção de um filtro de adsorção, deve-se considerar a velocidade de passagem do gás, calculada em relação à coluna sem meio suporte: 500 m/h para compostos poucos adsorvidos e 1.000 a 2.000 m/h para os facilmente adsorvidos. O tempo de contato é da ordem de 0,1 a 5 segundos. Para avaliar a quantidade de material a ser utilizado e para definir–se a altura da coluna, é necessário determinar a concentração inicial do gás, a concentração de equilíbrio e o tempo do ciclo de regeneração do material adsorvente.
13
O dimensionamento de um filtro adsorvente é feito em função de três parâmetros: • vazão de ar a tratar; • qualidade do poluente a eliminar; • concentrações dos poluentes odorantes. Para determinar a perda de carga no meio filtrante e, consequentemente, a potência do compressor ou do ventilador, deve-se conhecer as características do suporte de adsorção (tamanho do grão, quantidade de vazios etc) e as condições de operação.
8.4
TRATAMENTO BIOLÓGICO DE GASES ODORANTES
8.4.1 Princípios O princípio biológico de tratamento de gases (biodesodorização) é datado depois de 1920 (MARSH, 1994). Seu princípio reproduz os processos que são realizados naturalmente nos solos e nas águas. Os processos biológicos de tratamento de gases consistem na transferência de compostos voláteis, com maus odores, para uma fase líquida e, em seguida, na degradação, por meio de microrganismos. Aplica–se este processo para produtos biodegradáveis e relativamente solúveis em soluções aquosas.
8.4.2 Biodegradabilidade Dependendo do composto gasoso, as reações de degradação biológica podem ser lentas ou rápidas. Os compostos recalcitrantes possuem uma degradação biológica lenta e alguns podem ser persistentes (compostos xenobióticos). A biodegradabilidade de um composto depende das funções químicas que o constituem. A Tabela 8.6 apresenta uma classificação das principais famílias químicas, de acordo com a cinética de biodegradação (BOHN, 1993). Os mecanismos de degradação de amônia (NH 3) e gás sulfídrico (H2S), principais compostos responsáveis pela produção de maus odores em estações de tratamento de esgotos, são apresentados na Figura 8.3. Tabela 8.6 - Velocidade de biodegradabilidade de compostos voláteis. Velocidade de biodegradação Compostos e famílias Alta Alcóois, aldeídos, cetonas, ésters, eteres, ácidos orgânicos, aminas, mercaptanas, H2S, NO x, SO2, HCl, NH3, PH3, SiH4, HF
Baixa
Hidrocarbonetos, fenóis, cloreto de metila
Muito baixa
Hidrocarbonetos halogenados, hidrocarbonetos poliaromáticos, CS2
Fonte: BOHN (1993). As cinéticas de degradação dos compostos são bem representadas pela lei consolidada de Michaélis-Menten. O pH e a temperatura são dois parâmetros importantes sobre as cinéticas de degradações. A maioria dos microrganismos responsáveis pela degradação biológica dos compostos odorantes se desenvolve em pH de 6 a 9 (LI et al. , 1996). Estes microrganismos atuam principalmente na faixa de temperatura mesofílica e se desenvolvem em temperaturas entre 10 a 65 0 C, sendo a condição ótima a 37 0C.
14
Gás poluente
H2S
NH3
Transferência em meio úmido
HS-
NH4+
Biomassa
Autotrófica aeróbio (Thiobacillus) Heterotrófica
Autotrófica (Nitrobacter, Nitrosomonas)
Alcalinidade Fósforo Nitrogênio Oligoelementos
Alcalinidade Fósforo Oligoelementos
Necessidade de nutrientes
Produtofinal
S
SO
24
NO2-
NO3-
Figura 8.3 - Mecanismos biológicos para eliminar H2S e NH 3 Fonte: adaptado de BELLI FILHO (1995)
8.4.3 Processos biológicos de tratamento de gases Existem três grupos de processos biológicos de tratamento de gases. Eles se diferem segundo as características móveis ou estáticas da fase aquosa e da biomassa no interior do reator biológico. A Tabela 8.7 identifica os tipos dos reatores e a Figura 8.4 ilustra as suas configurações.
Tabela.8.7 - Processos biológicos de tratamento de gases Microflora (biomassa) Livre Imobilizada
Fase aquosa Estática
Móvel Biolavador Biopercolador
Fonte: OTTENGRAF e DIKS (1990)
Biofiltro
15
Gá sTratado
Líquido Gás Tratado Entrada
Gás Tratado Entrada Entrada Percolado
Descarte Biofiltro
Biopercolador
Biolavador
(leito bacteriano)
Figura 8.4 - Configurações dos principais processos biológicos de tratamento de gases. (LAPLANCHE, 1999)
8.4.3.1 Biofiltro
O princípio de funcionamento do biofiltro é a passagem de um gás, carregado com poluente, através de um meio suporte úmido, geralmente de origem natural, onde estão fixados os microrganismos, conforme Figura 8.5.
Figura 8.5 - Esquema de um biofiltro (MARTIN, 1991)
a) Suporte bacteriano
O suporte bacteriano, ou enchimento do biofiltro, deve ser cuidadosamente selecionado. Além de ser constituído de um suporte onde a biomassa é fixada, deve determinar a transferência de massa entre as diferentes fases (gás, líquida e sólida) e o escoamento dos fluidos dentro dos reatores. Este material deve possuir : • forte capacidade de retenção líquida; • grande superfície específica; • capacidade de manter elevada permeabilidade ao longo do tempo; • composição química variada; • pH neutro e poder tampão para as situações de produtos ácidos.
16
O meio suporte pode ser constituído de produto natural (turfa, solo, composto), construído com material único ou com mais de um material (misturado), pois necessita de grande quantidad e de biomassa. Em função da natureza e das concentrações dos produtos odorantes a serem tratados, as proporções de material fibroso/agentes estruturantes podem variar (GOLSTEIN, 1996). Para gases concentrados, deve ser aumentada a quantidade de biomassa e aplicado um meio filtrante rico em fibras e ativo biologicamente. Para meios filtrante clássicos de turfa/cavacos de madeira, a durabilidade é da ordem de 5 anos. b) Parâmetros de funcionamento
Inoculação/semeadura
Os materiais filtrantes são de srcem natural e são normalmente ricos em microrganismos. No entanto, a adição de uma semeadura como um inóculo adaptado aos compostos a serem degradados é aconselhado para reduzir o tempo de seleção e adaptação da biomassa ao ambiente. Concentração
A concentração dos poluentes é um parâmetro limitante à aplicação do biofiltro. Uma concentração muito elevada poderá proporcionar efeitos tóxicos sobre a biomassa. Fixa–se a concentração de 1 g/m3 de ar como concentração limitante para compostos orgânicos voláteis. pH
Considerando que os produtos a serem degradados geralmente são ácidos (gás sulfídrico, halogenados), é aconselhado corrigir o pH para valor neutro (LE CLOIREC et al., 1991). Temperatura
A temperatura tem influência sobre a biomassa e sobre a solubilidade do gás dentro da fase líquida. É aconselhado operar o biofiltro à temperatura ambiente. Umidade
Para a atividade biológica e a absorção do gás, é indispensável uma umidade de 40 a 60 %. Para tanto, uma aspersão é usualmente realizada, de forma controlada, para evitar a colmatação do biofiltro. c) Dimensionamento do biofiltro
Na maioria dos projetos, é utilizada uma instalação experimental para dimensionar os biofiltros em escala industrial. A Figura.8.6 apresenta um organograma simples, que permite estimar as dimensões de um biofiltro em escala industrial, seguindo as recomendações de um estudo piloto (LAPLANCHE, 1999).
17
Figura 8.6 – Princípio de dimensionamento de unidades de filtração (LAPLANCHE, 1999).
A vazão de ar “Q” a tratar e as concentrações “C” dos poluentes são impostas. Em função da natureza dos poluentes, eles podem ser facilmente biodegradáveis e solúveis na água. Após a realização de estudos piloto determina-se a carga volumétrica “C v”, onde o tempo de contacto 3 “T” do gás no reator é determinado. Na prática C v varia de 10 a 100 g/m .h. O volume do biofiltro é dado pela Equação 8.3:
V
=
Q.C (8.3)
CV
na qual: 3 V: volume do biofiltro (m ) 3 Q: vazão de ar (m /h) C: concentração do poluente (g/m3) 3 Cv: carga volumétrica (g/m .h) As perdas de cargas devem ser inferiores a 0,3 m de coluna de água por metro de leito filtrante (LI et al. , 1996), e impondo para uma altura “H” a velocidade de passagem do gás “U g”. As dimensões da superfície “S” do biofiltro são calculadas com o auxílio da Equação 8.4:
S (m 2 ) = Q Ug
=
V H
na qual: 2 S: área superficial do biofiltro (m ) Q: vazão de ar (m3/h) Ug: velocidade de passagem do gás (m/h) 3 V: volume do biofiltro (m ) H: altura do biofiltro (m)
(8.4)
18
Os valores dos parâmetros de funcionamento, frequentemente utilizados, são apresentados na Tabela 8.8. A Tabela 8.9 apresenta as cargas de massa “C m” de diversos compostos odorantes que podem ser tratados através da biofiltração.
Valores Mínimo Máximo
Tabela 8.8 - Parâmetros de funcionamento de biofiltros T(segundos) U g(m/h) C v (g/m3.h) 5 30 10 950 500 100
Fonte : MICLELSEN (1995) e LI et al. (1996) Tabela 8.9 - Carga de massa (Cm) máxima de compostos Compostos C(g/kg.d) Compostos C m m (g/kg.d) Metilformiato 35,0 Tolueno 1,58 H2 S 5,0 (CH3)2S 0,38 Butanol 2,4 NH3 0,16 Fonte : WILLIANS et al. (1992)
8.4.3.2 Biopercolador
O biopercolador (leito bacteriano) se distingue do biofiltro pela circulação contínua de uma fase líquida, a favor ou contra corrente, no meio suporte bacteriano, conforme ilustrado pela Figura 8.7. Geralmente, o líquido é recirculado ao reator após passar por uma etapa de redução de concentração.
Figura 8.7 - Esquema de um biopercolador (LAPLANCHE, 1999).
a) Suporte bacteriano
O suporte bacteriano (meio inerte) deve permitir boa interação entre a biomassa, permitindo as ações dos mecanismos físico, químico e biológico para a biodesodorização. A retenção do
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líquido neste material deve ser suficiente para assegurar a solubilização e o desenvolvimento de uma biomassa. Eles devem proporcionar a geração de pequena perda de carga. Os materiais suporte podem ser : cubos de poliuretano, enchimento com meio plástico, bolas de vidro etc. b) Parâmetros de funcionamento •
• • •
inoculação/semeadura: obrigatório para o desenvolvimento dos leitos bacterianos sobre o meio suporte; Vazão do líquido: maior que 20 m 3/m2.h; Vazão de descarte do líquido em função de sua saturação Nutrientes e pH: relação C/N/P da ordem de 100/5/1 e pH próximo de neutro.
8.4.3.3 Biolavador
Contrariamente aos outros processos biológicos de tratamento de gás, apresentados anteriormente, o biolavador é constituído de dois elementos, conforme apresentado na Figura 8.8: um contactador gás/líquido e um reator biológico/decantador, não dispondo de um meio suporte para a fixação dos microrganismos. Esta tecnologia permite um tempo de contato para os compostos absorvidos mais longo que no biofiltro e no biopercolador. A biolavagem se aplica ao tratamento de produtos voláteis solúveis, onde a biodegradação é lenta.
Figura 8.8. Esquema do princípio de um biolavador. (LAPLANCHE, 1999).
8.5
ASPECTOS ECONÔMICOS
A aplicação de uma tecnologia deve considerar diversos fatores, dentre os quais destacam-se os custos de investimentos necessários à sua implantação, operação e manutenção. Pode-se observar, na Tabela 8.10, informações comparativas de processos, dos quais os que exigem menor investimento são os processos biológicos, principalmente o biofiltro. Porém, atualmente este processo não se aplica ao tratamento de todos os gases ou em situações em que ele não será eficiente.
20
Tabela 8.10 - Processo de tratamento de gases, custos de investimentos e funcionamento. Processos Investimento Funcionamento Custo total (U$/(m3/h)) (U$/1000 m3) (U$/1000 m3) Incineração térmica 5,27 a 6,15 0,61 a 0,75 4,0 (custo somente de combustível) Incineração catalítica
6,15 a 7,03
0,57 a 0,66
Adsorção
2,20a8,79
0,22a0,44
Absorção
3,52a4,40
0,35a0,44
0,66 (inclui a regeneração por aquecimento) 4,2 (combinado com Cloro)
Ozonização
2,64a3,52
0,18a0,26
4,2
Biofiltro − Aberto − Fechado
1,32a4,40
0,13a0,22
0,6
(1)
Fonte: LECLOIREC
et al.
( 1991)
8.6 APLICAÇÕES DE PROCESSOS DE TRATAMENTO DE GASES ODORANTES 8.6.1 Biofiltr o com turfa
Trabalhos sobre a aplicação de metodologias para eliminar odores são conduzidos pela Universidade Federal de Santa Catarina e apoiados pelo PROSAB. Dentre as possibilidades tecnológicas, é aplicada a biodesodorização, por meio de biofiltro com leito de turfa, para o tratamento de gases odorantes de reatores anaeróbios (CARVALHO, 2001). O reator anaeróbio de 10 m 3 de volume tratou esgotos sanitários integrados com efluentes líquidos de um restaurante que processava diariamente 2000 refeições. Os resultados da aplicação da biofiltração para desodorizar este processo apresentaram valores e informações significativas sobre a boa eficiência do biofiltro na remoção de H 2S e na redução dos odores, conforme Figuras 8.9 e 8.10. Com a utilização de um biofiltro com altura de leito de turfa de 50 centímetros e tempo de contato da ordem de 30 segundos, foi obtida boa eficiência da intensidade dos odores. Pelos resultados apresentados na Figura 8.9, observa-se que no mês de agosto, devido à baixa temperatura ambiente, a produção de H 2S decorrente da atividade microbiana anaeróbia foi insignificante. Porém, outros compostos gasosos explicam a intensidade de odores nesse período, conforme mostra a Figura 8.10.
21
Comportamento de H2S no biofiltro entrada
saída
0,35 0,3 0,25
3
) m / 0,2 g m ( 0,15 S 2 H
0,1 0,05 0 7/4
1
19/5 25/7
2
3
3
2
11/8 18/8
4
5
3
25 m /m /h
6
7
8
9
27/8 21/9 25/9
0
1
1 1 Período de 1Análise
2
3
32 m /m /h
9/10 27/10
2
13
2
14
3
44 m /m /h
02/11
15
16
17
2
60 m /m /h
Taxa de aplicação
Figura 8.9 – Comportamento de H2S no biofiltro
Comportamento do biofiltro na redução dos odores MF – 5
5.000
entrada saída
e F– 4 t n ra 4.000 o d O M– 3 e 3.000 d a id f – 2 s n 2.000 te n I mf - 1
1.000
MF – Muito Forte F – Forte M – Médio f – Fraco mf – Muito Frac o
5/5
1
19/5
2
25/7
3
4
11/8 1 8/8
5
6
27/8
7
8
21/9
25/9 9/ 10
27/10
9 10
Período de Análise 3
2
32 m /m /h
3
2
44 m /m /h
3
2
60 m /m /h
Taxa de aplicação
Fi ura 8.10 – Comportamento do biofiltro na redu ão dos odores
22
8.6.2 Desodorização em lagoas anaeróbias A aplicação da turfa, para controlar os odores em lagoas anaeróbias para tratamento de esgotos sanitários, foi avaliada em estudos realizados por PICOT et al. (2001). Foram avaliados leitos de turfa , através de cinco colunas com 160 cm de altura e 15 cm de diâmetro. A coluna 1, que serviu de referência, não possuía o leito de turfa; na coluna 2 foi colocado um leito de turfa de 15 cm de espessura, sustentado por um suporte plástico; na coluna 3, além da turfa, foram colocados 10 mL de solução de cloreto férrico (580 g/L); na coluna 4 foram colocadas plantas na turfa (Juncus effusus L.); na coluna 5, tinha-se o leito de turfa integrado com plantas e a solução de cloreto férrico. As colunas foram monitoradas durante um período de 75 dias. A taxa de emissão de H 2S em cada coluna manteve-se relativamente constante durante o período do experimento, obtendo–se valores de saída menores que 1,12 mg-S/m2.h, apesar das variações 2 observadas no afluente (3,3 a 25,9 mg-S/m .h). Os percentuais de remoção de gás sulfídrico foram determinados utilizando-se taxas de emissão deste composto em cada coluna em relação à 2 coluna 1, ou seja, o controle (10,1 mg-S/m .h), e são apresentados na Tabela 8.11. Tabela 8.11 - Percentual médio de remoção de H2S em cada coluna piloto. Coluna 2 3 4 5
Cobertura biológica Turfa Turfa+cloretoférrico Turfa+plantas Turfa + cloreto férrico +plantas
% remoção H 84,6 91,1 92,1 95,5
2S
A quantidade de enxofre presente na turfa no final do experimento (entre 2600 a 2800 mg-S/g) foi elevada, comparado com a turfa inicial (1340 mg-S/g), evidenciando que o H 2S produzido pelo reator anaeróbio foi retido na turfa. Inicialmente, nota-se que o enxofre aparece principalmente como FeS2 e na forma S-orgânico. Na coluna C2, observa-se que 85% do enxofre retido foi oxidado a sulfato, mostrando ser este um mecanismo importante no biofiltro de turfa. Nas colunas C3 e C5, onde foi adicionado o cloreto férrico, o sulfato ferroso insolúvel (FeS e FeS2) representa, respectivamente, 57% e 32% do enxofre acumulado no leito de turfa. A adição do cloreto férrico aumentou a complexação do sulfeto no filtro de turfa, favorecendo a remoção do H2S. A quantidade de FeS 2 na turfa foi sempre maior que a quantidade de FeS. Nas colunas C4 e C5, uma quantidade significativa de SO e S-orgânico foi acumulada em comparação aos sulfatos. Neste caso, as plantas podem ter servido de reservatório de S-orgânico e aumentado a eficiência do leito de turfa. O uso de cobertura biológica para o controle de odores de lagoas anaeróbias mostra-se uma alternativa com grande potencial para aplicação em lagoas em escala real. Outros procedimentos visando a redução de odores em lagoas anaeróbias em escala real foram testados por PAING et al. (2001), conforme apresentado na Tabela 8.12. As metodologias avaliadas foram: a adição cal em lagoa, a aeração superficial e a recirculação do efluente tratado. Foram utilizadas duas lagoas anaeróbias, cada unidade com volume de 5.000 m 3, profundidade de 3,1 m e tempo de detenção hidráulica de 4,6 dias, recebendo carga orgânica de 90g DBO/m3.dia. Uma das lagoas serviu de referência, enquanto que em outra efetuaram-se os experimentos, durante um período de 16 meses. 3
Foi avaliada a aplicação de cal em lagoa anaeróbia, equivalente a 80 g/m obtendo–se redução de 66% da taxa de emissão de H 2S. Porém, esse efeito desapareceu rapidamente, necessitando adição contínua de cal.
23
As aplicações da aeração foram realizadas com quatro aeradores de superfície, cada um com capacidade de 0,35KW, funcionando com bateria solar. A potência de aeração, no entanto, não foi suficiente para promover um efeito significativo na taxa de emissão de H 2S. Quanto à aplicação de recirculação do efluente, foram testadas duas taxas de recirculação do efluente de lagoas facultativas do sistema de tratamento, R/Q = 1 e R/Q=2. A recirculação teve um efeito na redução da concentração do H 2S na atmosfera da lagoa, com 80% de remoção, chegando a valores de 0,1 e 0,04 mg-S/m 3. A recirculação, nesse caso, foi suficiente para evitar as queixas quanto aos odores, feitas por moradores da área circunvizinha ao sistema de tratamento. Porém, nesta ocasião os níveis de H 2S na lagoa controle encontravam-se muito baixos, entre 0,2 e 0,4 mg-S/m 3. Provavelmente, em períodos onde a concentração de [H2S] atm seja maior, uma recirculação que produza apenas 80% de eficiência na redução dos odores não será suficiente para evitar os problemas com os moradores das adjacências do sistema de tratamento. Nesse caso, será necessária a aplicação de maiores taxas de recirculação do efluente, de modo a garantir maior eficiência no tratamento de odores. Tabela 8.12 - Diferentes procedimentos para controle de odores em lagoas anaeróbias. Parâmetro
Temperatura (°C)
pH
ST (mg/l)
Sulfato (mg/l)
Taxa de [H2S]atm 3 emissão H2S (mg-S/m ) 2 (mg-S/m .dia) 58 0,7 172 2,1
Lagoacomcal Lagoacontrole
18,8 19,5
7,73 7,02
19,2 16,8
194 205
Lagoacomaeração Lagoacontrole
10,8 11,0
7,43 7,44
15,6 16,8
160 170
37 46
0,4 0,5
170
3,3
6
0,1
144 160
0,7 11,4
--32
--0,4
1 46
5,3
3
0,04
124 155
3,3 9,2
--16
--0,2
Lagoa com recirculação R/Q=1 Efluenterecirculado Lagoacontrole Lagoa com recirculação R/Q=2 Efluenterecirculado Lagoacontrole
9,8 6,6 11,8 7,7 5,8 10,6
7,43 7,79 7,19 7,71 7,89 7,31
Fonte: PAING et al. (2001) Os resultados obtidos nesse estudo mostram que é possível o controle de odores em lagoas anaeróbias com a utilização de diferentes práticas operacionalmente simples.
8.6.3 Integração de tratam ento de esgot os sanitários com a biodes odorização em biofiltro aerado submerso Uma experiência piloto foi realizada pela Universidade Federal do Espírito Santo, para avaliar a eficiência de remoção do gás sulfídrico (H2S), através de um biofiltro aerado submerso integrado ao tratamento secundário de esgotos (MATOS, 2001). Avaliou-se o uso simultâneo do biofiltro para tratamento secundário de esgoto e para bidesodorização de ar atmosférico contendo gás sulfídrico (H 2S), proveniente de uma fonte sintética (fonte de gás controlada). Em outra fase, avaliou-se o uso simultâneo do biofiltro para tratamento secundário de esgoto e para biodesodorização de ar atmosférico contendo H 2S, proveniente da tubulação de biogás de um reator UASB, verificando-se a eficiência na remoção de H 2S da corrente gasosa, para o regime de batelada.
24
O biofiltro teve volume de 15,3 litros, com 1,3 metros de altura de leito filtrante, atuando como tratamento secundário de esgotos sanitários. A Tabela 8.13 apresenta as condições operacionais. Tabela 8.13 – Condição operacional Vazão do gás Tempo de (mL/min) detenção do gás (s) 1200 13
Vazão do esgoto (mL/min) 140
Tempo de detenção do esgoto (min) 37,8
Concentração de Carga de H2S entrada de H2S (g/m3h) (ppm)(v/v) 110 1,1
A Figura 8.11 (a e b) ilustra o comportamento do biofiltro quando o gás odorante possui o fluxo da corrente gasosa de ar no reator biológico.
H2S de ent ra da
a)
o ã ç ra t n e c n o C
H2S de saí da
500 )) 400 /V 300 (V m200 p p ( 100
3 2 0 0 0
0 0 0 0 0
0 1 2 3 4 5
6
7
8
Tempo (dia)
Taxa de remoção de H2S Eficiência de remoção de H2S
b)
a ic rt é m lu o v a rg a C
S 2 H e d a id v o m e r
5
120 100 80 60 40 20 0
4
) h3 3 /m2 (g
1 0
%
1234 Carga volumé trica aplic ada de H2S (g/m3h)
Figura 8.11 – Uso simultâneo de um biofiltro aerado submerso para tratamento secundário de esgoto sanitário e para biodesodorização de ar atmosférico contendo gás sulfídrico (H2S)
A análise da Figura 8.11a mostra que os valores médios das concentrações de H 2S na corrente gasosa obtidos durante a segunda etapa do experimento (onde se utilizou uma fonte sintética de H2S como fonte de odor controlada), utilizando-se para detecção um método gravimétrico de análise de absorção química, foram de 400 ppm (v/v) para a entrada e aproximadamente zero ppm (v/v) para saída. Esses valores demonstram que o biofiltro se comportou de forma eficiente na remoção desse compos to da corrente gasos a, com eficiências de remoção maiores do que 2 99%. Já a análise da Figura 8.11b mostra que, com a aplicação de uma carga volumétrica de H S 2 de até 4 g/m3h, calculada considerando a massa de H S que é removida por hora e por volume de meio filtrante do reator, o biofiltro foi eficiente removendo 100% da carga aplicada.
25
Nesta condição experimental, não foi apresentada toxidez no biofiltro provocada pelas injeções de H2S na eficiência do tratamento de esgotos. Esses resultados demonstram que, quando o biofiltro é usado simultaneamente para tratamento de gases odorantes e para tratamento secundário de esgotos, não há problemas de decaimento dos valores de pH e elevação dos níveis de sulfato no efluente final. 8.7
CONTROLE DE ODOR NA REDE C OLETORA DE E SGOTO S
Parte do problema de odores em sistemas de esgotos pode ser contornado, ou controlado, com medidas que minimizem sua srcem ainda na rede coletora. Assim, alguns locais das redes inspiram cuidados e devem merecer este tipo de atenção, como nos interceptores, nos emissários e, principalmente, nas estações elevatórias. Em muitas situações, o odor desprendido nas unidades que compõem o sistema de tratamento de esgotos tem, na verdade, srcem ainda na rede coletora e, dessa maneira, é inconvenientemente atribuído à falta de cuidados na operação, no controle e na manutenção destas estações e, até mesmo, ao tipo de processo de tratamento adotado. Unidades de tratamento de esgotos funcionando por processo anaeróbio, mesmo que bem projetadas e operadas, mas que tenham inadequado controle dos odores gerados ainda no sistema de coleta do esgoto domestico, podem ser confundidas como as responsáveis por esse tipo de impacto ambiental. Medidas e dispositivos que controlem a produção e o tratamento destes gases, podem ser comprometidas, ou mesmo questionadas quanto à sua eficácia, se algo não for feito nos locais de geração destes gases. Vários são os gases e substâncias que produzem mau cheiro no sistema de coleta. Deles, o mais importante é o do gás sulfídrico, o qual também é o responsável por um problema de engenharia sanitária, não menos preocupante, relativo à destruição de peças, componentes e, até mesmo de unidades inteiras dos sistemas de coleta e de tratamento, conhecido como “corrosão microbiológica” dos esgotos. 8.7.1 Métodos de controle
Não se pode deixar de lado, ao analisar este tópico, que os sulfetos existentes nos coletores de esgoto e que, eventualmente, passem para a atmosfera interna destes, possam provocar a corrosão destas tubulações, devido ao produto metabólico de certos microrganismos, conforme mostrado na Figura 8.12. Mesmo que o corpo do esgoto contenha oxigênio, os sulfetos são gerados nos lodos existentes na parte submersa deste. O importante nesta geração é que nas proximidades ou no interior do lodo orgânico não exista oxigênio molecular. Se, no entanto, nas proximidades do lodo ocorrer uma condição aeróbia, os sulfetos gerados, ao passarem para o corpo do esgoto, serão destruídos (oxidados).
26
Figura 8.12 – Esquema de um tubo coletor de esgoto e as transformações dos compostos de enxofre e detalhes da “corrosão microbiológica
A existência de metais pesados e compostos contendo nitratos são inibidores da produção de sulfetos, favorecendo a ação de outras bactérias. No entanto, as bactérias anaeróbias e facultativas dos esgotos têm preferência pelos nitratos como aceptores de H +, em lugar dos sulfatos, pois obtêm maior quantidade de energia (lei de Gibbs). Metais pesados reagem com sulfetos, produzindo precipitados negros, como por exemplo o sulfeto de ferro (FeS 2). De um modo geral, os métodos para controle dos sulfetos (H 2S) em sistemas de esgotos podem ser classificados em físicos, químicos e biológicos, podendo resumidamente ser citados: •
•
•
•
•
•
•
•
controle da temperatura: a taxa de geração de sulfetos pod erá ser diminuída se for mantid a a temperatura em valores baixos; controle da DBO: manter valores de DBO relativamente baixo é recomendável. A taxa de geração é, geralmente, proporcional à concentração de cargas orgânicas; controle do pH: a taxa de geração de sulfetos está rel acionada com os valores do pH: pH baixos, entre 5 e 6 , favorecem a concentração de H2S (molecular); controle dos sulfatos: tem sido reconh ecido que os sulfetos, prove nientes da redução dos sulfatos existentes nos dejetos humanos, são suficientes para produzir, nos esgotos, H 2S prejudicial; injeção de ar: o uso desta técnica remonta desde 1942 . Usada inicialmente na Califórnia, em condutos de recalque de esgotos,consiste em destruir os sulfetos formados; injeção de oxigênio: é recomendável, quando as condições para produçã o de sulfetos são consideradas severas; uso de amônia: a destruição de sulfetos nos coletores têm–se mostrado desvantajosa. Melhor seria introduzir o composto químico para reagir com o ácido formado; introdução de substâncias oxid antes: a adição de nitratos é recomendavél para evita r a formação dos sulfetos;
27 •
•
tratamento bactericida: o grande problema do uso de bactericidas reside nos custos e no efeito das concentrações residuais. A aplicação de cloro, cal e soda cáustica poderá ser utilizada; uso de metais pesados: zinco, ferro, cobre, niquel etc. Produzem reações com os sulfetos, e assim, evitam a formação de H2S, entre outros.
8.7.2 Experiências práticas
Experiências realizadas pela SABESP e efetuadas em alguns municípios do Estado de São Paulo, como Santos, São Vicente, Monte Aprazivel e Pereira Barreto, têm apresentado boas soluções para a reduçào de formaçào de H2S no sistema de esgotamento sanitário. Nas cidades de Santos e São Vicente foi aplicada, sob certas condições, solução de nitrato de amônia, com concentrações variando entre 10 e 50%. A aplicação era feita em estações elevatórias e emissários, em quantidades equivalentes a uma concentração mínima de 45 mg/L de nitrato de amônia em esgotos doméstico contendo concentrações de gás sulfídrico variando entre 0,5 e 2,0 mg/L. Para inibir a geração do gás sulfídrico, foi verificado ser necessário um tempo de contato entre 90 e 120 minutos após a aplicação do nitrato. Estas concentrações aplicadas permitem que o nitrato seja o suficiente para fazer parte do constituinte celular dos microrganismos envolvidos no processo (ROCHA et al. , 1991; MORAES et al. , 1993 e AZEVEDO et al. , 1999). A bibliografia sobre o assunto é bastante rica e há muito tempo vem sendo difundida. Se a aplicação de compostos nitrogenados em esgotos domésticos é contraditória, ou questionável, devido à necessidade premente de sua remoção posterior, outras técnicas podem igualmente serem utilizadas como o uso de peróxido de hidrogênio, soluções de ferro, oxigênio molecular (oxigênio puro ou ar atmosférico) etc. Técnicas como a adequada ventilação das redes coletoras podem ser muito apropriadas e relativamente econômicas. Sabe-se que o aumento da temperatura e o tempo longo de permanência dos esgotos na rede favorecem a geração de sulfetos. Assim, redes com declividades pequenas e com baixas velocidades de fluxo, sujeitas a entupimentos freqüentes, bem como cidades com distribuição de água proveniente de lençóis profundos e, portanto, com temperatura média elevada, entre outras, têm grande possibilidade de gerar de gás sulfídrico. 8.8
BIBLIOGRAFIA
SIMÕES, J. C.; AZEVEDO A. D. P.; ELIAS, W. F.; LAMEU,D. Eliminação de H 2S ( Sulfeto) dos Esgotos de Pereira Barreto, Comunicação eletrônica, XX Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Rio de Janeiro, maio de 1999. BELLI FILHO, P. Stockage et odeur des dejections animales – Cas du lisier de porc . Tese de doutorado. Ècole Nationale Superieure des Chimie de Rennes. 181p. 1995. BELLI FILHO, P. LISBOA, H. M. Avaliação de Emissões odorantes. Engenharia Sanitária e Ambiental, 3 (3), 101-106, 1998. BILLET R., SCHULTES M. Relation between pressure drop mass-transfert in two-phase countercurrentflow columns. Fat Sci Technol, 4, 94 : 138-144. 1991. BOEHM H. P., VOLL M. “Basic surface oxides on carbon. I. Adsorption of acids” Carbon, 9 (2), 227. 1970. BOHN H.L. Bioprocessing of organic gases in waste air. Symposium on Bioremediation ans Bioprocessing. 205 t h National Meeting. American Chemical Society , Denver, Co, 28 Mars-2 April, 287-289. 1993. BUELNA G., DUBÉ R., LESSARD P., COTTE F., GRACIAN C., FANLO JL. Désodorisation du lisier de porc par le procédé de biofiltration sur support organique BIOSOR. 4 e Congrès International sur lá Caractérisation et le Contrôle des Emissions d’Odeurs et de COV , 20-22 Octobre, Montréal. 1997.
28
CARVALHO, C.M. Odor e Biodesodorização em reatores aneróbios . Dissertação de mestrado. Pós – Graduação em Engenharia Ambiental. Universidade Federal de Santa Catarina. 75p. 2001. COLBURN AP. The simplified calculation of diffusional processes. General consideration of two film resistance. Trans Am Inst Chem Eng, 35 : 211. 1939. CORAUCCI FILHO, B., Corrosão Microbiológica em Tubos de Concreto , Dissertação Mestrado, Departamento de Hidráulica e Saneamento, Escola de Engenharia de São Carlos, USP, 1983, 250p. COULSON JM., RICHARDSON JF. Chemical Engineering, Pergamon Press, 2 , 1. 1980. ECKERT JS. Design techniques for designing packed towers. Chem Eng Prog, 57 :54. 1961. LAURENT A. Etude de l’hydrodynamique et du transfert de matière dans une colonne à garnissage. Simulation de son fonctionnement à contrecourantpar des modèles expérimentaux de laboratoire lors d’une absorption gaz-liquide avec réaction chimique , n.ºA.O; 12161, Institut National
Polytechnique de Lorraine. 1975.
LAPLANCHE, A. Les Odeurs dans l´Industrie Agroalimentaire. Nature et Traitement. Superieure de Chimie de Rennes. 94p. 1999.
Ècole Nationale
LE CHOIREC P, FANLO JL, DEGORCE-DUMAS JR. Traitement des odeurs et désodorisation industrielle. Innovation 128, Paris. 1991. MARSH, R. Raéduction des émissions par biofiltration. Eur Coat J , 78 , 528. 1994. MARTIN G., LAFFORT P. “ Odeurs & désodorisation dans l’environnement,”, Tech & Doc – Lavoisier, Paris. NOLL K.E.; GOURANIS V.; HOU W. (1992) Adsorption Technology For Air and Water Pollution Control. LEWIS Publishers Ed., INC, USA. 1991. (não compreendi) MATOS, T. A.; SILVA, H; P; M.; GONÇALVES, R. F. Uso simultâneo de um biofiltro aerado submerso para tratamento secundário de esgoto sanitário e para biodesodorização de ar atmosférico contendo gás sulfídrico (H2S). XXI Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. João Pessoa. ABES. 2001. MORAES I. P.Redução do odor através da Aplicação de Nitrato de Amônio. Anais do XVII Congresso Brasileiro de Engenharia Ambiental , ABES, Natal, RN, p.110-123, set. 1993. OTTENGRAF SPP. Exhaust gas purification. In: Rehm HJ, Reed G. Biotchnology, 8, VCH Verlagsgesell-sh, Weinheim. 1986. PAING, J., SAMBUCO, J.P., COSTA, R.H.R. AND PICOT, B. Reduction of odor fromanaerobic pond with different operating practices. 1st IWA International Conference on Odour and VOCs: Measurement, Regulation and Control Techniques.UNSW. Sydney, Australia. 2001. PICOT, B., TOFFOLETTO, L., PAING., J., SAMBUCO, J.P., COSTA, R.H.R. Odor control of anaerobic lagoon with a biological cover: floating peat with plants. 1st IWA International Conference on Odour and VOCs: Measurement, Regulation and Control Techniques.UNSW . Sydney, Australia. 2001. PRAHL H. Pressure drop in pached columns, Chem Eng, 11 : 89-96. 1969. ROCHA D.A. Determinação das Condições de Geração de Odor na Rede de Esgoto de Santos e São Vicente. Anais do XVI Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental , ABES, Goiânia, Goiás, p. 200 – 222, set. 1991. RUTHVEN D.M. Principles of adsorption and adsorption processes . Wiley Interscience, U.S.A. 1984. TIEN C. Adsorption calculation and modeling. Butterworth-Heinemann, Washington U.S.A. 1994.
9 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS – UMA ANÁLISE CRÍTICA Pedro Alem Sobrinho, Eduardo Pacheco Jordão
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INTRODUÇÃO
No Brasil, até a década de 70, o uso de processos anaeróbios para o tratamento de esgotos era restrito basicamente às lagoas anaeróbias, aos decanto-digestores (fossas sépticas e tanques Imhoff, para a estabilização do lodo retido) e aos digestores de lodos produzidos no tratamento da fase líquida de estações de tratamento de esgotos. O tratamento de esgotos era quase que exclusivamente através de lagoas de estabilização, de filtros biológicos, ou de processo de lodos ativados. O uso de fossas sépticas, para solução individual ou de pequenos aglomerados populacionais, era normalmente associado a uma posterior infiltração no terreno, através de sumidouros ou ainda, raramente, através de valas de infiltração. A partir da década de 80, o uso de filtros anaeróbios como tratamento complementar às fossas sépticas se tornou bastante popular, com a promulgação, em 1982, da NBR 7229 - Construção e Instalação de Fossas Sépticas e Disposição dos Efluentes Finais, da ABNT. O uso intensivo de sistemas de fossa séptica seguida de filtro anaeróbio ocorreu, principalmente, devido ao fato desse sistema ser extremamente simples de construir e operar e também de se projetar com o uso da NBR 7229/82, que dispensava a necessidade de especialistas em tratamento de esgotos, além de ter custo aceitável de implantação. Ainda hoje (já com a nova NBR-7229/1993 – Projeto, construção e operação de sistemas de tanques sépticos e a mais recente NBR 13969/1997 – Tanques sépticos – Unidades de tratamento complementar e disposição final dos efluentes líquidos – Projeto, construção e operação), os sistemas depuradores de esgotos sanitários com fossa séptica e filtro anaeróbio continuam sendo intensivamente utilizados para novos loteamentos com populações inferiores a 1.000 habitantes. Os tanques Imhoff, com câmara de decantação na parte superior e câmara de digestão de lodo na parte inferior, normalmente utilizado em conjunto com leitos de secagem de lodo, foi inicialmente utilizado como única unidade de tratamento de esgotos, porém, como a qualidade do efluente não era boa, passou a ser utilizado tendo como tratamento complementar o filtro biológico seguido de decantador secundário. O lodo produzido no filtro biológico e retido no decantador secundário era encaminhado ao tanque Imhoff para digestão, em conjunto com o lodo removido na câmara de sedimentação desse tanque. Esta foi, possivelmente, a primeira combinação de sistema depurador de esgoto sanitário com o uso de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. Nas décadas de 30 a 50, várias ETEs com essa concepção foram implantadas no Estado de São Paulo, para populações inferiores a 10.000 habitantes, tendo sido a maioria abandonada, após relativamente pouco tempo de implantação, por falta de o peração adequada. Os tanques Imhoff, desde vários anos atrás, praticamente não são mais construídos no Brasil, uma vez que podem ser substituídos por outros sistemas anaeróbios mais econômicos e de maior eficiência. No começo da década de 80, iniciavam-se no Brasil estudos para a utilização do reator anaeróbio do fluxo ascendente e manta de lodo (reator UASB), desenvolvido na década anterior na Holanda (Lettinga e colaboradores), para o tratamento de esgotos sanitários. Por sua
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simplicidade, altas taxas de tratamento e eficiência bem maior que nos tratamentos primários (embora não equivalente ao tratamentos aeróbios), produzindo lodo já estabilizado e a um custo bastante atraente, os reatores UASB passaram a merecer a atenção de vários grupos de pesquisadores e engenheiros da área de tratamento de esgotos, destacando-se inicialmente o da CETESB, da Escola de Engenharia de São Carlos - USP, do Instituto de Pesquisas Tecnológicas de São Paulo e especialmente o da Companhia de Saneamento do Paraná - SANEPAR, que foi o responsável pelo início e profusão da aplicação prática desses reatores anaeróbios. A exploração inadequada dos reatores UASB para o tratamento de esgotos sanitários e despejos industriais, por alguns profissionais com conhecimento deficiente a respeito desse sistema depurador, que apregoavam uma qualidade do efluente desses reatores equivalente ao do tratamento por processos biológicos aeróbios, e uma operação livre de problemas de odores, levou a alguns resultados bem inferiores àqueles prometidos, levando inclusive ao desgaste da credibilidade dos reatores UASB junto a vários órgãos estaduais e municipais de saneamento básico e a órgãos de controle de poluição das águas. Todavia, com a continuidade dos estudos e pesquisas de tratamento anaeróbio por reatores UASB, bem como da seleção de melhores concepções desses reatores dentre as desenvolvidas pela equipe da SANEPAR (que os denomina RALF), com elevado número de unidades implantadas no Paraná, na década de 90, e mais recentemente os trabalhos de pesquisa e de divulgação da UFMG e do Grupo do PROSAB – Tema 2 (Tratamento de Esgotos), os reatores UASB vêm retomando a sua credibilidade para o tratamento de esgotos sanitários, com a sua utilização em vários estados do país. As lagoas anaeróbias, por serem os reatores anaeróbios mais econômicos, desde que o terreno para a sua implantação seja adequado, começaram a ser utilizadas no Brasil na década de 60, e foi estudada particularmente na Escola Politécnica da USP (Prof. Benoit A. Victoretti), na CETESB (Hideo Kawai e colaboradores) e na Universidade Federal da Paraíba (Prof. Salomão Anselmo da Silva e colaboradores). Os procedimentos de projeto de lagoas anaeróbias, inicialmente utilizados, sofreram algumas modificações sensíveis e essas lagoas vêm sendo bastante utilizadas para o tratamento de esgotos domésticos, quase sempre precedendo a lagoas fotossintéticas, em um sistema denominado no Brasil, pelo Prof. Benoit A. Victoretti, de sistema australiano. Com a comprovação das vantagens econômicas decorrentes do uso de reatores anaeróbios para o tratamento de esgotos sanitários, mesmo quando associados a tratamentos complementares aeróbios, para se obter um efluente de melhor qualidade, e especialmente agora, em épocas de escassez de energia no país, o uso de reatores anaeróbios vem ganhando cada vez maior destaque. Além disso, hoje já é bem dominado tecnicamente (porém, com algumas instalações implantadas de forma inadequada, o que prejudica a sua avaliação por parte da população), e começa a ser mais intensamente aplicado no tratamento de esgotos sanitários, normalmente seguido de um tratamento complementar para atender às exigências da legislação ambiental em vigor.
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9.2
USOS MAIS FREQUENTES DOS PROCESSOS ANAERÓBIOS NO TRATAMENTO DE ESGOTOS SANITÁRIOS
9.2.1 Decanto-digestores (fossas sépticas e tanques Imhoff) As fossas sépticas são normalmente utilizadas para soluções individuais, precedendo a infiltração de efluente no terreno ou precedendo filtros anaeróbios. Para populações de até cerca de 500 a 1.000 habitantes, as fossas sépticas são normalmente utilizadas precedendo filtros anaeróbios. Por terem remoção de lodo no máximo uma vez por ano, as fossas sépticas devem ter um volume razoavelmente gran de para armazenamento de lodo, o que limita a sua aplicação à faixa de população referida. Os tanques Imhoff, que têm remoção de lodo mais freqüente e são, em realidade, fossas com câmaras sobrepostas, também podem ser utilizados precedendo filtros anaeróbios, porém, para populações que não ultrapassem 1.000 a 2.000 habitantes. Para populações maiores, os reatores UASB têm se mostrado mais vantajosos do que os tanques Imhoff. O lodo removido nos decanto-digestores é considerado estabilizado.
9.2.2 Filtros anaeróbios Até há pouco tempo os filtros anaeróbios eram limitados a pequenas populações, tratando efluentes de decanto-digestores. Hoje, a sua utilização após reatores UASB, para se garantir efluente final com DBO < 60 mg/L, mesmo para cidades de população superior a 50.000 habitantes, já vem sendo praticada. Nestes casos, os parâmetros atuais de dimensionamento dos filtros anaeróbios, apresentados no capítulo 4, são baseados em trabalhos de pesquisas em escala piloto e em resultados de campo, e são bem menos restritivos que aqueles propostos pela NBR 13.969/1997, que levam a unidades superdimensionadas. de(ver reatores UASB de filtros anaeróbios já estão implantados no Paraná e em Instalações Minas Gerais Figuras 4.26seguidos e 4.27). No âmbito do PROSAB, os filtros anaeróbios foram estudados como pós-tratam ento de reatores UASB na UFMG e na UFRN, sendo que esta última vem pesquisando diferentes tipos de material de enchimento. O efluente final sempre apresenta DBO < 60 mg/L, mesmo em condições operacionais que resultam um tempo de detenção, no filtro, metade daquele recomendado pela NR 13.969/1997, da ABNT, para efluentes de fossa séptica.
9.2.3 Reatores UASB Estes sistemas anaeróbios vêm demonstrando grande aplicabilidade para qualquer população esgotada, com eficiência de remoção de DBO razoavelmente boa e a um custo relativamente baixo. Embora boa parte das unidades instaladas não seja seguida de pós-tratamento, e também não atenda ao limite de DBO de 60 mg/L, por solicitação dos órgãos de controle ambiental alguns reatores UASB já possuem tratamento complementar, através de lagoas de estabilização fotossintéticas. Outros reatores UASB já vêm sendo projetados e instalados, seguidos de tratamento biológico aeróbio complementar, com o lodo, gerado nesta fase de pós-tratamento, sendo encaminhado para estabilização no reator UASB. São exemplos pioneiros: • • •
os filtros biológicos percoladores, já instalados nas três ETEs de Londrina – Paraná (ver Figura 4.11); os sistemas de lodos ativa dos instalados na ETE Piracicamirim, de Piraci caba, e da ETE Botucatu (em implantação) – São Paulo; os biofiltros aerados submersos instalados no Espirito Santo e em Minas Gerais, em pequenas bacias (ver Fig. 4.20 e 4.22).
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Também, reatores UASB seguidos de tratamento físico-químico, com aplicação de cloreto férrico e polieletrólito, e separação dos flocos por flotação com ar dissolvido já se encontram em operação em Campo Largo – Paraná (ver Figura 6.9), e em Uberlândia – Minas Gerais, e um sistema com separação dos flocos por decantação com lamelas se encontra em operação em Cascavel - Paraná. Outras duas instalações de porte, Atuba Sul e Santa Quitéria, em Curitiba – Paraná, acham-se com o sistema de pós-tratamento em projeto (aplicação de coagulantes e separação dos flocos por flotação). Existe hoje grande tendência na utilização de reatores UASB seguidos de sistemas biológicos aeróbios para a remoção de matéria orgânica (DBO efluente inferior a 30 mg/L) e mesmo para a nitrificação do efluente final (N-amoniacal < 5 mg/L). Este assunto será tratado mais detalhadamente a seguir neste capítulo. Uma das maiores objeç ões ao uso dos reatores UASB em zonas urbanas é o possível odor resultante dos processos anaeróbios. Embora seja possível minimizar tais problemas, cobrindo os reatores e tratando o gás produzido, várias das unidades já implantadas não cuidaram adequadamente do controle de odores gerados, fato que já vem produzindo alguma rejeição ao uso desses reatores junto a áreas urbanas. Um cuidado especial com os reatores UASB deve ser em relação à corrosão das estruturas de concreto, próximo e acima do nível do líquido. Várias unidades implantadas, sem a devida proteção do concreto, já se apresentam bastante comprometidas. A proteção do concreto nos reatores UASB é apresentada em outro livro do PROSAB, “Tratamento de esgoto sanitário por processo anaeróbio e disposição controlada no solo”.
9.2.4 Lagoas anaeróbias As lagoas anaeróbias são geralmente utilizadas precedendo lagoas de estabilização fotossintéticas. Não existe basicamente um limite de população para a sua utilização, desde que se tenha área e solo adequados à sua implantação. Quando se tem essas condições, as lagoas resultam no sistema de tratamento mais econômico e, por isso mesmo, são bastante utilizadas. Por problemas de odores, recomenda-se que as lagoas anaeróbias estejam a, pelo menos, 500 metros de residências. O uso de lagoas anaeróbias precedendo lagoas fotossintéticas é claramente vantajoso. Demonstra-se que a área ocupada pelo conjunto das lagoas em série é menor do que a necessária para apenas uma lagoa fotossintética. Além disso, a lagoa anaeróbia inicial, mais profunda, é mais adequada para eventuais acúmulos de areia, e é também mais favorável para eventuais cargas de choque afluentes. Já existem, também, alguns estudos para o uso de lagoas anaeróbias precedendo lagoas aeradas.
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9.3
PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS, POR PROCESSOS BIOLÓGICOS AERÓBIOS
Como já referido, existe tendência no Brasil à utilização da combinação de processos anaeróbios, particularmente reatores UASB, e processos aeróbios, para se ter um efluente final com as características equivalentes a de sistemas de tratamento biológico somente aeróbio, com DBO < 20 a 30 mg/L, sólidos suspensos totais < 30 mg/L e, se necessário, N-amoniacal < 5 mg N/L. Em comparação a uma ETE convencional, constituída de decantador primário seguido de tratamento biológico aeróbio (lodos ativados, filtro biológico percolador, biofiltro aerado submerso ou biodisco), com os lodos primário e secundário passando por adensadores de lodo e por digestores anaeróbios, antes do desaguamento (ou desidratação), uma ETE constituída de reator UASB seguido do tratamento biológico aeróbio, com o lodo secundário encaminhado para digestão no próprio reator UASB e daí, direto para a desaguamento, pode apresentar as seguintes vantagens: • Os decantadores primários, adensadores de lodo e digestores anaeróbios podem ser substituídos, com todos os seus equipamentos, por reatores UASB, que dispensam equipamentos. Nessa configuração, os reatores UASB passam a cumprir, além da função precípua de tratamento dos esgotos, também as funções de digestão e adensamento do lodo aeróbio, sem a necessidade de qualquer volume adicional. • Pelo fato do reator UASB apresentar eficiência de remoção de DBO cerca do dobro dos decantadores primários, o volume dos reatores biológicos aeróbios (tanque de aeração, ou filtro biológico, ou biofiltro aerado submerso, ou biodisco) poderá ser reduzido para cerca de metade do volume dos tanques ou reatores das ETEs convencionais. Os decantadores secundários, por receberem um afluente com menor concentração de sólidos em suspensão, podem sofrer uma redução de área superficial. • Para o caso de siste mas de lodos ativados, o consumo de energia para aeração cairá para
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cerca de 45 a 55% daquela ETE convencional, quando não se tem nitrificação, e para cerca de 65 a 70%, quando se tem nitrificação quase total. O custo de implantação da ETE com reator UASB seguido de tratamento biológico aeróbio será, no máximo, 80% daquele de uma ETE convencional e o custo operacional, devido à maior simplicidade e menor consumo de energia do sistema combinado, anaeróbio-aeróbio, pode representar, ainda, uma maior vantagem para este sistema (SILVA, 1993).
Por outro lado, experimentos realizados na CETESB/EPUSP com reator UASB seguido de lodos ativados de concepção tradicional, com decantador secundário para esgoto sanitário contendo grande parte de sua carga orgânica de srcem industrial, mostraram problemas de crescimento excessivo de organismos filamentosos no sistema de lodos ativados. Entretanto, em operação de sistema piloto, com esgoto sanitário predominantemente doméstico, esse problema foi contornado quando a operação do sistema foi efetuada com cerca de 20% do volume inicial do reator biológico não aerado, e sem nitrificação no sistema. Mais recentemente, estudos desenvolvidos por VON SPERLING et al. (2000) na UFMG, com bom desempenho, mostraram, também, o eventual desenvolvimento de organismos filamentosos em sistemas de lodos ativados, em reatores de mistura completa, em escala de laboratório. O desempenho geral foi amplamente satisfatório, em termos de remoção de DQO, e os organismos filamentosos predominaram apenas quando o reator de lodos ativados entrou em sobrecarga, devido a by-pass do esgoto bruto (teste efetuado no experimento). Em sistemas de lodos ativados, a nitrificação parece ser mais difícil de ocorrer, com efluente de reator anaeróbio, do que com efluente de decantador primário ou com despejo bruto. A idade de lodo, que parece garantir a nitrificação para as nossas temperaturas, é de cerca de 7 dias.
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Em vista de várias teorias existentes a respeito de intumescimento de lodos ativados, existe certa preocupação com o uso de reatores UASB seguidos por lodos ativados. Em Piracicaba (SP), já está em operação uma ETE com reator UASB seguido de um sistema de lodos ativados dimensionado para baixa concentração de sólidos suspensos no tanque de aeração. Este tanque foi construído em talude de terra, revestido com manta plástica e com decantador laminar anexo. Nesse sistema, não se tem observado problemas de filamentosos e, como o sistema de aeração implantado é limitado, não ocorre a nitrificação. De acordo com as informações obtidas em visita à ETE, o efluente final vem apresentando DBO 5 < 30 mg/L e SST < 30 mg/L. O custo de implantação da ETE foi de R$ 50/habitante (CAMPOS, 1998). Ainda na CETESB, SALOMÃO JR. (1996) operou um sistema piloto de lodos ativados por batelada, com efluente de reator UASB, sem problemas de crescimento de filamentosos e com boa nitrificação, com idade de lodo de referência igual ou superior a 10 dias. Também, em experimentos em Campina Grande, na UFPB, dentro do PROSAB, utilizando sistema de lodo ativado em batelada, com cargas de alimentação em período de tempo muito curto, resultando em relação Alimento/Microrganismo bastante elevada ao início de cada ciclo, van Haandel e colaboradores não tiveram qualquer problema com o aparecimento de organismos filamentosos. Todavia, o uso de lodos ativados para tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, com concentrações relativamente baixas de matéria orgânica biodegradável, resulta em um volume destinado ao lodo sedimentado muito pequeno em relação ao volume destinado à alimentação, resultando normalmente em operação com elevada variação de nível no reator, o que pode ser um fator negativo em relação à escolha dos equipamentos de aeração. Ainda, no âmbito do PROSAB, na UFRGS, foi estudado o sistema de lodos ativados em batelada, em escala piloto, visando a remoção biológica de nutrientes, tendo-se conseguido efluente com DBO < 30 mg/L e nitrificação superior a 80%, porém, a remoção de N e P foi muito pobre sem a utilização de uma fonte externa de carbono. Nestes experimentos todos, tem-se observado também que a nitrificação é mais difícil de ocorrer do que em sistemas que recebem esgoto decantado. ETEs com reator UASB seguido de filtro biológico percolador de alta taxa, com leito de pedras, já foram projetadas. Destaca-se o caso do sistema de esgotos sanitários de Londrina e Cambé, da SANEPAR, onde 3 ETEs foram implantadas com esta concepção, sendo que a ETE Caçadores já está operando desde agosto de 1998 e as outras duas entraram em operação em 2000. Os resultados de operação da ETE Caçadores vêm apresentando um efluente com DBO< 30 mg/L, sendo que no filtro biológico a eficiência de remoção de DBO é um pouco superior a 70%, para taxas de aplicação até 1,0 kg DBO/m3.dia. Não se observa nitrificação nesta ETE. No PROSAB, o uso de filtros biológicos percoladores vem sendo estudado na PUC-PR e na UFMG, com resultados bem compatíveis com os observados na ETE Caçadores. A implantação de filtros biológicos percoladores é mais favorável em terrenos de topografia razoavelmente acidentada, de modo a que estes possam usufruir naturalmente da carga que necessitam. Várias pequenas ETEs contendo reator UASB seguido de biofiltro aerado submerso, com enchimento uso de principalmente decantador secundário e com remoção de lodoGerais. do biofiltro por retrolavagemgranular, estão emsem operação, no Espírito Santo e em Minas As ETEs normalmente foram projetadas para remoção de matéria orgânica, sem nitrificação, produzindo um efluente com DBO < 30 mg/L. Uma ETE, implantada na UFES dentro do PROSAB, com reator UASB seguido de biofiltros aerados submersos em série, vem sendo estudada com o objetivo de se obter as condições operacionais para uma eficiente nitrificação. Os primeiros resultados indicam maior dificuldade de nitrificação do que para efluentes de decantador primário.
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Outra alternativa de pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, que vem sendo estudada na EPUSP e, dentro do PROSAB, pela PUC-PR, é o uso de filtros biológicos aerados submersos, com enchimentos semelhantes aos utilizados em filtros percoladores, seguidos de decantadores secundários. Os resultados dos experimentos em escala piloto são similares àqueles obtidos para os filtros biológicos percoladores. Três sistemas de tratamento com essa concepção já estão projetados para implantação pela SANEPAR, em ETEs de relativamente pequeno porte, onde não se tem desnível disponível no terreno para o uso de filtros percoladores. ETEs com reatores UASB seguidos de biodiscos modificados, com rodas montadas de mangueiras plásticas corrugadas, e de decantadores secundários, foram implantadas, principalmente nos Estados de São Paulo e Mato Grosso do Sul, obtendo-se efluentes com DBO≤ 50 mg/L, com 01 estágio de biodisco, e DBO≤ 30 mg/L, com 02 estágios. Sistemas de tratamento com lagoas anaeróbias ou reatores UASB, seguidos de lagoa aerada aeróbia e de lagoa de decantação, já vêm recebendo atenção de engenheiros e pesquisadores, pelas vantagens que tal combinação pode trazer, especialmente pela facilidade de implantação, de operação (exc eto no trato do lodo) e de possibilidade de minimização dos gastos com energia elétrica, já que, por apresentar volume de reator razoavelmente grande, a lagoa aerada permite que se pare o sistema de aeração durante as três horas de pico de consumo de energia, podendo resultar em economia superior a 40%. Estudos em escala piloto mostraram que, para os esgotos da cidade de Jundiaí, a utilização de reator UASB a montante da lagoa aerada resultaria em um tempo de detenção no conjunto lagoa aerada/lagoa de decantação de cerca de 60% e consumo de oxigênio de cerca de 40% dos necessários sem o reator UASB (ALEM SOBRINHO et al ., 1993). Sistemas com esta concepção estão projetados para implantação em uma das ETEs da Região Metropolitana de Curitiba, PR, e no litoral paranaense, com o aproveitamento de uma lagoa existente. São esperados efluentes com DBO < 40 mg/L. Uma desvantagem do uso de lagoa aerada seguida de lagoa de decantação é que a cada 4 a 5 anos é necessário remover o lodo da lagoa de decantação e tem-se que manipular altas quantidades de lodo em tempo relativamente curto. Ainda, na lagoa de decantação ocorre a estabilização do lodo aí retido, em condições anaeróbias, liberando N-amoniacal, que se incorpora ao efluente final, resultando em uma remoção de N, no sistema, extremamente baixa. Em Brasília, a CAESB já possu i um sistema operando com reator UASB seguido de lagoa aerada. Atualmente, algumas concepções de ETEs por lodos ativados de alta taxa não fazem uso de decantador primário, nem de estabilização biológica do lodo (uma vez que é prevista a estabilização do lodo desidratado com cal, para a qual se requer uma quantidade superior a 20%, em relação à quantidade de sólidos do lodo, este em peso seco). Essa s concepções visam minimizar o investimento na implantação da ETE. Os processos biológicos aeróbios como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios temse mostrado muito deficientes na remoção de coliformes fecais, e normalmente requerem desinfecção do efluente final, para atendimento à legislação ambiental em vigor. Considerando o exposto, serão apresentadas na Tabela 9.1 algumas características relativas ao uso de sistemas clássicos de tratamento de esgotos sanitários e de sistemas com reator UASB utilizando-se processo aeróbio como pós-tratamento, tendo em vista, principalmente, a remoção de matéria carbonácea, com e sem nitrificação, de modo a se poder ter uma primeira comparação entre as alternativas referidas neste texto.
(a) (b) (c) (d) (e) (f) (g)
considerando o lodo seco com 25% de teor de sólidos faixa usual de custo para sistemas com populações acima de 200.000 habitantes faixa usual de custo para sistemas com populações entre 50.000 e 100.000 habitantes faixa usual de custo para sistemas com populações acima de 50.000 habitantes faixa usual de custo para sistemas com populações entre 20.000 e 100.000 habitantes lodo estabilizado, mas de difícil desidratação para a estabilização do loco com cal do lodo desidratado (pH > 11), chega-se a 75 a 85 gSST/hab.d, que corresponde a 300 a 340 g lodo/hab.d ou 0,30 a 0,34 L lodo/hab.d. S houver percolação de água pelo lodo, o mesmo volta a ficar não estabilizado (h) considerando a remoção do lodo digerido da lagoa de decantação a cada 4 a 5 anos (i) considerando a remoção do lodo digerido da lagoa de decantação a cada 4 a 5 anos e remoção mais freqüente do lodo do reator UASB
Figura 9.1 - ETE convencional com sistema de lodos ativados
Figura 9.2 - ETE convencional com filtro biológico de alta taxa
Figura 9.3 – ETE com sistema de lodos ativados por aeração prolongada
Figura 9.4 - ETE com sistema de lodos ativados de alta taxa
Figura 9.5 - ETE com reator UASB seguido de sistema de lodos ativados
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Figura 9.6 - ETE com reator UASB seguido de filtro biológico de alta taxa
Figura 9.7 - ETE com reator UASB seguido de filtro aerado submerso ou biodisco
Figura 9.8 - ETE com reator UASB e biofiltro aerado submerso
Figura 9.9 - ETE com lagoas aeradas aeróbias (mistura completa) seguidas de lagoas de decantação
Figura 9.10 - ETE com reator UASB seguido de lagoa aerada aeróbia (mistura completa) e de lagoas de decantação
9.4
EFEITO DO USO DE REATORES ANAERÓBIOS A MONTANTE DE SISTEMAS AERÓBIOS, PARA REMOÇÃO BIOLÓGICA DE NUTRIENTES
Nitrogênio e fósforo podem ser removidos dos esgotos por via biológica. A remoção de nitrogênio se dá pela nitrificação/desnitrificação, sendo que a desnitrificação ocorre em reator com oxigê nio dissolvido nulo e com cons umo de matéria orgânica. A remoção biológica de fósforo se dá pela sua incorporação na massa de lodo (em sistema biológico em que se mantém a parte inicial do reator biológico anaeróbia e outra parte do reator aeróbia). Isso indica a necessidade de matéria orgânica no esgoto afluente, para uma boa produção de lodo e, consequentemente, boa remoção de fósforo, mesmo tendo-se nesse tipo de sistema biológico uma incorporação de fósforo no lodo bem superior àquela observada em sistemas biológicos totalmente aeróbios (percentagem de fósforo no lodo volátil superior a 4 e 6% em sistema com câmaras anaeróbia e aeróbia, contra 2,0 a 2,5%, em sistemas totalmente aeróbios). De modo geral, sistemas biológicos com câmaras anóxica e aeróbia têm apresentado excelente remoção de nitrogênio (podendo atingir eficiência superior a 90%), com esgoto apresentando relação N/DQO < 0,08, que é comum em esgoto sanitário tipicamente doméstico, bruto ou mesmo decantado. A remoção de fósforo em sistemas biológicos com câmara anaeróbia seguida de câmara aeróbia apresenta bons resultados, com concentração de fósforo total no efluente inferior a 1 mg/L (com fósforo solúvel inferior a 0,2 mg/L), quando se tem no afluente a esse sistema biológico uma relação P/DQO < 0,03. O uso de reator UASB, que apresenta boa remoção de matéria orgânica biodegradável (55 a 75%) e praticamente nenhuma eficiência de remoção de N e P, seguramente terá efeito negativo sobre sistemas de tratamento biológico com objetivo de boa remoção desses nutrientes, pois o efluente do reator UASB terá relações N/DQO e P/DQO bem superiores aos valores desejados para o bom desempenho desse sistemas depuradores. Quando o objetivo do tratamento de esgoto é também o de boa remoção de N, o reator UASB deve ser usado para tratar inicialmente uma parcela do esgoto bruto afluente à ETE (possivelmente não mais de 50%), devendo o restante ser encaminhado diretamente ao tratamento biológico complementar com nitrificação e desnitrificação, de modo a se ter matéria orgânica suficiente para a desnitrificação. Nesse caso, a grande vantagem do uso do reator UASB é a de receber e estabilizar o lodo gerado no tratamento complementar, eliminando a necessidade de uso de digestor anaeróbio de lodo. Por outro lado, quando tem-se por objetivo a remoção biológica do fósforo, o uso de reator UASB não é recomendável, pois além de aumentar bastante a relação P/DBO do afluente ao sistema biológico para remoção de fósforo, prejudicando o seu desempenho, se o lodo gerado neste tratamento, rico em fósforo, for encaminhado ao reator UASB para a sua estabilização, haverá aí, sob condições anaeróbias, liberação de fósforo incorporado a esse lodo, que também sairá no efluente do reator UASB. Este fato inviabiliza a remoção eficiente de fósforo em uma ETE com reator UASB seguido de tratamento complementar com remoção biológica de fósforo. A remoção de fósforo em ETE com o uso de reator UASB somente será efetiva se forem utilizados produtos químicos para a remoção do fósforo. Neste caso, o uso do reator UASB apresenta a vantagem de poder ser utilizado para estabilizar o lodo gerado no tratamento complementar (biológico aeróbio, com adição de sais de alumínio ou ferro).
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9.5
uso de reatores anaeróbios seguidos DE TRATAMENTO FÍSICO-QUÍMICO PARA REMOÇÃO DE MATÉRIA ORGÂNICA E FÓSFORO
Tratamentos físico-químicos com o uso de sais de metais trivalentes e mesmo polieletrólitos, com separação dos flocos por decantação ou flotação com ar dissolvido, são normalmente eficientes na remoção da matéria em suspensão e coloidal do esgoto e na remoção de fósforo. Todavia, a eficiência desses tratamentos em relação à matéria orgânica solúvel é basicamente nula. Para esgoto bruto, a eficiência de tais tratamentos não ultrapassa os 60 – 65%, em relação à DBO e DQO. Ao se utilizar o tratamento biológico anaeróbio a montante de unidades de tratamento físicoquímico, tem-se uma boa redução da matéria orgânica solúvel do esgoto, permitindo que o sistema combinado tenha uma boa eficiência final em relação à matéria orgânica e também em relação ao fósforo. No PROSAB, o uso de reatores UASB seguidos por sistema de flotação com ar dissolvido, foi estudado em escala piloto pela equipe da EESC-USP, e em escala real, pela PUC-PR, em conjunto com a SANEPAR, que tem um sistema com esta concepção implantado em Campo Largo, PR. Em Uberlândia, MG, está implantado um sistema composto de reator UASB seguido de flotação com ar dissolvido, porém com a câmara de flotação em forma de um canal. O coagulante normalmente utilizado é o cloreto férrico, em dosagens que variam de 50 a 80 mg/L, e com efluente final com DBO < 30 mg/L e P ≤ 1 mg/L. ETE com reator UASB seguido de tratamento físico-químico, com o uso de cloreto férrico como coagulante, e decantador lamelar, para separação dos flocos, foi implantada pela SANEPAR na cidade de Cascavel, PR, com capacidade para uma vazão de 75 L/s. Atualmente, o sistema de tratamento opera com cerca de 30 L/s e o efluente se apresenta com DBO < 30 mg/L e P ≤ 1 mg/L.
9.6
uso de reatores anaeróbios seguidos DE LAGOAS FOTOSSINTÉTICAS, VISANDO A REMOÇÃO DE ORGANISMOS PATOGÊNICOS
O uso de lagoas fotossintéticas para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios é largamente utilizado após lagoas anaeróbias, em sistema conhecido como sistema australiano, ou sistema de lagoas em série. O uso desses sistemas apresenta como grande vantagem a remoção de organismos patogênicos presentes no esgoto, já que a presença de elevadas concentrações de algas no efluente dessas lagoas, que representam demanda de oxigênio no teste de DBO, sofre sérias restrições por parte de alguns órgãos de controle ambiental, e também quando se pretende o uso desses efluentes em atividades que requeiram água de melhor qualidade. Os efluentes de lagoas fotossintéticas são especialmente interessantes para usos na agricultura, em reflorestamento e em psicultura. O uso do reator UASB substituindo lagoas anaeróbias, a montante de lagoas fotossintéticas (que, nestes casos, vem sendo denominada lagoa de polimento), quando se tem área disponível e terreno adequado à construção de sistema somente de lagoas, deve ser analisado cuidadosamente, verificando se a diminuição de área conseguida para a lagoa facultativa apresenta vantagens econômicas em relação à substituição da lagoa anaeróbia pelo reator UASB. Todavia, quando se tem limitações de área para a implantação de lagoas apenas, ou mesmo quando os problemas de odores provenientes de lagoas anaeróbias representam objeções a seu uso, uma ETE composta de reator UASB (que pode ser implantado com controle de odor), seguido de lagoa de polimento, pode se tornar uma alternativa atraente, especialmente quando o
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efluente da lagoa for utilizado em atividades agrícolas, como seria desejável para as regiões mais afetadas pela seca. E neste caso, o uso da lagoa de polimento deve visar principalmente a remoção de organismos patogênicos. A utilização de lagoas de polimento e lagoas de alta taxa para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB vem sendo pesquisada dentro do PROSAB, inclusive visando a remoção de nutrientes, pelo aumento de pH nas lagoas. Porém, os resultados não são animadores para este objetivo. Ainda, a remoção de algas de efluentes de lagoas fotossintéticas tem se mostrado difícil (os melhores resultados são com o uso de coagulantes de sais de metal trivalente) e onerosa.
9.7
USO DO SOLO RA PÓS-TRA TAMENTO E/OU DISPOSIÇÃO DE EFLUENTES DEPA REATORES ANAERÓBIOS A aplicação de esgotos no solo constitui a forma mais simples e econômica para tratamento e disposição final de efluentes líquidos. É também um dos mais eficientes sistemas de tratamento por processos naturais. Pode-se entender a aplicação de esgotos no solo como um conjunto de processos naturais, físicos, químicos e biológicos, ocorrendo no meio solo-planta-esgoto. Embora muito econômico, com muito baixo custo de investimento e de operação, tem contra si a extensa área ocupada, e a forma intermitente de utilização, obrigando a períodos de aplicação e de descanso, o que limita este método de depuração a pequenas comunidades e a área isoladas. No âmbito do PROSAB foram estudados, como pós-tratamento de unidades anaeróbias, sistemas com escoamento superficial no solo (UNICAMP), sistemas com escoamento sub-superficial (UFRN), sistemas com “wetlands” construídos (UFPB), e com bacia de infiltração e coluna de areia (UFRN e PUC-PR). Os resultados encontrados nas pesquisas confirmam outras experiências relatadas na literatura, podendo-se resumir os seguintes parâmetros de eficiência: • No caso de escoamen to superficial: remoção de DBO de 91 e 94%, com taxas de aplicação de 0,10 e 0,20 m3/h.m., para o sistema filtro anaeróbio-rampa de escoamento. • No caso de escoamento sub-superficial em área com cobertura vegetal: remoção de DQO média, no “tabuleiro”, de 53%, e de nutrientes de 94% para nitrogênio amoniacal e de 91% para fósforo. • No caso de “wetland” construído: remoção da DQO, no sistema UASB + “wetland”, de 79 a 83%, de NTK de 59 a 87%, e de fósforo variando de 66a até 100%. A opção para utilização de qualquer forma de aplicação do efluente de um reator UASB ou filtro anaeróbio no solo, deve levar em conta a capacidade de recebimento e depuração do sistema a ser usado, bem como os aspectos relativos à proteção ambiental e à saúde pública, em particular os que implicam em eventual contaminação dos aquíferos. Com estas considerações, as técnicas próprias de irrigação, associadas com as de engenharia sanitária, deverão compor uma solução econômica, simples, e aplicável a pequenas contribuições.
9.8 CONCLUSÕES Embora os processos anaeróbios de tratamento de esgotos mais difundidos, particularmente lagoas anaeróbias e reatores UASB, apresentem boa remoção de matéria orgânica biodegradável a custos atraentes, os seus efluentes não atendem às exigências de vários órgãos estaduais de controle ambiental, requerendo, nesses casos um pós-tratamento. Por outro lado, sistemas anaeróbios compostos de reator UASB seguido de filtro anaeróbio, que produzem efluentes com
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DBO≤ 60 mg/L (limite para efluentes exigido em alguns Estados), têm sido aceitos por vários órgãos de controle ambiental, especialmente quando a capacidade de diluição do corpo receptor é boa e propicia manter os parâmetros de qualidade de água compatível com o seu enquadramento. Um efluente com características típicas de efluentes de ETEs com tratamento biológico aeróbio convencional (DBO < 30 mg/L e SST < 30 mg/L), precedido de decantador primário, e com estabilização anaeróbia do lodo gerado, pode ser conseguido, com vantagens econômicas e operacionais, por sistema composto de reator UASB seguido de tratamento biológico aeróbio. Nesta última concepção, o reator biológico aeróbio e o consumo de energia para remoção de matéria orgânica são bem inferiores aos de ETE convencional, e o lodo gerado no tratamento biológico aeróbio é estabilizado no próprio reator UASB, eliminando a necessidade de digestores de lodo. ETEs com esta nova concepção já vêm merecendo maior atenção dos projetistas especializados em tratamento de esgotos sanitários. Quando elevada remoção de nitrogênio é requerida, o sistema composto de reator UASB seguido de tratamento biológico aeróbio complementar pode ser utilizado, devendo boa parte do esgoto, dependendo da relação N/DQO, ser enviado diretamente para o tratamento aeróbio complementar e todo o lodo ser estabilizado no reator UASB. Para se conseguir elevado nível de remoção biológica de fósforo, não se recomenda o uso de reator UASB a montante do sistema biológico com remoção de fósforo. O uso de reator anaeróbio em ETEs que necessitam elevado nível de remoção de fósforo implica na adição de produtos químicos em tratamento complementar, que poderá ser biológico aeróbio, flotação por ar dissolvido ou mesmo coagulação-floculação, decantação e filtração. O lodo gerado no tratamento complementar, com o uso de produtos químicos, poderá ser estabilizado no reator anaeróbio. Os sistemas de tratamento compostos de reatores anaeróbios e pós-tratamento que não seja lagoa ou uso do solo, que eventualmente podem apresentar remoção elevada de organismos coliformes fecais, são todos pouco eficientes na remoção de organismos patogênicos e requerem, normalmente, desinfecção final do efluente para atender à legislação ambiental em vigor. O uso de lagoas de polimento para tratamento de efluentes de reatores UASB é mais indicado quando se pode praticar o uso desses efluentes na agricultura ou na psicultura. O uso de sistemas compostos de reator anaeróbio seguido de tratamento no solo é uma alternativa com estudos em desenvolvimento, e é tratado em outro capítulo deste livro. Outros sistemas anaeróbios, como o de leito fluidificado ou de leito expandido estão em estudos, devendo em futuro próximo representar novas alternativas para o tratamento de esgotos sanitários. Os grandes problemas envolvidos com o uso de reatores anaeróbios seguidos de pós-tratamento são relativos à produção de maus odores e aos efeitos do processo de corrosão que ocorrem nos reatores UASB. Negligenciar esses aspectos pode desgastar, de maneira até irreparável, concepções de tratamento de esgotos sanitários que vêm-se mostrando eficiente e mais econômica que os sistemas clássicos de depuração de esgotos.
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9.9
BIBL IOGRAFIA
ABNT (1963). Norma para construção e instalação de fossa séptica. NB 41 . ABNT. Rio de Janeiro. 18 p. ABNT (1982). Construção e instalação de fossas sépticas e disposição dos efluentes finais. NBR 7229 . ABNT. Rio de Janeiro. 15 p. ABNT (1993). Projeto, construção e operação de sistemas de tanques sépticos. NBR 7229. ABNT. Rio de Janeiro. 15 p. ABNT (1997). Tanques sépticos – Unidades de tratamento complementar e disposição final dos efluentes líquidos – Projeto, construção e operação. NBR 13969. ABNT. Rio de Janeiro. 60 p. CAMPOS, J.R. (1994). Alternativas para tratamento de esgotos. Pré-tratamento de águas para abastecimento. Consórcio Intermunicipal das Bacias dos Rios Piracicaba e Capivari, nr. 9. 112 p. ). Tratamento deJaneiro. esgotos435 sanitários por processo anaeróbio e CAMPOS, J.R., controlada coordenadorno (1999 disposição solo. PROSAB. Rio de p.
CAMPOS, J.R., coordenador (2000). Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo – Coletânea de trabalhos técnicos . PROSAB. Rio de Janeiro. 332 p. CHERNICHARO, C.A.L. coordenador (2000). Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios Coletânea de trabalhos técnicos. Volume 1. PROSAB. B. Horizonte. 220 p. CONAMA (1986). Resolução 20/86 . Conselho Nacional do Meio Ambiente. Ministério do Desenvolvimento Urbano e Meio Ambiente. LETTINGA, G., VAN NELSEN, A.F.M., HOBMA, S.W., DE ZEEUW, W. e KLAPWIJK, A. (1980). Use of the upflow sludge blanket (USB) reactor concept for biological wastewater treatment, especially for anaerobic treatment. Biotechnology and Bioengineering 22: 699-734. LETTINGA, G., ROERSMA, R. e GRIN, P. (1983). Anaerobic treatment of raw domestic sewage at ambient temperature using a granular bed UASB reactor. Biotechnology and Bioengineering 25: 1701-1723. METCALF & EDDY, INC. (1991). Wastewater engineering. Treatment, disposal and reuse. 3rd edition. McGraw-Hill. Nova York. 1334 p. SALOMÃO JR., A. (1996). Post-treatment of UASB effluent using SBR system . Dissertação de mestrado. E.E. 257. IHE. Delft, Holanda. SILVA, S.M.C.P. (1993). Desenvolvimento de uma nova concepção de tratamento de águas residuárias pela associação de processos anaeróbios e aeróbios. Tese de doutoramento. Escola Politécnica da Universidade de São Paulo. São Paulo. SOUSA, J.T. (1996). Pós-tratamento de efluente de reator anaeróbico de fluxo ascendente em reator aeróbio sequencial em batelada e coluna de lodo anaeróbio para desnitrificação . Tese de doutoramento. Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. São Carlos, São Paulo. VICTORETTI, B.A. (1973). Contribuição ao emprego de lagoas de estabilização como processo para depuração de esgotos domésticos. CETESB. São Paulo. 131 p. VON SPERLING, M. Performance evaluation of an UASB – activated sludge system treating municipal wastewater. In: 1 st World Water Congress of the International Water Association (IWA) , Paris, 3–7 Julho 2000, Conference Preprint Book 4, p. 94-100.
10 SISTEMA DE APOIO À DECISÃO (SAD) PARA SELEÇÃO DE ALTERN ATIVAS DE PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS Marco Antônio Almeida de Souza, Oscar de Moraes Cordeiro Netto, Reynaldo Pena Lopes Júnior
10.1 INTRODUÇÃO Apresenta-se, neste capítulo, a descrição de desenvolvimento de um Sistema de Apoio à Decisão (SAD), para avaliação tecnológica de alternativas de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, estudadas na Rede 2 do PROSAB, consideradas como tecnologias consolidadas. Na elaboração do SAD, foram desenvolvidas três etapas: • • •
formulação de uma metodologia de análise tecnológica; elaboração de um aplicativo para execução automatizada da metodologia proposta; formação da base de dados n ecessária ao processamento do SAD.
Uma versão atualizada do software desenvolvido , correspondente ao SAD, encontra-se disponibilizada na página do PROSAB – FINEP, na Internet, para livre utilização pelos potenciais usuários, feitas as devidas restrições, normais a um sistema de auxílio à decisão, principalmente a de não dispensar a contribuição de um bom especialista no tema.
10.2 AVALIAÇÃO TECNOLÓGICA DE ALTERNATIVAS A bibliografia relativa às metodologias de avaliação mostra que há vários modelos de avaliação tecnológica de alternativas que levam em consideração métodos multiobjetivo e multicritério de análise. A Tabela 10.1 apresenta informações sobre as principais metodologias propostas pela seleção de processos de tratamento de águas residuárias.
2 Tabela 10.1 - Metodologias de seleção de processos de tratamento de águas residuárias
Metodologia
Referência(s)
Aplicação
Abordagem
Alternativas
Tratamento de águas residuárias
Analítica, usando critério econômico de mínimo custo
Alternativas geradas pelo modelo
COE-EPA (1981) Tratamento de águas CULLINAME (1980) residuárias (incluindo lodos)
Analítica, usando critério econômico de mínimo custo
Alternativas geradas pelo modelo
EXEC-OP
ROSSMAN (1980)
Tratamento de águas residuárias [(incluindo reciclo de fluxos laterais)]
Analítica, usando combinação de critérios técnicos e econômicos
Alternativas geradas pelo modelo
MAPMAT
ARNOLD (1982)
esclarecer Abastecimento de água e saneamento (para países em desenvolvimento)
Analítica, usando critérios de eficiência em abordagem de tecnologia apropriada
Alternativas geradas pelo modelo
Câmara
CÂMARA (1982)
Tratamento de águas residuárias (incluindo lodos)
Analítica, usando abordagem de custoefetividade
Alternativas geradas pelo modelo
USAID-Reid
REID (1982) REID & DISCENZA (1975 e 1976) REID & COFFEY (1978)
Tratamento de água e saneamento (para países em desenvolvimento
Analítica, usando abordagem de tecnologia apropriada
Alternativas contidas no modelo
WBANK (do Banco Mundial)
KALBERMATTEN et al. (1982a e 1982b) PRATT & BOYDEN (1985)
Saneamento de baixo custo
Analítica, usando critérios técnicos e econômicos em abordagem de tecnologia apropriada
Alternativas contidas no modelo
Newman
NEWMAN (1987)
Saneamento de baixo custo
Analítica, abordagem semelhante ao Modelo WBANK
Alternativas contidas no modelo
Wolf
WOLF (1987)
Tratamento de águas residuárias
Analítica, utilizando variáveis de decisão em abordagem de Tecnologia Apropriada
Alternativas alimentadas pelo usuário em função do caso em estudo
Tecle e colaboradores
TECLE et al .(1988)
Sistema de águas residuárias (incluindo tratamento)
Analítica, usando critérios de eficiência em abordagem de análise de decisão
Alternativas alimentadas pelo usuário, em função do caso em estudo
PROSEL-I
SOUZA (1992)
Tratamento de águas residuárias
Analítica, usando critérios de eficiência para medir graus de tecnologia apropriada
Alternativas contidas no modelo ou alimentadas pelo usuário, em função do caso em estudo
Arora e colaboradores
ARORA et al. (1980)
Tratamento de águas residuárias
Experimental, utilizando apenas critérios técnicos de eficiência
Alternativas alimentadas pelo usuário em função do caso em estudo
Silveira
SILVEIRA (1999)
Tratamento de águas residuárias (indústria de carnes)
Analítica, usando abordagem de custoefetividade
Alternativas contidas no modelo
EPA-Bechtel
VAN NOTE et al . (1975)
CAPDET
3 Os modelos de avaliação tecnológica utilizam-se de uma série de critérios pré-definidos para a avaliação de alternativas, que não são, necessariamente, os mesmos para todos os modelos. Assim, cada autor lista os critérios mais importantes para a avaliação de alternativas, utilizandose do modelo por ele proposto. Uma discussão mais detalhada sobre esses modelos pode ser encontrada em CARNEIRO & BARBOSA (1999) e CARNEIRO et al. (2000). Para subsidiar a discussão relativa ao desenvolvimento de um sistema de apoio à decisão (SAD) para avaliação tecnológica, são ressaltados dois desses métodos: o de Tecle e colaboradores (TECLE et al., 1988) e o PROSEL-I (SOUZA, 1992). A metodologia de análise proposta por TECLE et al. (1988) utiliza-se da Teoria dos Jogos Cooperativos e dos métodos de análise multicritério “Compromise Programming” (Programação de Compromisso) e ELECTRE-I, para seleção de alternativas de tratamento de águas residuárias. Trata-se de uma abordagem em nove passos, assim descritos: (1) Definição dos objetivos que o sistema deve cumprir. (2) Identificação dos requisitos a serem alcançados, especificações desejadas e restrições para os objetivos. (3) Seleção dos critérios de avaliação. (4) Determinação das escalas de mensuração. (5) Geração da lista preliminar de alternativas que atendem aos objetivos desejados. (6) Formulação de uma matriz de avaliação “alternativas versus critérios”. (7) Aplicação do método multicritério de auxílio à decisão e realização de estudos de sensibilidade. (8) Aceitação da solução gerada, que indica uma alternativa preferível e não a solução ótima. (9) Realização de outras iterações, caso a alternativa não seja aceita pelo agente decisor, introduzindo outras informações e retornando ao passo 2 até que a solução seja satisfatória. SOUZA (1992) desenvolveu o Modelo PROSEL-I para avaliação de processos de tratamento de águas residuárias, usando princípios de tecnologia apropriada e análise de decisão com múltiplos objetivos. Segundo SOUZA (1998), o Modelo PROSEL-I pode ser dividido em seis fases. Na Fase I, chamada de “Instruções gerais”, o processo de seleção deve ser totalmente planejado. Isso significa que todos os passos a serem realizados devem ser conhecidos desde o início e, então, todos os requisitos e dados para se obter um resultado devem ser preenchidos. As necessidades, requisitos e restrições de uma situação particular devem ser ajustados quando se escolhe um procedimento específico dentro do Modelo ou um certo tipo de dado. Na Fase II, que é a fase de “Informação dos dados requeridos”, vários dados relacionados ao caso particular são pesquisados e alimentados ao Modelo. Na Fase III, que é a fase de “Pré-seleção técnica”, são selecionadas as alternativas tecnicamente aceitáveis para tratamento de águas residuárias, no caso específico, e que sofrerão a análise posterior no Modelo. As outras alternativas são descartadas do estudo nessa fase. Na Fase IV, a fase de “Avaliação tecnológica”, as alternativas selecionadas como tecnicamente viáveis são analisadas do ponto de vista de seus respectivos graus de adaptabilidade às condições específicas do caso em estudo, com o objetivo de avaliar o grau com que cada alternativa se ajusta ao contexto existente no caso dado. Na Fase V, que é a fase de “Análise econômica”, o Modelo estima os custos das alternativas, de acordo com uma abordagem que considera os custos de estações de tratamento existentes. São estimados, em uma base comparativa, tanto os custos de construção como os custos de operação
4 e manutenção. São também estimados os benefícios de cada alternativa, de acordo com o efeito de redução das concentrações de contaminantes que seriam descarregados no ambiente, se eles não fossem removidos do efluente por cada uma das alternativas de tratamento. Na Fase VI, chamada de “Seleção final”, são analisados, em conjunto, todos os resultados para cada alternativa viável de cada fase anterior. É nessa fase que podem ser utilizados os métodos multicritério e multiobjetivo de Análise de Decisão propostos, para se atingir uma solução de hierarquização das alternativas viáveis. Ao lado dos resultados de eficiências, com que as alternativas viáveis ao caso atendem aos diversos critérios, deve-se optar por um conjunto de pesos dos critérios, que reflita a sua importância relativa, em função do contexto tecnológico do caso em estudo. Nesse ponto, a abordagem pode requerer uma consulta aos agentes interessados na decisão, para apresentar os resultados do modelo e para avaliar se há concordância quanto aos resultados obtidos a aos dados utilizados. Se não se atinge um consenso, está prevista a retroalimentação do modelo, alterando-se algumas opções metodológicas e alguns dados, sendo que o processo de retroalimentação continua, até que seja alcançada uma decisão satisfatória.
10.3
PRINCÍPOS DA ANÁLISE MULTICRITÉRIO
Com a existência de mais atributos de comparação entre alternativas, a determinação da superioridade de uma sobre outra alternativa pode não se tornar clara, isto é, pode não haver uma situação chamada de “dominância”, onde a totalidade dos atributos de uma alternativa tem superioridade em relação aos atributos da outra. Também pode não se tornar clara a transitividade entre alternativas comparadas, pois poderá ocorrer a dominância, em relação a um critério, entre alternativas que não necessariamente se verifique em outro. Torna-se, assim, necessário o uso de ferramentas capazes de resolver esse tipo de questão. Essas ferramentas podem ainda abranger novos tipos de relações entre ações, tais como a indiferença e a incomparabilidade. Dentro desse grupo, aplicam-se os métodos chamados de multiobjetivo, que tendem a buscar a otimização de vários aspectos e os interesses de vários grupos. No caso da existência de vários atributos a serem avaliados, medidos em diferentes escalas, essa análise assume também o caráter multicritério. Consideram-se, nessa análise multicritério, vários fatores para medir o grau em que cada alternativa atende ou cumpre os vários objetivos que devem ser especificados pelos agentes interessados na escolha, havendo, dessa forma, um “grupo de regras de decisão”. A metodologia pode também ser empregada em casos em que não se tem apenas um tomador de decisão, mas um grupo de decisores, cada um com objetivos, critérios e valores próprios, freqüentemente conflitantes. Um dos aspectos vantajosos desses métodos é que eles conseguem refletir melh or os objetivos e analisar com detalhe as particularidades introduzidas nas alternativas comparadas. Permitem, também, custos não traduzíveis por pode-se análisesressaltar custo-benefício, e estabelecer uma lista quantificar das prioridades deimplícitos, projeto. Como desvantag ens, a necessidade de u m grande número de informações, para cada alternativa avaliada. O valor do resultado é dependente dos critérios avaliados e de sua aplicabilidade à problemática em questão e dos agentes decisores, o que torna a análise mais subjetiva. 10.3.1 Classificação dos métodos
São tantos os métodos multicritério e tão variadas as suas características, que se torna muito difícil a elaboração de uma classificação de aceitação geral. Citam-se aqui duas dessas classificações mais simples, e de aceitação difundida, a primeira proposta por VINCKE (1982) e
5 a segunda utilizada por BARBOSA (1997), em seu levantamento sobre utilização de estudos multicritério no Brasil. Os métodos multicritério existentes foram divididos em três grandes famílias, assim estruturadas: • • •
métodos baseados na teoria de utilidade-multiatributo; métodos seletivos; métodos interativos.
GOICOECHEA et al. (1982) e, posteriormente, BARBOSA (1997) adotaram uma denominação equivalente, porém um pouco mais detalhada em sua nomenclatura: • • •
técnicas de geração de soluções não-dominadas; técnicas com articulação de preferências; técnicas com articulação progressiva de preferências.
Essas famílias podem ser brevemente caracterizadas a seguir, apresentando-se, também, alguns dos métodos mais conhecidos: Métodos baseados na teoria utilidade-multiatributo
Essa família é de utilização mais difundida na América do Norte, consistindo na agregação de diferentes atributos por uma única função, sendo o objetivo básico desses métodos obter a alternativa que possa otimizar essa função. Sua teoria baseia-se em um axioma fundamental: qualquer decisor procura, consciente ou inconscientemente, maximizar uma função de utilidade ou minimizar uma função custo. Essa função a otimizar consiste em uma síntese de diferentes atributos, de forma a agregá-los em um único valor, sendo uma representação matemática da estrutura de preferência do decisor. Segundo GOBETTI & BARROS (1994), essa função incorpora a maneira de agir do decisor em situações de incerteza. Em aplicações de múltiplos objetivos, é preciso determinar as funções de utilidade de cada atributo e combiná-las, fundindo-as em uma única função utilidademultiatributo. No âmbito dessa abordagem, incluem-se métodos largam ente utilizados, como o Método de Pesos, Método das Restrições e o Método Multiobjetivo Linear. Esse tipo de metodologia permite o ordenamento em ordem de preferência de todas as alternativas. Um método bastante utilizado, “Compromise Programming” (Programação de Compromisso), também pode ser classificado dentro das características dessa família, por buscar a otimização da função “distância da solução ideal”. O Método da Programação de Compromisso (ZELENY, 1973) é um método que busca identificar soluções não-dominantes, que estão mais próximas a uma solução ideal, através de um procedimento de medida de distância. A solução ideal é definida como sendo o vetor dos melhores valores alcançados em cada critério, na matriz de avaliação. Também é determinado um vetor com os piores valores, que é utilizado para indicar a distância relativa da alternativa à solução mais desfavorável. Métodos seletivos
Essa família, de utilização mais difundida na Europa, procura estabelecer comparações entre alternativas, duas a duas, por meio do estabelecimento de uma relação que acompanha as margens de preferência ditadas pelos agentes decisores, sendo chamada de relação de seleção.
6 Essa relação binária indica se há argumentos suficientes para decidir se um dos elementos do par é tão bom quanto o outro, ou se essa asserção pode ser refutada. Dependendo do método, essas comparações podem ainda considerar pesos, representando a importância relativa entre critérios. Esse grupo metodológico pode incorporar o uso de conceitos como indiferença e incomparabilidade, no que se refere à preferência entre ações, o que permite, em determinados casos, uma avaliação mais apropriada do problema, mas que pode não permitir um ordenamento completo das alternativas em relação à preferência, em algumas situações. Esses métodos são propostos para um grupo finito de alternativas, podendo sua filosofia, no entanto, ser aplicada para casos de infinitas alternativas. Muitos são os métodos desse grupo, sendo os mais conhecidos os métodos da família Electre e Promethee. Os métodos Electre (ROY, 1985) aplicam-se, principalmente, à análise de alternativas discretas avaliadas qualitativamente. O método Electre I tem como idéia principal separar, do conjunto total de alternativas, aquelas que são preferidas na maioria dos critérios de avaliação e que não causam um nível inaceitável de descontentamento nos outros critérios. Para isso, são introduzidos os conceitos de concordância e discordância. A concordância entre duas alternativas i e j representa a disposição do decisor em escolher a alternativa i em lugar da j. O índice de concordância (C) representa uma razão ponderada dos critérios para os quais a alternativa i é preferida à alternativa j. O conceito de discordância (D) é complementar e representa o quanto a escolha de i é prejudicial em relação a j. Para ambos os índices, é definida uma escala numérica comum a todos os critérios. O resultado do Electre I é um gráfico determinando uma ordenação parcial das alternativas, sendo, as alternativas a escolher, obtidas mediante a determinação de um subconjunto de alternativas denominado kernel (K). Já o Electre II pode apresentar uma ordenação mais completa, apresentando, como aprimoramento do método anterior, duas relações de subclassificação, de dominância forte e fraca, havendo, dessa forma, dois patamares de concordância e dois de discordância. O Electre III veio a acrescentar alguns aperfeiçoamentos em relação às versões anteriores, como, por exemplo, a utilização de funções q, p e v, indicando relações de indiferença, preferência e veto, definidas com precisão por ROY (1985). Do mesmo modo que o Electre, o método Promethee (VINCKE, 1982) estabelece uma estrutura de preferência entre alternativas discretas. Para cada critério, existe uma função de preferência entre alternativas, que deve ser maximizada. Essa função indica a intensidade da preferência de uma alternativa à outra, com o valor variando entre 0 (indiferença) e 1 (preferência total). Freqüentemente, são utilizados seis tipos de funções de preferência, sugeridos pelo método, com dois parâmetros, no máximo. Métodos interativos
Essa é a família mais recente das três relacionadas e se baseia na alternância de etapas computacionais com etapas de debate, onde são obtidas novas informações sobre as preferências dos agentes decisores, podendo esses métodos ser aplicados para um universo maior de casos, dada sua flexibilidade. Nesses métodos, as preferências são discutidas e reavaliadas ao longo de todo o processo decisório, sendo chamado de articulação progressiva de preferências. Parte-se do princípio segundo o qual o decisor não tem estabelecido a priori o seu sistema de preferência. Esse sistema se revela aos poucos, pelo maior entendimento do problema e pelo curso do processo decisório. Embora todos os métodos de análise multicritério incluam alguma etapa de diálogo com os decisores, buscando definir o grupo de ações e os critérios avaliados, nos métodos interativos os decisores dão uma contribuição direta na elaboração da solução, intervindo durante os
7 procedimentos, e não somente na definição do problema. Os métodos mais conhecidos que se enquadram nessas características, segundo BARBOSA (1997), são: Método do Valor Substituto de Troca e Método dos Passos.
10.4 PROPOSTA DE UMA METODOLOGIA DE ANÁLISE TECNOLÓGICA Com base em uma avaliação das experi ências já desenvolvidas e na proposta contida no PROSAB, foi desenvolvida uma metodologia geral de análise composta por quatro fases: •
Fase I - Instruções gerais e informação de dados.
• •
Fase II - Pré-seleção de alternativas viáveis. Fase III - Avaliação tecnológica. Fase IV - Análise tecnológica global (Multicritério).
•
Como já salientado, as metodologias de seleção de processos de tratamento utilizam conceitos de tecnologia apropriada e visam a auxiliar na escolha de uma alternativa para pós-tratamento de reatores anaeróbios, no âmbito de um universo de alternativas possíveis. Por exemplo, poder-se-ia considerar, no universo das alternativas pesquisadas pelo Tema 2 do PROSAB, a que mais se ajusta a um caso específico, ou seja, a um cenário de uma determinada região ou local, em um determinado período. A metodologia desenvolvida parte do pressuposto que o local da futura estação de tratamento já foi escolhido e que um sistema de coleta de esgotos separador absoluto já existe ou será implantado. Além disso, assume-se que o clima predominante da região é tropical ou subtropical e que as alternativas tratam esgotos municipais com características semelhantes. Parte-se do princípio, também, de que se dispõe de um banco de dados de “alternativas tecnológicas” para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, banco esse que foi formado a partir dos dados coletados nos diver sos subprojetos de pesquisa da Rede 2 do PROSAB. Dois tipos de abordagens metodológicas poderiam ser adotadas para se desenvolver o aplicativo. A primeira abordagem metodológica, denominada “versão participativa da metodologia”, explora a relação analista-decisor, ou seja, o decisor ( que pode ser um diretor de serviço de saneamento, um secretário de obras ou mesmo um prefeito) é convidado pelo analista ( que pode ser o projetista ou o engenheiro capacitado para desenvolver o aplicativo ) a expor suas preferências por meio da definição dos objetiv os, da escolha dos critérios e da atribuição de níveis de importância dos critérios. A metodologia proposta neste trabalho, para éa uma avaliação de pós-tratamento de a águas residuárias, estudadas pelo PROSAB, versãodas dealternativas tipo “participativa”. Para auxiliar análise dos dados fornecidos pelos agentes decisores, foi produzido o sistema computacional, que será detalhado neste capítulo. A segunda abordagem metodológica, denominada “versão assistida da metodologia” envolve uma adaptação do modelo PROSEL-I proposto por SOUZA (1992) e requer uma menor interação entre analista e decisor, uma vez que se recorre a funções matemáticas, para definir as relações de preferência entre alternativas. Essas relações de preferência independem do decisor, sendo que, definidos os domínios de validade, podem ser essas relações aplicadas para o
8 conjunto das alternativas a serem avaliadas. A participação do próprio analista nessa avaliação é reduzida, pois os julgamentos, muitas vezes subjetivos, que este é obrigado a exercer sobre o comportamento dos sistemas, se apresentam em número mais reduzido. Tanto a primeira como a segunda versão da metodologia seguem etapas e fluxogramas semelhantes, podendo, inclusive, utilizarem-se de parâmetros e dados comuns. A seguir, apresenta-se a descrição das fases da metodologia proposta para a solução do problema. Fase I - Instruções gerais e informação de dados
Nessa fase, são selecionadas as opções que determinam as instruções gerais de procedimento. Podem ser selecionados os arquivos de dados existentes. É t ambém possível introduzi r os pesos para cada critério de decisão que está sendo considerado (o que significa que também é possível eliminar alguns critérios da análise, se desejado). Os dados necessários para execução do sistema são os seguintes: • • •
• • • •
dados de especificação do caso a ser estudado; dados das variáveis de projeto e planejamento; dados das condições locais e do terreno ond e será instalada a estação de tratam ento de águas residuárias; dados da capacidade local em suprimento de recursos necessários; dados de qualidade da água residuária bruta; dados da qualidade mínima desejada para o efluente tratado; pesos para os diferentes critérios que serão utilizados nos algoritmos de análise de decisão.
Fase II – Pré-seleção de alternativas viáveis
Nessa fase, as alternativas analisadas pelo PROSAB, presentes no banco de dados do sistema, e consideradas como tecnologias reconhecidamente aprovadas, são identificadas como o universo de alternativas de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios a ser analisado. Todas as alternativas consideradas possuem um arquivo de dados próprio que está integrado ao aplicativo desenvolvido. A partir de consulta a esses dados, verifica-se quais das alternativas consideradas inicialmente são viáveis para o caso em questão, isto é, quais atendem às restrições técnicas impostas a elas, em função das condições locais. Essa pré-seleção de alternativas é realizada por meio de um procedimento de exclusão das alternativas que não atendem a um conjunto, previamente especificado pelo usuário, de restrições técnicas, formando-se, assim, o universo de alternativas viáveis para o caso em estudo. A Fase II compreende as seguintes ações: 1) Definição das eficiên cias máximas possíveis de cada alternativa (que são as eficiências intrínsecas da "j-ésima" alternativa em tratar a "i-ésima" característica de qualidade dos esgotos). 2) Definição da qualidade da água residuária bruta, conforme os dados introduzidos no modelo (são fornecidas as concentrações "Ci(i)", onde "i" significa as várias características de qualidade dos esgotos, consideradas pelas instituições participantes da Rede 2 do PROSAB).
9 3) Definição dos padrões de qualidade para o efluente, isto é, as concentrações máximas permissíveis "Ce(i)", que devem obedecer as metas de planejamento da comunidade, os usos do efluente tratad o, ou as normas e legislação para lançamento no corpo receptor (ou no terreno). 4) Cálculo das efici ências mínimas aceitáveis para o caso em estudo , E(i), para a "i-ésima" característica de qualidade dos esgotos estudados. 5) Exclusão das alternativas inviáveis, em função do critério de eficiência. 6) Leitura dos dados informa dos das caracterí sticas mínimas possíveis de qualidade do efluente tratado por cada alternativa, isto é, as concentrações mínimas que cada processo de tratamento é capaz de fornecer. 7) Exclusão das alternativas que não atendem ao critério das concentrações mínimas possíveis para o efluente, sendo descartadas as alternativas quando a concentração exigida para o caso em estudo for menor que a mínima possível fornecida pala alternativa. 8) Leitura das necessidades de espaço físico das alternativas. 9) Cálculo das necessidades de área de terreno das alternativas. 10) Exclusão das alternativas inviáveis, em função do critério de ocupação de espaço, isto é, são eliminadas as alternativas que exigem área maior do que a disponível designada pelo caso em estudo. 11) Leitura das declividades de terreno mínimas requeridas pelas alternativas (o sistema contém essa informação em sua base de dados). 12) Exclusão de alternativas inviáveis, pelo critério de declividade. 13) Leitura das taxas de p ercolação mínimas no solo, aceitáveis pelas alterna tivas (contidas na base de dados do sistema). 14) Exclusão das alternativas inviáveis, pelo critério de mínima taxa de percolação requerida. 15) Leitura das profundidades mínimas de lençol freático, aceitáveis pelas alternativas (contidas na base de dados). 16) Exclusão das alternativas inviáveis, pelo critério da profundidade mínima aceitável de lençol freático. 17) Leitura dos valores de profundidades mínimas da camada impermeável do solo, aceitáveis pelas alternativas (contidas na base de dados). 18) Exclusão das alternativas inviáveis, pelo critério de profundidade mínima da camada impermeável do solo. 19) Leitura das espessuras mínimas de solo, aceitáveis pelas alternativ as (contidas na base de dados). 20) Exclusão das alternativas inviáveis, pelo critério de espessura mínima de solo. 21) Leitura das condições de ocorrência de rochas, que são requeridas pelas alternativas (as alternativas são classificadas na base de dados do sistema em aquelas que "requerem terrenos sem ocorrência de rochas" e aquelas a que não se impõe essa condição). 22) Exclusão das alternativas inviáveis, pelo critério de ocorrência de rochas no terreno. 23) Resultados finais do processo de pré-seleção t écnica (somente as alternativas que atendem a todos os critérios ao mesmo tempo, isto é, não foram exclu ídas em nenhuma etapa, são permitidas a continuar na análise pelas fases posteriores. Se não houver nenhuma alternativa viável, o sistema finaliza a sua análise nesse ponto).
Fase III - Avaliação tecnológica Se houver mais de uma alternativa viável, avalia-se a eficiência com que cada alternativa exeqüível cumpre alguns critérios pré-fixados de tecnologia apropriada, que podem ser escolhidos pelo usuário. Nessa fase da análise, são estimados os graus de influência dos seguintes fatores sócioeconômico-ambientais na decisão:
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Demanda por área de implantação/construção. Custo de implantação/construção. Custo de operação e manutenção. Simplicidade/facilidade de implantação/construção. Simplicidade/facilidade de operação e manutenção. Resistência a choques de cargas. Flexibilidade e possibilidade de expansão. Produção de impacto ambiental. Quantidade produzida de resíduos sólidos. Disposição adequada/reaproveitamento de resíduos sólidos. Exigência em capacitação de recursos humanos. Utilização preferencial de recursos materiais locais. Nível de rejeição do público ao tratamento. Confiabilidade no fornecimento de energia.
Esses fatores são ou podem ser vistos como efeitos ou resultados da instalação da estação de tratamento de águas residuárias em um determinado local. Forma-se, assim, a matriz de conseqüências ( pay-off matrix), que pode ter livre utilização: ou pode ser utilizada para escolher diretamente as alternativas considerando ou não os vários critérios constantes da matriz; ou pode ser introduzida em qualquer algoritmo aplicáv el para realizar a análise de decisão multicritério. A matriz de conseqüências foi gerad a por meio de dados recolhidos por questionários de aquisição de dados enviados às instituições participantes do PROSAB. Cada instituição avaliou a alternativa por ela pesquisada e outras duas alternativas com desempenho conhecido: sistema de lodos ativados e lagoa de estabilização facultativa. Esses dados foram, posteriormente, submetidos a um painel de especialistas no tema, e escoimados até o ponto de consenso possível entre os especialistas participantes. Assim, as performances das alternativas em cada um dos critérios foram estimadas a partir de escalas ordinais de comparação entre alternativas, o que produz resultados de análise suficientemente precisos.
Fase IV - Análise tecnológica global (Multicritério) Na fase IV, utiliza-se a análise multiobjetivo e multicritério. Para tanto, foi proposto o emprego de alguns dos algoritmos disponíveis para aplicação de métodos multicritério na forma computacional, como aqueles correspondentes aos métodos da "Ponderação Aditiva" (GOICOECHEA et al., 1982), "Compromise Programming" (ZELENY, 1973) e a série de métodos ELECTRE (ROY, 1985), para a geração de uma hierarquização das alternativas viáveis, a partir da matriz de conseqüência gerada na fase anterior. A utilização de mais de um método de análise multicritério é recomendada por vários autores, mas isso é matéria que transcende o escopo do presente texto. Ao final, o usuário, instruído pelos resultados obtidos com a aplicação dos métodos multicritério, pode chegar a uma decisão, sendo a alternativa selecionada virtualmente a mais aceitável socialmente, culturalmente, ambientalmente e economicamente, do ponto-de-vista das pessoas atuando na “decisão” (SOUZA & FORSTER, 1996).
10.5 ELABORAÇÃO DE APLICATIVO PARA A METODOLOGIA PROPOSTA Para auxiliar e tornar rápida e automática a aplicação da metodologia proposta, foi elaborado um aplicativo para processamento computacional dos dados obtidos, em relação às alternativas de
11 tratamento estudadas (banco de dados). As sub-rotinas foram criadas em linguagem de programação Delphi. O aplicativo foi elaborado de modo que o usuário seguisse a ordem dos acontecimentos proposta na metodologia acima descrita. A Figura 10.1 mostra a tela de entrada do aplicativo, que faz um alerta aos usuários do sistema, que esse só deve ser utilizado com a supervisão de um profissional especialista na área.
Figura 10.1 - Tela de alerta aos usuários
A Figura 10.2 mostra a tela principal do sistema, cuja barra de ferramentas indica a ordem dos acontecimentos para sua utilização. Como o sistema já poss ui as bases de dados dos subp rojetos do PROSAB, o usuário não é obrigado a gerar um banco de dados próprio de sistemas de tratamento, para que possa utilizar o aplicativo. Assim, para utilizá-lo, o usuário deve, primeiramente, escolher a base de dados referente aos sistemas de tratamento de águas residuárias com que deseja trabalhar.
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Figura 10.2 - Tela principal do aplicativo produzido
Depois de escolhido esse banco de dados, o usuário deve introduzir os dados do caso em questão, utilizados na pré-seleção de alternativas, pois nessa etapa não há casos pré-cadastrados. Os dados necessários para essa pré-seleção são divididos em três grupos: concentração máxima permitida de efluente, grau de tratamento mínimo exigido e restrições técnicas. As Figuras 10.3 e 10.4 mostram telas de entrada de alguns desses dados.
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Figura 10.3 - Tela de entrada de dados do caso em questão - Restrições técnicas
Figura 10.4 - Tela de entrada de dados do caso em questão – Grau de tratamento mínimo
14 Nem todos os campos necessitam ser preenchidos para se continuar a análise. Assim, em relação às características de qualidade da água, recomenda-se que se dê ênfase à DBO total, DQO total, Sólidos Suspensos Totais, Nitrogênio Amoniacal e Nitrato, Fósforo, e um tipo de Coliformes (totais ou fecais). Seguindo a ordem dos eventos, proposta pelo aplicativo, o usuário, após introduzir os dados do caso, deve processar a pré-seleção das alternativas existentes no banco de dados. Esse processamento gera o conjunto de alternativas viáveis para o caso em questão. Como resultado da etapa de pré-seleção, é gerado um formulário que mostra quais das alternativas existentes no banco de dados escolhido são viáveis para o caso. Nesse mesmo formulário, há uma matriz “alternativas versus critérios de eliminação analisados”. Essa matriz mostra quais são as alternativas viáveis para cada um desses critérios. Com essa matriz é possível visualizar quais os critérios que são responsáveis pelo veto das alternativas que não foram consideradas viáveis. A Figura 10.5 apresenta esse formulário.
Figura 10.5 - Resultado da etapa de pré-seleção de alternativas para um caso fictício
No caso de se desejar processar a pré-seleção sem a utilização de todos os critérios eliminatórios, pode-se selecionar que critérios serão utilizados nesse processamento. A Figura 10.6 mostra a tela em que é realizada essa seleção. O próximo passo proposto pelo aplicativo é a avaliação das alternativas consideradas viáveis. Nessa etapa,versus há a critérios geraçãode daavaliação. matriz de conseqüências ( pay-off matrix), que é uma matriz alternativas Assim como na etapa de pré-seleção, pode-se realizar a seleção dos critérios que se deseja utilizar na avaliação das alternativas. A Figura 10.6 mostra o módulo do aplicativo responsável pela seleção desses critérios, além da lista completa de critérios de análise que podem ser utilizados.
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Figura 10.6 - Seleção de critérios (parâmetros) para a pré-seleção de alternativas
É importante notar que os critérios de avaliação são utilizados, tanto na etapa de avaliação, isoladamente, critério a critério, quanto na de análise tecnológica global (multicritério). Assim, se um critério for excluído da fase de avaliação, também o será da fase de análise tecnológica. A última etapa proposta pelo aplicativo é a análise tecnológica global, também chamada análise multicritério. Nessa etapa, o usuário escolhe, entre os métodos disponíveis no aplicativo, aquele que será utilizado nessa avaliação. Os métodos atualmente disponíveis são o da Ponderação Aditiva, o da Programação de Compromisso ( Compromisse Programming) e o ELECTRE III. Nessa etapa, é necessário que o usuário introduza os pesos dos critérios de avaliação para o caso real em estudo. Já existem cadastrados quatro contextos tecnológicos com conjuntos de pesos diferentes. O usuário pode tentar classificar o seu caso específico em um desses quatro contextos ou utilizá-los co mo base para um novo caso com pesos diferentes, que sejam considerad os mais adequados. A Figura 10.7 mostra o módulo do aplicativo em que é realizada a entrada dos pesos e a seleção de critérios de avaliação.
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Figura 10.7 - Critérios de avaliação: pesos e seleção
O resultado da análise tecnológica global é mostrado em formulários que indicam a posição hierárquica das alternativas e a viabilidade de cada uma delas. A viabilidade da alternativa está presente nesse formulário, pois a análise final pode ser realizada com todas as alternativas disponíveis no banco de dados de sistemas de tratamento, e não somente com as que foram consideradas viáveis para o caso. Isso permite que o usuário possa adotar uma alternativa mais bem colocada no resultado da análise multicritério, mesmo que ela seja considerada inviável para o caso em um o u mais critérios de pré-seleção, considerados pouco relevantes pelo usuário. Para mostrar um exemplo de saída do SAD, apresenta-se a Figura 10.8, que mostra o resultado de um processamento da etapa de análise tecnológica global, pelo método da Programação de Compromisso, escolhido ao acaso, somente para efeito de exemplificação.
Figura 10.8 - Resultado da análise final pelo método Compromisse Programming, considerando como Contexto 1
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10.6 FORMAÇÃO DA BASE DE DADOS Para viabilizar a aplicação prática do aplicativo proposto, são necessários os dados que evidenciam o desempenho de todas as alternativas consideradas, segundo os vários critérios escolhidos para realizar a avaliação tecnológica. Para a construção desse banco de dados, foram utilizados, como fontes de dados primários, os diversos relatórios parciais produzidos pelos diferentes subprojetos participantes da Rede 2 do PROSAB, além de uma série de questionários elaborados especialmente para essa finalidade, que foram distribuídos para a Rede. Após isso, foi realizado o tratamento dos dados brutos, e o resultado foi submetido a um painel de especialistas, que realizou a sua escoima e produziu a base de dados final. Deve-se salientar que a qualidade dos dados pode ser constantemente melhorada, com conseqüente aprimoramento dos resultados obtidos por meio da utilização do SAD. Os questionários foram distribuídos para os diversos subprojetos e as informações do preenchimento desses questionários foram coletadas via Internet, facilitando o trabalho e evitando custos adicionais de obtenção dos dados das instituições integrantes da Rede 2 do PROSAB. Foram disponibilizados três tipos de questionários, que foram denominados de Questionários 1, 2 e 3. O Questionário 1 foi utilizado para a aquisição de dados específicos de cada um dos sistemas de tratamento de águas residuárias estudados pelas instituições, para a formação de um banco de dados específico. Entre as informações adquiridas pelo Questionário 1, pode-se destacar a concentração da água residuária bruta, as eficiências de remoção, a concentração do efluente de alguns parâmetros de qualidade da água e a avaliação da alternativa pesquisada pela instituição, em relação a alguns critérios de avaliação. A Figura 10.9 mostra a estrutura do banco de dados utilizado para armazenar as informações adquiridas pelo Questionário 1.
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Figura 10.9 - Estrutura do banco de dados de alternativas de tratamento – Questionário 1
O Questionário 2 foi utilizado para a aquisição dos pesos, para cada um dos critérios de avaliação citados acima. Nesse questionário, cada instituição gerava um conjunto de pesos referentes a quatro contextos tecnológi cos d iferentes, mostrados a seguir: • • • •
Contexto 1: Sistema de pequen o porte em local de alto risco ambi ental-epidemiológico. Contexto 2: Sistema de pequeno porte em local de baix o risco ambiental-epidemiológico. Contexto 3: Sistema de médi o porte em local de alto risco ambi ental-epidemiológico. Contexto 4: Sistema de médi o porte em local de baix o risco ambiental-epidemiológico.
O Questionário 2 gerou o banco de dados em que se dispõe, também, de um conjunto de pesos para cada um desses casos. No Questionário 3, também distrib uído para a Rede 2, mas inclui ndo entre os respondentes outros especialistas no tema, continha o resumo de todos os dados obtidos e tratados, e teve o objetivo de verificação de todos os dados obtidos e sua análise por todos os envolvidos na pesquisa.
10.7 EXEMPLO DE UTILIZAÇÃO DO APLICATIVO 10.7.1 Considerações preliminares Para facilitar o entendimento do aplicativo, foi realizada a aplicação do Sistema de Apoio à Decisão (SAD) a um caso real. A cidade escolhida para esse estudo de caso foi a cidade de Santa Maria, no Distrito Federal, que é de médio porte, planejada para o assentamento de populações de baixa renda. A cidade de Santa Maria foi escolhida para estudo pela disponibilidade de dados e pelo conhecimento das condições que existiam na época em que foi tomada a decisão para a
19 elaboração do projeto da sua ETE – Estação de Tratamento de Esgotos (CARNEIRO BARBOSA, 1999; CASTRO & SANTOS, 1997).
&
Os dados necessários para a fase de pré-seleção de alternativas viáveis foram levantados a partir da bibliografia existente e aqueles necessários à análise tecnológica foram levantados por meio da inserção da cidade de Santa Maria em um dos quatro casos existentes no banco de dados no sistema, definidos como representativos da maioria das cidades brasileiras. As informações são condizentes à época do projeto da então futura ETE da cidade.
10.7.2 Caracterização do local As condições socio-econômicas da cidadeede Santa Maria precárias: abásica população possuiem uma baixa renda, baixo nível de escolaridade não dispõe de são infra-estrutura suficiente termos de serviços urbanos. O comércio local é basicamente representado por estabelecimentos que comercializam gêneros de primeira necessidade, algumas lojas de material de construção, bares e poucos serviços de apoio. Muitos lotes, srcinalmente cedidos pelo governo, estão, agora, sendo vendidos, gerando um pequeno mercado imobiliário. A população de Santa Maria, estimada em mais de 130.000 habitantes, dispõe de apenas um posto de saúde para atendê-la. A cidade possuía, em 1999, de 7 instituições de ensino, sendo 2 CAICs – Centro de Apoio Integral à Criança – e 5 escolas de primeiro grau. Apenas as principais vias, que dão acesso às linhas de ônibus, estão pavimentadas, e os sistemas de redes de esgotos e de drenagem de águas pluviais ainda se encontram em fase de estruturação. Segundo CARNEIRO & BARBOSA (1999), a estação de tratamento de águas residuárias existente no local foi projetada para uma população de 212.592 habitantes. A cidade possui topografia suave, com declividade média variando entre 0,7 e 3,3%. Nas áreas próximas ao ribeirão Alagado e ao ribeirão Santa Maria, onde foi construída a ETE, a declividade varia entre 5 e 10 %. A temperatura média local varia em torno de 22ºC e a mínima, no inverno, atinge menos de 18ºC. Na região, verifica-se a presença de latossolos vermelho escuro e vermelho amarelo, caracterizados como típicos do cerrado. O estudo deste tipo de solo na região fornece valores de -3 condutividade hidráulica igual a 10 cm/min (CARNEIRO & BARBOSA, 1999). O ribeirão Alagado e o ribeirão Santa Maria, ambos pertencentes à Bacia do rio Corumbá (subbacia do Paranaíba e bacia do Paraná), são utilizados pela CAESB e pela SANEAGO como mananciais de água para abastecimento público. A CAESB realiza a captação de água nas cabeceiras do ribeirão Alagado, possível corpo receptor para o efluente da ETE, onde ele ainda não é poluído. Porém, os lançamentos de esgotos da cidade-satélite do Gama e o carreamento de resíduos de toda natureza provocam uma acentuada alteração das características do ribeirão a jusante.
10.7.3 Características da água residuária bruta Como não eram conhecidas as características da água residuária local, utilizou-se a proposição de CASTRO & SANTOS (1997), que definiram as seguintes concentrações máximas dos parâmetros de qualidade da água residuária bruta para Santa Maria:
20 • • • • • • •
Sólidos Totais: 810 mg/L. Sólidos Suspensos: 540 mg/L. DBO5: 540 mg/L. DQO: 810 mg/L. Nitrogênio Total: 90 mg/L. Nitrato: 0 mg/L. Fósforo Total: 11 mg/L.
Segundo CASTRO & SANTOS (1997), o número de coliformes fecais (NMP) estimado para a 7 água residuária bruta é 4,6 x 10 / 100 mL.
10.7.4
Qualidade do efluente e grau de tratamento requeridos
Segundo o Art. 1º da Resolução CONAMA Nº 20/86, as águas de Classe 2 são destinadas ao abastecimento doméstico após tratamento convencional, à proteção das comunidades aquáticas, à recreação de contato primário, à irrigação de hortaliças e plantas frutíferas, e à criação natural e/ou intensiva (aqüicultura) de espécies destinadas à alimentação humana. Quanto à água residuária em si, considerou-se que não havia o objetivo de reúso de água, no caso em estudo. Os limites, para as principais características de qualidade de água, que devem ser obedecidos pelas águas de Classe 2 são:
•
Turbidez: 100 UNT. OD: > 5 mg/L. DBO5: 5 mg/L. Fosfato Total: 0,025 mg/L. Nitrato: 10 mg/L.
• •
Coliformes fecais: 1.000/100 mL (condições satisfatórias à balneabilidade). Coliformes totais: 5.000/100 mL (condições satisfatórias à balneabilidade).
• • • •
As características de qualidade de água analisadas nesta aplicação são DBO 5, coliformes fecais, fósforo total e nitrogênio, devido à sua importância local. Segundo CASTRO & SANTOS (1997), admitindo-se, a partir de estudos e levantamentos efetuados, uma vazão máxima de esgoto de 615,30 L/s e a vazão mínima do ribeirão de 362,65 L/s, tem-se a seguinte concentração máxima de carga poluidora permissível no efluente da estação de tratamento: • • • •
DBO5: 5 mg/L. Coliformes fecais: 1.000 CF/100 mL. Fósforo total: 0,025 mg/L. Nitrato + Nitrito: 17,30 mg/L.
As características do esgoto de Santa Maria não excedem os limites estabelecidos pelo Artigo 21 da Resolução CONAMA Nº 20/86, sendo que seu lançamento no corpo d’água não é restringido pela concentração dos poluentes citados nesse artigo. O grau de tratamento necessário para as características dos esgotos estudados pode ser encontrado na Tabela 10.2, que resume os resultados da análise realizada.
21 Tabela 10.2 - Grau de tratamento mínimo exigido Unidade Concentração Concentração Grau de no afluente no efluente tratamento (%) (mg/L) 300 5 98,30
Parâmetro DBO (20ºC) 5 Coliformes fecais Fósforototal Nitrato+Nitrito
CF/100 mL mg/L mg/L
4,6 x 10 6 50
7
1.000 0,025 17,3
99,998 99,58 65,40
Fonte: CASTRO & SANTOS (1997)
10.7.5 Resultado da fase de pré-seleção (alternativas viáveis) A Figura 10.10 mostra o formulário que indica o resultado da etapa de pré-seleção de alternativas viáveis. Como se nota nessa figura, nenhuma das alternativas de tratamento estudadas pela Rede 2 do PROSAB foi considerada viável para o caso. Isso se deve ao fato de algumas delas não disporem, ainda, de todas as informações necessárias. No entanto, para a maioria delas, a restrição se deu por incapacidade de atender as limitações impostas pela legislação vigente.
Figura 10.10 - Resultado da pré-seleção para o caso de Santa Maria
A Figura 10.11 mostra o resultado da pré-seleção de alternativas por característica sendo analisada, em termos de concentrações de efluente.
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Figura 10.11 - Resultado do processamento do SAD proposto ao estudo de caso, em relação ao critério “concentração do efluente”
A matriz alternativas versus características de qualidade dos esgotos, em termos de eficiência de tratamento, gerada pelo processamento do SAD desenvolvido para as condições do estudo de caso analisado, pode ser visualizada na Figura 10.12.
Figura 10.12 - Resultado do processamento do SAD proposto ao estudo de caso, em relação ao critério “grau de tratamento”
As alternativas foram também analisadas quanto à viabilidade em termos de restrições técnicas. Essa análise pode ser vista na Figura 10.13. Apesar de algumas das alternativas haverem sido habilitadas em alguns dos critérios da pré-seleção, nenhuma delas foi considerada viável para o caso, pois, para que isso acontecesse, era necessário que a alternativa houvesse sido aprovada em todos os critérios de pré-seleção.
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Figura 10.13 - Resultado do processamento do SAD proposto ao estudo de caso, em relação aos critérios de restrição técnica
10.7.6 Resultado da análise tecnológica global (multicrité rio e multi objetivo) Com a finalidade de realizar a análise tecnológica global, a cidade de Santa Maria foi inserida no Contexto 3 (ver item 10.6), que caracteriza um contexto tecnológico composto de sistema de médio porte em local de alto risco ambiental-epidemiológico. Foi realizada a análise tecnológica pelos métodos multicritério da Ponderação Aditiva, da Programação de Compromisso (Compromisse Programming) e ELECTRE III. Foi considerado que todas as alternativas atenderiam aos requisitos do estudo de caso, mas foram desabilitadas (o SAD permite ao usuário fazer isso) algumas delas que foram consideradas inapropriadas para o porte da ETE pretendida (ou ao tamanho da população servida). As alternativas que foram desabilitadas da análise global multiobjetivo foram: Filtro anaeróbio, Escoamento subsuperficial e Vala de filtração. O resultado dessa etapa, para o processamento com cada um dos métodos multiobjetivo selecionados, pode ser visto na Tabela 10.3.
24 Tabela 10.3 - Resultados finais da avaliação de desempenho das alternativas
Classificação das alternativas
Métodos de análise multicritério Ponderação Aditiva
Compromising Programming
ELECTRE III
1a
Lagoa polimento
Lagoa polimento
2a
Flotação por ar dissolvido
Filtro biológico
Filtro biológico/ Flotação por ar dissolvido
3a
Escoamento superficial
Flotação por ar dissolvido
Terras úmidas (Wetlands)/ Escoamento superficial
Filtro biológico
Escoamento superficial
Filtro aerado submerso
Terras úmidas (Wetlands)
Lagoa Aerada/ Biofiltro aerado submerso
Filtro aerado submerso
Lodos ativados
4
a
5a
Terras úmidas (Wetlands)
6
a
Filtro aerado submerso
7
a
Biofiltro aerado submerso
8
a
Lagoa aerada
Biofiltro aerado submerso
Lodosativados
Lodosativados
9a
Lagoa aerada
Lagoa polimento
-
Para o estudo de caso, verifica-se que as alternativas Lagoa de polimento, Filtro biológico, Flotação por ar dissolvido e Escoamento superficial mostram-se mais adequadas, considerandose os três métodos utilizados. Pode-se continuar o processo de seleção refinando alguns dados de entrada, e trabalhando apenas com as alternativas que melhor se classificaram, até que se chegue a uma ordenação aceitável. Esse resultado mostra a potencialidade de utilização do aplicativo. Com a continuação do levantamento de dados e o aperfeiçoamento do aplicativo, espera-se que esse tipo de avaliação tecnológica possa ser mais amplamente adotada.
10.8
BIBLIOGRAFIA
BARBOSA, P. S. O emprego da análise multiobjetivo no gerenciamento dos recursos hídricos brasileiros. A Água em Revista. CPRM, Brasil, Ano V (8). 1997.
Desenvolvimento de uma metodologia para a seleção de processos de tratamento de águas residuárias municipais – estudo de caso no Distrito Federal.
CARNEIRO, G. A., BARBOSA, R. F. M.
Monografia de Estágio Supervisionado. Departamento de Engenharia Civil e Ambiental. Universidade de Brasília. Brasília, DF, Brasil, 111p. 1999. CARNEIRO, G. A., BARBOSA, R. F. M., SOUZA, M. A. A. Uma metodologia para seleção de processos de tratamento de águas residuárias municipais e sua aplicação a um estudo de caso no Distrito Federal. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental , Brasil, 5 , (1/2), 68-75. 2000. CASTRO, A. L. M., SANTOS, K. A. R. Dimensionamento da ETE de Santa Maria. Monografia de Estágio Supervisionado. Departamento de Engenharia Civil. Universidade de Brasília. Brasília, DF, Brasil, 130p. 1997. GOBETTI, L. E. C., BARROS, M. T. L. Análise multiobjetivo aplicada ao planejamento de sistemas de recursos hídricos. Dissertação de M estrado, Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, Brasil. 1993. GOICOECHEA, A., HANSEN, D. R., DUCKSTEIN, L. Multiobjective decision analysis with engineering and business applications. John Wiley & Sons, Chichester, Inglaterra, Reino Unido. 1982.
25 ROY, B. Méthodologie multicritèrie d’aide à la decision. Economica, Paris, França. 1985. SOUZA, M.A.A. Methodology for selection of wastewater treatment processes . PhD Thesis. School of Civil Engineering, The University of Birmingham, Birmingham, UK. 1992. SOUZA, M.A.A. Um modelo para seleção de processos de tratamento de águas residuárias municipais. In: XXVI Congresso Interamericano de Ingeniería Sanitária y Ambiental , AIDIS, Lima, Peru, 1-5 novembro, 98 (meio eletrônico). 1998. SOUZA, M.A.A., FORSTER, C. F. Metodologias para seleção de processos de tratamento de águas residuárias. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental , ABES, Ano I, 2, Abril / Junho 96, 19-31. 1996. TECLE, A., FOGEL, M., DUCKSTEIN, L. Multicriterion selection of wastewater management alternatives. Journal of Water Resources Planning and Management Division. Proceedings of ASCE, 114 (4), 383-398. 1988. VINCKE, P. Multicriteria decision-aid. John Wiley & Sons, Chichester, Inglaterra, Reino Unido. 1982. ZELENY, M. Multiple criteria decision making. University of South Carolina Press, Columbia, Estados Unidos. 1973.
