TRATAMENTO DE ESGOTOS SANITÁRIOS
Roque Passos Piveli
1. Características dos Esgotos, Necessidades de Tratamento e Concepção das
Estações
1.1. Características dos Esgotos
Os esgotos sanitários variam no espaço, em função de diversas variáveis desde o clima
até hábitos culturais. Por outro lado, variam também ao longo do tempo, o que torna
complexa sua caracterização. Metcalf & Eddy (1991) classificam os esgotos em forte,
médio e fraco, conforme as características apresentadas na Tabela 1:
Tabela 1: Características físico-químicas dos esgotos. Fonte: Metcalf & Eddy (1991)
Característica
DBO5,20 (mg/L)
DQO (mg/L)
Carbono Org. Total (mg/L)
Nitrogênio total – NTK (mg/L)
Nitrogênio Orgânico (mg/L)
Nitrogênio Amoniacal (mg/L)
Fósforo Total (mg/L)
Fósforo Orgânico (mg/L)
Fósforo Inorgânico (mg/L)
Cloreto (mg/L)
Sulfato (mg/L)
Óleos e Graxas (mg/L)
Forte
400
1.000
290
85
35
50
15
05
10
100
50
150
Médio
220
500
160
40
15
25
08
03
05
50
30
100
Fraco
110
250
80
20
08
12
04
01
03
30
20
50
No Brasil, mesmo que não se tenha informação segura com base local, costuma-se adotar
contribuições “per capita” de 54 e 100 g/habitante.dia para a DBO de cinco dias e para a
DQO, respectivamente.
Em termos de vazão, pode-se afirmar que os esgotos estão sujeitos às mesmas variações
relativas ao consumo de água, variando de região para região, dependendo
principalmente do poder aquisitivo da população. Apenas a título de referência, pode-se
considerar a contribuição típica de 160 L/habitante.dia, referente ao consumo “per capita”
de água de 200 L/habitante.dia e um coeficiente de retorno água/esgoto igual a 0,8. Para a
determinação das vazões máximas de esgotos, costuma-se introduzir os coeficientes k1 =
1,2 (relativo ao dia de maior produção) e k2 = 1,5 (relativo à hora de maior produção de
esgotos). Consequentemente, a vazão de esgotos do dia e hora de maior produção é 1,8
vezes, ou praticamente o dobro da vazão média diária.
Deve ser lembrado que as características dos esgotos são afetadas também pela infiltração
de água subterrânea na rede coletora e pela possível presença de contribuições
específicas, como indústrias com efluentes líquidos ligados à rede pública de coleta de
esgotos.
Os esgotos sanitários possuem excesso de nitrogênio e fósforo. Isto faz com que, ao ser
submetido a tratamento biológico, haverá incorporação desses macronutrientes nas
células que tomam parte do sistema, mas o excesso deverá ser ainda grande. Esta é uma
importante preocupação em termos de tratamento de esgotos, exigindo tratamento
2
avançado quando se tem lançamento em situações mais restritivas, sobretudo em represas
utilizadas para o abastecimento público de água potável, onde o problema da eutrofização
poderá ter consequências drásticas.
Na Tabela 2 são apresentados concentrações típicas das diversas frações de sólidos em
esgotos:
Tabela 2: Concentrações de sólidos em esgotos. Fonte: Metcalf & Eddy (1991)
característica
Sólidos Totais (mg/L)
Sólidos Dissolvidos (mg/L)
Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/L)
Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/L)
Sólidos em Suspensão Totais (mg/L)
Sólidos em Suspensão Fixos (mg/L)
Sólidos em Suspensão Voláteis (mg/L)
Sólidos Sedimentáveis (mL/L)
Forte
1.200
850
850
525
350
75
275
20
Médio
720
500
500
300
220
55
165
10
Fraco
350
250
250
145
100
20
80
05
Na Tabela 3 são apresentadas algumas características biológicas dos esgotos, importantes
para referenciar as necessidades de desinfecção. Embora a legislação seja restrita aos
índices de coliformes, aplicações dos esgotos como, por exemplo, na agricultura, podem
exigir o controle de outros indicadores.
Tabela 3: Concentrações de organismos em esgotos. Fonte: Metcalf & Eddy (1991)
Característica
Bactérias Totais (/100 mL)
Coliformes Totais (NMP/100 mL)
Coliformes Fecais (NMP/100 mL)
Estreptococus Fecais (NMP/100 mL)
Salmonella Typhosa (/100 mL)
Cistos de Protozoários (/100 mL)
Vírus (/100 mL)
Ovos de Helmintos (/100 mL)
Valor Médio
109 - 1010
107 - 108
106 - 107
105 - 106
101 - 104
102 - 105
103 - 104
101 - 103
1.2. Aspectos Legais
Tanto a legislação do Estado de São Paulo, o Decreto 8468 que regulamenta a lei 997 de
1976 como a legislação federal, a resolução 20 do CONAMA (Conselho Nacional de
Meio Ambiente), passam por processo de revisão. Apresentam-se, em seguida, alguns
padrões de emissão de esgotos em águas naturais de ambas as legislações:
Padrões de emissão de esgotos – Decreto 8468
•
•
•
•
pH: entre 5 e 9
Temperatura: inferior a 40oC
Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1,0 mL/L
DBO5,20: inferior a 60 mg/L ou 80% de redução
Padrões de emissão de esgotos – Resoluçã0 20 do CONAMA
3
•
•
•
•
pH: entre 5 e 9
Temperatura: inferior a 40oC
Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1,0 mL/L
Amônia: inferior a 5,0 mg/L
Pode ser observado que o padrão de emissão de 5,0 mg/L para amônia não pode ser
atendido mediante a grande maioria dos processos de tratamento biológicos, exceto os
aeróbios com aeração prolongada (idade do lodo elevada).
Apresentam-se a seguir, a título de ilustração, alguns padrões de qualidade estabelecidos
nas legislações para uma água natural classe 2, que pode ser utilizada para abastecimento
público, após tratamento:
Padrões de qualidade – Decreto 8468
•
•
•
•
Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5,0 mg/L
DBO5,20: inferior a 5,0 mg/L
Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL
Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL
Padrões de qualidade – Resolução 20 do CONAMA
•
•
•
•
•
•
•
pH: entre 6 e 9
Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5,0 mg/L
DBO5,20: inferior a 5,0 mg/L
Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL
Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL
Amônia não ionizável: inferior a 0,02 mg/L
Fosfato Total: inferior a 0,025 mgP/L
Uma dificuldade frequente no atendimento à legislação federal, refere-se ao padrão para
fósforo, bastante restritivo independentemente da velocidade da água do corpo receptor.
Sabe-se que o problema de crescimento excessivo de algas decorrentes da eutrofização só
ocorre de forma expressiva em águas de baixas velocidades como em represas.
Pode ser observado também que dificilmente se terá uma condição de diluição dos
esgotos tratados no corpo receptor que dispense a desinfecção final dos esgotos antes do
lançamento.
1.3. Concepção das Estações de Tratamento de Esgotos
O tratamento de esgotos é desenvolvido, essencialmente, por processos biológicos,
associdos à operações físicas de concentração e separação de sólidos. Processos físicoquímicos, como os a base de coagulação e floculação, normalmente não são empregados
por resultarem em maiores custos operacionais e menor eficiência na remoção de matéria
orgânica biodegradável. Porém, em algumas situações, notadamente quando se tem
condições bastante restritivas para as descargas de fósforo, o tratamento físico-químico
pode ser aplicado isoladamente ou, principalmente, associado aos processos biológicos.
O tratamento biológico pode ser subdividido em dois grandes grupos, processos aeróbios
e anaeróbios. Observou-se uma tendência historica em se comparar tais modalidades,
4
enfatizando-se vantagens e desvantagens de cada grupo, hoje é consenso o interesse em
associá-los, obtendo-se com isso importantes vantagens técnicas e econômicas.
Os processos biológicos podem ser classificados também em função do tipo de reator,
que pode ser de crescimento em suspensão na massa líquida ou de biomassa aderida. Nos
reatores de crescimento em suspensão, não há suporte inerte para a aderência dos
microrganismos, que crescem geralmente floculados e em suspensão na massa líquida.
No caso dos reatores aeróbios, o próprio sistema de aeração acumula essa função
complementar de manter os sólidos biológicos em suspensão. Nos reatores de biomassa
aderida, há introdução de material de enchimento como areia, pedras ou plástico, dentre
outros, que podem se manter fixos ou móveis no reator, garantindo a aderência da
biomassa que cresce sob a forma de biofilme aderido ao meio inerte.
Os processos biológicos podem ser classificados ainda em função da retenção ou não de
biomassa, entendendo-se por biomassa os microrganismos responsáveis pela degradação
de matéria orgânica dos esgotos. Nos processos em que não se pratica retenção de
biomassa, o tempo de detenção hidráulica, que é o tempo de passagem do esgoto pelo
sistema, é equivalente ao tempo médio de residência celular, também conhecido por
idade do lodo, que representa o tempo de permanência dos microrganismos no sistema.
Assim, se é desejado que os microrganismos permaneçam durante determinado período
no reator, os esgotos deverão ser retidos pelo mesmo período, o que torna as dimensões
do sistema relativamente elevadas. É o caso, por exemplo, das lagoas aeradas
mecanicamente de mistura completa. Nos sistemas com retenção de biomassa, este
mecanismo deverá ser produzido de alguma forma. Quando se empregam reatores de
crescimento em suspensão na massa líquida, como são os tanques de aeração dos
processos de lodos ativados, a retenção de biomassa é feita recirculando-se o lodo
sedimentado nos decantadores posicionados à jusante do reator biológico. Já nos reatores
de biomassa aderida, sejam de leito fixo ou móvel, a retenção de biomassa é garantida
pela própria aderência dos microrganismos ao meio suporte formando os biofilmes. Os
reatores com retenção de biomassa compõem os chamados sistemas de tratamento
compactos que, por permitirem maior concentração de microrganismos ativos, possuem
maior capacidade de recebimento de carga de esgotos quando se compara com mesmo
volume de reator onde não se procede a retenção do lodo.
O processo de lodos ativados convencional é composto das seguintes etapas:
•
•
•
•
•
•
•
Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
Decantadores primários
Tanques de aeração
Decantadores secundários
Adensadores de lodo
Digestores de lodo
Sistema de desidratação de lodo
Os decantadores primários providenciam uma redução da carga orgânica afluente ao
tratamento biológico. O lodo separado nos decantadores secundários retornam para os
tanque de aeração, mas há a necessidade de descarte do lodo excedente para o controle do
processo biológico. Ambos os lodos, produzidos nos decantadores primários e
secundários, podem ser encaminhados para uma digestão biológica conjunta.
Na variante do processo de lodos ativados conhecida por aeração prolongada, não se
empregam decantadores primários e o tratamento biológico é dimensionado de forma a
produzir um excesso de lodo mais mineralizado, de forma a se dispensar a necessidade de
qualquer tipo de digestão complementar de lodo. Dispensando os decantadores primários
5
e digestores de lodo, as principais etapas do sistema de lodos ativados com aeração
prolongada são:
•
•
•
•
•
Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
Tanques de aeração
Decantadores secundários
Adensadores de lodo
Sistema de desidratação de lodo
Em situações onde ocorrem grandes flutuações de população e, consequentemente, de
carga orgânica, a variante com aeração prolongada pode operar sob o regime de bateladas
sequenciais. Não se empregam também os decantadores secundários, sendo a função de
separar o lodo do efluente final também atribuída aos tanques de aeração. Estes, são
alimentados na forma de rodízio e a operação de sedimentação poderá ocorrer em tanques
que não estejam sendo alimentados por esgotos em períodos pré-estabelecidos de forma
sincronizada. Assim, um sistema de lodos ativados com aeração prolonga operando em
batelas, fica reduzido a:
•
•
•
•
Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
Tanques de aeração e decantação
Adensadores de lodo
Sistema de desidratação de lodo
Note-se que não estão sendo incluídas as unidades correspondentes às outras
necessidades de tratamento, como a desinfecção final ou a remoção de nutrientes por
processos físico-químicos, dentre outras.
Um sistema de lagoas aeradas mecanicamente pode ser entendido como um processo de
lodos ativados sem recirculação de lodo. As principais unidades que o compõem, são:
•
•
•
Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
Lagoas aeradas mecanicamente
Lagoas de decantação
Não foram incluídas aqui as necessidades de remoção e tratamento do lodo separado das
lagoas de decantação.
As lagoas aeradas mecanicamente foram concebidas para resolver problemas de
sobrecargas em sistemas de lagoas de estabilização. Nestes as unidades centrais são as
lagoas facultativas, desprovidas de aeradores mecânicos, sendo a aeração obtida da
ventilação superficial e da fotossíntese de algas. São chamadas de facultativas por que
ocorre sedimentação de particulas no fundo que entram em decomposição anaeróbia. As
lagoas facultativas podem ou não ser precedidas de lagoas anaeróbias, que provocam um
alívio de carga, e sucedidas de lagoas de maturação, cujo principal objetivo é aumentar o
grau de desinfecção dos esgotos. O chamado sistema australiano de lagoas de
estabilização é composto de:
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
• Lagoas anaeróbias
• Lagoas facultativas fotossintéticas
• Lagoas de maturação
6
Voltando à concepção do processo de lodos ativados convencional, podemos entender um
sistema de tratamento por filtros biológicos aeróbios, simplesmente substituindo-se as
unidades principais do sistema, os tanques de aeração, pelos filtros biológicos. Porém,
neste caso, normalmente não há necessidade de retorno de lodo. Assim, um sistema de
tratamento de esgotos por filtros biológicos aeróbios é composto das seguintes unidades
principais:
•
•
•
•
•
•
•
Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
Decantadores primários
Filtros biológicos aeróbios
Decantadores secundários
Adensadores de lodo
Digestores de lodo
Sistema de desidratação de lodo
Uma das principais tendências atuais do tratamento de esgotos sanitários reside na
inclusão de uma etapa inicial de tratamento anaeróbio. O reator anaeróbio que mais tem
se consolidado em nosso meio é o reator conhecido por UASB (upflow anaerobic sludge
blanket). Estes sistemas mistos são constituídos de tratamento preliminar e dos reatores
UASB, que podem ter os seus efluentes complementarmente tratados por um dos
seguintes processos alternativos:
•
•
•
•
•
Lodos ativados
Lagoas aeradas mecanicamente
Lagoas de estabilização
Filtros biológicos aeróbios
Tratamento físico-químico
Em um importante estudo desenvolvido pelo PROSAB, Programa de Pesquisa em
Saneamento Básico (Chernicharo, 2000), foram identificadas as seguintes características
dos esgotos tratados pelos diversos processos e composição de custos de implantação e
operacionais:
•
Processo de Lodos Ativados Convencional. A operação sob alta taxa ocorre com
idade do lodo (θc) inferior a três dias, sem que seja esperada a nitrificação dos
esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores
a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior a 15 mg/L. O
excesso de lodo produzido é da ordem de 35 a 40 g SSS / Hab.dia, sendo estabilizado.
O custo de implantação é estimado entre R$ 100,00 e R$ 130,00 por habitante, para
populações entre 200 e 600 mil habitantes. O consumo de energia para aeração é
estimado em 12 kwh/hab.ano. A operação sob taxa convencional ocorre com idade
do lodo (θc) entre 4 e 7 dias, ocorrendo a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados
apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 20 mg/L e concentração
de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O excesso de lodo produzido é
da ordem de 30 a 35 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é
estimado entre R$ 120,00 e R$ 160,00 por habitante, para populações entre 200 e 600
mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 20 kwh/hab.ano.
•
Processo de Filtros Biológicos Aeróbios de Alta Taxa. Os esgotos tratados
apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 30 mg/L e concentração
7
de nitrogênio amoniacal (Namon) superiores à 15 mg/L. O excesso de lodo produzido
é da ordem de 35 a 40 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é
estimado entre R$ 100,00 e R$ 130,00 por habitante.
•
Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada. A operação sob alta taxa
ocorre com idade do lodo (θc) na faixa de 20 a 30 dias, com nitrificação dos esgotos.
Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L, SS (sólidos em suspensão)
inferior a 40 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5
mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 40 a 45 g SS / Hab.dia, sendo
estabilizado aerobiamente, mais difícil de desidratar. O custo de implantação é
estimado entre R$ 60,00 e R$ 80,00 por habitante, para populações entre 50 e 150 mil
habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 35 kwh/hab.ano.
•
Processo com Reator UASB seguido de Lodos Ativados. A operação da etapa de
lodos ativados sob alta taxa ocorre com idade do lodo (θc) inferior a três dias, sem
que seja esperada a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5
inferior a 20 mg/L e SS (sólidos em suspensão) inferior a 30 mg/L e concentração de
nitrogênio amoniacal (Namon) superior a 20 mg/L. O excesso de lodo produzido é
inferior à 20 g SSS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado
entre R$ 50,00 e R$ 80,00 por habitante, para populações entre 50 e 500 mil
habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 6 kwh/hab.ano. A
operação sob taxa convencional ocorre com idade do lodo (θc) entre 4 e 7 dias,
esperando-se a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5
inferior à 20 mg/Le SS (sólidos em suspensão) inferior a 30 mg/L e concentração de
nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O excesso de lodo produzido é da
ordem de 22 a 27 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é
estimado entre R$ 70,00 e R$ 100,00 por habitante, para populações entre 50 e 500
mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 15 kwh/hab.ano.
•
Processo com reator UASB seguido de Filtro Biológico de Alta Taxa. Os esgotos
tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 30 mg/L e
concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superiores à 20 mg/L. O excesso de
lodo produzido é da ordem de 25 a 30 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de
implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$ 80,00 por habitante, para populações
entre 20 e 200 mil habitantes.
Processo com reator UASB seguido de Filtro Biológico Aerado Submerso. Os
esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L e SS (sólidos em suspensão)
inferior a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior à 20
mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 25 a 30 g SS / Hab.dia, sendo
estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 80,00 e R$ 100,00 por
habitante, para populações entre 20 e 200 mil habitantes. Energia para aeração: 6
kwh/hab.ano.
Processo de Lagoas Aeradas Aeróbias seguidas de Lagoas de Decantação. Os esgotos
tratados apresentam DBO5 inferior a 30 mg/L e SS (sólidos em suspensão) inferior a
40 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior à 25 mg/L. O
excesso de lodo produzido é da ordem de 15 a 25 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado e
removido a cada 4 a 5 anos. O custo de implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$
70,00 por habitante, para populações entre 30 e 200 mil habitantes. Energia para
aeração: 22 kwh/hab.ano.
•
•
2. Tratamento Preliminar de Esgotos
2.1.Considerações Iniciais
O tratamento preliminar de esgotos visa, basicamente, a remoção de sólidos grosseiros.
Não há praticamente remoção de DBO, consiste em uma preparação dos esgotos para o
tratamento posterior, evitando obstruções e danificações em equipamentos eletromecânicos.
O tratamento preliminar é constituído de gradeamento e desarenação. O gradeamento
objetiva a remoção de sólidos bastante grosseiros como materiais plásticos e de papelões
constituintes de embalagens e a desarenação a remoção de sólidos com características de
sedimentação semelhantes à da areia, que se introduz nos esgotos principalmente devido
`a infiltração de água subterrânea na rede coletora de esgotos.
2.2. Gradeamento
Os dispositivos de remoção de sólidos grosseiros (grades) são constituídos de barras de
ferro ou aço paralelas, posicionadas transversalmente no canal de chegada dos esgotos na
estação de tratamento, perpendiculares ou inclinadas, dependendo do dispositivo de
remoção do material retido. As grades devem permitir o escoamento dos esgotos sem
produzir grandes perdas de carga.
Classificação das Grades
As grades podem ser classificadas de acordo com o espaçamento entre as barras,
conforme a tabela 4:
Tabela 4: Classificação das grades. Fonte: Jordão e Pessoa (1995)
tipo
espaçamento (cm)
grade grosseira
4 - 10
grade média
2- 4
grade fina
1- 2
É conveniente quando se tem a necessidade de recalque dos esgotos para a estação de
tratamento, que o tratamento preliminar seja posicionado à montante da estação
elevatória, visando a proteção dos rotores das bombas de corrosão por abrasão. No
entanto é prática mais usual apenas a instalação de uma grade grosseira à entrada da
elevatória, posicionando-se uma grade média ou fina já no canal de entrada da ETE,
normalmente de 1,5; 1,9 ou 2,5 cm de espaçamento entre barras.
Dimensões das Barras e Inclinações das Grades
As barras das grades são construídas pelos fabricantes segundo dimensões padronizadas,
sendo que a menor dimensão da secção, que é posicionada frontalmente ao escoamento,
varia em média de 5 a 10 mm e a dimensão maior, paralela ao escoamento, varia entre 3,5
e 6,5 cm, aproximadamente.
As grades com dispositivo de remoção mecanizada de material retido são implantadas
com inclinações que variam de 70 a 90o, enquanto que as de remoção manual possuem
inclinações variando geralemnte na faixa de 45 a 60o (ângulo formado pela grade e o
2
fundo do canal a jusante. O projeto de Norma Brasileira PNB - 570 impõe que para
vazões de dimensionamento superiores a 250 L/s as grades deverão possuir dispositivo de
remoção mecanizada do material retido.
Dispositivos de Remoção
Nas estações de grande porte, as grades devem posuir dispositivo mecanizado de
remoção do material retido, que é constituído de um rastelo mecânico tipo pente cujos
dentes se entrepõem nos espaços entre barras da grade. O rastelo é acionado por um
sistema de correntes sendo que a remoção se dá no sentido ascendente e na parte superior
o material é depositado sobre esteira rolante que o descarrega em caçamba.
Nas grades manuais, o operador remove o material retido através de ancinho, quando a
secção obstruída atinge cerca de 50% do total. O material removido é depositado em
tambores ou caçambas possuindo orifícios no fundo para o escoamento da água.
A quantidade de material retido nas grades chega a atingir na prática cerca de 0,04 litros
por m3 de esgoto. Na tabela 5 relaciona-se a quantidade de material retido com o
espaçamento entre barras das grades:
Tabela 5: Quantidade de material retido nas grades. Fonte: Jordão e Pessoa (1995)
Espaçamento (cm)
2,0
2,5
3,0
4,0
Quantidade (L/m3)
0,038
0,023
0,012
0,009
Para a grade de 2,5 cm de abertura, bastante utilizada, a quantidade média encontrada é
de 0,02 L / m3 e a máxima é de 0,036 L / m3.
O material retido pode sofrer processo de lavagem, secagem e adição de substâncias
químicas antes do envio a aterros sanitários ou incineradores.
Dimensionamento das Grades
As grades são projetadas para que ocorra uma velocidade de passagem entre 0,6 e 1,0
m/s, tomando-se por referência a velocidade máxima horária de esgotos sanitários. A
obstrução máxima admitida é de 50% da área da grade, devendo-se adotar como perdas
de cargas mínimas os valores de 0,15 m para grades de limpeza manual e 0,10 m para
grades de limpeza mecanizada.
Para o cálculo da perda de carga nas grades, pode-se utilizar a fórmula de Metcalf &
Eddy:
∆H = 1,43 . (v2 - vo2) /2g , onde v é a velocidade de passagem pela grade e vo é a
velocidade de aproximação.
A relação entre a área da secção transversal do canal e a área útil da grade é dada por:
S = Au . (a + t) /a , onde:
S = área da secção transversal do canal, até o nível de água.
Au = área útil da grade.
a = espaçamento entre as barras.
t = espessura das barras.
3
A relação a / (a + t) é chamada de eficiência (E) da grade e representa a fração de espaços
vazios em relação à área total.
Fixando-se a velocidade de passagem, pode-se determinar a área útil da grade através da
equação da continuidade, Au = Qmáx / v. Obtendo-se a área útil, pode-se calcular a área da
secção transversal do canal (S). Escolhendo-se a espessura e o espaçamento entre barras
determina-se a eficiência E e S = Au/E. Obtendo-se a área da secção transversal, a largura
do canal da grade pode ser determinada através do conhecimento da lâmina líquida
decorrente do posicionamento da calha Parshall a jusante., conforme será mostrado.
Além das grades anteriormente descritas, as grades de barras curvas, as peneiras estáticas
e as peneiras rotativas podem também serem usadas para a remoção de sólidos grosseiros
dos esgotos sanitários. As peneiras estáticas são bastante utilizadas no précondicionamento de esgotos antes do lançamento em emissários submarinos e também no
tratamento de efluentes de matadouros e frigoríficos, dentre outras aplicações. As
peneiras rotativas também são bastante utilizadas no tratamento de efluentes líquidos
industriais.
Para a observação de detalhes a respeito do projeto e construção dos sistemas de
gradeamento, recomenda-se consultar a NB - 569 e a NB – 570 da ABNT.
2.3. Desarenação (caixas de retenção de areia)
Características do Material Removido
A "areia" que infiltra no sistema de esgotos sanitários e que danifica equipamentos
eletromecânicos é constituída de partículas com diâmetro de 0,2 a 0,4 mm e massa
específica ρ = 2,54 ton/m3. Estas partículas sedimentam-se individualmente nas caixas
com velocidade média de 2 cm/s.
Dispositivos de Remoção de Areia
De acordo com a NB-570, as caixas de areia de sistemas com remoção manual, devem-se
ser projetados dois canais desarenadores paralelos, utilizando-se um deles enquanto que o
outro sofre remoção de areia. Na remoção mecanizada utilizam-se bandejas de aço
removidas por talha e carretilha, raspadores, sistemas de air lift, parafusos sem fim,
bombas, etc. A "areia" retida deve ser encaminhada para aterro ou ser lavada para outras
finalidades. Para redes de esgotos novas e não imersas no lençol freático a quantidade de
areia retida é estimada em 30 litros por 1000 m3 de esgotos. Para situações desfavoráveis
recomenda-se adotar 40L/1000m3.
Características Operacionais
As caixas de areia são projetadas para uma velocidade média dos esgotos de 0,30 m/s.
Esta velocidade é mantida aproximadamente constante apesar das variações de vazão,
através da instalação de uma calha Parshall a jusante. Velocidades baixas, notadamente as
inferiores a 0,15 m/s provocam depósito de matéria orgânica na caixa, indicado pelo
aumento da relação SSV/SST do material retido e que provoca exalação de maus odores
devido à decomposição. Velocidades superiores a 0,40 m/s provocam arraste de areia e
redução da quantidade retida.
Dimensionamento
O comprimento (L) da caixa de areia é determinado considerando-se a velocidade dos
esgotos de 0,30 m/s e a velocidade de sedimentação da areia de 2 cm/s.
4
Para que a partícula que passe sobre a caixa na linha de corrente mais alta atinja a câmara
de estocagem de areia, é preciso que percorra H na vertical enquanto percorre L na
horizontal:
v1 t1
v2, t2
L
v1 =
t1 = t ⇒
L
t1
x
v2 =
H
t2
L H
=
⇒ v1 . H = v2 . L
v1 v2
para v1 = 0,3 m / s e v2 = 0,02 m / s ⇒ L = 15 . H
Costuma-se introduzir um coeficiente de segurança de 1,5 devido ao efeito de turbulência
e considerar-se L = 22,5.H ou L = 25 x H.
A NB-570 recomenda que a taxa de escoamento superficial com base na vazão máxima
resulte na faixa de (700 a 1300) m3/m2.d.
Controle da velocidade através de calha Parshall
HM
HJ
Y
H
Z
Para se manter a mesma velocidade na caixa de areia tipo canal com velocidade constante
controlada por calha Parshall, para Qmín e Qmáx, tem-se:
Q mín
H ' mín . − Z
=
Q máx .
H máx . − Z
5
Fórmula da calha Parshall:
Q = K.HN, onde
Q = vazão (m3/s)
H = altura de água (m)
Valores de K e N
Largura
Nominal
N
K
Capacidade (L/s)
3"
1,547
0,176
Mín.
0,85
Máx..
53,8
6"
1,580
0,381
1,52
110,4
9"
1,530
0,535
2,55
251,9
1'
1,522
0,690
3,11
455,6
1/2'
1,538
1,054
4,25
696,2
2'
1,550
1,426
11,89
936,7
Qmín. (l/s)
Qméd. (l/s)
Qmáx.(l/s)
2000
População
Atendida (hab)
45.000
41,67
83,33
150,00
2010
54.200
50,19
100,38
180,00
2020
68.350
63,29
126,58
227,83
Exemplo do Dimensionamento
Dados:
Ano
a) Escolha da Calha Parshall:
Para atender vazões de 41,67 l/s a 227,83 l/s a C. Parshall recomendada é a de LN = 9".
Fórmula da Calha Parshall com LN = 9":
Q = 0,535.H1,53
Para Qmín. = 41,67 l/s ⇒ Hmín. = 0,189m
Para Qmáx. = 227,83 l/s ⇒ Hmáx. = 0,572 m
b) Cálculo do rebaixo Z à entrada da Calha Parshall:
Qmín .
Hmín . − Z
=
Qmáx . Hmáx . − Z
41 , 67
0 ,189 − Z
=
⇒ Z = 0 ,1033 m
227 ,83
0 ,572 − Z
c) Cálculo da grade
6
. barras de ferro

• dados adotados . espessura (t ) = 5mm
. espaçamento (a ) = 15mm

c.1. Eficiência (E)
E=
15
a
=
= 0,75
a + t 15 + 5
c.2. Área útil (Au)
Adotando-se a velocidade de passagem v = 0,8m/s, tem-se:
Au =
Qmáx 0,22783 m3 / s
=
= 0,285 m 2
0,8 m / s
v
c.3. Área da Secção do Canal (S)
S=
Au 0,285
=
= 0,38 m 2
0,75
E
c.4. Largura do canal da grade (b)
b=
S
H máx − Z
=
0,38
= 0,81 m
0,572 − 0,1033
c.5. Verificações para vazões intermediárias:
0,285
V=Qmáx
Au
(m/s)
0,800
V0=Qmáx
S
(m/s)
0,600
0,315
0,236
0,766
0,574
0,333
0,270
0,203
0,739
0,555
0,248
0,145
0,117
0,088
0,719
0,541
50,19
0,213
0,110
0,089
0,067
0,749
0,564
41,67
0,189
0,086
0,070
0,053
0,786
0,595
Q
(l/s)
H
(m)
(H-Z)
(m)
S=b(H-Z)
(m2)
Au=S.E
(m2)
227,83
0,572
0,469
0,380
180,67
0,492
0,389
150,00
0,436
63,29
Observa-se
que
para
vazões
significativamente.
c.6. Perda de Carga na Grade
intermediárias
as
velocidades
não
se
alteram
7
∆H = 1,43
v 2 − v0
2g
2
• Grade limpa : ∆H = 1,43
(0,8) 2 − (0,6) 2
= 0,02m
2 x 9,81
• Grade 50% obstruída : ∆H = 1,43 .
(2 x 0,8) 2 − (0,6) 2
= 0,16 m
2 x 9,81
d) Cálculo da caixa de areia
d.1) Cálculo da área da secção transversal (A)
Adotando-se a velocidade sobre a caixa, v = 0,3 m/s, tem-se:
A=
Qmáx 0,22783
=
= 0,7594 m 2
0,3
v
d.2.) Cálculo da largura (B):
B=
A
0,7594
=
⇒ B = 1,62 m
H máx − Z 0,572 − 0,1033
d.3) Verificação:
Para Qmín = 41,67 l / s ⇒ H mín = 0,189 m
H mín − Z = 0,189 − 0,1033 = 0,0857 m
A = 0,0857 x 1,62 = 0,1388 m 2
0,04167
∴v =
= 0,3 m / s
0,1388
d.4) Cálculo do comprimento (L)
L = 22,5 x ( H máx − Z ) = 22,5 x (0,572 − 0,1033) ⇒ L = 10,55m
d.5) Taxa de escoamento superficial resultante:
Q 227,83 x 86,4
=
= 1152 m3 / m 2 .dia
AS
10,55 x 1,62
d.6) Cálculo do rebaixo da caixa de areia
Para a taxa de 30l/1000m3 e para vazão média de final de plano, Q = 126,58 l/s, tem-se o
seguinte volume diário de areia retida na caixa:
V = 0,03 l/m3 x 126,58 l/s x 86,4 = 328 l
8
• altura diária de areia acumulada na caixa h =
0,328
= 0,02 m
10,55 x 1,62
Portanto, para um rebaixo de 20cm tem-se um intervalo de limpeza da caixa de
aproximadamente 10 dias.
3. Decantadores de esgotos
3.1. Considerações Iniciais
No tratamento de esgotos, o que ocorre como concentração de fase sólida, removida na
forma de lodo. Remover-se sólidos grosseiros no sistema de gradeamento e sólidos
facilmente sedimentáveis nas caixas de areia. Nos decantadores primários, sob as
condições de escoamento normalmente adotadas em seus projetos, ocorre remoção de 40
a 60% de sólidos em suspensão dos esgotos sanitários, correspondendo a cerca de 30 a
40% da DBO. Até mesmo no tratamento biológico onde se conta com a mineralização
dos compostos orgânicos, o efeito preponderante é a floculação da matéria em estado
coloidal tornando possível sua remoção por sedimentação nos decantadores secundários.
É típico para o processo de lodos ativados tratando esgotos sanitários em coeficiente de
produção celular da ordem de 0,6. Isto indica que de cada 100 kg de DBO removida no
processo biológico acarretará uma produção de 60 kg de SSV, ou seja, apenas
40% da matéria orgânica dos esgotos foi de fato mineralizada e a maior parte apenas
convertida em flocos.
Desta forma, justifica-se plenamente o emprego de unidades de separação de sólidos,
geralmente a base de sedimentação. Quando não são usados decantadores formais de
concreto armado, são utilizadas lagoas de decantação ou a sedimentação ocorre no
próprio reator biológico. Mais recentemente tem-se estudado o emprego da flotação com
ar dissolvido em algumas aplicações, especialmente associada ao tratamento físicoquímico.
No campo do tratamento de esgotos sanitários, a aplicação mais consolidada da flotação
com ar dissolvido está no adensamento de excesso de lodos ativados, onde o lodo bem
floculado é bastante propício para o aprisionamento de bolhas de ar e são produzidos
graus mais elevados de adensamento do lodo do que por gravidade, mesmo sob taxas de
aplicação bem mais elevadas.
3.2. Sedimentação no Tratamento de Esgotos
O processo de sedimentação é governado principalmente pela concentração das partículas
em suspensão. Quanto mais concentrado for o meio, maior é a resistência à sedimentação.
Em suspensões bastante diluídas prevalece a sedimentação do tipo I (individual ou
discreta). Neste caso as partículas sedimentam-se individualmente sem ocorrer
interrelações, segundo uma velocidade constante ao longo da profundidade do tanque. É
o tipo de sedimentação predominante nas caixas de areia. Neste caso, a velocidade de
sedimentação pode ser calculada através do equilíbrio de forças atuantes sobre a partícula
na direção vertical (força gravitacional, para baixo, e empuxo mais força de atrito, para
cima), do qual resulta a lei de Stokes.
Aumentando-se a concentração de sólidos em suspensão, passa a prevalecer a
sedimentação do tipo II, também chamada de sedimentação floculante. Neste caso, a
maior concentração de partículas permite a formação de emaranhados ou flocos de maior
velocidade de sedimentação ao longo de suas trajetórias, fazendo com que a velocidade
de sedimentação aumente com a profundidade. É o que tipicamente ocorre nos
9
decantadores das ETAs, também nos decantadores primários de esgotos onde a relativa e
elevada concentração de sólidos em suspensão permite tais interações. A partir deste
caso, não é mais válida a lei de Stokes, devendo-se proceder ensaios em colunas de
sedimentação para a obtenção de parâmetros para o projeto das unidades.
Aumentando-se ainda mais a concentração da suspensão, passa a prevalecer a
sedimentação do tipo III (também chamada de sedimentação por zona, retardada ou
impedida). Neste caso, a concentração de sólidos é muito elevada e passa a ocorrer
dificuldade de saída de água em contra-corrente para possibilitar a sedimentação dos
sólidos. Assim, a velocidade de sedimentação diminui ao longo da profundidade do
decantador, sendo bastante baixa no fundo onde a concentração de sólidos é muito
elevada. Este tipo de sedimentação predomina em decantadores secundários de processo
de lodos ativados, que é alimentado pelo lodo concentrado do tanque de aeração. Neste
caso é nítida a ocorrência de interface lodo/líquido sobrenadante. Quando o lodo é
colocado em proveta, o deslocamento desta interface pode ser cronometrado ao longo do
tempo e através de interpretação gráfica pode-se calcular a velocidade de sedimentação
por zona (VSZ) importante para a interpretação da condição operacional de um processo
de lodos ativados. O resultado final, após 30 minutos de sedimentação, é utilizado para o
cálculo do IVL.
A sedimentação do tipo IV, também chamada de sedimentação por compressão, ocorre
no fundo dos decantadores secundários e nos adensadores de lodo. Neste caso, a
suspensão é tão concentrada que a "sedimentação" dá-se pelo peso de uma partícula sobre
a outra, provocando a liberação de água intersticial.
3.3. Tipos de Decantadores
Existem, basicamente, dois tipos de decantadores de esgotos: os de secção retangular em
planta e de escoamento longitudinal, e os de secção circular, que mais comumente são
alimentados pelo centro e a coleta do esgoto decantado é feita nas bordas dos
decantadores, ao longo da linha da circunferência. Existem também os decantadores
circulares de alimentação periférica.
Alguns autores preconizam que como decantadores primários devem ser ser utilizados
preferivelmente os de secção retangular, melhores para a assimilação das variações de
vazão de esgotos e, como decantadores secundários podem ser utilizados os de secção
circular, pois nesta situação a variação de vazão de alimentação são menores e os
decantadores circulares são de implantação mais barata. Por isso, pode-se também
empregar decantadores circulares como primários, atribuindo-lhe menor eficiência na
remoção de DBO. Deverá ser feita análise econômica para subsidiar a escolha do tipo de
decantador a ser empregado em uma ETE. Os removedores mecanizados de lodo e a
estrutura em concreto armado são os principais componentes de custo. Os raspadores
mecanizados são equipamentos de custo elevado, tanto os rotativos dos decantadores
circulares como especialmente os que são movidos por pontes rolantes que tansladam ao
longo do comprimento do decantador. Os decantadores de secção circular são também
favorecidos com relação aos custos da estrutura em concreto armado.
Os decantadores retangulares possuem o fundo ligeiramente inclinado para que o lodo
raspado seja direcionado ao poço de lodo, posicionado no início do decantador, de onde é
removido através de bombeamento ou pressão hidrostática. No trecho final do decantador
estão posicionadas, à superfície, as canaletas de coleta do esgoto decantado cujas funções
são as de reduzir a velocidade dos esgotos na região de saída evitando-se a ressuspensão
de lodo. Nestes decantadores pode ser observada também uma tubulação transversal de
coleta de escuma superficial identificada por Skimmer. As comportas de distribuição dos
esgotos no canal de entrada do decantador, têm a função de evitar escoamento
preferenciais.
10
Para o tratamento de alguns efluentes industriais são necessários removedores de lodo
através de aspiração. Este processo mais sofisticado se justifica quando os sólidos
sedimentados são tão leves que podem ser ressuspensos pela ação dos raspadores.
Nas estações de pequeno porte pode-se optar pelo emprego de decantadores sem raspador
mecânico de lodo, derivados dos chamados decantadores Dortmund.
O decantador Dortmund é de secção circular em planta mas com o fundo em tronco de
cone invertido com paredes bem inclinadas, permitindo que todo o lodo convirja para um
único "poço de lodo" de onde o lodo sedimentado pode ser removido por pressão
hidrostática.
São posicionados anteparos na região de entrada dos esgotos para direcionar o fluxo de
sólidos para baixo e na região de saída para a retenção de escuma. Uma tubulação com
derivação horizontal é posicionada para a remoção do lodo sedimentado por pressão
hidrostática.
Podem também ser utilizados os decantadores desprovidos de remoção mecanizada de
lodo de secção quadrada em planta, de fundo com o formato de tronco de pirâmide
invertida. Destes, derivaram os de seção retangular em planta com fundos múltiplos
tronco-piramidais.
Estes decantadores são baratos para serem implantados por não possuirem os
removedores mecanizados de lodo, o que também dispensa a manutenção de
equipamento eletro-mecânica. Consomem mais concreto armado para a construção dos
fundos múltiplos e são mais profundos, o que aumenta os problemas de escavação. Este
fato tem restringido o emprego deste tipo de decantador em apenas pequenos sistemas,
inclusive com dimensões limitadas pela NB-570.
3.4. Parâmetros para o Dimensionamento de Decantadores Primários de Esgotos.
De acordo com a NB-570, os decantadores primários devem ser dimensionados com base
na vazão máxima horária de esgotos sanitários e para vazões de dimensionamento
superiores a 250 L/s deve-se empregar mais de um decantador.
Para a determinação da área de decantação deve-se utilizar como parâmetro a taxa de
escoamento superficial. Na literatura internacional são recomendadas taxas na faixa de 30
a 60 m3/m2.dia
A NB-570 impõe três condições para a adoção da taxa de escoamento superficial para
decantadores primários de esgotos:
a) até 60 m3/m2.dia, só tratamento primário
b) até 80 m3/m2.dia, seguido de filtros biológicos
c) até 120 m3/m2.dia, seguido de lodos ativados
Costuma-se adotar taxa da ordem de 60m3/m2.dia para decantadores primários de
sistemas de filtros biológicos e de até 90m3/m2.dia em sistemas de lodos ativados.
O tempo de detenção hidráulico situa-se entre 1,5 e 3,0 horas, de acordo com a literatura
internacional sobre decantadores primários.
A NB-570 recomenda tempo de detenção superior a 1,0 hora, com base na vazão máxima
de esgotos e inferior a 6,0 horas, com base na vazão média.
Determina-se a área de decantação através da taxa de escoamento superficial e o volume
do decantador através do tempo de detenção. Obtendo-se área e volume, pode-se obter a
profundidade útil dos decantadores.
Para decantadores retangulares a relação comprimento largura deve ser superior a 2:1,
sendo típicos valores na faixa de 3:1 a 4:1, ou mais.
11
As profundidades dos decantadores variam de 2,0 a 4,5 m, sendo mais comuns na faixa
de 3,0 a 4,0 m. A NB-570 impõe que os decantadores devem possuir profundidade
superior a 2,0 m.
Um parâmetro importante a ser observado no dimensionamento de decantadores é a taxa
de escoamento nos vertedores de saída. A NB-570 recomenda valores inferiores a
720m3/m2.dia, mas na prática são usados valores bem inferiores, principalmente quando
são usados decantadores de seção circular.
No caso de decantadores retangulares, deve-se manter o comprimento de canaletas
vertedoras compatível com a taxa de escoamento, sem que as mesmas avancem além de
1/4 do comprimento do decantador.
3.5. Exemplo de Dimensionamento - Decantador Primário
a) Dados para o Dimensionamento
Ano
População (hab.)
Qméd(L/s)
Qmáx (L/s)
2000
45.000
83,33
150,00
2010
54.200
100,37
180,67
2020
68.350
126,57
227,83
b) Taxa de escoamento superficial adotada inicialmente:
qA, máx = 60m3 / m2.dia
c) Área superficial necessária de decantadores primários (2020):
(227,83 x 86,4) m3 / d
Qmáx
⇒ AS =
= 328 m 2
q Amáx =
3
2
60m / m .d
AS
Serão utilizados 04 (quatro) decantadores primários de secção circular em planta.
328
ΠD 2
4A
4 x 82
= 82 m 2
A=
⇒D=
=
= 10,2m
4
4
Π
Π
Os decantadores deverão portar removedores mecanizados de lodo.
ADEC =
d) Profundidade útil dos decantadores:
Volume útil mínimo necessário:
td ,Qmáx = 1.0 h
td = V / Q
⇒
V ≥ 227,83 x 3,6 x 1.0 = 820,2 m3
Hu ≥
820,2
= 2,5 m
328
V = Q.td
12
Para Hu = 3,0 m ⇒ V = 3,0 x 328 = 984 m3
td Qmáx =
984
= 1,2 horas
227,83 x 3,6
984
= 2,16 horas
126,57 x 3,6
Implantação: 3 dec - 2000 (p/ atender até 2000)
td Qméd =
1 dec - 2010 (p/ atender até 2020)
e) Taxa de escoamento nos vertedores de saída:
(227,83 x 86,4) / 4
= 154 m3 / m.d
π x 10,2
Qmáx / L =
f) Verificação para três decantadores em 2010:
180,67 x 86,4
q A, máx =
= 63,5 m3 / m 2 .d
3 x 82
g) Alternativa: 2 decantadores
D=
328
2 = 14,5 m
Π
4x
h) Alternativa: Decantadores retangulares com fundos tronco piramidais sem removedor
mecanizado de lodo
Deverão ser usados quatro decantadores
comprimento/largura = 6/1
Profundidade do trecho prismático:
Hu =
de
(3,7
x
22,2)m,
com
relação
820,2
= 2,5 m
4 x 3,7 x 22,2
4. Processo de Lodos Ativados
4.1. Considerações Iniciais
O processo de lodos ativados pode ser enquadrado como tratamento aeróbio, de
crescimento em suspensão na massa líquida e com retenção de biomassa. A introdução de
oxigênio pode ser feita através de diferentes formas, como por meio de aeradores
superficiais, sistemas com difusores, até mesmo oxigênio puro pode ser introduzido
diretamente nos tanques. Os sólidos biológicos crescem na forma de flocos e são
mantidos em suspensão pelo equipamento de aeração, não há meio suporte de biomassa,
como os materiais inertes (pedras, plástico, etc.) introduzidos nos sistemas de filtros
biológicos. A retenção de biomassa é feita através de recirculação do lodo separado nos
decantadores acoplados aos reatores biológicos.
13
O resultado da interação entre microrganismos e matéria orgânica nos tanques de aeração
é a formação de flocos. Polímeros extracelulares produzidos pelos microrganismos são os
principais agentes. Para a ocorrência de flocos densos é necessário que as principais
condições ambientais dentro dos reatores estejam controladas. Uma das condições
desejáveis é meio neutro em termos de pH, o que é característico do esgoto doméstico.
Fora da faixa neutra, o número de grupos de microrganismos que se desenvolvem é
menor, dando maior oportunidade para desequilíbrios e predominância de
microrganismos maus formadores de flocos. A presença dos principais nutrientes,
sobretudo compostos de nitrogênio e fósforo, deve ser bem administrada. Para esgoto
doméstico, sabe-se que há nitrogênio e fósforo em excesso, não havendo necessidade de
adição artificial de nutrientes. O problema, na verdade, é como melhor removê-los. O
efeito da deficiência do meio nos principais nutrientes é também no sentido de
proporcionar a prevalência indesejável de certos grupos de microrganismos. O oxigênio
deve ser adicionado em quantidade suficiente para garantir o processo metabólico dos
microrganismos que se desenvolvem no tanque reator e manter um pequeno saldo,
segurança contra a ocorrência de anaerobiose. Estes, podem também ser influenciados
negativamente pela presença de substâncias tóxicas ou potencialmente inibidoras, que
podem ser descarregadas pelos efluentes industriais. Problemas em tratamentos
biológicos foram responsabilizados pela presença em quantidade excessiva de compostos
fenólicos ou de óleos e graxas, por exemplo.
Se os fatores ambientais externos estiverem sob controle, há que se planejar e manter
adequadamente
condições
de
funcionamento
tais
como
a
relação
alimento/microrganismos e o tempo médio de residência celular.
Uma boa floculação é necessária para que se tenha recuperação de sólidos elevada no
decantador secundário e um efluente final com baixa concentração de sólidos em
suspensão. A perda de sólidos em suspensão juntos com o esgoto tratado é inevitável, o
ajuste operacional do processo de lodos ativados consiste essencialmente em procurar
encontrar as condições ambientais que levem à melhor floculação possível, reduzindo-se
a perda de sólidos com o efluente final e obtendo-se maior eficiência na remoção de
matéria orgânica biodegradável.
O excesso de lodo biológico descartado continuamente do sistema deverá ou não sofrer
digestão bioquímica complementar, dependendo das condições operacionais. Quando se
mantêm maiores tempos de residência celular, o excesso de lodo resultante é melhor
digerido. Estas característica é uma das principais que difere a variante com aeração
prolongada dos processos convencionais, conforme será discutido.
4.2. Aspectos de Microbiologia
Um verdadeiro ecossistema é formado no tanque de aeração de um sistema de lodos
ativados. As bactérias são os principais decompositores de matéria orgânica dos esgotos
por assumirem grandes massas em intervalos de tempo mais reduzidos do que os outros
microrganismos heterotróficos. Quando as condições ambientais são adequadas, surgem
as zoogleas, flavobactérias, aerobacter, pseudomonas e alcalígenes, responsáveis por boa
biofloculação. Quando não, podem predominar excessivamente bactérias filamentosas
como Sphaerotillus natans, nocárdia e outras bactérias responsáveis pelo intumescimento
filamentoso do lodo, que leva à sua flutuação nos decantadores. Além das bactérias,
protozoários são importantes organismos em sistemas de lodos ativados pois, além de
também consumirem matéria orgânica, consomem bactérias mal floculadas, dando
polimento ao efluente tratado. Aparecem mais rapidamente protozoários fixos e,
sucessivamente os ciliados cuja presença indica boas condições do lodo biológico. De
fato, a presença de protozoários é determinante para o bom andamento do processo, que
14
evolui em direção ao aparecimento de micrometazoários como os rotíferos, cuja presença
excessiva pode indicar lodo com idade demasiadamente elevada.
4.3. Tempo Médio de Residência Celular (Idade do Lodo)
O tempo médio de residência celular, também conhecido por idade do lodo, é a relação
entre a massa de células no reator e a massa de células descarregadas por dia, ou seja:
massa de células (KgSSV) no tanque de aeração
θc = 
massa de células (KgSSV) descarregadas por dia
Descarregando-se mais lodo do sistema por dia o tempo de residência celular será menor
e vice-versa. Esta é a principal manobra operacional visando a obtenção do equilíbrio do
processo.
V. X
θc = 
Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe
Desprezando-se as perdas com o efluente final:
V. X
θc = 
Qd . Xr
Considerando-se a retirada de lodo diretamente do tanque de aeração:
V. X
θc = 
Qd . X
V
⇒ θc = 
Qd
Observa-se que, retirando-se o lodo diretamente do tanque de aeração, apesar de se ter
maior volume de lodo a ser descartado em virtude da sua menor concentração em relação
ao lodo sedimentado no decantador, não é preciso análise de SSV em nenhum ponto do
sistema.
4.4. Balanços de Massa de Substrato e de Microrganismos em Sistemas de Lodos
Ativados: Equações que Governam o Processo
Considere-se o esquema do processo de lodos ativados, incluindo-se o tanque de aeração,
o decantador secundário e o sistema de retorno e descarte de lodo. Pode-se definir como
limites do sistema apenas o tanque de aeração, apenas o decantador secundário ou o
conjunto tanque de aeração/decantador secundário e desenvolver-se balanços de massa de
substrato ou de microrganismos. Para cada expressão imposta para a taxa de crescimento
celular ou para a taxa de utilização do substrato, obtém-se uma relação que governa o
processo, podendo-se associar principalmente tempos de detenção hidráulico e de
residência celular, com a concentração de microrganismos no tanque de aeração e de
substrato solúvel no efluente tratado. Serão desenvolvidos, a título de exemplo, dois
balanços de massa que resultam em importantes equações que representam o processo de
lodos ativados.
15
Decantador
Secundário
Q, So, Xo
(Q+Qr)
Tanque de
Aeração
(Q+Qr)
V, X, Se
Q-Qd
Xe, Se
X, Se
(Q+Qr), Xr
Qr, Xr, Se
Retorno de Lodo
Qd, Xr, Se
Balanço de massa de substrato em torno do tanque de aeração:
Será considerado regime estabilizado, em que não há acúmulo de massa do sistema e
assim pode-se escrever:
Q . So + Qr . Se - (Q + Qr) . Se - V . δS/δt = 0
Definindo-se a taxa específica de utilização do substrato, U:
massa de substrato (KgDBO) consumido por dia
U = 
massa de células (KgSSV) no reator
δS/δt
U =  ⇒
X
⇒
δS/δt = U . X
∴ Q . So + Qr . Se - Q . Se + Qr . Se - V . U . X = 0
⇒
Q . (So - Se)
U =  ⇒
V.X
A taxa específica de utilização do substrato, U, representa a massa de substrato removida
por unidade de tempo e por unidade de massa de microrganismos, constituindo fator de
dimensionamento do processo, visando a obtenção dos volumes dos tanques de aeração.
Relaciona-se com o parâmetro empírico, relação alimento/microrganismos, definida por:
Q . So
(A/M) =  ⇒
V.X
16
So
(A/M) = 
td . X
Observe-se que a taxa específica de utilização do substrato envolve a carga de substrato
removida, enquanto que a relação alimento/microrganismos considera a carga aplicada.
Portanto, é a eficiência do tratamento na remoção do substrato que associa os valores
destas variáveis entre si.
( So - S e )
E =  . 100
So
(A/M) . E
∴ U = 
100
A relação alimento/microrganismos pode também ser usada como fator de
dimensionamento do tanque de aeração. Um terceiro fator também costuma ser usado,
chamado “fator de carga” (f) , cuja única diferença da relação alimento/microrganismos é
que esta é determinada com base na concentração de sólidos em suspensão voláteis no
tanque de aeração (Xv), enquanto que na composição do fator de carga de usa a
concentração de sólidos em suspensão totais (Xt).
Q . So
(A/M) = 
V . Xv
f =
Q . So

V . Xt
Uma forma de interpretação do processo de lodos ativados pode ser estabelecida
imaginando-se um experimento em que se varia a relação alimento/microrganismos
aplicada ao sistema e se observa o efeito sobre a floculação biológica através de outro
parâmetro empírico, o índice volumétrico de lodo (IVL). O IVL representa o volume
ocupado por determinada massa de lodo, sendo obtido através de:
Sólidos Sedimentáveis aos 30 minutos (mL/L)
IVL =  x 1.000
Sólidos em Suspensão Totais (mg/L)
Pode-se deduzir que, quando o lodo encontra-se bem formado, os valores do IVL são
baixos e vice-versa.
Pode ser observado que existe uma faixa de relação alimento/microrganismos que conduz
a uma melhor floculação biológica e a valores mais baixos de IVL Corresponde à faixa
de operação dos sistemas de lodos ativados convencionais. Pode se observado também
que, reduzindo-se a relação alimento/microrganismos há prejuízo para a floculação
biológica pela maior incidência de fase endógena e os valores de IVL são mais elevados.
Ë a faixa operacional dos sistemas com aeração prolongada, em que ocorrem maior perda
de sólidos com o efluente final. Apesar disso, os sistemas com aeração prolongada
17
resultam em maior eficiência na remoção de matéria orgânica biodegradável dos esgotos,
uma vez que os sólidos perdidos são mais digeridos. Na tabela comparam-se as
eficiências na remoção de DBO e sólidos em suspensão dos sistemas convencionais com
os sistemas com aeração prolongada.
Tabela 6: Eficiências típicas do processo de lodos ativados. Fonte: Hespanhol (l986).
Processo/Parâmetro
Lodos Ativados
Convencionais
Lodos Ativados com
Aeração Prolongada
DBO Carbonácea
(%)
90
DBO Nitrogenada
(%)
40
Sólidos em
Suspensão (%)
87
95
85
94
Observa-se que os sistemas com aeração prolongada promovem maior grau de
nitrificação dos esgotos, podendo ocorrer oxidação total de amônia quando se introduz no
tanque de aeração cerca de 3,0 kgO2/kgDBO. É um dos raros processos biológicos
capazes de atender ao rigoroso padrão de emissão de 5 mg/L para nitrogênio amoniacal,
imposto na Resolução no. 20 do CONAMA. Nos sistemas convencionais o grau de
nitrificação dos esgotos é menor, reduzindo-se com o decréscimo da idade do lodo. Já a
remoção de sólidos em suspensão é menor nos sistemas com aeração prolongada.
Balanço de massa de substrato em torno do tanque de aeração
Fazendo-se o balanço de massa de microrganismos (SSV) no sistema de lodos ativados
como um todo (tanque de aeração e decantador secundário, mais o sistema de
retorno/descarte de lodo), tem-se, no regime estabilizado:
Q . Xo – [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . δX/δt = 0
Onde δX/δt representa o crescimento global de microrganismos.
Define-se µ , taxa específica de crescimento biológico, através de:
massa de células (KgSSV) produzidas por dia
µ = 
massa de células (KgSSV) no reator
Porém, em um sistema de lodos ativados, nem todas as células se encontram em fase de
crescimento, devendo-se descontar o decaimento via metabolismo endógeno, cuja taxa
específica é representada por kd:
massa de células (KgSSV) destruídas por dia
kd =  ⇒
massa de células (KgSSV) no reator
A taxa de crescimento microbiano líquida, µ′, é dada por: µ′ = µ - kd
. A taxa
global de crescimento é obtida multiplicando-se a taxa específica pela concentração
celular, X:
δX / δt = ( µ - kd ) . X
18
E, portanto, desprezando-se a concentração de microrganismos presentes no próprio
esgoto, Xo, por ser bem inferior a X, tem-se:
– [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . X . ( µ - kd ) = 0
[ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ]
µ - kd =  ⇒ 1 / θc = µ - kd
V.X
A taxa específica de crescimento, µ, relaciona-se com a utilização de substrato, U, pelo
coeficiente de síntese celular, ou seja:
µ = Y . U ⇒ 1 / θc = Y . U - kd
Mas, conforme obtido ainteriormente,
So - Se
U =  ⇒
td . X
1 / θc
So - Se
= Y .  - kd
td . X
Esta equação permite a determinação dos coeficientes Y e kd. Operando-se um sistema de
lodos ativados sob diversas idade do lodo, tem-se para cada uma um valor estabilizado de
Se e X, de forma que cada condição representa um ponto da reta em que Y é o coeficiente
angular e kd o parâmetro linear.
4.5. Modelo de Monod
Monod adaptou as relações de Michaelis-Menten da microbiologia com culturas puras
para o tratamento de esgotos. Verificou experimentalmente que em sistemas de lodos
ativados a taxa específica de crescimento celular, µ, não é constante e sim variável com a
concentração de substrato até certo ponto em que o alimento e o crescimento tornam-se
ilimitados. Depende de um valor máximo, µmáx, que é a taxa de crescimento quando não
há limitação de substrato, da concentração de substrato, Se, e do coeficiente de velocidade
ou constante de saturação, Ks, que é o valor da concentração de substrato para a qual a
taxa de crescimento dos microrganismos é igual à metade da máxima.
µmáx. . Se
µ = 
Ks + Se
Mas, µ = Y . U e, por tanto, tem-se:
µmáx. . Se
Y . U = 
Ks + Se
19
µmáx. . Se
U = 
Y . ( Ks + Se )
Chamando-se de k a relação entre coeficientes cinéticos µmáx/Y, k representará a taxa
máxima de utilização de substrato por unidade de microrganismos.
k . Se
U = 
( Ks + Se )
E, conforme já definido:
So - Se
U = 
td . X
Tem-se que:
So - Se
k . Se
 = 
td . X
( Ks + S )
Ks
1
td . X
 =  .  +
So - Se
k
Se
1

k
Esta equação permite a determinação dos coeficientes cinéticos k e Ks e, como µmáx= Y.k,
podem assim ser obtidos os cincos coeficientes cinéticos que governam o processo de
lodos ativados, Y, kd, µmáx, Ks e k. Na Tabela 7 são apresentados valores típicos dos
coeficientes cinéticos.
Tabela 7 : Valores típicos dos coeficientes cinéticos para o processo de lodos ativados
aplicado ao tratamento de esgoto sanitário. Fonte: Metcalf & Eddy (1991 )
Coeficiente
k
Y
ks
kd
Unidade
d-1
mgSSV/mgDBO5
mgDBO5
mgDQO
d-1
Faixa
2 - 10
0,4 – 0,8
25 - 100
15 - 70
0,025 – 0,075
Valor Típico
5
0,6
60
40
0,06
Exercício de aplicação: Operou-se 5 sistemas de lodos ativados em escala de laboratório,
em paralelo, tendo-se obtido os seguintes resultados após a estabilização:
Idade do lodo
θc (dias)
SSVTA
X (mg/L)
DBO5,20 (filtrada)
Se (mg/L)
2
4
6
8
10
1.380
1.922
2.215
2.344
2.456
60
32
16
11
09
20
Todos os reatores foram alimentados com o mesmo esgoto com DBO5,20 = 300 mg/L e
tempo de detenção hidráulico de 04 horas. Variou-se a idade do lodo de um sistema para
o outro, através do descarte de diferentes quantidades médias de lodo por dia. Determinar
os valores dos coeficientes cinéticos Y, kd, Ks, k e µmáx e analisar os resultados obtidos.
4.6. Variantes do Processo de Lodos Ativados
Existem diversas variantes do processo de lodos ativados. Cabe inicialmente caracterizar
e estabelecer as diferenças entre os sistemas convencionais e os com aeração prolongada.
A idéia fundamental é a de que nos sistemas convencionais, as condições no tanque de
aeração são planejadas para que ocorra a floculação biológica sob maior fator de carga e
menor idade do lodo. Com isso, os volumes necessários de tanques reatores são menores
porém, o grau de digestão do excesso de lodo descartado é baixo e é necessária uma
estabilização bioquímica complementar antes da secagem, ou seja, a digestão do lodo.
Nos sistemas com aeração prolongada, contrariamente, permite-se maior incidência de
metabolismo endógeno mantendo-se no tanque baixa relação alimento/microrganismos e
idade do lodo alta. Desta forma, o volume necessário de tanque de aeração é maior, mas o
lodo descartado apresenta grau de mineralização (SSV/SST) mais elevado, dispensandose a digestão complementar. Em geral, nos sistemas com aeração prolongada não se
utiliza decantador primário, evitando-se completamente a necessidade de digestão de
lodos em troca da exigência de um volume de tanque de aeração cerca de 30% maior. A
substituição dos decantadores primários por reatores anaeróbios como o UASB, tem
demonstrado as vantagens de maior alívio de carga orgânica afluente ao tratamento
aeróbio, bem como proporcionar um digestor de lodo na própria linha de tratamento dos
esgotos. Com isso, pode-se operar o processo de lodos ativados na faixa dos sistemas
convencionais, enviando o excesso de lodo desta etapa de volta aos reatores UASB para
aumentar a mineralização. Os volumes de tanques de aeração são substancialmente
menores nesses arranjos. Na Tabela 8 apresentam-se faixas típicas de parâmetros para os
sistemas convencionais e com aeração prolongada.
Tabela 8: Faixas típicas de parâmetros para sistemas de lodos ativados convencionais e
com aeração prolongada (Fonte: adaptado de Metcalf & Eddy – 1991e NBR - 570)
Parâmetro / Variante
Sistemas Convencionais
Aeração Prolongada
Fluxo de pistão
Mistura completa
Faixa típica
NBR - 570
Tempo
de
detenção
4a8
>1
hidráulico (horas)
Idade do lodo (dias)
5 a 15
Concentração
SSVTA 1.500 a 3.000
(mg/L)
0,2 a 0,4
Relação (A/M)
(kgDBO5/kgSSV.dia)
0,16 a 0,4
Fator de carga (f)
(kgDBO5/kgSS.dia)
Fator de recirculação de lodo 0,25 a 0,75
(Qr / Q)
> 1,5
Necessidade de oxigênio
(kgO2/kgDBOaplicada)
>10
Densidade de potência no
Tanque de Aeração (w / m3)
Faixa típica
18 a 36
NBR - 570
20 a 30
3.000 a 6.000
0,05 a 0,15
0,05 – 0,10
0,75 a 1,5
> 1,5
>10
21
O processo de lodos ativados em bateladas
O processo em bateladas constitui uma moderna modalidade operacional dos sistemas de
lodos ativados. Introduzido no Brasil pela Nestlé, tem sido intensamente utilizado para o
tratamento de esgotos sanitários, especialmente quando há grande variação de carga
como em cidades litorâneas. Neste processo, o tanque de aeração acumula a função de
decantação, suprimindo-se o decantador secundário e o sistema de retorno de lodo.
Normalmente, utiliza-se mais de um tanque de aeração, que são alimentados sob o regime
de bateladas sequenciais, isto é, enquanto os esgotos são descarregados em um dos
tanques de aeração, nos outros ocorrem, de forma sincronizada, outras operações
necessárias como aeração, decantação e descarga do esgoto tratado. É necessário um grau
elevado de automação do sistema para o controle destas operações. METCALF & EDDY
(1991) recomendam as seguintes distribuições percentuais das atividades dentro de cada
ciclo.
• Alimentação com aeração:
• Aeração sem alimentação (reação):
• Sedimentação:
• Descarga do tratado:
Um exemplo de esquema operacional com ciclo de duração total de 6 horas, utilizando-se
quatro tanques-reatores é o seguinte:
•
•
•
•
Alimentação com aeração: 1hora + 30 minutos
Aeração sem alimentação (reação): 2 horas + 30 minutos
Sedimentação: 40 minutos
Descarga do tratado: 1 hora + 20 minutos
Caso sejam usados apenas três tanques, o esquema operacional do ciclo de seis horas de
duração total pode ser alterado para:
•
•
•
•
Alimentação com aeração: 2 horas
Aeração sem alimentação (reação): 2 horas
Sedimentação: 40 minutos
Descarga do tratado: 1 hora + 20 minutos
Pode ser observado que em ambos os esquemas ocorre perfeito sincronismo, terminandose a descarga do esgoto tratado exatamente quando deverá ocorrer o início da
alimentação de um dado tanque, controlando-se o sistema pelo tempo reservado para
cada etapa, independentemente do volume recebido naquele ciclo.
Além das operações descritas, há também a necessidade de remoção do excesso de lodo,
controlada pelo tempo de residência celular desejado.
Na maioria dos sistemas implantados, opera-se na faixa com aeração prolongada
utilizando-se aeradores superficiais ou, preferivelmente, ar difuso. Considera-se que o
processo é bem adequado para as situações em que ocorrem grandes variações de carga,
pois é possível variar os ciclos operacionais e o número de tanques na alta e na baixa
estações. O resultado do tratamento é um efluente bastante clarificado, apto a receber
desinfecção final, caso seja necessária. Estudos têm sido conduzidos no sentido de se
modificar a operação destes sistemas, objetivando maximização na remoção de
22
nutrientes, como é o caso do estudo com enchimento anóxico (sem aeração) proposto por
Samudio (1998).
Outras Variantes do Processo
Existem várias outras modificações dos sistemas de lodos ativados, visando benefícios
específicos. Nos sistemas com alimentação escalonada, o esgoto afluente é distribuído ao
longo de um reator que tenha tendência a fluxo de pistão, de forma a manter-se uma
relação alimento/microrganismos mais constante ao longo do tanque de aeração. Nos
sistemas com aeração proporcional, a quantidade de ar é introduzida de forma
decrescente ao longo do tanque de aeração, procurando-se acompanhar a curva de
remoção de DBO e com isso racionalizar o uso de energia. Nos sistemas de estabilização
por contato, o tanque de aeração é dividido em dois; o primeiro tanque é dimensionado de
forma bastante forçada ocorrendo apenas a floculação. No segundo, ocorre a aeração
apenas do excesso de lodo, para aumentar seu grau de mineralização. Com isso, ocorre
ganho substancial no volume necessário de tanques de aeração. No processo Krauss,
recirculam-se sobrenadantes de digestores anaeróbios de lodo para o tanque de aeração,
objetivando a recuperação de nutrientes, especialmente para efluentes industriais
deficientes em nitrogênio ou fósforo.
Sistemas com Poços Profundos ( “Deep-Shaft”)
Nestes sistemas constroem-se tanques de aeração tubulares de profundidades elevadas,
120 m, por exemplo, recorrendo-se à pressão que ocorre em altas colunas de líquido para
o favorecimento da dissolução das bolhas de ar. O sistema é bastante compacto e
eficiente na remoção de DBO.
4.7. Sistemas de Aeração
Os sistemas de aeração mais comuns em sistemas de lodos ativados são os que recorrem
aos aeradores superficiais e os sistemas com ar difuso. Em ambos os casos, a
transferência de oxigênio é dificultada pela presença de sólidos e pela salinidade dos
esgotos, além de que, nas condições críticas de campo, as temperaturas acima de 20oC e
altitudes acima do nível médio do mar fazem com que, no conjunto, sejam obtidas
reduções da ordem de 40% nos valores resultantes de testes de transferência de oxigênio
em água limpa.
4.8. Câmaras Anóxicas
Recentemente, têm-se incorporado ao sistemas de lodos ativados as chamadas câmaras
anóxicas, onde em um compartimento misturado porém não aerado, introduz-se o esgoto
e o lodo de retorno, a montante do trecho aerado. O objetivo é a desnitrificação do
efluente final, sendo que o volume da câmara anóxica representa em um acréscimo em
torno de 30% de volume do tanque de aeração. Resulta também em combate ao
crescimento excessivo de organismos filamentosos.
4.9. Exercício de Dimensionamento – Processo de Lodos Ativados Convencional
1) Dados de população, vazão e carga de DBO:
23
População Atendida
(hab.)
ª
1 ETAPA
2ª ETAPA
224.933
233.877
Vazão média de
esgotos
m3/d
53.482
57.000
L/s
619
660
Carga de DBO
(kg/dia)
14.752
17.017
2) Volume necessário de tanques de aeração:
Considerando-se a instalação de decantadores primários com eficiência estimada em 30%
na remoção de DBO, a carga afluente aos tanques de aeração será (2ª etapa):
Carga DBO = 0,7 x 17.017 = 11.912 kg/d
Nota: Não serão considerados neste excercício, acréscimos de vazões e cargas
decorrentes das recirculações provenientes da linha de tratamento de lodo.
Considerando-se o fator de carga f = 0,22 kgDBO/kgSS.dia, correspondente à relação
(A/M) = 0,28 kgDBO / kgSSV.d e a concentração de 3,2 kg SS / m3 no tanque de
aeração, correspondente à concentração de SSV de 2,56 kg/m3, tem-se o seguinte volume
necessário de tanques de aeração:
VTA = 11.912 / (3,2 x 0,22) = 16.920 m3
Será considerado o emprego de quatro tanques de aeração, objetivando-se a modulação
da implantação do sistema. Cada tanque possuirá 16.920 / 4 = 4.230 m3.
3) Sistema de aeração:
•
Necessidade de oxigênio
Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,0 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade
de oxigênio será:
NECO2 = (2,0 x 11.912) / 24 = 993 kgO2/hora
•
Emprego de aeradores superficiais de baixa rotação:
Será considerada a capacidade de transferência de oxigênio de 0,9 kgO2/Cvxhora, nas
condições de campo.
Potência necessária:
PNEC = 993 / 0,9 = 1.103 CV ou 1.103 /4 = 276 CV por tanque
Dimensões dos tanques de aeração:
Será considerado o emprego de 06 (seis) aeradores de 50 CV por tanque de aeração,
dispostos em série. Dimensões dos tanques:
24
Comprimento: 81,0 m
Largura: 13,5 m
Profundidade útil: 4,0 m
Profundidade total: 5,0 m
Volume útil resultante:
Vu = 4,0 x 13,5 x 81,0 = 4.374 m3 por tanque ou 4.274 x 4 = 17.496 m3 (total)
Fator de carga resultante:
f = 11.912 / (17.496 x 3,2) = 0,21 kgDBO/kgSSxdia
Densidade de potência resultante:
dp = (300 x 735) / 4.374 = 50 w / m3
Tempo de detenção hidráulico resultante:
td = 17.496 / (57.000 /24) = 7,4 horas
Alternativa para o sistema de aeração
Caso se utilize sistema de aeração por ar difuso, considerando-se a massa específica do ar
igual a 1,2 kg/m3, a porcentagem de O2 no ar de 23,2 % e o rendimento do soprador de
8%, a vazão necessária de ar será:
QAR = 993 / (1,2 x 0,232 x 0,08 x 60) = 743 m3 ar / minuto
O soprador deverá possuir pressão suficiente para vencer a carga correspondente à
profundidade útil do tanque mais cerca de 0,5 m de perda de carga na linha de ar.
4) Verificação das condições de funcionamento com apenas três tanques na primeira
etapa:
•
f = (0,7 x 14.752) / (3,2 x 3,0 x 4.374) = 0,25 kgSS/kgDBO.d, correspondente à
A/M = 0,31 kgDBO/kg SSV.d
•
Nec O2 = (2,0 x 10.326) / 24 = 860 kg O2 / hora
•
PNEC = 860 / 0,9 = 956 CV
•
td = (3 x 4.237) / (53.482 /24) = 5,9 horas
5) Vazão de retorno de lodo
A vazão de retorno de lodo será estimada considerando-se que o lodo estará sedimentado
no fundo do decantador secundário a uma concentração de 8,0 kg/m3 (dado típico).
Fazendo-se um balanço de massa de sólidos em suspensão no decantador secundário,
desprezando-se a perda com o efluente final, tem-se:
25
( Q + Qr ) . X = Qr . Xr
Dividindo-se por Q e fazendo-se r = Qr / Q, tem-se:
( 1 + r ) . X = r . Xr
Para X = 3,2 kg/m3 e Xr = 8,0 kg/m3, tem-se r = 0,67e Qr = 0,67x 660 = 440 L/s ou
110 L/s por módulo, na segunda etapa.
6) Produção de excesso de lodo biológico:
∆X = 0,65 kg SS / Kg DBO
∆X = 0,65 x 11.912 = 7.743 kg SS / dia
Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3, a vazão de excesso de lodo
será:
7.743
Qlodo =  = 958 m3/d
0,008 x 1010
Idade do lodo resultante:
θc = V.X / ∆X = (17.496 x 3,2) / 7.743 = 7,2 dias
7) Decantadores secundários:
•
Área superficial de decantadores secundários
Adotando-se a taxa de aplicação de sólidos GA = 4,0 kg SS / m2 . h, tem-se a seguinte
área superficial necessária de decantadores secundários:
( Q + Qr ) . X
GA = 
As
( Q + Qr ) . X
As = 
GA
1, 67x57000x3,2
As = 
4,0 x 24
= 3.173 m2 ou 3.173 / 4 = 793 m2 por decantador.
Utilizando-se quatro decantadores secundários com 32 m de diâmetro, tem-se a área
superficial de 804,25 m2 por decantador e área total de 3.217 m2.
A taxa de aplicação de sólidos resultantes será:
26
1, 67x57000x3,2
GA = 
3.217 x 24
= 3,95 kg SS / m2 x hora
A taxa de escoamento superficial resultante será:
Q
qA =  =
As
•
57.000 / 3.217 = 17,7 m3/m2.d
Volume útil dos decantadores secundários:
Para a profundidade útil Hu = 3,5 m, tem-se:
Vu = 3,5 x 804,25 = 2.815 m3 por decantador (volume total de 11.260 m3)
Tempo de detenção hidráulico resultante:
td = (11.260 x 24) / 57.000 = 4,7 horas
•
Taxa de escoamento nos vertedores de saída:
qL = 57.000 / (4 x π x 32) = 142 m3/m2/d
•
Verificação das condições de funcionamento com apenas três decantadores na
primeira etapa:
Taxa de aplicação de sólidos:
1, 67x53482x3,2
GA =  = 4,9 kg SS / m2 x hora
3 x 804,25 x 24
Taxa de escoamento superficial:
Q
qA =  = 53482 / 3 x 804,25 = 22,2 m3/m2.d
As
Tempo de detenção hidráulico:
td = (3 x 2815 x 24) / 53482 = 3,8 horas
Exercício de Dimensionamento –Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada
de Fluxo Contínuo
Dados:
População atendida: 68352 habitantes
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s
Carga de DBO: 3691 kg/d
27
1) Volume necessário de tanques de aeração:
Carga DBO = 3691 kg/d
Considerando-se o fator de carga f = 0, 08 kgDBO / kgSS.d e a concentração de 4,0 kg
SS / m3 TA, tem-se o seguinte volume necessário de tanques de aeração:
3.691
VTA =  = 11.534 m3
0,08 x 4,0
2) Necessidade de oxigênio
Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,5 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade
de oxigênio será:
NEC O2 = 2,5 x 3.691 = 9.228 kg O2
Considerando-se que o sistema de aeração deverá funcionar 24 horas por dia, tem-se:
NEC. O2 = 9.228 /24 = 385 kgO2/h
Considerando-se o emprego de aeradores superficiais de baixa rotação, com capacidade
de transferência de oxigênio de 0,9 kg O2 / CV x hora, já nas condições de campo, tem-se
a seguinte potência total a ser instalada nos tanques:
PNEC = 385 / 0,9 = 427 CV ou 427 / 4 =
quatro tanques de aeração)
107 CV por tanque (foram considerados
Dimensões dos tanques de aeração:
Será considerado o emprego de 04 (quatro) aeradores de 30 CV por tanque de aeração,
dispostos em série. Dimensões dos tanques:
Comprimento: 54,0 m
Largura: 13,5 m
Profundidade útil: 4,0 m
Profundidade total: 5,0 m
Volume útil resultante:
Vu = 4,0 x 13,5 x 54,0 = 2.916 m3 por tanque ou 2.916 x 4 = 11.664 m3 (total)
Fator de carga resultante:
f = 3.691 / (11.664 x 4,0) = 0,079 kgDBO/kgSSxdia
Densidade de potência resultante:
dp = (120x 735) / 2.916 = 30 w / m3
Tempo de detenção hidráulico resultante:
28
td = 11.664 / (126,6 x 3,6) = 25,6 horas
3) Vazão de retorno de lodo
A vazão de retorno de lodo será estimada considerando-se que o lodo estará sedimentado
no fundo do decantador secundário a uma concentração de 8,0 kg/m3 (dado típico).
Fazendo-se um balanço de massa de sólidos em suspensão no decantador secundário,
desprezando-se a perda com o efluente final, tem-se:
( Q + Qr ) . X = Qr . Xr
Dividindo-se por Q e fazendo-se r = Qr / Q, tem-se:
( 1 + r ) . X = r . Xr
Para X = 4,0 kg/m3 e Xr = 8,0 kg/m3, tem-se r = 1 e Qr = 126,6 L/s
(31,65 L/s por módulo)
5) Decantadores secundários
•
Área superficial:
Adotando-se a taxa de aplicação de sólidos GA = 4,0 kg SS / m2 . h, tem-se a seguinte
área superficial necessária de decantadores secundários:
( Q + Qr ) . X
GA = 
As
( Q + Qr ) . X
As = 
GA
2x126,6x3,6x4,0
As = 
4,0
= 911,5 m2
Deverão ser usados 04 (quatro) decantadores com 17 m de diâmetro.
A taxa de escoamento superficial resultante será:
Q
126,6 x 3,6 / 911,5 = 12 m3/m2.d
qA =  =
As
•
Volume útil dos decantadores:
Adotando-se a profundidade útil, Hu = 3,5 m tem-se:
Vu = 911,5 x 3,5 = 3.189 m3
Tempo de detenção hidráulico resultante:
29
td = 3.189 / (126,6 x 3,6) = 7,0 horas
6) Produção de excesso de lodo biológico:
Admitindo-se o coeficiente de produção de lodo ∆X = 0,6 kgSS / Kg DBO, tem-se:
∆X = 0,6 x 3.691 = 2215 kg SS / dia
Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3, a vazão de excesso de lodo
será:
2.215
Qlodo =  = 274 m3/d
0,008 x 1010
Idade do lodo resultante:
θc = V.X / ∆X = (11.664 x 4,0) / 2.215 = 21dias
Exercício de Dimensionamento – Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada
em Bateladas Sequenciais
Dados:
População atendida: 68352 habitantes
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s
Carga de DBO: 3691 kg/d
Será considerado o emprego de 04 (quatro) tanques de aeração/decantação.
1) Volume necessário de tanques de aeração/decantação:
O volume necessário de tanques de aeração pode ser calculado pela soma do volume
ocupado pelo lodo sedimentado com o volume necessário para receber e tratar os esgotos.
•
Volume ocupado pelo lodo:
Carga de DBO = 3.691 kg/dia
Considerando-se o fator de carga f = 0, 08 kgDBO / kgSS.d, tem-se a seguinte quantidade
(massa) de lodo necessária nos reatores (V.X):
3.691
V. X =  = 46.138 kg SSTA
0,08
Considerando-se que o lodo estará sedimentado a uma concentração de 8,0 kg/m3, o
volume ocupado pelo lodo sedimentado será:
VLodo = 46.138 / 8,0 = 5767 m3 ou 5.767 / 4 = 1.442 m3 por tanque
•
Volume destinado a receber e tratar os esgotos
30
Será considerado um ciclo com 06 (seis) horas de duração total, obedecendo ao seguinte
esquema operacional:
-
Alimentação com aeração: uma hora e trinta minutos
Aeração sem alimentação (reação): duas horas e trinta minutos
Sedimentação: quarenta minutos
Descarga do esgoto tratado: uma hora e vinte minutos
A situação mais desfavorável corresponde à alimentação de um tanque durante uma hora
e trinta minutos com a vazão máxima horária e , portanto:
VEsg = 1,5 x (1,8 x 126,6) x 3,6 = 1.230 m3
Conclui-se que cada tanque de aeração deverá possuir volume útil de 1.442 + 1.230 =
2.672 m3. Além disso, costuma-se reservar uma altura adicional de 0,60 m para que a
retirada do esgoto decantado não ocorra até a superfície do lodo sedimentado.
•
•
•
•
•
Profundidade útil dos tanques de aeração/decantação : 4,0 m
Área dos tanques: (1.442 + 1.230) / 3,4 = 786 m2
Relação comprimento/ largura 4/1 ⇒ (14 m x 56 m) = 784 m2
Volume útil: 784 x 4 = 3.136 m3
Concentração SSTA (X): X = V.X / V = 46.138 / (3.136 /4) = 3,7 kg / m3
2) Necessidade de oxigênio
Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,5 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade
de oxigênio será:
NEC. O2 = 2,5 x 3.691 = 9.228 kg/dia
Considerando-se que o sistema de aeração deverá funcionar 16 horas por dia, tem-se:
NEC. O2 = 9.228 / 16 = 577 kgO2/h
Considerando-se o emprego de aeradores superficiais de baixa rotação, com capacidade
de transferência de oxigênio de 0,9 kg O2 / CV x hora, já nas condições de campo, tem-se
a seguinte potência total a ser instalada nos tanques:
PNEC = 577 / 0,9 = 641 CV ou 641 / 4 =
quatro tanques de aeração)
160 CV por tanque (foram considerados
6) Produção de excesso de lodo biológico:
Admitindo-se o coeficiente de produção de lodo ∆X = 0,6 kgSS / Kg DBO, tem-se:
∆X = 0,6 x 3.691 = 2215 kg SS / dia
Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3, a vazão de excesso de lodo
será:
31
2.215
Qlodo =  = 274 m3/d
0,008 x 1010
Idade do lodo resultante:
θc = V.X / ∆X = 46.138 / 2.215 = 21dias
5. Sistemas de Lagoas Aeradas Mecanicamente Seguidas de Lagoas de Decantação
5.1.Considerações Iniciais
As lagoas aeradas mecanicamente podem ser classificadas como reatores de crescimento
em suspensão na massa líquida, sem retenção de biomassa. Da mesma forma que no
processo de lodos ativados, ocorre a floculação biológica como resultado da interação
entre microrganismos e matéria orgânica, sendo os flocos mantidos em suspensão pela
aeração mecânica, que tem por objetivo principal o suprimento de oxigênio para as
reações bioquímicas de decomposição de matéria orgânica. Porém, no sistema de lagoas
aeradas não há recirculação de biomassa e, desta forma, não há necessidade de
decantadores de concreto armado com removedores mecânicos de lodo. Empregam-se
como unidades separadoras de sólidos as lagoas de decantação, meras escavações
taludadas que têm também por objetivo o armazenamento e a digestão do lodo durante o
período entre limpezas, o que ocorre geralmente a cada dois anos ou mais. As próprias
lagoas aeradas são também escavações que podem ser revestidas com concreto magro
para impedir processos erosivos dos taludes e do solo sob os aeradores. O sistema de
aeração pode ser constituído de aeradores superficiais de alta rotação flutuantes ou de ar
soprado e difuso distribuído ao longo do fundo das unidades. Deve ser notado que, não
havendo reciclagem de células, a concentração de sólidos em suspensão é bem menor do
que a dos processos de lodos ativados, o que faz com que as lagoas aeradas sejam
proporcionalmente bem maiores que os tanques de aeração dos sistemas de lodos
ativados, uma vez que a idade do lodo é praticamente igual ao tempo de detenção
hidráulico.
O sistema é composto pelo tratamento preliminar, gradeamento e desarenação, seguido
das lagoas aeradas mecanicamente e das lagoas de decantação. É necessária a previsão de
dispositivos de remoção e secagem do lodo acumulado nas lagoas de decantação.
Obedecendo à tendência atual do tratamento de esgotos, é possível a aplicação de
tratamento anaeróbio antes das lagoas aeradas, reduzindo-se os custos de energia elétrica
para a aeração. Na literatura são descritas duas modalidades de lagoas aeradas
mecanicamente: as de mistura completa e as facultativas. Para a ocorrência de mistura
completa do conteúdo da lagoa, é necessária a disponibilização de uma densidade de
potência de pelo menos 4 w/m3. Empregando-se densidades menores parte do lodo se
sedimenta na própria lagoa aerada, entrando em decomposição anaeróbia e tornando-a
facultativa. Esta última alternativa não será abordada mais detalhadamente, por
apresentar condições operacionais mais desfavoráveis.
Os sistemas de lagoas aeradas mecanicamente seguidas de lagoas de decantação
demonstram-se viáveis para a aplicação em uma faixa ampla de tamanho de municípios,
de pequeno a médio portes. Seus custos de implantação são mais baixos e a operação é
mais simples que a dos sistemas de lodos ativados. Por outro lado, ocupam menor área
que os sistemas que envolvem lagoas fotossintéticas. É um tratamento bastante objetivo,
removendo eficientemente DBO carbonácea, podendo-se obter 90% após a separação de
32
sólidos nas lagoas de decantação. A nitrificação dos esgotos ocorre muito pouco, bem
como a eficiência na remoção de coliformes fecais dos esgotos é igualmente baixa.
Os custos do tratamento podem ser reduzidos pela introdução de reator anaeróbio antes
da lagoa aerada. Também é possível a interrupção do sistema de aeração durante três
horas por dia, que deverá coincidir com o período de ponta de consumo de energia. Neste
caso a potência ser instalada deverá ser acrescida do fator 24/21 e recomenda-se, por
precaução, que neste período não haja descarga da lagoa aerada, devendo-se prever a
elevação de alguns centímetros da lâmina líquida (Said, 1998).
Na Tabela 9 são apresentadas as principais características dos sistemas de lagoas aeradas
mecanicamente seguidas de lagoas de decantação (Alem Sobrinho, 1998).
Tabela 9: características dos sistemas de lagoas aeradas. Fonte: (Alem Sobrinho, 1998).
Características
Controle de sólidos
Lagoa aerada aeróbia
Todos os sólidos sem com o
efluente.
Necessária
separação posterior.
Concentração de SST na
100 - 360
lagoa
Relação SSV / SST
0,70 a 0,80 (0,75)
Tempo
de
detenção
< 5 dias
hidráulica
Idade do lodo
< 5 dias
Eficiência na remoção de
DBO
50 a 60% só lagoa aerada.
90% com pós-separação de
sólidos.
Nitrificação
Praticamente nula
Remoção de coliformes
Muito pobre
Profundidade da lagoa
2,5 a 5,0 m
Densidade
de
potência > 3 watts/m3 para impedir a
mínima
sedimentação
Lagoa aerada facultativa
Não se tem controle. Parte
sedimenta e parte sai com o
efluente final.
50 – 150
0,60 a 0,80
5 a 12 dias
Alta, devido à sedimentação
de parte do lodo.
70 a 80 %
Praticamente nula
Pobre
2,5 a 5,0 m
> 0,75 watts/m3 para garantir
difusão uniforme de O2
5.2. Cinética do Processo
As lagoas aeradas mecanicamente podem ser classificadas como reatores de mistura
completa sem recirculação de biomassa. Fazendo-se um balanço de massa de substrato ao
longo da lagoa, considerando-se regime estabilizado, tem-se:
Q.So + Q.Se - V.δS / δt = 0 ou:
δS / δt = (So - Se).Q/V
Mas δS / δt = K.X.Se / (Ks + Se) (Modelo de Monod), onde K representa a máxima taxa
de utilização de substrato por unidade de massa de microrganismos e de tempo ( em
tempo-1) e Ks é a constante de saturação, isto é, a concentração de substrato para a qual a
taxa de utilização de substrato por unidade de massa de microrganismos é a metade de K
(massa/volume).
E portanto, (So - Se).Q/V = K.X.Se / (Ks + Se)
33
Sendo Q/V o tempo de detenção hidráulica, td, tem-se:
K.Se
So - Se
 = 
Ks + Se
td . X
Considerando-se Ks >>> Se, tem-se:
K.Se
So - Se
 = 
Ks
td . X
Fazendo-se K/Ks = k, onde k representa o coeficiente da taxa específica de remoção de
substrato (expresso em L/mg.dia), tem-se:
So - Se
 = k.Se ou:
td . X
So - Se
 = k.X.Se
td
Fazendo-se k′ = k.X (k′ é o coeficiente da taxa global de remoção de substrato (em
tempo –1), tem-se:
So - Se
 = k′.Se
td
Fazendo-se um balanço de massa de microrganismos (SSV) em torno da lagoa aerada,
considerando-se regime estabilizado (δX/δt = 0), tem-se:
V.δX/δt = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V - Q.X
Nesta equação, Y representa o coeficiente de síntese celular e kd o coeficiente de
respiração endógena.
0 = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V - Q.X
Q.X = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V
Y.(So - Se)
∴ X = 
1 + kd.t
Combinando-se esta equação com a anteriormente obtida através do balanço de massa de
substrato,
34
So - Se
 = k.Se , tem-se:
td . X
1 + kd.t
Se =  ou
Y.k.t
1
t = 
Y.k.Se - kd
Na Tabela 10 são apresentados valores de parâmetros determinados para lagoas aeradas
tratando esgotos sanitários:
Tabela 10: Valores típicos dos coeficientes cinéticos para lagoas aeradas tratando esgoto
doméstico a 20oC (Alem Sobrinho, 1998).
Autor
k
(L/mg.dia)
METCALF &
EDDY
McKINNEY
0,08
VALÊNCIA
YÁNEZ
CRWR (*)
0,21
BALASHA
0,031
ARCEIVALA
0,017 - 0,038
k′ = k.Xv
(dia-1)
Y
(kgSSV/kgDBOremov.)
kd
(dia-1)
2 - 10
0,4 – 0,8
0,025 – 0,1
0,025 – 0,04
0,2
0,005
0,08 – 0,14
0,075
0,06
0,075 –
0,0125
0,08
8,0
6,7
0,5
0,49 – 0,64
0,35 – 0,65
0,65
0,60
0,5 – 0,7
ALEM
&
0,052
0,7
MUNÕZ
(*) Center for Research in Water Resource – Austin – Texas
Necessidade de oxigênio
A necessidade de oxigênio para a oxidação do substrato e para satisfazer o metabolismo
endógeno, pode ser expressa globalmente por:
NecO2 = a.Q.(So - Se), onde a é o coeficiente global de utilização de oxigênio, variando
entre 1,0 e 1,3 kgO2/kgDBO
Estimativa da temperatura da lagoa aerada
A temperatura do líquido da lagoa aerada pode ser estimada em função das suas
dimensões, da temperatura dos esgotos e da temperatura do ar, através de:
A.f.Ta + Q.T
TL =  , onde:
A.f + Q
35
t: tempo de detenção (dias)
h: profundidade da lagoa (m)
A: área superficial da lagoa (m2)
Q: Vazão de esgotos (m3/dia)
T: temperatura do esgoto afluente (oC)
Ta: temperatura média mensal do ar (oC)
TL: temperatura da lagoa (oC)
f: coeficiente de troca de calor (m/dia). Para lagoas aeradas, o valor de f utilizado é 0,49
m/dia.
As estimativas devem ser feitas para o mês mais frio do ano em que, no Estado de São
Paulo, a temperatura dos esgotos é da ordem de 20oC.
5.3. Exemplo de Dimensionamento: Sistema com Lagoa Aerada Aeróbia Seguida de
Lagoa de Decantação
População atendida: 68.350 habitantes
Carga de DBO: 3.691 kg/dia
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s
A-) Lagoas Aeradas Aeróbias
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico de 3,0 dias, o volume útil necessário de
lagoas aeradas é:
VL.AER =3,0 x 126,6 x 86,4 = 32.815 m3
Serão considerados dois módulos em paralelo de lagoas aeradas seguidas de lagoas de
decantação. O volume útil necessário de lagoa aerada por módulo será:
VL.AER = 32.815 / 2 = 16.408 m3
Sistema de Aeração
A necessidade de oxigênio é estimada em 1,3 kg O2 / kg DBO. Considerando-se o
funcionamento dos aeradores durante 24 horas por dia, tem-se:
NECO2 = 1,3 x 3.691 / 24 = 200 kg O2 / hora
Será considerado o emprego de aeradores flutuantes de alta rotação, com capacidade de
transferência de oxigênio, em condições de campo, estimada em 0,65 kg O2 / CV x hora.
Potência Necessária:
PNEC = 200 / 0,65 = 308 CV (total) ou 154 CV por lagoa
Profundidade útil adotada: Hu = 4,0 m
Área à meia profundidade de cada lagoa: A1/2Prof = 16.804 / 4,0 = 4.102 m2
Cada lagoa deverá portar 06 (seis) aeradores de 25 CV de potência do motor cada,
perfazendo uma potência instalada de 150 CV por lagoa e potência total de 300 CV.
36
Considerando-se duas fileiras com três aeradores em cada lagoa, a relação
comprimento/largura das lagoas aeradas será de 1,5 / 1,0.
Dimensões à meia profundidade:
Comprimento: 78,50 m
Largura: 52,30 m
Borda livre: 0,60 m
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H)
Principais dimensões das lagoas aeradas aeróbias:
Dimensão
Terreno
Espelho de água
Meia profundidade
Fundo
Comprimento (m)
88,90
86,50
78,50
70,50
Largura (m)
62,70
60,30
52,30
44,30
B-) Lagoas de Decantação
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico de dois dias tem-se:
VL.DEC = 2,0 x 126,6 x 86,4 = 21.876 m3
Considerando-se o emprego de duas lagoas de decantação:
VL.DEC = 21.876 / 2 = 10.938 m3 (cada lagoa)
Profundidade útil adotada: Hu = 3,50 m
Área de cada lagoa de decantação: A1/2Prof = 10.938 / 3,50 = 3.125 m2
Dimensões à meia profundidade:
Comprimento: 79,00 m
Largura: 39,50 m
Borda livre: 0,60 m
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H)
Principais dimensões das lagoas de decantação
Dimensão
Terreno
Espelho de água
Meia profundidade
Fundo
Comprimento (m)
88,40
86,00
79,00
72,00
Largura (m)
48,90
46,50
39,50
32,50
37
6. Sistemas de Lagoas de Estabilização
6.1. Considerações Iniciais
As lagoas de estabilização são tanques construídos em terra de forma a receber os esgotos
continuamente, garantindo elevados tempos de retenção destes e propiciando mecanismos
naturais para a degradação de matéria orgânica e para a redução da concentração de
microrganismos. Não há introdução artificial de oxigênio ou aeração eletro-mecânica.
As lagoas de estabilização podem ser classificadas em anaeróbias, facultativas e de
maturação. As lagoas anaeróbias são escavações mais profundas, com altura útil variando
na faixa de 3 a 5 metros, retendo os esgotos durante 4 a 6 dias. Nestas condições, garantese a anaerobiose, uma vez que a penetração de luz e a sobrevivência de algas só é
possível e de forma bastante limitada apenas em estreita camada superficial. Por outro
lado, a taxa de aplicação de matéria orgânica é forçada, provocando o rápido esgotamento
do oxigênio que por ventura esteja presente nos esgotos afluentes. Para as nossas
condições de temperatura e para as demais anteriormente citadas, obtêm-se eficiências na
remoção da DBO5 dos esgotos da ordem de 40 a 60 %.
As lagoas facultativas são escavações mais rasas, com profundidades típicas na faixa de
1,5 a 2,0 m e áreas de espelho de água relativamente maiores do que as das anaeróbias.
Os sólidos sedimentáveis presentes nos esgotos depositam-se no fundo das lagoas
facultativas, entrando em decomposição anaeróbia. A matéria orgânica solúvel mantémse na massa líquida, sofrendo decomposição aeróbia pela ação de microrganismos
heterotróficos, que aproveitam o oxigênio liberado pela fotossíntese de algas bem como
decorrente da ventilação superficial. O gás carbônico resultante da decomposição da
matéria orgânica é utilizado como matéria prima para o processo fotossintético, fechando
o ciclo da simbiose que caracteriza o processo. Estas lagoas, em condições normais
deoperação, são capazes de propiciar eficiências na remoção de DBO5 superiores a 80 %.
As lagoas de estabilização começaram a ser usadas nos Estados Unidos no início do
século XX. No Brasil, o primeiro sistema construído data de 1965, em São José dos
Campos/SP.
Como vantagens do emprego de sistemas de lagoas de estabilização podem ser listados:
O baixo custo de implantação do sistema, exceto se a área for muito valorizada ou se
houver necessidade de substituição de solo; a operação é bastante simples, sendo bastante
adequados para pequenas populações onde as companhias possuem menores recursos; o
projeto é bastante simples e o terreno reaproveitável. Como principais desvantagens
podem ser listadas a exigência de áreas relativamente grandes, a presença de elevadas
concentrações de algas no efluente final e a exalação de maus odores pelas lagoas
anaeróbias.
Dois principais arranjos podem ser utilizados. O denominado sistema australiano é
constituído do tratamento preliminar, seguido de lagoas anaeróbias, facultativas e de
maturação. No sistema com lagoa facultativa primária, não se inclui lagoas anaeróbias.
Com isso o sistema ocupa maior área, mas evita-se as possibilidades de exalação de maus
odores das lagoas anaeróbias.
6.2. Lagoas Anaeróbias
São escavações com profundidade útil na faixa de 3 a 5 metros, recebendo carga contínua
de esgoto de modo a manter condições de anaerobiose. A matéria orgânica é convertida
primeiramente por bactérias facultativas a ácidos voláteis, como o ácido acético, e depois
é definitivamente oxidada a metano e gás carbônico por bactérias anaeróbias estritas. O
nitrogênio orgânico é oxidado a nitrogênio amoniacal e o nitrato pode ser reduzido a
nitrogênio molecular, N2 gasoso. Os fosfatos orgânicos são oxidados a ortofosfatos. A
38
geração de maus odores ocorrem com a redução de sulfato a sulfeto, promovendo a
liberação do gás sulfídrico, H2S.
No dimensionamento das lagoas anaeróbias, recomendam-se tempos de detenção
hidráulicos na faixa de 3 a 6 dias, dependendo da temperatura local. A taxa de aplicação
volumétrica de DBO deverá situar-se entre 0,1 e 0,4 kg DBO /m3 x dia e a taxa de
aplicação superficial de DBO deverá ser superior a 1000 kg DBO / ha x dia, para que se
garanta anaerobiose. Nestas condições, eficiências na remoção de DBO na faixa de 40 a
60 % podem ser esperadas.
Nos projetos, deve-se garantir a distribuição das entradas e das saídas dos esgotos,
dificultando-se a ocorrência de caminhos preferenciais. O rebaixo adicional do fundo da
lagoa até cerca de ¼ de seu comprimento resulta em um ganho de volume para acúmulo
de lodo. A inclinação dos taludes a ser estabelecida depende dos estudos geotécnicos a
serem feitos preliminarmente.
6.3. Lagoas Facultativas Fotossintéticas
As lagoas facultativas são escavações com profundidades úteis na faixa de 1,5 a 2,0
metros, permitindo a penetração de luz e a produção de oxigênio via fotossíntese em
quase toda sua extensão, utilizado pelos microrganismos heterotróficos na decomposição
de matéria orgânica. Parte dos sólidos dos esgotos se sedimenta e entra em decomposição
anaeróbia no fundo da lagoa, o que a torna facultativa. A ação de ventos sobre a
superfície das lagoas também é importante para a oxigenação, o que torna desejável a
manutenção de uma área livre em torno das lagoas. Na figura a seguir representam-se os
principais mecanismos que ocorrem nas lagoas facultativas fotossintéticas.
Dimensionamento das Lagos Facultativas
Muitas formulações são propostas na literatura para o dimensionamento de lagoas. Porém
muitas são experimentais e provenientes de regiões diferentes como Estados Unidos,
Austrália e África do Sul. Tais fórmulas remetem a resultados diferentes, sendo preferível
o uso de critérios com base local. No Brasil, a CETESB desenvolveu uma adaptação da
fórmula de Mc Garry & Pescod, a partir de levantamentos em sistemas de lagoas
existentes no Estado de São Paulo, chegando a relações específicas para lagoas
facultativas primárias ou secundárias.
Dimensionamento de Lagoas Facultativas Primárias
Taxa de aplicação superficial limite de DBO (λL):
λL = 20 x T - 60
onde T representa a temperatura média do ar do mês mais frio do ano.
A profundidade típica das lagoas facultativas primárias é de 1,80 m, podendo-se
acrescentar um rebaixo de 0,5 m no quarto inicial do comprimento para acúmulo de lodo,
uma vez que neste arranjo não se incluem lagoas anaeróbias `a montante. A relação
comprimento/largura varia normalmente na faixa de 3/1 a 5/1, embora esses limites
possam ser ultrapassados.
Dimensionamento de Lagoas Facultativas Secundárias
39
Taxa de aplicação superficial limite de DBO (λL):
λL = 14 x T - 40
A profundidade típica das lagoas facultativas secundárias é de 1,50 m.
Eficiência dos Sistemas de Lagoas de Estabilização
Até as lagoas facultativas, os sistemas apresentam eficiências na remoção de DBO5
ligeiramente superiores a 80%, com DBO5 dos efluentes inferiores a 60 mg/L. A
eficiência típica na remoção de coliformes fecais é de 99%, com efluentes com
concentrações da ordem de 105 CF/100 mL. A concentração de nitrogênio amoniacal
pode ser superior à 10 a 15 mg/L e a de fósforo total superior a 3 mgP/L Devido aos
tempos de retenção elevados, o processo é bioquimicamente estável. Porém, os efluentes
das lagoas facultativas sofrem variações de qualidade devido às mudanças na direção dos
ventos e consequências sobre o acúmulo de algas na região da saída da lagoa.
6.4. Lagoas de Maturação
São escavações com profundidades inferiores a 1,0 m, permitindo elevados tempos de
detenção dos esgotos e o decaimento dos coliformes devido à incidência da radiação
ultravioleta da luz solar. Os efluentes das lagoas facultativas são mais clarificados e assim
ocorre boa penetração de luz. A baixa concentração de matéria orgânica biodegradável
contribui para o decaimento por metabolismo endógeno. Promove boa nitrificação dos
esgotos e pequeno aumento na remoção de DBO5. Obtém-se normalmente eficiências na
remoção de coliformes fecais superiores a 99,99%, com efluentes com concentrações de
coliformes fecais inferiores a 103CF/100 mL. Em áreas densamente habitadas pode ser
difícil a existência de área suficiente para a implantação de lagoas de maturação. Um
tempo de detenção típico é de 7 dias para a obtenção das eficiências mencionadas,
devendo-se recorrer aos modelos de decaimento de coliformes e aos padrões do corpo
receptor para a definição do tempo de detenção hidráulico necessário.
Modelos de Decaimento de Coliformes
O modelo mais simples para as estimativas de redução dos índices de coliformes é o de
mistura completa. Considerando-se a reação de inativação de primeira ordem, tem-se:
N = No / ( 1 + kb x t ), onde:
N : Concentração de coliformes nos efluentes da lagoa;
No: Concentração de coliformes nos esgotos afluentes à lagoa;
t: Tempo de detenção hidráulico;
kb: Constante da velocidade da reação
Um valor típico de kb a 20oC é 2,61 d-1. Para outras temperaturas tem-se:
kbToC = kb20oC x 1,07(T – 20)
Avaliação da Eficiência de Lagoas de Estabilização pelo Modelo de Carga Parcialmente
Dispersa
40
4 . a . e1/2d
N / No =  , onde:
( 1 + a )2 . ea/2d - ( 1 - a )2 . e-a/2d
a = ( 1 + 4.k.t.d )1/2 , onde:
k: constante da velocidade da reação, em d-1
t: tempo de detenção hidráulico, em dias
d: fator de dispersão, adimensional
Uma das proposições para o cálculo do fator de dispersão foi feita por Yánez (1993):
(L/B)
d =  , onde:
- 0,261 + 0,254 .(L/B) + 1,014.(L/B)2
L: comprimento da lagoa
B: largura da lagoa
Para a remoção de DBO em lagoas facultativas têm-se proposto k variando entre 0,13 e
0,17 d-1 a 20oC, propondo-se para a correção de k em função da temperatura:
kToC = k20oC . 1,035(T – 20)
Para a remoção de coliformes, recomenda-se k variando entre 0,2 e 0,4 d-1 para lagoas
facultativas e entre 0,3 e 0,8 d-1 para lagoas de maturação. Para outras temperaturas,
corrigir o valor de k através de:
kToC = k20oC . 1,07(T – 20)
6.5. Exemplo de Dimensionamento: Sistemas de Lagoas de Estabilização
Dados:
População atendida: 68.350 habitantes
Carga de DBO: 3.691 kg/dia
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s
A-) Sistema Australiano
A-1) Lagoas Anaeróbias:
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico, com base na vazão média de esgotos, igual
a 4 dias, tem-se o seguinte volume útil necessário de lagoas anaeróbias:
Qméd = 126,6 L/s
td = 4 dias ⇒ VL.AN. = 4,0 x 126,6 x 86,4 = 43.753 m3 (total de lagoas)
41
Considerando-se três módulos de lagoas operando em paralelo, em função da disposição
do terreno e da etapalização da implantação do sistema de tratamento, tem-se:
VL. AN = 43.753 / 3 = 14.584 m3 (cada lagoa)
Profundidade útil adotada: 4,0 m
Área à meia profundidade: A1/2Prof = 14.584 / 4 = 3.646 m2
Relação comprimento/largura adotado: L/B = 2/1
Dimensões à meia profundidade: (85,4 x 42,7) m
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H) (adotado em função das características do terreno)
Borda livre adotada: 0,60 m
Principais dimensões das lagoas anaeróbias:
Dimensão
Terreno
Espelho de água
Meia profundidade
Fundo
Comprimento (m)
95,8
93,4
85,4
77,4
Largura (m)
53,1
50,7
42,7
34,7
Taxa de aplicação volumétrica de DBO resultante:
λV = 3.691 / 43.753 = 0.085 kg DBO/m3.dia
Taxa de aplicação superficial de DBO resultante:
λS = 3.691 x 104 / 3,0 x 93,4 x 50,7 = 2.598 kg DBO / ha.dia
Eficiência na remoção de DBO: 50%
Carga de DBO residual para as lagoas facultativas:
Carga DBO = 0,5 x 3.691 = 1.846 kg/dia
A-2) Lagoas Facultativas Fotossintéticas:
Taxa de aplicação superficial limite de DBO:
λL = 14 . T - 40
Considerando-se T = 15oC ⇒ λL = 170 kgDBO/haxdia
Área mínima necessária de lagoas facultativas:
AL.FAC = 1.846 / 170 = 10,86 ha
Número de lagoas facultativas: 03 (em paralelo)
Área do espelho de água por lagoa:
AL.FAC = 3,62 ha (por lagoa)
Relação comprimento/largura adotada em função das características da área: L/B = 3/1
Comprimento do espelho de água: 330 m
Largura do espelho de água: 110 m
Borda livre: 0,6 m
Inclinação dos taludes: 1 (V) / 2 (H)
42
Principais dimensões das lagoas facultativas secundárias:
Dimensão
Terreno
Espelho de água
Meia profundidade
Fundo
Comprimento (m)
332,40
330,00
327,00
324,00
Largura (m)
112,40
110,0
107,00
104,00
A-3) Lagoas de maturação
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico de 7,0 dias, tem-se o seguinte volume útil
necessário de lagoas de maturação:
Vu = 7,0 x 126,6 x 86,4 =76.568 m3 (três lagoas de 25.523 m3 cada)
Adotando-se a profundidade útil de 1,0 m, á área à meia profundidade será:
A1/2Prof = 25.523 m2
Considerando-se relação comprimento/largura de 5/1, tem-se as seguintes dimensões das
lagoas facultativas à meia profundidade:
Comprimento: 357,5 m
Largura: 71,5 m
Borda livre: 0,60 m
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H)
Principais dimensões das lagoas de maturação:
Dimensão
Terreno
Espelho de água
Meia profundidade
Fundo
Comprimento (m)
361,90
359,50
357,50
355,50
Largura (m)
75,90
73,50
71,50
69,50
B) Lagoas Facultativas Primárias
Carga de DBO: 3.691 kg/dia
Taxa de aplicação superficial limite de DBO:
λL = 20.T – 60
Para T = 15oC ⇒ λL = 240 kg DBO/ha.dia
Área superficial mínima necessária:
As = 3.691 / 240 = 15,4 ha
ou As = 15,4 / 3 = 5,1 ha (cada lagoa)
Relação comprimento/largura adotada: L/B = 3/1
Dimensões do espelho de água:
Comprimento: 392,20 m
43
Largura: 130,70 m
Borda livre: 0,60 m
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H)
Principais dimensões das lagoas facultativas fotossintéticas primárias:
Dimensão
Terreno
Espelho de água
Meia profundidade
Fundo
Comprimento (m)
394,60
392,20
388,60
385,00
Largura (m)
132,900
130,70
127,10
123,50
7. Filtros Biológicos Aeróbios
7.1. Considerações Iniciais
Os filtros biológicos aeróbios podem ser classificados como reatores de leito fixo e com
retenção de biomassa. São preenchidos com um meio inerte, geralmente pedra ou
material plástico, sobre a superfície dos quais a biomassa responsável pela depuração do
esgoto cresce aderida. Desta forma, garante-se a diferenciação entre o tempo de retenção
hidráulica, que é de apenas algumas horas, do tempo de residência celular, mantido na
ordem de dias.
O esgoto é recalcado para a superfície dos filtros, onde se posiciona o distribuidor
rotativo, cuja função é garantir o umedecimento uniforme de toda a área do filtro. Em
seguida, percola sobre o material de enchimento, sem provocar afogamento. Utiliza-se
brita No 4 ou material plástico, que pode ser na forma de blocos estruturados ou de anéis
lançados aleatoriamente nos filtros. A matéria orgânica dos esgotos pode penetrar na
película biológica (ou biofilme) que se forma em torno do enchimento, conjuntamente
com o ar que circula em contra-corrente a partir de janelas para a ventilação posicionadas
na parte inferior do filtro. O material de enchimento apóia-se sobre um fundo falso,
constituído de lajotas perfuradas, que garante a drenagem do esgoto tratado. Há a
necessidade de separação de sólidos que se desprendem do biofilme, mediante a
passagem dos efluentes do filtro por decantadores secundários. Não há necessidade de
retorno de lodo e sim de efluente tratado para a entrada dos filtros, evitando a
proliferação de moscas (Psychoda Alternata) e que o biofilme perca excessivamente a
umidade nos períodos noturnos de baixa vazão.
A concepção tradicional envolvendo o emprego de filtros biológicos aeróbios é
semelhante à do processo de lodos ativados convencional. O sistema é constituído do
tratamento preliminar, grade e caixa de areia, decantadores primários, filtros biológicos
substituindo os tanques de aeração, decantadores secundários e a linha de tratamento de
lodo, adensamento digestão e secagem. Após o advento dos reatores anaeróbios de fluxo
ascendente e manto de lodo (reatores UASB), estas unidades passaram a constituir-se em
opção importante em substituição aos decantadores primários, podendo também receber o
excesso de lodo dos filtros biológicos para complementar a mineralização, dispensando
os digestores de lodo.
Recentemente foram desenvolvidas novas modalidades de filtros, os chamados biofiltros
aerados de leito submerso. Estes filtros diferem dos tradicionais principalmente pela
manutenção do leito afogado e pela inclusão de sistema de aeração por meio de soprador
e difusores de bolha grossa ou tubos perfurados. Além de eficiência elevada na remoção
da matéria orgânica carbonácea dos esgotos, as unidades podem ser dimensionadas de
44
forma a garantir bons níveis de nitrificação dos esgotos. Complementando o trata,mento
de efluentes de reatores UASB, os biofiltros aerados podem representar alternativa com
boas possibilidades de ser viabilizada para o atendimento à comunidades de diferentes
portes. Os esgotos tratados são bem clarificados e esta condição garante eficiência na
desinfecção final através de cloração ou de aplicação de radiação ultravioleta, dentre
outras técnicas.
7.2. Bioquímica e Microbiologia
À medida que o esgoto percola pelo filtro, ocorre a penetração do substrato e do oxigênio
no biofilme, onde ocorrem as reações de decomposição de matéria orgânica, sendo os
subprodutos lançados em contra-corrente. Em função do alimento consumido, dá-se o
crescimento celular e o da espessura da película biológica, o que faz com que os
microrganismos mais internos sofram limitações no suprimento de alimento ou de
oxigênio, entrando em fase endógena ou anaerobiose. Assim, perdem a capacidade de
aderência ao meio suporte, de forma a provocar o desprendimento de pedaços de
biofilme, gerando o excesso de lodo biológico e mantendo o equilíbrio da película.
O processo é essencialmente aeróbio e a reação de decomposição da matéria orgânica
pode ser simplificadamente expressa por::
(CH2O)X + O2 → CO2 + H2O + (CH2O)Y
Onde (CH2O)X representa a matéria orgânica biodegradável dos esgotos e (CH2O)Y o
crescimento celular resultante. Assim como no processo de lodos ativados convencional,
a produção de lodo nos sistemas de filtros biológicos é da ordem de 0,75 kg SS / kg DBO
aplicada. Na parte interna do biofilme ocorre anaerobiose, representada
simplificadamente por:
(CH2O)X → CH4 + CO2 + H2O + (CH2O)Y + H2 + H3C-COOH + ⋅⋅⋅
Os grupos de microrganismos que participam do processo de filtros biológicos são
semelhantes aos dos sistemas de lodos ativados. Na parte externa do biofilme
predominam bactérias boas formadoras de flocos como aerobacter, flavobacter,
pseudomonas e alcalígenes. Na parte interna do biofilme, predominam microrganismos
que, em sistemas de lodos ativados, seriam causadores de má floculação como
sphaerotilus natans, nocárdia e beggiatoa. As bactérias nitrificadoras, Nitrossomonas e
Nitrobacter podem aparecer na parte baixa dos filtros descendentes, onde se verificam
baixa DBO carbonácea e elevada concentração de oxigênio dissolvido (uma vez que a
ventilação dá-se em contra-corrente), requisitos essenciais para a nitrificação. Fungos
como o Mucor, Penicillium e Fusarium também tormam parte do processo.
Complementam o ecossistema de filtros biológicos protozoários como os ciliados
Opercularia, Epystilis e Vorticella, além de micrometazoários como os rotíferos. Algas
podem aparecer na parte superior do filtro, aberta e exposta à luz solar. Alí também se
hospedam verrnes, caramujos e larvas de insetos.
7.3. Equações que Governam o Processo
Nos filtros biológicos aeróbios convencionais, a DBO dos esgotos decresce
exponencialmente ao longo da profundidade, dependendo principalmente da taxa de
aplicação e das características do material de enchimento. As formulações que
representam esta transformação têm por concepção geral:
45
Sh / So = 10-k.h.(A/Q)^n
Onde:
Sh e So : Concentração de substrato (DBO) à profundidade h e à entrada do filtro, mg/L
k : Constante da velocidade de remoção de substrato, d-1
h : Profundidade do leito, m
A : Área do filtro,m2
Q : Vazão afluente aos filtros, m3/d
n : Característica do material de enchimento, n = 0,44 para pedras e 0,67 para anéis
plásticos.
A constante da velocidade de remoção de substrato (k) varia entre 0,12 e 0,2 d-1 para
esgoto sanitário a 20oC. Para outras temperaturas corrige-se k através de:
kToC = k20oC * 1,08(T – 20)
Para a obtenção da constante da velocidade de degradação de determinado substrato
poder-se-ia conduzir experimento em unidade de fluxo contínuo, determinando-se o valor
médio da DBO em diferentes pontos ao longo da profundidade do filtro. Escrevendo-se a
equação anterior de forma invertida:
So / Sh = 10k.h.(A/Q)^n
Extraindo-se o logarítmo de ambos os membros da equação acima, tem-se:
log (So / Sh) = k.h.(A/Q)n
Portanto, lançando-se em gráfico log (So / Sh) contra h.(A/Q)n tem-se uma reta cujo
coeficiente angular corresponde ao valor de k.
Eckenfelder propôs a inclusão da influência da área superficial específica do material de
enchimento, através de:
Sh / So = 10-K.h.(Sa^m).(A/Q)^n
Onde:
K: Constante da velocidade da reação, m/d
h: profundidade do leito, m
Q: Vazão, m3/d
A: Área superficial do filtro, m2
Sa : Área superficial específica do material de enchimento, m2/m3
m e n : Características do material de enchimento. Metcalf & Eddy recomendam usar m
= n = 1, caso não se tenham dados mais específicos.
Existem fórmulas que se revestem de importância apenas histórica, como a do NRC –
National Research Council, desenvolvida a partir dos resultados operacionais de filtros
biológicos usados pelo exército americano, válida para esgoto doméstico preenchido com
pedras, a 20oC:
46
a) Sem recirculação de esgoto tratado à entrada do filtro:
EDBO (%) = 100 / [1 + 0,433 * (W/V)1/2]
Onde:
EDBO (%) = Eficiência na remoção de DBO, em porcentagem
W = Carga de DBO aplicada ao filtro, em kg/dia
V = Volume do filtro, em m3
b) Com recirculação:
EDBO (%) = 100 / [1 + 0,433 * (W / V*F)1/2]
Onde:
F = ( 1 + r ) / ( 1 + 0,1*r2 ) onde r = Qr / Q
EDBO (%) = Eficiência na remoção de DBO, em porcentagem
W = Carga de DBO aplicada ao filtro, em kg/dia
V = Volume do filtro, em m3
7.4. Classificação dos Filtros Biológicos Aeróbios
Os filtros biológicos aeróbios são classificados de acordo com as taxas de aplicação
orgânica ou hidráulica. Na Tabela 11 são apresentadas as principais características de
cada uma das categorias de sistema de filtros biológicos:
Tabela 11: Classificação dos filtros biológicos aeróbios. Fonte: Alem Sobrinho (1986).
Característica
Taxa de Aplic.
Hidráulica
(m3/m2/dia)
Taxa de Aplic.
Vol. de DBO
(kgDBO/m3/dia)
Profundidade
do
Leito (m)
Material de
Enchimento
Fator de Reciclo
( r = Qr / Q)
Consumo de
Energia (W/m3)
Problemas com
Moscas
Baixa Taxa
1-4
Taxa
Intermediária
4 - 10
Alta Taxa
10 - 40
Torre Biológica
(taxa superalta)
40 – 200
0,08 – 0,32
0,24 – 0,48
0,32 – 1,00
0,8 – 6,0
1,5 – 3,0
1,25 – 2,25
1,0 – 3,0
4,5 – 12,0
pedra
pedra
pedra/plástico
plástico
0
0-1
1-3
1-4
2–4
2-8
6 - 10
10 - 20
grande
pequeno
raro
nenhum
Os filtros de alta taxa são os que apresentam maior oportunidade de uso, sendo
competitivos com os sistemas de lodos ativados. Quando preenchidos com pedras, tem-se
procurado manter taxas de aplicação volumétrica da ordem de 0,8 kgDBO/m3/dia e taxas
47
de aplicação hidráulica da ordem de 20 m3/m2/dia, com base na vazão média de esgotos.
Quando preenchidos com material plástico, costuma-se admitir até 1,2 a 1,3
kgDBO/m3/dia e até cerca de 30 m3/m2/dia. Isto significa que os filtros preenchidos com
material plástico são proporcionalmente menores do que os prenchidos com pedras, além
de poderem ser construídos com estruturas mais leves, o que certamente deverá ser
levado em consideração nos estudos de alternativas. Isto se deve às melhores
características do enchimento plástico, como maior área superficial específica, maior
porosidade e menor massa específica, conforme relatado por Metcalf & Eddy (1991):
Tabela 11: Características do material de enchimento. Fonte: Metcalf & Eddy (1991)
Característica/
Material
Pedras
Plástico
Área superficial
específica (m2/m3)
50 - 70
100 - 200
Massa específica
(kg/m3)
800 - 1450
30 - 100
Porosidade
40 - 60
94 - 97
A área superficial específica do material de enchimento é uma característica muito
importante para o estabelecimento das cargas admissíveis e para a definição das
respectivas eficiências que podem ser esperadas. A forma conceitualmente mais correta
de previsão das cargas afluentes aos filtros é a partir da sua relação com a área total
disponível para a formação de biofilme. Para a manutenção de eficiências elevadas na
remoção de matéria orgânica, admite-se a aplicação de 15 a 18 gDBO/m2/dia.
7.5. Recirculação de esgoto tratado para a entrada dos filtros biológicos
Visando a uniformização da carga hidráulica afluentes aos filtros biológicos de alta taxa,
deve-se proceder a recirculação de parte da vazão de esgoto tratado para a entrada dos
filtros. Em estudos realizados pela CETESB, concluiu-se que o fator de recirculação a ser
utilizado é aquele que conduza a uma DBO de entrada nos filtros da ordem de 100 mg/L.
Balanço de massa na entrada do filtro:
Q * So + Qr * Se = ( Q + Qr ) * Si
Onde:
So = DBO do esgoto afluente ao filtro biológico, antes da mistura com o reciclo
Se = DBO do efluente final, após o decantador secundário
Si = DBO do esgoto afluente ao filtro biológico, depois da mistura com o reciclo
Q = Vazão média de esgoto sanitário
Qr = Vazão de recirculação de esgoto tratado
Dividindo-se pela vazão média de esgotos (Q):
So + r * Se = Si * ( 1 + r )
Si = ( So + r * Se ) / ( 1 + r )
Para esgotos com DBO em torno de 300 mg/L, após o decantador primário a DBO será
um pouco superior a 200 mg/L e, para que seja diluído a 100 mg/L com o efluente final
que possui DBO na faixa de 20 a 30 mg/L, o fator de recirculação será da ordem de 1, ou
seja, a vazão de recirculação é aproximadamente igual à vazão média de esgotos.
48
Deve ser observado que, quando os filtros biológicos são precedidos de tratamento
anaeróbio como, por exemplo, por reator UASB, a DBO dos esgotos à entrada dos filtros
biológicos já é da ordem de 100 mg/L e, segundo este critério, deve-se dispensar a vazão
de recirculação de efluente final.
7.6. Exercício de Dimensionamento – Filtro Biológico Aeróbio de Alta Taxa
Dados:
• População atendida: 38.900 hab
• Carga de DBO dos esgotos: 2100 kg/dia
• Vazão média de esgotos: 101,7 L/s = 366m3/h = 8789 m3/dia
a) Determinação da vazão de recirculação
Admitindo-se a DBO dos esgotos à entrada dos filtros, após a mistura com o fluxo de
recirculação, Si = 100 mg/L e a DBO dos efluentes finais, Se = 20 mg/L, tem-se:
Si = ( So + r * Se ) / ( 1 + r )
100 = ( So + r * 20 ) / ( 1 + r )
DBO dos esgotos: 2.100 / 8789 = 0,239 kg/m3 = 239 mg/L
Eficiência dos decantadores primários na remoção de DBO: 30%
DBO dos esgotos à entrada dos filtros: So = 0,7 x 239 = 167 mg/L
Portanto,
r = 0,84 ⇒ Qr = 85,2L/s = 307 m 3/h = 7.361 m3/dia
b) Determinação da carga de DBO afluente aos filtros:
Carga DBO = ( Q + Qr ) * Si = ( 8789 + 7361 ) * 0,1 kg/m3 = 1617 kg/dia
c) Determinação do volume útil
Considerando-se enchimento de plástico, será usada a taxa de aplicação volumétrica de
DBO de 1,2 kg/m3/d. O volume útil de filtros necessário será:
VF.B. = 1617 / 1,2 = 1348 m3
Considerando-se a profundidade do útil de 2,70 m, a área necessária será:
AF.B. = 1348 / 2,70 = 500 m2
Deverão ser utilizados dois filtros de 18 m de diâmetro, perfazendo a área de 254,5 m2 e
volume de 687 m3 por filtro.
d) Verificação da taxa de escoamento superficial, com base na vazão média de esgotos:
Qméd. / As = (8789 + 7361) / 509 = 31,8 m3/m2/d
e) Área necessária de aberturas para ventilação:
49
Aabert = 0,01 * AF.B. = 0,01 * 254,5 = 2,55 m2
f) Área de drenagem dos esgotos à saída do filtro:
Adren = 0,15 * AF.B. = 0,15 * 254,5 = 38,2m2
8. Tratamento Anaeróbio de Esgotos
8.1. Considerações Iniciais
O tratamento anaeróbio de esgoto vem sendo utilizado há muito tempo na forma de
fossas sépticas ou de lagoas. Além disso, registra-se o emprego de digestores anaeróbios
de lodo, principalmente tratando excesso de lodos ativados. Todos esses reatores são
desprovidos de mecanismo de retenção de biomassa, o que significa que são necessários
grandes volumes para que se consiga eficiência razoável no tratamento de grandes vazões
de esgotos. Para tornar o sistema competitivo com os aeróbios no tratamento de esgotos e
não apenas excesso de lodo, havia que se desenvolver tal mecanismo, o que começou a
ocorrer mais intensamente a partir dos anos 70. Uma idéia foi implantar o sistema de
“lodos ativados anaeróbio”, acoplando-se o decantador ao reator anaeróbio que recebe
lodo retornado a partir do fundo do decantador. O sistema, conhecido por processo
anaeróbio de estabilização por contato, funciona razoavelmente bem, conforme
resultados obtidos no tratamento de efluentes de indústrias alimentícias nos Estados
Unidos, com eficiências na remoção de DBO superiores à 80%. A flutuação de lodo nos
decantadores, devido ao aprisionamento das bolhas de gases resultantes da digestão
anaeróbia, originou a necessidade de instalação de desgaseificador entre o reator
anaeróbio e o decantador. Cedo percebeu-se, porém, que o caminho do tratamento
anaeróbio de águas residuárias deveria rumar para os reatores de leito fixo, tendo surgido
o filtro anaeróbio de fluxo ascendente. Este reator preenchido com brita, hoje encontra-se
consolidado no tratamento de efluentes de fossas sépticas, permitindo remoções de DBO
superiores à 80%. Outra descoberta, quase acidental, foi o fenômeno da granulação do
lodo em reatores anaeróbios de fluxo ascendente sem enchimento para suporte de
microrganismos na forma de biofilme. Sob certas condições de distribuição dos esgotos à
entrada (fundo) do reator e de velocidade ascensional, observou-se a formação de
grânulos, às vezes apenas flocos, que ao entrar em contato com a matéria orgânica
proporcionava sua degradação devido à expressiva atividade biológica encerrada nas
partículas do manto. O chamado reator anaeróbio de fluxo ascendente e manto de lodo
(UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket), previa adicionalmente apenas a separação,
coleta e queima da gás produzido, além de uma etapa de recuperação de grânulos na
parte superior, externa e acima do coletor de gás, uma zona de sedimentação que permite
maior clarificação dos efluentes do reator. Hoje, reconhece-se aqui no Brasil que este
reator é capaz de promover redução de DBO de cerca de 65%, com tempos de detenção
dos esgotos de apenas oito horas. Este reator tem se consolidado em nosso mercado e de
muitos outros países, como pré-tratamento e digestor de lodo de outros processos
biológicos e até físico-químicos. Os reatores de leito fluidizado e de leito expandido
representaram certo arrojo tecnológico à época de suas invenções, preenchidos com areia
“fluidizada” ou “expandida” pelo próprio escoamento dos esgotos e, devido às diminutas
dimensões dos grãos, a grande área total para desenvolvimento de biofilme permitia a
aplicação de elevadas taxas e a obtenção de bons resultados. A dificuldade de se manter a
expansão adequada do leito, mesmo com as variações de vazão dos esgotos, foi superada
introduzindo-se a recirculação de esgoto tratado. Em seguida muitos outros modelos de
50
reatores foram desenvolvidos, os filtros anaeróbios descendentes e horizontais, os
reatores compartimentados ou de chicanas, dentre outros.
8.2. Tratamento Aeróbio Versus Tratamento Anaeróbio
Os reatores anaeróbios para o tratamento de esgotos possuem boa possibilidade de uso
em nosso País, que apresenta temperatura elevada em grande parte de seu território e em
praticamente o ano todo. Mesmo na região sul, mais fria, a Companhia de Saneamento do
Estado do Paraná, a SANEPAR, foi quem mais investiu nesta modalidade de tratamento,
tanto na capital quanto no interior. Em Curitiba encontra-se uma das maiores estações de
tratamento de esgotos do mundo envolvendo emprego de reatores anaeróbios. Foram
previstos 24 reatores UASB de 2.000 m3 cada um para o final de plano.
Mesmo nessa região, os reatores operam à temperatura ambiente. Reconhece-se que às
temperaturas mais elevadas as reações de decomposição de matéria orgânica ocorrem
mais rapidamente, mas a situação é diferente dos países do hemisfério norte que possuem
temperaturas muito baixas em boa parte do ano, necessitando de reatores aquecidos. O
aquecimento, mesmo recorrendo-se ao próprio metano resultante da digestão anaeróbia
não é simples de se viabilizar, pela necessidade de implantação de uma usina para a
purificação do metano.
Os custos de implantação dos reatores anaeróbios podem ser considerados baixos, mas é
na operação que reside a principal vantagem devido a não necessidade de aeração. A
produção de lodo é mais baixa do que as que decorrem de processos aeróbios como lodos
ativados ou filtros biológicos. A produção de gás pode ser considerada um benefício, pela
possibilidade de purificação e emprego do metano como fonte de energia, mas isto não se
viabiliza facilmente. Ao contrário, o gás resultante do processo anaeróbio constitui uma
das principais limitações operacionais, devido à produção de pequenas quantidades de
gás sulfídrico, H2S, suficientes para produzir grandes incômodos às populações
circunvizinhas pela proliferação de mau odor. Além disso, o gás sulfídrico provoca
corrosão e consequentes prejuízos à conservação das instalações. Muito se investe hoje
em dia em termos de pesquisa visando o controle do H2S, mas é difícil ainda hoje a
garantia de odor zero o tempo todo na área em torno da ETE.
A eficiência na remoção da DBO dos esgotos é mais baixa do que a dos processos
aeróbios, demandando tratamento complementar, e a nitrificação é nula. As associações
com processos aeróbios de polimento são recomendáveis, podendo-se empregar lagoas
fotossintéticas, lagoas aeradas mecanicamente, lodos ativados, filtros biológicos ou
mesmo processos físico-químicos como os à base de coagulação e floculação com
separação posterior de sólidos por sedimentação ou flotação.
Essas associações são vantajosas técnica e economicamente, ganhando-se na produção de
lodo e na eficiência de remoção de nitrogênio e fósforo, principalmente.
De acordo com estudos feitos pelo PROSAB, Programa de Pesquisa de Saneamento
Básico, podem ser esperados os seguintes custos e resultados das associações entre
reatores anaeróbios e aeróbios:
8.3. Microbiologia e Bioquímica
Com o desenvolvimento dos novos modelos de reatores para o tratamento de esgotos, a
microbiologia e a bioquímica dos processo anaeróbios evoluiram muito. As bactérias
anaeróbias estritas, metanogênicas, difíceis de serem isoladas em meios de cultura,
passaram a ser identificadas como as do gênero Methanotrix sp e Methanosarcina sp.
Além disso, houve maior conhecimento dos metabolismos de bactérias facultativas
formadoras de ácidos orgânicos e das redutoras de sulfato. Teses de que o envolvimento
51
entre bactérias do tipo cocus com as do tipo bastonete eram responsáveis pela formação
dos grânulos em reatores UASB.
O caminho bioquímico tradicional pelo qual bactérias facultativas transformam os
compostos orgânicos dos esgotos em compostos intermediários conhecidos como ácidos
orgânicos voláteis, para subsequente conversão destes em metano e gás carbônico pelas
bactérias metanogênicas, foi alterada, incorporando-se principalmente uma fase inicial de
hidrólise de baixa velocidade e o conhecimento de que o metano é produzido em boa
parte a partir de CO2 e H2 e não com grande predominância da fonte a partir da quebra
direta do ácido acético, o mais importante dos ácidos voláteis.
8.4. Condições Ambientais e Controle dos Reatores
Uma condição ambiental de grande importância no tratamento anaeróbio de esgotos é a
temperatura. Aquí aproxima-se bem a idéia da regra empírica de Van′t Hoff de que um
aumento de dez graus na temperatura praticamente dobra a velocidade da reação. Existem
duas faixas de temperatura em que o processo anaeróbio pode se apresentar com
vantagem. A faixa termofílica, com centro em torno de 35oC, é a melhor faixa para a
ocorrência da digestão anaeróbia, devendo ser procurada quando se deseja aquecer o
reator, principalmente digestores de lodo. A faixa termofílica, em torno de 60oC, também
é interessante porém, ocorre maior decaimento endógena e deve ser utilizada
principalmente nos casos de efluentes industriais produzidos a quente. Além da faixa de
temperatura em que ocorre o processo anaeróbio, também as variações bruscas de
temperatura afetam o processo, negativamente, devido a alta sensibilidade das bactérias
metanogênicas.
O pH no interior do reator é uma condição ambiental de extrema relevância. A faixa
ótima de pH para o processo anaeróbio, segundo diversos autores, situa-se entre 6,6 e 7,6;
idealmente entre 7,0 e 7,2. Isto não significa que não seja possível o tratamento anaeróbio
de efluentes industriais fora da faixa neutra. Mas deve-se conduzir estudos em escala
piloto que garantam tal aplicação; é bastante provável que, no mínimo, o tratamento seja
menos estável pela menor diversificação de grupos de microrganismos que se adaptam a
tal condição desfavorável.
Muitos autores reconhecem que ocorre produção de alcalinidade nos reatores anaeróbios
estáveis, pela formação de sais de ácidos voláteis e, desta forma, o pH dos esgotos à saída
do reator é superior ao de entrada.
A condição de pH, além de influir decisivamente no funcionamento do processo,
representa importante indicador do desequilíbrio. É o conceito mais tradicional da
digestão anaeróbia o de que quando um reator se desequilibra, ocorre maior prejuízo da
metanogênese com relação à acidificação, já que as metanobactérias são mais sensíveis às
perturbações ambientais. Com isso, ocorre acúmulo de ácidos voláteis no reator e o pH
cai. Deve-se, em tais situações corrigir imediatamente o pH antes que se reduza
drasticamente e provoque o colapso do sistema. A barrilha é preferível por conferir efeito
tampão, isto é, maior resistência às futuras quedas, caso o reator continue desequilibrado.
Deve ser enfatizado que, se o fator de desequilíbrio prolongar-se, somente a correção de
pH não permitirá a operação estável do reator indefinidamente, é necessária a correção do
fator de desequilíbrio.
Embora a determinação de pH seja fácil e rápida, os parâmetros acidez e alcalinidade
determinados através de reação de neutralização ácido-base providenciam uma
informação quantitativa mais segura. Pode ser demonstrado, em função da curva típica de
variação de pH com a alcalinidade que, enquanto o valor de pH cai de 7,2 a 6,8, por
exemplo, não causando maior preocupação, o consumo de alcalinidade correspondente
pode ser superior a 1.000 mgCaCO3/L, ampliando a dimensão do problema.
52
Um reator estável apresenta concentração baixa de ácidos voláteis, pois os mesmos são
imediatamente consumidos à medida que são produzidos. Quando o reator se
desequilibra, ocorre consumo de alcalinidade para a neutralização dos ácidos voláteis
acumulados. Assim, a relação alcalinidade de bicarbonatos/ácidos voláteis constitui
conceitualmente, a principal forma de avaliação da estabilidade do processo anaeróbio.
Um reator estável, chega a apresentar concentração de ácidos voláteis tão baixa quanto
100 mgCaCO3/L e uma alcalinidade de bicarbonatos superior a 1.000 mgCaCO3/L, ou
seja, relação superior a 10/1. Quando este valor tende a diminuir, a correção artificial é
necessária, pois se reduzir-se excessivamente, chegando próximo a 1/1, o reator tenderá
ao colapso e a nova partida poderá ser complicada.
A presença dos principais nutrientes nos despejos deve ser garantida para o equilíbrio do
processo anaeróbio. Costuma-se indicar a relação mínima DQO/N/P de 350/7/1, embora
esse valor possa ser alterado em função das características dos despejos que influenciam
na configuração do sistema biológico. Os autores consideram que o enxofre é necessário
em quantidades tão grandes quanto o fósforo. Por outro lado, se na forma de sulfato, este
reduz-se a sulfeto no meio anaeróbio, que é tóxico às metanobactérias. Este fato
demonstra a importância do controle desse elemento em sistemas anaeróbios.
Além dos macronutrientes, elementos exigidos em menores quantidades pelas células
podem limitar o tratamento anaeróbio, conforme indicado na literatura. O ferro é
excelente estruturador de flocos, grânulos ou biofilmes; as necessidades de níquel e de
cobalto também são reconhecidas. Metais alcalinos e alcalino-terrosos também são
necessários, embora em concentrações excessivas inibam o processo.
Dentre os elementos tóxicos ao processo, destacam-se os metais pesados que, presentes
em frações de mg/L podem inibir o processo. Apesar disso, a ausência completa destes
pode também representar insuficiência nutricional no meio. O íon sulfeto é inibidor da
metanogênese, sendo necessárias concentrações de pelo menos dezenas de mg/L de
sulfato nos efluentes para que esse efeito ocorra significativamente. Além da ação tóxica,
as bactérias redutoras de sulfato competem com as metanogênicas pelo substrato, os
ácidos voláteis. Metais pesados e sulfeto são contaminantes antagônicos, uma vez que se
precipitam mutuamente.
A ausência de oxigênio é necessária para a metanogênese, o que faz com que os reatores
anaeróbios sejam fechados ou que se force a carga orgânica para que ocorra rápido
esgotamento do oxigênio presente nos efluentes.
A amônia também traz inibição ao processo, mas são necessárias concentrações bastante
elevadas. Diversos compostos orgânicos são listados como tóxicos, principalmente os de
estrutura molecular mais complexa.
8.5. Reatores UASB – critérios e parâmetros para o dimensionamento
Pesquisas desenvolvidas na CETESB na década de 80 com reator UASB tratando esgoto
sanitário, levaram ao estabelecimento de critérios e parâmetros muito úteis para o seu
dimensionamento bem como para avaliação de condições operacionais.
Vazão de esgotos de projeto
Os reatores UASB são empregados à jusante apenas do tratamento preliminar, o que o
torna desprotegido das variações de vazão de esgotos, uma vez que os tempos de
detenção utilizados são relativamente pequenos. Desta forma, costuma recomendar-se
que o reator apresente condições de atender `a situação mais desfavorável, isto é, vazão
máxima horária de esgotos.
Tempo de detenção dos esgotos no reator
53
De acordo com os estudos da CETESB, tempos de detenção hidráulicos da ordem de
apenas 6 horas, com base na vazão máxima horária de esgotos, são suficientes para
garantir uma eficiência média na remoção de DBO dos esgotos em torno de 65%. Alguns
autores sugerem a adoção de tempo de detenção hidráulico de 8 horas, com base na vazão
média de esgotos sanitários.
Taxa de aplicação de substrato
Como os esgotos sanitários são relativamente diluídos, os reatores UASB têm o seu
limite de capacidade definido pela taxa de aplicação hidráulica, que resulta em
determinada velocidade que poderá ou não ser suficiente para provocar o arraste de parte
do manto de lodo, descontrolando o processo. No tratamento de efluentes industriais mais
concentrados, os reatores UASB são limitados pela aplicação de matéria orgânica, em
geral na faixa de 5 a 10 kg DQO/m3.dia, embora tenham sido registradas taxas de até 20
kg/m3.dia com bons resultados no tratamento.
Velocidade ascencional na zona de manto de lodo
A manutenção de determinada faixa de velocidade ascensional dos esgotos ao longo do
corpo do reator é importante para garantir grau adequado de expansão da manta de lodo,
sem que haja arraste excessivo para a zona de decantação. Recomenda-se a faixa de 0,7 a
1,0 m/h para reatores UASB tratando esgoto sanitário.
Velocidade de passagem da zona de manto de lodo para a zona de decantação
Lodos bem granulados resistem ao arraste com velocidades de passagem de até 10 m/h.
Mas como ocorrem situações em que o lodo não granula, apenas flocula e mesmo assim o
reator mantém boa eficiência na remoção de DQO, recomenda-se limitar a velocidade
ascensional à 4 m/h.
Taxa de escoamento superficial na zona de decantação
A parte superior do reator UASB, externa ao “chapéu” coletor de gás, funciona como
decantador, permitindo a recuperação de grânulos escapados da zona de manto de lodo.
Recomendam-se taxas de escoamento superficial inferiores à 1,25 m3/m2.dia para a
garantia do retorno de parte significativa do lodo para a zona de manto. A inclinação das
abas do chapéu (ângulo com a horizontal), deverá ser superior a 55º.
Distribuição dos esgotos à entrada (fundo) do reator
A distribuição dos esgotos à entrada do reator é fundamental para garantir um
funcionamento integral da zona de manto de lodo, sem escoamentos preferenciais ou
curtos-circuitos que podem reduzir o tempo de detenção e o contato dos esgotos com o
lodo ativo. Recomenda-se pelo menos duas a três entradas por m3 de fundo de reator. As
extremidades dos tubos de alimentação deverão distar cerca de 30 cm do fundo do reator.
Produção de lodo nos reatores UASB
De acordo com os resultados dos estudos da CETESB anteriormente mencionados, pode
ser esperada uma produção de lodo de 0,2 kg SS / kg DQO aplicada.
54
Produção de gás
Ainda de acordo com os estudos da CETESB, deve ser esperada uma produção de 0,12
Nm3 gás / kg DQO aplicada. O gás deverá possuir cerca de 65 a 75% de metano.
8.6. Critérios para a partida e operação dos reatores UASB vazão de esgotos de projeto
Lodo de inóculo
Havendo possibilidade de obtenção de lodo de inóculo, a partida do reator poderá ocorrer
mais rapidamente. É preferível lodo granulado proveniente de outro reator UASB
utilizado no tratamento de efluente semelhante. Quanto maior a quantidade de inóculo,
maior será a vazão de partida, chegando-se mais rapidamente à vazão de projeto. Porém,
há que se considerar os custos com o transporte de lodo. O lodo introduzido no reator
deverá ser caracterizado em termos de volume e concentração de sólidos em suspensão
voláteis, para que se possa obter a massa de SSV introduzida.
Caracterização dos efluentes
Os efluentes deverão ser caracterizados, principalmente em termos de vazão e
concentrações de DQO, Nitrogênio Total Kjeldhal, Fósforo Total, pH e Temperatura
Estas características deverão ser corrigidas, caso seja necessário. A presença de
substâncias potencialmente inibidoras do tratamento deverá ser previamente investigada.
Vazão de alimentação de partida e evolução da carga
O reator deverá ser alimentado com os efluentes segundo uma vazão que resulte na
aplicação de 0,1 kg DQO / kg SSV . dia. Essa vazão deverá ser aumentada quando
ocorrer estabilização da eficiência na remoção de DQO e demais características
operacionais do processo. Eventuais desequilíbrios poderão ser enfrentados mediante a
introdução de barrilha no reator, sempre que o pH em seu interior tenda a cair abaixo de
6,5.
Controle analítico do reator
Deverá ser empreendido um controle analítico sobre os esgotos à entrada e à saída do
reator e do lodo em pontos de amostragem em diferentes profundidades. As principais
variáveis de controle dos esgotos são a DQO (e a DBO, por tratar-se de parâmetro da
legislação), pH, temperatura, concentração de ácidos voláteis e alcalinidade de
bicarbonatos. Controle de pH e temperatura deve ser feito pelo menos uma vez por dia,
enquanto que as demais características devem ser analisadas pelo menos uma a duas
vezes por semana. Do lodo, é importante o controle da concentração de sólidos em
suspensão voláteis ao longo da profundidade da zona de manto.
8.6. Exemplo de Dimensionamento – Reator UASB
Dados:
•
População atendida: 25.815 habitantes
55
•
•
•
Vazão média de esgotos:27.815 x 0,16 m3/hab.dia = 4450,4 m3/dia
Vazão máxima horária de esgotos: 1,2 x 1,5 x 4.450,4 / 86,4 = 92,72 L/s
Carga de DBO: 0,054 x 27.815 = 1.502 kg/dia
-
Tempo de detenção dos esgotos no reator: 6,0 horas (p/ Qmáx.)
Volume útil dos reatores: 92,72 x 6,0 x 3,6 = 2.003 m3
Deverão ser utilizados 04 (quatro) reatores UASB de 525,7 m3 cada, com 14,80 m de
comprimento, 7,40 m de largura e 4,80 m de profundidade útil total (zona de manto +
zona de decantação).
-
Volume dos 4 reatores: 4 x 525,7 = 2.102,8 m3
Tempo de detenção hidráulico resultante:
td = 2.102,8 / (92,72 x 3,6) = 6,3 h (p/ Qmáx.)
-
Velocidade ascensional na zona de manto de lodo:
Vasc. = (92,72 x 3,6) / (7,14 x 14,8 x 4 ) = 0,76 m/h
-
Velocidade de passagem para a zona de decantação:
Vp = (92,72 x 3,6) / ( 4 x 0,4 x 4 x 14,8) = 3,5 m/h
(obs: consideradas quatro aberturas de 0,40 x 14,80 por reator)
-
Velocidade de escoamento à superfície da zona de decantação:
qA = (92,72 x 3,6) / (4 x 14,8 x 5,2) = 1,08 m3 / m2.h
(obs: A largura efetiva de cada reator na zona de decantação reduziu-se de 7,4 m para 5,2
m, devido aos espaços ocupados pelo chapéu.)
-
Sistema de alimentação
Considerando-se uma entrada a cada 3 m2 de fundo de reator, o número de tubos
alimentadores será: (7,4 x 14,8 ) / 3 = 37 tubos por reator.
-Produção de lodo
Considerando-se a produção de lodo igual a 0,2 kg SS / kg DQO aplicada, tem-se:
-
Carga DQO = 1,85 Carga DBO ⇒ Carga DQO = 1,85 x 1502 = 2.779 kg DQO/dia
-
Produção de lodo: 0,2 x 2.779 = 556 kg SS / dia
-
Produção de gás:
Considerando-se a produção de 0,12 Nm3 gás / kg DQO Aplicada, tem-se:
Prod. Gás = 0,12 x 2.779 = 333,5 Nm3 / dia (gás com 75% CH4)
-
Eficiência do reator:
56
65% em DBO.
-
Carga de DBO Residual:
0,35 x 1502 = 525,7 kg DBO / dia
9. Tratamento de Lodo
9.1. Considerações Iniciais
O tratamento de esgotos, em última instância, culmina com concentração da fase sólida.
Lodos são separados principalmente em decantadores primários ou secundários. Até
mesmo no tratamento biológico, onde efetivamente ocorre degradação biológica de
matéria orgânica, conta-se com a separação do excesso de lodo concentrado no fundo dos
decantadores secundários de sistemas de lodos ativados ou filtros biológicos. Aliás, a
produção de lodo constitui importante diferencial na escolha do sistema de tratamento.
Enquanto que sistemas exclusivamente aeróbios como lodos ativados ou filtros
biológicos de alta taxa podem produzir de 0,6 a 0,8 kg SS / kg DBO aplicada, a produção
de lodo em um reator UASB é de apenas cerca de 0,2 kg SS/ kg DQO aplicada. Mesmo o
sistema misto anaeróbio/aeróbio leva a uma menor produção de lodo que um sistema
exclusivamente aeróbio. Essa vantagem é muito importante nos dias de hoje, uma vez
que além de reduzir as necessidades de tratamento, principalmente as dificuldades com a
disposição final do lodo costumam ser muito grandes.
9.2. Etapas do tratamento de lodo
O tratamento de lodo pode ser subdivido em três etapas principais, embora dependendo
do sistema de tratamento de esgotos adotado, algumas delas podem ser suprimidas. É o
caso, por exemplo, do sistema de lodos ativados com aeração prolongada, onde o
processo opera em uma faixa em que a digestão do excesso de lodo pode ser dispensada.
Os lodos descartados de reatores UASB também dispensam adensamento e digestão
complementar. O adensamento de lodo pode não ser obrigatório em sistemas de lodos
ativados ou filtros biológicos aeróbios mas, exceto em sistemas de pequeno porte, sua
inclusão se viabiliza pelos benefícios trazidos às unidades posteriores de tratamento de
lodo. Quando o tratamento de esgotos é feito por processos de lagoas, aí o sistema opera
de forma que os lodos adensam e digerem nos próprios fundos das lagoas de estabilização
ou de decantação, no caso dos sistemas de lagoas aeradas mecanicamente. O problema
passa a ser como produzir mecanismos de remoção de lodo e para a desidratação final
antes de ser enviado para disposição.
Dependendo do uso a ser feito do lodo a ser retirado da estação de tratamento de esgotos,
outras etapas de tratamento podem ser necessárias, como a sua desinfecção para
aplicação em solo agrícola.
O Objetivo do adensamento de lodo é reduzir o seu teor de umidade, remover água e
assim reduzir volume e aumentar o teor de sólidos. Os lodos descartados de decantadores
“secundários” de sistemas de lodos ativados com aeração prolonga possuem teor de
sólidos inferior a 1% e quando um adensador o eleva para 2%, tem-se uma redução de
volume de lodo de 100% a ser desidratado. Em um sistema de lodos ativados
convencional ou de filtros biológicos aeróbios, o lodo é misto, primário e secundário, é
gerado com teor de sólidos entre 1,0 e 1,5% e sua elevação para cerca de 4% permite uma
57
redução de volume ainda maior, podendo-se comprovar a vantagem de incorporá-lo ao
sistema, em vista do volume necessário bem menor de digestores anaeróbios de lodo.
O objetivo da digestão de lodo é complementar a sua estabilização bioquímica, isto é
aumentar o grau de mineralização. Os lodos gerados em sistemas de lodos ativados
convencional e de filtros biológicos aeróbios apresentam relação SSV/SST elevadas (0,8,
por exemplo) e assim não permitem boas condições de desidratação natural ou mecânica.
Como o que prevalece em uma etapa de digestão de lodo é metabolismo endógeno com
destruição de SSV, essa relação se reduz (a 0,4, por exemplo) e o lodo mais mineralizado
possui melhores condições para a desidratação final.
O objetivo da desidratação final é a remoção de água de forma a atingir-se teores de
sólidos superiores a 20%, reduzindo-se assim drasticamente o volume de lodo a ser
transportado e compatibilizando-o com aplicações tais como disposição em aterros ou na
agricultura.
9.3. Adensamento de lodo
O adensamento de lodo pode ser feito por três processos principais alternativos. O
adensamento por gravidade, é aplicável tanto para lodos de decantadores primários como
para lodos de decantadores secundários, ou seja, excesso de lodos biológicos, bem como
para lodos mistos primários e secundários. O adensamento por flotação com ar dissolvido
pode ser uma alternativa interessante para o adensamento de excesso de lodos biológicos.
Resultam em teores de sólidos superiores aos dos lodos adensados por gravidade e podem
ser aplicadas maiores cargas de lodo por área superficial de adensadores, resultando na
necessidade de menores áreas de adensadores. A estrutura, no entanto, é bem mais
complexa. Parte do efluente final da ETE, isto é, do esgoto tratado, alimenta o tanque de
pressurização onde o ar é injetado e, à pressão da ordem de 4,0 kgf/cm2, dissolve-se no
líquido na forma de micro-bolhas. Em seguida, é misturado com o lodo à entrada pelo
fundo da câmara de flotação, com remoção por raspagem do lodo adensado na parte
superior e do líquido subnadante para retornar à entrada da ETE. Recentemente, têm-se
desenvolvido máquinas para o adensamento mecânico de lodos. São máquinas projetadas
para providenciar apenas uma desidratação parcial do lodo, em torno de 4 a 5 %, para
posterior desidratação final que também poderá ser mecanizada. Pesquisas recentes têm
demonstrado a possibilidade de se obter vantagens interessantes mediante o
condicionamento químico de lodos previamente ao seu adensamento. Neste texto, será
dada maior ênfase ao adensamento por gravidade.
Adensamento por gravidade
Os adensadores por gravidade são unidades semelhantes aos decantadores de seção
circular em planta, sendo alimentados com o lodo pelo centro e na parte superior, no
interior de um anteparo que o direciona para o fundo, de onde é removido após sofrer
adensamento. Enquanto isso, o líquido sobrenadante escoa pelos vertedores perimetrais
posicionados à superfície do adensador, podendo ser recirculados à entrada da ETE.
Dimensionamento dos adensadores por gravidade
O principal fator de dimensionamento dos adensadores por gravidade é a taxa de
aplicação de sólidos, que é o fluxo de massa de sólidos aplicados por unidade de área
superficial dos adensadores. Depende do tipo de lodo a ser adensado, sendo propostas as
seguintes faixas de valores:
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Tabela 12: Taxa de aplicação de sólidos em função do tipo de lodo. Fonte: Hespanhol
(1986)
Tipo de Lodo
Taxa de Aplicação de
Teor de Sólidos no Lodo
Sólidos
Adensado
(kgSS/m2.dia)
(%)
Primário
100 – 150
6 – 12
Filtro Biológico
40 – 50
4 – 10
Lodos Ativados
20 – 40
1,5 – 4,0
Primário + Filtro Biológico
60 – 100
4 – 10
Primário + Lodos Ativados
40 - 80
3 - 10
A taxa de aplicação de sólidos deverá ser o fator mais restritivo na determinação da área
superficial dos adensadores porém, a taxa de escoamento superficial, vazão de lodo
aplicada por unidade de área superficial dos adensadores, deverá ser mantida dentro de
certos, ou seja, qA = Q / As < 16 m3/m2.dia.
A NB – 570 da ABNT faz recomendações adicionais, tais como profundidade útil
mínima dos adensadores igual a 3,0 m , tempo de detenção hidráulico máximo de 24
horas e obrigatoriedade de remoção mecanizada de lodo quando se utilizam diâmetros
superiores a 3,0 m. O limite máximo de tempo de detenção do lodo no adensador deve-se
à possibilidade de entrar em decomposição anaeróbia e exalar maus odores. Quando
resulta do dimensionamento tempos de detenção superiores a 24 horas, pode-se recircular
uma parcela do esgoto tratado, o efluente final da ETE, com vazão calculada para garantir
o atendimento ao valor limite.
Exemplo de Dimensionamento
Dados:
• Tipo de lodo: Primário + Lodos Ativados
• Produção de lodo: ∆X = 2254 kg SS / dia
• Massa específica do lodo: 1020 kg/m3
• Teor de sólidos do lodo: 1%
• Vazão de lodo: Q = 2254 / (0,01 x 1020) = 221 m3/dia
Taxa de aplicação de sólidos: 60 kg SS / m2 .dia (adotada)
Área necessária do adensador:
AAD = 2254 / 60 = 37,6 m2 (diâmetro D = 6,9 m)
Adotando-se o diâmetro D = 7 m, a área do adensador será de 38,5 m2 e a taxa de
aplicação de sólidos resultante será 2254 / 38,5 = 58,5 kg SS / m2.dia
Profundidade útil adotada: Hu = 4 m
Volume útil resultante: Vu = 4 x 38,5 = 154 m3
Tempo de detenção hidráulico: td = V / Q = 154 / 221 = 0,7 d = 16,7 h
Taxa de escoamento superficial: qA = Q / As = 21 / 38,5 = 5,7 m3/m2.dia
Teor de sólidos no lodo adensado: 4% (estimado)
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Vazão de lodo adensado, para massa específica de 1030 kg / m3:
QL.AD = 2254 / (0,04 x 1030) = 54, 7 m3/dia
Vazão de Recirculação: 221 – 54,7 = 166,3 m3/dia
O adensador deverá possuir removedor mecanizado de lodo.
9.4. Digestão de Lodo
Dependo do tipo de tratamento de esgotos e de suas condições operacionais, o lodo
proveniente das unidades de separação de sólidos podem necessitar de estabilização
bioquímica complementar. Para isso podem ser empregados digestores aeróbios ou
anaeróbios, sendo que em ambos os casos deseja-se a redução do teor de voláteis do lodo
via metabolismo endógeno. Os digestores aeróbios são tanques providos de sistema de
aeração tais quais os usados nos reatores de lodos ativados. Tendo em vista o crescimento
mais rápido destes microrganismos em relação aos anaeróbios, pode-se entender que os
volumes de reatores são relativamente menores, podendo levar a custos de implantação
mais reduzidos do que o daqueles, mesmo necessitando-se dos equipamentos de aeração.
Porém, para a aeração de lodos concentrados, o consumo de energia elétrica é bastante
elevado e a diferença entre os custos operacionais tem levado ao uso bastante difundido
de digestores anaeróbios em sistemas de lodos ativados e de filtros biológicos aeróbios.
Por esse motivo, será dada aqui maior ênfase para a digestão anaeróbia de lodos.
Digestores Anaeróbios de Lodo
De acordo com a NB – 570, os digestores anaeróbios podem ser classificados em baixa
taxa, quando não possuem nem sistema de homogeneização nem de aquecimento do lodo,
convencionais, quando possuem sistema de homogeneização mas não possuem sistema
de aquecimento e alta taxa, quando possuem tanto sistema de homogeneização quanto de
aquecimento.
De acordo com a NB –570 da ABNT, o volume útil dos digestores anaeróbios deve ser
determinado com base na taxa de aplicação de sólidos em suspensão voláteis e no tempo
de detenção hidráulico, devendo-se obedecer certos limites, estabelecidos em função do
tipo de digestor, conforme apresentado na tabela 12:
Tabela 12: Taxas de aplicação de SSV e tempos de detenção hidráulicos em função do
tipo de digestor anaeróbio. Fonte: NB – 570
Taxa de Aplicação de SSV
(kg SSV / m3 . dia)
Baixa Taxa
Convencional
Alta Taxa
< 0,5
< 1,2
< 6,0
Tempo de Detenção
Hidráulico
(dias)
> 45
> 30
> 15
Podem ser usados digestores de segundo estágio, para armazenamento do lodo e remoção
de sobrenadante. O volume do digestor de segundo estágio é de cerca de 1/3 do volume
de primeiro estágio, determinado pelos critérios apresentados.
60
Exemplo de Dimensionamento de um Digestor Anaeróbio de Baixa Taxa
Dados:
•
•
•
•
Produção de lodo: ∆X = 2254 kg SS / dia
Fração Volátil: ∆Xv = 1757 kg SSV / dia
Teor de sólidos do lodo: 4%
Vazão de lodo: Q = 54,7 m3/dia
Taxa de Aplicação de SSV : 0,5 kg SSV / m3 . dia (adotada)
Volume necessário de digestores anaeróbios:
VDIG.AN = 1757 / 0,5 = 3.514 m3
Para atender o tempo de detenção mínimo de 45 horas, tem-se:
VDIG.AN = 45 X 54,7 = 2.461,5 m3
Deverão ser adotados três digestores de 1.200 m3 cada, perfazendo um volume útil total
de 3.600 m3.
9.5. Desidratação de Lodo
O objetivo da desidratação de lodo é elevar o teor de sólidos geralmente acima de 20%,
de modo a reduzir o volume a ser transportado e a permitir a sua disposição final em
aterros, agricultura, etc.. Pode ser feita via natural ou mecanizada. A secagem natural
pode ser feita em leitos de secagem ou lagoas de lodo. As lagoas de lodo não devem ser
consideradas soluções definitivas muito adequadas. Os leitos de secagem de lodos devem
ser empregados de forma mais vantajosa em pequenos sistemas de tratamento. A área de
leitos necessária é relativamente grande, da ordem de 0,1 m2 por habitante. O custo de
sua estrutura, as dificuldades operacionais com a remoção do lodo desidratado e a
presença excessiva de águas de chuva podem inviabilizar o seu uso, principalmente em
grandes sistemas de tratamento. As máquinas desaguadoras têm o seu emprego crescido
nos últimos anos, principalmente filtros-prensa de placas ou de esteira, bem como os
decanters centrífugos. Apesar do custo relativamente alto dessas máquinas, a facilidade
operacional tem viabilizado a sua adoção. Para aplicação nas máquinas, necessita-se do
condicionamento prévio do lodo. No Brasil é prática corrente o condicionamento químico
com cloreto férrico e cal, em progressiva prática de substituição pelo uso de
polieletrólitos.
Leitos de secagem de lodo
Os leitos de secagem de lodo são estruturas compostas de tijolos, dispostos dois a dois e
com juntas preenchidas com areia grossa. Sob os tijolos, são dispostas camadas de areia
grossa e britas de granulometrias crescentes em direção ao fundo, uma laje impermeável
de onde o líquido que infiltra é drenado e retornado à entrada da ETE. O lodo é disposto
sobre os tijolos, secando por infiltração de água no leito e por evaporação ao sol. Os
leitos são alimentados sob a forma de rodízio, a partir de canais com comportas. Um ciclo
típico de operação de leitos de secagem, comumente adotado em projetos em nossa
região, é de 30 dias de duração total, sendo 20 dias reservados para a desidratação do
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lodo e 10 dias para a remoção do lodo seco e para rearranjo do leito. Podem ser esperados
teores de sólidos no lodo desidratado superiores a 30%.
Para a determinação da área necessária de leitos de secagem, a NB – 570 da ABNT
preconiza como critério a taxa de aplicação de sólidos, que não poderá ultrapassar a 15 kg
SS / m2 x ciclo. Em nossa região são utilizadas taxas da ordem de 10 a 12 kg SS / m2 x
ciclo. Determinada a área total de leitos, a mesma é subdivida em um certo número de
leitos que não deverão ser muito grandes para diminuir as dificuldades operacionais.
Exemplo de Dimensionamento de Leitos de Secagem de Lodo
Dados:
•
•
Produção de lodo: ∆X = 2254 kg SS / dia
Fração Volátil: ∆Xv = 1757 kg SSV / dia
Considerando-se que, anteriormente à secagem, o lodo sofrerá redução de 55% dos
sólidos voláteis devido à digestão anaeróbia, tem-se:
∆Xv,RED = 0,55 x 1757 = 966 kg SSV / dia
∆Xp/secagem = 2254 – 966 = 1288 kg SS / dia
∆Xp/secagem = 1288 x 365 = 470120 kg SS / ano
Adotando-se 12 ciclos de secagem por ano, tem-se:
∆Xp/secagem = 470120 / 12 = 39177 kg SS / ciclo
Adotando-se a taxa de 12,5 kg SS / m2 x ciclo, tem-se a seguinte área necessária de leitos
de secagem de lodo:
AL.SEC = 39.177 / 12,5 = 3.134 m2
São propostos 27 leitos de secagem de lodo de (6,0 x 20,0)m de dimensões em planta
cada um.
Desidratação mecânica de lodo
Os principais tipos de máquina disponíveis no mercado são os filtros-prensa de placas,
filtros-prensa contínuos de esteira, os filtros a vácuo e os decanters centrífugos.
Quando se empregam filtros-prensa de placa em estações de lodos ativados, são exigidas
dosagens de cloreto férrico, FeCl3 , de 7 kg / 100 kg SS e de cal hidratada, Ca(OH)2 , de
15 kg / 100 kg SS, o que torna esta etapa da ETE dispendiosa, aumenta o volume de lodo
e dificulta a disposição agrícola do lodo. Quando são usados somente polieletrólitos,
dosagens da ordem de 0,5 a 0,6 kg / 100 kg SS normalmente são necessárias. O tipo de
condicionamento do lodo e as dosagens dependem fundamentalmente do estado em que o
lodo é gerado, principalmente seu grau de mineralização, sendo que lodos pouco
mineralizados são de desidratação mais difícil.
Exemplo de Dimensionamento de um Filtro-Prensa de Placas
V = 100 (SS) / N . P . ρ
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V: Volume do filtro-prensa (Litros)
(SS): carga de sólidos em suspensão (kg/dia)
N: número de prensagens por dia
P: Teor de sólidos da torta (%)
ρ: Massa específica da torta (kg/L0
Dados:
∆X = 6825 kg SS / dia
N=4
P = 30%
ρ = 1,06
Volume do filtro-prensa:
V = (100 x 6825) / (4 x 30 x 1,06) = 5.366 L
Utilizando-se placas de (1,5 m x 1,5 m) e 3 cm de espessura, tem-se:
Vcâmara = 1,5 x 1,5 x 0,03 = 0,0675 m3 = 67,5 L
Número de placas = 5.366 / 67,5 = 80
Exemplo de dimensionamento de um filtro prensa contínuo de esteira
Dados:
•
•
•
•
∆X = 8212 kg SS / dia
ρ = 1030 kg / m3
Teor de sólidos: 5%
Vazão de lodo: QLODO = 8212 / (0,05 x 1030) = 160 m3/dia
Utilizando-se a taxa de aplicação de 300 kg SS / m x h e dois filtros de 1 m de largura de
esteira, tem-se o seguinte número de horas diárias de funcionamento:
No. horas/dia = 8.212 / (300/2) = 14
Consumo de polieletrólito:
Médio: 6 kg / 1000 kg SS
Máximo: 8 kg / 1000 kg SS
Teor de sólidos no lodo desidratado: 30%
Volume de lodo desidratado, com ρ = 1060 kg / m3 e 90% de captura de sólidos
Vlodo seco = (0,9 x 8212) / (0,3 x 1060) = 23 m3/dia
Dimensionamento alternativo de um decanter centrífugo
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Escolhendo-se uma centrífuga com capacidade de alimentação de 10 m3/hora, tem-se o
seguinte número de horas diárias de funcionamento:
No. Horas/dia = 160 / 10 = 16
Considerando-se o lodo desidratado a 20% de sólidos, ρ = 1060 kg / m3 e 90% de captura
de sólidos, tem-se a seguinte vazão de lodo desidratado:
Vlodo seco = (0,9 x 8212) / (0,2 x 1060) = 35 m3/dia
10. Referências Bibliográficas
Alem Sobrinho, P. “Lagoas Aeradas – Aspectos Teóricos, Resultados Experimentais,
Considerações Sobre Projeto”. IV Curso Curso Internacional Sobre Controle da
Poluição das Águas. Japan International Cooperation Agency - CETESB/São Paulo,
1998.
Chernicharo, C.A. “Pós-Tratamento de Efluentes de Reatores Anaeróbios”. Programa de
Pesquisa em Saneamento Básico – PROSAB. FINEP/CNPq/Caixa Econômica
Federal. Rio de Janeiro, 2.000.
Cossío, F.Y., “Lagunas de Estabilización – Teoria, Diseño, Evaluación y
Mantenimiento”. Empresa Pública de Teléfonos, Agua Potable y Alcantarillado –
ETAPA/Ecuador, 1993.
Espanhol, I. Notas de aula da disciplina “Tratamento de Águas Residuárias”. Escola
Politécnica da Universidade de São Paulo, 1986.
Jordão, E.P. e Pessoa, C.A. “Tratamento de Esgotos Domésticos”. Associação Brasileira
de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES, 3a. ed. 1994.
METCALF & EDDY, Inc. “Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse”.
McGraw-Hill International Editions, 3rd ed., New York, 1991.