LAGOAS AERADAS COMO OPÇÃO DE POS TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES UASB

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1 LAGOAS AERADAS COMO OPÇÃO DE POS TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES UASB Paula Frassinetti F. CAVALCANTI Doutora em Ciências Ambientais e professora do Departamento de Engenharia Civil do Centro de Ciências e Tecnologia da Universidade Federal de Campina Grande. Rua Dr. Francisco Pinto, 610 Bodocongó Campina Grande - PB - Brasil - Tel.: (083) pffcavalcanti@ig.com.br,. Adrianus C. VAN HAANDEL PhD em Engenharia Civil/Saneamento e professor do Departamento de Engenharia Civil do Centro de Ciências e Tecnologia da Universidade Federal da Paraíba. Rua Dr. Francisco Pinto, 610 Bodocongó Campina Grande - PB - Brasil - Tel.: (083) prosab@uol.com.br,. RESUMO Sistemas anaeróbios modernos de tratamento de esgoto doméstico, embora eficientes na remoção de matéria orgânica e sólidos em suspensão, não produzem efluentes com qualidade compatível com os padrões legais para descarga em corpos d água receptores e, por essa razão, têm que ser associados a unidades de pós tratamento. Este trabalho trata de uma investigação experimental sobre três diferentes configurações de sistemas anaeróbio-aeróbio tratando esgoto doméstico, sendo elas: (1) reator UASB, operado sem descarga intencional de lodo, seguido de uma lagoa aerada com decantador secundário e sem retorno de lodo aeróbio; (2) reator UASB, operado sem descarga intencional de lodo, seguido de uma lagoa aerada com decantador secundário e retorno de lodo aeróbio e (3) reator UASB, operado com descarga de lodo, seguido de uma lagoa aerada com decantador secundário e retorno de lodo aeróbio. A investigação experimental mostrou que a baixa concentração de matéria orgânica do efluente digerido resulta numa demanda de energia para aeração significativamente reduzida e que o lodo aeróbio de excesso produzido pode ser estabilizado no próprio reator UASB. Dessa forma, sistemas UASB seguidos de lagoas aeradas se apresentam como uma alternativa compacta e de baixo custo, produzindo um efluente de alta qualidade com baixa concentração de DBO5 e SST. Devido à curta idade de lodo na lagoa aerada a nitrificação não foi observada. Foi observada remoção completa de ovos de helmintos no efluente final, mas a concentração de coliformes termotolerantes era ainda alta. Lagoas aeradas são particularmente adequados para o caso de não se dispor de área para lagoas de polimento e quando a presença de algas não é desejada. PALAVRAS CHAVE Esgoto doméstico, tratamento anaeróbio-aeróbio, reator UASB, lagoa aerada, eficiência.

2 1 INTRODUÇÃO Reatores UASB vêm sendo largamente aplicados no tratamento de esgoto doméstico, especialmente em regiões de clima quente (VAN HAANDEL e LETTINGA 1993, CAMPOS, 1999). Embora bastante eficientes na remoção de matéria orgânica (MO) biodegradável e de sólidos suspensos totais (SST), a qualidade do efluente desses reatores ainda não atende às normas ambientais impostas, tornando-se necessário aplicar o pós-tratamento. No presente trabalho, relata-se uma investigação experimental onde se avaliou a aplicabilidade de lagoas aeradas para o pós-tratamento do efluentes de reatores UASB como alternativa de unidades de polimento destes efluentes. Lagoas aeradas (LA s) são unidades de tratamento que dependem de aeração mecânica para o seu funcionamento. Diferem do sistema convencional de lodo ativado basicamente num ponto: o decantador secundário é pequeno ou mesmo não existente e, por esta razão, a concentração de lodo não pode ser grande e poderá haver partículas do lodo aeróbio no efluente. LA s diferem também de lagoas convencionais, porque o suprimento de oxigênio é feito por aeração mecânica e não pela atividade fotossintética. LA s são aplicadas quando, por falta de espaço, não se pode usar lagoas fotossintéticas ou quando a presença de algas no efluente tratado é indesejável. Isto pode acontecer, por exemplo, em estuários de águas salobras, onde as algas não podem sobreviver e ao morrerem geram DBO5, prejudicando esses ecossistemas. Quando se considera um sistema formado por um reator UASB (up flow anaerobic sludge blanked) seguido de LA é importante que se avalie se as vantagens resultantes desta combinação são suficientes para compensar as desvantagens de se ter um sistema mais complexo. Dependendo das condições operacionais aplicadas no reator UASB, pode-se esperar uma redução de MO e SST da ordem de 65 a 80%, resultando numa redução significativa da demanda de oxigênio na LA. Ao mesmo tempo, a combinação UASB-LA oferece outras possibilidades: o lodo aeróbio produzido na LA (que seria relativamente pouco devido à baixa concentração de DBO5 e SST no efluente digerido) poderia ser estabilizado no reator UASB. Em adição, existe a possibilidade de se usar o biogás produzido para gerar energia elétrica, tornando o sistema auto-suficiente em energia (VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994). A variável operacional de maior importância na LA é a idade de lodo ou o tempo de permanência do lodo no reator. O valor dessa variável depende principalmente da eficiência do dispositivo de separação de fases que visa à retenção do lodo na LA e que geralmente tem a forma de um decantador interno. Sem esse dispositivo a idade de lodo é igual ao tempo de permanência do líquido. Quanto maior a idade de lodo, maior será a mineralização do lodo devido à respiração endógena, resultando numa diminuição tanto da DBO5 como da concentração de SST. Por outro lado, uma idade de lodo longa implica na retenção de uma massa grande de lodo e, portanto, numa concentração elevada de lodo na LA, o que somente será viável se o dispositivo de separação de fases for eficiente. Em LA s operadas com idade de lodo longa ocorre o processo de nitrificação, causando um aumento na demanda de oxigênio e problemas operacionais devido à flotação de lodo no separador devido à desnitrificação. No presente trabalho, avalia-se a possibilidade de se produzir um efluente final com valores aceitáveis de DBO5 e SST e quais as condições operacionais para se obter estes valores. Analisa-se ainda a influência das condições operacionais aplicadas sobre os custos do tratamento. Os principais fatores de custo de investimento são os volumes do reator UASB e da LA e a capacidade de aeração a ser instalada na lagoa. Um fator de custo operacional é o consumo de energia para aeração: uma análise quantitativa mostrou que este custo não é muito expressivo, além do que existe a possibilidade de se usar a energia gerada a partir do biogás gerado no reator UASB, energia esta que pode ser muito maior que a demanda de energia na LA, de maneira que, ao menos em princípio, o sistema pode operar sem uma fonte de energia externa. 2

3 1.1 Modelo do tratamento anaeróbio num reator UASB e aeróbio em LA. O modelamento do sistema UASB-LA é feito a partir da divisão do material orgânico, quantificado como DQO, em suas diferentes frações. São três as frações do material orgânico afluente no reator UASB: (1) a fração descarregada com o efluente (mseu), (2) a transformada em lodo anaeróbio (msxu)e (3) a transformado em metano (msd). Similarmente na LA as três frações são: (1) a descarregada com o efluente (mse), (2) a transformada em lodo aeróbio (msxae)e (3) a oxidada pelo oxigênio (mso). Dependendo da configuração das unidades de tratamento, frações da DQO podem ser retornadas para o reator ou absorvidas internamente. Apresenta-se na Figura 1, as frações de MO em três configurações diferentes do sistema UASB-LA, consideradas neste trabalho, quais sejam: (a) sem descarga de lodo anaeróbio nem retorno de lodo aeróbio; (b) sem descarga de lodo anaeróbio, mas com retorno de lodo aeróbio para a LA e (c) com descarga de lodo anaeróbio e retorno de lodo aeróbio para a LA. Figura 1 - Representação esquemática do sistema de tratamento anaeróbio-aeróbio formado por um reator UASB seguido de uma lagoa aerada em série. Em um trabalho anterior CAVALCANTI, 2003 apresentou equações empíricas para as três frações de MO (DQO) que saem do reator UASB. Nesse trabalho ficou demonstrado que a idade de lodo e a temperatura operacional são os principais fatores que determinam o valor das três frações, como mostra a Figura 2. As Equações 1, 2 e 3 foram desenvolvidas para esgoto doméstico e a uma temperatura operacional de 25 o C. [ 0,04( R 4) ] [ 0,04( R 4) ] ms eu = 0,14 + 0,27 exp su (1) ms xu = 0,12 + 0,25exp su (2) ms d = 1 ms eu ms xu = 0,74 0,52 exp 0,04 R 4 (3) [ ( )] su Figura 2: Frações da DQO afluente no efluente, no lodo e transformada em metano em função da idade de lodo. onde, Rsu é a idade de lodo anaeróbio (dias). ; 3

4 Figura 3: Representação esquemática do fluxo e transformações da MO em sistemas aeróbios de tratamento. Figura 4: Divisão do material orgânico do efluente anaeróbio no pós-tratamento na LA. Na Figura 3 pode ser visualizada as interações do material orgânico e do lodo em reatores aerados e com lodo em suspensão tais quais lagoas aeradas. Na Figura 3 podem ser identificados: 1. fus que é a fração não biodegradável e solúvel da DQO afluente e que é descarregada no efluente sem sofrer modificações; 2. fup ou fração não biodegradável e particulada da DQO afluente que é floculada formando a fração inerte do lodo aerado; 3. a fração biodegradável da DQO afluente que é metabolizada e parcialmente transformada em lodo ativo (massa de bactérias vivas) enquanto que o restante é oxidado resultando numa demanda de oxigênio (respiração exógena); 4. em paralelo à respiração exógena ocorre a respiração endógena com o decaimento do lodo ativo. Na respiração endógena uma fração f do lodo decaído se transforma num resíduo não biodegradável (resíduo endógeno) e a diferença (1-f) é oxidada gerando outra demanda de oxigênio. MARAIS E EKAMA (1976) ao modelarem o sistema de lodo ativado desenvolveram expressões teóricas para as três frações da DQO afluente que deixam o reator aerado. São elas: mse = fus (4) msxl= fcv(1-fus fup)(1+fbhrsa)yae/(1+bhrsa) + fup (5) mso = msexo + msend = (1-fus fup)(1-fcvyae + fcvbh(1-f)yaersa/(1+bhrsa)) (6) em que: mse é a fração de DQO afluente descarregada no efluente; msxl é a fração de DQO afluente descarregada no lodo de excesso; mso é a fração de DQO afluente oxidada no reator; msexo é a fração de DQO afluente oxidada devido a respiração exógena; 4

5 msend é a fração de DQO afluente oxidada devido a respiração endógena; fus é a fração da DQO afluente não biodegradável e solúvel; fup é a fração da DQO afluente não biodegradável e particulada Yae é o coeficiente de crescimento = 0,45 mgssv/mgdqo (MARAIS e EKAMA 1976); fcv é a DQO de uma unidade de massa de sólidos suspensos voláteis é 1,5 mg DQO /mgssv (MARAIS e EKAMA 1976); f é a fração do lodo ativo decaído que permanece como resíduo endógeno = 0,2 (MARAIS e EKAMA 1976); bh é a constante de decaimento = 0,24(1,04) (t-20) /d (MARAIS e EKAMA 1976); Rsa é a idade de lodo. As Equações (4, 5 e 6) só são válidas se a remoção do material biodegradável é praticamente completa, o que depende da idade de lodo. VAN HAANDEL e MARAIS (1999) desenvolveram uma expressão que permite estimar a idade de lodo mínima em função da temperatura Os valores são 3, 1,2 e 0,6 dias para haver 90% de remoção do material biodegradável a 14, 20 e 26 o C, respectivamente. Geralmente a idade de lodo em sistemas de lodo ativado é maior que esses valores, de modo que normalmente a remoção do material biodegradável será praticamente completa. Todavia, na prática pode haver uma concentração considerável de material biodegradável no efluente, mas isto deve ser atribuída a imperfeições na separação de fases e a conseqüente descarga de partículas de lodo. Os valores das frações da DQO nas Equações (4, 5 e 6) dependem de vários fatores; (1) a idade de lodo, (2) a composição da DQO no afluente (os valores numéricos das frações não biodegradáveis solúvel (fus) e particulada (fup), (3) os parâmetros de massa do lodo ( coeficiente de rendimento, Y; razão DQO/SVS, fcv e fração endógena, f) e (4) a constante de decaimento, bh, que por sua vez é influenciada pela temperatura. Como exemplo, observam-se na Figura 4 os valores das frações das Equações (4 a 6) em função da idade de lodo para fus = 0,39 e fup = 0,00 a 25 o C (encontrados na investigação experimental). As Equações (4 a 6) definem exatamente os aspectos mais importantes do tratamento aeróbio, quais sejam: a DQO no efluente (que estabelece a eficiência do tratamento), a fração do material orgânico convertida em lodo (que determina a produção de lodo) e a fração da DQO que é oxidada (que determina a demanda de oxigênio e, portanto, a capacidade de aeração a ser instalada). A validade do modelo de MARAIS E EKAMA (1976) foi testado amplamente com esgoto bruto e sedimentado. Neste trabalho procurou-se estabelecer se o modelo também se aplica para esgoto pré-tratado anaerobiamente. A validade do modelo pode ser verificada experimentalmente pelas determinações experimentais das três frações: (1) no efluente, (2) no lodo de excesso e (3) destruída pela oxidação, com as expressões: m Se = Se/Seu (7) m Sxae = fcvvlxv/(rsaqaseu) = RhfcvXv/(RsaSeu) (8) m So = VlTCOc/(QaSeu) = RhTCOc/Seu (9) em que: m Se é a fração experimental da DQO no efluente; m Sxae é a fração experimental da DQO transformada em lodo de excesso; m So é a fração da DQO que é oxidada; Seu, Se é a concentrações da DQO no afluente e no efluente da LA; Vl é o volume da LA; Xv é a concentração de lodo volátil; Qa é a vazão de esgoto e TCOc é a taxa de consumo de oxigênio na LA. Todos os Parâmetros das Equações (7, 8 e 9) podem ser determinados experimentalmente e, 5

6 portanto, podem ser calculados os valores das três fração para qualquer conjunto de condições operacionais. Esses valores, então, podem ser comparados aos valores teóricos determinados com as Equações (4, 5 e 6). Quando se estabelecem que os valores experimentais m Se, m Sxae e m So são iguais aos valores teóricos mse, msxae e mso respectivamente, fica comprovado que o modelo descreve adequadamente o comportamento do sistema e, assim, aspectos importantes (DQO efluente, produção de lodo e demanda de oxigênio) do sistema podem ser calculados para qualquer conjunto de condições operacionais. Naturalmente a composição do material orgânico no efluente anaeróbio a ser tratado na LA é muito diferente daquela no esgoto bruto. No esgoto bruto as frações não biodegradáveis (particulada e solúvel) têm valores da ordem de fup = 0,06 e fus = 0,14, respectivamente (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999). No efluente anaeróbio a concentração do material biodegradável e solúvel é muito menor que no esgoto bruto, sendo, no entanto, a concentração material não biodegradável e solúvel a mesma (presume-se uma concentração constante independente dos tratamentos). Desse modo, a fração não biodegradável e solúvel será maior. Uma vez que a eficiência do tratamento anaeróbio geralmente está na faixa de 65 a 80% (2/3 a 4/5), pode-se esperar que a fração fus no efluente anaeróbio seja 3 a 5 vezes maior que no esgoto bruto. Quanto ao material não biodegradável e particulado, se não houver descargas de lodo de excesso do reator UASB, este será descarregado juntamente com o efluente. Nesse caso, a concentração do material não biodegradável e particulado no efluente anaeróbio será igual à concentração no esgoto bruto. Por outro lado, quando se aplica descarga de lodo de excesso do reator UASB, a concentração do material não biodegradável e particulado será muito baixa, uma vez que o reator UASB é equipado com um dispositivo de separação de fases muito eficiente. Na Figura 5, procura-se mostrar graficamente as frações da MO no esgoto bruto (esquerda), no efluente do reator UASB sem descarga de lodo de excesso (centro) e com descarga de lodo de excesso (direita). Figura 5: Representação esquemática da composição do material orgânico no esgoto bruto, (esquerda) e no efluente de uma unidade de pré-tratamento anaeróbio sem (centro) e com descargas de lodo de excesso (direita). 6

7 2 MATERIAL E MÉTODOS Realizou-se uma investigação experimental para avaliar se a teoria de lodo ativado pode ser usada para descrever o comportamento de LA s tratando efluentes de reatores UASB. Foi montado um sistema experimental formado por uma LA com volume de 1440 litros e alimentada com esgoto previamente digerida em um reator UASB com tempo de detenção hidráulica, Rh de 5 horas. A LA tinha agitação independente da aeração feita com ar comprimido. A concentração de oxigênio dissolvido (OD) era mantida em 2 a 4 mg/l. A LA foi operada com vários tempos de detenção hidráulica (Rh) e diferentes idades de lodo (Rsa). Os parâmetros determinados foram o consumo de oxigênio, a concentração de sólidos suspensos voláteis e sólidos suspensos totais, bem como a DBO5 e a DQO do efluente, todos segundo o Standard Methods (APHA et al (1995). O sistema UASB-LA foi operado de duas diferentes maneiras. Na primeira, a LA não tinha decantador mecanizado e não havia recirculação de lodo aeróbio para a LA de modo que a composição do efluente era sempre igual à do conteúdo da LA. Os sólidos sedimentáveis presentes no efluente da LA eram separados em uma lagoa de 110 litros e o efluente final quase não tinha partículas de lodo. Nessa modalidade a LA era um reator de mistura completa, de maneira que a idade de lodo sempre era igual ao tempo de permanência do líquido na lagoa. No segundo modo operacional um decantador foi acoplado à LA e o lodo sedimentado era recirculado, de maneira que a LA era transformada efetivamente em um sistema de lodo ativado. Nesse modo operacional a idade de lodo se tornou independente do tempo de permanência hidráulico. Realizou-se três experimentos diferentes cada um com uma duração de aproximadamente 2 meses. No Experimento 1, a LA de mistura completa foi operada com tempos de permanência diferentes e sem recirculação de lodo (Figura 1a), enquanto o reator UASB era operado sem descarga de lodo de excesso. No Experimento 2, a LA foi operada com um decantador final e recirculação de lodo, mantendose valores diferentes da idade de lodo e do tempo de permanência do líquido na LA e o reator UASB era operado sem descarga de lodo de excesso (Figura 1b). No Experimento 3, a LA foi operada como no Experimento 2, mas o efluente do reator UASB era sedimentado antes de entrar na LA, simulando uma situação que ocorreria se lodo de excesso fosse descarregado do reator UASB (Figura 1c). No Experimento 1 a LA foi operada a seis tempos de permanência diferentes. A Tabela 1 mostra os dados experimentais. Os seguintes parâmetros foram observados em função do tempo de permanência: (1) DQO digerida do reator UASB, (Seu); (2) DQO na LA (e no seu efluente) (Sel) e (3) após sedimentação, (Se), (4) DBO do efluente da LA antes (DBOel) e (5) após sedimentação (DBOe), (6) concentração dos SSV no efluente da LA, antes Xv e (7) depois de sedimentação, Xve, (8) concentração dos SST na LA antes (Xt) e (9) depois da decantação (Xte) e (10) a taxa de consumo de oxigênio (TCOc). Em várias ocasiões não foi possível determinar a TCO porque seu valor era tão baixo que o resultado era influenciado substancialmente pela absorção de oxigênio do ar que era da ordem de 0,2mg.L -1.h -1, para uma concentração de OD de 3-4 mg/l. Por esta razão só se incluiu valores da TCO acima de 2mg.L -1.h -1. Esses valores ocorriam somente quando o tempo de permanência era muito curto (Vide Tabela 1). No Experimento 2 a mesma LA foi usada com um decantador mecanizado de 250 litros (taxa de recirculação 1:1), tendo-se, portanto, uma idade de lodo independente do tempo de permanência. Uma vez que a eficiência do tratamento é função da idade de lodo e não do tempo de permanência (Equações 4, 5 e 6) este último era mantido a um valor baixo, 12 e 6 horas, enquanto se variava a idade de lodo entre 2 e 4 dias. Para o controle da idade de lodo na LA, descarregava-se diariamente um volume igual a uma fração 1/Rs do volume da LA. Assim por exemplo para manter uma idade de lodo de Rs = 4 dias descarregava-se diariamente ¼ do volume da LA de 1440 litros, i.e. 360 L/d. O lodo que escapava no efluente era retornado à LA. 7

8 3 RESULTADOS E DISCUSSÃO A Tabela 2 mostra a média dos dados obtidos do Experimento 2. foram determinados os seguintes parâmetros para diferentes valores da idade de lodo (Rsa) e tempo de permanência do líquido da lagoa (Rh): DQO do efluente anaeróbio (Seu), e do efluente final (Se), DBO5 do efluente final (DBOe), taxa de consumo de oxigênio (TCOc) e da concentração de lodo total e volátil na LA (Xt e Xe) e no efluente final (Xte). Os dados mostram que é possível obter uma qualidade de efluente muito boa em termos de DBO5 e SST, mesmo para valores baixos do tempo de permanência (6 horas). Os dados também mostram que não havia uma relação clara entre a idade de lodo e concentração da DQO e a DBO5 no efluente final, de modo que se deve supor que essas diferenças se devam a erros experimentais ou variações da composição do material orgânico no afluente ou da eficiência do decantador. Para idades de lodo mais longas a concentração de lodo na LA aumentou embora não tenham sido observados valores acima de 1000mg/L. A sedimentabilidade dos flocos era muito boa e, em nenhum momento, havia sinal de surgimento do lodo filamentoso. No Experimento 3 foram usados os mesmos valores de idade de lodo e do tempo de permanência do Experimento 2, mas o efluente anaeróbio era sedimentado antes de ser encaminhado à LA. Os dados experimentais estão na Tabela 3. Quando se compara os dados nas Tabelas 2 e 3, nota-se que a remoção de sólidos sedimentáveis do efluente anaeróbio não afetou os valores da DQO e da DBO5 no efluente final, mas tinha um efeito forte sobre a produção de lodo aeróbio e o consumo de oxigênio. Tabela 1:- Resultados do experimento 1: LA sem recirculação de lodo e uma lagoa de decantação tratando efluente de um reator UASB operado sem descarga de lodo de excesso. R h (dias) DQO DBO 5 Lodo Volátil Lodo Total S eu S el S e DBO el DBO e X v X ve X t X te 0, , <2 1, ,2 2, < < <2 TCO c (mg/l/h) Tabela 2 - Resultados de Experimento 2: LA com decantador e recirculação de lodo, tratando efluente de um reator UASB operado sem descarga de lodo de excesso. Rh Rsa Seu Se DBOe TCOc Xt Xv Dias Dias (mg/l/h) 0, , , , , , , , , , Te 8

9 Tabela 3 - Resultados de Experimento 3: LA com decantador e recirculação de lodo, tratando efluente sedimentado de um reator UASB. Rh Rsa Seu Se DBOe TCOc Xt Xv Xte 0, , , , , , , , , , , , Considerando o uso do efluente na irrigação, um aspecto importante é a sua qualidade higiênica. Quanto aos ovos de helmintos, determinados conforme o método de AIRES E MARA (1996), estes não foram detectados em 10 das 12 amostras da LA após sedimentação, examinadas em dias diferentes. Nas amostras positivas, foram detectados números muito baixos (1 e 3 ovos/l) de modo que, em média, a concentração de ovos de helmintos era compatível com as recomendações da OMS para irrigação sem restrições (WHO,1989). Em contraste, a concentração de coliformes termotolerantes (CT) era elevada em todos os casos. No esgoto bruto a concentração de CT era 10 7 a 10 8 UFC/100ml, com uma eficiência de remoção de 80% a 90% no reator UASB (sem e com descarga de lodo de excesso respectivamente). Na LA a eficiência de remoção era mais elevada do que no reator UASB, mas insuficiente para obter o padrão para irrigação sem restrições. O número de CT era na faixa de 10 4 to 10 6 sem influência evidente da idade de lodo ou do tempo de permanência. Contudo uma pequena dose de hipoclorito de sódio (2 a 3ppm Cl2) em todos os casos era suficiente para reduzir a concentração para valores bem abaixo do rrecomendado pela OMS ( 10 3 UFC/100ml) em menos de 20 minutos. Esses testes eram realizados em bateladas. É possível que em reatores de fluxo contínuo a dosagem requerida ou o tempo de contato precisaria ser maior devido a mistura imperfeita ou dispersão no tanque. Antes de se proceder com a interpretação dos dados experimentais é importante verificar se o balanço de massa fecha no sistema de tratamento. Para tanto, aplica-se o seguinte procedimento: Usando as Equações (7, 8 e 9), as frações da DQO no afluente, no lodo e oxidada na LA eram calculadas, verificando-se se a soma delas era perto da unidade como deveria ser teoricamente. Como pode ser observado não foi possível fazer esses cálculos para os dados na Tabela 1 porque, na maioria dos casos, não se dispunha do valor da TCO que não pôde ser determinada confiavelmente. Todavia, nos testes onde a TCO pôde ser determinada (Tabelas 4 e 5), vê-se claramente que o balanço de massa fecha: os pequenos desvios entre a soma das frações e a unidade podem ser atribuídos a erros experimentais. Fechando o balanço de massa, os dados obtêm um alto grau de confiabilidade e podem ser usados agora para verificar se o modelo de MARAIS E EKAMA (1976) se aplica e, em caso afirmativo, quais são os valores das frações fus e fup presentes no efluente do reator UASB. Tabela 4 - Valores das frações da DQO no efluente da LA, no lodo de excesso e oxidada na LA e a soma destas três frações em função da idade de lodo para Experimento 2. Rh Rsa m Se m Sxl M So Soma 0,5 2 0,26 0,45 0,30 1,01 0,5 3 0,34 0,42 0,34 1,10 0,5 4 0,25 0,38 0,40 1,03 0,25 2 0,37 0,45 0,32 1,14 0,25 3 0,21 0,40 0,37 0,98 0,25 4 0,24 0,37 0,37 0,99 Média 1,04 9

10 Tabela 5 - Valores das fração da DQO no efluente da LA, no lodo de excesso e oxidada na LA e a soma destas três frações em função da idade de lodo para experimento 3 Rh Rs m Se m Sxl M So Soma 0,5 2 0,48 0,24 0,29 1,02 0,5 3 0,32 0,28 0,36 0,95 0,5 4 0,43 0,24 0,40 1,07 0,25 2 0,32 0,28 0,27 0,86 0,25 3 0,34 0,26 0,33 0,94 0,25 4 0,42 0,20 0,35 0,97 Média 0,97 Tabela 6 - Valores da fração não biodegradável e solúvel no efluente dom reator UASB nos Experimentos 1, 2 e 3 Experimento 1 Experimento 2 Experimento 3 Rs (dias) fus (-) Rs (dias) fus(-) Rs (dias) fus (-) 0,5 0,34 2 0,26 2 0,48 1 0,24 3 0,34 3 0,32 1,6 0,22 4 0,25 4 0,43 2,2 0,29 2 0,37 2 0,32 3 0,27 3 0,21 3 0,34 4 0,27 4 0,24 4 0,42 Média 0,27 Média 0,28 Média 0,39 Desv. Padr. 0,04 Desv. Padr. 0,06 Desv. Padr. 0,06 A Equação (7) foi usada para estimar o valor da fração não biodegradável e solúvel no efluente do reator UASB (fus). Na Tabela 6 se encontram os valores calculados para os Experimentos 1, 2 e 3 de condições operacionais diferentes na LA. Cada valor de fus é o resultado de um número considerável de determinações no afluente e no efluente final da LA. Portanto, a larga variação dos valores numéricos não pode ser atribuída somente a erros experimentais, claramente os diferentes valores refletem variações na composição da DQO do afluente devido as variações na composição do esgoto bruto durante o ano. Como previsto no modelo, os dados indicam que o valor de fus não muda com os diferentes valores da idade de lodo ou tempo de permanência na LA. As médias dos valores de fus nos Experimentos 1 e 2 eram bem menores que no Experimento 3, o que deve ser atribuído à presença de lodo anaeróbio no afluente da LA nos experimentos 1 e 2. No Experimento 3, sem essa contribuição do afluente da LA, a fração não biodegradável e solúvel se torna maior. Os dados da produção de lodo e do consumo de oxigênio podem ser usados para estimar a fração não biodegradável e particulada no efluente anaeróbio, fup. A Equação (5) foi usada para calcular os valores teóricos da fração transformada em lodo, msxae, em função da idade de lodo na LA para vários valores de fup. O resultado desses cálculos é uma família de curvas, cada curva para um determinado valor de fup. Essas curvas então foram comparadas com os valores experimentais da fração experimental da DQO transformada em lodo, calculados a partir dos dados nas Tabelas 2 e 3 com a Equação (8). Os resultados desse procedimento estão na Figura 6a, para os Experimentos 1 e 2 e na Figura 6b, para o Experimento 3. Para a Figura 6a foi usado fus = 0,28 para gerar as curvas e para a Figura 6b, fus = 0,39. Os valores de fup também podem ser estimados a partir da fração oxidada da DQO na LA, usandose a Equação (6). Uma família de curvas pode ser gerada em função da idade de lodo para diferentes valores de fup e estas curvas podem ser comparadas com valores experimentais de mso. O procedimento é exemplificado na Figura 6c para Experimentos 1 e 2 (efluente bruto do UASB) e na Figura 6d para Experimento 3 (efluente sedimentado do UASB). 10

11 A comparação dos dados experimentais com as curves teóricas para msxae e mso sugere um valor de fup= 0,15 para o efluente bruto do UASB (Figuras 6a e 6c) a um valor muito pequeno (fup 0,00), quando se usa efluente sedimentado. Em todos os casos, os dados experimentais de m Sxl e m So tendem a variar com a idade de lodo em conformidade com a teoria, ou seja, demonstram a aplicabilidade do modelo de MARAIS E EKAMA (1976) para descrever o comportamento da LA tratando esgoto digerido num reator UASB. Figura 6 - Valores experimentais e teóricos das frações da DQO convertida em lodo, na LA, em função da idade de lodo para os Experimentos 1 e 2 (a) e Experimento 3 (b) e da fração da DQO oxidada para os Experimentos 1 e 2 (c) e Experimento 3 (d). Quanto aos dados da DBO5, os valores na Tabela 1 (sem recirculação de lodo sendo, portanto, a idade de lodo igual ao tempo de permanência do líquido) mostram que para uma idade de lodo de menos que 1 dia a concentração da DBO5 (DBOe) aumenta o que é uma clara indicação que o metabolismo do material orgânico do afluente da LA não é completo. A partir dos dados da Tabela 1, conclui-se que, nas condições operacionais aplicadas, precisa-se de uma idade de lodo mínima de 1 dia para se ter remoção 11

12 substancialmente completa do material biodegradável na LA. Isso significa que na LA sem recirculação de lodo o tempo de permanência do líquido deve ser no mínimo de 1 dia. Quando se aplica recirculação de lodo na LA o tempo de permanência (e, portanto, o volume) pode ser bem menor que 1 dia como indicam os dados nas Tabelas 2 e 3. Pode-se calcular a área necessária para qualquer tempo de permanência ao se adotar uma determinada profundidade. Por exemplo, para um tempo de permanência de 6 horas e uma profundidade de 4m, adotando-se uma produção per capita de 120 L/d ou 0,12 m 3 /d, o volume per capita seria 0,12*0,25 = 0,03 m 3, de modo que a área per capita seria 0,03/4 = 0,0075m 2 ou 75cm 2. Ao se adotar um tempo adicional de 2 horas para o decantador, pode-se estimar uma área per capita total para a lagoa de 0,01m 2, o que é equivalente á área que se espera para um reator UASB (VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994). Comparativamente, uma lagoa de polimento sem mecanização requer uma área de 0,5 to 1,0m 2 /hab, (CAVALCANTI, 2003), i.e. 50 a 100 vezes maior que a LA. Para se obter um efluente final clarificado, o efluente da LA sem decantador mecanizado deverá ser encaminhado para uma lagoa de decantação que ficará cheia de lodo em pouco tempo, de maneira que será necessário construir duas unidades para que enquanto de uma está sendo removido o lodo a outra está em operação. É bem provável que o lodo sedimentado, por não estar estabilizado, cause sérios problemas de odor. Já na LA com decantador mecanizado, a estabilização do lodo aeróbio de excesso pode ser realizada no próprio reator UASB. Os dados de Tabela 5 mostram que uma fração de aproximadamente 0,35 (dependente da idade de lodo) da DQO do efluente do UASB (com descarga de lodo anaeróbio de excesso) se transforma em lodo aeróbio e por isso deveria retornar ao reator UASB para estabilização anaeróbia. Como a DQO do efluente do reator UASB era em torno de 140 mg/l (vide dados de Tabela 3), a DQO que seria retornada como lodo aeróbio para o reator UASB representaria uma concentração de 0,35*140 = 49 mg/l. Esse valor é muito baixo comparado com a DQO do esgoto bruto que era em torno de 600 a 650mg/L. A introdução do lodo aeróbio juntamente com esgoto bruto aumentaria a carga orgânica afluente ao reator UASB de somente 49/(600 a 650)mg/L ou 8% aproximadamente. No caso da introdução do efluente bruto do reator UASB na LA, a produção de lodo aeróbio é bem maior (Tabela 2): aproximadamente de 40% da DQO do efluente do reator UASB, que era em torno de 200mg/L, são transformados em lodo aeróbio na LA (Tabela 4). Portanto, a concentração adicional da DQO no afluente do UASB ao se adicionar o lodo aeróbio seria de 0,4*200=80mg/L, que representaria um aumento de 20% na concentração da DQO do esgoto bruto, podendo ainda ser considerado um aumento insignificante. Normalmente o critério de projeto do reator UASB é a carga hidráulica e não a carga orgânica. Demonstrou-se (NASCIMENTO et al, 2001) que o reator UASB não é eficiente como unidade de digestão de lodo quando o lodo aeróbio é o único substrato. Todavia, quando se adiciona lodo juntamente com esgoto o reator UASB, adições de até 60% não prejudicam o desempenho do reator (COSENTINO et al, 2005). Uma variável importante no sistema anaeróbio-aeróbio é o tempo de permanência do líquido (Rh) no reator UASB. Mesmo sendo tecnicamente possível operar um reator UASB a Rh muito curto isto pode não ser atraente do ponto de vista econômico: ao se reduzir o tempo de permanência do líquido a idade de lodo diminui, levado a um aumento da concentração da DQO no efluente (Equação 1 e Figura 2). Portanto, haverá um aumento no custo do pós-tratamento. O valor de Rh ótimo é determinado por um custo total mínimo do tratamento anaeróbio e pós-tratamento aeróbio que ainda produza um efluente substancialmente livre de material biodegradável em sólidos em suspensão. O valor de Rh na LA também é limitado por considerações práticas. Quando o Rh é muito curto, a concentração de lodo é alta e uma separação de fase eficiente se torna progressivamente mais difícil. Por exemplo, na Tabela 2, a concentração de lodo é de 345mg/L para uma idade de lodo de 2 dias e um tempo de permanência de 0,5 dias =12 horas. Para um Rh de 2 horas na LA, a concentração de lodo seria 6 vezes maior: 2070mg/L. Para altas concentrações de lodo se requer um decantador eficiente (presumivelmente com ponte giratória). Se o Rh é mais longo, a concentração de lodo será menor e a 12

13 separação de fase se torna factível em um decantador não mecanizado. Assim o Rh ótimo depende de considerações de custo e de simplicidade operacional. A Figura 7 mostra a relação entre o tempo de permanência, Rh, e a concentração de lodo para o Experimento 2, podendo-se ver que o Rh deve ser entre 5 a 8 horas para manter a concentração abaixo de 500 a 1000mg/L, i.e. na faixa de valores onde a sedimentação zonal ainda não se desenvolve e a separação de fases é rápida e fácil. Figura 7: Relação entre o tempo de permanência do líquido na LA e a concentração de lodo (esquerda) e a dissipação de energia (direita) Por outro lado, se o Rh é longo, a taxa de consumo de oxigênio e, portanto, a intensidade de dissipação de energia na LA diminui e eventualmente se torna insuficiente para manter o lodo em suspensão. Quando se adota uma eficiência de transferência de oxigênio de 1kgO2/kWh ou 1gO2/Wh a dissipação volumétrica de energia (em W/m 3 ) numericamente é igual à TCO (em mg/l/h). VAN HAANDEL e MARAIS (1999), na base do desempenho de LA em escala real, estimaram que seria necessário uma dissipação mínima de 3 (LA grande) a 10 (LA pequena) W/m 3. Portanto, por exemplo, a partir dos dados de Tabela 3 (TCO 4 mg/l/h para Rh = 12h), pode-se inferir que para Rh = 1dia a TCO seria cerca de 2mg/L/h, com uma dissipação de energia de 2W/m 3, o que seria claramente insuficiente para manter o lodo em suspensão. O Rh mínimo, nesse caso, seria em torno de 16 horas para uma LA grande e 5 horas para uma unidade pequena como mostra a Figura 7 (direita). Ao se adotar um Rh mais longo será necessário colocar mais aeradores com a única função de manter o lodo em suspensão. Conclui-se que é possível estipular tanto um tempo de permanência mínimo quanto um máximo para LA s usadas no pós-tratamento de esgoto digerido. A Tabela 5 mostra que uma fração de aproximadamente 35% da carga orgânica no efluente decantado do reator UASB (concentração de 140 mg/l) é oxidada quando a idade de lodo na LA está na faixa de 2 a 4 dias, de modo que se tem um consumo de oxigênio de 0,35*140 = 49 mgo2/l. Adotando-se novamente uma eficiência de transferência de oxigênio de 1kgO2/kWh, a demanda de energia seria 49 Wh/m 3. Para uma contribuição per capita de 120L/d, isto significa um consumo médio por dia de 49*120*10-3 /24 = 0,25 W/hab. Uma avaliação do potencial de produção de biogás leva a um valor de cerca de 2-3W/hab (VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994), muito maior que a demanda para aeração. Conclui-se que o sistema anaeróbio-aeróbio pode ser operado sem energia externa ao se usar a energia do biogás. Na prática, esse potencial pode não ser usado por razões econômicas. Os custos de investimento de uma LA podem ser comparados àqueles de uma lagoa de polimento 13

14 sem aeração mecânica. Os custos de uma lagoa de polimento variam muito devido a diferenças de preços de terrenos, o tamanho da lagoa, a topografia, a natureza do solo e dispositivos construtivos (impermeabilização, proteção de taludes), podendo estar na faixa de US$ a US$ por hectare. Para uma área per capita de 1m 2, estima-se um investimento per capita da ordem de US$15 (CAVALCANTI, 2003). O investimento para a LA seria na construção da lagoa+ decantador, compra e instalação dos aeradores e possivelmente de um gerador de energia. Ao se adotar um custo de U$250/ m 3 de LA ou decantador e um tempo de permanência de 6 horas na LA e 2 horas no decantador (tempo de permanência do líquido total de 8 horas) o volume per capita seria 40L (contribuição per capita de 120 L/d). Portanto, o custo seria 0,040*250 = US$10 per capita. Tendo-se uma demanda de potência de 0,25W per capita e supondo um custo de instalação de US$1000/kW para aeradores e US$2000/kW para geradores, o custo per capita de aeradores + gerador seria = 0,25 + 0,5 = 0,75US$. Portanto, o custo de investimento total para LA + aeradores+ gerador seria US$(10 + 0,75) = 11US$/hab, o que é da mesma ordem de grandeza que aquele de uma lagoa de polimento, mesmo se é incluído uma unidade de cloração. Concluise que a diferença de custos de investimento de LA e de lagoa de polimento não é grande e em geral não será o fator decisivo na seleção do sistema a ser adotado. Outros fatores como disponibilidade de terreno e pessoal para operar o sistema de tratamento e uso do efluente (por exemplo, na irrigação) podem ser mais importantes. Quanto à possibilidade de uso do efluente para irrigação, podem-se fazer as seguintes considerações parra os sistemas UASB+LA e UASB + lagoa de polimento: em termos da concentração de nutrientes os dois sistema são equivalentes: na LA há uma pequena perda devido à produção de lodo, mas este também pode ser usado como adubo na agricultura; a concentração de material biodegradável na lagoa de polimento (tipicamente na faixa de DBO5 = 30 a 60mg/L) é maior do que no efluente da LA sedimentado (DBO5 = 15 a 30 mg/l). Todavia, no primeiro, grande parte do material biodegradável pode ser atribuída às algas e não ao material orgânico de origem fecal; o efluente da lagoa de polimento não terá ovos de helmintos poderá ter uma concentração de CF de menos que 10 3 UFC/100ml, de modo que pode ser usado diretamente para irrigação sem restrições. No efluente da LA foram encontrados, ocasionalmente, ovos de helminto, mas a sua concentração era menor que 1/L. As se aplicar 3ppmCl2 equivalente como cloreto de sódio a alta concentração de CG no efluente da LA foi reduzido rapidamente para valores abaixo do padrão da OMS. a concentração dos sólidos em suspensão no efluente de lagoas de polimento é relativamente elevada (30 a 80 mg/l), devido principalmente à presença de algas. Dependendo do sistema de irrigação a ser aplicado, estes sólidos podem causar grandes problemas na distribuição da água. No efluente da LA a concentração de SST á muito baixa de modo que a probabilidade de entupimentos do sistema de irrigação será menor. 4 CONCLUSÕES Uma investigação experimental mostrou que lagoas aeradas (LA s) são uma opção tecnicamente viável para o pós-tratamento do efluente de reatores UASB, quando o objetivo é a redução da concentração residual de DBO5 e dos sólidos em suspensão do esgoto digerido. É importante que se dêem descargas de lodo do reator UASB para evitar a entrada de sólidos sedimentáveis na LA, que leva ao aumento do consumo de oxigênio e da produção de lodo. O comportamento de uma lagoa aerada tratando esgoto previamente digerido é descrito adequadamente com a teoria básica de lodo ativado. Tanto os dados experimentais como a teoria de lodo ativado mostram que é perfeitamente factível 14

15 obter valores da DBO5 e dos sólidos em suspensão na faixa de 20 a 30 mg/l, em sistemas compactos com um tempo de permanência curto e consumo de oxigênio baixo, desde que se inclua na LA um dispositivo de retenção de lodo. É possível prever quais os valores do tempo de permanência do líquido e da idade de lodo necessários para se obter valores desejados da DBO5. Tendo-se os parâmetros dos fatores de custo no sistema de tratamento (volumes de UASB e da LA; consumo de energia para aeração), pode-se otimizar o sistema UASB + LA para produzir uma determinada qualidade do efluente desejada para um custo total mínimo. AGRADECIMENTOS A investigação experimental teve apoio do Governo Brasileiro através de suas agencies FINEP (PROSAB e PRONEX) e CNPq, e foi realizado no local da Companhia de Águas e Esgoto da Paraíba- CAGEPA. REFERÊNCIAS APHA, AWWA and WPCF (1995). Standard methods for the examination of water and wastewater. Washington, D.C. American Public Health Association, American Water Works Association, Water Pollution Control Federation AYRES, R. M. and D. D. MARA (1996). "Analysis of wastewater for use in agriculture: a laboratory manual of parasitological and bacteriological techniques". Geneva - Switzerland, WHO - World Health Organization: 31. CAMPOS, J. R., Ed. (1999). Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. Rio de Janeiro, ABES-RJ. CAVALCANTI, P. F. F. (2003). Integrated application of the UASB reactor and ponds for domestic sewage treatment in tropical regions. Thesis Wageningen University, Wageningen, The Netherlands - xiv p. COSENTINO, P.R.S., SILVA FILHO, J.A., VAN HAANDEL, A. E CAVALCANTI, P.F.F (2005). "Estabilização de Lodo de sistemas aeróbios em reatores tipo UASB". 23º. Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. Campo Grande - Mato Grosso do Sul. HENZE, M., GRADY, C. P. L., et al. (1986). Activated sludge model No. 1 Scientific and Technical Reports. London, UK, IWA. MARAIS, G. v. R. and EKAMA, G. A. (1976). The activated sludge process part I: steady state behavior. Water S.A 2: NASCIMENTO, R. S., M. L. F. PEREIRA, CAVALCANTI, P. F. F E VAN HAANDEL, A. (2001). "Estabilização anaeróbia de lodo em reatores tipo UASB". 23º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. João Pessoa, ABES. VAN HAANDEL, A. e LETTINGA, G. (1994). Tratamento anaeróbio de esgotos - um manual para regiões de clima quente. Campina Grande, Pb. VAN HAANDEL, A.,.e MARAIS, G. v. R. (1999). O comportamento do sistema de lodo ativado - teoria e aplicações para projetos e operação. Campina Grande. WHO (1989). "Health guidelines for the use of waste water in agriculture and aquaculture". Geneva, Switzerland, World Health Organization.: