Universidade de São Paulo Escola de Engenharia de São Carlos

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1 Universidade de São Paulo Escola de Engenharia de São Carlos HENRIQUE GAMON SONOBE Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário São Carlos 211

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3 HENRIQUE GAMON SONOBE Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário Monografia apresentada ao curso de graduação em Engenharia Ambiental da Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo. Orientador: Prof. Associado Marcelo Zaiat São Carlos 211 iii

4 AUTORIZO A REPRODUÇÃO E DIVULGAÇÃO TOTAL OU PARCIAL DESTE TRABALHO, POR QUALQUER MEIO CONVENCIONAL OU ELETRÔNICO, PARA FINS DE ESTUDO E PESQUISA, DESDE QUE CITADA A FONTE. Ficha catalográfica preparada pela Seção de Tratamento da Informação do Serviço de Biblioteca EESC/USP Sonobe, Henrique Gamon S699i Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbico-aeróbico de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário / Henrique Gamon Sonobe ; orientador Marcelo Zaiat. - São Carlos, 211. Trabalho de Conclusão de Curso (Graduação em Engenharia Ambiental) -- Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo, Tratamento anaeróbico-aeróbico. 2. Esgoto sanitário. 3. Carga orgânica aplicada. 4. Recirculação da fase líquida. 5. Reator de leito fixo. I. Título. iv

5 [Folha de Aprovação] v

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7 Aos meus pais, Rubens e Miriam, com amor e gratidão por seu carinho, compreensão e apoio ao longo da vida e da elaboração deste trabalho. vii

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9 Agradecimentos A Izabella de Camargo Aversa, pelo amor, incentivo, compreensão e por aturar o mal cheiro impregnado em minhas roupas todos os dias. Sem você, esse trabalho não sairia. Ao amigo Dr. Antônio Pedro de Oliveira Netto, pela convivência, conhecimento transmitido e amizade, essenciais para o desenvolvimento deste trabalho. A Fernando William Ka Heng Mo, pelos anos de convivência e momentos de descontração ao longo da graduação. Aos Persoras, amigos de todas as horas. Ao Prof. Associado Marcelo Zaiat, pela atenção e apoio durante o processo de definição e orientação. À Escola de Engenharia de São Carlos, pela oportunidade de realização do curso de Engenharia Ambiental. À Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo, pela concessão da bolsa de Iniciação Científica e pelo apoio financeiro para a realização desta pesquisa. ix

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11 Hoje os ventos do destino Começaram a soprar Nosso tempo de menino Foi ficando para trás Engenheiros do Hawaí Depois de nós xi

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13 Resumo SONOBE, H.G. - Influência da carga orgânica no desempenho de reator anaeróbioaeróbio de leito fixo aplicado ao tratamento de esgoto sanitário. 211.Monografia (Trabalho de Graduação). Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, 211. O projeto de pesquisa consistiu na avaliação do desempenho de sistema combinado anaeróbio-aeróbio para tratamento de esgoto sanitário, sem e com recirculação da fase líquida, em termos de remoção de matéria orgânica (DQO) e de nitrogênio, com variação das cargas orgânicas aplicadas. Como resultado buscou-se maior remoção da matéria orgânica, característica dos reatores aeróbios, com baixos custos de implantação e operação; sistemas mais compactos com menor produção de lodo, vantagens dos sistemas anaeróbios. Além disso, essa combinação torna possível a remoção de nitrogênio e, algumas vezes, de fósforo. O efluente do reator foi recirculado para a zona anaeróbia. Com esse procedimento, o efluente aeróbio nitrificado passou por processo de desnitrificação no leito anaeróbio/anóxico. O procedimento experimental foi dividido em três etapas, cada uma com tempo de detenção hidráulica diferente (8, 6 e 4 horas) e duas razões de recirculação ( e 1,5). O aumento da carga orgânica aplicada até 2,62 kg/m³.dia (TDH de 6h) não provocou queda na remoção de DQO, revelando robustez do reator e capacidade de processar altas cargas com bom desempenho. Assim, foi avaliado o efeito de parâmetros operacionais (tempo de detenção hidráulica e razão de recirculação) no desempenho do reator de leito fixo aplicado ao tratamento biológico de esgoto sanitário. Palavras-chave: tratamento anaeróbio-aeróbio; esgoto sanitário; carga orgânica aplicada; recirculação da fase líquida, reator de leito fixo. xiii

14 Abstract Sonobe, H.G. - Influence of organic load on performance of anaerobic-aerobic fixed-bed reactor applied to the treatment of sewage. Monograph (Undergraduate Work) - School of Engineering of São Carlos, University of São Paulo, São Carlos, 211. The research project evaluated the performance of a combined anaerobic-aerobic system for treatment of sewage, with and without recirculation of the liquid phase in terms of removal of organic matter (COD) and nitrogen, with different organic loads. As a result, it was expected greater removal of organic matter, a characteristic of the aerobic reactors, and a compact system with less sludge production, what it is an advantage of anaerobic systems. In addition, this combination makes possible the removal of nitrogen and sometimes phosphorus. The reactor effluent was recirculated to the anaerobic zone. This procedure permits the aerobic nitrified effluent to pass through process of denitrification in the anaerobic / anoxic bed. The experimental procedure was divided into three stages, each one with a different hydraulic retention time (8, 6 and 4 hours) and two recirculation ratios ( and 1.5). The increase of organic load to 2,62 kg/m³.day (HRT of 6 h) caused no decrease in COD removal, which revealed the robustness of the reactor and capacity to handle high loads with good performance. Therefore, it was evaluated the effect of operational parameters (hydraulic retention time and recirculation ratio) on the performance of fixed-bed reactor applied to the biological treatment of sewage. Keywords: anaerobic-aerobic treatment, sewage, organic load applied, recirculation of the liquid phase, fixed bed reactor. xiv

15 LISTA DE FIGURAS Figura 4.1. Foto e esquema do reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo e escoamento ascendente. 13 Figura Fotos da espuma de poliuretano utilizada, (a) sem e (b) com revestimento de polipropileno. 14 Figura 4.3. Foto da argila expandida (cinasita). 15 Figura 4.4. Foto externa da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB. 16 Figura 4.5. Esquema de alimentação em circuito-fechado realizado após a inoculação. 2 Figura 5.1. Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente, realizado em abril de Figura 5.2. Perfil temporal de N-NH + 4 para esgoto sanitário afluente, realizado em abril de Figura 5.3. Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em abril de Figura 5.4. Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente, realizado em julho de Figura 5.5. Perfil temporal de N-NH + 4 para esgoto sanitário afluente, realizado em julho de Figura 5.6. Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em julho de Figura Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente, realizado em novembro de Figura Perfil temporal de nitrogênio amoniacal para esgoto sanitário afluente, realizado em novembro de Figura Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em novembro de Figura 5.1 Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 27 Figura 5.11 Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 28 xv

16 Figura 5.12 Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 29 Figura 5.13 Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 29 Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 3 Figura Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 31 Figura Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 31 Figura Variação temporal do ph para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 32 Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 33 Figura Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 34 Figura Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 35 Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 35 Figura 5.22 Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 36 Figura Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 37 Figura 5.24 Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 38 Figura Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 39 Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 39 xvi

17 Figura Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 4 Figura Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 41 Figura Variação temporal do ph para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 41 Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 42 Figura Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 43 Figura Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 44 Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 44 Figura Biopolímero formado no reator. 45 Figura Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 46 Figura Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 47 Figura Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 47 Figura Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 48 Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 49 Figura Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 49 Figura Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 5 Figura Variação temporal da concentração de ph para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 51 xvii

18 Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 51 Figura Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 52 Figura Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 53 Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 6 horas e sem recirculação. 53 Figura Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 54 Figura Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 55 Figura Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 56 Figura Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 56 Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 57 Figura Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 58 Figura Variação temporal da concentração de ph para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r=1,5). 59 Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 6 Figura Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 6 Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 6 horas e com recirculação (r = 1,5). 62 Figura Variação temporal da concentração de DQO para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 63 xviii

19 Figura Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 63 Figura Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação (r = ). 64 Figura Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 65 Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 65 Figura Variação temporal da concentração de AVT para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 66 Figura Variação temporal da concentração de alcalinidade a bicarbonato para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 66 Figura Variação temporal da concentração de ph para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 67 Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 68 Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 68 Figura Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 69 Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 4 horas e sem recirculação. 69 Figura 5.71 Variação temporal global da eficiência de remoção de DQO. 7 Figura 5.72 Variação temporal da eficiência de remoção de NT. 71 Figura 5.73 Curvas F dos ensaios hidrodinâmicos para os diferentes θ h (8, 6 e 4 horas) e as duas razões de recirculação ( e 1,5). 74 Figura 5.74 Curvas E dos ensaios hidrodinâmicos para os diferentes θ h (8, 6 e 4 horas) e as duas razões de recirculação ( e 1,5). 745 xix

20 LISTA DE TABELAS Tabela 4.1. Parâmetros analisados e métodos de análise. 16 Tabela Parâmetros analisados, método utilizado e freqüência de amostragem. 18 Tabela 4.3. Etapas da operação do sistema. 19 Tabela 5.1 Comparação entre os tempos de detenção hidráulica da pesquisa de Oliveira Netto (27) e o presente trabalho. 72 Tabela 5.2 Comparação entre os valores médios dos principais parâmetros estudados na pesquisa de Oliveira Netto (27) e este trabalho. 73 Tabela 5.3. Tempo de detenção hidráulica médio obtidos para cada condição experimental. 766 Tabela 5.4 Cargas orgânicas aplicadas e removidas (kg/m³.dia) pelo sistema durante o experimento, com base nos volumes total e útil. 77 Tabela 5.5. Comparação entre o presente trabalho e o aumento de escala realizado por Oliveira Netto (211). 79 xx

21 CONTEÚDO 1. Introdução 3 2. Objetivos Objetivo geral Objetivos específicos 5 3. Revisão bibliográfica Tratamento combinado anaeróbio-aeróbio de esgoto sanitário Influência da carga orgânica aplicada sobre processos biológicos Nitrificação / Desnitrificação Nitrificação Desnitrificação Materiais e Métodos Reator combinado anaeróbio-aeróbio de leito fixo Materiais Suporte Água residuária e caracterização Ensaios hidrodinâmicos Inoculação do Reator Métodos analíticos Operação do Sistema Resultados e Discussão Caracterização da água residuária Avaliação do desempenho do reator Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 8 horas e sem recirculação da fase líquida (r = ) Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 8 horas e recirculação da fase líquida (r = 1,5) Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 6 horas e sem recirculação da fase líquida (r = ) Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 6 horas e recirculação da fase líquida (r = 1,5) Avaliação do desempenho do reator, com TDH = 4 horas e sem recirculação da fase líquida (r = ) Avaliação geral do desempenho do reator Ensaios hidrodinâmicos Considerações finais 78 1

22 6. Conclusões Referências bibliográficas 82 2

23 1. INTRODUÇÃO O crescimento desordenado da população aumentou expressivamente a demanda por recursos naturais, como a água, desde o início do século XX. A geração de resíduos sólidos e líquidos seguiu a mesma tendência e, com aumento do desenvolvimento tecnológico, se alteraram as características físico-químicas desses resíduos, representando aumento do potencial de poluição e contaminação de recursos naturais (PHILIPPI Jr. e MALHEIROS, 25). A contaminação das águas naturais representa um dos principais riscos à saúde pública, sendo amplamente conhecida a estreita relação entre a qualidade de água e inúmeras enfermidades que acometem as populações, especialmente aquelas não atendidas por serviços de saneamento (LIBÂNIO et al., 25). No atual estágio do conhecimento científico, torna-se redundante reafirmar a importância dos esgotos sanitários na transmissão de diversos organismos patogênicos (bactérias, vírus, protozoários e helmintos), via contaminação de águas utilizadas para recreação, fontes de abastecimentos de água para o consumo humano e irrigação, entre outros. (GONÇALVES e LUDUVICE, 2). O tratamento de esgotos é importante para a saúde pública e para o meio ambiente porque evita riscos de contaminação e transmissão de doenças, além de ajudar no controle da poluição e eutrofização das águas. Dependendo da capacidade de assimilação do corpo d água, a população de algas poderá atingir valores bastante elevados, trazendo uma série de problemas (VON SPERLING, 25), entre eles: problemas estéticos e recreacionais, condições anaeróbias no corpo d água, mortandade de peixes, maior dificuldade e elevação dos custos de tratamento da água, problemas com a toxicidade das algas, entre outros. A situação brasileira quanto ao tratamento de esgoto é alarmante. Segundo a Pesquisa Nacional de Saneamento Básico 28, realizada pelo IBGE (21), apenas 28,5% dos municípios brasileiros possuem algum tipo de tratamento para o esgoto sanitário. A mesma pesquisa indica ainda que o volume de efluente tratado naquele ano correspondia a apenas 68,8% do que foi coletado. Fica evidente a necessidade de implantação e ampliação de sistemas de tratamento de esgoto. Configurações modernas de estações de tratamento de esgoto buscam aliar as 3

24 vantagens dos sistemas anaeróbios e aeróbios, além dos benefícios da sua combinação. Algumas das vantagens dos processos anaeróbios citadas por CHERNICHARO et al (21) são: baixa produção de sólidos, baixa demanda de área e tolerância a elevadas cargas orgânicas. Os processos aeróbios possuem como vantagem a boa qualidade do efluente final. A combinação dos processos tem como resultados e vantagens uma menor exigência de área para implantação, menores custos operacionais, baixa geração de lodo e, principalmente, remoção de nutrientes. O presente projeto utiliza este conceito e, através da imobilização celular, combina os processos anaeróbios e aeróbios em uma única unidade de tratamento, requerendo, assim, pequenas áreas. Além disso, busca-se conhecer o limite deste sistema em termos de remoção de carga orgânica e nitrogenada para se obter sistemas cada vez mais eficientes, que em uma única unidade consiga atingir as exigências da legislação e não impacte o meio ambiente. Tal pesquisa é importante para diminuir o déficit de tratamento de esgotos no país. Sistemas compactos de tratamento são mais baratos e, portanto, são mais viáveis economicamente de implantação. 4

25 2. OBJETIVOS 2.1. OBJETIVO GERAL O objetivo geral deste projeto foi avaliar o limite em absorver aumento da carga orgânica aplicada em um reator anaeróbio-aeróbio, em escala de bancada, de escoamento ascendente e leito fixo, operado de modo contínuo, sem e com recirculação da fase líquida aplicado ao tratamento de esgoto sanitário, contendo biomassa imobilizada em suporte inerte de diferentes tipos (espuma de poliuretano e argila expandida) OBJETIVOS ESPECÍFICOS Os objetivos específicos desse projeto foram: Avaliar a influência da carga orgânica aplicada sobre a remoção de matéria orgânica e nitrogênio; Avaliar a remoção de matéria orgânica e nitrogênio quando empregada recirculação do efluente do reator aeróbio para o anaeróbio; 5

26 3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 3.1. TRATAMENTO COMBINADO ANAERÓBIO-AERÓBIO DE ESGOTO SANITÁRIO O avanço tecnológico das últimas décadas viabilizou a operação de sistemas de tratamento biológico com a utilização reduzida de mão-de-obra e de energia. Nesta mesma época, a busca por soluções mais compactas e eficientes para o tratamento de esgoto doméstico e a conscientização da sociedade sobre os efeitos da poluição hídrica na qualidade de vida alavancaram as pesquisas em saneamento. O objetivo do tratamento de águas é proteger a saúde e promover o bem-estar dos seres humanos garantindo o equilíbrio dos ecossistemas aquáticos e terrestres. O retorno das águas residuárias aos rios e lagos, nos transforma em seus usuários diretos e indiretos, e, à medida que a população cresce, aumenta a necessidade de prover sistemas de tratamento que permitam eliminar os riscos para a saúde e minimizar os danos ambientais. Dessa forma, tecnologias apropriadas devem ser aplicadas no tratamento de águas residuárias com maior eficiência e com os mais baixos custos possíveis. Qualquer sistema a ser implementado tende a alcançar os objetivos principais de sustentabilidade, isto é, pouco uso de energia e de substâncias químicas com recuperação ou reuso de recursos. Tandukar et al. (26a) desenvolveram um sistema de tratamento de esgoto, que consiste num reator UASB com pós-tratamento DHS (down-flow hanging sponge). O sistema foi instalado numa estação de tratamento e continuamente avaliado por mais de 3 anos com esgoto bruto como afluente, à temperatura de 25 ± 3 C. Poluentes orgânicos foram apenas parcialmente removidos na etapa anaeróbia. A matéria orgânica remanescente, assim como os compostos nitrogenados, foram quase completamente removidos pela unidade de pós-tratamento DHS. O sistema demonstrou eficiência de remoção maior que 95% para demanda bioquímica de oxigênio (DBO) não-filtrada, 8% para demanda química de oxigênio (DQO) não-filtrada e 7% para sólidos suspensos. O efluente apresentou apenas 4 a 9 mg/l de DBO não-filtrada; a quantidade de oxigênio dissolvido no efluente final foi de 5-7 mg/l. Além disso, a produção de lodo pode ser considerada desprezível. O sistema também exibiu estabilidade a altas cargas hidráulicas e orgânicas aplicadas. 6

27 Oliveira Netto (27) avaliou o desempenho de um sistema que combina os processos anaeróbio e aeróbio, para tratamento de esgoto sanitário, operado de modo contínuo sem e com recirculação da fase líquida. O desempenho do sistema foi avaliado em três diferentes tempos de detenção hidráulica (TDH), 6, 8 e 1 horas, na fase anaeróbia, nos quais os melhores valores de remoção de matéria orgânica chegaram a 8% para TDH de 1 h, com valores de DQO efluente abaixo de 15 mg/l. Com a inserção da fase aeróbia ao sistema (TDH de aproximadamente 11 horas, sendo 8 horas para a fase anaeróbia e 3 horas para a fase aeróbia), a eficiência subiu para mais de 9% com DQO efluente abaixo dos 5 mg/l. Foram obtidos ganhos quando feita recirculação do efluente tratado, principalmente em relação à remoção de matéria orgânica (95%) e remoção de nitrogênio total que foi de 75% para razão de recirculação de 1,5. O reator avaliado apresentou estabilidade operacional, alta remoção de matéria orgânica e nitrogênio sem a necessidade de adição de fonte exógena de carbono e de suplementação de alcalinidade. Yilmaz (28) obteve bons resultados operando um sistema UASB com póstratamento em reator operado em bateladas seqüenciais (RBS), tratando esgoto doméstico, à temperatura ambiente (14-28 C), durante 6 meses. As eficiências do sistema foram de 86% para remoção de DQO, 1% para N-NH 4 + e 6% para P-PO 4-3. As principais vantagens do pré-tratamento anaeróbio foram melhora na eficiência de nitrificação e não produção de lodo em excesso no sistema. Por outro lado, o sistema UASB-RBS não pôde remover eficientemente fósforo. Mahmoud et al. (29) avaliaram um sistema combinado anaeróbio-aeróbio, composto por um reator anaeróbio híbrido (AHR) e seguido por sistema DHS (down-flow hanging sponge). O sistema combinado foi operado constantemente com tempo de detenção hidráulica (TDH) de 8 horas (AHR = 6 horas e DHS = 2 horas) e uma carga orgânica média de 1,9 kg DQO/m³.d para o AHR e 2,1 kg DQO/m³.d para o DHS. O sistema combinado foi capaz de remover 95% e 89% da DBO 5total e DQOtotal, atingindo valores residuais no efluente final de apenas 1 e 49 mg/l, respectivamente. A concentração de N- amoniacal foi reduzida em 83% e a concentração média de biomassa aderida à esponja atingiu 2 g SSV/L. Análise de amostras do efluente coletada na saída de cada segmento ao longo do DHS revelou que a maior parte da matéria orgânica, expressa em frações de DQO, é removida no 1º e 2º segmentos do sistema DHS. Este foi seguido por nitrificação nos próximos dois segmentos. Oliveira Netto (211) avaliou em escala piloto um sistema combinado anaeróbioaeróbio de leito fixo e fluxo ascendente, com recirculação da fase líquida, para tratamento 7

28 de esgoto sanitário. O objetivo foi desenvolver um sistema capaz de operar como única unidade de tratamento para remoção de matéria orgânica e nitrogênio, gerando pouco lodo e consumindo pouca energia pela combinação dos processos anaeróbio e aeróbio possibilitando o aproveitamento das vantagens de cada um e minimizando seus aspectos negativos. Os melhores resultados operacionais foram encontrados para a condição com tempo de detenção hidráulica total (TDH) de 12 horas e razão de recirculação (r) igual a 3,, apresentando eficiências médias de remoção de DQO, N-NTK e SST de 92 ± 3%; 68 ± 11% e 75 ± 7%, respectivamente, com valores médios efluentes de 54 ± 22 mgdqo/l, 14 ± 1 mgn-ntk/l e 7 ± 42 mgsst/l. Os valores médios de carga orgânica volumétrica (COV) e carga volumétrica de nitrogênio (CVN) removidas foram de 1,8 ±,4 kgdqo/m 3.dia e,6 ±,2 kgntk/m 3.dia para esta etapa. A estabilidade operacional durante a etapa com TDH de 12 h, a alta remoção de matéria orgânica e nitrogênio, sem a necessidade de adição de fonte exógena de carbono, para promover o processo de desnitrificação, e de suplementação de alcalinidade consumida durante a nitrificação, e a reduzida necessidade de manutenção devido à tecnologia de fabricação adotada, comprovam a viabilidade técnica de utilização do reator combinado de leito fixo como unidade compacta para pequenas comunidades ou vazões afluentes, para tratamento de esgoto sanitário INFLUÊNCIA DA CARGA ORGÂNICA APLICADA SOBRE PROCESSOS BIOLÓGICOS Dentre os diversos parâmetros que interferem no desempenho dos processos biológicos de tratamento de efluentes, a carga volumétrica de alimentação é, reconhecidamente, um dos parâmetros que definem a escolha do processo (aeróbio, anaeróbio) a ser utilizado. A evolução dos materiais suportes adotados para crescimento dos biofilmes possibilitou um grande avanço a estes sistemas, melhorando o desempenho hidrodinâmico, a transferência de oxigênio e a capacidade de aplicação de alta carga orgânica por volume de material suporte. Além disso, os suportes mais modernos são leves, quimicamente estáveis e permitem operar com altas taxas hidráulicas (resistência mecânica). Estações de Tratamento de Esgoto utilizando reatores com biofilme de última geração são compactas, passíveis de inserção em ambiente urbano com impactos 8

29 relativamente baixos (Rogalla et al., 1992) e, sobretudo, altamente resistentes aos choques de carga orgânica, de temperatura e de toxicidade (Arvin e Harremoes, 1991). Tandukar et al. (26b) operaram um reator em escala-piloto UASB (1,15 m 3 ) seguido por DHS (,38 m 3 ). Tal sistema foi instalado numa estação de tratamento de esgoto municipal e constantemente monitorada por 2 anos. O reator UASB foi operado com TDH de 6 h, correspondendo a uma carga orgânica de 2,15 kg.dqo/m 3.dia. Posteriormente, a carga orgânica foi aumentada para 2,35 kg.dqo/m 3.dia e operado com TDH de 2 h. A remoção de matéria orgânica pelo sistema foi satisfatória, houve remoção média de 96% para DBO filtrada e 91% para DQO não-filtrada. No entanto, a nitrificação diminuiu de 56% durante o período inicial para 28% ao final do tratamento com maior carga orgânica aplicada. Harada et al. (28) também operaram um sistema combinado, constituído por um reator UASB e por um sistema DHS, para investigar a remoção de DQO, DBO 5, N- amoniacal e coliformes fecais de águas residuais domésticas. O sistema combinado foi operado em diferentes TDH de 16, 11 e 8 horas. Os resultados indicam que o aumento do TDH total, de 8 h para 16 h melhora de forma significativa a remoção de DQO total e DBO 5 (total). A maior parte dos sólidos suspensos grosseiros foi removida no reator UASB (76,4 ± 18%) e a porção remanescente foi adsorvida ou degradada na biomassa do sistema DHS. O sistema combinado conseguiu uma redução substancial dos sólidos suspensos totais (SST), resultando em uma média de remoção percentual de 94 ± 6% (TDH de 16 h) e 89,5 ± 7,8% (TDH de 8 h). Apesar do aumento da concentração de N-Amoniacal, como resultado da hidrólise de proteínas no reator UASB, houve remoção de N-Amoniacal no sistema DHS. Os resultados obtidos mostram que o decréscimo na carga orgânica imposta ao sistema DHS de 2,6 para 1,6 kg.dqo/m 3.dia melhorou significativamente a eficiência a remoção de N- Amoniacal em 29%. No entanto, a eficiência de remoção de N-Amoniacal não aumenta quando a carga orgânica aplicada ao sistema decresce de 1,6 para 1,3 kg.dqo/m 3.dia. O caráter inovador do trabalho proposto é avaliar o limite do sistema em termos de aumento da carga orgânica aplicada e da recirculação do esgoto sanitário doméstico no reator anaeróbio-aeróbio de fluxo ascendente, operado de modo contínuo, revelando sua capacidade de processar altas cargas carbonáceas e manter a remoção de nitrogênio. Todas estas informações serão fundamentais no desenvolvimento de tecnologias que visam minimizar os danos ambientais. 9

30 3.3. NITRIFICAÇÃO / DESNITRIFICAÇÃO As formas de nitrogênio presentes no meio aquático, em águas residuárias e águas de abastecimento são: nitrogênio orgânico, nitrogênio amoniacal (N-NH 3, N-NH 4 +), nitrito (N-NO 2 -) e nitrato (N-NO 3 -). No esgoto sanitário, o nitrogênio apresenta-se distribuído da seguinte maneira: N-amoniacal (~6%), N-orgânico (~4%), nitritos e nitratos (até 1%) (SEDLAK, 1991). A remoção biológica de nitrogênio pode ser alcançada através de três processos principais: amonificação, nitrificação e desnitrificação. A amonificação refere-se à liberação de íon amônio da matéria orgânica. É, geralmente, a etapa limitante para a nitrificação NITRIFICAÇÃO Nitrificação é o processo onde o nitrogênio amoniacal é biologicamente oxidado a nitrito (nitritação) e, então a nitrato (nitratação) com oxigênio como aceptor final de elétrons. Os microrganismos envolvidos nesse processo são quimioautotróficos, usam gás carbônico como principal fonte de carbono e a energia é obtida através de oxidação de um substrato inorgânico, como N-Amoniacal. A nitritação é realizada por bactérias dos gêneros Nitrossomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, Nitrosorobrio, entre outros, segundo a reação: 2 NH O 2 2 NO H H 2O + energia (2.1) A oxidação do nitrito a nitrato dá-se principalmente pela atuação dos gêneros Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira, Nitrospina e Nitroeystis. A nitratação é representada pela equação a seguir: 2 NO O 2 2 NO energia (2.2) A reação global da nitrificação é dada pela soma das duas equações anteriores: 1

31 NH O 2 NO H + + H 2O + energia (2.3) A nitrificação pode ser influenciada por vários fatores ambientais, tais como ph, concentração de N-amoniacal, oxigênio e matéria orgânica, temperatura e alcalinidade. As espécies nitrificantes tem habilidade de se adaptar fora da faixa ótima do ph. Segundo Jordão e Pessôa (29), o ph ótimo para a nitrificação varia entre 7,2 e 8,6. Em valores abaixo de 6,3, a reação praticamente cessa. Como o nitrogênio orgânico se converte a nitrogênio amoniacal no tratamento, é comum se trabalhar com dados de NTK (Nitrogênio Total Kjeldahl). A relação DBO/NTK não deve ser superior a 5, pois, segundo Jordão e Pessôa (29), a atividade das bactérias nitrificantes se reduz. Como o oxigênio é um requisito obrigatório para todas as espécies nitrificantes, a aeração torna-se essencial para a nitrificação (OLIVEIRA NETTO, 27). Em geral, pode se esperar que uma concentração de OD de 2 mg/l seja suficiente para se ter uma nitrificação sem inibição (MOTA e Von SPERLING, 29). A temperatura ótima para crescimento, segundo Barnes e Bliss (1983), encontra-se entre 25 C e 36 C. No entanto, estudos mostram que a nitrificação pode ocorrer em faixas maiores, de 4 C a 45 C. No tratamento de esgoto sanitário, a alcalinidade é consumida com a oxidação da N-Amoniacal. Eventualmente a alcalinidade poderá ser insuficiente para completa nitirificação, podendo-se, no entanto, corrigí-la (JORDÃO e PESSÔA, 25) DESNITRIFICAÇÃO A remoção biológica de nitrogênio é alcançada na ausência de oxigênio, ou seja, mas na presença de nitratos, denominadas condições anóxicas (VON SPERLING, 25). Nestas condições, bactérias heterotróficas aeróbias facultativas, como os gêneros Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus, Chromobacterium, Pseudomonas, Rhizobium, entre outras, utilizam o nitrato no seu processo respiratório, convertendo-o a nitrogênio gasoso (NO, N 2O e N 2), que é liberado na atmosfera. Este processo é chamado de desnitrificação. 11

32 A velocidade de desnitrificação é dependente da natureza e concentração da fonte de carbono, sendo que os doadores de elétrons típicos são: 1) a matéria orgânica solúvel presente na água residuária; 2) a matéria orgânica solúvel produzida durante o decaimento endógeno celular; e 3) uma fonte externa de carbono, tal como metanol, etanol ou ácido acético (ARAÚJO JR, 26). No entanto, segundo Foresti et al. (26), em sistemas anaeróbio-aeróbio, compostos oriundos de processos anaeróbios tais como ácidos orgânicos, metano, álcoois, compostos reduzidos de enxofre, entre outros podem ser utilizados como doadores de elétrons para a desnitrificação. Além da fonte de carbono, condições ambientais influem na velocidade de desnitrificação: oxigênio dissolvido (OD), temperatura e ph. A ausência de oxigênio dissolvido é pré-requisito fundamental para a ocorrência de desnitrificação. No entanto, Metcalf & Eddy (23) ressaltam que a desnitrificação pode ocorrer na presença de baixas concentrações de OD (,5 mg.l -1 ). A necessidade é de haja condições anóxicas no interior do floco ou biofilme, ou seja, na vizinhança imediata das bactérias desnitrificantes. O processo de desnitrificação ocorre em ampla faixa de temperatura, de C a 5 C. O ph deve-se situar próximo à neutralidade. Van Haandel & Marais (1999) relatam que a velocidade de desnitrificação é máxima para uma faixa de ph entre 7, e 7,5 e que em valores abaixo de 6, e acima de 8,5 há uma diminuição considerável no processo desnitrificante. Observam também que a velocidade de desnitrificação aumenta com a temperatura até um valor ótimo de 4ºC. 12

33 4. MATERIAIS E MÉTODOS 4.1. REATOR COMBINADO ANAERÓBIO-AERÓBIO DE LEITO FIXO Para realização dos experimentos foi utilizado um reator de leito fixo e escoamento ascendente, apresentado na Figura 4.1, o qual foi operado como combinado anaeróbioaeróbio, sem e com recirculação da fase líquida. O reator foi construído em tubo de acrílico com diâmetro interno de 95 mm e 11 mm de comprimento, com volume total, medido sem espuma e sem argila expandida de aproximadamente 7,7 L, sendo 5,1 L para a zona anaeróbia e 2,6 L para a aeróbia. Seu volume útil total é cerca de 5,3 L. O reator foi recoberto com papel alumínio, para evitar a incidência direta da luminosidade. O leito foi dividido em seis compartimentos de diferentes volumes, separados por placas perfuradas de aço inox. A aeração do sistema foi realizada por meio de pedra porosa, utilizando bombas de aquário como sopradores. Figura 4.1. Foto e esquema do reator anaeróbio-aeróbio de leito fixo e escoamento ascendente. 13

34 4.2. MATERIAIS SUPORTE Partículas de espuma de poliuretano com densidade de 23 kg.m -3 e porosidade de 95%, aproximadamente, dispostas em matrizes cúbicas de 1, cm de lado foram usadas como suporte de imobilização da biomassa em um dos compartimentos anaeróbios e no compartimento aeróbio. Segundo Zaiat (1996), esse suporte é bastante adequado à imobilização de biomassa anaeróbia apresentando colonização rápida dos microrganismos, confirmada pela rápida partida do reator anaeróbio horizontal de leito fixo (RAHLF), e pelo pequeno arraste do lodo durante a operação do reator. O uso de suporte para imobilização de biomassa aeróbia foi avaliado com sucesso por Fazolo (23). A partir da segunda etapa da pesquisa, a espuma de poliuretano foi revestida com polipropileno a fim de aumentar sua resistência à compressão, buscando evitar colmatação dos leitos. A Figura 4.2 mostra a espuma de poliuretano utilizada no experimento, sem e com o revestimento de polipropileno. a) b) Figura Fotos da espuma de poliuretano utilizada, (a) sem e (b) com revestimento de polipropileno. Também foi utilizada argila expandida (cinasita) como material suporte no primeiro compartimento da zona anaeróbia. A argila expandida é um agregado leve que se apresenta em forma irregular, com uma estrutura interna formada por uma espuma cerâmica com micro poros e com uma casca rígida e resistente. É produzida em grandes fornos rotativos, utilizando argilas especiais que se expandem a altas temperaturas 14

35 (11 C), transformando-as em um produto leve, de elevada resistência mecânica ao fogo e aos principais ambientes alcalinos e ácidos. A granulometria utilizada variou de 5 mm a 15 mm. A Figura 4.3 mostra uma amostra de argila expandida utilizada no experimento. Este material foi utilizado por favorecer o crescimento de bactérias produtoras de ácidos orgânicos (Leite, 25), substância que pode ser utilizada com fonte de carbono no processo de desnitrificação. Figura 4.3. Foto da argila expandida (cinasita) ÁGUA RESIDUÁRIA E CARACTERIZAÇÃO A água residuária deste estudo abastece a área de tratamento de esgoto do Laboratório de Processos Biológicos (LPB) da Escola de Engenharia de São Carlos EESC/USP da Universidade de São Paulo (USP) em São Carlos. Trata-se de esgoto sanitário que passa pela área 2 do Campus Universitário, proveniente, prioritariamente, dos bairros circunvizinhos à Universidade, da cidade de São Carlos. A estrutura da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB pode ser observada nas Figuras 4.4. Conforme planejado após a construção da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB, foram realizados perfis de 24 horas do esgoto sanitário que abastece o reservatório da mesma para caracterização. Para isso, foram analisados os parâmetros descritos na Tabela 4.1, segundo os métodos descritos pela APHA (25). 15

36 Tabela 4.1. Parâmetros analisados e métodos de análise. Parâmetro analisado Método de análise DQO bruta (mg/l) DQO filtrada (mg/l) N-NH 4 + (mgn/l) Sulfato Espectrofotométrico Espectrofotométrico Titulométrico Espectrofotométrico Figura 4.4. Foto externa da Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB ENSAIOS HIDRODINÂMICOS A análise hidrodinâmica fornece modelos mais realistas para o projeto de reatores e, além disso, pode informar sobre anomalias de escoamentos em unidades em escala de 16

37 laboratório, piloto ou mesmo em escala real. Obtidas na análise hidrodinâmica por meio de ensaios de estímulo-resposta, ou seja, uma perturbação é dada na corrente afluente ao reator e a resposta a essa perturbação é medida na corrente efluente, as curvas de distribuição de tempo de residência (DTR) informam qual o tempo de permanência no reator de moléculas individuais de fluido que escoa. A partir dessas curvas são feitas análises que podem servir para caracterização hidrodinâmica do reator. Existem dois métodos principais de injeção de traçador, para determinação da curva DTR: pulso e degrau. Neste estudo, foi utilizada a injeção tipo degrau. A injeção tipo degrau consiste na introdução de corrente de traçador na alimentação, a qual é mantida durante todo o experimento. A curva resposta, denominada curva F, será, consequentemente, sempre crescente até que se atinja a concentração de traçador aplicada. Traçador é um composto inerte, de fácil detecção e alta solubilidade. Traçadores comuns são corantes, ácidos, bases, sais e materiais radiativos. O ensaio para avaliação do comportamento hidrodinâmico do reator de leito fixo consistiu em injetar uma solução de 2 mg NaCl/L como traçador na entrada do reator em operação e medir, ao longo do tempo, a variação que esse provocou na saída do mesmo. A partir desses dados, foi possível construir a curva F e, a partir dela, a curva DTR. O tempo do ensaio foi igual a três vezes o TDH teórico, garantindo, desse modo, que a concentração ao fim do experimento fosse igual a da solução utilizada como traçador. Para detectar as perturbações causadas pelo traçador utilizou-se o sistema da Texas Instruments, constituído de Computer Biological Logic (CBL), calculadora científica TI-89 Titanium e sonda de condutividade (DIN Vernier Software & Technology), permitindo a leitura dos dados em tempo real. Neste trabalho, o ensaio hidrodinâmico teve como objetivo calcular o tempo de detenção hidráulica médio do sistema nas diferentes condições operacionais estudadas. Para calcular o tempo de detenção hidráulica teórico foi usada a equação: 4.1. Para análise dos dados foi utilizado o método proposto por Levenspiel (2). 17

38 4.5. INOCULAÇÃO DO REATOR A inoculação da espuma do leito anaeróbio foi realizada no dia 4 de agosto de 29. O inóculo foi obtido do reator anaeróbio de manta de lodo e escoamento ascendente (UASB), proveniente do tratamento da Avícola Dacar - Ltda. localizada na cidade de Tietê SP. O lodo anaeróbio foi imobilizado na espuma de poliuretano conforme metodologia desenvolvida por Zaiat (1996), a qual consiste em macerar o lodo em solução aquosa e em um recipiente fechado misturá-lo às matrizes de poliuretano, até todas ficarem em contato com a mistura. Decorrido um determinado período de tempo, observado pelo autor, as matrizes com células aderidas devem ser colocadas no substrato líquido para lavagem dos sólidos fracamente aderidos. A argila expandida na zona anaeróbia e a espuma na zona aeróbia não foram inoculadas previamente. Esperou-se que a biomassa nesses leitos, assim como os microrganismos desnitrificantes, se desenvolvessem naturalmente MÉTODOS ANALÍTICOS Os parâmetros monitorados durante a execução do experimento são descritos na Tabela 4.2, segundo métodos descritos pela APHA (25). Tabela Parâmetros analisados, método utilizado e freqüência de amostragem. Parâmetro analisado Método de análise Freqüência de amostragem Vazão Volume em proveta e cronômetro Diária Temperatura Termômetro Diária DQO bruta (mg/l) Espectrofotométrico 2 x semana DQO filtrada (mg/l) Espectrofotométrico 2 x semana ph Potenciométrico 2 x semana Alcalinidade (mg CaCO3 /L) Titulométrico 2 x semana Ácidos voláteis (mg Hac /L) Titulométrico 2 x semana 18

39 ST, STV, SSV e SST Gravimétrico 2 x semana N-NTK (mgn /L) Titulométrico 2 x semana N-NH 4 + (mgn/l) Titulométrico 2 x semana N-NO 2 - (mgn/l) Espectrofotométrico 2 x semana N-NO 3 - (mgn/l) Espectrofotométrico 2 x semana OD (mg/l) Polarográfico 2 x semana 4.7. OPERAÇÃO DO SISTEMA A operação do sistema foi realizada em 3 etapas, conforme mostra a Tabela 4.3. Tabela 4.3. Etapas da operação do sistema. Etapa Fase TDH Recirculação 1 A 8 B 8 1,5 2 A 6 B 6 1,5 3 A 4 Previa-se uma segunda fase para a etapa 3 da pesquisa, mas a mesma não foi executada por não ocorrer nitrificação na fase anterior, como será apresentado no item de Resultados e Discussão. Devido a problemas na captação, decorrentes da reforma acontecida em julho de 29 na Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do Laboratório de Processos Biológicos (LPB), o reator não foi alimentado com esgoto doméstico fresco durante os três primeiros dias de operação. Para não causar danos à biomassa inoculada previamente, a alimentação foi realizada em circuito-fechado. O esgoto era bombeado e descartado em 19

40 um mesmo balde, trocado diariamente para alimentar o reator durante 24 horas, conforme mostra a Figura 4.5. Figura 4.5. Esquema de alimentação em circuito-fechado realizado após a inoculação. A operação do sistema teve início, de fato, no dia 6 de agosto de 29. O período de estabilização do sistema para a primeira fase do projeto, TDH 8h, foi curto, pois logo no primeiro dia de operação foi detectada nitrificação. A concentração de nitrato efluente e afluente foram 8,8 mg NO 3 -/L e 2,13 mg NO 3 -/L, respectivamente, comprovando a ocorrência do processo. Nos primeiros dias de outubro, teve início a recirculação no sistema, com r = 1,5. Até o dia 18 de fevereiro de 21, o sistema não se estabilizou, ou seja, o processo de desnitrificação não ocorreu. Dessa forma, deu-se por encerrada essa etapa e iniciou-se a operação com TDH de 6 h e r=. Antes de iniciar uma nova etapa da pesquisa, os leitos de espuma de poliuretano foram lavados, buscando com essa medida, evitar interferências da operação anterior. Assim, o reator foi inoculado a cada início de etapa. 2

41 4: 6: 8: 1: 12: 14: 16: 18: 2: 22: : 2: 4: 6: DQO (mg/l) 5. RESULTADOS E DISCUSSÃO 5.1. CARACTERIZAÇÃO DA ÁGUA RESIDUÁRIA Antes do início da operação do sistema, foram realizados três perfis temporais do esgoto sanitário afluente ao reator. A cada 1 hora foram coletadas amostras para análise da demanda química de oxigênio (DQO) da amostra bruta e filtrada, da quantidade de nitrogênio amoniacal (N-NH + 4 ) e sulfato. As Figuras 5.1, 5.2 e 5.3 mostram os resultados do perfil realizado em 24 de abril de 29. O valor médio da DQO bruta do esgoto sanitário afluente foi de 339 ± 211 mg/l. Para DQO filtrada, o valor encontrado foi de 175 ± 119 mg/l. O valor de N-NH 4 + verificado foi 27 ± 1 mg N-NH 4 +/L. Para a concentração de sulfato foi observado o valor de 29 ± 9 mg SO 4 2-/L DQO Bruta DQO Filtrada 1 Período Operacional Figura 5.1. Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente, realizado em abril de

42 4: 6: 8: 1: 12: 14: 16: 18: 2: 22: : 2: 4: 6: Sulfato (mg/l) 4: 6: 8: 1: 12: 14: 16: 18: 2: 22: : 2: 4: 6: N-amoniacal (mg/l) N-NH4+ Horário (hh:mm) Figura 5.2. Perfil temporal de N-NH 4 + para esgoto sanitário afluente, realizado em abril de Sulfato Horário (hh:mm) Figura 5.3. Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em abril de 29. As Figuras 5.4, 5.5 e 5.6 e mostram os resultados do perfil realizado em 2 de julho de 29. O valor médio da DQO bruta do esgoto sanitário afluente foi de 423 ± 172 mg/l, enquanto que para DQO filtrada o valor encontrado foi de 23 ± 99 mg/l. O valor de N- NH 4 + verificado foi 26 ± 8 mg N-NH 4 +/L. Para a concentração de sulfato foi observado o valor de 22 ± 9 mg SO 4 2-/L. 22

43 4: 6: 8: 1: 12: 14: 16: 18: 2: 22: : 2: 4: 6: N-amoniacal (mg/l) 4: 6: 8: 1: 12: 14: 16: 18: 2: 22: : 2: 4: 6: DQO (mg/l) DQO Bruta DQO Filtrada Horário (hh:mm) Figura 5.4. Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente, realizado em julho de N-NH4+ Horário (hh:mm) Figura 5.5. Perfil temporal de N-NH 4 + para esgoto sanitário afluente, realizado em julho de

44 4: 6: 8: 1: 12: 14: 16: 18: 2: 22: : 2: 4: 6: Sulfato (mg/l) Sulfato Horário (hh:mm) Figura 5.6. Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em julho de 29. Por problemas com a disponibilidade de pessoal para realizar um perfil de 24 horas, o terceiro perfil foi realizado com duração de 18 horas, abrangendo o horário das 6: do dia 9/11 até a : hora do dia 1/11. Essa decisão foi baseada, também, nos resultados encontrados nos dois perfis anteriores, que mostraram baixa concentração de carga orgânica carbonácea, na forma de DQO e também da carga Nitrogenada, como já era esperado para o período da madrugada. Da mesma forma que nos perfis anteriores, a cada 1 hora foram coletadas amostras para análise da demanda química de oxigênio (DQO) da amostra bruta e filtrada, da concentração de nitrogênio amoniacal (N-NH 4 +) e sulfato. As Figuras 5.7, 5.8 e 5.9 mostram os resultados do perfil realizado em 9 de novembro de 29. O valor médio da DQO bruta do esgoto sanitário afluente foi de 379 ± 111 mg DQO/L. Para DQO filtrada, o valor encontrado foi de 174 ± 63 mg DQO/L. O valor de N-NH 4 + verificado foi 21 ± 8 mg N-NH 4 +/L. Para a concentração de sulfato foi observado o valor de 24 ± 8 mg SO 4 2-/L. 24

45 5: 7: 9: 11: 13: 15: 17: 19: 21: 23: 1: N -amoniacal (mg /L) 5: 7: 9: 11: 13: 15: 17: 19: 21: 23: 1: DQO (mg /L) DQO Bruta DQO Filtrada Horário (hh:mm) Figura Perfil temporal de DQO bruta e filtrada para esgoto sanitário afluente, realizado em novembro de N-NH4+ Horário (hh:mm) Figura Perfil temporal de nitrogênio amoniacal para esgoto sanitário afluente, realizado em novembro de

46 5: 7: 9: 11: 13: 15: 17: 19: 21: 23: 1: Sulfato (mg /L) Sulfato Horário (hh:mm) Figura Perfil temporal de sulfato para esgoto sanitário afluente, realizado em novembro de 29. Segundo von Sperling (25), o valor da DQO bruta em esgotos domésticos abrange a faixa de 45-8 mg/l, enquanto que o valor de N-NH 4 + varia de 2 a 35 mg N- NH 4 +/L. Dessa forma, conclui-se que o esgoto doméstico que abastece a Área de Pesquisa em Tratamento de Esgoto Sanitário do LPB é um esgoto doméstico representativo, podendo ser utilizado para fins de estudos e pesquisas. As amostras utilizadas para análises do presente trabalho foram feitas de maneira pontual. A caracterização do esgoto sanitário foi utilizada também para definição do horário de coleta das amostras. As médias das análises realizadas apontaram que o horário que melhor representa as amostras, em termos de matéria orgânica, é próximo das 9hmin AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 8 HORAS E SEM RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = ) A operação do sistema teve início em 6 de agosto de 29. Nesta condição, o período de operação foi de 64 dias, com vazão média de,96 L/h. 26

47 DQO (mg /L) A Figura 5.1 mostra os valores de DQO de amostras brutas e filtradas, variando ao longo do período operacional, para afluente e efluente A. Bruto E. Filtrado E. Bruto Período de Operação (dias) Figura 5.1 Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. O efluente apresentou valor médio de 55 ± 27 mg DQO/L para amostra bruta e 29 ± 6 mg DQO/L para amostra filtrada, desconsiderando os pontos em que houve arraste de sólidos. O afluente bruto apresentou valor de 638 ± 188 mg DQO/L e a amostra filtrada apresentou valor médio de 191 ± 23 mg DQO/L. Na Figura 5.1 observa-se uma eficiente remoção de matéria orgânica. No entanto, nota-se que os valores obtidos para o efluente bruto tiveram sensível aumento a partir do quadragésimo dia de operação. Tal fato pode ser explicado pela ocorrência de formação de biopolímero na zona de aeração e no leito aeróbio, que causou caminhos preferenciais no último, coloração amarelada e aumento de sólidos no efluente. A Figura 5.11 apresenta as eficiências de remoção de DQO para amostras brutas e filtradas. 27

48 Remoção (%) 1, 95, 9, 85, 8, Eficiência Bruta Eficiencia filtrada 75, 7, Período de Operação (dias) Figura 5.11 Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. A eficiência de remoção bruta e filtrada para a remoção de DQO nesta fase do projeto foram 91 ± 4% e 95 ± 1%, respectivamente, também desconsiderando alguns pontos devido a arraste de sólidos. A Figura 5.12 relaciona as cargas orgânicas aplicada e removida, que apresentaram valores médios de 1,91 ±,56 kg/m³.dia e 1,71 ±,51 kg/m³.dia, respectivamente. As cargas orgânicas aplicada e removida foram calculadas conforme descrito por Oliveira Netto (27) em sua tese de mestrado. A carga orgânica aplicada foi calculada dividindose o valor da DQO bruta afluente de cada amostra pelo TDH desta fase. Já a carga orgânica removida é a relação entre a diferença dos valores da DQO bruta e efluente de cada amostra e o TDH da fase. Pode-se observar que a carga orgânica aplicada é próxima à removida, apresentando correlação elevada (R² =,96), cuja equação é apresentada na Equação 5.1. CO removida =,891*CO aplicada (5.1) 28

49 SST (mg/l) Carga Orgânica Removida (kg/m³.dia) 3, 2,5 2, 1,5 1,,5,,,5 1, 1,5 2, 2,5 3, 3,5 Carga Orgânica Aplicada (kg/m³.dia) Figura 5.12 Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. Nas Figuras 5.13 e 5.14 são apresentados os valores de Sólidos Suspensos Totais (SST) e Sólidos Suspensos Voláteis (SSV) para esta condição operacional SST Afluente SST Efluente Período de Operação (dias) Figura 5.13 Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 29

50 SSV (mg /L) SSV Afluente SSV Efluente Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. Nota-se que os comportamentos de SST e SSV ao longo do tempo são parecidos. A média de SST afluente e efluente foi de 289 ± 142 mg/l e 53 ± 17 mg/l, respectivamente, enquanto que para SSV a média foi de 62 ± 71 mg/l para afluente e 12 ± 2 mg/l para efluente. Da mesma forma que nas análises realizadas para DQO e eficiência de remoção, alguns pontos foram desconsiderados. Esses resultados evidenciam a importância da utilização de material suporte adequado para incremento de biomassa no reator e redução de arraste de sólidos no efluente. Nas Figuras 5.15 e 5.16 pode-se observar a variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais e da Alcalinidade a Bicarbonato, respectivamente. Observa-se na Figura 5.15 que a concentração de AVT no afluente sempre foi maior que a concentração de AVT no efluente, caracterizando, segundo Oliveira Netto (27), equilíbrio do processo. O valor médio para o afluente foi de 61 ± 1 mg HAc/L e para o efluente foi 18 ± 4 mg HAc/L, o que indica equilíbrio do processo de conversão anaeróbia da matéria orgânica. Pode-se afirmar que este resultado era esperado devido à inoculação da espuma da zona anaeróbia. 3

51 Alc. a Bicarbonato (mgcaco3/l) Ácidos Voláteis (mg HAc/L) Período de Operação (dias) AVT Afluente AVT Efluente Figura Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação Alc. Bicarb. Afluente Alc. Bicarb Efluente Período de operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. Os valores médios de alcalinidade a bicarbonato afluente e efluente foram 99 ± 2 mg CaCO 3/L e 83 ± 63 mg CaCO 3, respectivamente. A alcalinidade do efluente obteve valores menores que a afluente no início da operação, causando a queda do ph, conforme 31

52 ph mostra sua variação na Figura Isso se deve a ocorrência de nitrificação desde o início do projeto, fato que pode ser comprovado pela elevada concentração de nitrato efluente em relação ao nitrato afluente mostrada na Figura Percebe-se ainda que após a alcalinidade a bicarbonato chegar a valores próximos a zero, o ph subiu e a concentração de nitrato efluente baixou, indicando problemas no processo nitrificante. 7,8 7,6 7,4 7,2 7, 6,8 6,6 6,4 6,2 6, Período de Operação (dias) ph Afluente ph Efluente Figura Variação temporal do ph para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. Os valor médios do ph afluente e efluente foram 6,7 ±,1 e 7, ±,5, respectivamente. A concentração de nitrato apresentou ao longo do período de operação valores de 2 mg NO 3 -/L para efluente e 8 ± 5 mg NO 3 -/L para o efluente. 32

53 Nitrato (mg/l) Período de Operação (dias) N-N3 Afluente N-NO3 Efluente Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. Analisando a Figura 5.19, nota-se que a concentração efluente de nitrito variou bastante no início da operação, indicando desiquilíbrio nas populações produtoras e consumidoras de nitrito. Após o vigésimo dia de operação, percebe-se pequena variação na concentração de nitrito efluente, com valores abaixo dos 2 mg N-NO 2 -/L, o que indica retomada do equilíbrio do processo de nitrificação, já que a nitratação, etapa de oxidação das formas de nitrito à nitrato, finaliza o processo. A concentração média de nitrito afluente foi nula enquanto que o efluente apresentou valores médios de 2 ± 2 N-NO 2 -/L. 33

54 Nitrito (mg/l) Período de Operação (dias) N-NO2 Afluente N-NO2 Efluente Figura Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. As Figuras 5.2 e 5.21 mostram a variação de nitrogênio amoniacal e N-NTK ao longo do período de operação. A quantidade de dados de nitrogênio amoniacal reduzida se deve a problemas com o aparelho usado para analisar desses parâmetros e consequente perda das amostras. A média da concentração de nitrogênio amoniacal até o décimo nono dia de operação foi de 26 ± 9 mg N-NH 4 +/L para o afluente e 9 ± 8 mg N-NH 4 +/L para o efluente. Observa-se que após a queda dos valores de ph e alcalinidade no décimo quinto dia de operação, a concentração de nitrogênio amoniacal efluente subiu, reduzindo a remoção de 72 ± 21% para 41%, evidenciando a perda de eficiência na conversão das formas nitrogenadas pela falta de alcalinidade no sistema. 34

55 NTK (mg/l) N- Amoniacal (mg/l) Período de Operação (dias) N-NH4 Afluente N-NH4 Efluente Figura Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação NTK Afluente NTK Efluente Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 8 horas e sem recirculação. 35

56 DQO (mg/l) A concentração de NTK na primeira fase da primeira etapa deste trabalho apresentou valores médios de 43 ± 9 mg N-NTK/L e 22 ± 9 mg N-NTK/L para amostras afluente e eflunte, respectivamente AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 8 HORAS E RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = 1,5) A operação do sistema com TDH = 8 horas e recirculação da fase líquida (r = 1,5) teve início em 9 de outubro de 29, após verificação da estabilização da nitrificação. Nesta fase, a vazão de entrada manteve-se em,96 L/h e foi aplicada a vazão de recirculação de 1,44 L/h. A Figura 5.22 mostra os valores de DQO de amostras brutas e filtradas, variando ao longo do período operacional, para afluente e efluente Período de Operação (dias) A. Bruto E. Bruto E. Filtrado Figura 5.22 Variação temporal da DQO, para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). O efluente apresentou valor médio de 4 ± 22 mg DQO/L para amostra bruta e 13 ± 11 mg DQO/L para amostra filtrada, enquanto que o afluente bruto apresentou grande 36

57 Remoção (%) variação, com valor de 616 ± 357 mg DQO/L e a amostra filtrada apresentou valor médio de 151 ± 46 mg DQO/L. A Figura 5.23 apresenta a eficiência de remoção de matéria orgânica. Analisando as Figuras 5.22 e 5.23, nota-se que o sistema manteve-se eficiente na remoção de matéria orgânica, com valores superiores a 86% e médias iguais a 94 ± 3% e 98 ± 2% para amostras brutas e filtradas, respectivamente Período de Operação (dias) Eficiência Bruta Eficiência Filtrada Figura Eficiência de remoção de DQO ao longo do tempo para amostras bruta e filtrada, para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). A carga orgânica aplicada média nesta fase foi de 1,79 ± 1,7 kg/m³.dia, enquanto que a carga orgânica removida apresentou média igual a 1,68 ±1,7 kg/m³.dia. A Figura 5.24 mostra a relação entre a carga orgânica aplicada e a removida. 37

58 Carga Orgânica Removida (kg/m³.dia) 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1,,, 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, Carga Orgânica Aplicada (kg/m³.dia) Figura 5.24 Relação entre carga orgânica aplicada e removida para reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). A Equação 5.2 apresenta a equação obtida a partir do gráfico. Observa-se uma correlação muito boa entre as cargas orgânicas aplicadas e removidas (R² =,993) bem próxima a 1. Comparando as Equações 5.1 e 5.2 observa-se que o coeficiente angular da última foi maior, indicando que a recirculação aumentou a remoção de matéria orgânica. CO removida =,952*CO aplicada (5.2) A qualidade visual do efluente nesta fase foi boa, transparente, porém por vezes amarelado durante o período operacional. As Figuras 5.25 e 5.26 mostram o comportamento de SST e SSV, respectivamente. 38

59 SSV (mg/l) SST (mg/l) Período de Operação (dias) SST Afluente SST Efluente Figura Variação temporal da concentração de SST para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5) SSV Afluente SSV Efluente Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de SSV para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). As concentrações médias de SST foram 277 ± 142 mg/l e 65 ± 48 mg/l para amostras brutas e filtradas, respectivamente. Para SST, as concentrações foram mais 39

60 Ácidos Voláteis (mghac/l) instáveis, apresentando variabilidade elevada, atingindo 6 ± 42 mg/l no afluente e 3 ± 58 mg/l no efluente. A Figura 5.27 mostra o comportamento dos ácidos voláteis totais ao longo do período de operação. O valor médio para o afluente foi de 62 ± 14 mg HAc/L e de 25 ± 6 mg HAc/L para efluente Período de Operação (dias) AVT Afluente AVT Efluente Figura Variação temporal da concentração de Ácidos Voláteis Totais para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). Nessa fase, a alcalinidade a bicarbonato efluente oscilou bastante, apresentando valor médio de 57 ± 4 mgcaco 3/L. Para o afluente, mais estável, a média foi de 1 ± 15 mgcaco 3/L. A Figura 5.28 mostra o comportamento da alcalinidade a bicarbonato ao longo do tempo. 4

61 ph Alc. a Bicarbonato (mgcaco3/l) Alc. Bicarb. Afluente Alc. Bicarb. Efluente Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de Alcalinidade a Bicarbonato para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). Quanto ao ph, o sistema mostrou-se estável, com valores próximos a neutralidade durante praticamente toda a operação desta fase. A exceção fica para o 174 de operação, em que o ph atingiu valor de 6,4. A Figura 5.29 mostra a variação do ph durante esta fase do projeto. 8, 7,8 7,6 7,4 7,2 7, 6,8 6,6 6,4 6,2 6, Período de Operação (dias) ph Afluente ph Efluente Figura Variação temporal do ph para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 41

62 Nitrato (mg/l) Apesar de o sistema apresentar indícios de desnitrificação, como retomada de alcalinidade e normalização do ph, esse processo não foi alcançado nessa fase do projeto. A concentração de nitrato não sofreu redução devido à desnitrificação. As quedas apresentadas na Figura 5.3 podem ser explicadas devido à paralisação do sistema para descolmatação do leito anaeróbio-anóxico, em que se remexou a espuma de poliuretano a fim de desaglutinar as mesmas. Tal hipótese pode ser comprovada pelo aumento na concentração de nitrato nos dias seguintes à limpeza. Os valores médios de nitrato para essa fase foram de 2 mg NO 3 -/L para amostras afluentes e 6 ± 3 mg NO 3 -/L para amostras efluentes N-NO3 Afluente N-NO3 Efluente Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de nitrato para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 42

63 Nitrito (mg/l) 3,5 3, 2,5 2, 1,5 1, N-NO2 Afluente N-NO2 Efluente,5, Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de nitrito para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). A concentração de nitrito, conforme observado na Figura 5.31, apresentou valores abaixo de 1 mg NO 2 -/L por quase todo o período de operação, mostrando que o processo de nitrificação encontrava-se estabilizado. A concentração média de nitrito nessa fase foi nula para amostras afluentes e de 1 ± 1 mg NO 2 -/L para o efluente. A Figura 5.32 mostra o comportamento da concentração de nitrogênio amoniacal ao longo do tempo. Nota-se grande variação nas concentrações, com destaque para os últimos pontos amostrais, em que os valores mantiveram-se abaixo de 5 mg NH 4 +/L, provavelmente por ação da nitrificação. As médias dos valores de nitrogênio amoniacal foram 25 ± 6 mg NH 4 +/L e 11 ± 6 mg NH 4 +/L para amostras afluentes e efluentes, respectivamente. 43

64 NTK (mg/l) N-Amoniacal (mg/l) Período de Operação (dias) N-NH4 Afluente N-NH4 Efluente Figura Variação temporal da concentração de nitrogênio amoniacal para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). A Figura 5.33 apresenta a variação da concentração de NTK durante esta fase. Nota-se que as concentrações efluentes mantiveram-se abaixo dos 25 mg/l, com média de 13 ± 6 mg NTK/L. Já para amostras afluentes, a média foi de 41 ± 8 mg NTK/L NTK Afluente NTK Efluente Período de Operação (dias) Figura Variação temporal da concentração de NTK para o reator operado com TDH = 8 horas e com recirculação (r = 1,5). 44

65 Como visto, a estabilização do sistema foi prejudicada e o processo desnitrificante não teve início provavelmente devido aos problemas com colmatação dos leitos anaeróbio, pelo empuxo gerado pela vazão aplicada na recirculação, e aeróbio, pela formação de camada de biopolímeros na zona de aeração. A Figura 5.34 mostra uma foto do biopolímero formado no reator. Figura Biopolímero formado no reator. Para resolução do problema, foi adotada a rotina de limpeza, da zona de aeração, quando observada a formação exagerada da massa de biopolímeros, com intuito de evitar a formação de caminhos preferenciais que afetam o processo pela redução do tempo de permanência do meio líquido no sistema. No entanto, essas medidas não surtiram efeito e encerrou-se essa fase sem alcançar a desnitrificação AVALIAÇÃO DO DESEMPENHO DO REATOR, COM TDH = 6 HORAS E SEM RECIRCULAÇÃO DA FASE LÍQUIDA (R = ) Nesta etapa, iniciada em 5 de março de 21 e com duração de 32 dias, a vazão aplicada foi de aproximadamente1,28 L/h. Conforme explicado, o material suporte do leito anaeróbio-aeróbio foi reforçado com polipropileno, na tentativa de evitar colmatação. 45