Sustentabilidade no tratamento de efluentes by Aga Solutions Ltda.

TRATAMENTO DE EFLUENTES

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Sustentabilidade no tratamento de efluentes

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sistema de tratamento de águas residuais utilizando plantas é um dos mais antigos que se tem conhecimento e dos mais eficientes, tendo em conta o grau de contaminação dos efluentes. Trata-se da conjugação e da evolução de dois sistemas existentes em numerosos países e, sem dúvida, os mais comuns: os sistemas com lagoas (anaeróbicas, facultativas e de maturação) com o sistema wetlands ou pântanos artificiais. Características mais importantes: - Tratamento primário, secundário e terciário; - Depuração de efluentes, chegando a uma eficiência de mais de 95%; - Sem necessidade de gerenciamento de lodos; - Sem maus odores nem ruídos; - Suporta variações de fluxo (aumentos signi-

ficativos na quantidade de efluente); - Baixo ou nulo consumo de energia elétrica; - Vida útil ilimitada; - Obra civil simples e econômica; - Integração paisagística; - Manutenção reduzida a cuidados fitossanitários. As plantas utilizadas são um tipo de macrófitas aquáticas denominadas Typhas e dentre elas a Typha dominguensis. Esta espécie pode ser encontrada em todo o mundo, facilmente adaptável, resistente a índices moderados de salinidade e com uma característica especial de absorver metais pesados. Estas plantas em estado adulto apresentaram melhores índices de adaptação e resistência à pragas do que as plantas cultivadas em estufas. O tapete biológico utilizando plantas adultas pode estar formado em aproximadamente três meses desde a sua implantação comparada aos nove ou dez meses que necessitam a planta jovem. Isto se deve ao sistema radicular se encontrar mais desenvolvido e a reprodução por rizoma se dar de imediato. As macrófitas são constituídas por uma rede de tubos para receber ou emitir oxigênio. Durante o dia as raízes recebem oxigênio puro

através da fotossíntese. À noite as raízes recebem oxigênio do ar (21%) bombeado ao longo dos tubos desde as folhas. O processo de transferência de oxigênio para o interior da planta ocorre tanto nas folhas como nos caules. Pela superfície das raízes e rizomas é sempre ejetado oxigênio para o ambiente exterior. A estrutura de aplicação (EDA) das plantas sobre as lagoas, o sistema de flutuação, desenvolvido e patenteado com nossa colaboração, se mostra eficaz tanto para plantio de mudas como de planta adulta. Constitui-se de duas peças sendo uma estrutural (peça rede) e outra de acomodação da planta (peça cesto). Cada peça rede tem uma superfície de 0,53 m², com possibilidade de corte sem perder a flutuabilidade e não deixa espaços significativos entre elas, favorecendo a fixação de novas plantas e a rápida formação do tapete vegetal.

Os testes hidrodinâmicos têm sido satisfatórios, com baixa resistência ao fluxo e desprezível quando considerado juntamente com as raízes das plantas. Ao conseguir flutuar as plantas em lagoas ou tanques, se potencializa o tratamento em aproximadamente 35% se comparado com um sistema de lagoas. Isto permite que se possa reduzir as superfícies dos sistemas. Quanto à economia na implantação uma estação ecológica (ESEC) é 40% mais barata e o custo é 70% menor na manutenção. Isto é decisivo na hora de decidir que tipo de tratamento será utilizado. Sintetizamos este sistema com o seguinte esquema:

Em cada peça rede podemos acomodar até vinte peças cesto, o que equivale a 40 plantas por metro quadrado. Esta densidade seria muito alta. Em condições climáticas favoráveis utilizaríamos entre 16 e 20 plantas adultas obtendo a cobertura vegetal desejada em aproximadamente 3 meses. No caso de utilizar mudas às quais, devido as suas características, são mais frágeis, a densidade seria maior entre 24 a 30 mudas por metro quadrado e de 6 a 9 meses para obter os mesmo resultados. NHR Engenharia

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TRATAMENTO DE EFLUENTES por Fábio Campos e Rosvaldo Catino

Avaliação do desempenho de um sistema piloto de MBBR tratando esgoto doméstico

ntende-se por saneamento básico uma série de medidas de ordem preventiva e corretiva que visem a promover saúde e segurança aos cidadãos e ao meio ambiente, o que o torna um dos principais parâmetros para avaliação da qualidade de vida da população. Em uma época em que vivemos um crescente aumento populacional atrelado a igual aumento na produção de bens de consumo, a tarefa de proteger o ambiente e o indivíduo dos resíduos gerados pelas diversas atividades humanas, torna-se complexa e necessária. O tratamento de águas residuárias provenientes das indústrias, comércios e residências, está presente nesse contexto e tem se tornado uma preocupação constante no meio social, político e acadêmico, encontrando-se inserida nas principais agendas governamentais. No intuito de atender as novas expectativas, as agências de saneamento básico têm buscado, através de seus planos diretores, o aumento da capacidade de recebimento e tratamento de esgoto nas estações de tratamento de esgoto (ETE), entretanto, algumas situações podem vir a comprometer a sua execução. Dentre os diversos fatores que possam contribuir negativamente, está a capacidade de crescimento das unidades de tratamento da ETE, isto é, a indisponibilidade de área física para seu aumento. A tecnologia dos sistemas MBBR – Moving Bed Biofilm Reactors – apresenta-se como uma alternativa viável para promover o aumento da capacidade de tratamento da ETE quando não há disponibilidade de área. Sistemas MBBR são obtidos mediante a introdução de pequenos anéis plásticos (bio-

mídias) em tanques de aeração, assim, tais reatores além de contar com a biomassa em suspensão normalmente desenvolvida, possuem, também, um biofilme aderido aos anéis, o que lhes confere uma maior capacidade no recebimento e tratamento de cargas orgânicas e de nutrientes sem necessitar de um aumento da área construída. O presente trabalho teve por objetivo específico acompanhar, desde a partida, um reator do tipo MBBR, avaliando seu desempenho frente à remoção de matéria orgânica carbonácea e nitrogenada, variando-se a aplicação da Carga Orgânica Superficial (COS) e Volumétrica (COV), prescindindo da recirculação de lodo secundário.

Sistema MBBR A tecnologia de sistema de tratamento de esgoto do tipo MBBR foi desenvolvida na Noruega na década de 1980, através da parceria firmada entre a companhia Kaldnes Miljǿteknologi (KMT), especialista em tratamento de efluentes doméstico e industrial, e o Instituto de Pesquisa SINTEF (Rusten et al, 2000). Basicamente, o processo de MBBR consiste em uma tecnologia adaptada aos sistemas de lodos ativados, por meio da introdução de pequenas peças de plástico de baixa densidade e de grande área superficial (biomídias) no interior do tanque de aeração, que atuaram como meio suporte para desenvolvimento do biofilme, mantidos em constante circulação e mistura seja em função da introdução de ar difuso ou devido à existência de agitadores mecanizados; não havendo a necessidade de recircular o lodo (WEF, MOP

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n o 35, 2010; Minegatti, 2008; Rusten et al, 2000; Ødegaard et al. 1994). A figura 1 apresenta as possíveis configurações desses tanques.

Figura 1 - Agitação em reatores (a) aeróbios, (b) anóxicos e anaeróbios

Dessa forma, o sistema MBBR incorpora as melhores características dos processos de crescimento de biomassa em suspensão e de biomassa aderida, conferindo ao processo um aporte considerável de sólidos em suspensão, proporcionando o aumento da população de microrganismos atuantes na depuração do esgoto, permitindo assim, tratar cargas orgânicas carbonáceas e nitrogenadas mais elevadas quando comparado ao sistema de lodo ativado. Resumidamente, podem-se destacar as seguintes vantagens (Fujii, 2011; WEF, MPO no 35, 2010): • Menor volume dos reatores biológicos se comparado com o sistema de lodo ativado conjugado com clarificadores para alcançar os mesmos objetivos de tratamento; • As taxas de aplicação de sólidos para as unidades de clarificação são significantemente reduzidas quando comparadas às de sistemas de lodo ativado; • Não há necessidade de operações de retrolavagem para controle da espessura de biofilme ou desentupimento do meio suporte por se tratar de reatores de mistura completa e fluxo contínuo; • Ao contrário do sistema de lodos ativados, não depende da etapa de separação de sólidos para manter a densidade populacional de microrganismos, uma vez que a maior parte da biomassa ativa é retida continuamente no reator; • Sua versatilidade permite considerar viável uma grande variedade de formas geo-

métricas para o reator; • Maior capacidade para absorver cargas de choque; • Ocorrência de desnitrificação em zonas anaeróbias nas camadas profundas do biofilme; • Facilidade para oxidar cargas com altas taxas de componentes solúveis dentro do biofilme; • Possibilidade de trabalhar com baixa idade do lodo; • Maior eficiência da nitrificação independente da Idade do lodo. Um ponto a ser considerado em contraste com as inúmeras vantagens dessa tecnologia é o consumo de oxigênio. A necessidade de manter viáveis tanto a biomassa aderida quanto a em suspensão deve requerer uma maior quantidade de Oxigênio Dissolvido (OD). Além disso, a ocorrência da nitrificação bem como a energia necessária para manter em agitação a biomídia, contribui para um maior consumo de OD. Diversos autores tem apontado para uma faixa de OD entre 2 a 5mgO2/L para que o processo não seja comprometido.

Biomídias Comercialmente, encontram-se disponíveis no mercado, biomídias com área superficial específica variando de 450 a 1200 m2/m3, permitindo, quando em termos de equivalência com a concentração de sólidos em suspensão presentes no tanque, valores típicos da ordem de 1000 a 5000 mgSS/L (WEF, MPO no 35, 2010). A figura 2 ilustra alguns modelos de biomídias e suas especificações. O preenchimento com biomídias pode variar de 25 a 70% do volume líquido do tanque dependendo do objetivo a que se destina o tratamento, Reis (2007) citando alguns dados de literatura, indica que a razão entre o volume de suporte (leito estático) e o volume do reator (Vs/Vr) não deve ser superior a 0,7. Esses elementos são fabricados em polietileno e têm densidade específica entre 0,94 e 0,96 g/cm³. Os choques entre as biomídias mantidas no interior do tanque de aeração podem causar perdas da biomassa aderida às suas faces exter-

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Figura 2 – Modelos e especificações de biomídias de acordo com os principais fabricantes

nas, dessa forma, como parâmetro de projetos, considera-se apenas a área superficial específica, que é traduzida pela razão entre a totalidade da área da biomídia e o volume por ela ocupado, considerando a devida distribuição das peças no reator (Fujii, 2011; Minegatti, 2008).

Carga Orgânica Volumétrica (COV) A COV corresponde à razão entre a carga orgânica aplicada ao reator biológico e o volume do mesmo, dado por kg DBO ou DQO/m3.d, sendo representada através da equação 1:

Variáveis de controle De acordo com Von Sperling (1997), em processos de tratamento de esgoto estão envolvidas variáveis de entrada, controle, medida e manipuladas. Variáveis de entrada são aquelas às quais não é possível controlar diretamente, tais como vazão e características do afluente; variáveis de controle são aquelas impostas ao sistema para seu melhor desempenho, são determinadas através das informações obtidas pelas variáveis de medidas e mantidas através das variáveis manipuladas. Entende-se que o processo MBBR possui as mesmas características operacionais de um sistema de lodos ativados acrescido, contudo, da parcela de biomassa aderida; logo, suas variáveis de controle serão muito próximas daquelas usuais ao sistema de lodos ativados. A seguir serão detalhadas algumas variáveis envolvidas no controle do MBBR: Carga Orgânica Volumétrica (COV), Carga Orgânica Superficial (COS) e Oxigênio Dissolvido (OD).

Minegatti (2008) lista valores de COV utilizados em alguns experimentos. Esses valores podem ser observados na tabela 1.

Tabela 1 – COV aplicada em diversos experimentos

Para efeito de comparação, a tabela 2 relaciona alguns valores de COV aplicados em outras tecnologias de tratamento de esgoto (Reis, 2007).

Na tabela 3, podem-se observar valores de COS obtido em alguns experimentos (Minegatti, 2008).

Tabela 2 – Valores típicos de COV aplicados em outras tecnologias

Carga Orgânica Superficial (COS) COS refere-se à razão entre a carga orgânica aplicada ao reator biológico e a totalidade da área superficial em função da biomídia. Trata-se de uma variável de grande importância para o processo MBBR, sendo expressa em gDBO ou DQO/m 2.d, como apresentado na equação 2.

Tabela 3 – COS aplicada em diversos experimentos

Entretanto, deve-se ressaltar que, segundo a literatura, existe uma relação direta entre o parâmetro COS e a ocorrência de processos de nitrificação, de modo que quanto maior os valores de COS aplicados ao sistema, melhor será a eficiência do mesmo em relação à remoção de matéria orgânica, em contrapartida, tais taxas diminuirão a ocorrência de nitrificação.

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Pastorelli et al (1997) apud Minegatti (2008) relata ter obtido boas taxas de nitrificação com o emprego de COS de 3,5gDQO/m2.d

Oxigênio Dissolvido (OD) A introdução de OD no interior do reator deve atender às necessidades metabólicas da população de microrganismos presentes, bem como promover a completa mistura do conteúdo do tanque. Dessa forma, o sistema MBBR, por contar com a presença da biomassa aderida além da biomassa em suspensão, juntamente com as biomídias, naturalmente requer uma taxa de aplicação de OD superior à encontrada para os sistemas de lodos ativados. Diversos autores apontam para a necessidade de se manter uma concentração de OD no reator entre 2 e 5mgO2/L, sem a qual, a eficiência do processo é afetada. Assim, para Rusten et al (1994), a concentração de OD é a variável mais preponderante ao sistema.

(a) Estação elevatória de esgoto, construída no CRUSP; (b) Recebimento do esgoto no CTH – Tratamento preliminar; (c) Estação elevatória de esgoto no CTH; (d) Tanques de equalização; (e) Decantador primário Figura 3 – Principais unidades da pesquisa

Materiais e métodos A pesquisa foi desenvolvida por meio de experimento em escala piloto, sendo posto em operação um reator biológico com volume útil de 1m 3, instalado no campo experimental de tratamento de esgoto do Centro Tecnológico de Hidráulica, Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, Departamento de Engenharia Hidráulica e Sanitária. O esgoto sanitário que alimentou a unidade piloto era proveniente do CRUSP – Conjunto Residencial da USP, recebendo tratamento preliminar por meio de gradeamento e desarenação, sendo em seguida encaminhado para um decantador primário. Na figura 3 apresenta-se o conjunto de unidades que integram o tratamento preliminar, e na figura 4, a piloto MBBR. Para alimentação da unidade piloto MBBR, o esgoto, após passar pelas etapas do tratamento preliminar, foi descarregado em um reservatório elevado de equalização com 2000 L de volume total, composto por duas caixas de fibro-cimento de 1.000 de volume unitá-

Figura 4 – Vista da piloto MBBR utilizada na pesquisa

rio (figura 3-d). Da equalização o esgoto era transferido por gravidade para o decantador primário (figura 3-e) sob vazão controlada de forma a manter o tempo de detenção hidráulica entre uma e duas horas, de onde era recalcado para o tanque de aeração mediante o uso de uma bomba centrífuga. A figura 5 apresenta o ‘lay out’ da piloto. Cerca de 30% do volume útil do reator MBBR foi preenchido com biomídia PZE®, de produção nacional, com área superficial específica

Tabela 5 – Valores dos parâmetros operacionais admitidos

Variáveis de monitoramento

Figura 5 – ‘Lay out’ da piloto MBBR

de 600m2/m3; o OD foi introduzido por meio de difusores localizados na base do tanque, sendo alimentado por uma linha de ar comprimido. Na figura 6 é mostrada a biomídia utilizada no experimento.

Figura 6 – Biomídia PZE® utilizada no estudo

A fim de avaliar a eficiência do processo MBBR no que diz respeito à remoção de matéria orgânica e de nitrificação, foram realizadas, duas vezes por semana, análise das variáveis Demanda Química de Oxigênio (DQO) e Nitrogênio Total Kjeldhal (NKT), referentes ao esgoto bruto (decantado) e efluente final (total e filtrado). Para caracterizar quantitativamente a biomassa aderida à biomídia, foram realizadas determinações de sólidos em suspensão voláteis (SSV), através da extração do biofilme, seguindo a metodologia: • Em cada determinação, foram coletadas biomídias do tanque de aeração, utilizando-se peneira; • O material coletado era transferido para o frasco da figura 7-a, até completar volume de 100 mL (cerca de 8 unidades), adicionando-se, em seguida, água destilada; • O conteúdo dos frascos foi transferido para cápsulas de porcelana e cada elemento foi raspado em suas superfícies externa e interna com escova de uso odontológico (figura 7-b); • Ao mesmo tempo da raspagem, os suportes iam sendo lavados com água destilada, recolhendo-se todo o volume produzido em um béquer (figura 7-c);

Parâmetros operacionais A fim de avaliar o comportamento do sistema frente a diferentes valores aplicados de COS e COV, bem como sua influência da capacidade de remover matéria orgânica carbonácea e nitrogenada, o experimento foi dividido em dois estágios. No primeiro foi aplicado uma COS média de 11gDQO/m2.d e no segundo estágio, uma COS média de 6gDQO/m2.d, mantendo, em ambos os estágios, o mesmo nível de preenchimento com biomídia e OD. A tabela 5 resume os valores dos principais parâmetros operacionais adotados ao longo do estudo.

Figura 7 – Procedimento experimental para quantificação de biomassa aderida

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• Posteriormente foram realizadas as determinações das concentrações de SSV e SST. Por fim, foram realizadas medições de pH e OD diárias no tanque de aeração.

Discussão dos resultados Ao longo do experimento observou-se uma grande estabilidade do piloto nas variáveis pH e OD, não havendo grandes oscilações, o que permitiu uma melhor avaliação da eficiência da mesma. A figura 8 apresenta a série histórica.

Figura 8 – Série histórica dos parâmetros pH e OD

Remoção de matéria orgânica carbonácea A tabela 6 apresenta, resumidamente, os valores aplicados para os parâmetros operacionais nos dois estágios. Como se pode observar na tabela 6, os valores médios aplicados para COV nos dois estágios são parecidos com os apresentados

na tabela 2, enquanto que para COS são superiores aos usuais (tabela 3). Uma dificuldade enfrentada ao longo do estudo foi causada pela instabilidade da bomba de recalque de esgoto. Por tratar-se de vazões pequenas, a bomba do tipo centrífuga utilizada não seria a mais adequada, o que provocou grande variação nas vazões aplicadas, como se pode notar nos valores máximos e mínimos dos parâmetros operacionais. Na tabela 7 são apresentados os dados estatísticos referentes ao monitoramento da variável DQO no esgoto bruto e no efluente MBBR, nos dois estágios. Na figura 9 é apresentada a série histórica (médias móveis de 4 termos) relativas a DQO do esgoto decantado e do efluente final da piloto MBBR e os diagramas Box-Whiskers na figura 10 ilustram a eficiência de remoção obtida em cada estágio. Nota-se, no estágio 1 uma eficiência de remoção média de 84% e no estágio 2 de 77%, o que demonstra uma variação muito pequena, mesmo mediante a diminuição pela metade dos parâmetros COS e COV, permitindo supor a estabilidade do sistema diante da diminuição da carga orgânica aplicada, no que diz respeito a formação e manutenção do biofilme. Percebe-se um significativo aumento no valor de DQO afluente no estágio 2 (tabela 5), o que pode justificar os valores superiores de DQO no

Tabela 6 – Valores médios obtidos dos principais parâmetros operacionais

Tabela 7 – Estatística descritiva das concentrações de DQO – esgoto bruto/efluente MBBR

Figura 9 – Série de resultados de DQO afluente, efluente estágios 1 e 2

Figura 10 – Eficiência de remoção de DQO

Figura 11 - Eficiência de remoção de DQO filtrada

efluente desse estágio quando comparado com o anterior. Nessas condições, observou-se no estágio 1 uma relação média de DQO/SSV-Biofilme da ordem de 2,45kgDQO/ kgSSV-Biofilme, enquanto que no estágio 2, de 3,18kgDQO/ kgSSV-Biofilme. Deve-se ressaltar que o sistema operou com apenas 30% de enchimento de biomídia, valor bem abaixo do comumente empregado em MBBR e sem reciclo de lodo secundário. Na figura 11 se podem observar os valores de remoção para DQO filtrada nos dois estágios, a fim de avaliar a influência da eventual perda

de sólidos no efluente final na eficiência do sistema. No estágio 1 obteve-se, na média, 93% de eficiência, enquanto que no estágio 2, 87%; um ganho de cerca de 10 e 12%, respectivamente, quando comparados com os dados da DQO total.

Remoção de nitrogênio Na tabela 8 são apresentados os dados estatísticos referentes ao monitoramento da variável NKT no esgoto bruto e no efluente MBBR, nos dois estágios. Nota-se um considerável aumento, na média superior a 50%, na concentração de

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Tabela 8 – Estatística descritiva das concentrações de NKT – esgoto bruto/efluente MBBR

NKT presente no esgoto durante toda o estágio 2. A princípio, não existe uma explicação para essa alteração, uma vez que não ocorreu nenhuma mudança na rede de esgoto que chega à elevatória que alimenta o piloto. Tal fato fez com que a carga de nitrogênio aplicada no estágio 2 permanece-se igual a aplicada no estágio anterior, mantendo-se em 0,4 kgN/m3.d e em relação ao biofilme em 2,2gN/m2.d, valores esses não condizentes a esgoto sanitário. Na figura 12 é apresentada a série histórica (médias móveis de 4 termos) relativas ao NKT do esgoto decantado e do efluente final da piloto MBBR e os diagramas Box-Whiskers na figura 13 ilustram a eficiência de remoção obtida em cada estágio. Observa-se uma baixa eficiência de remoção de NKT, em torno de 58%, durante o estágio 1, indicando que o fenômeno de nitrificação não ocorreu de forma satisfatória no reator MBBR. A possível explicação para o fato pode ser atribuído à taxa de COS, aplicado ao experimento, ser alta e típica para remoção de matéria orgânica, bem como o baixo TDH ter dificultado a ação das bactérias

Figura 12 – Série de resultados de NKT – afluente, efluente estágios 1 e 2

Figura 13 – Eficiência de remoção de NKT

Figura 14 - Eficiência de remoção de NKT filtrado

nitrificantes, tanto que o mesmo não ocorreu durante o estágio 2, onde o valor de COS fora diminuído pela metade e o TDH dobrado, gerando uma remoção de nitrogênio média de 70%. Nessas condições, observou-se no estágio 1 uma relação média de NKT/SSV-Biofilme da ordem de 0,51kgN/kgSSV-Biofilme, enquanto que no estágio

2, de 1,04kgN/kgSSV-Biofilme. Na figura 14 se podem observar os valores de remoção para NKT filtrada nos dois estágios, a fim de avaliar a influência da eventual perda de sólidos no efluente final na eficiência do sistema. De acordo com as figura 14, não se observa um ganho considerável na eficiência do

processo, quando comparada com os valores obtidos para o efluente total.

Caracterização da biomassa aderida O monitoramento quantitativo da série histórica do biofilme e os valores médios em cada estágio podem ser observados nas figuras 15 e 16. Percebe-se que durante todo o estágio 1 os valores de SSV mantiveram-se na ordem de 1g/L, valor esse tal reportado na literatura, o que demonstra a efetividade da biomídia PZE® em oferecer aderência ao bio-

Figura 16 – SSV na biomassa aderida

filme; contudo, no estágio 2, com a diminuição da carga orgânica aplicada, nota-se uma diminuição da concentração de SSV na biomídia, mas que, como demonstrou os resultados de remoção de DQO e NKT, não comprometeu a eficiência do processo.

Conclusão

Figura 15 – Série histórica de SSV na biomassa aderida

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Ao término do estudo pode-se concluir que: • O processo de MBBR sem reciclo de lodo secundário é viável para remoção de cargas orgânicas carbonáceas e nitrogenadas, mesmo com um baixo enchimento de biomídias;

• A determinação do valor de COS empregado ao sistema é fundamental para a ocorrência ou não do processo de nitrificação e consequente remoção de nitrogênio; • A biomídia PZE® utilizada no experimento mostrou-se eficiente no que diz respeito à área superficial e capacidade de aderência ao biofilme. Ver referências bibliográficas em nosso site: www.revistatae.com.br

Fábio Campos

Biólogo e Doutorando em Ciências pela Faculdade de Saúde Pública da USP.

Rosvaldo Catino

Engenheiro Sanitário e professor da Faculdade de Tecnologia e Processos Ambientais no SENAI.

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TRATAMENTO DE ÁGUA E EFLUENTE

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por Carla Legner

Digestão biológica do lodo

tratamento de água é um conjunto de procedimentos físicos e químicos que são aplicados para que ela fique em condições adequadas para o consumo, ou seja, para se tornar potável, livrando o líquido de qualquer tipo de contaminação. Uma das etapas que pode ser utilizada no tratamento de água é a digestão biológica de lodo, utilizada para o tratamento de resíduos provenientes das estações de tratamento de esgoto (ETE’s), ou em biodigestores, mecanismos que usam o potencial energético da matéria orgânica descartada para gerar energia na forma de biogás. O lodo é o resíduo do tratamento, dessa forma, a principal característica de um tratamento biológico de efluentes com lodo ativado é a ocorrência de microrganismos que usam a poluição como alimento. A água é o principal

componente do lodo e seu conteúdo depende se é lodo primário (sólidos), secundário (digestão biológica) ou terciário (precipitação química). Existem basicamente dois tipos de digestores, o anaeróbio e o aeróbio. São compostos em geral por um único tanque que opera em regime continuo ou batelada. De acordo com Henrique Martins Neto, engenheiro químico da EQMA Engenharia, Química e Meio Ambiente, empresa especializada em fornecer as melhores soluções para sistema de tratamento de água, esgoto e efluentes industriais, o tratamento biológico de lodo é uma das quatro etapas necessárias para a correta separação de resíduos sólidos da fase líquida, ou seja, separar a sujeira da água. A quantia de matéria orgânica e atividade celular são muito elevadas, desta forma sua principal função é estabilizar a biomassa ainda ativa que

é removida do sistema de tratamento da fase líquida, desse modo em poucas horas após a remoção do excesso de lodo do tanque de aeração, inicia-se o processo de putrefação do lodo, que exala maus odores. Além da putrefação, o processo seguinte de secagem do lodo com equipamentos como filtros e prensa é brutalmente prejudicado, pois a biomassa produz um biopolímero que não permite a extração de água, mesmo com elevada pressão fornecidas pelos equipamentos, produzindo assim uma torta com muita umidade e pouco uniforme. Normalmente quando o lodo de excesso é encaminhado para a unidade digestora ainda na forma fluida apresenta a concentração de sólidos da ordem de 5%, sendo que após secagem em leitos ou em centrifugas o teor de sólidos varia entre 20 a 25% já para filtros prensa são comuns valores de 30 a 35%, ou seja em ambos os casos o lodo se apresenta como torta semi-sólida que ainda possui mais da metade do seu peso composto por água intersticial, porém com o volume extremamente reduzido.

Tipos de digestores Podemos considerar tratamento anaeróbio de esgotos qualquer tipo de processo de digestão que resulte na alteração da matéria orgânica biodegradável, na ausência de oxidante externo, com produção de metano e dióxido de carbono, deixando na solução aquosa subprodutos como amônia, sulfetos e fosfatos. No sistema de digestão anaeróbio, o conteúdo do reator pode ou não ser homogeneizado através de misturadores mecânicos e também pode contar com sistema de aquecimento comum em um país de clima temperado, pode-se dizer que a digestão anaeróbia ocorrerá com melhor desempenho em torno de 40 oC e para temperatura abaixo de 5 oC é praticamente inexistente. “Um destaque importante para este tipo de sistema é a formação do biogás ou gás natural, composto por aproximadamente 50% de metano e 50% de gás carbônico, que é uma ótima fonte de energia limpa e barata, existem diversas plantas deste tipo operando em países como

Alemanha e Holanda”, completa o engenheiro. O processo de digestão é desenvolvido por uma sequência de ações realizadas por vários tipos de bactérias, no qual se podem distinguir quatro fases subsequentes: hidrólise, etapa de quebra das moléculas mais complexas em carboidratos mais simples, aminoácidos e ácidos graxos (reação com a água). A acidogênese, onde é feita a conversão dos compostos solúveis produzidos na hidrólise para ácidos graxos voláteis. Depois a acetogênese, onde bactérias acetogênicas oxidam os ácidos graxos de cadeia longa para acetato, CO 2 e H 2. E por fim a metanogênese, onde bactérias metanogênicas produzem gás metano. Na ausência de oxigênio encontramos somente bactérias anaeróbias, que podem aproveitar o oxigênio combinado. As bactérias acidogênicas destroem os carboidratos, proteínas e lipídios transformando-os em ácidos voláteis. As bactérias metanogênicas convertem grande parte desses ácidos em gases, predominando a formação de gás metano. A estabilização de substâncias instáveis e da matéria orgânica presente no lodo fresco também pode ser realizada através da adição de produtos químicos. Esse processo é denominado estabilização química do lodo. Já em sistemas de digestão aeróbia são utilizados aeradores mecânicos ou difusos que promovem a mistura e fornecem o oxigênio necessário a biomassa, seu principal benefício é o menor tempo requerido para o processo e, portanto apresenta menor volume do tanque, porém deve-se mencionar que o custo energético é maior. Henrique explica que em ambos os processos o fenômeno é muito similar, ou seja, o lodo ainda muito ativo e com excesso de matéria orgânica é enviado ao digestor, ficando submetido à condição de pouco alimento, no caso fazendo referência ao material presente na água residuária já previamente removido no tratamento da fase líquida. “Desse modo o pouco material biodegradável disponível está localizado nas reservas internas das células, que passam a ser a única fonte de alimento, este fenômeno é também conhecido por respiração endógena, que

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ocorrem de maneira fermentativa ou oxidativa, respectivamente em digestores anaeróbios e aeróbios. Ao passar do tempo, em geral de 15 a 45 dias de detenção dentro do digestor a concentração de matéria biodegradável se esgota por completo e o lodo está praticamente inativo, pronto para a próxima etapa de desidratação”, enfatiza Henrique.

Outras etapas de tratamento

Fotos: EQMA Engenharia

As outras três etapas necessárias para o tratamento são: o adensamento, anterior a digestão, que consiste na redução do volume do lodo através de processos físicos, desidratação posterior a digestão, que emprega processos de evaporação ou ação mecânica (prensagem ou centrifugação), e a última etapa, responsável pela higienização, em geral efetuada através de aquecimento convectivo, capaz de reduzir a concentração de patógenos como bactérias, vírus e parasitas (nematódeos e helmintos) a níveis aceitáveis. “Em geral ambos os sistemas possuem ótima eficiência e a diferença básica na escolha do melhor ou projeto mais indicado está no estudo entre o arranjo geral da estação de tratamento de efluente, volume de lodo produzido e custos energéticos”, explica Henrique. O engenheiro explica ainda que alguns arranjos de estação de tratamento de efluentes possibilitam a eliminação completa do digestor de lodo, porém requerem a adição de sistemas mistos com-

Sistema lodo ativado convencional com digestor biológico de lodo e leito de secagem

postos por reator anaeróbio seguido de aeróbio. Os esquemas mistos mais comuns são reatores UASB seguido de lodo ativado, filtro biológico, ou lagoa de estabilização. No sistema misto, o lodo de excesso oriundo do filtro biológico ou lodo ativado é direcionado para o reator UASB, que pode realizar até três processos ao mesmo tempo, são eles: tratamento da água residuária, adensamento e digestão do lodo. Essas funções extras do UASB estão relacionadas com a robustez e a elevada eficiência no processamento de elevadas cargas orgânicas devido à formação do manto de lodo, que origina seu nome.

Sistema misto com reator tipo UASB, lodo ativado e leito de secagem

De acordo com Henrique existe também outra alternativa ao regime misto, que é o processo de lodo ativado modalidade aeração prolongada, recomendado para sistema de médio a pequeno porte com baixa produção de resíduos. Neste a digestão do lodo de excesso ocorre dentro do próprio tanque de aeração, juntamente com o esgoto afluente. No lodo ativado modalidade aeração prolongada não há o decantador primário, que é responsável pela remoção de parte dos sólidos em suspensão e matéria orgânica afluente, portanto a biomassa recebe o esgoto bruto e requer tempo de detenção mais longo, originando assim tanques de grandes dimensões, se comparado ao convencional, por isso a denominação aeração prolongada. Nesta condição a relação entre a quantidade de alimento disponível para

os microrganismos é muito baixa (fator A/M), obrigando-os a utilizar a respiração endógena para prosperar, desse modo o lodo de excesso é praticamente estabilizado junto com a água residuária afluente, porém ainda deve ser adensado e desidratado.

Como escolher o melhor processo? A EQMA Engenharia, Química e Meio Ambiente trabalha com projetos para atender toda a demanda dos clientes, porém Henrique ressalta que antes da escolha do melhor processo, a empresa sempre faz uma avaliação crítica do arranjo geral da estação de tratamento de efluente, volume de lodo gerado, consumo de energia, insumos químicos, espaço disponível etc. “Em geral os digestores são mais utilizados em estações de médio e grande porte, sendo quase que obrigatórios em estações de tratamento de esgoto domésticos municipais ou grandes instalações industriais, portanto a demanda de

mercado acaba sendo praticamente a mesma das estações de tratamento. Já para sistemas de pequeno porte a demanda é muito pequena, tendo em vista a baixa geração de lodo e possibilidade de se eliminar o digestor através de arranjos no sistema de tratamento do efluente líquido”, completa Henrique. Apesar de ser um processo pouco utilizado, o sistema de digestão de lodo tem suas vantagens: é uma alternativa que propicia o aproveitamento energético do lodo (geração de biogás com elevado conteúdo de metano), a digestão anaeróbica combinada com a queima do biogás é uma alternativa ecológica sem emissões gasosas e com redução de sólidos voláteis de até 70% e é uma solução que propicia um lodo final de volume muito reduzido e isento de patogênicos. Contato da empresa: EQMA Engenharia: www.eqma.com.br