CONCEPÇÃO E AVALIAÇÃO DE SISTEMA DE TRATAMENTO COM … · Concepção e avaliação de sistema...

Luciano dos Santos Rodrigues

CONCEPÇÃO E AVALIAÇÃO DE SISTEMA DE TRATAMENTO COMREATOR ANAERÓBIO DE MANTA DE LODO (UASB) E LAGOA DE

POLIMENTO PARA ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE SUINOCULTURA

Tese apresentada à Universidade Federal deMinas Gerais, Escola de Veterinária comorequisito parcial para obtenção do grau deDoutor em Ciência Animal.

Área de Concentração: Epidemiologia

Orientador: Prof. Israel José da SilvaCo-Orientador: Prof. Marcos Von SperlingCo-Orientador: Prof. Paulo Roberto de Oliveira

Belo Horizonte – MGEscola de Veterinária da UFMG

2008

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R696c Rodrigues, Luciano dos Santos, 1975- Concepção e avaliação de sistema de tratamento com reatoranaeróbio de manta de lodo (UASB) e lagoa de polimento paraáguas residuárias de suinocultura / Luciano dos Santos Rodrigues.- 2008. 151 p. : il.

Orientador: Israel José da Silva Co-orientadores: Marcos Von Sperling, paulo Roberto de Oliveira Tese (doutorado) – Universidade Federal de Minas Gerais,Escola de Veterinária Inclui bibliografia

1. Águas residuais – Tratamento biológico – Teses. 2. Águaresiduais – Purificação – Teses. 3. Suíno – Criação – Teses. I. Silva,Israel José da. II. Sperling, Marcos Von. III. Oliveira, Paulo Roberto de.IV. Universidade Federal de Minas Gerais. Escola de Veterinária.V. Título.

CDD – 628.161

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Tese defendida e aprovada no dia 19 de março de 2008, pela Comissão Examinadoraconstituída por:

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A DeusA meus pais Célio e ClerioniceA meus irmãos Juliano e Lucimara

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AGRADECIMENTOS

À meu orientador, professor Dr. Israel José da Silva, pela amizade e confiança a mimdepositados.

Aos co-orientadores Marcos Von Sperling e Paulo Roberto de Oliveira.

À Banca Examinadora formada pelos professores: Cláudio Milton Montenegro Campos,Roberto Alves de Oliveira, Ivanildo Evódio Marriel e Dalton de Oliveira Fontes, pelas críticas esugestões ao trabalho.

À Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG), pela oportunidade de realização destetrabalho.

Aos colegas Manon, Raquel, débora Papa, Débora Brito e Cristiely.

Aos Laboratórios de Saneamento do Departamento de Medicina Veterinária Preventiva eNutrição Mineral do Departamento de Zootecnia da Escola de Veterinária da UFMG, e aoLaboratório de Análises Físico-quimicas do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambientalda Escola de Engenharia da UFMG (DESA/UFMG), por possibilitarem a realização dasanálises necessárias a execução do trabalho.

À direção e aos funcionários da Fazenda Experimental Professor Hélio Barbosa, por todo apoiodado durante a fase experimental do trabalho.

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SU’MÁRIOLISTA DE ABREVIATURAS............................................................................. 14

RESUMO........................................................................................................... 15

ABSTRACT....................................................................................................... 15

1. INTRODUÇÃO .................................................................................................. 16

2. OBJETIVOS ...................................................................................................... 18

3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA............................................................................. 183.1 Características dos dejetos de suínos e seus impactos ambientais................. 183.2 Fundamentos da digestão anaeróbia................................................................ 203.3 Microbiologia da digestão anaeróbia................................................................. 213.4 Bioquímica da digestão anaeróbia .................................................................... 253.5 Aspectos importantes da cinética da digestão anaeróbia................................. 263.5.1 Cinética do crescimento de microrganismos..................................................... 263.6 Fatores que interferem no processo de digestão anaeróbia............................. 283.6.1 Temperatura ...................................................................................................... 283.6.2 pH, alcalinidade e ácidos voláteis ..................................................................... 293.6.3 Materiais tóxicos................................................................................................ 313.6.4 Concentração de sólidos totais e sólidos voláteis............................................. 313.7 Reatores anaeróbios de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB) ............... 323.7.1 Considerações iniciais....................................................................................... 323.7.2 Princípios de Funcionamento............................................................................ 323.7.3 Configurações típicas ........................................................................................ 333.7.4 Materiais de Construção.................................................................................... 343.7.5 Parâmetros de projeto ....................................................................................... 353.8 Reator UASB no tratamento de águas residuárias de suinocultura.................. 363.9 Pós-tratamento de reatores UASB.................................................................... 38

4. MATERIAL E MÉTODOS ................................................................................. 414.1 Considerações................................................................................................... 414.2 Caracterização quantitativa das águas residuárias .......................................... 414.3 Descrição da estação de tratamento................................................................. 434.3.1 Tratamento Preliminar ....................................................................................... 434.3.2 Decantador ........................................................................................................ 434.3.3 Reator UASB ..................................................................................................... 474.3.4 Leitos de secagem ............................................................................................ 534.3.5 Bioesterqueira ................................................................................................... 534.3.6 Lagoa de polimento ........................................................................................... 534.4 Partida do sistema............................................................................................. 554.5 Programa de monitoramento............................................................................. 55

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO........................................................................ 615.1 Avaliação de desempenho do sistema.............................................................. 615.1.1 Parâmetros de projeto ....................................................................................... 615.1.2 Parâmetros de avaliação da eficiência.............................................................. 665.1.2.1 DBO................................................................................................................... 705.1.2.2 DQO................................................................................................................... 775.1.2.3 Relação DQO/DBO ........................................................................................... 855.1.2.4 Sólidos ............................................................................................................... 85

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5.1.2.5 Teores de macronutrientes................................................................................ 955.1.2.6 Coliformes totais e termotolerantes................................................................... 995.1.3 Parâmetros de controle operacional ................................................................. 1015.1.3.1 Temperatura ...................................................................................................... 1045.1.3.2 ph....................................................................................................................... 1075.1.3.3 Ácidos voláteis totais (AVT)............................................................................... 1085.1.3.4 Alcalinidade ....................................................................................................... 1105.1.3.5 Oxigênio dissolvido na lagoa de polimento ....................................................... 1165.1.4 Produção de sólidos no reator UASB................................................................ 1175.1.4.1 Perfil de sólidos ................................................................................................. 1175.1.4.2 Produção de lodo no reator UASB .................................................................... 1245.1.4.3 Estimativa do balanço de massa para DQO, CH4 e SVT.................................. 1255.2 Interação dos parâmetros de projeto e operacionais no comportamento do

sistema .............................................................................................................. 1265.2.1 Decantador ........................................................................................................ 1265.2.2 Reator UASB ..................................................................................................... 1305.2.3 Lagoa de polimento ........................................................................................... 1365.3 Determinação de parâmetros cinéticos e estequiométricos no reator UASB... 1405.3.1 Determinação dos coeficientes de produção celular Y e de decaimento

bacteriano Kd ..................................................................................................... 1405.3.2 Determinação das taxas de crescimento máximo de microrganismos (µmáx)

e coeficientes de concentração de substrato limitante (Ks) .............................. 1415.4 Determinação dos coeficientes de remoção de matéria orgânica e de

decaimento bacteriano na lagoa de polimento.................................................. 1425.4.1 Coeficientes de remoção de matéria orgânica.................................................. 1425.4.2 Coeficientes de decaimento bacteriano ............................................................ 1425.5 Confiabilidade do sistema de tratamento (CDC)............................................... 1425.5.1 Cálculo do percentual esperado de atendimento às metas de lançamento ..... 1435.6 Custos de implantação e manutenção do sistema de tratamento .................... 144

6 CONCLUSÕES ................................................................................................. 145

7 RECOMENDAÇÕES......................................................................................... 145

8 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS................................................................. 145LISTA DE TABELAS

Tabela 1 Produção média diária de dejetos nas diferentes fases produtivas dossuínos. ............................................................................................................... 19

Tabela 2 Características físico-químicas dos dejetos de suínos (mg L-1) produzidosem uma unidade de crescimento e terminação, obtidos no Sistema deProdução de Suínos da EMBRAPA/CNPSA, Concórdia-SC. ........................... 19

Tabela 3 Características do efluente de suínos em função de seu teor de matériaseca (MS). ......................................................................................................... 20

Tabela 4 Reações comuns na degradação anaeróbia..................................................... 25Tabela 5 Resultados da aplicação de reatores UASB no tratamento de águas

residuárias de suinocultura................................................................................ 37Tabela 6 Dimensões do Decantador ................................................................................ 47Tabela 7 Resumo dos principais parâmetros do projeto do reator UASB ....................... 47Tabela 8 Programa de monitoramento............................................................................. 58Tabela 9 Parâmetros hidráulicos e biológicos do sistema de tratamento de efluentes

e os seus valores médios calculados e de projeto............................................ 62Tabela 10 Estatísticas descritivas básicas dos principais parâmetros de projeto no

decantador, reator UASB e lagoa de polimento................................................ 63

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Tabela 11 Estatísticas descritivas dos parâmetros de avaliação de eficiência doafluente e dos efluentes do decantador, reator UASB e da lagoa depolimento. .......................................................................................................... 67

Tabela 12 Resumo das eficiências médias de remoção de DBO total, filtrada eparticulada durante o período experimental...................................................... 74

Tabela 13 Relação entre os valores da DBOf e DBOp com a DBOt, no afluente eefluentes do decantador, reator UASB e lagoa de polimento.. ......................... 77

Tabela 14 Resumo das eficiências médias de remoção de DQO total, filtrada eparticulada durante o período experimental...................................................... 82

Tabela 15 Relação entre as concentrações da DQOf e DQOp com a DQOt, noafluente e efluentes do decantador, reator UASB e lagoa de polimento. ......... 84

Tabela 16 Relação entre DBOt e DQOt. ............................................................................ 85Tabela 17 Resumo das eficiências médias de remoção de ST e STV durante o

período experimental......................................................................................... 88Tabela 18 Resumo das eficiências médias de remoção de SS e SSV durante o

período experimental......................................................................................... 93Tabela 19 Resumo das eficiências médias de remoção de NTK, N-am e N-org

durante o período experimental.. ...................................................................... 97Tabela 20 Valores médios de número mais provável (NMP/100mL) de coliformes

totais e termotolerantes nos afluentes e nos efluentes do decantador,reator UASB e na lagoa de polimento............................................................... 100

Tabela 21 Eficiência de remoção de coliformes totais no decantador, reator UASB elagoa de polimento ............................................................................................ 101

Tabela 22 Eficiência de remoção de coliformes termotolerantes no decantador, reatorUASB e lagoa de polimento .............................................................................. 101

Tabela 23 Estatísticas descritivas dos parâmetros de controle operacional do afluentee dos efluentes do decantador, reator UASB e da lagoa de polimento. ........... 102

Tabela 24 Valores de concentração de ST, STV e STF do lodo do reator UASB.. ........... 118Tabela 25 Valores de concentração de ST, STV e STF do lodo do reator UASB.. ........... 119Tabela 26 Relação SVT/ST no lodo do reator UASB......................................................... 120Tabela 27 Relação SVT/ST no lodo do reator UASB......................................................... 120Tabela 28 Massa de ST, STV e STF, carga orgânica biológica (COB) aplicada e

tempo de retenção de sólidos (TRS) no reator UASB durante o períodoexperimental. ..................................................................................................... 124

Tabela 29 Carga orgânica volumétrica aplicada de DQOt, DQOf e DQOp afluentes,efluentes e removidas, produções teóricas de metano, produções de lodo,porcentagens de DQOt afluente e removida convertidas em metano e emlodo e o TRS...................................................................................................... 125

Tabela 30 Valores de mediana da COV, TDH e velocidade ascensional para ascondições de subcarga, projeto e sobrecarga para a DQOT efluente doreator UASB....................................................................................................... 130

Tabela 31 Resultados dos testes estatísticos para DQOt efluente do reator UASBpara os parâmetros COV, TDH e velocidade ascensional................................ 130

Tabela 32 Valores médios de coeficiente de remoção de matéria orgânica para alagoa de polimento ............................................................................................ 142

Tabela 33 Valores de coeficiente de decaimento bacteriano para a lagoa de polimento.. 142Tabela 34 Valores de CDC para DBO, DQO, SS, NTK, P e coliformes para o

decantador, reator UASB e lagoa de polimento................................................ 143Tabela 35 Concentrações mínimas de DBOt e DQOt no efluente para diversas metas

de eficiência no reator UASB considerando seus respectivos valores deCDC................................................................................................................... 143

Tabela 36 Percentual de atendimento à algumas metas de lançamento do sistema detratamento para DBOt e DQOt .......................................................................... 143

10

Tabela 37 Custos de Implantação do decantador, reator UASB, bioesterqueria e leitosde secagem ....................................................................................................... 144

Tabela 38 Custo de implantação e manutenção (em R$) do sistema de tratamento emescala real para a granja com capacidade para 45 matrizes e um volumegerado de 5m3 d-1 de efluente. .......................................................................... 144

LISTA DE FIGURASFigura 1 Seqüências metabólicas e grupos microbianos envolvidos no processo de

digestão anaeróbia ............................................................................................ 24Figura 2 Desenho esquemático do reator UASB ............................................................ 33Figura 3 Tratamento preliminar (Tela) ............................................................................. 43Figura 4 Corte esquemático do decantador .................................................................... 45Figura 5 Vista do decantador........................................................................................... 45Figura 6 Corte esquemático do reator UASB .................................................................. 49Figura 7 Vista do reator UASB ........................................................................................ 49Figura 8 Tubulação de descarte do lodo ......................................................................... 51Figura 9 Tubulações de amostragem de lodo ................................................................. 51Figura 10 Vista do sistema de captação e tratamento do gás .......................................... 53Figura 11 Medidor de gás.................................................................................................. 53Figura 12 Vista da lagoa de polimento em escala experimental ....................................... 55Figura 13 Layout da ETE................................................................................................... 57Figura 14 Variações diárias da vazão afluente ao sistema de tratamento........................ 64Figura 15 Vazão afluente ao decantador e reator UASB durante o período

experimental ...................................................................................................... 64Figura 16 Vazão afluente a lagoa de polimento durante o período experimental............. 65Figura 17 Variações da DBOt no afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 70Figura 18 Variações da DBOt no efluente do reator UASB ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 70Figura 19 Variações da DBOt no efluente da lagoa de polimento ao longo do período

experimental ..................................................................................................... 71Figura 20 Variações da DBOf no afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 72Figura 21 Variações da DBOf no efluente do reator UASB ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 72Figura 22 Variações da DBOf no efluente da lagoa de polimento ao longo do período

experimental ..................................................................................................... 72Figura 23 Variações da DBOp no afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 73Figura 24 Variações da DBOp no efluente do reator UASB ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 73Figura 25 Variações da DBOp no efluente da lagoa de polimento ao longo do período

experimental ..................................................................................................... 73Figura 26 Eficiências de remoção de DBOt, DBOf e DBOp durante a fase

experimental ...................................................................................................... 74Figura 27 Eficiências de remoção acumulada de DBOt, DBOf e DBOp durante a fase

experimental ...................................................................................................... 75Figura 28 Gráfico Box-Whisker para DBOt, DBOf e DBOp durante a fase

experimental ...................................................................................................... 76Figura 29 Gráfico Box-Whisker para DQOt, DQOf e DQOp durante a fase

experimental ...................................................................................................... 78Figura 30 Variações da DQOt no afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 79Figura 31 Variações da DQOt no efluente do reator UASB ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 79

11

Figura 32 Variações da DQOt no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental ..................................................................................................... 80

Figura 33 Variações da DQOf no afluente e efluente do decantador ao longo doperíodo experimental......................................................................................... 80

Figura 34 Variações da DQOf no efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental ...................................................................................................... 80

Figura 35 Variações da DQOf no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental ..................................................................................................... 81

Figura 36 Variações da DQOp no afluente e efluente do decantador ao longo doperíodo experimental......................................................................................... 81

Figura 37 Variações da DQOp no efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental ...................................................................................................... 81

Figura 38 Variações da DQOp no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental ..................................................................................................... 82

Figura 39 Eficiências de remoção de DQOt, DQOf e DQOp durante a faseexperimental.. .................................................................................................... 82

Figura 40 Eficiências de remoção acumulada de DQOt, DQOf e DQOp durante a faseexperimental. ..................................................................................................... 83

Figura 41 Variações de ST no afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental ...................................................................................................... 86

Figura 42 Variações de ST no efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 86

Figura 43 Variações de ST no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 86

Figura 44 Variações de STV no afluente e efluente do decantador ao longo doperíodo experimental......................................................................................... 87

Figura 45 Variações de STV no efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 87

Figura 46 Variações de STV no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 87

Figura 47 Eficiências de remoção de ST e STV durante a fase experimental.................. 88Figura 48 Eficiências de remoção acumulada de ST e STV durante a fase

experimental ...................................................................................................... 89Figura 49 Gráfico Box-Whisker para ST e STV durante a fase experimental................... 90Figura 50 Variações de SST no afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 91Figura 51 Variações de SST no efluente do reator UASB ao longo do período

experimental. ..................................................................................................... 91Figura 52 Variações de SST no efluente da lagoa de polimento ao longo do período

experimental. ..................................................................................................... 92Figura 53 Variações de SSV no afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 92Figura 54 Variações de SSV no efluente do reator UASB ao longo do período

experimental. ..................................................................................................... 92Figura 55 Variações de SSV no efluente da lagoa de polimento ao longo do período

experimental. ..................................................................................................... 93Figura 56 Eficiências de remoção de SST e SSV durante a fase experimental. .............. 93Figura 57 Eficiências de remoção acumulada de SST e SSV durante a fase

experimental. ..................................................................................................... 94Figura 58 Gráfico Box-Whisker para SST e SSV durante a fase experimental.. .............. 95Figura 59 Variações de NTK no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na

lagoa de polimento ao longo do período experimental.. ................................... 96Figura 60 Variações de N-am. no afluente e efluente do decantador, reator UASB e

na lagoa de polimento ao longo do período experimental.. ............................. 96

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Figura 61 Variações de N-org. no afluente e efluente do decantador, reator UASB ena lagoa de polimento ao longo do período experimental.. .............................. 97

Figura 62 Eficiências de remoção de NTK, N-am. e N-org. durante a faseexperimental. ..................................................................................................... 98

Figura 63 Variações de Pt no afluente e efluente do decantador, reator UASB e nalagoa de polimento ao longo do período experimental.. ................................... 99

Figura 64 Eficiências de remoção de Pt durante a fase experimental. ............................. 99Figura 65 Variações de CT no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na

lagoa de polimento ao longo do período experimental.. ................................... 100Figura 66 Variações de coliformes termotolerantes no afluente e efluente do

decantador, reator UASB e na lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental.. .................................................................................................... 100

Figura 67 Gráfico Box-Whisker das temperaturas do ar durante a fase experimental. .... 104Figura 68 Gráfico Box-Whisker das temperaturas do líquido durante a fase

experimental. ..................................................................................................... 104Figura 69 Variações da temperatura do ar durante a fase experimental. ......................... 105Figura 70 Variações da temperatura do afluente durante a fase experimental ................ 105Figura 71 Variações da temperatura do efluente do decantador durante a fase

experimental ...................................................................................................... 105Figura 72 Variações da temperatura do efluente do reator UASB durante a fase

experimental ...................................................................................................... 106Figura 73 Variações da temperatura do efluente da lagoa de polimento durante a

fase experimental .............................................................................................. 106Figura 74 Gráfico de Box-Whisker para o pH do afluente e efluentes do decantador,

reator UASB e lagoa de polimento durante o período experimental ................ 107Figura 75 Variações de pH do afluente e efluente do decantador ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 107Figura 76 Variações de pH do efluente do reator UASB e na lagoa de polimento ao

longo do período experimental .......................................................................... 108Figura 77 Gráfico de Box-Whisker para AVT do afluente e efluentes do decantador,

reator UASB e lagoa de polimento durante o período experimental. ............... 109Figura 78 Variações de AVT do afluente e efluente do decantador ao longo do

período experimental......................................................................................... 109Figura 79 Variações de AVT do efluente do reator UASB ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 109Figura 80 Variações de AVT do efluente da lagoa de polimento ao longo do período

experimental ...................................................................................................... 110Figura 81 Gráfico Box-Whisker para AT, AP, AI e relação AI/AP do afluente e

efluentes do decantador, reator UASB e lagoa de polimeno ao longo doperíodo experimental......................................................................................... 111

Figura 82 Variações de AT do afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 112

Figura 83 Variações de AT do efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 112

Figura 84 Variações de AT do efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 112

Figura 85 Variações de AP do afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 113

Figura 86 Variações de AP do efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 113

Figura 87 Variações de AP do efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 113

Figura 88 Variações de AI do afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 114

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Figura 89 Variações de AI do efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 114

Figura 90 Variações de AI do efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental. ..................................................................................................... 114

Figura 91 Variações da relação AI/AP do afluente e efluente do decantador ao longodo período experimental.................................................................................... 115

Figura 92 Variações da relação AI/AP do efluente do reator UASB ao longo doperíodo experimental......................................................................................... 115

Figura 93 Variações da relação AI/AP do efluente da lagoa de polimento ao longo doperíodo experimental......................................................................................... 115

Figura 94 Variações de OD na lagoa de polimento ao longo do período experimental.... 117Figura 95 Perfis de sólidos do reator UASB realizados dias 02/04/07, 26/04/2007,

08/05/2007, 19/06/2007, 27/06/2007 e 03/07/2007. ......................................... 121Figura 96 Perfis de sólidos do reator UASB realizados dias 10/07/07, 18/07/2007,

30/07/2007, 31/08/2007, 08/09/2007 e 28/09/2007. ......................................... 122Figura 97 Perfis de sólidos do reator UASB realizados dias 01/10/07, 10/10/2007,

17/10/2007 e 25/10/2007................................................................................... 123Figura 98 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentrações

efluentes de DBOt e DQOt no decantador........................................................ 126Figura 99 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentrações

efluentes de DBOf e DQOf no decantador........................................................ 127Figura 100 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentrações

efluentes de DBOp e DQOp no decantador...................................................... 128Figura 101 Gráfico de dispersão das relações entre o TDH com as concentrações

efluentes de DBOf e DQOf no decantador........................................................ 128Figura 102 Gráfico de dispersão das relações entre o TDH com as concentrações

efluentes de DBOp e DQOp no decantador...................................................... 129Figura 103 Gráfico de dispersão das relações entre o TDH, TAH, CS e COV com as

concentrações efluentes de SS no decantador................................................. 129Figura 104 Gráfico de dispersão das relações entre a CS e COV com as

concentrações efluentes de DBOt e DQOt no reator UASB. ............................ 132Figura 105 Gráfico de dispersão das relações entre a concentração de AVT com as

concentrações efluentes de DBOt e DQOt no reator UASB. ............................ 133Figura 106 Gráfico de dispersão das relações entre as concentrações efluentes de SS

com as concentrações efluentes e eficiências de remoção de DBOt eDQOt no reator UASB. ...................................................................................... 133

Figura 107 Gráfico de dispersão das relações entre as concentrações efluentes eafluentes de SST com as concentrações efluentes de DBOt e DQOt noreator UASB....................................................................................................... 134

Figura 108 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de NTK, N-am. e N-org, no reator UASB........................................... 135

Figura 109 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de P total no reator UASB. ................................................................ 136

Figura 110 Gráfico de dispersão das relações entre pH e temperatura, pH e CS eentre OD com CS na lagoa de polimento.......................................................... 137

Figura 111 Gráfico de dispersão das relações entre TDH, TAH, CS e COV com asconcentrações efluentes de DBOt na lagoa de polimento. ............................... 138

Figura 112 Gráfico de dispersão das relações entre a SST efluente e a DBOp e DQOpefluentes na lagoa de polimento. ...................................................................... 138

Figura 113 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de NTK, N-am. e N-org, na lagoa de polimento. ............................... 139

Figura 114 Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de P total na lagoa de polimento. ...................................................... 140

Figura 115 Gráfico de regressão linear dos parâmetros Y e Kd.......................................... 140Figura 116 Gráfico de regressão linear dos parâmetros µmáx e Ks..................................... 141

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LISTA DE ABREVIATURAS

UASB Reator Anaeróbio de Manta de Lodo e Fluxo Ascendente

DBOt Demanda Bioquímica de Oxigênio total

DBOf Demanda Bioquímica de Oxigênio filtrada

DBOp Demanda Bioquímica de Oxigênio particulada

DQOt Demanda Química de Oxigênio total

DQOf Demanda Química de Oxigênio filtrada

DQOp Demanda Química de Oxigênio particulada

ST Sólidos totais

STV Sólidos totais voláteis

SST Sólidos suspensos totais

SSV Sólidos suspensos voláteis

AT Alcalinidade total

AI Alcalinidade intermediária

AP Alcalinidade parcial

AVT Ácidos voláteis totais

COV Carga orgânica volumétrica

CS Carga superficial

TDH Tempo de detenção hidráulica

TRS Tempo de retenção de sólidos

CHV Carga hidráulica volumétrica

TAH Taxa de aplicação hidráulica superficial

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RESUMO

Este trabalho apresenta a concepção, o desenvolvimento e a avaliação de um sistema detratamento de águas residuárias de suinocultura constituído por um decantador, seguido porum reator anaeróbio de manta de lodo (reator UASB), em escala real, e uma lagoa depolimento em escala de demonstração, em operação durante 10 meses. O sistema contavaainda com uma bioesterqueira, para armazenamento dos dejetos descartados do decantador.O sistema foi confeccionado em alvenaria e concreto armado, e suas tubulações de descarte eamostragem de lodo realizadas em PVC soldável. O sistema foi implantado junto à suinoculturada Fazenda Experimental Professor Hélio Barbosa, situada na cidade de Igarapé/MG. Osistema de tratamento foi monitorado por meio de amostras coletadas nos afluentes e efluentesdo decantador, reator UASB e lagoa de polimento. Foram analisados os seguintes parâmetros:temperatura, pH, alcalinidade, ácidos voláteis totais (AVT), sólidos totais (ST), sólidos totaisvoláteis (STV), sólidos suspensos totais (SST), sólidos suspensos voláteis (SSV), demandabioquímica de oxigênio (DBO), demanda química de oxigênio (DQO), nitrogênio total Kjeldahl(NTK), nitrogênio amoniacal e nitrogênio orgânico, fósforo e coliformes, de acordo commétodos estabelecidos pelo Standard Methods (APHA – AWWA – WEF, 1998). Os resultadosmédios de remoção total de DQOt e de DBOt foram de 94,8 e 97,4%, respectivamente. Asconcentrações médias de DQOt no efluente final variaram entre 240 e 3110 mg L-1, enquantoas concentrações médias de DBOt variaram de 54 a 1300 mg L-1. As médias globais de SST noefluente final variaram de 30 a 1200 mg L-1. A carga orgânica volumétrica (COV) no reatorUASB variou de 1,1 a 17,5 kgDQO m-3 d-1. O reator UASB seguido pela lagoa de polimentoapresenta-se como uma alternativa promissora para o tratamento de águas residuárias desuinocultura.

Palavras-chave: reator UASB, lagoa de polimento, águas residuárias de suinocultura.

ABSTRACT

This research presents the conception, the development and the evaluation of a system fortreatment of swine wastewaters constituted by an slat settler, followed by an upflow anaerobicsludge blanket reactor (UASB reactor), on a real scale, and a post-treatment pond, on ademonstration scale, in operation for 10 months. The system also comprises a tank withchambers in series, to manure storage pipes the of settler. The system was completely made ofmasonry and reinforced concrete and its pipes were in PVC. The system was implemented inthe Professor Helio Barbosa Experimental Farm swine, situated in the town of Igarapé/MG. Thetreatment system was monitored by means of samples collected from the influents and effluentsfrom the settler, UASB reactor and post-treatment pond. The following parameters wereanalyzed: temperature, pH, alkalinity, total volatile acids, total solids (TS), volatile solids (TSV),suspended solids (TSS), volatile suspended solids (VSS), biochemical oxigen demand (BOD),chemical oxigen demand (COD), total Kjeldahl nitrogen (NTK), ammonia nitrogen and organicnitrogen, phosphorus, coliforms, according to the methods established by the Standard Methods(APHA – AWWA – WEF, 1998). The average results of COD and BOD removal were 94,8 and97,4%, respectively. The average concentrations of COD in the final effluent ranged between240 and 3110 mg L-1, while the average concentrations of BOD varied from 54 to 1300 mg L-1.The overall averages of TSS in the final effluent varied from 30 to 1200 mg L-1. The organicvolumetric load (OVL) in the UASB reactor ranged from 1,1 to 17,5 kg COD m-3 d-1. The UASBreactor comes out as a promising alternative for the treatment of swine wastewaters.

Keywords: UASB reactor, post-treatment pond, swine wastewaters.

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1. INTRODUÇÃO

A suinocultura constitui-se em uma dascadeias produtivas melhor estruturadas doagronegócio brasileiro compreendendo oterceiro maior rebanho mundial. É, semdúvida, uma atividade importante do pontode vista social, econômico e, especialmente,como instrumento de fixação do homem nocampo. A suinocultura traz consigo algumascaracterísticas intrínsecas a este tipo deestruturação e também ao perfil econômicoda economia global que é a tendência deintensificação e concentração da produçãoem áreas confinadas. Estes dois processospossuem vantagens econômicasimportantes, principalmente aquelas queafetam a indústria de processamento damatéria prima, mas desvantagens tambémexistem, e uma das pincipais é a quantidadede resíduos da produção que é gerado emuma área limitada, e por isso, suaexploração é considerada pelos órgãos decontrole ambiental, como uma “atividadepotencialmente causadora de degradaçãoambiental”, sendo enquadrada como degrande potencial poluidor (Palhares eCalijuri, 2006).

A suinocultura brasileira passou porprofundas alterações tecnológicas nasúltimas décadas, visando principalmente oaumento de produtividade e redução doscustos de produção. A produtividade, poranimal e por área, aumentouconsideravelmente, passando-se a produzirgrandes quantidades de dejetos empequenas extensões de terra.Simultaneamente, iniciaram-se osproblemas com o mau cheiro, e com odestino dos efluentes gerados.

O lançamento indiscriminado de dejetos nãotratados em rios, lagos e no solo podemprovocar doenças (verminoses, alergias,hepatites). Além disso, trazem desconforto àpopulação (proliferação de moscas,borrachudos, maus cheiros) e, ainda, adegradação do meio ambiente (morte depeixes e animais, toxicidade em plantas eeutrofização dos cursos d’água). Constitui-se, dessa forma, um risco para asustentabilidade e expansão da suinocultura

como atividade econômica (Palhares eCalijuri, 2006).

A nova realidade do mercado consumidor,exigindo produtos de qualidade, preçoscompetitivos e oriundos de sistemas nãopoluidores do ambiente, passou a exercerpressão para a reciclagem desses resíduos,dentro de padrões aceitáveis sob o ponto devista sanitário, econômico e ambiental.

A alta geração de resíduos provenientes dasuinocultura tem como principal destino, asimples disposição no solo. Esta prática fazcom que, em muitas situações, tenha-seexcesso de nutrientes, metais e patógenosno solo, tornando difícil a absorção namesma taxa em que estas substâncias sãoaplicadas, acarretando lixiviação e/oupercolação destes resíduos para os corposd’água superficiais e subterrâneos,causando poluição (Perdomo et al., 2003).

Em termos comparativos, a característicados resíduos da suinocultura com altaconcentração de matéria orgânica, quandocomparada a demanda bioquímica deoxigênio total (DBOt) dos esgotosdomésticos que está na faixa de 300 a 500mg L-1 a DBO dos dejetos de suínos podevariar de 800 a 52.000 mg L-1, isto é, emtorno de 260 vezes superior.

Constitui-se, portanto, um grande desafiotecnológico, o desenvolvimento de sistemasde tratamento para esses tipos de resíduos.Como a implantação de um sistema detratamento de efluentes gera um aumentodo custo de produção, há a necessidade dese procurar alternativas que sejam eficientesna remoção dos poluentes, de baixo custode implantação e manutenção, e depreferência que possibilitem oaproveitamento econômico de seussubprodutos.

Pela alta complexidade e impacto ambientaldos dejetos de suínos, novas alternativasvem sendo estudadas envolvendo sistemascompactos de tratamento de dejetos. Estessistemas permitem a estabilização dosdejetos baixando-se os tempos de detençãohidráulica (TDH) de meses para alguns dias.

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Entre as principais vantagens destacam-seo maior controle do processo, com aumentode eficiência, e a redução da áreanecessária para implementação dasunidades de tratamento. Estas unidadestêm se mostrado muito eficientes naredução de carga orgânica, no entantoalguns desafios ainda precisam sersuperados (ex: alta carga de nutrientes),haja vista que muitas tecnologias têm sidoadaptadas de unidades de tratamento deesgoto sanitário. Para resolver esta questãograndes esforços de pesquisa têm sidorealizados nos últimos anos no sentido dechegar a uma proposta que sejatecnicamente aceitável e economicamenteviável (Perdomo et al., 2003).

O reator anaeróbio de manta de lodo(UASB) representa um grande avanço naaplicação da tecnologia anaeróbia para otratamento direto de águas residuárias,sejam de natureza simples ou complexa, debaixa ou de alta concentração, solúveis oucom material particulado. Como qualquerreator biológico, ele tem vantagens edesvantagens, no entanto sua utilização temdemonstrado ser o de maior sucesso entreos reatores anaeróbios até o momento (Katoet al., 1999).

A configuração do reator UASB consistebasicamente no regime hidráulico de fluxoascendente e na incorporação de umdispositivo interno de separaçãosólidos/gás/líquido, dispensando o uso deum meio suporte para crescimento dabiomassa. Isto favorece o desenvolvimentoe retenção de uma biomassa concentrada ealtamente ativa na zona de digestão, naforma de flocos densos ou lodo granulado.Conseqüentemente, o reator opera comtempos de retenção celular (TRC) muitoaltos, mesmo quando submetido a um TDHmuito baixo (Foresti e Oliveira, 1995).

Existem diversos trabalhos sobre o reatorUASB para tratamento de efluentes desuinocultura no Brasil (Oliveira, 1997;

Pereira, 2003; Santana, 2004; Fernandes,2004; Ramires 2005; Campos et al., 2005;Lourenço, 2006) mostrando o seu bomdesenpenho na remoção de matériaorgânica e sólidos, porém a maior partedestes trabalhos foi realizada em escalapiloto e operados em fluxo contínuo, sendoque o grande diferencial deste trabalho é autilização do reator UASB em escala real eoperando com fluxo intermitente.

Apesar das suas grandes vantagens, osreatores anaeróbios dificilmente produzemefluentes que atendem aos padrõesestabelecidos pela legislação ambiental.Torna-se de grande importância, portanto, opós-tratamento dos efluentes dos reatoresanaeróbios, como uma forma de adequar oefluente tratado aos requisitos d legislaçãoambiental e propiciar a proteção dos corposd’água receptores dos lançamentos dosesgotos (Chernicharo, 2007).

Entre as alternativas de pós-tratamento,uma que se destaca é o uso das lagoas depolimento, pelo fato de se manter em todo osistema a simplicidade conceitual jáassumida para os reatores anaeróbios (VonSperling, 2002).

Quando se aplica um pré-tratamentoanaeróbio eficiente, antes de se descarregaresgoto numa lagoa, as concentraçãoes dematéria orgânica e de sólidos suspensossão reduzidas em grande magnitude, demodo que a remoção destes doisconstituintes, em um sistema de lagoas,será muito mais fácil e, por esta razão, podeser efetivada com um TDH muito inferior(Chernicharo, 2007).

Portanto, tendo em vista o grande impactocausado pelos dejetos de suínos, nestetrabalho foi avaliada o desempenho eaplicabilidade do reator UASB, em escalareal, seguido por uma lagoa de polimentoem escala piloto, no tratamento de águasresiduárias de suinocultura.

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2. OBJETIVOS

Objetivo Geral

Esta pesquisa teve como principal objetivo àconcepção, desenvolvimento e avaliação docomportamento de um reator anaeróbio defluxo ascendente de manta de lododenominado reator UASB para tratamentode águas residuárias de suínos.

Objetivos Específicos

• Avaliar o comportamento do sistema emfunção dos arâmetros de projeto eoperacionais;

• Determinar os coeficientes dedegradação da matéria orgânica e dedecaimento bacteriano na lagoapolimento, levando em consideração oregime hidráulico, bem como aformulação matemática pertinente;

• Quantificar e caracterizar o lodo geradono reator UASB;

• Comparar e avaliar parâmetros deprojeto e operacionais com osparâmetros de eficiência, paraotimização do sistema, se possível, epara referência em novos projetos;

• Avaliar o desempenho da lagoa depolimento como pós-tramento do reatorUASB;

• Avaliar o custo-benefício do sistema detratamento de dejetos de suínos.

3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

3.1 Características dos dejetos de suínose seus impactos ambientais

A água pode ser um limitante aodesenvolvimento da cadeia produtiva desuínos, pois é sinônimo da perpetuaçãodeste sistema devido ao alto consumo diáriopelos animais e, também, está relacionada àsanidade dos planteis por ser o veículo maisutilizado na higienização das instalações(Palhares e Calijuri, 2006).

O recurso água deve ser utilizado de umaforma racional nas regiões tradicionalmenteprodutoras e nas que apresentampotencialidade para a produção. Este usodeve ter como ponto de início a unidadeprodutiva, a qual está inserida em umabacia hidrográfica que deve ser gerida deforma sistêmica, tendo como ponto final osusos da água, tais como, o abastecimentodoméstico, dessedentação de animais,irrigação, geração de energia elétrica,balneabilidade, etc. Somente desta forma oimpacto será minimizado e as produçõespoderão se perpetuar (Palhares e Calijuri,2006).

As práticas de manejo de suínos utilizamgrande quantidade de água paradessedentação dos animais, como tambémpara a adequação da ambiência destes esão fatores essenciais para a produtividade.O desperdício de água que se observa nomanejo da maioria das granjas de produção,com descontrole de uso, vazamentos eescorrimentos contínuos agravam osproblemas com dejetos de suínos.

As variações quantitativas e qualitativas dosdejetos produzidos estão basicamenteassociadas ao sistema de manejo utilizado,no qual o volume de dejetos como suacomposição química, dependem deinúmeros fatores (Silva, 1996).

A quantidade total de dejetos líquidosproduzidos por um suíno varia de acordocom o seu estágio de desenvolvimento,podendo variar de 8,5% a 4,9% do seu pesovivo por dia, para suínos de peso entre 15 a100 kg. Um dos componentes que influi naquantidade de dejetos líquidos é a produçãode urina que está diretamente ligada àingestão de água pelo animal (Tab. 1).Loehr (1974), indicou que a quantidade deurina corresponde a 30% do peso total dosexcrementos, e encontrou para suínos de45 kg de peso vivo, uma quantidade dedejetos correspondente a 6% do seu pesovivo. Silva (1973) relatou volume diário dedejetos gerados em torno de 5% do pesovivo em animais de até 100 kg.

A quantidade de água desperdiçada pelosbebedouros e usada na higienização das

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instalações também contribui para oaumento do volume diário (Oliveira, 1993).Botelho (1983), avaliando o consumo médiodiário de água e volume de efluenteresiduário de bovinos, suínos e aves,relatou consumo diário para porcas em

lactação e gestação de respectivamente9,5% e 8,5% do seu peso vivo/dia, e volumede efluente de respectivamente 75% e 79%do total de água consumida (bebida, perdase lavagem das instalações).

Tabela 1. Produção média diária de dejetos nas diferentes fases produtivas dos suínos

Estádio de desenvolvimentodos animais

Estercokg d-1

Esterco + Urinakg d-1

DejetosLíquidos

L d-1

DejetosLíquidos m3

(animal mês)-1

25 – 100 kg 2,30 4,90 7,00 0,25Porcas 3,60 11,00 16,00 0,48Porcas em lactação 6,40 18,00 27,00 0,81Macho 3,00 6,00 9,00 0,28Leitões creche 0,35 0,95 1,40 0,05Média 2,35 5,80 8,60 0,27Fonte: Konzen (1980)

As altas cargas orgânicas e de sólidossuspensos implicam na acentuada depleçãode oxigênio dissolvido e aumento daturbidez das águas dos mananciaisreceptores de águas residuárias desuinocultura. O fósforo e o nitrogênio,quando aplicados no solo sem tratamento,ou na forma de fertilizante de formaexcessiva, podem ser transportados pelaágua por meio de escoamento superficial,atingindo corpos d’água e provocando oprocesso de eutrofização. Elevados teoresde nitratos podem ser observados emmananciais superficiais como resultado dosprocessos de nitrificação, ou em lençóis

subterrâneos devido à lixiviação. Outroaspecto a ser considerado é a disseminaçãode organismos patogênicos como bactérias,protozoários, helmintos, e vírus comconseqüentes riscos a saúde humana eanimal.

Os dejetos de suínos podem apresentargrandes variações em seus componentes,dependendo do sistema de manejo adotadoe, principalmente, da quantidade de água enutrientes em sua composição (Tab. 2 e 3).

Tabela 2. Características físico-químicas dos dejetos de suínos (mg L-1) produzidos em umaunidade de crescimento e terminação, obtidos no Sistema de Produção de Suínos daEMBRAPA/CNPSA, Concórdia-SC.

Mínimo Máximo MédiaParâmetro Silva Medri Silva Medri Silva MedriDQO 11530 4300 38448 81200 25543 21647Sólidos totais 12697 4209 49432 78866 22399 17240Sólidos totais voláteis 8429 2777 39024 66534 16389 10266Sólidos totais fixos 4268 1584 10408 56190 6010 6974Sólidos sedimentáveis 220 - 850 - 429 -Nitrogênio total 1660 1018 3710 4451 2374 2205Fósforo total 320 119 1180 2306 578 633Potássio total 260 - 1140 - 536 -

Fonte: Silva (1996); Medri (1997)

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Tabela 3. Características do efluente de suínos em função de seu teor de matéria seca (MS)

Grau de diluição MS (%) DBOt (mg L-1) N (%) P2O5 (%) K2O (%)Concentrado 5-6 40.000 0,49 0,48 0,31Semi concentrado 4-5 33.000 0,44 0,41 0,28Semi diluído 3-4 27.000 0,37 0,31 0,23Diluído 2-3 21.000 0,31 0,23 0,19Muito diluído <2 15.000 0,26 0,14 0,16

Fonte: Dartora et al. (1998).

Pode-se observar a partir da tabela 3, amplafaixa de diluição, sendo que, maioresdiluições implicam na geração de maioresvolumes de efluentes, implicando emsistemas maiores, elevando o custo dotratamento. Outro aspecto importante são asvariações da concentração da matériaorgânica devido ao grau de diluição, e quesão muito importantes para a concepção edimensionamento do sistema de tratamento.

As variações do grau de diluição sãodevidas ao processo de higienizaçãoempregado e a frequencia com que érealizada, sendo que o manejo da granja éde fundamental importância na concepçãodo sistema de tratamento.

3.2 Fundamentos da digestão anaeróbia

No processo de oxidação da matériaorgânica em ambientes anaeróbios ocorremos processos metabólicos de fermentação erespiração. Na fermentação, a oxidação damatéria orgânica é feita na ausência de umaceptor final de elétrons, enquanto narespiração são utilizados aceptores deelétrons inorgânicos, como NO-

3 (nitrato),SO4

2- (sulfato), ou CO2 (gás carbônico). Aformação de metano ocorrepreferencialmente em ambientes onde ooxigênio, nitrato e sulfato não estejamprontamente disponíveis como aceptores deelétrons. A produção de metano ocorre emdiferentes ambientes naturais tais comopântanos, solo, sedimentos de rios, lagos emares, assim como nos órgãos digestivosde animais ruminantes, onde o potencialredox é da ordem de –300 mV. Estima-seque a digestão anaeróbia, com formação demetano, seja responsável pela completamineralização de 5 a 10% de toda a matériaorgânica disponível na terra (Chernicharo,2007).

A digestão anaeróbia representa umsistema ecológico delicadamentebalanceado, envolvendo processosmetabólicos complexos, que ocorrem emetapas seqüenciais, e que dependem daatividade de, no mínimo, três gruposfisiológicos de microrganismos: a) bactériasfermentativas (ou acidogênicas); b)bactérias sintróficas (ou acetogênicas); e c)microrganismos metanogênicos. No primeiroestágio, um grupo de bactériasfermentativas acidogênicas convertem, porhidrólise e fermentação, os compostosorgânicos complexos (carboidratos,proteínas e lipídios) em outros compostosmais simples, principalmente ácidosorgânicos, além de hidrogênio e dióxido decarbono. Os microrganismos sintróficosacetogênicos convertem compostosorgânicos intermediários, como propionato ebutirato, em acetato, hidrogênio e dióxido decarbono. Na fase final, o acetato e ohidrogênio produzidos nas etapas anterioressão convertidos em metano e dióxido decarbono. Esta conversão é efetuada por umgrupo especial de microrganismos,denominados de arqueas metanogênicas,os quais são procariotas estritamenteanaeróbias. Os microrganismosmetanogênicos dependem do substratofornecido pelas bactérias formadoras deácidos, configurando, portanto, umainteração sintrófica (Chernicharo, 2007)

Nos sistemas de tratamento anaeróbioprocura-se acelerar o processo da digestão,criando-se condições favoráveis. Essascondições se referem tanto ao próprioprojeto do sistema de tratamento como ascondições operacionais nele existentes. Emrelação ao projeto de sistemas detratamento é preciso garantir que haja umagrande quantidade de microrganismos

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ativos atuando no processo de digestãoanaeróbia e que ocorra um contato intensoentre o material orgânico presente noafluente e a massa microbiana no sistema.Quanto às condições operacionais, osfatores que mais influem são a temperatura,o pH, a presença de elementos nutrientes ea ausência de materiais tóxicos no afluente(Foresti, 1994).

Os microrganismos metanogênicosdesenvolvem duas funções primordiais nosecossistemas anaeróbios: a) produzem umgás insolúvel (metano), possibilitando aremoção do carbono orgânico contido nafase líquida; e b) são responsáveis pelamanutenção da pressão parcial dehidrogênio do meio em níveissuficientemente baixos, permitindo que asbactérias fermentativas e formadoras deácidos produzam produtos solúveis maisoxidados, a exemplo do ácido acético, que éo substrato direto da metanogênese. Comoos microrganismos metanogênicos ocupamuma população final no ambiente anaeróbio,durante a degradação de compostosorgânicos, a sua baixa taxa de crescimentonormalmente representa o fator limitante noprocesso de digestão como um todo(Chernicharo, 2007).

3.3 Microbiologia da digestão anaeróbia

A digestão anaeróbia é um processobioquímico complexo, composto por váriasreações seqüenciais (Fig. 1), cada uma comsua população bacteriana específica. Para adigestão anaeróbia de material orgânicocomplexo, como proteínas, carboidratos elipídios, podem-se distinguir quatro etapasdiferentes no processo global da conversão(Foresti, 1994).

Na hidrólise ocorre a conversão de materiaisparticulados complexos (polímeros), emmateriais dissolvidos mais simples(monômeros), os quais podem atravessar asparedes celulares das bactériasfermentativas. Esta conversão de materiaisparticulados em materiais dissolvidos éconseguida através da ação de exoenzimasexcretadas pelas bactérias fermentativashidrolíticas. Na anaerobiose, a hidrólise dospolímeros usualmente ocorre de formalenta, sendo que vários fatores podem

afetar o grau e a taxa em que o substrato éhidrolisado, tais como: temperatura deoperação do reator, tempo de residência dosubstrato no reator, composição dosubstrato (ex.: teores de lignina, carboidrato,proteína e gordura), tamanho de partículas,pH, concentração de produtos tóxicos,concentração de produtos da hidrólise(ácidos orgânicos voláteis) (Lettinga et al.,1996, citado por Chernicharo, 2007).

De acordo com Chernicharo (2007), dentreos principais gêneros de bactérias comcapacidade hidrolítica no processo dedigestão anaeróbia, destacam-se:

• Clostridium, Micrococcus, que sãogêneros produtores de lípases, paradegradação de lipídios a ácidos graxos;

• Bacteróides, Butyvibrio, Clostridium,Fusobacterium, Selenomonas,Streptococus, Proteus, Peptococcus eBacillus, que são gêneros produtores deproteases, para degradação deproteínas a aminoácidos;

• Clostridium, Staphyloccoccus, Acetivibrio,Eubacterium, que são gênerosprodutores de amilases, paradegradação de polissacarídeos aaçúcares menores.

Os produtos solúveis oriundos da fase dehidrólise são metabolizados no interior dascélulas das bactérias fermentativas, sendoconvertidos em diversos compostos maissimples, os quais são então excretadospelas células. Os compostos produzidosincluem ácidos graxos voláteis, álcoois,ácido lático, gás carbônico, hidrogênio,amônia e sulfeto de hidrogênio, além denovas células bacterianas. Osmicrorganismos fermentativos são osprimeiros a atuar na degradação dosubstrato, e são os que mais se beneficiamenergeticamente, por isso, a etapaacidogênica só será limitante do processose o material a ser degradado não forfacilmente hidrolisável. Como os ácidosorgânicos são o principal produto dosorganismos fermentativos, estes sãousualmente designados de bactériasfermentativas acidogênicas (Chernicharo,2007).

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A acidogênese é efetuada por um grande ediverso grupo de bactérias fermentativas, aexemplo dos gêneros: Clostridium,Bacteroides, Ruminococcus, Butyribacterium,Propionibacterium, Eubacterium, Lactobacillus,Streptococcus, Pseudomonas, Desulfobacter,Micrococcus, Bacillus e Escherichia. Amaioria das bactérias acidogênicas éanaeróbia estrita, mas cerca de 1% consistede bactérias facultativas que podem oxidaro substrato orgânico por via oxidativa. Isso éparticularmente importante, uma vez que asarqueas metanogênicas são protegidascontra a exposição ao oxigênioeventualmente presente no meio (VanHaandel e Lettinga, 1994; Lettinga et al.,1996, citado por Chernicharo 2007).

Alguns produtos da fermentação,especialmente acetato, H2, CO e outroscompostos de um único átomo de carbonopodem ser convertidos diretamente pelasarqueas metanogênicas a metano e dióxidode carbono. Para a degradação de outrosprodutos, como ácidos graxos com mais dedois átomos de carbono, álcoois com maisde um átomo de carbono e ácidos graxosaromáticos e de cadeia ramificada, énecessário um outro grupo de bactériasfermentativas, chamadas de bactériassintróficas acetogênicas (Schink, 1997,citado por Fernandes, 2004).

As bactérias acetogênicas convertem osprodutos gerados na fase acidogênica emacetato, dióxido de carbono, hidrogênio ouformiato, os quais servem de substrato paraas arqueas metanogênicas.

A fase acetogênica ocorre em duas etapas:a desidrogenação acetogênica e ahidrogenação acetogênica. Durante adesidrogenação acetogênica atuam asbactérias acetogênicas produtoras dehidrogênio, como Syntrophobacter woliniique degrada o propionato, eSyntrophomonas wolfei que degrada obutirato, entre outras. As bactériasacetogênicas produtoras de hidrogênioutilizam ácidos de cadeias maiores que oacético para produzir ácido acético, dióxidode carbono e hidrogênio a baixas pressõesde hidrogênio (Povinelli, 1994, citado porFernandes, 2004).

Na hidrogenação acetogênica atuam asbactérias homoacetogênicas, que podem

utilizar hidrogênio e dióxido de carbono ehexoses, como Clostridiumthermoautotrophicum e Acetogenium keveei,além de outras. Essa bactéria produz ácidezacética a partir de hidrogênio e dióxido decarbono e a partir de metanol (Fernandes,2004).

A etapa final no processo global dedegradação anaeróbia de compostosorgânicos em metano e dióxido de carbonoé efetuada pelos microrganismosmetanogênicos, atualmente classificadosdentro do domínio Archaea, um grupoverdadeiramente reconhecido como distintodas bactérias típicas.

As arqueas metanogênicas estãodistribuídas em cinco ordens:Methanobacteriales, Methanococcales,Methanomicrobiales, Methanosarcinales eMethanopyrales, todas dentro do filoEuryarcheota (Vazzoler et al., 1999, citadopor Chernicharo, 2007).

A metanogênese pode ser considerada umaforma de respiração anaeróbia, no qual ogás carbônico, ou o grupo metil decompostos C-1, ou o carbono do grupo metildo acetato, é o aceptor de elétrons. Asarqueas metanogênicas podem formarmetano por duas formas principais: umautilizando o ácido acético ou o metanol(acetoclásticas), e um outro grupo queproduz o metano a partir do hidrogênio edióxido de carbono (hidrogenotróficas)(Chernicharo, 2007).

As arqueas metanogênicashidrogenotróficas têm por função manter oequilíbrio termodinâmico do hidrogênio noprocesso de digestão (Van Haandel eLettinga, 1994 citados por Ramires, 2005).Praticamente todas as espécies demetanogênicas hidrogenotróficas sãocapazes de produzir metano a partir dehidrogênio e dióxido de carbono. Osgêneros mais freqüentemente isolados emreatores anaeróbios são:Methanobacterium, Methanospirillum,Methanobrevibacter, Methanoculleus, eMethanocorpusculum (Chernicharo, 2007).

As arqueas metanogênicas acetoclásticassão as grandes responsáveis pela produçãode metano na digestão anaeróbia, sendopertencentes a dois gêneros principais:

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Methanosarcina e Methanosaeta. Osorganismos pertencentes ao gêneroMethanosarcina se desenvolvem na formade cocos, que se agrupam formando“pacotes”. São considerados os maisversáteis entre as metanogênicas, poispossuem espécies capazes de utilizartambém o hidrogênio e as metilaminas. Ogênero Methanosaeta caracteriza-se porutilizar exclusivamente o acetato. Elasdesenvolvem-se na forma de filamentos etem grande importância na formação datrama bacteriana presente nos grânulos(Soubes, 1994 citado por Chernicharo,2007).

No que diz respeito à formação dosgrânulos no lodo, vários pesquisadores têmsugerido que células filamentosas deMethanosaeta sp. são as precursoras degrânulos. Esses filamentos podem funcionarcomo centros de nucleação para posteriordesenvolviemnto dos agregados (Schmidt eAhring, 1996, citados por Pereira, 2003).

Macleod et al. (1990), estudando a estruturade agregados bacterianos, os quaisapresentavam três camadas caracteristicas,sugeriram que a presença de células deMethanosaeta no núcleo central dosgrânulos indicava que estes microrganismospoderiam funcionar como “centros denucleação” que iniciariam odesenvolvimento do grânulo.

Oliveira (1997) estudando reatores UASBtratando águas residuárias de suinoculturaobservou que a distribuição das morfologiasmicrobianas apresentava-se de formaestruturada ao longo da parede e divididaem três camadas. Na camada superficialpredominaram populações mistasconstituídas de bactérias formadoras deácidos e bactérias hidrolíticas. Tambémforam observados bacilos retos com asextremidades retas, morfologia estaassociada as arqueas metanogênicas esemelhantes ao gênero Methanosaeta sp.

Samson et al. (1990), citado por Pereira(2004) relatam que águas residuáriascontendo açúcares e altos teores de ácidosvoláteis o desenvolvimento do lodo granularé mais rápido, enquanto que composiçõescom elevadas frações de sólidos emsuspensão ou materiais refratários podemnão desenvolver grânulos.

Pereira (2004) estudando reatores UASBtratando águas residuárias de suinoculturarelatou que nos grânulos de lodoexaminados, as arqueas metanogênicaspredominantes foram semelhantes aMethanosaeta na forma de bacilos curtosaglomerados.

O estágio da metanogênese é consideradolimitante de todo o processo de digestãoanaeróbia, devido à baixa taxa decrescimento das arqueas. As arqueasmetanogênicas acetoclásticas são as reaislimitantes por serem responsáveis pelomaior percentual de produção. Desta forma,é importante que sejam oferecidas àscondições ideais para o desenvolvimentonormal dessa população (Ramires, 2005).

Além dos processos fermentativos quelevam à produção de biogás, podem sedesenvolver outros processos no reatoranaeróbio. Na presença de oxidantesalternativos, como o nitrato e o sulfatoocorrem o desenvolvimento de bactériasque usam o catabolismo oxidativo. O nitratopode ser usado como oxidante, sendoreduzidos para nitrogênio molecular noprocesso denominado desnitrificação, e osulfato pode ser reduzido para sulfeto(Foresti et al., 1999).

A produção de sulfetos é um processo noqual o sulfato e outros compostos a base deenxofre são utilizados como aceptores deelétrons durante a oxidação de compostosorgânicos. Durante este processo, sulfato,sulfito e outros compostos sulfurados sãoreduzidos a sulfeto, através da ação de umgrupo de bactérias anaeróbias estritas,denominadas bactérias redutoras de sulfato(Chernicharo, 2007).

A redução biológica de sulfato emdigestores anaeróbios em geral éconsiderada como um processo indesejávelpor duas razões: o sulfato oxida materialorgânico que deixa de ser transformado emmetano e no processo forma-se o gássulfídrico, que é corrosivo e confere odormuito desagradável tanto a fase líquidacomo ao biogás, além de poder ser tóxicopara o processo de metanogênese (Foresti,1994).

As bactérias sulforedutoras sãoconsideradas um grupo muito versátil de

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microrganismos, capazes de utilizar umaampla gama de substratos, incluindo toda acadeia de ácidos graxos voláteis, diversosácidos aromáticos, hidrogênio, metanol,etanol, glicerol, açúcares, aminoácidos evários compostos fenólicos. As bactériassulforedutoras dividem-se em dois grandes

grupos: as bactérias sulforedutoras queoxidam seus substratos de forma incompletaaté o acetato e as que oxidam seussubstratos de forma completa até o gáscarbônico (Visser, 1995 citado porChernicharo, 2007).

Figura 1. Seqüências metabólicas e grupos microbianos envolvidos no processo de digestãoanaeróbia. (Fonte: Chernicharo, 2007).

Metanogênicashidrogenotróficas

ORGÂNICOS COMPLEXOS(Carboidratos, Proteínas, Lípídeos)

ORGÂNICOS SIMPLES(Açúcares, Aminoácidos, Ácidos graxos)

ÁCIDOS ORGÂNICOS(Propionato, Butirato, etc.)

H2 + CO2

CH4 + CO2

H2S + CO2

Bactérias Fermentativas (Hidrólise)

Bactérias Fermentativas(Acidogênese)

Bactérias Acetogênicas (Acetogênese)

Bactéria acetogênicas consumidoras de Hidrogênio

Bactérias Metanogênicas(Metanogênese)

MetanogênicasAcetoclásticas

Bactérias redutoras de Sulfato

Acetato

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3.4 Bioquímica da digestão anaeróbia

No processo de digestão anaeróbia decompostos orgânicos existe um consórcioentre microrganismos acidogênicos,acetogênicos e metanogênicos. O equilíbriodesse consórcio pode ser verificado pelaanálise de ácidos graxos voláteis, pois taisácidos são os principais substratos eprodutos dos microrganismos queparticipam desse consórcio (Chernicharo,2007).

Quando as populações de bactériasacetogênicas e de arqueas metanogênicasse encontram presentes em quantidadessuficientes, e as condições ambientais nointerior do sistema de tratamento sãofavoráveis, estes utilizam os ácidosintermediários, tão rapidamente quantoestes são formados. Como resultado, osácidos não se acumulam além dacapacidade neutralizadora da alcalinidadenaturalmente presente no meio, o pHpermanece numa faixa favorável asmetanogênicas e o sistema anaeróbio éconsiderado em equilíbrio. Entretanto, se asbactérias acetogênicas e as arqueasmetanogênicas não estiverem presentes emnúmero suficiente, ou se estiverem expostasa condições ambientais desfavoráveis, estasnão serão capazes de utilizar os ácidosintermediários, na mesma taxa em que são

produzidos pelas bactérias acidogênicas,resultando numa acumulação de ácidos nosistema. Nestas condições, a alcalinidade éconsumida rapidamente e os ácidos livres,não neutralizados, provocam a queda dopH. Esta situação é normalmentereferenciada como a de um reator azedo(Chernicharo, 2007).

Nas águas residuárias há uma grandevariedade de compostos orgânicos quepode ser degradada nos reatoresanaeróbios por um uma populaçãobacteriana muito diversificada. A conversãodesses compostos em metano pode, seguirinúmeros caminhos catabólicos. Para queisso ocorra é necessário que seja produzidaenergia livre em cada um dos processos deconversão. Quando ocorre a liberação deenergia, o processo é denominadoexergônio e a energia livre padrão (∆G0) émenor que zero. Quando as reaçõesconsomem energia são denominadasendergônicas e a energia livre apresentavalores positivos (Foresti et al., 1999).

Na tabela 4 são apresentadas algumasreações comuns na degradação anaeróbia.A energia livre em condições padrão(temperatura de 25°C, pH = 7, pressão de1atm, e o líquido sendo água pura) de todosos compostos presentes na soluçãoapresentam uma atividade de 1 mol kg-1.

Tabela 4. Reações comuns na degradação anaeróbia

Acidogênese ∆G0 (kJ/reação)Glicose ⇒ Acetato C6H12O6 + 2H2O ⇒ 2CH3COO- + 2H+ + 4H2 -206Glicose ⇒ Propionato C6H12O6 + 2H2 ⇒ 2CH3CH2COO- + 2H2O 2H+ -358Glicose ⇒ Butirato C6H12O6 ⇒ CH3CH2CH2COO- + 2CO2 + H+ + 2H2 -255

AcetogêneseBicarbonato ⇒ Acetato 2HCO3

- + 4H2 + H+ ⇒ CH3COO- + 4H2O -104,6Propionato ⇒ Acetato CH3CH2COO- + 3H2O ⇒ CH3COO- + HCO3

- + H+ + 3H2 +76,1Propionato ⇒ Acetato CH3CH2COO- + 2HCO3 ⇒ CH3COO- + H+ + 3HCOO- +72,2Butirato ⇒ Acetato CH3CH2CH2COO- + 2H2O ⇒ 2CH3COO- + H+ + 2H2 +48,1Etanol ⇒ Acetato CH3CH2OH + H2O ⇒ CH3COO- + H+ + 2H2 +9,6Lactato ⇒ Acetato CH3CHOHCOO- + 2H2O ⇒ CH3COO- + HCO3

- + H+ + 2H2 -4,2Metanogênese e Sulfetogênese

Acetato ⇒ Metano CH3COO- + H2O ⇒ CH4 + HCO3- -31,0

Hidrogênio ⇒ Metano H2 + ¼HCO3- + ¼H+ ⇒ ¼CH4 + ¾H2O -33,9

Formiato ⇒ Metano HCOO- + ¼H2O + ¼H+ ⇒ ¼CH4 + ¾HCO3- -32,6

Bicarbonato ⇒ Metano HCO3- + 4H2 + H+ ⇒ CH4 + 3H2O -135,6

Sulfato ⇒ Sulfeto SO42- + 4H2 + H+ ⇒ HS- + 4H2O -151,9

FONTE: Adaptado de Chernicharo (2007)

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A etapa da acetogênese étermodinamicamente desfavorável, ou seja,não ocorre espontaneamente no sentido daformação de acetato e H2, a menos queessas espécies químicas sejam removidasdo meio, deslocando, assim, o equilíbrio dareação no sentido da formação dessesprodutos (Foresti et al., 1999).

Os cálculos associados às reaçõesacetogênicas permitem determinar queessas reações só são termodinamicamentefavoráveis quando a pressão parcial de H2no meio é muito baixa (10-4 atm para aconversão de propionato e 10-3 atm parabutirato). Em um digestor metanogênico,operando de forma apropriada, a pressãoparcial de H2 não excede a 10-4 atm, sendoque, usualmente, esta se encontra próximaa 10-6 atm. Nestas condições de baixapressão parcial de hidrogênio, passa aocorrer então a degradação do propionato,butirato e etanol, liberando energia livrepara o meio. Portanto, uma vez formados osácidos propiônico e butírico como produtosintermediários, a conversão em acetato sóserá possível mediante a existência depopulações capazes de remover, de formarápida e eficiente, o H2 formado nas reaçõesacetogênicas. Isso é conseguido graças àação dos microrganismos que removem H2do meio, quais sejam, as arqueasmetanogênicas hidrogenotróficas e asbactérias redutoras de sulfato (Foresti et al.,1999; Lettinga et al., 1996, citado porChernicharo 2007).

A acumulação de ácidos orgânicos emreatores anaeróbios, principalmente acetato,propionato e butirato, podem ocorrer comoresultado da não observância das condiçõesideais de crescimento microbiano ou da nãoobservância de limitações cinéticas etermodinâmicas. A presença de ácidosorgânicos no efluente do reator reflete umacondição de instabilidade, ao invés de umadeficiência inerente a tecnologia anaeróbia.A acumulação de acetato, propionato ebutirato não devem ser encaradas comoinevitável, mas sim como um sintoma deque uma ou mais etapas do consórcioanaeróbio está sendo prejudicada(Chernicharo, 2007).

3.5 Aspectos importantes da cinética dadigestão anaeróbia

A cinética bioquímica estuda as velocidadesde crescimento dos microrganismos, asvelocidades de consumo de substrato e deformação de produtos. Tais velocidadespodem ser expressas em termosmatemáticos por modelos que representemadequadamente a dinâmica dessesprocessos. Existe uma grande dificuldadeem se descrever matematicamente essascinéticas de conversão, devido àcomplexidade dos substratos e aoenvolvimento de diversas populaçõesbacterianas. Porém, modelos matemáticoscomplexos não são desejáveis,especialmente se eles não conseguemdescrever com propriedade as reações doprocesso envolvidas (Foresti et al., 1999;Chernicharo, 2007).

Duas variáveis principais formam a base detodos os modelos biológicos: a) aconcentração de substrato; e b) aconcentração de microrganismos.

3.5.1 Cinética do crescimento demicrorganismos

Crescimento bruto específico

O crescimento bacteriano pode serexpresso em função da própriaconcentração de bactérias em um dadoinstante no reator. A taxa de crescimentolíquido é igual à taxa de crescimento brutomenos a taxa de mortandade das bactérias.A taxa de crescimento bruto de umapopulação bacteriana é função do seunúmero, massa ou concentração em umdado instante (Von Sperling, 1996).

Matematicamente, tal relação pode serexpressa como:

dX / dt = µ * X (1)

Onde:X = concentração de microrganismos noreator, SST ou SSV (g m-3);µ = taxa de crescimento específico (d-1);t = tempo (d)

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De acordo com Von Sperling (1996) a taxade crescimento é para crescimento semlimitação de substrato, porém, ocrescimento bacteriano é função dadisponibilidade de substrato no meio, porisso, a taxa de crescimento específico deveser expressa, em função da concentraçãode substrato. Monod, em seus estudos comculturas bacterianas, apresentou a seguintefórmula empírica:

µ = µmáx * (S / Ks + S) (2)

Onde:µmáx = taxa de crescimento específicomáxima (d-1);S = concentração do substrato ou nutrientelimitante (g m-3);Ks = constante de saturação, a qual édefinida como a concentração do substratopara a qual µ = µmáx / 2 (g m-3).

Decaimento bacteriano

O crescimento bruto da biomassa, não levaem consideração a redução demicrorganismos, devido ao metabolismoendógeno. Isto implica que parte do materialcelular seja destruída por alguns dosmecanismos atuantes na etapa derespiração endógena. A taxa de decaimentobacteriano pode ser expressa como umareação de primeira ordem:

dX / dt = Kd * X (3)

Onde:Kd = coeficiente de respiração endógena(d-1)

Crescimento líquido

A taxa de crescimento líquido demicrorganismos é obtida ao se incluir nataxa de decaimento bacteriano a expressãode crescimento bruto:

dX / dt = µ * X - Kd * X (4)

Produção de sólidos

Produção bruta

O crescimento bacteriano pode serexpresso também em função do substratoutilizado. Quanto maior a taxa deassimilação de substrato, maior a taxa decrescimento bacteriano (Von Sperling,1996).

dX / dt = Y * dS / dt (5)

Onde:X = concentração de microrganismos, SS ouSSV (g m-3);Y = coeficiente de produção celular(biomassa – SS ou SSV – produzidos porunidade de massa de substrato removida –DBO ou DQO) (g g-1);S = concentração de DBO ou DQO noreator (g m-3);t = tempo (d).

Taxa de utilização de substrato

A taxa de utilização de substrato expressa acapacidade de conversão de substrato pelabiomassa, por unidade de tempo, sendorepresentada através da seguinteexpressão:

dS / dt = 1 / Y * dS / dt (6)

Tempo de detenção hidráulica

O tempo de detenção hidráulica representao tempo médio que o líquido permanece nosistema de tratamento:

t = volume / vazão = V /Q (7)

Onde:t = tempo de detenção hidráulico (h);V = volume do reator (m-3);Q = vazão de líquido (m3 h-1).

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Tempo de residência celular

O parâmetro tempo de residência celular, ouidade do lodo, pode ser calculado a partir daquantidade total de biomassa presente noreator e da quantidade de biomassa quedeixa o reator. Nos reatores anaeróbios quepossuem mecanismos de retenção debiomassa, é possível controlar o tempo deresidência celular no sistema, até certoslimites, independentemente do tempo dedetenção hidráulica (Chernicharo, 2007).

O tempo de residência celular representa otempo médio de permanência dos sólidosbiológicos no sistema de tratamento:

θc = massa de SST no sistema/massa deSST retirada do sistema, por unidade detempo (8)

Onde:θc = tempo de residência celular, ou idadedo lodo (d).

3.6 Fatores que interferem no processode digestão anaeróbia

Diversos fatores podem afetar o processode digestão anaeróbia, intensificando ouinibindo parâmetros como velocidade decrescimento e declínio, a produção dobiogás, a utilização de substrato, partida doreator entre outros. A temperatura, pH,alcalinidade, ácidos voláteis, teor de sólidos,presença de nutrientes, sobrecargasorgânicas e hidráulicas, são alguns dosfatores que devem ser considerados notratamento anaeróbio (Ramires, 2005).

Tanto fatores físicos como químicos doambiente influenciam o crescimentomicrobiano. Os fatores físicos atuam comoagente seletivo, enquanto que os fatoresquímicos podem ou não ser seletivos(Chernicharo, 2007).

Por se tratar de um processo biológico, éessencial que os grupos de microrganismosencontrem condições ambientaisadequadas ao seu desenvolvimento paraque possam realizar a conversão da matériaorgânica de forma eficiente.

3.6.1 Temperatura

Dos fatores físicos que afetam ocrescimento microbiano, a temperatura é umdos mais importantes na seleção dasespécies. Os microrganismos não possuemmeios de controlar a sua temperaturainterna, deste modo à temperatura nointerior da célula é determinada pelatemperatura ambiente externa (Chernicharo,2007).

Ao crescimento microbiano, geralmenteestão associadas três faixas de temperaturaonde o crescimento é possível: faixapsicrófila (entre 0 e 20°C), faixa mesófila(entre 20 e 45°C) e a termófila (entre 45 e70°C). E em cada uma dessas faixas sãoassociados três valores de temperatura paracaracterização do crescimento dosmicrorganismos: temperaturas máximas emínimas que definem os limites da faixa detemperatura em que o crescimento épossível e a temperatura ótima onde ocrescimento é máximo. A taxa decrescimento microbiano em temperaturaspróximas à mínima é tipicamente baixa, masaumenta exponencialmente com oacréscimo da temperatura, atingindo omáximo próximo à temperatura ótima, ecaindo abruptamente com um aumento dealguns poucos graus (Chernicharo, 2007).

A taxa de crescimento específica máxima dapopulação microbiana cresce com oaumento da temperatura, o que faz com quese deseje elevadas temperaturas no reatoranaeróbio, porém seja preferível amanutenção de uma temperatura uniformedentro do reator, uma vez que o processoanaeróbio é considerado muito sensível amudanças bruscas de temperatura,podendo provocar um desbalanceamentoentre as duas maiores populaçõesmicrobianas e a conseqüente falha doprocesso (Chernicharo, 2007).

A operação na faixa termofílica produzmaior quantidade de biogás, resultando emtempos de detenção hidráulica mais curtos,implicando em reatores menores, econseqüentemente, com menores custos(Lucas Jr, 1994). O aquecimento do reatoranaeróbio para o aumento da eficiência do

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processo está comprovado, porém oscustos adicionais requeridos no reatortermofílico devem ser considerados, o quefaz com que a tendência seja preferir osreatores mesofílicos, a não ser pararesíduos que já apresentem temperaturasrelativamente elevadas na sua geração.

De acordo com Chernicharo (2007), paravalores de temperatura entre 30°C e 40°Ctêm–se uma taxa máxima de crescimentobacteriano, que decresce 11% a cada °Cpara digestores operados a temperaturasabaixo de 30°C. A digestão anaeróbia podeocorrer a baixas temperaturas, no entanto, afração de sólidos orgânicos que pode sermetabolizada no processo é reduzida.Dessa forma o tratamento anaeróbio deesgotos torna-se bem mais atrativo para ospaíses de clima tropical e subtropical(Fernandes, 2004).

Zhang et al. (1994) estudaram ocomportamento do processo anaeróbio naestabilização de resíduos orgânicos desuínos em um reator ASBR (ReatorAnaeróbio Sequencial de Batelada),operado à temperatura de 25oC e TDH dedois, três e seis dias. Constatou-se uma boaperformance na remoção de sólidos voláteise DBO para todos os TDH, mas comdestaque para o reator operado com TDHde três dias.

Ndon (1997) e Banik (1998), estudando oefeito da temperatura e TDH no tratamentode águas residuárias domésticas em reatorASBR, observaram que para baixastemperaturas e baixos TDH a eficiência deremoção de matéria orgânica foi baixa,enquanto que para altas temperaturas aeficiência foi alta.

Viraraghavan (1996), estudando os efeitosda temperatura na eficiência do tratamentode águas residuárias no processo de filtroanaeróbio com efluentes provenientes detanque séptico, laticínio, matadouro, fábricasde processamento de batata, constatou quehouve maior eficiência de remoção de DBOe DQO nos filtros anaeróbios operados nastemperaturas maiores e os efeitos datemperatura não foram pronunciados a altosTDH. Para os filtros anaeróbios operados a

baixas temperaturas, a variação do TDHafetou a eficiência do filtro.

Hardoim (1999), estudando os efeitos datemperatura no tratamento anaeróbio dosdejetos de bovinos de leite em biodigestorescom TDH variando entre dez e trinta dias,observou uma tendência de redução naeficiência de remoção dos sólidos voláteis àmedida que se reduzia o TDH e tambémquando se reduzia a temperatura. Tambémconstatou que com altos valores de TDH,quanto maior a temperatura, maior aredução. Contudo, para baixos valores deTDH as temperaturas intermediárias foramas mais eficientes na redução de sólidosvoláteis.

3.6.2 pH, alcalinidade e ácidos voláteis

O pH, alcalinidade e os ácidos voláteis sãooutros fatores ambientais interferentes nodesempenho do processo anaeróbio, sendoque estes três fatores estão intimamenterelacionados.

O pH interfere no processo anaeróbiodiretamente ao afetar a atividadeenzimática, e indiretamente ao afetar atoxicidade de inúmeros compostos, taiscomo a amônia e o sulfeto.

As arqueas metanogênicas têm crescimentoótimo na faixa de pH entre 6,6 e 7,4,embora se possa conseguir estabilidade naformação de metano numa faixa mais amplade pH, entre 6,0 e 8,0. Valores de pH abaixode 6,0 e acima de 8,3 devem ser evitados,uma vez que estes valores podem inibir porcompleto as arqueas metanogênicas. O pHótimo depende do tipo de microrganismoenvolvido no processo de digestão, comotambém do tipo de substrato. A operação deum reator anaeróbio com o pHconstantemente abaixo de 6,5 ou acima de8,0 pode ocasionar uma diminuiçãosignificativa da taxa de produção demetano. Também a ocorrência demudanças bruscas de pH pode afetarnegativamente o processo (Chernicharo,2007).

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A alcalinidade de um sistema é acapacidade de uma solução emneutralizarem ácidos, impedindo asvariações de pH quando há acréscimo daconcentração de ácidos ou bases (VanHaandel e Lettinga, 1994).

No monitoramento de reatores anaeróbios averificação sistemática da alcalinidadetorna-se mais importante do que a avaliaçãodo pH. Isso se deve ao fato dos valores depH variar em escala logarítmica,significando que pequenos abaixamentos depH implicam no consumo de elevadaquantidade de alcalinidade, diminuindo acapacidade de tamponamento do meio(Chernicharo, 2007).

As arqueas metanogênicas, quando emnúmero suficiente e em condiçõesambientais favoráveis, utilizam ácidosintermediários tão rapidamente quanto estessão formados. Assim, os ácidos não seacumulam além da capacidadeneutralizadora da alcalinidade naturalmentepresente no meio, o pH permanece numafaixa favorável as bactérias metanogênicase o sistema anaeróbio é considerado emequilíbrio. Entretanto, se as arqueasmetanogênicas não estiverem presentes emnúmero suficiente, ou se estiverem expostasàs condições ambientais desfavoráveis,estas não são capazes de utilizar os ácidosvoláteis na mesma faixa em que sãoproduzidos pelas bactérias acidogênicas,resultando numa acumulação de ácidos nosistema. Nestas condições, a alcalinidade éconsumida rapidamente e os ácidos livres,não neutralizados, provocam a queda dopH. Esta situação é normalmentereferenciada como a de um reator azedo(Chernicharo, 2007).

A determinação separada da alcalinidadebicarbonato e de alcalinidade de ácidosvoláteis é realizada a partir de metodologiaproposta por Ripley et al. (1986), em que sefaz titulação até pH 5,75, obtendo-se aalcalinidade parcial (AP), equivalente aalcalinidade bicarbonato, e em um segundoestágio titula-se até pH 4,3 obtendo sealcalinidade intermediária (AI), equivalente àalcalinidade de ácidos voláteis.

A determinação da alcalinidade em doisestágios tem um importante aspecto, que serefere ao significado da relação AI/AP. Deacordo com Ripley et al. (1986), valores deAI/AP superiores a 0,3 indicam a ocorrênciade distúrbios no processo de digestãoanaeróbia (Foresti, 1994, citado porChernicharo, 2007)

Iamamoto et al. (2002) monitoraram doisreatores anaeróbios UASB, tratando águasresiduárias de suinocultura, instalados emsérie, utilizando as medidas de alcalinidadee a relação AI/AP, concluindo ser estesparâmetros úteis no diagnóstico depossíveis instabilidades no reator. No reator1, a relação AI/AP ficou acima de 0,3,associando-se a eficiências de remoção deDQO negativas ou inferiores a 20%,decréscimo na produção de metano evalores de alcalinidade intermediáriasuperiores a 200 mg L-1 , e no reator 2, arelação AI/AP acima de 0,3 ocorreuconcomitantemente a eficiências deremoção de DQO abaixo de 50%.

Outro parâmetro de fundamentalimportância no controle do processo dedigestão anaeróbia são os ácidos voláteis,que fornecem, juntamente com a medida dovolume de gases produzidos, a indicaçãomais imediata do funcionamento doprocesso (Vieira e Souza, 1981).

Os ácidos voláteis podem se acumular nosreatores anaeróbios devido a sobrecargasorgânicas e hidráulicas, sobrecarga tóxica,variações de temperatura, ou outrascondições operacionais, resultando naacumulação de ácidos voláteis.

A acumulação de ácidos voláteis acima de150 mg L-1 no reator é uma primeiraindicação que o sistema não está operandoem condições ótimas. As sobrecargasorgânicas e hidráulicas, sobrecarga tóxica,flutuações na temperatura, ou outrascondições operacionais podem causar umdesequilíbrio no processo, que pode resultarna acumulação de ácidos orgânicosvoláteis, especialmente propiônico, butírico,e alcóois (Langenhoff et al., 2000).

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3.6.3. Materiais tóxicos

Existem diversas substâncias que provocamum efeito tóxico no processo de tratamentoanaeróbio. A magnitude desse efeitodepende da concentração do material emdigestão, podendo ter, em alguns casos, umefeito benéfico quando há baixasconcentrações (Oliveira, 1993).

Os principais agentes tóxicos da digestãoanaeróbia são: amônia, sulfatos/sulfetos,metais pesados, metais alcalinos e alcalinosterrosos, e oxigênio.

Normalmente a presença do bicarbonato deamônia, resultante da digestão de esgotosricos em compostos protéicos ou uréia, ébenéfica ao digestor, como fonte denitrogênio e como tampão para asmudanças de pH. Porém, tanto o íonamônio (NH4

+) quanto à amônia livre (NH3)podem se tornar inibidores, quandopresentes em elevadas concentrações.Valores de pH elevados tem o predomío daamônia livre que pode se tornar um agenteinibidor. Estudos demonstraram queconcentrações de amônia livre acima de 150mg L-1 são tóxicas aos microrganismosmetanogênicos, enquanto que o limitemáximo de segurança para o íon amônia éda ordem de 3000 mg L-1 (Chernicharo,2007).

Os sulfetos em baixas concentrações é umnutriente fundamental para a atividademetanogênica, por participar de um grandenúmero de enzimas vitais. No entanto, apartir de concentrações em torno de 150 a200 mg L-1, mas podem ser tolerados, atéestas concentrações se a operaçõ dosistema for contínua e se algumaaclimatação for propiciada à biomassa(Chernicharo, 2007).

O aumento dessas substâncias pode levar àinatividade dos microrganismos anaeróbios,que é rapidamente detectada pela reduçãona produção de gases e pelo aumento dosácidos voláteis no processo. Caso oaumento da concentração de substânciastóxicas for lenta e bem controlada pode-seadaptar o processo a concentrações

elevadas de elementos tóxicos (Oliveira,1993).

A sensibilidade dos processos anaeróbios acargas tóxicas depende, significativamente,do parâmetro operacional tempo deretenção celular ou idade do lodo. Quantomaior o tempo de retenção celular, maior éa capacidade do reator de assimilar cargastóxicas (Foresti, 1999).

3.6.4. Concentração de sólidos totais esólidos voláteis

O controle do processo de digestãoanaeróbia depende, entre outros fatores, dacarga orgânica presente. Esteacompanhamento é feito através da medidados sólidos totais e voláteis. Um dosobjetivos da digestão anaeróbia é reduzir ovolume de matéria orgânica através deliquefação, gaseificação, adensamento eseparação sólido-líquido para dispor oresíduo mais facilmente (Oliveira, 1993).

O rendimento do processo, em termos deprodução de gás ou de remoção de matériaorgânica, depende, entre outros fatores, doconteúdo volátil dos sólidos do substrato.Assim, quanto maior o conteúdo volátil,maior será o rendimento do processo(Oliveira, 1993).

A concentração de sólidos suspensos noafluente pode afetar o desempenho doprocesso anaeróbio, podendo limitar autilização de várias configurações dereatores anaeróbios. Lettinga et al. (1980) eSouza (1986) recomendaram concentraçãoafluente de sólidos suspensos totaismenores que 1000 mg L-1, enquantoStronach et al. (1986) recomendaramvalores de concentração menores que 500mg L-1. Lettinga et al. (1991) recomendamconcentrações de SST afluentes de até6000 mg L-1.

Fernandes (2004) avaliou o efeito doafluente com concentrações de SST emtono de 5000 mg L-1 no processo anaeróbioem dois estágios compostos por reator ABRe UASB instalados em série, tratando águasresiduárias de suinocultura, alcançando

32

eficiências superiores a 85% na remoção deDQOt e SST.

Santana (2004) pesquisando o emprego dedois reatores UASB em série, no tratamentode águas residuárias de suinocultura, comconcentrações afluentes de SST variandode 2216 a 7131 mg L-1 também obteveeficiências de remoção de matéria orgânicaacima de 85%.

3.7 Reatores anaeróbios de fluxoascendente e manta de lodo (UASB)

3.7.1 Considerações iniciais

O reator anaeróbio de fluxo ascendente commanta de lodo (UASB) foi desenvolvido nadécada de 70 por Gatze Lettinga daUniversidade Wageningen, Holanda (VanHaandel e Lettinga, 1994).

O reator UASB tem sido amplamenteestudado devido à sua vantagem decombinar construção e operaçãosimplificada com capacidade de acomodaraltas cargas orgânicas e hidráulicas(Lettinga et al., 1980). A configuração de umUASB é baseada no regime hidráulico defluxo ascendente e na incorporação de umdispositivo interno de separaçãosólido/gás/líquido, dispensando o uso de ummeio suporte para crescimento dabiomassa. Isto favorece o desenvolvimentoe retenção de uma biomassa concentrada ealtamente ativa na zona de reação, naforma de flocos densos ou lodo granulado.Conseqüentemente, o reator opera comtempos de retenção celular (TRC) muitoaltos, mesmo quando submetido a temposde detenção hidráulica (TDH) muito baixos.Portanto, devido à estabilidade e o bomdesempenho dos reatores anaeróbiosestarem associadas a altos valores de TRC,essas características podem ser

constatadas na maior parte dos reatoresUASB tratando uma grande variedade deáguas residuárias (Foresti e Oliveira, 1995).

3.7.2 Princípios de Funcionamento

O processo de funcionamento do reatorUASB consiste em se ter um fluxoascendente de águas residuárias através deum leito de lodo denso de elevada atividade.O perfil de sólidos no reator varia de muitodenso e com partículas granulares deelevada capacidade de sedimentação,próximas ao fundo (leito de lodo), até umlodo mais disperso e leve, próximo ao topodo reator (manta de lodo) (Chernicharo,2007).

A estabilização da matéria orgânica ocorreem todas as zonas de reação, sendo amistura do sistema promovida pelo fluxoascensional das águas residuárias e dasbolhas de gás. As águas residuárias entrampelo fundo do reator e o efluente deixa oreator, por meio de um decantador internolocalizado na parte superior do reator. Umdispositivo de separação de gases e sólidoslocalizados abaixo do decantador, garanteas condições ótimas de sedimentação daspartículas que se desgarram da manta delodo, permitindo que estas retornem àcâmara de digestão, ao invés de seremarrastados para fora do sistema. Emboraparte das partículas mais leves seremperdidas juntamente com o efluente, otempo médio de residência de sólidos noreator é mantido suficientemente elevadopara manter o crescimento de uma massadensa de microrganismos formadores demetano, apesar do reduzido tempo dedetenção hidráulica (Chernicharo, 2007).

A figura 2 mostra uma representaçãoesquemática do funcionamento do reatorUASB.

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Figura 2. Desenho esquemático do Reator UASB

O reator UASB é capaz de suportar altastaxas de carga orgânica e a grandediferença em comparação com outrosreatores é a simplicidade construtiva e osbaixos custos operacionais. Os princípiosmais importantes que governam a operaçãode um reator UASB são os seguintes(Foresti et al., 1999):

• As características do fluxo ascendentedevem assegurar o máximo contatoentre biomassa e o substrato;

• Os curto-circuitos devem ser evitados,de forma a garantir tempo suficientepara degradação da matéria orgânica;

• O sistema deve ter um dispositivo deseparação de fases bem projetado,capaz de separar de forma adequada obiogás, o líquido e os sólidos, liberandoos dois primeiros e permitindo aretenção do último;

• O lodo na região da manta deve serbem adaptado, com alta atividademetanogênica específica (AME) eexcelente sedimentabilidade. Emrelação a sedimentabilidade, o lodogranulado apresenta característicasbem melhores que a do lodo floculento.

3.7.3 Configurações típicas

Os reatores UASB concebidos para otratamento de efluentes industriais sãoestruturas cilíndricas ou prismático-retangulares, nos quais as áreas doscompartimentos de digestão e dedecantação são iguais, configurando-sereatores de paredes verticais (Fernandes,2004).

Nos reatores tratando efluentes industriais,a distribuição do afluente é usualmente feitaa partir da base do reator, e também seprevê a implantação de uma unidade de

Manta de Lodo

Leito de Lodo

Afluente

Partículas de Lodo

Compartimento de digestão

Abertura p/ o decantador

Compartimento de

Decantação

Coleta do afluente

Saída do biogás

Separador trifásico

Defletor de gás

Bolhas de gás

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equalização, a montante do reator UASB,propiciando que sua operação seja feitadentro de faixas de vazão e de cargaorgânicas mais uniformes (Chernicharo,2007).

Os reatores de seção circular são maiseconômicos do ponto de vista estrutural,sendo mais utilizados para atendimento apequenas populações, enquanto, parapopulações maiores, onde há necessidadede fazer modulação, os reatores de seçãoretangulares são mais indicados.

3.7.4. Materiais de Construção

Sabendo-se que a degradação anaeróbiade determinados compostos pode provocara formação de subprodutos altamenteagressivos, aliados às característicasinerentes às águas residuárias, os materiaisutilizados na construção de reatoresanaeróbios devem preencher o requisito deresistir à corrosão.

Por questões construtivas e de custo, oconcreto tem sido o material maisempregado na construção de reatoresanaeróbios, sendo necessário receberalgum tipo de revestimento interno paraproteção anticorrosiva, principalmente nasparedes e lajes que ficam acima do nível dolíquido. Materiais não corrosivos ou menosvolumosos, como o PVC, plástico e fibra devidro são os mais indicados neste caso. Oconcreto tem apresentado problemas comovazamento de gases, corrosão edificuldades de estruturação e montagem(Van Haandel e Lettinga, 1994).

O plástico reforçado com fibra de vidro(PRFV) e outros materiais compósitosapresentam-se como alternativa versátilpara a construção de estações detratamento. O PRFV é considerado ummaterial compósito de matriz polimérica epodem apresentar arranjos variados para seobter diferentes propriedades. Basicamenteo PRFV é composto de resina, fibra de vidroe alguns aditivos. A tendência mundial douso de pequenas estações de tratamento deesgoto vem ampliando a utilização destesmateriais na confecção de sistemas

compactos (Okada, 1987 citado por Frade,2003).

Uma alternativa ao concreto armado é aargamassa armada, ou ferrocimento. Oferrocimento é um material constituído deuma argamassa de cimento e de areiaenvolvendo um aramado de vergalhõesfinos e telas.Na prática, as característicasdo ferrocimento são parecidas com as doconcreto armado. A argamassa, assim comoo concreto, é mole nas primeiras horas edepois endurece, portanto, também émoldável, e o aramado do ferrocimento fazàs vezes da armadura do concreto armado.A grande diferença é que as peças doferrocimento são bem mais finas (1,5cm a3,5cm) que as de concreto armado, masexigem formatos arredondados para ficarresistentes. Existem diversas unidades dereatores UASB já construídas ou emimplantação utilizando o ferrocimento, tendoapresentado como principais vantagens,serem estruturas de simples execução e debaixo custo de implantação.

Um outro aspecto da construção de reatoresanaeróbios é a proteção anticorrosiva, quepode ser intrínseca ao próprio material(PVC, fibra de vidro, aço inoxidável, etc) oupode ser conferida ao mesmo, por meio deaditivos e revestimentos especiais(concreto, aço, etc). No caso do aço comomaterial de construção de reatores, oscuidados para evitar corrosão devem serainda maiores, incluindo utilização de açosespeciais e o controle rigoroso dosrevestimentos empregados (Chernicharo,2007).

Fortunato et al. (2001), citado porChernicharo (2007), recomendam comopossíveis soluções de revestimento dereatores a pintura com borracha clorada ouepóxi betuminosa, pois, estes materiaisfuncionam como barreiras químicas para assuperfícies de concreto expostas aambientes de média e alta agressividade.

35

3.7.5 Parâmetros de projeto

Carga hidráulica volumétrica (CHV) etempo de detenção hidráulica (TDH)

A CHV é o volume de esgotos aplicadosdiariamente ao reator, por unidade devolume do mesmo. O tempo de detençãohidráulica é o inverso da carga hidráulicavolumétrica:

CHV = Q / V (9)

Onde:CHV = carga hidráulica volumétrica (m3 m-3

d-1);Q = vazão (m3 d-1);V = volume total do reator (m3).

t = 1 / CHV ou t = V / Q (10)

Onde:t = tempo de detenção hidráulica (d)

O projeto de reatores com valores altos decarga hidráulica volumétrica pode atrapalharo funcionamento do sistema em relação aosseguintes aspectos:

• Perda excessiva de biomassa dosistema, devido ao arraste do lodo como efluente;

• Redução do tempo de residênciacelular, e conseqüente diminuição dograu de estabilização de sólidos;

• Possibilidade de falha do sistema, umavez que o tempo de permanência dabiomassa no sistema pode ser inferiorao seu tempo de crescimento.

Carga orgânica volumétrica (COV)

A COV é definida como sendo a quantidade(massa) de matéria orgânica aplicadadiariamente ao reator, por unidade devolume do mesmo:

COV = (Q * S0) / V (11)

onde:COV = carga orgânica volumétrica (kgDQOm-3 d-1);Q = vazão (m3 d-1);S0 = concentração de substrato afluente(kgDQO m-3);V = volume total do reator (m-3).

Conhecendo-se a vazão e a concentraçãodo esgoto afluente, e admitindo-se umadeterminada carga orgânica volumétrica deprojeto, o volume do reator pode sercalculado da seguinte forma:

V = (Q * S0) / COV (12)

Em efluentes industriais de elevadaconcentração de matéria orgânica, aliteratura reporta cargas orgânicasextremamente elevadas aplicadas comsucesso em instalações piloto (da ordem de45 kgDQO m-3 d-1), embora as cargasorgânicas adotadas nos projetos deestações em escala plena têm sidoinferiores a 15 kgDQO m-3 d-1. Para estestipos de efluentes, a carga orgânicavolumétrica a ser aplicada é que define ovolume do reator (Chernicharo, 2007).

Carga biológica (COB)

A COB ou carga de lodo refere-se àquantidade (massa) de matéria orgânicaaplicada diariamente ao reator, por unidadede biomassa presente no mesmo.

COB = (Q * S0) / M (13)

Onde:COB = carga biológica ou carga de lodo(kgDQO kgSTV-1 d-1);Q = vazão (m3 d-1);S0 = concentração de substrato afluente(kgDQO m-3);M = massa de microrganismos presentes noreator = volume * concentração de STV(kgSTV).

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Velocidade ascensional

A velocidade superficial do fluxo é calculadaa partir da relação entre a vazão afluente ea seção transversal do reator:

v = Q / A (14)

Onde:v = velocidade ascensional (m h-1);Q = vazão (m3 h-1);A = área da seção transversal do reator (m2)

A velocidade ascensional máxima no reatordepende do tipo de lodo presente e dascargas aplicadas. Para reatores operandocom lodo tipo floculento e com cargasorgânicas de até 5 a 6 kgDQO m-3 d-1, asvelocidades ascensionais médias devem serda ordem de 0,5 a 0,7 m h-1, sendotolerados picos temporários, durante 2 a 4horas, de até 1,5 a 2 m h-1. Para reatoresoperando com lodo tipo granular, asvelocidade superficiais podem sersignificativamente maiores, até mesmo daordem de 10 m h-1 (Chernicharo, 2007).

3.8 Reator UASB no tratamento de águasresiduárias de suinocultura

Na suinocultura, com a modernização daexploração, adotando sistemas deconfinamento intensivo, houve aumentocrescente no uso de água parahigienização, resultando efluentes comconcentrações de sólidos de 0,1% a 3%(Oliveira, 1997).

O aumento na quantidade de dejetos desuínos e na sua diluição colocou aosprodutores o problema de disposição, poisos métodos tradicionais de tratamento comdisposição final no solo não são possíveisna maior parte das situações. Já paradigestores anaeróbios, normalmenteutilizados no tratamento de resíduos desuinocultura semi-sólidos, os dejetosapresentam concentrações de sólidos totaisem torno de 6%, praticamente o dobro dosvalores máximos observados para osdejetos de suínos diluídos pela água dehigienização. Além disso, como o tempo dedetenção hidráulica é o principal parâmetro

de determinação do volume do reator, ficaclaro que os digestores anaeróbios não sãoos mais adequados para resíduos diluídos,visto que operam com TDH muito elevado(Oliveira, 1997).

A busca por sistemas apropriados demanejo para resíduos diluídos desuinocultura tem considerado o uso dereatores anaeróbios UASB para otratamento de águas residuárias com altasconcentrações de matéria orgânica e sólidossuspensos. Ao contrário dos digestoresanaeróbios convencionais, esta novaconfiguração de reator anaeróbio éprojetada para operar com baixo TDH.Contudo, os altos consumos de água poranimal podem não ser suficientes paraproduzir águas residuárias compatíveis comos reatores não convencionais. Os resíduosdiluídos de suínos podem ter altasconcentrações de sólidos suspensos,tornando-se um importante parâmetrorestritivo para o projeto de tais reatores(Oliveira, 1997).

No Brasil, Oliveira (1997), Oliveira e Foresti(1994, 1998), Foresti e Oliveira (1995),Oliveira et al. (1995, 1996), Oliveira et al.(1997) apresentaram resultados dedesempenho e características do lodo dereatores UASB de bancada operados comáguas residuárias de suinocultura comconcentrações de sólidos suspensos nafaixa de 500 a 2000 mg L-1, correspondendoa valores médios de DQO na faixa de 1000a 4000 mg L-1, sob diferentes COV, distintosTDH e diferentes temperaturas. Lucas Jr. etal. (1996) e Toledo (1996) apresentaramresultados de desempenho de sistema detratamento contendo dois reatores UASB(volume de 705 L cada) operados em série,com águas residuárias de suinocultura comconcentrações médias de ST de 444 e 754mg L-1, e STV de 351 e 611 mg L-1,correspondendo a valores de DQOt de 949e 1518 mg L-1, respectivamente, sobdiferentes COV e TDH. Estes trabalhosvisaram à obtenção de diretrizes para oprojeto desta unidade anaeróbia (Oliveira eForesti, 1998).

No que diz respeito ao desempenho dosreatores UASB tratando águas residuárias

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de suinocultura, Oliveira e Foresti (1994),Foresti e Oliveira (1995) e Oliveira et al.(1995) observaram eficiências de remoçãode DQOt e SST, predominantemente, nafaixa de 90 a 95% para TDH de 30 h econcentração de SST no afluente variandode 500 a 2000 mg L-1.

Lucas Jr. et al. (1996) verificaram que aseficiências de remoção de DQOt, ST e STVno sistema de tratamento com TDH de 20,6h, foram em torno de 76 a 79%.

Oliveira (1997), e Foresti e Oliveira (1995)concluíram que o principal parâmetro deprojeto para o reator UASB tratando águasresiduárias de suinocultura comconcentrações de SST variando de 1000 a2000 mg L-1 é a COV e não a concentraçãode SST do afluente ou o TDH. Paraconcentrações de SST do afluente menoresque 1000 mg L-1, o parâmetro de projetolimitante pareceu ser o TDH, o qual deve serno mínimo 8 h para permitir eficiências deremoção de DQOt e SST da ordem de 85%.Para COV em torno de 5 kgDQO m-3 d-1,nas condições de temperatura ambiente,pode-se obter eficiências de remoção deDQOt e SST acima de 85%.

Oliveira (1997) e Oliveira e Foresti (1998)observaram a tendência de ocorrência de

valores máximos de produção específica demetano, em torno de 0,14 L CH4 (g DQOtremovida)-1, para COV na faixa de 4 a 5kgDQO m-3 d-1, e concentrações médias demetano no biogás na faixa de 78 a 84%.

Os bons resultados de desempenho doreator UASB, no que diz respeito àstendências de remoção de DQO, SS eprodução de metano, estiveramrelacionados à acumulação de lodo namanta e à sua característica de lodogranulado, a qual otimiza o fluxo desubstrato e produtos nos diferentes passosda degradação anaeróbia (hidrólise,acidogênese, acetogênese emetanogênese). A presença deste lodogranulado bem estruturado permitiuconsiderar o reator UASB como apropriadopara tratamento de águas residuárias desuinocultura nas condições operacionaisapresentadas (Oliveira et al., 1997).

Na tabela 5, estão apresentados osresultados de alguns estudos da aplicaçãode reatores UASB, tratando águasresiduárias de suinocultura, todos em escalapiloto para que se possa comparar com osistema proposto por este trabalho que foirealizado em escala real.

Tabela 5. Resultados da aplicação de reatores UASB no tratamento de águas residuárias desuinocultura.

Concentraçãoafluente

Eficiência deremoção (%)Referência Volume

(m3)COV

(kgDQO m-3 d-1)TDH(h) DQOt SST DQOt SST

Pereira (2003) 0,039 4,50 - 12306 5000 79 93Santana (2004) 0,705 4,37

8,386,87

19,04

48244824

881896251384418717

2216280343007131

80,387,789,674,0

72,881,480,173,4

Fernandes (2004) 0,530 5,057,81

10,12

562818

1164091987557

562662065645

87,571,179,1

74,868,077,0

Ramires (2005) 0,908 5,5014,4013,2234,40

36183618

8390109141991726025

494051751278812860

80558573

92848267

Campos et al. (2005) 0,012 1,42 30 1755 - 78 -Lourenço (2006) 0,012 0,11 a 2,11 11 a 55 783 - 83,3 -

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Em relação ao efeito da temperatura nodesempenho de reatores UASB tratandoáguas residuárias de suinocultura, Oliveira(1997); Oliveira et al. (1997) e Oliveira et al.(1996) verificaram que o aumento e controleda temperatura de operação, a 25°C e30°C, propiciou melhoria da remoção deDQOt, SST e N-org, produção de metano, eacumulação de lodo. O efeito foi maisacentuado no reator alimentado com águasresiduárias de suinocultura com maioresconcentrações de SST no afluente (2000mg L-1).

O aumento e controle da temperatura deoperação, a 25°C e 30°C, foi essencial paraa acomodação de COV maiores que 5kgDQO m-3 d-1 e obtenção de eficiências deremoção de DQOt e SST iguais ousuperiores a 85%, permitindo a obtenção debom desempenho mesmo com COV de até9 kgDQO m-3 d-1 (Oliveira, 1997; Oliveira etal., 1997). A produção específica de metanoatingiu valores de 0,18 a 0,21 L CH4 (gDQOremovida)-1 com maior estabilidade quedurante a operação a temperatura ambiente(Oliveira, 1997; Oliveira e Foresti, 1998).Considerando-se a relação custo-benefício,o controle da temperatura a 25°C pareceuser mais favorável (Oliveira, 1997; Oliveiraet al., 1997).

3.9 Pós-tratamento de reatores UASB

Os reatores anaeróbios atingem uma boaeficiência na remoção de matéria orgânica,considerando-se os baixos tempos dedetenção hidráulica, a simplicidade doprocesso e a inexistência de equipamentos,como aeradores. Porém, esta eficiência é namaior parte das vezes insuficiente, o queleva a necessidade de pós-tratamento parao efluente anaeróbio (Von Sperling, 2002).O pós-tratamento têm os seguintesobjetivos:

• Remoção adicional de matéria orgânica;

• Remoção de nutrientes;

• Remoção de organismos patogênicos.

Uma alternativa de pós-tratamento érepresentada pelas lagoas de estabilização,pelo fato de se manter em todo o sistema asimplicidade conceitual já assumida para osreatores anaeróbios. As lagoas nãomecanizadas que recebem o efluente dereatores anaeróbios têm sido designadas delagoas de polimento, para diferenciar dasconcepções clássicas das lagoasfacultativas e de maturação (Von Sperling,2002).

Quando se tem um pré-tratamento eficiente,como é o caso do reator UASB, o afluenteàs lagoas de polimento apresenta umabaixa concentração de material orgânico, oque reduz substancialmente a demanda deoxigênio. Tem-se ainda uma elevadaremoção de partículas coloidais promovidaspelo reator UASB, o que resulta em umefluente com baixa turbidez, permitindomaior penetração da luz solar na lagoa, quepor sua vez favorece a realização dafotossíntese pelas algas, com aconseqüente elevação da produção deoxigênio dissolvido por área de lagoa(Cavalcanti et al. 2001, citado por Chiatti,2004).

Nas lagoas de polimento predomina umambiente aeróbio, devido à combinação deuma menor demanda de oxigênio com umamaior produção de oxigênio, o que leva àprevalência da fotossíntese sobre aoxidação bacteriana.

Remoção de matéria orgânica e sólidossuspensos

De acordo com Cavalcanti et al. (2001), osprocessos biológicos mais importantes queocorrem em lagoas de polimento,relacionados com a remoção de matériaorgânica são:

• Fotossíntese;

• Oxidação da matéria orgânica pelasbactérias que usam oxigênio;

• Fermentação da matéria orgânicadurante a digestão anaeróbia.

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Na fotossíntese as algas usam energia dosol para reduzir o dióxido de carbono,transformando-o em material orgânicocelular. A taxa de desenvolvimento dafotossíntese é determinada, principalmente,pelas condições de transparência,irradiação solar, oxigênio dissolvido,temperatura e profundidade da lagoa(Cavalcanti et al., 2001). De formasimplificada, este processo é representadopela seguinte equação:

CO2 + H2O → DQO + O2 (15)

No processo de oxidação aeróbiabacteriana, a taxa é determinada,principalmente, pela temperatura e pelaconcentração do material orgânicobiodegradável. A equação que representa oprocesso é a seguinte:

DQO + O2 → CO2 + H2O (16)

Os processos de fotossíntese e oxidaçãobacteriana são complementares, uma vezque os produtos de um processo são osreagentes do outro. A ação combinada defotossíntese e oxidação pode resultar emremoção de material orgânico da faselíquida por outros mecanismos. O resultadodos dois processos é a transformação dematerial orgânico fecal em massa de algas.Essa massa de algas pode formar flocos,por meio da floculação espontânea, e estesflocos podem sedimentar e passar a fazerparte do lodo do fundo da lagoa, ondepodem ser digeridos ou então se acumularcom massa orgânica não biodegradável(Cavalcanti et al., 2001).

Já no processo de digestão anaeróbia, quese desenvolve no fundo da lagoa, onde seobserva ausência de oxigênio, promoveuma transformação do material orgânico emgás metano que se desprende, havendoassim uma remoção física do materialorgânico, como mostra a equação seguinte:

DQO → CH4 + CO2 (17)

Em uma lagoa de polimento observa-se,uma grande diminuição da carga orgânica,depois de um pré-tratamento anaeróbio

eficiente em reator UASB, que naturalmenteirá reduzir a demanda de oxigênio. Atransparência do esgoto digerido é boa,porque o reator UASB remove grande partedas partículas coloidais, que são a causaprincipal da turbidez do esgoto bruto. Porisso, a luz solar vai poder penetrar maisprofundamente na lagoa de polimento, comisso, haverá mais fotossíntese, produzindomais oxigênio por unidade de área de lagoa.A combinação de uma menor demanda deoxigênio com uma maior produção deoxigênio resultará no estabelecimento deum ambiente predominantemente aeróbio,semelhante aquele de uma lagoa dematuração (Cavalcanti et al., 2001).

Remoção de Organismos Patogênicos

Devido aos baixos tempos de detenção nosreatores anaeróbios, a remoção deorganismos patogênicos é baixa nestasunidades. Neste sentido, as lagoas deestabilização, e principalmente as lagoas dematuração, podem contribuirsubstancialmente para uma elevadaremoção. No contexto do pós-tratamento deefluentes anaeróbios, as lagoas depolimento exercem bem este papel, sendoesta uma de suas principais finalidades (VonSperling, 2002).

Os principais organismos indicadores dequalidade microbiológica dos esgotos são:coliformes termotolerantes e os ovos dehelmintos. A remoção de ovos de helmintose de coliformes se dá por mecanismosinteiramente diferentes. A remoção de ovosde helmintos se dá por uma remoção física,resultando da adsorção em flocos de lodoou sedimentação simples, em virtude dosovos apresentarem maior densidade que aágua. Já a redução dos coliformes, por setratar de um processo biológico, resultantedo metabolismo de decaimento (morte) dasbactérias, a redução da concentração decoliformes é lenta, sendo assim o principalfator determinante do tempo de detençãohidráulica em lagoas (Cavalcanti et al.,2001).

De acordo com Von Sperling (2002), osprincipais fatores presentes nas lagoas de

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polimento que contribuem para a remoçãodos coliformes são:

• Temperatura;

• Insolação;

• pH;

• Escassez de alimento;

• Organismos predadores;

• Competição;

• Compostos tóxicos.

Remoção de Nutrientes

Os sistemas de tratamento anaeróbiopraticamente não removem nutrientes. Noentanto, as lagoas de polimento podemcumprir bem este papel adicional,possibilitando principalmente a volatilizaçãoda amônia e a precipitação de fosfatos (VonSperling, 2002).

A remoção de amônia e fosfatos é maior emlagoas de polimento com baixasprofundidades. Nestas lagoas, a massalíquida tende a se apresentar com elevadosvalores de pH, em decorrência dafotossíntese intensa que ocorre em todo ovolume da lagoa. Os elevados valores depH propiciam a volatilização da amônia e aprecipitação dos fosfatos (Von Sperling,2002).

Uma situação de pH elevado permite aremoção de nutrientes por processos físicose químicos. O nitrogênio pode ser removidofisicamente da fase líquida por dessorção,por meio do desprendimento de gásamônia, NH3, que é a forma nitrogenadapredominante em valores elevados de pH.Uma remoção significativa de fósforo só épossível mediante a precipitação de saisinsolúveis de fosfato, tais como apatita e aestrutiva (Cavalcanti et al., 2001).

De acordo com Arceivala (1981); EPA(1983); Soares et al. (1995), citados por VonSperling (2002), os possíveis mecanismosde remoção de nitrogênio em lagoas depolimento são:

• Nitrificação –desnitrificação;

• Assimilação dos nitratos pelas algas;

• Assimilação da amônia pelas algas;

• Sedimentação do nitrogênio orgânicoparticulado;

• Volatilização da amônia.

De acordo com Von Sperling (2002) detodos estes mecanismos, o mais importanteé da volatilização da amônia. No meiolíquido, a amônia apresenta-se segundo aseguinte reação de equilíbrio:

NH3 + H+ ↔ NH4+ (18)

A amônia livre (NH3) é passível devolatilização, ao passo que a amôniaionizada não pode ser removida porvolatilização. Com a elevação do pH, oequilíbrio da reação se desloca para aesquerda, favorecendo a maior presença deNH3 (Von Sperling, 2002).

A fotossíntese que pode ocorrer nas lagoasfacultativas e de maturação contribui para aelevação do pH, por retirar do meio líquido oCO2, ou seja, a acidez carbônica. Emcondições de elevada atividadefotossintética, o pH pode subir a valoressuperiores a 9,0, proporcionando condiçõespara a volatilização do NH3. Em condiçõesde alta taxa de fotossíntese, a elevadaprodução algal contribui com o consumodireto de NH3 pelas algas (Arceivala, 1981citado por Von Sperling, 2002).

No caso do fósforo, os principaismecanismos de remoção em lagoas deestabilização são (Arceivala, 1981; VanHaandel e Lettinga, 1984, citados por VonSperling, 2002):

• Retirada do fósforo orgânico contido nasalgas e bactérias por meio da saída como efluente final;

• Precipitação de fosfatos em condiçõesde elevado pH.

41

As remoções de fósforo mais significativaspodem ocorrer através da precipitação dosfosfatos em condições de elevado pH. Nocaso da remoção de fósforo, a dependênciade altos valores de pH é maior que no casodo nitrogênio: o pH deve ser no mínimo 9,0para que haja uma precipitação significativade fósforo (Von Sperling, 2002).

Mascarenhas et al. (2003), avaliaram odesempenho de duas lagoas de polimentorasas (0,6 e 0,4 m de profundidade), emsérie, tratando efluentes de um reator UASBtratando esgotos. As lagoas apresentaramum excelente desempenho, produzndo umefluente final com concentração média de30 mg L-1 de DBOt, 1,83 x 102 NMP 100mL-1

de E. coli e 2 mg L-1 de amônia.

Duda (2006) avaliou o desepenho de duaslagoas de polimento no pós-tratamento dereatores RSBAn, obtendo eficiências deremoção variando de 63,3% a 85,7% para aDQOt, 55,9% a 90,6% para SST, e de85,45% a 98,20% para coliformestermotolerantes.

4. MATERIAL E MÈTODOS

4.1 Considerações iniciais

O trabalho foi realizado na suinocultura daFazenda Experimental Professor HélioBarbosa em Igarapé/MG. A região possuiclima tropical úmido, seco no inverno echuvoso no verão, com precipitação médiaanual de 1400mm e temperatura médiaanual de 22,2°C, no inverno a temperaturamédia é de 18,5°C e no verão de 22,4°C, eé identificado como Aw pela classificação deKOPPEN (Normas Climatológicas, 1992).

4.2 Caracterização Quantitativa dasÁguas Residuárias

De acordo com Perdomo et al. (2003), emuma mesma granja, o volume varia ao longodo tempo, no entanto, três componentessão considerados fundamentais para aestimativa mais efetiva do volume deefluentes, quais sejam:

a) a demanda de água para consumo dosanimais;

b) a limpeza e higiene de instalações,equipamentos e animais;

c) as perdas existentes.

Para a determinação diária da vazãoafluente ao sistema de tratamento, foirealizado monitoramento da vazão antes doinício de funcionamento do sistema, levandoem consideração os três componentes:higienização, volume de urina gerado evazamentos de bebedouros.

A higienização na granja era realizada duasvezes ao dia, nos períodos da manhã (07:30às 09:30 hs) e tarde (13:30 as 15:00 hs). Ovolume gerado na higienização no períododa tarde foi em média 60% do volumegerado no período da manhã. O sistemaoperou em fluxo intermitente, pois, nãohouve equalização da vazão e nem dacarga.

Para a quantificação da vazão estabeleu-ceuma equação para cálculo da vazãolevando em consideração os trêscomponentes:

Q = q + (0,6 * q) + 0,25 + 0,60 (19)

Sendo:Q = vazão total afluente (m3 d-1);q = vazão da higienização do período damanhã (m3 d-1);0,6*q = vazão de higienização do período datarde, correspondente a 60 % da vazão dehigienização do período da manhã (m3 d-1);0,25 = vazão de água desperdiçada pelosbebedouros (m3 d-1).0,60 = corresponde à vazão de urinagerada, (m3 d-1);

As medições da vazão eram realizadasdurante todo período de higienização damanhã em intervalos de 15 minutos, pormeio de provetas de 1000 mL e cronômetro,obtendo-se o valor q da equação.

43

4.3 Descrição da Estação de Tratamento

As etapas de concepão, dimensionamento,construção e operação da estação detratamento (ETE) foram realizadas comoparte desta pesquisa.

O sistema em escala plena constitui-se detratamento preliminar (tela), primário(decantador), e secundário (reator UASB),leitos de secagem, bioesterqueira, e umalagoa de polimento em escala piloto.

A ETE em escala plena foi projetada paraatender os setores de creche, recria eterminação da suinocultura com capacidadepara um plantel de 400 animais.

4.3.1 Tratamento Preliminar

O tratamento preliminar foi compostosimplesmente de uma tela (Fig. 3) pararetenção de sólidos grosseiros (fezes,maravalha). A tela possuía as seguintescaracterísticas:

• Seção dos furos 5 mm x 25 mm

• Espaçamento entre os furos 30 mm

• Largura do canal da grade 30 cm

• Inclinação em relação à horizontal 45°

Figura 3. Tratamento Preliminar (Tela)

4.3.2 Decantador

Foi utilizado um decantador de fluxoascendente, dimensionado de forma aatender as seguintes funções: separação defases e pré-acidificação do esgoto. Oobjetivo da pré-acidificação no decantador épara favorecer o processo de formação demetano e melhorar a eficiência do reatorUASB.

Na figura 4 é mostrado o layout, e na figura5 o decantador em operação. As dimensõesdo decantador estão descritas na tabela. 6.

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Figura 4. Corte esquemático do decantador.

Figura 5. Vista do decantador

terra

concreto

Tubulação de entrada do afluente (PVC Ø 200mm)

Defletor (ardósia)Tubulação de saída do efluente (PVC Ø 75mm)

Tubo PVC Ø 200mm

Blocos (15X20X40) enchidos com concreto

Concreto (declividade 1:10)

Corte A-Bs/Escala

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Tabela 6. Dimensões do DecantadorDimensões 1° Compartimento Câmara defletora 2° Compartimento Total

Comprimento 1,50 m 1,00 m 1,50 m 4,00 mLargura 1,20 m 1,20 m 1,20 m 1,20 m

Profundidade 1,80 m 0,55 a 1,25 m 1,65 m -Área superficial 1,80 m2 1,20 m2 1,8 m2 4,80 m2

Volume 3,24 m3 1,17 m3 2,97 m3 7,38 m3

4.3.3 Reator UASB

O reator UASB foi projetado como principalunidade de tratamento das águasresiduárias da suinocultura, com ênfase naremoção de matéria orgânica. No projetobuscou-se conciliar alta eficiência,simplicidade operacional e custo deimplantação e manutenção.

O dimensionamento do reator foi baseadona carga orgânica aplicada, devido àcaracterística da matéria orgânica ser de

alta concentração, e utilizou-se como dadosalguns trabalhos em escala piloto comoreferência (Oliveira, 1997; Toledo, 1996;Lucas Jr. et al, 1996), pois não há muitostrabalhos relacionando o emprego do reatorUASB tratando este tipo de água residuáriaem escala plena.

Na tabela 7 são mostrados os principaisparâmetros de dimensionamento do reatorUASB.

Tabela 7. Resumo dos principais parâmetros do projeto do reator UASBCaracterísticas Valores adotados

Volume compartimento de digestão (m3) 8,06Volume compartimento de decantação (m3) 3,46Volume total (m3) 11,52Altura compartimento de digestão (m) 2,80Altura compartimento de decantação (m) 1,20Altura útil total (m) 4,00Altura total (m) 4,65Seção (m) 1,20 x 2,40Área superficial (m2) 2,88Vazão de projeto (m3) 4,05Carga orgânica volumétrica de projeto (kgDQO m3 d-1) 4,75Tempo de detenção hidráulica (dias) 3,05Velocidade ascensional de fluxo de projeto (m h-1) 0,18

Construção civil

O reator UASB foi construído no período deoutubro/05 a junho/06. Posteriormentedevido a problemas de infiltração evazamentos foi necessário ser reparado, oque ocorreu no final de janeiro/07. Aestrutura do tanque foi executada comblocos de concreto de 0,20 m de espessuraenchida com concreto de traço forte e emcada fileira uma barra de ferro 5 mm.Também foram colocados quatro pilares(nos cantos) e três vigas (na base, no centroe no topo do tanque) de concreto armado.

Recobriram-se as faces internas e externasdo tanque com argamassa de espessura de0,025 m, totalizando uma espessura deparede de 0,25 m, estando parte daestrutura do tanque enterrada.

Os defletores foram executados emconcreto armado, enquanto a parteinclinada do separador trifásico foi feita comlona sintética.

Na figura 6 é mostrado um corteesquemático e na figura 7 a vista do reatorUASB.

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Figura 6. Corte esquemático do reator UASB

Figura 7. Vista do reator UASB

Vertedor de saída do efluente (ardósia)

Defletor de gases (concreto armado)

Laje de fundo (concreto)

coletor de biogás(PVC Ø 25.4 mm)

Blocos (15X20X40) enchidos com concreto

coifa (concreto armado)

Separador Trifásico (lona sintética)

Tubulação de amostragem de lodo (PVC Ø 50mm)

Tubulação de descarte de lodo (PVC Ø 75mm)

Tubo de saída do efluente(PVC Ø 75 mm)

CORTE A-Bs/Escala

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Distribuição do afluente

A distribuição das águas residuáriasafluentes ao reator foi realizada por meio deuma canaleta localizada em uma daslaterais, com transporte ao fundo do reatorpor meio de tubo PVC 75 mm com reduçãopara 50 mm, com o objetivo de aumentar avelocidade do afluente próximo à saída dotubo, localizada a 30 cm do fundo dotanque.

Coleta do efluente

O efluente do reator UASB foi coletado pormeio de vertedores. No projeto do reatoroptou-se por não utilizar retentores deescuma.

Tubulações de descarte e amostragem delodo

No reator UASB foram instaladastubulações para descarte e amostragem dolodo construídas como tubos de PVCsoldável com diâmetros de 75 mm e 50 mm,respectivamente. Os registros para descartee amostragem de lodo foram do tipo deesfera em PVC soldável de diâmetro 75 mme 50 mm, respectivamente.As tubulações dedescarte do lodo (Fig. 8) foram direcionadaspara a área central do tanque, tendo umtubo de descarte localizado a 50 cm e ooutro a 150 cm do fundo do tanque,possibilitando duas opções para o descartedo lodo. As tubulações de descarte do lodoseguiram enterradas, até os leitos desecagem, por meio de tubos de PVC de 200mm.

Figura 8. Tubulação de descarte do lodo

As tubulações de amostragem de lodo (Fig.9) foram projetadas em diferentesprofundidades, dentro do compartimento dedigestão. Estas tubulações foram dispostasa 20cm, 60 cm, 100 cm, 140 cm, 180 cm,220 cm e 260 cm de altura, com o objetivode determinar o perfil de sólidos dentro doreator UASB. A saída da tubulação foicolocada a uma determinada altura do solopara facilitar a coleta do lodo por meio debaldes.

Figura 9. Tubulações de amostragem delodo

53

Captação e medição do biogás

O biogás gerado no reator foi coletado naparte superior do separador trifásico pormeio de uma tubulação em PVC soldável,com 25 mm de diâmetro foi encaminhadopara o sistema de tratamento do gás (Fig.10). O biogás passava por um selo hídricocom aproximadamente 30 cm de cargahidráulica, posteriormente por um filtro degás sulfídrico, composto de limalha de ferro,e por último, o biogás passava por ummedidor de gás (Fig. 11) e depois entãoqueimado. Mas devido a um vazamento naparte superior da coifa, houve grande perdade biogás para a atmosfera durante todo operíodo experimental.

Figura 10. Vista do sistema de captação etratamento do gás

Figura 11. Medidor de gás

4.3.4 Leitos de secagem

Para receber o lodo descartado do reatorUASB, foram construídos dois leitos desecagem, com dimensões de 2,50 x 5,00 m.A profundidade útil dos leitos de secagemfoi de 0,30 m, perfazendo uma capacidadevolumétrica total de 7,5 m³de lodo a serdesidratado. Durante todo períodoexperimental não houve necessidade dedescarte do lodo.

4.3.5 Bioesterqueira

Para receber o lodo primário gerado nodecantador (0,35 m3 d-1) foi construída umabioesterqueira com dimensões de 2,50 x8,00 m com profundidade útil de 1,80 m,perfazendo o volume total de 36 m³. O lododescartado enviado para a bioesterqueiraficava retido por um tempo médio de 120dias e posteriormente era captado por meiode uma chorumeira e aplicado ao solo. Osdescartes foram feitos 2 vezes por semanano primeiro compartimento do decantador.

4.3.6 Lagoa de polimento

Para avaliar o efeito de uma lagoa depolimento (Fig. 12) como pós-tratamento doefluente do reator UASB foi construída umalagoa em escala experimental, utilizando-seuma caixa d’água de amianto decapacidade 1000 litros. As dimensões dalagoa foram de 1,10 x 1,30 m, eprofundidade de 0,65 m. A lagoa foidimensionada como sendo uma lagoa depolimento, devido ao efluente do reatorUASB apresentar ainda alta concentraçãode matéria orgânica e sólidos. Para atendero TDH e a carga superficial aplicada deDBO de projeto que foram de 46,5 d e 195kg ha-1 d-1 respectivamente, eram coletados20 L d-1 do efluente do reator UASB pormeio de baldes e colocados durante operíodo de higienização da manhã na lagoapor meio de uma caixa de inspeçãosimulando as entradas e saídas de umalagoa em escala plena de forma a evitarcurtos circuitos e zonas mortas.

55

Figura 12. Vista da lagoa de polimento em escala experimental

4.4 Partida do sistema

No início do mês de fevereiro/07, com aconclusão das obras de implantação dodecantador e, reator UASB, foi dada apartida, seguindo metodologia sugerida porChernicharo (2007). Foi utilizado comoinóculo lodo de uma lagoa anaeróbiaempregada anteriormente no tratamentodas águas residuárias da suinocultura. Acarga biológica inicial foi da ordem 0,37kgDQO kgSTV-1 d-1.

O processo de inoculação foi realizado pormeio de uma chorumeira, que captou 6,5m³de lodo no fundo da lagoa anaeróbia ebombeou para o fundo do reator UASB.Após a inoculação, a biomassa permaneceuem repouso por um período de 24 horas.Após o período de repouso foi iniciada aalimentação com esgotos, utilizando umacarga de 30% da carga de projeto, quedepois foi aumentada gradativamente atéchegar à carga plena. O período de partidadurou 15 dias, sendo utilizado comoparâmetros de monitoramento dodesempenho do reator UASB a temperatura,

pH, alcalinidade, relação AI/AP, AVT, DBO eDQO.

4.5 Programa de monitoramento

Afluente

O sistema de tratamento era alimentadodiariamente, com as águas residuárias dasinstalações suinícolas dos setores creche,recria e terminação do sistema de produçãode suínos, que eram captados por canaletase transportados por gravidade até o sistemade tratamento. Após passar pela tela, osefluentes seguiam até o decantador, e, daí,por meio de tubos de PVC de diâmetro 75mm para o reator UASB. O efluente final doreator UASB era depositado sobre o solo.As descargas de lodo primário dodecantador e lodo secundário do reatorUASB eram transportados por gravidadeatravés de tubos de PVC 200 mm para abioesterqueira, no caso do lodo primário, epara os leitos de secagem no caso do lodosecundário.

57

Vazões

As vazões eram medidas por meio deproveta graduada e cronômetro emintervalos de tempo pré-determinadosdurante toda a higienização do período damanhã, que ocorria entre as 07:30 e 9:30horas.

Amostragem

Os pontos de amostragem foram: esgotobruto (após passa pela tela), efluente dodecantador, efluente do reator UASB e

efluente da lagoa de polimento. Tambémforam realizadas amostras de lodo ao longodo reator UASB, para análise de perfil desólidos. Na figura 13 é apresentado o layoutda estação de tratamentos de efluentes(ETE), e os pontos de coleta de amostras.

As coletas das amostras foram realizadasno período da manhã, durante todo operíodo de higienização da suinocultura.Foram realizadas amostras compostas emfrascos de vidro previamente identificados apartir das amostras simples coletadas acada 15 minutos.

REATOR UASB

LEITOS DE SECAGEM

BIOESTERQUEIRA

Afluente

2

4

3

DECANTADOR

1

Afluente Decantador

3 Afluente LagoaEfluente Lagoa4

Afluente UASB12

LAGOA FACULTATIVA

Efluente final

Lodo

Efluente líquido

Figura 13. Layout da ETE

58

Monitoramento

O monitoramento do processo foi realizadopor meio de análise físico-químicas ebacteriológicas. Os parâmetros avaliadosforam: temperatura do ar e do líquido, pH,alcalinidade total, intermediária e parcial,ácidos voláteis, DBO total, filtrada e

particulada, DQO total, filtrada e particulada,sólidos totais, sólidos totais voláteis, sólidossuspensos, sólidos suspensos voláteis,nitrogênio total, nitrogênio amoniacal,nitrogênio orgânico, fósforo total, coliformestotais e coliformes termotolerantes. Asfreqüências de análise estão descritas natabela 8.

Tabela 8. Programa de monitoramento

Freqüência de amostragemParâmetro

Esgotobruto

EfluenteDecantador

ReatorUASB

EfluenteReatorUASB

EfluenteLagoa depolimento

Vazão 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaTemperatura 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanapH 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaAT 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaAlcalinidade intermediária 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaAlcalinidade parcial 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaÁcidos voláteis 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaDBO total 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaDBO filtrada 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaDQO total 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaDQO filtrada 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaSólidos totais 3 x semana 3 x semana Quinzenal 3 x semana 3 x semanaSólidos totais voláteis 3 x semana 3 x semana Quinzenal 3 x semana 3 x semanaSólidos suspensos 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaSólidos suspensos voláteis 3 x semana 3 x semana - 3 x semana 3 x semanaNitrogênio total Quinzenal Quinzenal - Quinzenal QuinzenalNitrogênio Amoniacal Quinzenal Quinzenal - Quinzenal QuinzenalNitrogênio orgânico Quinzenal Quinzenal - Quinzenal QuinzenalFósforo total Quinzenal Quinzenal - Quinzenal QuinzenalColiformes totais Semanal Semanal - Semanal SemanalColiformes termotolerantes Semanal Semanal - Semanal Semanal

As análises físico-químicas de rotina foramrealizadas conforme descrito no StandardMethods for Examination of Water andWastewater (AWWA/APHA/WEF, 1998),exceto as análises de ácidos voláteis totaisque foram realizadas de acordo com Dillaloe Albertson (1961) e das alcalinidadesintermediárias e parciais de acordo comJenkins et al. (1983) e Ripley et al. (1986).

As médias de temperatura do ar foramrelizadas no período da manhã por meio deum termohigrômetro instalado junto a ETE.A temperatura do líquido e pH forammedidas in loco, enquanto as análises dealcalinidade, ácidos voláteis, oxigênio

dissolvido e DBO foram realizadosimediatamente após a coleta, no laboraóriona própria Fazenda.

As demais análises eram preservadasconforme descrito no Standard Methods forExamination of Water and Wastewater(AWWA/APHA/WEF, 1998) e processadasno laboratório de Saneamento da Escola deVeterinária da UFMG.

Avaliação de desempenho

Os parâmetros de projeto, operação eeficiência foram caracterizados por meio dasestatísticas descritivas básicas utilizando-se

59

o software Statística 6.0 (Statsoft, 2001), epelos gráficos de linhas, colunas e Box-whisker realizados na planilha eletrônicaExcell.

Avaliação do comportamento do sistema

Para avaliar o efeito dos diversosparâmetros de projeto (TDH, TAH, COV,CS), e de operação (pH, AVT), nodesempenho do decantador, reator UASB eda lagoa de polimento, utilizaram-se gráficosde dispersão por meio da planilha eletrônicaExcell.

Procurou-se verificar também uma possívelexistência de melhores resultados dedesempenho do reator UASB quando eletrabalhou numa faixa recomendada para acarga orgânica volumétrica, tempo dedetenção hidráulica e velocidadeascensional.

Foram estabelecidas como sendo ascondições de projeto valores medidospróximos dos valores utilizados nodimensionamento do reator UASB. As faixasde valores inferiores e superiores aos deprojeto foram considerados como sendovalores de subcarga e sobrecarga paracada um dos parâmetros analisados emfunção da concentração efluente e eficiênciade remoção de DQOt.

Para a comparação qualitativa dascondições de carga dos parâmetros,primeiramente foi necessário caracterizar adistribuição de probabilidade do constituinteDQOt.

Os dados da DQOt se comportaram comouma dsitribuição assimétrica positiva o quetornou a distribuição lognormal a maisindicada para caracterização destes dados.

Para a comparação dos grupos foi efetuadoo teste não paramétrico de Kruskal-Wallispara verificar se havia diferença nasmedianas das concentrações efluentes deDQOt para subcarga, faixa de projeto esobrecarga e o teste de Friedman paraindentificar as diferenças significativas entreos grupos. Estas análises foram realizadas

no software estatístico Statística 6.0(Statsoft, 2001).

Determinação de parâmetros cinéticos eestequiométricos no reator UASB

Determinação dos coeficientes deprodução celular (Y) e de decaimentobacteriano (Kd)

A partir das equações de balanço de massa(20), equação de Monod (22) e decrescimento celular (23), chegou-se àequação linear (25), no qual foram extraídosos parâmetros cinéticos Y e Kd por meio deregressão linear pelo método dos mínimosquadrados, utilizando o software Statística6.0 (Statsoft, 2001).

dS / dt * V = Q * S0 – Q * S – V * (K * S / Ks+ S) (20)

Onde:K = µmáx / Y (21)S0 = concentração afluente de DQO total(mg L-1);S = concentração efluente de DQO filtrada(mg L-1);Q = vazão (m3 d-1)t = tempo de detenção (d)V = volume do reator (m3)Ks = concentração de substratocorrespondente à metade da taxa decrescimento;µmáx = taxa máxima de crescimento celular(d-1);Y = coeficiente de produção celular (mgSVTmgDQO-1 d-1).

- Q * (S0 – S) / (V * X) = - 1 / Y * [(µmáx * S) /(Ks + S)] (22)

Onde:X = concentração SS no reator (mg L-1)

- Q * (S0 – S) / (V * X) = - 1 / Y * µ (23)

Onde:µ = taxa de crescimento específica (d-1).

60

Q * (S0 – S) / (V * X) = 1 / (Y * TRS) + kd / Y(24)

Onde as componentes da equação linearsão:y = Q * (S0 – S) / (V * X); a = 1 / Y; x = 1 /TRS; b = kd / Y (25)

Onde:TRS = tempo de retenção de celular (d)

Foi considerado o volume do compartimentode digestão como sendo de misturacompleta. As equações citadas nãoconsideraram a concentração de sólidosafluentes ao reator.

Determinação das taxas de crescimentomáximo de microrganismos (µmáx) ecoeficientes de concentração desubstrato limitante (Ks)

Utilizando-se das equações de tempo deretenção celular (26) e da equação deMonod (27), chegou-se à equação linear(28), no qual foram extraídos os parâmetroscinéticos µmáx e Ks por meio de regressãolinear pelo método dos mínimos quadrados,utilizando-se o software Statística 6.0(Statsoft, 2001).

TRS = Xr *V / (Q*Xe) (26)

µ = µmáx * Se / Ks + Se (27)

y = 1 / (1 / TRS) + Kd; a = Ks / µmáx; x = 1 /Se; b = 1 / µmáx. (28)

Determinação dos coeficientes deremoção de matéria orgânica e dedecaimento bacteriano na lagoa depolimento

Coeficientes de remoção de matériaorgânica

Determinaram-se os coeficientes deremoção de matéria orgânica na lagoapolimento segundo os regimes de misturacompleta e fluxo disperso, conformeequações 29, 30 e 31, considerando umareação de primeira ordem. Para a correçãoda temperatura usou-se a equação 32 e

para a estimação do número de dispersão dutilizou a equação 33 proposta por VonSperling (1999). Os coeficientes detemperatura adotados foram θ = 1,05 paramistura completa e θ = 1,07 para o fluxodisperso.

C = C0 / (1 + K*t), (29)

Onde:C = concentração efluente de DBO ou DQO(mg L-1);C0 = concentração afluente de DBO ou DQO(mg L-1);K = coeficiente de remoção de DBO ouDQO (d-1);t = tempo de detenção (d)

C = C0 (4*a*e1/2d) / [(1 + a)2 * ea/2d – (1 – a)2 *e-a/2d] (30)

Onde:d = número de dispersão (adimensional)

KT = K20 * θ (T – 20) (32)

Onde:KT = coeficiente de remoção de DBO ouDQO em uma temperatura do líquidoqualquer (d-1);K20 = coeficiente de remoção de DBO ouDQO em uma temperatura do líquido de20°C (d-1);θ = coeficiente de temperatura(adimensional);T = temperatura (°C).

d = 1 / (L / B) (33)

Onde:L = comprimento da lagoa (m);B = largura da lagoa (m).

Coeficientes de decaimento bacteriano

Foram determinados os coeficientes dedecaimento bacteriano de coliformes nalagoa de polimento para condiçõesestacionárias, segundo o regime de misturacompleta e fluxo disperso. Para o regime de

(31) d*t*K*41a +=

61

fluxo disperso utilizaram-se as equações 30e 31, enquanto para o regime de misturacompleta usou a equação 34. Para acorreção da temperatura usou a equação 32e para a estimação do número de dispersãod utilizou a equação 33 proposta por VonSperling (1999). O coeficiente detemperatura adotado para o fluxo dispersofoi θ = 1,07.

Kmist. / Kdisp. = 1,0 +[0,0020 * (Kdisp. * t)3,0137 *d-1,4145 (34)

Onde:Kdisp. = coeficiente de decaimento bacterianosegundo o regime de fluxo disperso (d-1);Kmist. = coeficiente de decaimento bacterianosegundo o regime mistura completa (d-1);

Confiabilidade do sistema de tratamento

O cálculo do coeficiente de confiabilidade(CDC) foi obtido a partir da equação 35,proposta por Niku et al. (1979) citados porOliveira (2006).

(35)

Onde:CDC = coeficiente de confiabilidadecv = coeficiente de variação (desvio padrãodividido pela média)Z1 - α = variável normal central reduzidacorrespondente à probabilidade de nãoexcedência (1 - α).

Cálculo do percentual esperado deatendimento às metas de lançamento

A partir das concentrações nos efluentes edos coeficientes de variação dosconstiuintes DBOt e DQOt, foi calculado opercentual esperado de atendimento deacordo com diversas metas de lançamento.Foi utilizada a equação (36), e para osvalores de (1 – α) resultantes, foram obtidosos valores correspondentes à probabilidadecumulativa da distribuição normalpadronizada de Z, por meio da funçãoDIST.NORMP da planillha eletrônica Excell,mas que também poderiam ser obtidos na

tabelas da curva normal padronizada. Estesvalores correspondem à área subentendidapela curva normal central reduzida, e sãoequivalentes ao percentual de atendimentoalcançado.

Onde:Xs = meta de lançamento pré-estabelecida;µx = média

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO

Este capítulo foi estruturado nas seguintespartes:

• Avaliação de desempenho do sistema;

• Avaliação do comportamento dosistema;

• Determinação de coeficientes cinéticose estequiométricos no reator UASB;

• Determinação de coeficientes deremoção de matéria orgânica edecaimento bacteriano na lagoa depolimento;

• Determinação do coeficiente deconfiabilidade da ETE;

• Custos de Implantação e Manutençãoda ETE.

5.1 Avaliação de desempenho do sistema

Os dados de avaliação de desempenho dosistema foram divididos em três partes:

• Parâmetros de projeto;

• Parâmetros de avaliação da eficiência;

• Parâmetros de controle operacional.

5.1.1 Parâmetros de projeto

Na tabela 9 são apresentados os principaisparâmetros hidráulicos e biológicos dodecantador, reator UASB e lagoa depolimento no período de março a dezembrode 2007. Para efeito de comparação,

( )

++= 11 2

- 12 cv ln * Z-exp * cv CDC α

( )( )

(36) xcv 1

xcv 121 - lnX

Z2

2s

- 1+

+−

=ln

lnln xµ

α

62

também são apresentados os valoresadotados no projeto. Já na tabela 10 sãoapresentadas as principais estatísticasdescritivas dos parâmetros de projeto: TDH,

TAH, CHV, CS e COV aplicada de DBO eDQO, para o decantador, reator UASB elagoa de polimento.

Tabela 9. Parâmetros hidráulicos e biológicos do sistema de tratamento de efluentes e os seusvalores médios calculados e de projeto

Parâmetros Unidade Valor médiocalculado

Valor deprojeto

DecantadorVazão média afluente m3 d-1 4,4 4,1Vazão média afluente* m3 h-1 1,3 0,5Tempo de detenção d 1,5 2,7Taxa de aplicação hidráulica superficial m3 m-2 d 0,9 0,8Carga Hidráulica Volumétrica m3 m-3 d 0,7 0,6Carga afluente de DBO kgDBO d-1 62,250 48,6Carga orgânica superficial de DBO kgDBO m-2 d-1 10,0 10,1Carga orgânica volumétrica de DBO kg DBO m-3 d-1 7,7 6,8Carga afluente de DQO kgDQO d-1 178,75 81Carga orgânica superficial de DQO kgDQO m-2 d-1 28,6 16,9Carga orgânica volumétrica de DQO kg DQO m-3 d-1 22,0 11,3

Reator UASBVazão média afluente m3 d-1 4,40 4,10Vazão média afluente* m3 h-1 1,30 0,50Tempo de detenção d 2,70 3,00Taxa de aplicação hidráulica superficial m3 m-2 d 1,50 1,40Carga hidráulica volumétrica m3 m3 d 0,40 0,30Carga afluente de DBO kgDBO d-1 27,90 28,00Carga orgânica superficial de DBO kgDBO m-2 d-1 9,70 9,80Carga orgânica volumétrica de DBO kg DBO m-3 d-1 2,40 2,30Carga afluente de DQO kgDQO d-1 65,00 61,60Carga orgânica superficial de DQO kgDQO m-2 d-1 22,60 2150Carga orgânica volumétrica de DQO kg DQO m-3 d-1 5,70 5,00Velocidade ascensional média m h-1 0,17 0,20Velocidade ascensional máxima m h-1 0,45 -Velocidade nas aberturas do decantador m h-1 1,80 0,70Taxa de aplicação superficial média decantador m h-1 0,20 0,20Taxa de aplicação superficial máx. no decantador m h-1 0,60 -Tempo de detenção médio no decantador h 3,16 3,60Tempo de detenção mínimo no decantador h 1,22 2,10

Lagoa de PolimentoVazão média afluente m3 d-1 0,02 0,02Tempo de detenção d 46,50 42,30Carga afluente de DBO kgDBO d-1 0,02 0,03Carga orgânica superficial de DBO kgDBO ha d-1 76 195Carga orgânica volumétrica de DBO kg DBO m-3 d-1 0,02 0,03Carga afluente de DQO kgDQO d-1 0,06 0,08Carga orgânica superficial de DQO kgDQO há d-1 216 530Carga orgânica volumétrica de DQO kg DQO m-3 d-1 0,03 0,08Carga hidráulica volumétrica m3 m-3 d 0,02 0,02Taxa de aplicação hidráulica superficial m3 m-2 d 0,01 0,01

* Calculada para 3,5 horas, pois o sistema operou em fluxo intermitente.

63

Tabela 10. Estatísticas descritivas básicas dos principais parâmetros de projeto no decantador,reator UASB e lagoa de polimento.

ResultadosParâmetro EstatísticaBásica Decantador Reator UASB Lagoa de polimento

TDH (d) Número de dados 100 100 66Média 1,50 2,70 46,50Mínimo 0,90 1,70 46,50Máximo 2,20 4,10 46,50Mediana 1,50 2,70 46,50

Desvio padrão 0,30 0,50 0,00CV (%) 18 18 0

TAH (m3 m-2 d-1) Número de dados 100 100 66Média 0,90 1,50 0,014Mínimo 0,60 1,00 0,014Máximo 1,40 2,30 0,014Mediana 0,90 1,50 0,014

Desvio padrão 0,20 0,30 0,000CV (%) 18 18 0

CHV (m3 m3 d-1) Número de dados 100 100 66Média 0,70 0,38 0,0215Mínimo 0,45 0,24 0,0215Máximo 1,06 0,58 0,0215Mediana 0,68 0,37 0,0215

Desvio padrão 0,13 0,07 0,00CV (%) 18 18 0

CS DBO (kg m-2 d-1) Número de dados 100 100 66Média 10,0 9,7 0,008Mínimo 2,5 3,8 0,002Máximo 19,4 21,3 0,017Mediana 9,60 9,60 0,007

Desvio padrão 3,80 3,60 0,003CV (%) 38 37 40

CS DQO (kg m-2 d-1) Número de dados 100 100 66Média 28,60 22,60 0,022Mínimo 3,80 4,30 0,004Máximo 62,70 70,10 0,066Mediana 27,10 19,90 0,020

Desvio padrão 11,80 12,90 0,010CV (%) 41 57 50

COV DBO (kg m-3 d-1) Número de dados 100 100 66Média 7,70 2,40 0,012Mínimo 1,90 1,00 0,003Máximo 14,90 5,30 0,025Mediana 7,40 2,40 0,010

Desvio padrão 2,90 0,90 0,005CV (%) 38 37 40

COV DQO (kg m3 d-1) Número de dados 100 100 66Média 22,00 5,70 0,033Mínimo 2,90 1,10 0,006Máximo 48,10 17,50 0,101Mediana 20,80 5,00 0,030

Desvio padrão 9,10 3,20 0,017CV (%) 41 57 50

64

O sistema operou em fluxo intermitente,sendo que a maior parcela de vazãoafluente ao sistema se deu em um períodode 3,5 horas (higienização da manhã etarde), sendo que nos outros períodos avazão afluente foi devido às nosbebedouros e tubulaçãoes e na geração de

urina. Na figura 14 é apresentada a variaçãoda vazão no período de um dia. Já na figura15 está apresentada a série temporal dasvariações de vazão de águas residuáriasafluentes ao decantador e reator UASB noperíodo de março a dezembro de 2007.

Figura 14. Variações diárias da vazão afluente ao sistema de tratamento

Figura 15. Vazão afluente ao decantador e reator UASB durante o período experimental

0,00

0,15

0,30

0,45

0,60

0,75

0,90

1,05

1,20

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23

Horas do dia

Vaz

ão (m

3 d-1

)

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

2-mar 27-abr 22-jun 17-ago 12-out 7-dez

Ano 2007

Vaz

ão (m

3 d-1

)

65

Observam-se os dois grandes picos devazão correspondentes aos períodos dehigienização da manhã e da tarde, sendoque nos outros períodos as vazões sãomuito baixas. Este comportamento faz comque os parâmetros COV, CS, CHV,velociadade ascensional sejam elevadasnestes intervalos de tempo, podendoprejudicar o funcionamento do reator UASB.

Observa-se que a partir da segunda metadedo experimento as vazões médias variarammais, apresentando valores elevados. Esteaumento que ocorreu a partir da segundaquinzena de junho coincide com asmudanças ocorridas na creche que passoua ter piso elevado, no qual observou-semaior tempo de higienização, emconseqüência maiores consumos de água egeração de efluentes.

No período comprendido entre 10/09 à02/10 foram aplicados ao sistemasobrecargas hidráulicas e orgânicas pormeio da interligação das canaletas dogalpão da maternidade, com o objetivo deavaliar o comportamnto do sistema nestascondições advversas, e que seram vistascom mais detalhes no item 5.2.

O valor médio da vazão no conjuntodecantador-UASB durante o períodoexperimental foi de 4,4 m3 d-1, valor estesuperior ao da vazão de projeto, mas quenão influenciou de forma significativa osparâmetros hidráulicos e biológicos,conforme pôde ser observado na tabela 9.

No período de sobrecarga a vazão médiaafluente foi de 4,98 m3 d-1, sendo que toda avazão produzida na granja era encaminhadaao sistema. Este valor corresponde a umavazão de 110 L d-1 por matriz intalada.Dartora et al. (1998) encontraram umavazão de 85 L d-1 por matriz instalada,enquanto Perdomo et al. (2003) relatamuma vazão de 115,5 L d-1 por matrizinstalada.

Na figura 16 é mostrado o gráfico dasvariações de vazões médias diárias nalagoa de poliemnto, que foi fixada em 0,02m3 d-1, operando em fluxo intermitente.Também no período de 10/09 à 02/10 foiaplicada uma sobrecarga hidráulica,aumentando-se a vazão para 0,04 m3 d-1.Também ocorreu a sobrecarga orgânica emfunção do efluente do reator UASB.

.Figura 16. Vazão afluente a lagoa de polimento durante o período experimental

0,015

0,020

0,025

0,030

0,035

0,040

0,045

29-mai 30-jun 1-ago 2-set 4-out 5-nov 7-dez

Ano 2007

Vaz

ão (m

3 d-1

)

66

O TDH médio do sistema decantador-UASBfoi de 4,2 dias (100 horas), valor superior aoque Santana e Oliveira (2005) encontraramquando avaliaram dois reatores UASB emsérie, que foi de 3,13 dias.

Este alto TDH fez com que os parâmetroshidráulicos TAH e CHV apresentasemvalores baixos tanto no decantador como noreator UASB.

De acordo com Chernicharo et al. (1999)reatores anaeróbios UASB, operando comaltos valores de CHV ou baixos TDH podemprejudicar o seu desempenho, pois podemocorrer perdas excessivas de biomassa,redução do tempo de residência celular epossibilidade de falha do sistema, uma vezque o tempo de permanência da biomassano reator pode ser inferior ao seu tempo decrescimento.

A CHV não deve ultrapassar o valor máximode 5 m3 m-3 d-1 para esgotos domésticos, oque equivale a um TDH mínimo de 4,8horas. No caso de águas residuárias de altaconcentração como o da suinocultura, osvalores de TDH são elevados econseqüentemente a CHV é muito baixa,como foi comprovado neste trabalho.

O decantador apresentou TDH variando de0,9 a 2,2 dias, tempo este bem elevadoquando se compara com outras unidades dedecantação primária, já prevista no projetoobjetivando estabelecer as etapas dehidrólise e acidificação, fases iniciais doprocesso de digestão anaeróbia do esgoto,buscando facilitar o processo de conversão

de matérias orgânica em gás metano noreator UASB.

No reator UASB os valores de COVvariaram de 0,8 a 17,5 kgDQO m-3 d-1,aprsentando assim uma alta variabilidade.Porém os valores médios ficaram próximosdo de projeto. Porém como o sistemaoperou em fluxo intermitente o valor médioda COV aplicada nos períodos em quehouve os picos de vazão foi equivalente a39,73 kgDQO m-3 d-1.

A velocidade ascensional apresentouvalores baixos, não afetando o desempenhodo reator UASB. Já os parâmetrosvelocidade nas aberturas no decantador,taxa de aplicação superficial e TDH nodecantador, apresentaram valoressuperiores ao de projeto, e afetaramsignificativamente o desempenho do reatorUASB em termos de remoção de sólidos.

Na lagoa de polimento o principal parâmetrode projeto é a CS aplicada de DBO quedurante o período experimental variou de 22a 165 kgDBO ha-1 d-1, valores estes beminferiores ao de projeto.

5.1.2 Parâmetros de avaliação daeficiência

Na tabela 11 são apresentadas asestatísticas descritivas, calculadas a partirdos resultados das análises das amostrascoletadas nos períodos de março adezembro de 2007. Os dados do períodoque foi aplicado às sobrecargas hidráulicase orgânicas foram retiradas das análises porrepresentar uma condição adversa.

67

Tabela 11. Estatísticas descritivas dos parâmetros de avaliação de eficiência do afluente e dosefluentes do decantador, reator UASB e da lagoa de polimento.

ResultadosParâmetro Estatística

Básica Afluente Efluentedecantador

EfluenteUASB

Efluentelagoa

DBOt Número de dados 100 100 100 66mg L-1 Máximo 23501 12550 2530 384

Média 11129 6447 790 203Mínimo 3754 2175 160 54

Mediana 10443 6174 600 1921° quartil 8381 4598 431 1383° quartil 13050 7573 1071 261

Desvio padrão 4244 2211 500 80CV (%) 38 34 63 39

DBOf Número de dados 76 76 76 63mg L-1 Máximo 6118 5600 1352 352

Média 2768 3283 315 105Mínimo 327 479 60 21


Desvio padrão 1362 1241 238 72CV (%) 49 38 76 69

DBOp Número de dados 76 76 76 63mg L-1 Máximo 17474 7648 890 335

Média 8039 2807 335 99Mínimo 1090 371 27 10


Desvio padrão 3459 1625 211 67CV (%) 43 58 63 67

DQOt Número de dados 100 100 100 66mg L-1 Máximo 66240 46400 4700 3110

Média 31334 14778 1818 857Mínimo 5647 3800 280 220


Desvio padrão 11143 7183 916 512CV (%) 36 49 50 60

DQOf Número de dados 76 76 76 63mg L-1 Máximo 7756 16550 3680 1500

Média 3823 5347 895 427Mínimo 1100 600 180 125


Desvio padrão 1570 3120 528 263CV (%) 41 58 59 62

continua

68

Continuação



EfluenteUASB

Efluentelagoa

DQOp Número de dados 76 76 76 63mg L-1 Máximo 62440 44640 3200 1634

Média 28861 9627 811 471Mínimo 8250 1650 66 2


Desvio padrão 10982 7494 673 373CV (%) 38 78 83 79

ST Número de dados 90 90 90 56mg L-1 Máximo 39045 10877 7905 3165

Média 13939 5645 2807 1997Mínimo 3477 2230 1250 790


Desvio padrão 7324 1967 1112 629CV (%) 53 35 40 31

STV Número de dados 90 90 90 56mg L-1 Máximo 30330 8140 5550 1585

Média 10452 3865 1652 909Mínimo 2233 1515 650 215


Desvio padrão 5251 1546 992 294CV (%) 50 40 60 32

SST Número de dados 90 90 90 56mg L-1 Máximo 28733 7300 3340 950

Média 8595 2729 854 496Mínimo 940 620 210 150


Desvio padrão 4847 1431 493 172CV (%) 56 52 58 35

SSV Número de dados 93 93 93 59mg L-1 Máximo 24900 6150 2710 920

Média 6487 2314 727 443Mínimo 880 300 100 33


Desvio padrão 3967 1293 411 191CV (%) 61 56 57 43

continua

69

Continuação



EfluenteUASB

Efluentelagoa

NTK Número de dados 23 23 23 23mg L-1 Máximo 2520 1960 2106 1232

Média 2155 1737 1898 757Mínimo 1792 1344 1624 476


Desvio padrão 205 162 135 176CV (%) 9 9 7 23

N – org Número de dados 23 23 23 23mg L-1 Máximo 1820 971 1186 265

Média 1464 615 462 144Mínimo 1083 309 241 56


Desvio padrão 196 203 251 54CV (%) 13 13 54 37

N – am. Número de dados 23 23 23 23mg L-1 Máximo 845 1550 1700 1055

Média 691 1122 1436 612Mínimo 450 745 880 325


Desvio padrão 100 229 217 161CV (%) 14 20 15 26

Pt Número de dados 23 23 23 23mg L-1 Máximo 880 725 615 520

Média 636 458 338 240Mínimo 445 360 230 145


Desvio padrão 101 91 81 81CV (%) 16 20 24 34

Coliformes Número de dados 19 19 19 19Termotolerantes Máximo 2,50E+08 1,10E+08 2,50E+05 9,00E+03NMP/100mL Média geométrica 5,03E+07 2,09E+06 4,27E+04 1,12E+03

Mínimo 1,40E+06 3,00E+04 4,00E+03 2,50E+02Mediana 1,10E+08 1,40E+06 4,50E+04 1,10E+031° quartil 2,00E+07 1,25E+06 1,40E+04 7,50E+023° quartil 1,40E+08 1,10E+07 1,18E+05 1,95E+03

Desvio padrão 7,13E+07 2,52E+07 8,09E+04 2,64E+03CV (%) 79 227 104 132

70

5.1.2.1 DBO

Os resultados das concentrações de DBOtdo afluente e efluentes do decantador,reator UASB e lagoa de polimentoobservadas ao longo da fase experimentalsão mostrados nas figuras 17, 18 e 19.

Observou-se grande variação da DBOt noafluente e efluentes do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento, apresentandovalores variando de 3754 a 23501 mg L-1 noafluente, 2175 a 12550 mg L-1 nodecantador, 160 a 2530 mg L-1 no reatorUASB e de 54 a 384 mg L-1 na lagoa depolimento.

Figura 17. Variações da DBOt no afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

Figura 18. Variações da DBOt no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

0

6000

12000

18000

24000

30000


Ano 2007

DB

Ot (

mg

L-1)

Afluente Decantador

100160031004600610076009100

1060012100


Ano 2007

DB

Ot (

mg

L-1)

UASB

71

Medri (1997) encontrou valores médios deconcentração de DBOt para o afluente de11979 mg L-1, valor semelhante aoencontrado neste trabalho, porém,observou-se alto valor de coeficiente devariação do afluente que pode estáassociado ao manejo da granja, pois alémde serem vários funcionários trabalhando nahigienização, notou-se não haverpadronização na limpeza dos galpões.Outro fator que pode ter influenciado foi àtemperatura, pois se sabe que emtemperaturas elevadas ocorre maior

consumo de água pelos suínos e nahigienização. Outros fatores como a nutriçãoe a quantidade de animais não variaramdurante o período experimental.

Observou-se que as variações efluentes nodecantador e reator UASB foram maispronunciados nos primeiros 90 dias.Também se observou o grande pico deconcentração ocorrido no mês de setembrodevido às sobrecargas hidráulicas eorgânicas.

Figura 19. Variações da DBOt no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental

Na lagoa de polimento notou-se haverpequena variação durante todo o períodoexperimental, apresentando concentraçõãoefleunte média de 203 mg L-1, e como parao decantador e reator UASB apresentou opico de concentração no mês de setembro.

Nas figuras 20 a 25 são mostradas asvariações das concentrações de DBOf eDBOp afluentes e efluentes ao decantador,reator UASB e lagoa de polimento.

50

250

450

650

850

1050

1250

1450

26-mai 4-jul 12-ago 20-set 29-out 7-dez

Ano 2007

DB

Ot (

mg

L-1)

Lagoa

72

Figura 20. Variações da DBOf no afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

Figura 21. Variações da DBOf no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 22. Variações da DBOf no efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

200

2200

4200

6200

8200

27-abr 25-mai 22-jun 20-jul 17-ago 14-set 12-out 9-nov 7-dez

Ano 2007

DB

Of (

mg

L-1)

Afluente Decantador

60

560

1060

1560

2060

2560


Ano 2007

DB

Of (

mg

L-1)

UASB

20120220320420520620720

31-mai 6-jul 11-ago 16-set 22-out 27-nov

Ano 2007

DB

Of (

mg

L-1)

Lagoa

73

Figura 23. Variações da DBOp no afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 24. Variações da DBOp no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 25. Variações da DBOp no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental

300

5300

10300

15300

20300

25300


Ano 2007

DB

Op

(mg

L-1)

Afluente Decantador

0

1500

3000

4500

6000

7500

9000

10500

12000


Ano 2007

DB

Op

(mg

L-1)

UASB

0110220330440550660770880990

1100


Ano 2007

DB

Op

(mg

L-1)

Lagoa

74

Observou-se grande variabilidade nasconcentrações de DBOf do afluente (327 a6118 mg L-1) e do efluente do decantador(479 a 5600 mg L-1), com amortecimentodestas variações no reator UASB (60 a 1352mg L-1) e na lagoa de polimento (21 a 352mg L-1). Também ocorreu aumento dasconcentrações no efluente do decantadorem relação ao afluente que pode serexplicada pela ocorrência de hidrólise nodecantador, pois operou com TDH médio de1,5 dias, sendo que no segundocompartimento os descatrtes foram aintervalos de 90 dias.

Durante os meses de maio, junho e julhoobservou-se grande formação de espumano decantador, sendo sua retirada muitotrabalhosa feita diariamente por meio dejatos d’água. Já a escuma foi retirada emintervalos de 15 dias por meio de pás eaplicada no solo. No reator UASB não

houve formação de espuma e a escumagerada não foi retirada.

Pode-se observar que a DBOp afluente tevegrande variação, com amortecimento nodecorrer do sistema de tratamento. Asreduções da DBOp no decantador foramdevidas a remoção de SST e no processode conversão da DBOp em DBOf por meioda hidrólise. Ocorreu um pico de valores deDBOp no afluente e efluente do decantador,reator UASB e lagoa de polimento no mêsde setembro causado pelas sobrecargashidráulicas e orgânicas.

Na tabela 12 e na figura 26 pode-seobservar que foram alcançados ótimosresultados de eficiência média de remoçãode DBOt, DBOf e DBOp, no sistema detratamento, acima de 90% para DBOf eacima de 95% para DBOt e DBOp. Na figura27 é mostrado o gráfico das eficiênciasacumuladas.

Tabela 12. Resumo das eficiências médias de remoção de DBO total, filtrada e particuladadurante o período experimental.

Eficiência em cada unidade (%)ParâmetroDecantador Reator UASB Lagoa de

polimento

Eficiência global (%)

DBOt 37,4 86,9 58,9 97,8DBOf -41,1 89,8 43,7 91,4DBOp 60,3 83,6 44,2 97,6

37,4

-41,1

60,3

86,9 89,883,6

58,9

43,7 44,2

97,891,4

97,6

-60

-40

-20

0

20

40

60

80

100

DBOt DBOf DBOp

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão (%

)

Decantador UASB Lagoa E global

Figura 26. Eficiências de remoção de DBOt, DBOf e DBOp durante a fase experimental

75

Quando se avalia cada unidadeisoladamente pode-se observar que odecantador é responsável por uma altaeficiência de remoção de DBOp, devidoprincipalmente à separação de sólidossuspensos em seus compartimentos. Aeficiência negativa da DBOf, indica que estáhavendo aumento deste parâmetro,

mostrando a ocorrência do processo dehidrólise no decantador.

O decantador seguido pelo reator UASBforam os grandes responsáveis pelaremoção da DBOt, DBOf e DBOp, porém alagoa de polimento teve também papelimportante no acréscimo de eficiência deremoção do sistema.

37,4

-41,1

60,3

97,891,4 94,9

86,291,697,6

-60

-40

-20

0

20

40

60

80

100

DBOt DBOf DBOp

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão A

cum

ulad

a (%

)

Decantador UASB Lagoa

Figura 27. Eficiências de remoção acumulada de DBOt, DBOf e DBOp durante a faseexperimental

Considerando-se a DBOf efluente da lagoacomo sendo a DBO efluente do sistema, foicalculada a eficiência do sistema, utilizando-se a equação (41):

EF DBO (%) = (DBOt afluente – DBOfefluente ) / DBOt afluente (37)

Nestas condições, a eficiência média deremoção da DBO do sistema foi de 99%.

Para visualisar a dispersão dos valores daDBOt, DBOf, e DBOp ao longo da fase

experimental, foram elaborados os gráficosBox-Whiskers (Fig. 28).

Pode-se observar que ocorreu maiordispersão nos dados da DBOt, DBOf eDBOp no efluente do reator UASB, quepode também ser comprovado pelosmaiores coeficientes de variação (63%, 76%e 63% respectivamente). Também se podeobservar maior discrepância entre osvalores máximos em relação às outrasmedidas de dispersão, no afluente aosistema e no efluente do reator UASB.

76

Figura 28. Gráfico Box-Whisker para DBOt, DBOf e DBOp durante a fase experimental

0

520

1040

1560

2080

2600

UASB Lagoa

DB

Ot (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

2000

6600

11200

15800

20400

25000

Afluente Decantador

DB

Ot (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0200400600800

100012001400

UASB Lagoa

DB

Of (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

01000200030004000500060007000

Afluente Decantador

DBO

f (m

g L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

150300

450

600750

900

UASB Lagoa

DBO

p (m

g L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

30006000

9000

1200015000

18000

Afluente Decantador

DB

Op

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

77

Na tabela 13 é apresentada a relação entrea DBOf e DBOt, e a DBOp e DBOt noafluente, decantador, reator UASB e lagoade polimento.

Observa-se que o teor de matéria orgânicaparticulada, inicialmente elevada noafluente, é reduzido consideravelmente noefluente do decantador, demonstrando a

sua alta eficiência na remoção de DBOparticulada, tanto pela remoção física comopela conversão da DBOp em DBOf. Noreator UASB o teor de material particuladose eleva um pouco e depois é reduzido aopassar pela lagoa de polimento. Esteaumento no reator UASB pode ser devido aperdas de sólidos suspensos da manta delodo.

Tabela 13. Relação entre os valores da DBOf e DBOp com a DBOt, no afluente e efluentes dodecantador, reator UASB e lagoa de polimento.

Parâmetro Afluente Decantador Reator UASB Lagoa depolimento

DBOf / DBOt 0,26 0,50 0,41 0,49DBOp / DBOt 0,74 0,50 0,59 0,51

A relação DBOf / DBOt aumentou doafluente para o decantador, devido aoprocesso de hidrólise. Ao passar pelo reatorUASB esta relação diminuiu devido aoprocesso de conversão deste material emgás e em novas células bacterianas.

No periodo de 11/09 a 02/10 foramaplicadas sobrecargas hidráulicas eorgânicas de forma a avaliar ocomportamento do sistema, principlamentedo reator UASB nestas condiçõesadversas..

Observou-se grande pico de DBOt efluenteno decantador, reator UASB e na lagoa depolimento, sendo que as concentraçõesneste período variaram de 4271 a 24473 mgL-1 no decantador, 298 a 11964 mg L-1 parao reator UASB e de 150 a 1360 mg L-1 paraa lagoa de polimento, apresentandoefiicências médias de 19,34%, 61,9% e75,30%, respectivamente. Houve reduçãodas eficiências no decantador e reatorUASB, enquanto que para a lagoa depolimento a eficiência neste períodoapresentou leve aumento.

Apesar dos picos de DBOt efluentesocorridos no período de sobrecarga,observou que a eficiência global do sistemase manteve alta, sendo de 94,50%. Já aDBOt efluente do sistema foi de 581 mg L-1,valor cerca de três vezes superior.

O mesmo comportamento ocorrido paraDBOt foi observado para DBOf eDBOp,sendo que as concetrações médias de DBOfe DBOp efluentes foram respectivamente de3340 e 6671 mg L-1 no decantador, 1189 e2585 mg L-1 no reator UASB e de 257 e 324mg L-1 na lagoas de polimento.

As eficiências médias de remoção de DBOfno período de sobrecarga foram de –19,88%, 54,25% e 72% para o decantador,reator UASB e lagoa de polimento,respectivamente. Para DBOp as eficiênciasmédias de remoção foram de 22,95% nodecantador, 61,78% no reator UASB e de69,25% na lagoa de polimento. Já aseficiências médias globias do sistema foramde 91,29% para DBOf e de 95,92% para aDBOp, valores estes similares aos obtidosno período em que não houve aplicação desobrecarga.

5.1.2.2 DQO

As estatísticas descritivas dos resultados daDQO do afluente e efluente do decantador,reator UASB e da lagoa de polimento, sãoapresentadas na tabela 11 e na forma degráficos Box-whisker na figura 29.

Pôde-se observar grandes variações deDQOt no afluente, reduzindo-se nodecantador. Percebeu-se ainda grandevariação no efluente do reator UASB, comamortecimento na lagoa. Observou-setambém maior discrepância dos valores

78

máximos em relaçãoa as outras medidas dedispersão em todas as unidades.

A DQOf e DQOp apresentaram menorvariação no afluente. No decantador, reatorUASB e na lagoa os CVs foramsemelhantes.

As variações da DQOt, DQOf e DQOpdurante toda a fase experimental são

mostradas nos gráficos de série temporal,nas figura 30 a 38. As variações de DQOtno afluente, e efluentes do decantador,reator UASB e na lagoa foram de 5647 a66240 mg L-1, 3800 a 46400 mg L-1, 2804700 mg L-1, 220 a 3110 mg L-1,respectivamente.

Figura 29. Gráfico Box-Whisker para DQOt, DQOf e DQOp durante a fase experimental

0

1000

2000

3000

4000

5000

UASB Lagoa

DQ

Ot (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

14000

28000

42000

56000

70000

Afluente Decantador

DQ

Ot (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

800

1600

2400

3200

4000

UASB Lagoa

DQ

Of (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

3500

7000

10500

14000

17500

Afluente Decantador

DQ

Of (

mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

700

1400

2100

2800

3500

UASB Lagoa

DQ

Op

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

13000

26000

39000

52000

65000

Afluente Decantador

DQ

Op

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

79

O valor médio de DQOt afluente encontradofoi superior aos encontrados por Silva(1996), Medri (1997), Santana (2004),Ramires (2005), Campos et al. (2005) eLourenço (2006), e pode ser devido às altasconcentrações de sólidos presentes noafluente.

O valor médio de DQOt no efluente final de857 mg L-1 é bem superior ao do padrãoestabelecido pelo COPAM (DN 10/86) que éde 90 mg L-1.

Os valores de DQOf no afluente e nosefluentes do decantador, reator UASB e nalagoa foram de 1100 a 7756 mg L-1, 600 a16550 mg L-1, 180 a 3680 mg L-1 e de 125 a1500 mg L-1, respectivamente. Já a DQOpvariou de 8250 a 62440 mg L-1 no afluente,1650 a 44640 mg L-1 no decantador, 66 a3200 mg L-1 no reator UASB, e de 20 a 1634mg L-1 na lagoa.

Figura 30. Variações da DQOt no afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 31. Variações da DQOt no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

70000


Ano 2007

DQ

Ot (

mg

L-1)

Afluente Decantador

280

3280

6280

9280

12280

15280

18280


Ano 2007

DQ

Ot (

mg

L-1)

UASB

80

Figura 32. Variações da DQOt no efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

Figura 33. Variações da DQOf no afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 34. Variações da DQOf no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

200

700

1200

1700

2200

2700

3200


Ano 2007

DQ

Ot (

mg

L-1)

Lagoa

02000400060008000

1000012000140001600018000

26-abr 10-jun 25-jul 8-set 23-out 7-dez

Ano 2007

DQ

Of (

mg

L-1)

Afluente Decantador

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

26-abr 10-jun 25-jul 8-set 23-out 7-dez

Ano 2007

DQ

Of (

mg

L-1)

UASB

81

Figura 35. Variações da DQOf no efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

Figura 36. Variações da DQOp no afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 37. Variações da DQOp no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

0200400600800

1000120014001600


Ano 2007

DQ

Of (

mg

L-1)

Lagoa

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

70000

27-abr 22-jun 17-ago 12-out 7-dez

Ano 2007

DQ

Op

(mg

L-1)

Afluente Decantador

0250050007500

1000012500150001750020000

27-abr 22-jun 17-ago 12-out 7-dez

Ano 2007

DQ

Op

(mg

L-1)

UASB

82

Figura 38. Variações da DQOp no efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

Pode-se observar que houve maioresvalores de DQOf do efluente do decantadorem relação ao afluente, devido ao processode hidrólise.

Na tabela 14 e figura 39 são apresentadosos valores de eficiência de remoção daDQOt, DQOf e DQOp do sistema detratamento durante a fase experimental. Nafigura 40 são mostradas as eficiências deremoção acumuladas.

Tabela 14. Resumo das eficiências médias de remoção de DQO total, filtrada e particuladadurante o período experimental.

Eficiência em cada unidade (%)Parâmetro Decantador Reator UASB Lagoa de polimento Eficiência global (%)

DQOt 50,9 85,2 40,4 94,7DQOf -62,2 78,4 31,0 81,1DQOp 65,6 86,4 -10,1 97,8

50,9

-62,2

65,6

85,2 78,486,4

40,431

94,781,1

97,8

-10,1

-80

-60

-40

-20

0

20

40

60

80

100

120

DQOt DQOf DQOp

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão (%

)


Figura 39. Eficiências de remoção de DQOt, DQOf e DQOp durante a fase experimental.

0

450

900

1350

1800


Ano 2007

DQ

Op

(mg

L-1)

Lagoa

83

O decantador operou com TDH entre 0,9 a2,2 dias, apresentando altas eficiências deremoção de DQOt e DQOp. Já para a DQOfobservou-se eficiências negativas,evidendiando a conversão da DQOp emDQO no processo de hidrólise.

O reator UASB apresentou eficiênciasmédias de remoção de DQOt variando de43,3 a 96,8%. O sistema operou em fluxointermitente com a COV variando de 1,1 a17,5 kgDQO m-3 d-1 e TDH variando de 1,7 a4,1 dias. Considerando-se alimentaçãocontínua a COV seria de 7,5 a 120 kgDQOm-3 d-1.

Lo et al. (1994), operando reator UASBhíbrido em escala laboratorial no tratamentode águas residuárias de suinocultura,obtiveram eficiências médias de remoção deDQOt de 95% com conentrações afluentesvariando de 6500 a 12000 mg L-1, COVvaiando de 0,9 a 1,78 kgDQO m-3 d-1.

Oliveira (1997), utilizando reator UASB debancada no tratamento de águas

residuárias de suinocultura comconcentrações de DQOt variando de 952 a4013 mg L-1, TDH de 8 a 30 h, observoueficiências de remoção de DQOt de 75 a92%.

Oliveira (2003) avaliou o desempenho dedois reatores UASB de 705 L, instalados emsérie, com TDH de 14,7 e 7,3 h, em cadareator, COV de 2,68 a 3,86 kgDQO m-3 d-1 e11,05 a 13,77 kgDQO m-3 d-1,respectivamente, no priemiro e segundoreatores, tratando águas residuárias desuinocultura com concentrações de DQOtde 1643 a 4189 mg L-1 e SST de 1338 a2166 mg L-1. Obteve eficiências médias deremoção de DQOt de 83% pata o TDH de14,7 h e 71% para TDH de 7,3 h.

Pereira (2003), Fernandes (2004), Santanae Oliveira (2005), Ramires (2005) eLourenço (2006) também operaram reatoresUASB tratando águas residuárias desuinocultura, obtendo eficiências médias deremoção variando de 55 a 89,6%, com COVvariando de 0,11 a 34,40 kgDQO m-3 d-1 eTDH de 18 a 56 h.

50,9

-62,2

65,6

93,0

73,2

96,694,781,1

97,8

-80,0

-60,0

-40,0

-20,0

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

120,0

DQOt DQOf DQOp

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão A

cum

ulad

a (%

)


Figura 40. Eficiências de remoção acumulada de DQOt, DQOf e DQOp durante a faseexperimental.

84

O conjunto decantador-rator UASBapresentou eficiências médias de remoçãode DQOt de 93%, demonstrando a ótimaperformance do sistema. Os valoresencontrados neste trabalho são superioresaos encontrados por estes autores, com odiferncial de ter sido realizado em escalaplena e com fluxo intermitente.

A lagoa de polimento apresentou baixosvalores de eficiência de remoção da DQOt,DQOf e DQOp. Provavelmente estas baixaseficiências ocorreram por causa da lagoareceber o afluente de mais difícildegradabilidade.

Considerando-se a DQOf efluente da lagoacomo sendo a DQO efluente do sistema, foicalculada a eficiência do sistema, utilizando-se a equação (38):

EF DQO (%) = (DQOt afluente – DQOfefluente ) / DQOt afluente (38)

Nestas condições, a eficiência média deremoção da DQO do sistema foi de 98,6%.

Na tabela 15 é apresentada a relação entrea DQOf e DQOt, e a DQOp e DQOt noafluente, decantador, reator UASB e lagoade polimento.

Tabela 15. Relação entre as concentrações da DQOf e DQOp com a DQOt, no afluente eefluentes do decantador, reator UASB e lagoa de polimento.

Parâmetro Afluente Decantador Reator UASB Lagoa de polimentoDQOf / DQOt 0,10 0,34 0,40 0,48DQOp / DQOt 0,90 0,66 0,60 0,52

De forma análoga a DBO, observa-se que oteor de matéria orgânica particulada,inicialmente elevada no afluente, é reduzidoconsideravelmente no decorrer do sistemade tratamento, demonstrando a sua grandeeficiência na remoção de DQO particulada.

De acordo com Lettinga e Hulshoff Pol(1991), são recomendados nos afluentes nafaixa de 10 a 30% da DQOt proveniente dosSST, para a aplicação do tratamentoanaeróbio com reatores UASB. Os valoresmédios da DQOp foram de 62%, excedendoos valores indicados pelos autores. Noentanto estes valores não foram limitantesao reator UASB, que apresentou boaseficiências tanto para a DQOt como para aDQOp.

No período de sobrecarga a DQOt méidaafluente e efluente do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento foram de 36062mg L-1, 19586 mg L-1, 8902 mg L-1 e 1572mg L-1, respectivamente. Obsevou-setambém que o pico de DQOt efluente noreator UASB ocorreu apenas no período desobrecarga, com o aumento da DQOt de1818 mg L-1 para 8902 mg L-1, enquanto que

para o afluente, decantador e lagoa depolimento ocorreram outros picos de DQOtefluente durante todo o experimento.

A COV aplicada no reator UASB variou de3,45 a 14,65 kgDQO m-3 d-1, com valormédio de 8,58 kgDQO m-3 d-1, como jácomentado anteriormente o reator UASBoperou em fluxo intermitente. Considerandofluxo contínuo, a COV aplicada média 42,90kgDQO m-3 d-1, com valores variando de17,25 a 73,25 kgDQO m-3 d-1, valores estesbem altos, o que explica a maior DQOtefluente. O TDH e CHV médio no reatorUASB no período de sobrecarga foi de 2,3dias e 0,43 m3 m-3 d-1.

As eficiências médias de remoção foram de42,87% no decantador, 53,45% no reatorUASB e de 65,38% na lagoa de polimento,enquanto para o sistema a eficiência médiafoi de 95,44%. Observou-se que ocorreuredução da eficiência no decantador e noreator UASB, sendo maior no UASB, eaumento da eficiência na lagoa, e comoobservado para a DBOt não houve reduçãosignificativa da eficiência global do sistema.

85

A DQOf e DQOp apresentaram mesmocomportamento que a DQOt, com pico deconcentração efluente do reator UASB noperíodo de sobrecarga. A média de DQOfafluente e efluente do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento foram de 4780mg L-1, 5053 mg L-1, 2089 mg L-1 e 754 mgL-1, respectivamente. Já para a DQOp oafluente apresentou valor médio de 31278mg L-1, e os efluentes do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento apresentaramvalores médios de 13713 mg L-1, 6754 mg L-

1 e de 785 mg L-1, repectivamente.

As eficiências médias de remoção de DQOfe DQOp foram de –22,52% e 49,25% nodecantador, 62,99% e 43,37% no reatorUASB, 37,95% e 47,06% na lagoa depolimento. Observou-se que houve aumentoda eficiência de remoção de DQOf dodecantador, que passou de –62,2% para –22,52%, mostrando que ocorreu menorhidrólise da DQOp no período desobrecarga, devido à um menor TDH. Jápara o reator UASB houve redução daeficiência de 78,4% para 62,99%, e para alagoa de polimento ocorreu aumento de31% para 37,95%. Para a DQOp ocorreuredução da eficiência do decantador (65,6%para 49,25%) e reator UASB (86,4% para43,37%), e aumento para a lagoa depolimento (-10,1% para 47,06%).

A eficiência média de remoção de DQOf eDQOp do sistema foi de 78,34% e 97,19%,respectivamente. Estes valores foramsimilares aos obtidos no período semsobrecarga, sendo a lagoa de polimento aunidade responsável por isto,principalmente para a DQOp.

5.1.2.3 Relação DQO/DBO

A relação DQO/DBO é um parâmetro muitoútil na avaliação da biodegradabilidade doesgoto, contribuindo na caracterização do

afluente e para definição do tipo detratamento a se empregar. Na Tabela 16são apresentadas as relações médiasobtidas no presente trabalho.

Tabela 16. Relação entre DBOt e DQOt

Amostra RelaçãoDQO/DBO

Afluente 3,19Efluente decantador 2,43Efluente reator UASB 2,75Efluente Lagoa Polimento 5,07

Para o afluente, esse valor pode serconsiderado de uma água residuária de boabiodegradabilidade, sendo o tratamentobiológico indicado. Após a água residuáriapassar pelo sistema de tratamento biológicoé natural que esta ralação aumente, porémnão é o que acontece no afluente dodecantador em relação ao seu efluente. Issopode ser explicado pela grande parcela dematerial mineral contido na ração animal eque é separada por sedimentação nodecantador. Já ao passar pelo reator UASBe lagoa de polimento esta relação aumenta.

5.1.2.4 Sólidos

Sólidos totais (ST) e sólidos totaisvoláteis (STV)

Nas figura 41 a 46 estão apresentadas asvariações das concentrações de ST e STVao longo do período experimental por meiode gráficos de série temporal. Pode-seobservar as grandes variações no afluente eum significativo amortecimento destasvariações nos efluentes do decantador,reator UASB e na lagoa de polimento.

86

Figura 41. Variações de ST no afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

Figura 42. Variações de ST no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 43. Variações de ST no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental

0

5000

1000015000

2000025000

3000035000

40000


Ano 2007

ST

(mg

L-1)

Afluente Decantador

100025004000550070008500

10000115001300014500


Ano 2007

ST

(mg

L-1)

UASB

400

1000

1600

2200

2800

3400

4000


Ano 2007

ST

(mg

L-1)

Lagoa

87

Figura 44. Variações de STV no afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

Figura 45. Variações de ST no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 46. Variações de ST no efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental

1000

6000

11000

16000

21000

26000

31000


Ano 2007

STV

(mg

L-1)

Afluente Decantador

600

2600

4600

6600

8600

10600


Ano 2007

STV

(mg

L-1)

UASB

200

450

700

950

1200

1450

1700


Ano 2007

STV

(mg

L-1)

Lagoa

88

Verificou-se ao longo do experimentovalores de ST e STV no afluentecompreendidos entre 3477 a 39045 mg L-1,e 2233 a 30330 mg L-1, respectivamente. Osvalores médios foram de 13939 e 10452 mgL-1 para ST e STV, respectivamente, valoresestes inferiores aos encontrados por Silva(1996) e Medri (1997), e superiores aoencontrados por Lourenço (2006).

As concentrações de ST encontradas noefluente do decantador, reator UASB e nalagoa mantiveram-se entre valores mínimosde 2230, 1250 e 790 mg L-1 e máximos de10877, 7905 e 3165 mg L-1,respectivamente. Já para STV asconcentrações variaram de 1515 a 8140 mgL-1 no decantador, 650 a 5550 mg L-1 no

reator UASB, e 215 a 1585 mg L-1 na lagoade polimento.

Observou-se que para a lagoa de polimentohouve aumento da concentração efluente nodecorrer do experimento até a segundaquinzena de setembro, reduzindo-se até ofinal do experimento.

As eficiências médias de remoção de ST(Tab. 17, Fig. 47) foram de 51,2%, 46,7%,22,4% para o decantador, reator UASB e nalagoa, respectivamente. Para STV aseficiências de médias de remoção foram de56,1% para o decantador, 54,0% para oreator UASB e 31,5% para a lagoa. Odesempenho do sistema de tratamento naremoção de ST e STV foi de 77,0% e90,8%, respectivamente.

Tabela 17. Resumo das eficiências médias de remoção de ST e STV durante o períodoexperimental.

Eficiência em cada unidade (%)Parâmetro Decantador Reator UASB Lagoa de

polimentoEficiência global (%)

ST 51,2 46,7 22,4 77,0STV 56,1 54,0 31,5 90,8

51,256,1

46,754,0

22,4

31,5

77,0

90,8

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

100,0

ST STV

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão (%

)


Figura 47. Eficiências de remoção de ST e STV durante a fase experimental

89

Observa-se o ótimo desempenho dodecantador na remoção e solubilização deST e STV, sendo esta unidade a granderesponsável pela boa eficiência do sistema.Já o reator UASB e a lagoa apresentarambaixas eficiências de remoção destesparâmetros. No caso do reator UASB estebaixo desempenho pode ser explicado pelaperda excessiva de lodo desedimentabilidade ruim, carreado com asbolhas de biogás uma vez que o separadortrifásico apresentou pequenos vazamentosna superfície, próximos a saída do efluente.Na lagoa a baixa eficiência pode ser devidoà saída de algas com o efluente, isto fezcom que a eficiência nesta unidade fossebaixa.

Na figura 48 são apresentadas aseficiências de remoção de ST e STVacumuladas, no qual pode-se comprovar obom desempenho do decantador e o papelimportante da lagoa de polimento noacréscimo de eficiência de remoção destesparâmetros no sistema.

Na figura 49 são apresentadas asdispersões dos valores da concentração deST e STV do afluente, nos efluentes dodecantador, reator UASB e na lagoa depolimento. Verificou-se a capacidade dosistema em amortecer as variações doafluente.

Figura 48. Eficiências de remoção acumulada de ST e STV durante a fase experimental

51,256,1

74,080,1

77,0

90,8

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

100,0

ST STV

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão A

cum

ulad

a (%

)


90

Figura 49. Gráfico Box-Whisker para ST e STV durante a fase experimental

No período de sobrecarga os ST afluente eefluente do decantador, reator UASB elagoa de polimento variaram de 5907 a18920 mg L-1, 4190 a 12200 mg L-1, 2680 a9560 mg L-1 e de 2359 a 3660 mg L-1,respectivamente. Os valores de STVvariaram de 4365 a 15440 mg L-1 para oafluente, 2690 a 10400 mg L-1 para odecantador, 1485 a 7750 mg L-1 para oreator UASB e de 1005 a 1593 mg L-1 para alagoa de polimento. Obsevou-se que o picode ST e STV efluente no reator UASBocorreram apenas no período desobrecarga, com o aumento da média de STde 2807 mg L-1 para 5906 mg L-1, e de STVde 1652 para 3893 mg L-1, enquanto quepara o afluente, decantador e lagoa depolimento ocorreram outros picos de ST eSTV efluentes durante todo o experimento.

As eficiências médias de remoção de ST eSTV foram respectivamente de 43,70% e48,19% no decantador, 9,69% e 17,46% noreator UASB e de 40,28 e 51,05% na lagoa

de polimento, enquanto para o sistema aeficiência média foi de 76,03% e 84,77%.Observou-se que ocorreu redução daeficiência no decantador, reator UASB, e nalagoa, sendo eta redução maior no reatorUASB, provocada pelo maior arrastre desólidos com o efluente. Como observadopara a DBO e DQO não ocorre reduçõessignificativas na eficiência global do sistema

Sólidos suspensos totais (SST) e sólidossuspensos voláteis (SSV)

Os valores de SST e SSV no afluenteapresentaram grande variabilidade duranteo período experimental, com amortecimentodestas concentrações no decantador, reatorUASB e na lagoa de polimento, comomostram a tabela 11 e nas figuras 50 a 55.

Os valores médios das concentrações deSST no afluente foram de 8595 mg L-1, enos efluentes do decantador, reator UASB elagoa de polimento os valores médios

0

2000

4000

6000

8000

10000

UASB Lagoa

ST

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

10000

20000

30000

40000

50000

Afluente Decantador

ST

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

1200

2400

3600

4800

6000

UASB Lagoa

STV

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

7000

14000

21000

28000

35000

Afluente Decantador

STV

(mg

L-1)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

91

reduzziram para 2729, 854 e 496 mg L-1,respectivamente.

Os valores de SST encontrados nestetrabalho foram superiores aos que Pereira(2003) e Santana (2004) encontraram, eforam devidos aos dejetos sólidos e restosde ração contidos no efleunte líquido, poisno processo de higienização não eramutilizados o processo de retirados porraspagem.

Os valores médios de concentração de SSVno afluente e efluente do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento foram de 6487,

2314, 727 e 443 mg L-1 e corresponderamrespectivamente a 75,47%, 84,79%, 85,13%e 89,31% dos valores de SST. Estes valoresindicaram a composiçãopredominantemente de material orgânicodos sólidos suspensos das águasresiduárias de suinocultura. Estespercentuais de SSV em relação a SScorroboraram com os resultados obtidos porSantana (2004), Fernandes (2004) eRamires (2005), que utilizando reatoresanaeróbios em dois estágios tratando águasresiduárias de suinocultura, observaramvalores de correspondência de SSV de 76,7a 90,8%, 67,6 a 90% e 69,9 a 84,4% dosvalores médios de SS, respectivamente.

Figura 50. Variações de SST no afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 51. Variações de SST no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

0

500010000

15000

20000

25000

30000

35000


Ano 2007

SS

T (m

g L-1

)

Afluente Decantador

0

1500

3000

4500

6000

7500

9000


Ano 2007

SS

T (m

g L-1

)

UASB

92

Figura 52. Variações de SST no efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

Figura 53. Variações de SSV no afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 54. Variações de SSV no efluente do reator UASB ao longo do período experimental

0

200

400

600

800

1000

1200

1400


Ano 2007

SS

T (m

g L-1

)

Lagoa

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000


Ano 2007

SS

V (m

g L-1

)

Afluente Decantador

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000


Ano 2007

SS

V (m

g L-1

)

UASB

93

Figura 55. Variações de SSV no efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

As eficiências médias de remoção de SST(Tab. 18, Fig. 56) no decantador, reatorUASB e lagoa de polimento foram de62,7%, 63,1%, 38,1%, respectivamente.Para SSV as eficiências médias de remoção

foram de 55,1% para o decantador, 62,0%para o reator UASB e 39,1% para a lagoade polimento. O desempenho do sistema detratamento na remoção de SST e SSV foi de93,9% e 88,9%, respectivamente.

Tabela 18. Resumo das eficiências médias de remoção de SS e SSV durante o períodoexperimental.


SST 62,7 63,1 38,1 93,9SSV 55,1 62,0 39,1 88,9

Figura 56. Eficiências de remoção de SST e SSV durante a fase experimental

0

200

400

600

800

1000

1200

1400


Ano 2007

SS

V (m

g L-1

)

Lagoa

62,755,1

63,1 62,0

38,1 39,1

93,988,9

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

100,0

SST SSV

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão (%

)


94

De forma semelhante ao ST e STV,observa-se o ótimo desempenho dodecantador na remoção de SST e SSV. Oreator UASB apresentou eficiência similarao decantador, mas poderia ser melhor, poishouve arraste de partículas de sólidas damanta de lodo, as quais escaparam noefluente d reator UASB. A lagoa depolimento apresentou baixa eficiência,devido a grande concentração de algassaindo com o efluente.

Na figura 57 é mostrado o gráfico daseficiências de remoção acumuladas paraSST e SSV.

Observa-se que o conjunto decantador-UASB apresentou ótimo desempenho naremoção de SST e SSV, diferentemente doque para ST e STV.

O fluxo de sólidos suspensos em sistemaanaeróbios está intimamente relacionadocom a estabilidade do processo anaeróbio,sendo um importante parâmetro demonitoramento.

62,755,1

87,6 85,493,9

88,9

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

SST SSV

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão A

cum

ulad

a (%

)


Figura 57. Eficiências de remoção acumulada de SST e SSV durante a fase experimental

Lettinga e Hulshoff Pol (1991) discutiram ainfluência de materiais particulados emafluentes de reatores anaeróbios de mantade lodo, pois, materiais particuladosorgânicos, comprometem o sistemaanaeróbio, dependendo de suascaracterísticas, tais como:biodegradabilidade e/ou taxa de degradaçãosob as condições operacionaisprevalecentes, tamanhos e área superficialdo material particulado, afinidade dosmicrorganismos em atacar o material,densidade dos particulados, isto é,sedimentabilidade e flotabilidade, etendência do material adsorvido pelo lodo.

O acréscimo de sólidos no efluente de umsistema com biomassa em crescimento nafase estacionária pode indicar irregularidadeoperacional e provocado o arraste departículas ou o acúmulo de lodo, quealcançou o limite máximo do sistema.

Na figura 58 são apresentados os valoresmáximos e mínimos, medianas, quartis epercentis dos valores da concentração deSST e SSV do afluente, efluente dodecantador, reator UASB e lagoa depolimento.

95

Figura 58. Gráfico Box-Whisker para SST e SSV durante a fase experimental.

Os SST afluente e efluente do decantador,reator UASB e lagoa de polimento noperíodo de sobrecarga variaram de 4000 a22367 mg L-1, 1880 a 6500 mg L-1, 600 a8300 mg L-1 e de 610 a 1200 mg L-1,respectivamente. Os valores de SSVvariaram de 3733 a 18833 mg L-1 para oafluente, 1600 a 5850 mg L-1 para odecantador, 480 a 6800 mg L-1 para o reatorUASB e de 580 a 1200 mg L-1 para a lagoade polimento. Observou-se um pico deconcentração efluente de SST e SSV noreator UASB e na lagoa no perído desobrecarga, sendo mais pronunciado noUASB, com o aumento da média de SST de854 mg L-1 para 3032 mg L-1 no reatorUASB e de 496 para 816 mg L-1 na lagoa, ede SSV de 443 mg L-1 para 727 mg L-1 nalagoa, enquanto que para o afluente edecantador ocorreram outros picos de SSTe SSV efluentes durante todo oexperimento.

As eficiências médias de remoção de SST eSSV foram respectivamente de 61,14% e60,35% no decantador, 3,04% e 10,64% noreator UASB e de 50,93 e 46,08% na lagoade polimento, enquanto para o sistema aeficiência média foi de 90,98% e 90,40%.Observou-se que ocorreu altas da eficiênciano reator UASB, provocada pelo maiorarraste de sólidos com o efluente, eaumento da eficiência na lagoa. Aseficiências do sistema foram similares ao doperíodo sem sobrecarga.

5.1.2.5 Teores de macronutrientes

Nitrogênio

Nas figuras 59, 60 e 61 as variações daconcentração de nitrogênio total Kjeldahl(NTK), nitrogênio amoniacal (N-am) enitrogênio orgânico (N-org) do afluente eefluentes do decantador, reator UASB e da

0

700

1400

2100

2800

3500

UASB Lagoa

SS

T (m

g L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

7000

14000

21000

28000

35000

Afluente Decantador

SS

T (m

g L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

600

1200

1800

2400

3000

UASB Lagoa

SS

V (m

g L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

6000

12000

18000

24000

30000

Afluente Decantador

SS

V (m

g L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

96

lagoa de polimento, obtida durante aoperação do sistema de tratamento.

Os valores médios de NTK, N-am e N-org,observados no afluente variaram de 1792 a2520 mg L-1 , 450 a 845 mg L-1 e 1083 a

1820 mg L-1, respectivamente. Estes valoressão maiores do que os encontrados porRamires (2005), de 1588 mg L-1 para o NTK,414 mg L-1 para N-am e 1130 mg L-1 para N-org.

Figura 59. Variações de NTK no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na lagoa depolimento ao longo do período experimental.

Figura 60. Variações de N-am. no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na lagoade polimento ao longo do período experimental.

0200400600800

10001200140016001800

10-jun 10-jul 9-ago 8-set 8-out 7-nov 7-dez

Ano 2007

N-a

m. (

mg

L-1)

Afluente Decantador UASB Lagoa

0

500

1000

1500

2000

2500

3000


Ano 2007

NTK

(mg

L-1)


97

Figura 61. Variações de N-org. no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na lagoade polimento ao longo do período experimental.

Verificou-se redução da concentração deNTK e N-org ao longo do sistema detratamento, tendo como concentraçõesmédias no efluente final 757 mg L-1 de NTKe 144 mg L-1 para o N-org. Para o N-ampode-se observar aumento da concentraçãodo afluente para o decantador e no reatorUASB com redução na lagoa de polimento,tendo como valor médio no efluente final612 mg L-1.

O aumento da concentração de N-am nodecantador e reator UASB se devem atransformação do N-org em N-am peloprocesso de amonificação, o que explica

também a redução do N-org durante apassagem pelo sistema de tratamento.

As eficiências médias de remoção de NTK(Tab. 19, Fig. 62) foram de 19,3%, -9,8%,60,1% para o decantador, reator UASB elagoa de polimento, respectivamente. ParaN-am e N-org as eficiências médias deremoção foram de –62,3% e 58,2% para odecantador, -30,1% e 25,1% para o UASB,57% e 63,9% para a lagoa de polimento. Odesempenho do sistema de tratamento naremoção de NTK, N-am e N-org foram de65%, 11,1% e 90,1%, respectivamente.

Tabela 19. Resumo das eficiências médias de remoção de NTK, N-am e N-org durante operíodo experimental.


NTK 19,3 -9,8 60,1 65N-am -62,3 -30,1 57 11,1N-org 58,2 25,1 63,9 90,1

0

500

1000

1500

2000


Ano 2007

N-o

rg (m

g L-1

)


98

19,3

-62,3

58,2

-9,8

-30,1

25,1

60,1 57,063,965,0

11,1

90,1

-80,0

-60,0

-40,0

-20,0

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

NTK N-am N-org

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão (%

)


Figura 62. Eficiências de remoção de NTK, N-am. e N-org. durante a fase experimental.

Pode-se observar que o decantadorapresentou baixa eficiência na remoção deNTK, basicamente por meio da separaçãofísica dos sólidos do efluente líquido. Já oreator UASB não apresentou eficiência deremover este parâmetro, e sim aumento daconcentração, e a maior remoção desteparâmetro ocorreu na lagoa de polimento.

Em relação ao N-am nota-se uma eficiêncianegativa, isto é, acréscimo de N-am nodecantador e no reator UASB provocadopela transformação de N-org em N-am e dabaixa eficiência de remoção do nitrogênionestas unidades. A lagoa de polimentoapresentou boa performance na remoção doN-am, porém a eficiência global foi muitobaixa.

A inibição por amônia é considerada um dosfatores limitantes na estabilidade de altascargas orgânicas volumétricas no processode digestão anaeróbia, quando os reatoressão operados com dejetos de suínos (LucasJr., 1994). O processo de digestão dedejetos de suínos é inibido com a presençade amônia em concentrações maiores que

4000 mg L-1 (Hansen et al., 1998). Nestetrabalho os valores máximos de N-amficaram abaixo deste valor, não sendolimitantes para a digestão anaeróbia.

Fósforo

Na figura 63 são mostradas as variações doPt durante a fase operacional. As variaçõesafluentes e efluentes do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento apresentaramvalores variando de 445 a 880 mg L-1, 360 a725 mg L-1, 230 a 615 mg L-1 e, 145 a 520mg L-1, respectivamente.

Nota-se uma redução gradativa do Pt nodecorrer do sistema de tratamento, porém, oefluente final apresentou ainda comconcentrações elevadas.

As eficiências médias de remoção de Pt nodecantador, reator UASB e lagoa depolimento foram respectivamente, 27,9%,26,4% e 29,8%, e o sistema apresentouuma eficiência global de 62,2%, como émostrada na figura 64.

99

0

200

400

600

800

1000


Ano 2007

P-to

tal (

mg

L )

Af luente Decantador UASB Lagoa

Figura 63. Variações de Pt no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na lagoa depolimento ao longo do período experimental.

27,9 26,4 29,8

62,2

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Pt

Efic

iênc

ia d

e R

emoç

ão d

e Pt

(%)


Figura 64. Eficiências de remoção de Pt durante a fase experimental

Oliveira (1997) obteve eficiência de remoçãode Pt de 29 a 34%, operando reator UASB atemperatura de 25 a 30°C, com TDH de 30h e SST do afluente de 2000 mg L-1. CarmoJr (1998) observou que as eficiências deremoção de Pt variaram de 28 a 30% comTDH de 72 h e 25% com TDH de 36 h comSST do afluente variando de 3080 a 3400mg L-1. Neste estudo observaram –seeficiências de remoção semelhantes noreator UASB, mostrando que este poluentenão é bem removido no UASB.

5.1.2.6 Coliformes totais etermotolerantes

Na tabela 20 estão apresentados àsestatísticas descritivas básicas dos númerosde coliformes totais e coliformestermotolerantes no afluente, e nos efluentesdo decantador, reator UASB e lagoa depolimento, e nas figura 65 e 66 sãomostradas as variações das concentraçõesno decorrer do período experimental.

100

Tabela 20. Valores médios de número mais provável (NMP/100mL) de coliformes totais etermotolerantes nos afluentes e nos efluentes do decantador, reator UASB e na lagoa depolimento.

Coliformes Totais Coliformes TermotolerantesEstatísticasBásicas Afluente Decantador UASB LP Afluente Decantador UASB LP

N° dados 19 19 19 19 19 19 19 19Média

Geométrica 5,1x107 2x106 4,3x104 1,15x103 5x107 2x106 4,2x104 1,1x103

Mínimo 1,4x106 3x104 4x103 2,5x102 1,4x106 3x104 4x103 2,5x102

Máximo 2,5x108 1,1x108 2,5x105 9x103 2,5x108 1,1x108 2,5x105 9x103

DesvioPadrão 7,1x107 2,5x107 8x104 2,6x103 7,1x107 2,5x107 8x104 2,6x103

CV (%) 79 229 104 129 79 227 104 132

1,00E+02

1,00E+03

1,00E+04

1,00E+05

1,00E+06

1,00E+07

1,00E+08

1,00E+09

30-jun 1-ago 2-set 4-out 5-nov 7-dez

Ano 2007

CT

(NM

P/10

0 m

L

A fluente Decantador UASB Lagoa

Figura 65. Variações de CT no afluente e efluente do decantador, reator UASB e na lagoa depolimento ao longo do período experimental.

1,00E+02

1,00E+031,00E+04

1,00E+05

1,00E+06

1,00E+071,00E+08

1,00E+09

30-jun 1-ago 2-set 4-out 5-nov 7-dez

Ano 2007

Col

iform

es T

erm

otol

eran

tes

(NM

P/10

0 m

L)

A fluente Decantador UASB Lagoa

Figura 66. Variações de coliformes termotolerantes no afluente e efluente do decantador, reatorUASB e na lagoa de polimento ao longo do período experimental.

101

As concentrações afluentes de coliformestotais e termotolerantes variaram de 1,4x106

a 2,5x108 NMP 100mL-1. Fernandes (2004)e Ramires (2005) obtiveram para águasresiduárias de suinocultura, coliformestermotolerantes na ordem de 109 a 1010

NMP 100mL-1, e de 108 a 109 NMP 100mL-1,respectivamente, valores estes superioresao deste trabalho. Já Duda (2006) obtevevalores de 106 a 108 NMP 100mL-1, valoressimilares aos encontrados neste estudo.

Nas tabelas 21 e 22 são mostradas aseficiências médias de remoção decoliformes totais e termotolerantes,

respectivamente no sistema de tratamentodurante a fase experimental.

Para o cálculo das eficiênias de remoçãoem termos de unidades logarítimicasremovidas foi utilizada a equação (39):

Unidades log removidas == - log10 [(100 – E)/100] (39)

Sendo E a eficiência de remoção em termospercentuais.

Tabela 21. Eficiência de remoção de coliformes totais no decantador, reator UASB e lagoa depolimento

Eficiência (%) Um. log removidasEstatísticasBásicas Dec. UASB LP Sistema Dec. UASB LP Sistema

N° dados 19 19 19 19 19 19 19 19Média Arit. 89,73 94,19 95,11 99,99 0,99 1,24 1,31 4Mínimo 21,43 62 77,50 99,96 0,10 0,42 0,65 3,40Máximo 99,98 99,84 99,90 99,999 3,70 2,79 3 5Desvio Padrão 17,56 9,31 5,30 0,0087 0,08 0,04 0,02 4x10-5

CV 0,20 0,10 0,06 0,01 8,5x10-4 4,3x10-4 2,6x10-4 4,3x10-5

Tabela 22. Eficiência de remoção de coliformes termotolerantes no decantador, reator UASB elagoa de polimento

Eficiência (%) Unidades log removidasEstatísticasBásicas Dec. UASB LP Sistema Dec. UASB LP Sistema

N° dados 19 19 19 19 19 19 19 19Média Arit. 88,95 94,22 95,34 99,99 0,95 1,24 1,33 4Mínimo 21,42 62,00 77,50 99,96 0,10 0,42 0,65 3,40Máximo 99,98 99,84 99,90 99,999 3,70 2,79 3 5Desvio Padrão 17,77 9,33 5,02 0,01 0,08 0,04 0,02 4x10-5

CV 0,20 0,10 0,05 0,01 8,7x10-4 4,3x10-4 2,6x10-4 4,3x10-5

A eficiência média global do sistema, emtermos de remoção de coliformestermotolerantes, foi de 99,99%. Aseficiências apresentadas foram compatíveiscom as encontradas por Santos (2003) de99,34% no estudo de um sistema reatorUASB seguido por uma lagoa de polimento,tratando águas residuárias domésticas.Neste estudo o reator UASB e a lagoa depolimento removeram, em média, 1,24 e1,33 unidades logarítmicas,respectivamente. O sistema removeu 4unidades logarítmicas, tendo em médiageométrica um efluente final de 1,1x103

NMP 100mL-1.

A OMS (WHO, 1989) recomenda valores decoliformes termotolerantes inferiores a 103

NMP 100mL-1 para o uso de águasresiduárias na irrigação de culturas que são

ingeridas cruas, campos de esporte eparques públicos. Os valores do efluentefinal ficaram pouco acima deste limite.

É importante salientar que a lagoa depolimento apresentou características quenão favoreceram a remoção de coliformes,como o pH próximo da neutralidade, valoresbaixos de OD e geometria da lagoa. Isto sedeve, principalmente, à alta concentraçãode matéria orgânica afluente à lagoa,fazendo com que a mesma trabalhasseprincipalmente na remoção deste poluente.

5.1.3 Parâmetros de controle operacional

Na tabela 23 são apresentadas as principaisestatisitcas básicas dos resultados dosparâmetros de controle operacional.

102

Tabela 23. Estatísticas descritivas dos parâmetros de controle operacional do afluente e dosefluentes do decantador, reator UASB e da lagoa de polimento.



EfluenteUASB

Efluentelagoa

Temperaturado Líquido Número de dados 100 100 100 66

°C Máximo 28 28 28 26Média 20 22 22 19Mínimo 14 15 15 13


Desvio padrão 3 3 3 4CV (%) 15 14 14 18

pH Número de dados 100 100 100 66Máximo 7,69 6,99 7,48 8,13Média 6,99 6,53 7,07 7,95Mínimo 5,96 5,69 6,28 7,7

Mediana 7,01 6,64 7,12 7,981° quartil 6,80 6,33 7,00 7,913° quartil 7,21 6,80 7,21 8,01

Desvio padrão 0,32 0,33 0,24 0,09CV (%) 5,00 5,00 3,00 1,00

AVT Número de dados 100 100 100 66mgHAc L-1 Máximo 5940 4530 1455 1230

Média 2875 2953 913 880Mínimo 1000 1680 420 450


Desvio padrão 921 638 207 204CV (%) 32 22 23 23

OD (manhã) Número de dados - - - 66mg L-1 Máximo - - - 3,40

Média - - - 1,56Mínimo - - - 0,00

Mediana - - - 1,501° quartil - - - 1,003° quartil - - - 2,15

Desvio padrão - - - 0,79CV (%) - - - 49

OD (tarde) Número de dados - - - 66mg L-1 Máximo - - - 8,50

Média - - - 5,68Mínimo - - - 2,00

Mediana - - - 5,891° quartil - - - 4,553° quartil - - - 7,00

Desvio padrão - - - 1,57CV (%) - - - 27

Continua

103

Continuação


básica Afluente Efluentedecantador

EfluenteUASB

Efluentelagoa

AT Número de dados 100 100 100 66mg CaCO3 L-1 Máximo 6500 5600 5950 2850

Média 3101 3854 3700 2230Mínimo 1100 1500 890 1000


Desvio padrão 951 759 763 379CV (%) 31 20 21 17

AP Número de dados 100 100 100 66mg CaCO3 L-1 Máximo 3840 3380 5020 2550

Média 1476 1582 3177 1918Mínimo 320 560 390 860


Desvio padrão 624 446 777 377CV (%) 42 28 24 20

AI Número de dados 100 100 100 66mg CaCO3 L-1 Máximo 3860 4120 2900 700

Média 1636 2272 524 312Mínimo 500 440 80 120


Desvio padrão 632 658 429 102CV (%) 39 29 82 33

Relação AI/AP Número de dados 100 100 100 66Máximo 4,5 3,94 1,28 0,74Média 1,24 1,58 0,20 0,17Mínimo 0,29 0,13 0,05 0,08

Mediana 1,07 1,45 0,11 0,161° quartil 0,83 1,14 0,09 0,133° quartil 1,49 1,92 0,21 0,18

Desvio padrão 0,64 0,70 0,22 0,10CV (%) 52 45 112 59

104

5.1.3.1 Temperatura

Nas figura 67 e 68 são apresentados os gráficos Box-Whisker para a temperatura do ar(mínima, média e máxima) e do líquido (afluente, e efluentes do decantador, reator UASB elagoa de polimento). As medidas de temperatura foram realizadas in loco, no período de 08:30as 10:00 hs, coincidentemente com os dias de coleta.

Figura 67. Gráfico Box-Whisker das temperaturas do ar durante a fase experimental

Figura 68. Gráfico Box-Whisker das temperaturas do líquido durante a fase experimental

Na figura 69 é mostada as variações datemperatura do ar, enquanto nas figuras 70a 73 são apresentadas as variações datemperatura do afluente e efluentes do

decantador, reator UASB e lagoa depolimento, ao longo do períodoexperimental.

8

13

18

23

28

33

38

Média MIN MAX

Tem

pera

tura

(°C

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

1012141618202224262830


Tem

pera

tura

(°C

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

105

5

10

15

20

25

30

35

40


Ano 2007

Tem

pera

tura

(°C

)

MÉDIA MIN MAX

Figura 69. Variações da temperatura do ar durante a fase experimental

12141618202224262830


Ano 2007

Tem

pera

tura

(°C

)

Af luente

Figura 70. Variações da temperatura do afluente durante a fase experimental

141618202224262830


Ano 2007

Tem

pera

tura

(°C

)

Decantador

Figura 71. Variações da temperatura do efluente do decantador durante a fase experimental

106

141618202224262830


Ano 2007

Tem

pera

tura

(°C

)

UASB

Figura 72. Variações da temperatura do efluente do reator UASB durante a fase experimental

10121416182022242628


Ano 2007

Tem

pera

tura

(°C

)

Lagoa

Figura 73. Variações da temperatura do efluente da lagoa de polimento durante a faseexperimental

Pode-se observar que as temperaturas dolíquido foram diminuindo com a proximidadedo outono e inverno e posteriormente seelevando no decorrer da primavera,acompanhando a temperatura ambiente.

A temperatura média ambiente observadadurante o experimento foi de 20°C, sendo oseu máximo de 27°C e o mínimo de 12°C. Omonitoramento não contepla os meses doverão, no qual as temperaturas são maiselevadas.

Verificou-se que a temperatura no efluentedo decantador e no reator UASB foramsuperiores às do afluente e da lagoa, e namaior parte do tempo de operação dos

reatores, e acima de 20°C, indicando quetanto o decantador como o reator UASBforam operados, predominantemente nafaixa mesofílica.

Oliveira (1997), Oliveira et al. (1996), eOliveira et al. (1997) estudaram o efeito datemperatura em reatores tratando águasresiduárias de suinocultura e verificaramque o aumento e controle da temperatura deoperação, a 25°C e 30°C, propiciarammelhoria do desempenho e estabilidade dosreatores UASB, no que diz respeito àseficiências de remoção de DQO, SST, N-org., produção de metano e acumulação delodo.

107

5.1.3.2 pH

Pela tabela 23 e nas figuras 74 a 76 épossível observar os valores de pH noperíodo de março a dezembro. Por meio dosquartis pode-se observar que a maior parte

dos valores de pH do efluente do reatorUASB situaram-se entre 7,00 e 7,21, valoresestes dentro da faixa ótima de crescimentodos microrganismos produtores de metano,de 7,00 a 7,40 de acordo com Chernicharo(2007).

5,50

6,00

6,50

7,00

7,50

8,00

8,50


pH

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

Figura 74. Gráfico de Box-Whisker para o pH do afluente e efluentes do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento durante o período experimental

As faixas de valores de pH do afluenteficaram entre 5,96 e 7,69, enquanto nodecantador estes valores foram de 5,69 a6,99, mostrando que houve uma redução

deste parâmetro ao passar pelo decantador,o que mostra a ocorrência de acidificaçãoda água residuária dentro do decantador.

5,50

5,90

6,30

6,70

7,10

7,50

7,90


Ano 2007

pH

Af luente Decantador

Figura 75. Variações de pH do afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

108

6,206,456,706,957,207,457,707,958,20


Ano 2007

pH

UASB Lagoa

Figura 76. Variações de pH do efluente do reator UASB e na lagoa de polimento ao longo doperíodo experimental

A baixa variabilidade e o valor de pH acimade 7,00 mostra que o reator UASB foioperado de forma estável durante o períodoexperimental.

Na lagoa de polimento os valores pH semantiveram sempre acima de 7,7. Isto sedeve ao consumo do gás carbônico pelaatividade fotossintética, que faz com que opH se eleve.

Estes valores de pH mostram que realmentea lagoa de polimento funcionou como umalagoa facultativa e não de maturação,devido às altas concentrações de matériaorgânica ainda presentes no efluente doreator UASB.

Os valores médios de pH no período desobrecarga foram de 6,81 para o afluente,6,47 para o decantador, 7,17 para o reatorUASB e de 8,02 para a lagoa de polimento.Observou-se não ocorrer mudançassignificativas de pH durante o experimento,inclusive no período de sobrecarga, onde osvalores de pH foram similares aos obtidosno período sem sobrecargas.

5.1.3.3 Ácidos voláteis totais (AVT)

O equilíbrio dos AVT é importante no estudodos reatores anaeróbios. Altasconcentrações de AVT podem afetar o

processo bioquímico e, eventualmente,causar distúrbios no processo de digestãoanaeróbia, podendo levar o reator atémesmo ao colapso. A geração de grandesconcentrações de ácidos graxos voláteisacelera a atuação de bactériasacetogênicas, porém é inibitória aosmicrorganismos metanogênicos, uma vezque não consomem os ácidos resultantesda acetogênese com a mesma rapidez comque são produzidos.

As concentrações médias de AVT noafluente, efluentes do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento foram de 2875,2953, 913 e 880 mg L-1, respectivamente(Tab. 25). As variações das concentraçõesde AVT estão apresentadas nas figuras 77 a80.

Observou-se valores similares de AVT noafluente e efluente do decantador, comredução significativa da concentração deAVT ao passar pelo reator UASB,mostrando o consumo dos AVT pelasarqueas metanogênicas, caracterizandouma condição de estabilidade do reatorUASB.

109

500

1700

2900

4100

5300

6500

Afluente Decantador

AVT

(mgH

Ac L

)

25% 50% 90% 10% M ín M áx 75%

400

700

1000

1300

1600

UASB Lagoa

AVT

(mgH

Ac L

)

25% 50% 90% 10% M ín M áx 75%

Figura 77. Gráfico de Box-Whisker para AVT do afluente e efluentes do decantador, reatorUASB e lagoa de polimento durante o período experimental.

Figura 78. Variações de AVT do afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

Figura 79. Variações de AVT do efluente do reator UASB ao longo do período experimental

10002000300040005000600070008000

9000


Ano 2007

AV

T (m

gHA

c L-1

)

Afluente Decantador

400

1000

1600

2200

2800

3400

4000

4600


Ano 2007

AV

T (m

gHA

c L-1

)

UASB

110

Figura 80. Variações de AVT do efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental

Pode-se observar que durante oexperimento a concentração de AVT noreator UASB se manteve estável, nãoafetando o seu desempenho.

Os valores médios de AVT são muitoselevados quando se compara com aliteratura, Santana (2004), Ramires (2005),Duda (2006). De acordo como Gerardi(2003) os valores de AVT recomendadosdeve situar na faixa de 50 a 500 mg L-1,para que ocorra estabilidade no processoanaeróbio, porém nota-se que mesmo comvalores, praticamente o dobro do máximorecomendado, a concentração de AVT nãoafetaram o desempenho do reator UASB.Os valores elevados de AVT no reatorUASB são conseqüência dos altos valoresde AVT no afluente e no efluente dodecantador, o que nos leva a concluir que omais importante para manter a estabilidadedo reator é evitar altas variações dasconcentrações ao longo do tempo.

No período de sobrecarga as concentraçõesde AVT afluente e efluente no decantador,reator UASB e na lagoa de polimentovariaram de 2280 a 5250 mg L-1, 2650 a8835 mg L-1, 1080 a 4680 mg L-1 e de 840 a1395 mg L-1, respectivamente. Observou-seaumento de AVT no decantador e no reatorUASB no período de sobrecarga,

evidenciando predominância das bactériasacidogênicas sobre as arqueasmetanogênicas.

5.1.3.4 Alcalinidade

Na tabela 23 e na figura 81 sãoapresentadas às estatísticas descritivas daalcalinidade total (AT), intermediária (AI),parcial (AP) e relação AI/AP do afluente,efluentes do decantador, reator UASB elagoa de polimento. Já nas figuras 82 a 93são mostradas as variações de AT, AI, AP erelação AI/AP durante a fase experimental.

Nota-se que os valores de AT forammaiores no efluente do decantador e reatorUASB em relação ao afluente, indicandoque houve geração de alcalinidadeproporcionando capacidade tampão nodecantador e no reator UASB.

Os valores de AP foram maiores no efluentedo reator UASB em relação ao decantador,enquanto que o AI foi menor no efluente doreator UASB e maior no decantador,mostrando que houve produção dealcalinidade de bicarbonato e redução daalcalinidade devida aos ácidos voláteis,evidenciando que houve tamponamento dopH no reator.

450

600

750

900

1050

1200

1350

1500


Ano 2007

AV

T (m

gHA

c L-1

)

Lagoa

111

Figura 81. Gráfico Box-Whisker para AT, AP, AI e relação AI/AP do afluente e efluentes dodecantador, reator UASB e lagoa de polimeno ao longo do período experimental.

0

2000

4000

6000

8000

Afluente Decantador

AT

(mgC

aCO

3 L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

2000

4000

6000

8000

UASB Lagoa

AT

(mgC

aCO

3 L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

1000

2000

3000

4000

5000

Afluente Decantador

AP

(mgC

aCO

3 L-1

)1

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

01000

200030004000

50006000

UASB Lagoa

AP

(mgC

aCO

3 L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

1000

2000

3000

4000

5000

Afluente Decantador

AI (

mgC

aCO

3 L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0500

100015002000250030003500

UASB Lagoa

AI (

mgC

aCO

3 L-1

)

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0

1

2

3

4

5

Afluente Decantador

Rel

ação

AI/A

P

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

0,000,200,400,600,801,001,201,40

UASB Lagoa

Rel

ação

AI/A

P

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75%

112

Figura 82. Variações de AT do afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 83. Variações de AT do efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 84. Variações de AT do efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

1100

2000

2900

3800

4700

5600

6500


Ano 2007

AT

(mgC

aCO

3 L

-1)

Afluente Decantador

800

1700

2600

3500

4400

5300

6200


Ano 2007

AT

(mgC

aCO

3 L-1

)

UASB

1000

1400

1800

2200

2600

3000


Ano 2007

AT

(mgC

aCO

3 L-1

)

Lagoa

113

Figura 85. Variações de AP do afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 86. Variações de AP do efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 87. Variações de AP do efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

300

900

1500

2100

2700

3300

3900


Ano 2007

AP

(mgC

aCO

3 L-1

)Afluente Decantador

300

1000

1700

2400

3100

3800

4500

5200


Ano 2007

AP

(mgC

aCO

3 L-1

)

UASB

800

1100

1400

1700

2000

2300

2600


Ano 2007

AP

(mgC

aCO

3 L-1

)

Lagoa

114

Figura 88. Variações de AI do afluente e efluente do decantador ao longo do período experimental

Figura 89. Variações de AI do efluente do reator UASB ao longo do período experimental

Figura 90. Variações de AI do efluente da lagoa de polimento ao longo do período experimental

400

1000

1600

22002800

3400

4000

4600


Ano 2007

AI (

mgC

aCO

3 L-1

)

Afluente Decantador

0

500

1000

1500

2000

2500

3000


Ano 2007

AI (

mgC

aCO

3 L-1

)

UASB

100

200

300

400

500

600

700


Ano 2007

AI (

mgC

aCO

3 L-1

)

Lagoa

115

0,00

0,90

1,80

2,70

3,60

4,50


Ano 2007

REL

AÇÃO

AI/A

P

Af luente Decantador

Figura 91. Variações da relação AI/AP do afluente e efluente do decantador ao longo do períodoexperimental

0,000,150,300,450,600,750,901,051,201,35


Ano 2007

REL

AÇÃO

AI/A

P

UASB

Figura 92. Variações da relação AI/AP do efluente do reator UASB ao longo do períodoexperimental

0,05

0,150,25

0,35

0,45

0,550,65

0,75


Ano 2007

REL

AÇÃO

AI/A

P

Lagoa

Figura 93. Variações da relação AI/AP do efluente da lagoa de polimento ao longo do períodoexperimental

116

Valores de alcalinidade de 2500 a 5000mgCaCO3 L-1 são desejáveis, pois conferemum bom tamponamento ao meio emdigestão (Souza, 1982). Anderson e Yang(1992) referiram-se a valores de 1000 a1500 mgCaCO3 L-1 como bons para reatoresanaeróbios. Os valores médios de AT nodecantador e no reator UASB foram de3854 e 3700 mgCaCO3 L-1,respectivamente, portanto dentro da faixaestabelecida como ótima para o processoanaeróbio.

Os valores da relação AI/AP no reator UASBforam em média de 0,20. Ripley et al.(1983), afirmaram que valores da relaçãoAI/AP superiores a 0,3 indicam a ocorrênciade distúrbios no processo de digestãoanaeróbia. De acordo com Foresti (1994), épossível ocorrer estabilidade no processocom valores diferentes de 0,3.

Pereira (2003), Santana (2004), Fernandes(2004), Ramires (2005), Lourenço (2006)observaram relações AI/AP com valoresmédios de 0,36, 0,47, 0,23, 0,35 e 0,41,respectivamente. Neste trabalho osresultados médios foram inferiores aosdesses autores, evidenciando a estabilidadee tamponamento do sistema durante a faseexperimental.

No período de sobrecarga os valores darelação AI/AP no reator UASB foi de 0,14,valor este abaixo da média no período desem sobrecarga que foi de 0,20. Observouter grande variação da relação AI/AP nosprimeiros três meses do experimento, quefez que esta relação fosse superior ao doperíodo de sobrecarga. Esta baixa relaçãoAI/AP mostra que o reator UASB suportoubem a sobrecarga e que o aumento da

concnetração efluente de DBO e DQO emenores eficiências de remoção foramcausadas pela maior perda de sólidos com oefluente devido entre outros fatores pelovazamento presente na coifa.

5.1.3.5 Oxigênio dissolvido na lagoa depolimento

As coletas de amostras para determinaçãode OD na lagoa de polimento foramrealizadas as 9:00 e as 14:00 hs, naprofundidade de 0,60 m. As concentraçõesmédias de OD (Tab. 23) foram iguais a 1,56e 5,68 mg L-1, respectivamente. Estadiferença é explicada, uma vez que, àmedida que a insolação aumenta, cresce aatividade fotossintética das algas e,conseqüentemente, os teores de OD.

Na figura 94 são apresentadas as variaçõesde OD durante a fase experimental, onde sepode notar uma tendência de diminuição daconcentração de OD no período da manhãno decorrer da fase experimental, composterior elevação a partir do 250° dia deoperação. Já no período da tarde asvariações da concentração foram maiores.

Brito (1997) relatou valores de OD em umalagoa de pós-tratamento em Itabira, nasprofundidades de 0,20 e 1,00 m, medidos ás10:00 hs, sendo iguais a 1,98 e 0,81 mg L-1.Ás 16:00 hs, a concentração média de ODencontrada foi de 3,13 mg L-1, áprofundidade de 0,20 m. A carga orgânicasuperficial aplicada foi de 105 kgDBO ha-1

d-1. A carga orgânica superficial médiaaplicada neste trabalho foi de 76 kgDBOha-1 d-1, valor inferior, por isto apresentouconcentrações médias de OD superiores,tanto no período da manhã como a tarde.

117

0123456789

29-mai 30-jun 1-ago 2-set 4-out 5-nov 7-dez

Ano 2007

OD

(mg

L )

OD manhã OD tarde

Figura 94. Variações de OD na lagoa de polimento ao longo do período experimental.

5.1.4 Produção de sólidos no reatorUASB

5.1.4.1 Perfil de sólidos

Nas tabelas 24 e 25 estão apresentados osvalores da concentração de ST, SVTe STFao longo da manta de lodo, obtidos dasamostras retiradas nos pontos de coleta(pontos de amostragem eqüidistantes, dabase do reator, ponto 1, até a regiãosuperior da manta, ponto 7) do reator UASB.Nas figuras 95, 96 e 97 estão apresentadasas variações da concentração de ST e STVdo lodo no leito e na manta docompartimento de digestão do reator UASB.

Durante o período experimental (março adezembro/07) não foram realizadosdescartes de lodo, porém, pode-se observarvariações na concentração de ST e STV,com aumento e diminuição da concentraçãoao longo do tempo. Estas variações foramdecorrentes da perda de lodo com oefluente do reator UASB. Nota-se tambémgrande diferença de concentrações entre os

pontos 1 e 2 com os demais pontos,mostrando uma característica de lodo deboa sedimentabilidade no fundo do reator.Outa característica observada no lodo foi oaspecto granulado.

Nas tabelas 26 e 27 estão apresentados osresultados da relação SVT/ST durante afase experimental, no qual pode se observarque não há grandes diferenças ao longo daaltura do reator no decorrer do experimento.A relação média de SVT/ST foi de 64%,mostrando uma boa estabilização do lodono reator UASB.

Santana (2004) e Ramires (2005) utilizandoreatores UASB em dois estágios notratamento de águas residuárias desuinocultura encontraram porcentagensmédias de SVT no lodo de 75% e 88,7%,respectivamente. Já Fernandes (2004)trabalhando com reatores compartimentadoUASB encontrou um valor médio deporcentagem de SVT no lodo de 70% noprimeiro reator.

118

Tabela 24. Valores de concentração de ST, STV e STF do lodo do reator UASB.

ST STV STF ST STV STFConcentração (g L-1) Concentração (g L-1)Ponto

02/04/2007 26/04/20071 43,95 28,56 15,39 11,19 6,91 4,272 47,90 29,87 18,03 8,10 5,33 2,773 10,35 6,15 4,19 8,10 5,03 3,064 11,70 7,19 4,52 8,13 4,94 3,195 11,67 7,45 4,22 9,06 5,61 3,446 7,72 4,52 3,20 19,32 12,33 6,997 6,97 4,38 2,59 14,52 9,73 4,78

08/05/2007 19/06/20071 12,96 8,36 4,60 16,74 11,98 4,762 12,64 8,09 4,55 4,42 2,55 1,873 3,32 2,24 1,08 3,88 2,39 1,504 3,10 1,83 1,27 4,11 2,12 1,995 3,11 1,79 1,33 3,83 2,19 1,646 3,38 2,19 1,19 3,69 2,12 1,577 3,23 2,00 1,22 4,29 2,35 1,94

27/06/2007 03/07/20071 22,98 16,66 6,32 80,91 53,20 27,712 6,14 4,60 1,54 30,54 20,97 9,573 5,62 3,40 2,22 6,28 3,57 2,714 8,06 5,01 3,05 6,52 3,54 2,985 8,91 5,71 3,19 6,14 3,33 2,816 9,55 6,29 3,26 7,45 4,53 2,937 5,70 5,30 0,40 6,15 3,47 2,68

10/07/2007 18/07/20071 92,66 57,92 34,73 52,62 34,13 18,492 12,85 8,92 3,93 16,41 11,13 5,283 6,46 3,76 2,71 6,66 4,01 2,654 6,26 3,28 2,97 6,88 4,11 2,775 6,20 3,72 2,48 6,47 4,09 2,396 6,91 4,21 2,71 6,39 4,24 2,157 5,77 3,50 2,27 7,11 4,78 2,33

119

Tabela 25. Valores de concentração de ST, STV e STF do lodo do reator UASB.

ST STV STF ST STV STFConcentração (g L-1) Concentração (g L-1)Ponto

30/07/2007 31/08/20071 46,17 44,41 1,76 78,54 46,58 31,972 16,51 11,49 5,02 12,12 7,97 4,153 10,81 7,32 3,49 13,67 9,07 4,614 11,60 8,02 3,58 13,66 8,87 4,795 10,74 6,69 4,04 14,08 9,71 4,376 10,05 6,19 3,86 12,60 8,49 4,117 10,13 6,52 3,61 12,60 8,11 4,49

08/09/2007 28/09/20071 67,52 44,11 23,41 33,68 23,87 9,822 16,04 10,08 5,96 7,42 5,03 2,383 14,22 9,55 4,67 6,42 6,29 0,134 13,86 9,68 4,18 7,86 6,06 1,805 12,96 8,88 4,08 7,67 5,46 2,216 17,86 11,88 5,98 7,34 4,75 2,597 13,33 8,52 4,80 7,51 4,83 2,68

01/10/2007 10/10/20071 77,45 47,34 30,11 145,38 82,58 62,812 21,77 14,02 7,75 18,16 11,23 6,923 17,20 11,09 6,11 20,86 13,18 7,684 17,13 11,28 5,85 13,74 8,08 5,675 19,11 11,98 7,13 14,57 8,49 6,086 16,05 10,25 5,79 18,54 10,81 7,737 17,02 10,52 6,50 23,98 14,53 9,46

17/10/2007 25/10/20071 104,87 65,40 39,47 116,90 73,31 43,592 18,74 12,02 6,73 6,27 4,20 2,063 18,06 11,43 6,64 7,17 4,94 2,224 21,76 13,65 8,11 4,90 3,12 1,775 20,87 13,72 7,15 5,32 3,19 2,136 12,61 8,04 4,57 5,63 3,28 2,357 14,85 9,61 5,24 8,46 4,84 3,62

120

Tabela 26. Relação SVT/ST no lodo do reator UASB

Profundidade Relação SVT/STPonto H (cm) 02/04 26/04 08/05 19/06 27/06 03/07 10/07 18/07

1 20 65 62 65 72 72 66 63 652 60 62 66 64 58 75 69 69 683 100 59 62 67 61 60 57 58 604 140 61 61 59 52 62 54 52 605 180 64 62 57 57 64 54 60 636 220 59 64 65 58 66 61 61 667 260 63 67 62 55 93 56 61 67

Tabela 27. Relação SVT/ST no lodo do reator UASBProfundidade Relação SVT/ST

Ponto H (cm) 30/07 31/08 08/09 28/09 01/10 10/10 17/10 25/101 20 96 59 65 71 61 57 62 632 60 70 66 63 68 64 62 64 673 100 68 66 67 98 65 63 63 694 140 69 65 70 77 66 59 63 645 180 62 69 69 71 63 58 66 606 220 62 67 67 65 64 58 64 587 260 64 64 64 64 62 61 65 57

121

Figura 95. Perfis de sólidos do reator UASB realizados dias 02/04/07, 26/04/2007, 08/05/2007,19/06/2007, 27/06/2007 e 03/07/2007.

Perfil de sólidos - 26/04/2007

0 10000 20000 30000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 10000 20000 30000 40000 50000 60000

0,200,60

1,00

1,401,80

2,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 5000 10000 15000 20000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 15000 30000 45000 60000 75000 90000

0,200,60

1,001,401,80

2,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 5000 10000 15000

0,200,601,001,401,802,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 10000 20000 30000

0,200,601,001,401,802,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV

122

Figura 96. Perfis de sólidos do reator UASB realizados dias 10/07/07, 18/07/2007, 30/07/2007,31/08/2007, 08/09/2007 e 28/09/2007.


0 20000 40000 60000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 30000 60000 90000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60A

ltura

(m)

Massa (g)

ST STV


0 20000 40000 60000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 7000 14000 21000 28000 35000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 20000 40000 60000 80000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 20000 40000 60000 80000 100000

0,20

0,60

1,00

1,40

1,80

2,20

2,60Altura(m

Massa (g)

ST STV

123

Figura 97. Perfis de sólidos do reator UASB realizados dias 01/10/07, 10/10/2007, 17/10/2007 e25/10/2007.

Na tabela 28 são mostradas a massa de ST,STV e STF, carga orgânica biológica (COB)aplicada e tempo de retenção de sólidos(TRS) no reator UASB durante o períodoexperimental.

Os valores de COB variaram de 0,3 a 3,0gDQO gSVT-1 d-1, com valor médio de 1,2gDQO gSVT-1 d-1. Chernicharo (2007)recomenda taxas na ordem de 0,05 a 0,15gDQO gSVT-1 d-1 durante a partida dereatores UASB, dependendo do tipo deafluente a ser tratado. Estas cargas devem

ser aumentadas, gradativamente, em funçãoda eficiência do sistema, podendo chegar a2 gDQO gSVT-1 d-1. Van Haandel e Lettinga(1994) citaram COB variando de 0,03 a 0,77gDQO gSVT-1 d-1 aplicadas em reatoresUASB tratando esgoto doméstico, econcluíram que estas taxas sãorelativamente baixas quando comparadascom as taxas aplicadas em processosaeróbios, os quais são operados,normalmente, com taxas na faixa de 0,5 a10 gDQO gSVT-1 d-1.


0 40000 80000 120000 160000

0,200,601,001,401,802,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 20000 40000 60000 80000

0,200,601,001,401,802,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 30000 60000 90000 120000

0,200,601,001,401,802,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV


0 40000 80000 120000

0,200,601,00

1,401,802,202,60

Altu

ra (m

)

Massa (g)

ST STV

124

Tabela 28. Massa de ST, STV e STF, carga orgânica biológica (COB) aplicada e tempo deretenção de sólidos (TRS) no reator UASB durante o período experimental.

Massa (kg)Data ST STV STFCOB

(gDQO gSVT-1 d-1)TRS

(dias)02/04/2007 140,26 88,12 52,14 0,31 1226/04/2007 78,41 49,89 28,51 0,82 2108/05/2007 41,73 26,50 15,23 1,69 2719/06/2007 40,94 25,69 15,25 2,95 2927/06/2007 66,97 46,97 20,00 1,70 2903/07/2007 143,99 92,60 51,39 0,32 2610/07/2007 137,10 85,31 51,79 1,13 1218/07/2007 102,54 66,49 36,05 1,80 1530/07/2007 116,00 90,63 25,37 1,77 2031/08/2007 157,28 98,80 58,49 0,85 1708/09/2007 155,77 102,70 53,07 0,30 1828/09/2007 77,90 56,29 21,61 3,00 6501/10/2007 185,73 116,48 69,25 0,71 7910/10/2007 255,24 148,88 106,35 0,33 8117/10/2007 211,77 133,86 77,91 0,40 6625/10/2007 154,64 96,90 57,75 0,62 72

Santana (2004) e Ramires (2005),trabalhando com reatores UASB em doisestágios no tratamento de águas residuáriasde suinocultura, encontraram COB médiasno primeiro reator de 0,44 e 0,45 gDQOgSVT-1 d-1, respectivamente. Fernandes(2004) trabalhando com reatorescompartimentado UASB, encontrou COBmédios de 0,45 gDQO gSVT-1 d-1 noprimeiro reator. Lourenço (2006) operandoreator UASB em escala de bancadaencontrou valores de COB variando de 0,30a 0,80 gDQO gSVT-1 d-1.

Os valores médios de COB aplicados noreator UASB não foram limitantes para aobtenção de boas remoções de DBO e DQO(84,5 e 81,8%, respectivamente).

Os valores de TRS variaram de 12 a 81 d,com valor médio de 37 d, para COVvariando de 1,1 a 17,5 kgDQO m-3 d-1 e TDHvariando de 1,7 a 4,1 d. Ndon e Dague(1994) recomendam valor mínimo de TRSde 10 dias para reatores operando comtemperatura de 35°C. Van Haandel eLettinga (1994) citando McCarty (1964), apartir de resultados experimentais,indicaram também valor mínimo de 10 dpara o TRS, porém com temperaturaoperacional de 25°C. Neste trabalho os

valores observados foram superiores aomínimo recomendado.

Santana (2004) obteve valores de TRS de31 e 140 d para TDH de 30 e 60h,respectivamente, enquanto Fernandes(2004) obteve valores inferiores a 24 e 66 d.Já Ramires (2005) encontrou valores deTRS variando de 6 a 183 d. O TRSencontrado neste trabalho foi semelhante aoencontrado por estes autores, sendosuficiente para manter a biomassa o temponecessário para remoção da matériaorgânica.

5.1.4.2 Produção de lodo no reator UASB

A partir dos resultados obtidos com os perfisde sólidos no reator e a perda de sólidos noefluente foram elaborados os cálculos docoeficiente de produção celular em funçãoda carga de DQO aplicada e removida.

No presente estudo foram obtidoscoeficientes de produção de lodo de 0,14kgSSV (kgDQO apl.)-1 e 0,18 kgSSV(kgDQO rem.)-1. Estes coeficientes podemser considerados baixos, devido à alta cargaorgânica que é aplicada diariamente noreator UASB, sendo amplamente favorável,uma vez que são indicadores da baixa

125

produção de lodo, tanto é, que em 281 diasde operação não houve necessidade dedescargas de lodo, apesar de ter ocorridoperdas de sólidos da manta de lodo durantetoda a fase experimental.

5.1.4.3 Estimativa do balanço de massapara DQO, CH4 e SVT

Na tabela 29 são apresentados, para oreator UASB, os resultados médios das

produções teóricas de metano, produçõesde lodo, COV aplicada, a DQOt, DQOf eDQOp afluentes, efluentes e removidas, osvalores calculados das porcentagens deDQOt afluente e removida convertidas emmetano e em lodo e o TRS.

Tabela 29. Carga orgânica volumétrica aplicada de DQOt, DQOf e DQOp afluentes, efluentes eremovidas, produções teóricas de metano, produções de lodo, porcentagens de DQOt afluentee removida convertidas em metano e em lodo e o TRS

TDH (d) 2,7COV (kg m-3 d-1) 5,9

DQOt (kg d-1) 68,49Afluente DQOf (kg d-1) 24,75

DQOp (kg d-1) 43,74DQOt (kg d-1) 11,38

Efluente DQOf (kg d-1) 4,81DQOp (kg d-1) 6,57DQOt (kg d-1) 57,11

Remoção DQOf (kg d-1) 19,94DQOp (kg d-1) 37,17

Prod. Teórica de CH4 (kgDQOCH4 d-1)* 42,73Prod. Diária de lodo (kgDQOSST d-1)** 10,28

DQOt removida convertida em CH4 (%)*** 74,8DQOt removida convertida em lodo (%)**** 18

TRS (d)***** 37 * cálculo: Qm (m3 d-1) * [(DQOt af. (kg d-1) – DQOt ef. (kg d-1)) – Yobs (kgDQOLodo kgDQOapl

-1) * Qm(m3 d-1) * DQO af. (kg d-1)].

** cálculo: Y (kgSST kgDQOapl-1) * (Qm (m3 d-1) * DQOt apl. (kg d-1))

*** cálculo: (Prod. Teórica de CH4 (kgDQOCH4 d-1) / DQOt rem.( kg d-1)) * 100. **** cálculo: (Prod. Diária de lodo (kgDQOSST d-1) / DQO rem. .( kg d-1)) * 100. ***** cálculo: SSV lodo (g) / SSV efluente (g d-1)

Os valores da DQOt removida convertidaem metano e em lodo foram de 74,8 e 18%,respectivamente, mostrando a alta eficiênciado reator UASB na degradação de matériaorgânica e conversão de metano.

Oliveira e Foresti (2004) obtiveram valoresde DQOt removida convertida em metano,variando de 33,8 a 44,1%, para o reatorUASB em um estágio tratando águasresiduárias de suinocultura com SST emtorno de 1500 mg L-1 e COV de 5,72 a 6,07kgDQO m-3 d-1, e de 32 a 50,8% para o

reator UASB com o afluente com 2000 mg L-

1 de SST e operando com COV de 5,72 a6,07 kgDQO m-3 d-1, com TDH de 12h etemperatura controlada de 25 a 30°C.Observa-se que os valores de conversõesteóricos obtidos foram superiores, com COVde 1,1 a 17,5 kgDQO m-3 d-1.

126

5.2 Interação dos parâmetros de projeto eoperacionais no comportamento dosistema

5.2.1 Decantador

Na figura 98 são mostradas as correlaçõesentre os parâmetros carga ogânicasuperficial (CS) e volumétrica (COV)aplicadas com as concentrações efluentesde DBOt e DQOt.

Figura 98. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentrações efluentesde DBOt e DQOt no decantador.

Observa-se tendência de aumento dasconcentrações efluentes de DBOt e DQOtem função do aumento da CS e COVaplicada, principalmente para a DQOt. Odecantador na é uma unidade destinada àremoção de matéria orgânica, o que faz quequanto maior forem as cargas orgânicasaplicadas, maior serão as concentraçõesefluentes.

Nas figura 99 e 100 são apresentadas asrelações da CS e COV com asconcentrações de DBOf, DQOf, DBOp eDQOp, onde pode se notar umcomportamento semelhante ao queaconteceu para DBOt e DQOt

02000400060008000

100001200014000

0 10 20 30 40 50CS (kg m-2 d-1)

DB

Ot e

fluen

te (m

g L-1

)

05000

1000015000200002500030000

0 5 10 15 20 25

COV (kg m-3 d-1)D

BO

t eflu

ente

(mg

L-1)

0

10000

20000

30000

40000

50000

0 20 40 60 80

CS (kg m-2 d-1)

DQ

Ot e

fluen

te (m

g L-1

)

0

10000

20000

30000

40000

50000

0 15 30 45 60

COV (kg m-3 d-1)

DQ

Ot e

fluen

te (m

g L-1

)

127

Figura 99. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentrações efluentesde DBOf e DQOf no decantador.

Pode-se observar que ocorreu grandedispersão dos dados principalmente paraDQOf, o que torna difícil uma inferênciamais apurada, mas nota-se também umatendência do aumento das concentraçõesno efluente em função do aumento das CSe COV.

No caso da DBOp e DQOp houve umacorrelação positiva, com aumento dasconcentrações efluentes a medida que seaumentou as cargas orgânicas aplicadassuperficial e volumétrica. Nota-se tambémque o valor das cargas aplicadas foram bemelevadas.

0

2000

4000

6000

8000

10000

0 1 2 3 4 5

CS (kg m-2 d-1)

DB

Of e

fluen

te (m

g L-1

)

0

2000

4000

6000

8000

10000

0 1 2 3 4

COV (kg m-3 d-1)

DB

Of e

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0 2 4 6 8 10

CS (kg m-2 d-1)

DQ

Of e

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0 2 4 6 8

COV (kg m-3 d-1)

DQ

Of e

fluen

te (m

g L-1

)

128

Figura 100. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de DBOp e DQOp no decantador.

Na figura 101 é mostrado a relação entre oTDH e as concentrações efluentes de DBOfe DQOf no decantador. Observou-se grandedispersão dos dados, porém, nota-se quepara maiores TDHs ocorreram maioresconcentrações efluentes de DBOf, que podeser explicado pela maior hidrólise do

material particulado devido a um maior TDH.Já para a DQOf ocorre o inverso, isto é,menores concentrações efluentes a medidaque se tem maiores TDHs, mas como hágrande dispersão dos dados fica difícil inferirsobre quais as razões que levaram a estecomportamento.

Figura 101. Gráfico de dispersão das relações entre o TDH com as concentrações efluentes deDBOf e DQOf no decantador.

0

2000

4000

6000

8000

10000

0,8 1,2 1,6 2

TDH (d)

DB

Of e

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0,8 1,2 1,6 2

TDH (d)

DQ

Of e

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

25000

0 5 10 15 20 25 30

CS (kg m-2 d-1)

DB

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

5000

10000

15000

20000

25000

0 5 10 15 20 25

COV (kg m-3 d-1)

DB

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

10000

20000

30000

40000

50000

0 15 30 45 60 75

CS (kg m-2 d-1)

DQ

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

5000

10000

15000

20000

0 20 40 60

COV (kg m-3 d-1)

DQ

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

129

Para DBOp e DQOp há uma tendência deredução da concentração efluente a medidaque se têm maiores TDHs (Fig. 102), devidoaos mesmos motivos da DBOf, isto é, maiorconversão do material particulado emmaterial solúvel, por se ter maiores TDHs.Observa-se também que para a DQOp

ocorreu uma maior dispersão dos dados doque para DBOp.

Na figura 103 são apresentadas os gráficosde dispersão das relações entre o TDH,TAH, CS e COV com as concentraçõesefluentes de SS.

Figura 102. Gráfico de dispersão das relações entre o TDH com as concentrações efluentes deDBOp e DQOp no decantador.

Figura 103. Gráfico de dispersão das relações entre o TDH, TAH, CS e COV com asconcentrações efluentes de SS no decantador.

0

5000

10000

15000

20000

25000

1 1,2 1,4 1,6 1,8

TDH (d)

DB

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

10000

20000

30000

40000

50000

1 1,2 1,4 1,6 1,8 2

TDH (d)

DQ

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

2000

4000

6000

8000

0,5 1 1,5 2 2,5

TDH (d)

SS

Tef

luen

te (m

g L-1

)

0

2000

4000

6000

8000

0,5 1 1,5

TAH (m3 m-2 d-1)

SST

eflu

ente

(mg

L-1)

0

2000

4000

6000

8000

0 10 20 30 40

CS (kg m-2 d-1)

SS

Tef

luen

te (m

g L-1

)

0

2000

4000

6000

8000

0 10 20 30

COV (kg m-3 d-1)

SS

Tef

luen

te (m

g L-1

)

130

Pode-se observar uma tendência daredução das concentrações efluentes paraTDHs mais elevados, enquanto que para aTAH e as cargas orgânicas aplicadassuperficial e volumétrica ocorreu aumentoda concentração efluente à medida queestes parâmetros aumentaram.

5.2.2 Reator UASB

Procurou-se verificar uma possívelexistência de melhores resultados dedesempenho do reator UASB quando estetrabalhou numa faixa recomendada para aCOV, TDH e velocidade ascensional.

Foram estabelecidas como sendo ascondições de projeto valores medidospróximos dos valores utilizados nodimensionamento do reator UASB. As faixasde valores inferiores e superiores aos deprojeto foram considerados como sendovalores de subcarga e sobrecarga paracada um dos parâmetros analisados emfunção da concentração efluente de DQOt.Na tabela 30 é apresentado o valor demediana da COV, TDH e v ascensional paracada uma das classes (subcarga, projeto esobrecarga).

Tabela 30. Valores de mediana da COV, TDH e velocidade ascensional para as condições desubcarga, projeto e sobrecarga para a DQOT efluente do reator UASB.

Condição COV (kgDQO m-3 d-1) TDH (d) v ascensional (m h-1)Subcarga 2,91 2,25 0,43

Faixa de Projeto 4,84 2,78 0,56Sobrecarga 9,02 3,49 -

Para a comparação qualitativa dascondições de carga dos parâmetros,primeiramente foi necessário caracterizar adistribuição de probabilidade do constituinteDQOt.

Os dados da DQOt se comportaram comouma distribuição assimétrica positiva o quetorna a distribuição lognormal a maisindicada para caracterização destes dados.

Para a comparação dos grupos foi efetuadoo teste não paramétrico de Kruskal-Wallispara verificar se havia diferença nasmedianas das concentrações efluentes deDQOt para subcarga, faixa de projeto esobrecarga e o teste de Friedman paraindentificar as diferenças significativas entreos grupos, como é mostrada na tabela 31.

Tabela 31. Resultados dos testes estatísticos para DQOt efluente do reator UASB para osparâmetros COV, TDH e velocidade ascensional.

COV TDH v ascensionalCondição Mediana Mediana MedianaSubcarga 1240b 2520a 1200a

Faixa de Projeto 1740a 1377b 1840bSobrecarga 1793a 860c -

A mesma letra nas colunas indicam diferenças significativas entre os grupos pelo teste de Friedman(α=5%)

131

Pode-se observar que houve influênciasignificativa dos parâmetros de projeto nodesempenho do reator UASB. Observou-seque para a COV o grupo subcargaapresentou valores de DQOt efluente menore estatisticamente diferente dos outros doisgrupos, que não se diferiram entre si. Para oTDH os três grupos foram estatisticamentediferentes, sendo que para TDH maiorestem-se DQOt efluentes menores. E no casoda velocidade ascensional o reator UASBnão operou em sobrecarga, havendodiferenças significativas quando operou nafaixa de projeto e de subcarga, tendovalores de concentração mais baixosquando operou em subcarga.

Estes resultados indicam que o reator UASBobteve melhor desempenho quando operoucom COV até 3 kgDQO m-3 d-1, TDHsuperior a 3 dias e velocidade ascensionalmeno que 0,5 m h-1.

Agora quando se compara os valoresmedianos da COV do grupo subcarga (2,91kgDQO m-3 d-1) com o grupo sobrecarga(9,02 kgDQO m-3 d-1), podemos ter grandesdiferenças nas dimensões do reator UASBquando do seu dimensionamento, pois,como a COV é o principal parâmetro deprojeto dos reatores UASB no tratamento de

águas residuárias de alta concnetração, eos valores de COV do grupo sobrecarga écerca de três vezes maior do que o do gruposubcarga, as dimensões do reator UASBdimensionado com COV maior (gruposobrecarga) pode ser de três vezes menordo que outro dimnesionado com a COVmenor (grupo subcarga).

Para avaliar a verificação de relações entreos parâmetros de projeto e de operação nodesempenho do reator UASB, avaliou-se acondição operacional, utilizando osresultados das concentrações efluentes deDBOt, DQOt, DBOp, DQOp e SS, eeficiência de remoção de DBOt, e DQOt.

Na figura 104 são mostradas as relações daCOV e também da CS aplicadas com aDBOt e DQOt efluente, no qual pode-seobservar uma correlação forte entre a CS ea COV com a DBOt, de forma que a medidaque se aumenta a COV ocorre um aumentoda concentração efluente. Esta relação nocaso da DQOt foi menos pronunciadadevido à uma maior dispersão dos dados.

Esta dependência da DBOt e DQOt com aCOV, comprova que este parâmetro é oprincipal no ensionamento do reator UASBtratando efluentes de suinocultura.

132

Figura 104. Gráfico de dispersão das relações entre a CS e COV com as concentraçõesefluentes de DBOt e DQOt no reator UASB.

Na figura 105 são mostrados as relaçõesentre as concentrações de DBOt e DQOt noefluente com a concentração de AVT. Pode-se observar a grande relação existenteentre a concentração de AVT no reator e oseu desempenho. À medida que se temaumento da concentração de AVT observa-se um aumento da DBOt e DQOt efluente.

Isto acontece devido ao acúmulo de ácidosvoláteis no reator, a qual pode levar estaunidade ao colapso. O monitoramento desteparâmetro mostrou-se de fundamentalimportância para o controle operacional doreator. Outro parâmetro importante nomonitoramento do reator é a relação AI/APproposta por Ripley et al. (1986), na qual oaumento acima de 0,3 indica instabilidade

operacional, com acúmulo de AVT eacidificação do reator. As análises de AVT eda relação AI/AP, como mostrado nestetrabalho, juntamente com as análisesquanti-qualitatva do biogás, são osprincipais parâmetros de monitoramento nocontrole da estabilidade do reator UASB. Éevidente que o monitoramento datemperatura, pH, alcalinidade econcentração afluente de SST também sãomuito importantes.

Na figura 106 são apresentados os gráficosde dispersão das concentrações efluentes edas eficiências de remoção de DBOt eDQOt com as concentrações efluentes desólidos suspensos.

05000

1000015000200002500030000

0 10 20 30

CS (kg m-2 d-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

02000400060008000

100001200014000

0 3 6 9 12

COV (kg m-3 d-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0 15 30 45 60 75

CS (kg m-2 d-1)

DQ

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0 2,5 5 7,5 10 12,5 15 17,5

COV (kg m-3 d-1)

DQ

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

133

Figura 105. Gráfico de dispersão das relações entre a concentração de AVT com asconcentrações efluentes de DBOt e DQOt no reator UASB.

Figura 106. Gráfico de dispersão das relações entre as concentrações efluentes de SS com asconcentrações efluentes e eficiências de remoção de DBOt e DQOt no reator UASB.

Pode-se observar que à medida que asconcentrações efluentes de SSTaumentaram, as concentrações efluentes deDBOt e DQOt a acompanharam, e aeficiências de remoção se reduziram,principalmente a DQOt, mostrando a grandeparticipação dos SST na eficiência do reatorUASB na remoção de DBOt e DQOt,

indicando que se o reator UASB tratarefluentes de suinocultura com boaseficiências na remoção de SST, teremosótimas eficiências na remoção da DBOt eDQOt.

02000400060008000

100001200014000

0 2000 4000 6000

AVT (mg L-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0 1000 2000 3000 4000 5000

AVT (mg L-1)

DQ

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

02000400060008000

100001200014000

0 2000 4000 6000 8000 10000

SST mg L-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

5000

10000

15000

20000

0 2000 4000 6000 8000 10000

SST (mg L-1)

DQ

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

20

40

60

80

100

0 2000 4000 6000 8000 10000

SST (mg L-1)

EF

dere

moç

ãoD

BO

t (%

)

0

2040

60

80

100

0 2000 4000 6000 8000 10000

SST (mg L-1)

EF

dere

moç

ãoD

QO

t (%

)

134

Na figura 107 é mostrada a relação entre asconcentrações efluentes de DBOp eDQOpcom as concentrações efluentes e afluentesde SST. No que diz respeito à concentraçãoefluente de SST verifica-se o mesmo

comportamento ocorrido para DBOt e DQOt,isto é, um aumento da concentraçãoefluente de DBOt e DQOt em função daocorrência de maiores valores deconcentração efluente de SST.

Figura 107. Gráfico de dispersão das relações entre as concentrações efluentes e afluentes deSST com as concentrações efluentes de DBOt e DQOt no reator UASB.

Em relação à concentração afluente deSST, observa-se não haver grande relaçãoentre as concentrações de DBOt e DQOtefluentes. Os valores de SST afluentesverificados no reator UASB variaram de 620a 7300 mg L-1, não afetando o desempenhodo reator. Lettinga e Hulshoff Pol (1991)recomendaram valores de SST afluentesaos reatores UASB de 6000 a 8000 mg L-1.Os valores afluentes ao reator UASB dentroda faixa recomendada só foram possíveis,

devido à presença de uma unidade anteriorpara remoção de SST, pois, asconcentrações afluentes ao decantadorvariaram de 940 a 28733 mg L-1, sendoassim, é indispensável a presença de umaunidade preliminar de remoção de SST parao tratamento deste tipo de água residuária.

Na figura 108 são mostradas as relações daCS e COV aplicadas com o NTK, N-am e N-org no efluente de do reator UASB.

02000400060008000

1000012000

0 1500 3000 4500 6000 7500 9000

SST efluente (mg L-1)

DB

Op

eflu

ente

(mg

L -1)

0

5000

10000

15000

20000

0 1500 3000 4500 6000 7500 9000

SST efluente mg L-1)D

QO

peflu

ente

(mg

L-1)

02000400060008000

1000012000

0 2000 4000 6000 8000

SST afluente (mg L-1)

DB

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

5000

10000

15000

20000

0 2000 4000 6000 8000

SST afluente (mg L-1)

DQ

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

135

Figura 108. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de NTK, N-am. e N-org, no reator UASB.

Pode-se observar para os constituintesNTK, N-am e N-org que à medida que seaumentou a CS aplicada no reator UASB,ocorre um aumento das concentraçõesefluentes. Este mesmo comportamentopode ser verificado para a COV aplicada, e

pode ser explicado pela baixa remoçãodestes constituintes no reator UASB,fazendo com que se tenha uma grandeinfluência das cargas superficiais evolumétricas na concentração do efluentefinal.

15001600170018001900200021002200

0,35 0,55 0,75 0,95

COV (kg m-3 d-1)

NTK

eflu

ente

(mg

L-1)

15001600170018001900200021002200

1,75 2,25 2,75 3,25 3,75

CS (kg m-2 d-1)

NTK

eflu

ente

(mg

L-1)

12001300

140015001600

17001800

0,3 0,4 0,5 0,6 0,7

COV (kg m-3 d-1)

N-a

m e

fluen

te (m

g L-1

)

750

950

1150

1350

1550

1750

1 1,5 2 2,5

CS (kg m-2 d-1)

N-a

m e

fluen

te (m

g L-1

)

0200400600800

100012001400

0,12 0,22 0,32 0,42

COV (kg m-3 d-1)

N-o

rg e

fluen

te (m

g L-1

)

0200400600800

100012001400

0,45 0,95 1,45

CS (kg m-2 d-1)

N-o

rg e

fluen

te (m

g L-1

)

136

Na figura 109 são apresentados os gráficosde dispersão das relações entre a CS eCOV com as concentrações efluentes defósforo total, no qual pode ser observado o

mesmo comportamento que para onitrogênio no reator UASB, com aumento daconcentração efluente à medida que seaumenta a CS e a COV.

Figura 109. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de P total no reator UASB.

5.2.3 Lagoa de polimento

Na figura 110 são apresentados os gráficosde dispersão entre os parâmetros pH etemperatura, pH e CS aplicada, e OD eCOV aplicada.

Observa-se existir correlação entre pH etemperatura, indicando que paratemperaturas mais elevadas têm-se maioresvalores de pH, que ocorre pelo fato detemperaturas maiores, aumentarem avelocidade de fotossíntese, elevando osvalores de pH e de OD.

Com relação à CS, observa-se que o gráficose apresenta com grande dispersão dosdados, e não fica claro uma relação entreestes dois parâmetros. Para o OD observa-se que à medida que se aumenta CS ocorreredução de OD, fato este que pode serexplicado facilmente pelo fato da oxidaçãoda matéria orgânica e o consumo deoxigênio pelas bactérias serem maiores emfunção de maiores cargas orgânicasaplicadas, ainda que se considere ooxigênio produzido pelas algas.

200

300

400

500

600

700

0,1 0,15 0,2 0,25 0,3

COV (kg m-3 d-1)

P-to

tale

fluen

te(m

g L-1

)

200

300

400

500

600

700

0,4 0,6 0,8 1 1,2

CS (kg m-2 d-1)P-

tota

leflu

ente

(mg

L-1)

137

Figura 110. Gráfico de dispersão das relações entre pH e temperatura, pH e CS e entre ODcom CS na lagoa de polimento.

Na figura 111 são mostradas as relaçõesdos parâmetros TDH, TAH, CS e COVaplicadas com a DBOt efluente na lagoa depolimento.

Para o TDH observou-se redução daconcentração efluente de DBOt à medida

que se aumentou o TDH. Já para a TAH, CSe COV ocorreu aumento da concentraçãode DBOt à medida que se aumentaram osvalores destes parâmetros, devidoevidentemente ás maiores cargas, quandohá uma maior oxidação da matéria orgânica.

7,77,87,9

8

8,18,2

12,5 14,5 16,5 18,5 20,5

Temperatura (°C)

pH

7,6

7,77,8

7,9

88,1

8,2

0 0,07 0,14 0,21 0,28 0,35

CS (kg ha-1 d-1)

pH

0

1

2

3

4

0 700 1400 2100 2800 3500

CS (kg ha-1 d-1)

OD

man

hã (m

g L-1

)

0

2

4

6

8

10

0 700 1400 2100 2800 3500

CS (kg ha-1 d-1)

OD

tard

e (m

g L-

1 )

138

Figura 111. Gráfico de dispersão das relações entre TDH, TAH, CS e COV com asconcentrações efluentes de DBOt na lagoa de polimento.

Na figura 112, são mostradas as relaçõesentre SST e DBOp e DQOp efluentes e,pode-se observar uma tendência deaumento da DBOp e DQOp efluentes àmedida que se têm maiores valores de SST.Em média, 1 mg L-1 de SST gerou uma

DBOp de 0,27 mg L-1 e uma DQOp de 1,05mg L-1. Estes valores são similares aosmencionados por VON SPERLING (1996), 1mgSST L-1 gera em torno de 0,3 a 0,4mgDBOt L-1.

Figura 112. Gráfico de dispersão das relações entre a SST efluente e a DBOp e DQOpefluentes na lagoa de polimento.

0

500

1000

1500

20 25 30 35 40 45 50

TDH (d)

DB

Oef

luen

te (m

g L-1

)

-100

300

700

1100

1500

0 0,01 0,02 0,03

TAH (m3 m-2 d-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

500

1000

1500

0 700 1400 2100 2800 3500

CS (kg ha-1 d-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

500

1000

1500

0 0,13 0,26 0,39 0,52

COV (kg m-3 d-1)

DB

Ote

fluen

te (m

g L-1

)

0

200

400

600

800

1000

1200

0 250 500 750 1000

SST (mg L-1)

DB

Op

eflu

ente

(mg

L-1)

0

500

1000

1500

2000

0 250 500 750 1000

SST (mg L-1)

DQ

Op

eflu

ente

(mg

L-1 )

139

Segundo Von Sperling (1996) os sólidos emsuspensão no efluente das lagoasfacultativas são predominantemente algas,que poderão ou não exercer algumademanda de oxigênio no corpo receptor,dependendo das suas condições desobrevivência no mesmo, o que faz com quea DBO efluente das lagoas facultativaspossa ser considerada como sendo apenasa DBO solúvel, devido à incerteza quantoaos aspectos de sobrevivência das algas nocorpo receptor.

Nas figuras 113 e 114 são apresentadas osgráficos de dispersão das relações dosnutrientes nitrogênio e fósforo com ascargas superficial e volumétrica aplicadasna lagoa de polimento, no qual pode-severificar o mesmo comportamento ocorridono reator UASB, aumento de NTK, N-am.,N-org. e Pt efluentes à medida que seaumentaram as cargas aplicadas.

Figura 113. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de NTK, N-am. e N-org, na lagoa de polimento.

400

600

800

1000

1200

1400

0,02 0,03 0,04 0,05 0,06

CS (kg m-2 d-1)

NTK

eflu

ente

(mg

L-1)

400

600

800

1000

1200

1400

0,036 0,041 0,046

COV (kg m-3 d-1)

NTK

eflu

ente

(mg

L-1)

200

400

600

800

1000

1200

0,01 0,02 0,03 0,04 0,05

CS (kg m-2 d-1)

N-a

m e

fluen

te (m

g L-1

)

200

400

600

800

1000

1200

0,015 0,035 0,055 0,075

COV (kg m-3 d-1)

N-a

m e

fluen

te (m

g L-1

)

50

100

150

200

250

300

0,0025 0,0075 0,0125 0,0175

CS (kg m-2 d-1)

N-o

rg e

fluen

te (m

g L-1

)

50

100

150

200

250

300

0,002 0,012 0,022

COV (kg m-3 d-1)

N-o

rg e

fluen

te (m

g L-1

)

140

Figura 114. Gráfico de dispersão das relações entre CS e COV com as concentraçõesefluentes de P total na lagoa de polimento.

5.3 Determinação de parâmetroscinéticos e estequiométricos no reatorUASB

5.3.1 Determinação dos coeficientes deprodução celular Y e de decaimentobacteriano Kd

A regressão dos valores de x e y paraobtenção dos parâmetros cinéticos Y e Kd,são mostradas na figura 115.

Foram obtidos para o coeficiente decrescimento celular Y = 0,03 gSVT gDQO-1,e para o coeficiente de decaimento dabiomassa Kd = 0,011 d-1.

Saleh (2004) determinou os parâmetroscinéticos em reator UASB tratando águasresiduárias de três efluentes líquidos deagroindústrias em escala de bancada,obtendo para efluentes da suinocultura Y =0,339 mgSVT mgDQO-1 e Kd = 0,014 d-1.

Figura 115. Gráfico de regressão linear dos parâmetros Y e Kd

0100

200300400

500600

0,0025 0,005 0,0075 0,01 0,0125

CS (kg m-2 d-1)

P-to

tale

fluen

te (m

g L-1

)

0100

200300400

500600

0 0,005 0,01 0,015 0,02

COV (kg m-3 d-1)

P-to

tale

fluen

te (m

g L-1

)

y = 32,541x + 0,3596R2 = 0,912

1,00

1,50

2,00

2,50

0,034 0,0395 0,045 0,0505 0,056

1/TRS (1 d-1)

Q*(

Sa

- Se)

/V*X

(gD

QO

gS

VT-1

d-1

)

141

Van Haandel e Lettinga (1994) citados porVon Sperling (1996) relatam valores de Y =0,03 gSVT gDQO-1 removida para asarqueas metanogênicas e de 0,15 gSVTgDQO-1 removida para as bactériasacidogênicas no tratamento anaeróbio deesgotos domésticos. Já Metcalf e Eddy(1991) citados por Von Sperling (1996)relatam para o tratamento aeróbio valoresde Kb variando de 0,05 a 0,12 d-1 tendocomo base a DQO, e de acordo comLettinga (1995) não há valores disponíveisconfiáveis na literatura para o tratamentoanaeróbio. Os valores obtidos nestetrabalho são similares aos citados por estes

autores, apesar de ser um efluentediferente, pois o esgoto domésticoapresenta baixa concentração de matériaorgânica e os efluentes de suinoculturaapresentam concentrações muito maiselevadas.

5.3.2 Determinação das taxas decrescimento máximo de microrganismos(µmáx) e coeficientes de concentração desubstrato limitante (Ks)

A regressão dos valores de x e y paraobtenção de µmáx e Ks são mostradas nafigura 116.

Figura 116. Gráfico de regressão linear dos parâmetros µmáx e Ks

Foram obtidos para a taxa de crescimentomáximo de microrganismos e coeficiente deconcentração de substrato limitante osvalores:

µmáx = 0,05 d-1

Ks = 4,8 mgDQO L-1

Saleh (2004) obteve para o reator UASBtratando águas residuárias de suinoculturaµmáx = 0,0315 d-1 e Ks = 57,435 mgDQO L-1.

Van Haandel e Lettinga (1994) citados porVon Sperling (1996) relatam que para otratamento anaeróbio de esgotosdomésticos os valores de µmáx = 0,4 d-1 e Ks= 50 mgDQO L-1 para as arqueasmetanogênicas. Os valores obtidos nestetrabalho foram bem inferiores aos citadospor estes autores, porém no caso dosefluentes de suinocultura que apresentamelevada concentração de substrato e baixoKs (S>>> Ks) a reação é aproximadamentede ordem zero e a taxa de crescimento nãoindepende da concentração de substrato.

y = 95,942x + 19,24R2 = 0,9265

20,00

25,00

30,00

35,00

40,00

45,00

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

1/Se (mg L-1)

1 / (

1/TR

S –

kd)

(d-1

)

142

5.4 Determinação dos coeficientes deremoção de matéria orgânica e dedecaimento bacteriano na lagoa depolimento

5.4.1 Coeficientes de remoção de matériaorgânica

Na tabela 32 são apresentados oscoeficientes de remoção de DBOt e paraDQOt para a temperatura de 20°C para osregimes hidráulicos de mistura completa efluxo disperso.

Estes valores são muito baixos, o queexplica a baixa eficiência da lagoa depolimento na remoção da DBO e DQO. VonSperling (1996) relata faixas de valores de0,25 a 0,32 d-1 para lagoas facultativasrecebendo efluente de lagoas primárias oureatores para o regime de fluxo de misturacompleta. Rocha (2002) achou valores de K= 0,25 d-1 e K = 0,11 d-1 para regimehidráulico de mistura completa e fluxodisperso, respectivamente, para uma lagoafacultativa recebendo efluentes de esgotosdomésticos de reator UASB em escala real.Estes baixos coeficientes podem ser devidoàs características do efluente do UASB,característico de matéria orgânica de maisdifícil degradação e com valores elevadosde sólidos suspensos.

Tabela 32. Valores médios de coeficiente deremoção de matéria orgânica para a lagoade polimento

Regimehidráulico K DBO (d-1) K DQO (d-1)

Misturacompleta 0,08 0,05

Fluxo disperso 0,04 0,02

Aplicando a fórmula empírica obtida porArceivala (1981) para o regime hidráulico defluxo disperso que relaciona o coeficiente Kcom a taxa de aplicação superficial, obtém –se um K de 0,10 d-1 em termos de DBO. Ataxa de aplicação superficial de DBO médiana lagoa foi de Ls = 76 kg ha-1 d-1, como seapresenta a seguir:

K = 0,132*logLs – 0,146 (39)

K = 0,132*log(76) – 0,146 = 0,10 d-1

5.4.2 Coeficientes de decaimentobacteriano

Na tabela 33 são apresentados oscoeficientes de decaimento bacteriano paraa temperatura de 20°C para os regimeshidráulicos de mistura completa e fluxodisperso.

Tabela 33. Valores de coeficiente dedecaimento bacteriano para a lagoa depolimento.

Regime hidráulico Kb (d-1)Mistura completa 0,98Fluxo disperso 0,23

Aplicando as fórmulas de Kb obtidas por VonSperling (2002) para 33 lagoas facultativase de maturação no Brasil (40) e 82 lagoasno Brasil e no mundo (41) obtiveram-sevalores de Kb = 0,39 d-1 e K = 0,93 d-1, comose apresenta a seguir.

Kb (disperso) = 0,917 * H-0,877 * t-0,329 (33lagoas no Brasil) (40)

Kb (disperso) = 0,542 * H-1,259 (82 lagoas noBrasil e no mundo) (41)

Os valores de Kb encontrados nestetrabalho são similares aos valoresreportados por Von Sperling (1996), porém,pode-se notar ao se comparar estes valorescom os obtidos por meio das equações 40 e41 que foram inferiores. Isto pode serexplicado pelo comportamento da lagoa,que não apresentou vários dos fatores deforma otimizada necessários para umaremoção eficiente dos coliformes totais etermotolerantes, tais como pH elevado, altaconcentração de OD, geometria da lagoa.

5.5 Confiabilidade do sistema detratamento (CDC)

Foram calculados os CDCs para osconstituintes DBOt, DQOt, SST, NTK, P ecoliformes termotolerantes, para odecantador, reator UASB e lagoa depolimento, como mostra a Tabela 34.

143

Tabela 34. Valores de CDC para DBOt, DQOt, SST, NTK, P e coliformes para o decantador,reator UASB e lagoa de pólimento.

CDCUnidade DBO DQO SST NTK P ColiformesDecantador 0,61 0,52 0,50 0,87 0,74 0,85

Reator UASB 0,46 0,51 0,48 0,89 0,70 0,92Lagoa de polimento 0,58 0,47 0,61 0,71 0,61 1,00

Para exemplificar o uso do CDC,considerou-se que para o reator UASBtratando efluentes de suinocultura pretende-se a meta de concentração no efluente deDBOt de 790 mg L-1.

Como o CDC para a DBOt no reator UASBfoi de 0,46, e tendo como meta um efluentede 790 mg L-1 , o reator UASB deveria serprojetado ou operado para obter umefluente médio de 363 mg L-1 para garantirque 95% dos resultados alcançassem ameta de 790 mg L-1. Pode-se concluir quequando maior a variabilidade do constituintena unidade de tratamento menor é o valorque se deve trabalhar para obter a metapré-estabelecida.

Na tabela 35 são apresentadas asconcentrações mínimas para determinadasmetas de eficiência do reator UASB naremoção de DBOt e DQOt, considerando osvalores de CDC.

Tabela 35. Concentrações mínimas deDBOt e DQOt no efluente para diversasmetas de eficiência no reator UASBconsiderando seus respectivos valores deCDC

Meta deeficiência DBO (mg L-1) DQO (mg L-1)

70% 890 226175% 742 188480% 593 150785% 445 113090% 297 754

5.5.1 Cálculo do percentual esperado deatendimento às metas de lançamento

Na tabela 36 são apresentados ospercentuais de atendimento à diversasmetas pré-estabelecidas para DBO e DQOno sistema de tratamento, considerandocomo efluente a DBO e DQO filtrada.

Tabela 36. Percentual de atendimento à algumas metas de lançamento do sistema detratamento para DBOt e DQOt.

Metas de lançamentoDBOt (mg L-1) DQOt (mg L-1)

60 250 500 90 250 500% de atendimento 23,04 99,88 99,99 1,86 40,52 84,38

De acordo com a Deliberação Normativan°10 de 16 de dezembro de 1986 (DNCOPAM 10/86) o lançamento de efluentesde qualquer fonte poluidora só poderão serlançados em corpos d’água, desde queapresentem concentração efluente máximade DBO e DQO de 60 e 90 mg L-1, sendoque estes limites só poderão serultrapassados no caso do sistema detratamento de águas residuárias reduzir a

carga poluidora do efluente, em termos deDBO, em no mínimo 85%. Observou-se queocorreu um percentual de atendimento a DNCOPAM 10/86 de 23,04% para DBO e1,86% para DQO em termos deconcentração efluente, valores estes muitobaixos. Já em termos de eficiência deremoção de DBO o sistema apresentou umpercentual de atendimento de 91%.

144

5.6 Custos de implantação e manutençãodo sistema de tratamento

Este trabalho buscou desenvolver umsistema de tratamento de águas residuáriasde suinocultura que aliasse bomdesempenho e baixo custo. Na tabela 37estão apresentados os custos de

implantação do sistema de tratamento emescala real compostos pelo decantador,reator UASB, bioesterqueira e leitos desecagem.

Na tabela 38 é mostrado o resumo doscustos de implantação e manutenção decada unidade do sistema.

Tabela 37. Custos de Implantação do decantador, reator UASB, bioesterqueria e leitos desecagem

Descrição Custo (R$)Decantador

Limpeza e escavação do terreno 95,00Execução da alvenaria de blocos de concreto 980,00Instalação dos resgistros e tubulações 320,00Execução do Reboco 185,00

Reator UASBLimpeza e escavação do terreno 300,00Lançamento do concreto 220,00Execução dos pilares e cinta 1530,00Execução da alvenaria de blocos de concreto 2600,00Reboco 550,00Instalação dos registros e tubulações 550,00Impermeabilização 2750,00

BioesterqueiraLimpeza e escavação do terreno 300,00Execução da alvenaria de blocos de concreto 1500,00

Leitos de secagemLimpeza e escavação do terreno 250,00Execução da alvenaria de blocos de concreto 900,00Preenchimento com material filtrante 1050,00

Tabela 38. Custo de implantação e manutenção (em R$) do sistema de tratamento em escalareal para a granja com capacidade para 45 matrizes e um volume gerado de 5m3 d-1 deefluente.

Manutenção/anoUnidade Implantação Depreciação Juros Mão-de-Obra TotalDecantador 1580 158,00 190,00 142,00 490,00Reator UASB 8500 850,00 1020,00 360,00 2230,00Bioesterqueira 1800 180,00 216,00 180,00 576,00Leitos de secagem 2200 220,00 264,00 180,00 664,00Total 14.080 3960,00

O custo de manutenção foi calculadolevando em consideração uma depreciaçãode 10%, taxa de juros médios anuais de12% e mão-de-obra.

O custo de manutenção do sistemaproposto foi de R$ 0,03 kg-1 de suínoproduzido ou R$ 88,00 por matriz instalada.Estes valores podem ser consideradosbaixos quando comparados com outrossistemas. Perdomo (2002) encontrou para

145

um sistema de armazenagem e distribuiçãodos dejetos e para um sistema detratamento por lagoas de estabilização R$0,05 kg-1 e R$ 0,16 kg-1 de suíno produzido,respectivamente.

Outro aspecto importante é a área requeridapelo sistema, pois muitas vezes não há áreasuficiente para instalação de sistemas comoo de lagoas de estabilização ou mesmoaplicação no solo. A área total requerida poreste sistema foi de 500 m2, o que equivale auma área requerida por matriz instaldada de11 m2.

6. CONCLUSÕES

O sistema de tratamento avaliadoapresentou altas eficiências de remoção deDBO e DQO, possibilitando nas condiçõesoperacionais impostas alcançar valoresmédios acima de 90%, atendendo aospadrões estabelecidos pela legislaçãoambiental de Minas Gerais quanto aeficiência de remoção do sistema detratamento.

O reator UASB suportou bem as variaçõesde carga orgânica volumétrica e de sólidossuspensos afluentes, mostrando ser umsistema que suporta bem as variações. Emtermos de remoção de sólidos suspensos oreator UASB apresentou eficiência média deremoção de 63%, apesar dos vazamentos(na coifa) que causaram grande perda desólidos juntamente com o efluente final.

A utilização do decantador como pré-tratamento, promoveu as funções deseparação de sólidos e acidificação doafluente do reator UASB e mostrou-sevantajoso, sendo um dos responsáveis pelaalta eficiência do sistema.

Quanto à operação do sistema, esta podeser considerada de pequena complexidade,limitando-se a descartes de rotina nodecantador, do lodo da manta no reatorUASB, e limpeza das canaletas paradesobstrução das mesmas. O controleoperacional deve estar atento aos sinais dedeterioração dos efluentes, principalmentedo reator UASB, no que diz respeito à

acumulação de ácidos orgânicos voláteis,perda de sólidos, e altura excessiva damanta de lodo.

A lagoa de polimento, como pós-tratamentodo reator UASB apresentou boa resposta naremoção de matéria orgânica, sólidos, eprincipalmente coliformes e nutrientes.

Em termos de custo a estação detratamento apresenta grandes vantagensquando comparada a outros sistemas detratamento utilizados para este tipo deresíduo, ocupando menor área, nãoutilizando energia elétrica e não possuindonenhum equipamento mecânico, além dapossibilidade em se reaproveitar osefluentes líquidos, sólidos e o biogás.

7. RECOMENDAÇÕES

• Avaliar o sistema trabalhando comequalização da vazão e da cargaaplicada.

• Quantificar e avaliar a viabilidade do usodo biogás gerado no reator UASB, parautilização na própria suinocultura.

• Avaliar o desempenho de mais lagoasde polimento no tratamento do efluentedo reator UASB.

• Avaliar e caracterizar o lodo anaeróbiodo reator UASB.

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