UNIVERSIDADE ESTADUAL DA PARAÍBA CENTRO...

UNIVERSIDADE ESTADUAL DA PARAÍBA

CENTRO DE CIÊNCIAS E TECNOLOGIA - CCT

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA E TECNOLOGIA AMBIENTAL

DOUTORADO EM ENGENHARIA AMBIENTAL

SILVÂNIA LUCAS DOS SANTOS

INFLUÊNCIA DA GEOMETRIA DE REATORES UASB EM ESCALA

UNIFAMILIAR SOBRE SEU DESEMPENHO NO TRATAMENTO DE ESGOTO

CAMPINA GRANDE – PB

2016


INFLUÊNCIA DA GEOMETRIA DE REATORES UASB EM ESCALA UNIFAMILIAR

SOBRE SEU DESEMPENHO NO TRATAMENTO DE ESGOTO

CAMPINA GRANDE – PB

2016

Tese apresentada ao programa de Pós-graduação em

Ciência e Tecnologia Ambiental, da Universidade

Estadual da Paraíba, como parte dos requisitos

necessários para a obtenção do título de Doutor em

Engenharia Ambiental.

Área de concentração: Tecnologias de Tratamento de

Águas e Resíduos.

Orientador: Prof. Adrianus C. van Haandel

Coorientador: Prof. Francisco Vieira Paiva

É expressamente proibida a comercialização deste documento, tanto na forma impressa como eletrônica.Sua reprodução total ou parcial é permitida exclusivamente para fins acadêmicos e científicos, desde que nareprodução figure a identificação do autor, título, instituição e ano da dissertação.

Influência da geometria de reatores UASB em escalaunifamiliar sobre seu desempenho no tratamento de esgoto[manuscrito] / Silvânia Lucas dos Santos. - 2016. 154 p. : il. color.

Digitado. Tese (Doutorado em Engenharia Ambiental) - UniversidadeEstadual da Paraíba, Centro de Ciências e Tecnologia, 2016. "Orientação: Prof. Dr. Adrianus Cornelius van Haandel,Universidade Federal de Campina Grande". "Co-Orientação: Prof. Dr. Francisco Vieira Paiva,Universidade de Fortaleza".

S237i Santos, Silvânia Lucas dos.

21. ed. CDD 628.3

1. Tratamento de esgoto. 2. Reatores anaeróbios. 3. UASBmodificado. 4. Tratamento unifamiliar. 5. Variação datemperatura. I. Título.


INFLUÊNCIA DA GEOMETRIA DE REATORES UASB EM ESCALA

UNIFAMILIAR SOBRE SEU DESEMPENHO NO TRATAMENTO DE ESGOTO.

Tese apresentada ao programa de Pós-graduação

em Ciência e Tecnologia Ambiental, da

Universidade Estadual da Paraíba, como parte dos

requisitos necessários para a obtenção do título de

Doutor em Engenharia Ambiental.

Área de concentração: Tecnologias de

Tratamento de Águas e Resíduos.

Aprovada em 16/12/2016

BANCA EXAMINADORA

Para a glória de DEUS,

Dedico.

AGRADECIMENTOS

Agradeço a DEUS, pela minha vida, por dar-me sabedoria, forças e por aperfeiçoar o meu

caminho ao longo de mais uma jornada, sem Ele nada disso faria sentido.

Ao professor Adrianus C. van Haandel, meu orientador. Obrigada pelos ensinamentos,

incentivo, compreensão e sua imprescindível orientação.

A João Paulo de Oliveira Simões, por seu amor, companheirismo, incentivo, apoio e,

sobretudo, pela sua colaboração na execução do trabalho.

Aos meus pais e irmãos, pela compreensão e apoio em todos os momentos, apesar da

distância.

Ao Professor Francisco Vieira Paiva, pela sua orientação fundamental para conclusão deste

trabalho.

Ao professor Rui de Oliveira, pelo apoio imprescindível dado à realização desta pesquisa,

além da sua participação no fechamento deste trabalho.

À banca examinadora, pela disponibilidade em participar deste trabalho, pelas suas

contribuições essenciais para o enriquecimento do trabalho.

Ao grupo de trabalho do “PROSAB”, pela amizade, pelos conselhos e pela troca de

conhecimentos.

As colegas de doutorado Edilma Bento e Dayana Torres, pelos conhecimentos partilhados,

pela amizade, carinho e incentivo em todos os momentos.

À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES), pela

disponibilização de bolsa de doutorado.

Enfim, agradeço a todos que, de alguma maneira, contribuíram para a realização deste

trabalho.

RESUMO

Nesta pesquisa é proposto um projeto modificado de reatores anaeróbios tipo UASB para o

tratamento de esgoto em escala unifamiliar, concebido com geometria diferenciada. Foi

investigada a robustez desses sistemas quando submetidos a variações de cargas hidráulicas

similares às provocadas nas residências, além da influência da temperatura sobre a digestão

anaeróbia. O sistema experimental constou de 6 reatores UASB todos com volume útil de 240

L tendo geometria diferenciada: três tinham diâmetro de 0,3 m na zona de digestão e três 0,4

m. Paralelamente aos sistemas modificados um reator com decantador lateral (UASB-Y) e um

reator UASB convencional, também com 240 L, foram operados. Para avaliar a influência da

temperatura sobre a digestão anaeróbia foram utilizados 4 reatores UASB-Y com volume de

25 L cada. O efeito da temperatura sobre a eficiência do tratamento anaeróbio foi investigado

para temperaturas variando de 25 a 12°C. Os resultados obtidos mostraram que, para as

condições operacionais impostas (TDH médio de 12 e 6 horas), todos os reatores modificados

apresentaram eficiências na remoção de DQO decantada superior a 65%. A análise de

variância (ANOVA) confirmou que não houve diferença significativa na eficiência de

remoção para os diferentes reatores testados, de modo que outros critérios como custo de

instalação, operação e altura do reator devem ser considerados na escolha da unidade de

tratamento, de acordo com as características do local onde serão instalados. As variações de

picos de vazão indicaram que os reatores modificados são robustos e suportam uma vazão de

pico equivalente a 40% da sua capacidade de tratamento, sem grandes prejuízos ao sistema de

tratamento. Os resultados mostraram que a eficiência do tratamento diminui com a diminuição

da temperatura, provavelmente devido à ineficiência da hidrólise, quando os reatores foram

operados com temperaturas inferiores a 25°C. Dessa forma, foi concluído, que os reatores

UASB propostos, podem tratar de forma eficiente o esgoto de uma família, em uma unidade

de 240 L, atingindo eficiência maior que a relatada para os tanques sépticos, tendo boa

estabilidade operacional e capacidade de recuperação, após a aplicação de choques

hidráulicos semelhantes aos produzidos nas residências.

Palavras-chave: Tratamento de esgoto. Reatores anaeróbios. UASB modificado. Tratamento

unifamiliar. Variação da temperatura.

ABSTRACT

In this research a modified design of anaerobic UASB type reactors is proposed for sewage

treatment at a single-family scale, with differentiated geometry. The robustness of these

systems was investigated, when subjected to hydraulic loads similar to those usual in

residences and the influence of temperature on anaerobic digestion. The experimental system

consisted of 6 reactors UASB all with a useful volume of 240 L but having differentiated

geometry: three had a diameter of 0.3 m in the digestion zone and three 0.4 m. Parallel to

these systems a modified reactor with a lateral decanter (UASB-Y) and a conventional UASB

reactor, also with 240 L, were operated. To assess the influence of temperature on anaerobic

digestion, 4 UASB-Y reactors were used each with a volume of 25 L. The effect of

temperature on the efficiency of the treatment was investigated for temperatures ranging from

25 to 12 ° C. The obtained results showed that, for the imposed operating conditions (mean

hydraulic retention time of 12 and 6 hours), all the modified reactors presented COD removal

efficiencies of more than 65%. Analysis of variance (ANOVA) confirmed that there was no

significant difference in the removal efficiency for the different tested reactors, so that other

criteria such as installation cost, operation and reactor height should be considered in the

choice of treatment unit, according to the characteristics of the soil where they will be

installed. The variations in flow peaks indicated that the modified reactors are robust and

support a peak flow equivalent to 40% of the their treatment capacity, without great damage

to the treatment system. The results showed that the efficiency of the treatment decreases with

the temperature, mainly due to the inefficiency of the hydrolysis, when the reactors were

temperatures below 25°C. In this way, it was concluded that the proposed UASB reactors, can

effectively treat sewage from a family, in a unit of 240 L, reaching greater efficiency than

reported for septic tanks systems, having good operational stability and recovery capacity,

after application of hydraulic shocks similar to those produced in residences.

Keywords: Sewage treatment. Anaerobic reactors. Modified UASB. Single family treatment

unit. Temperature variation.

LISTA DE TABELAS

Tabela 2.1 Síntese das condições operacionais e eficiências de remoção do material

orgânico alcançado por reatores anaeróbios propostos para o tratamento

unifamiliar........................................................................................................ 29

Tabela 2.2 Vazão média, consumo médio diário e percentual de consumo de aparelhos

hidrossanitários em residências........................................................................ 32

Tabela 2.3 Tempo de detenção hidráulica recomendado pela NBR 12.209/2011 em

função da temperatura...................................................................................... 39

Tabela 2.4 Condições operacionais aplicadas no trabalho de Ladu e Lu (2014) para

diferentes temperaturas.................................................................................... 47

Tabela 2.5 Condições operacionais aplicadas no trabalho de Rizvi et al. (2014) para

diferentes temperaturas.................................................................................... 48

Tabela 2.6 Condições operacionais e eficiências médias de remoção de DQO obtida

para os reatores UASB tratando efluentes de origem doméstica, sob

diferentes condições de temperatura................................................................ 49

Tabela 2.7 Síntese de condições operacionais e principais resultados obtidos com

sistemas de tratamento que granularam........................................................... 52

Tabela 5.1 Período operacional dos reatores UASB.......................................................... 55

Tabela 5.2 Principais características dos reatores UASB modificados R0,8

0,3, R0,7

0,3 e

R0,6

0,3................................................................................................................. 58

Tabela 5.3 Principais características dos reatores UASB modificados R0,75

0,4, R0,7

0,4 e

R0,65

0,4.............................................................................................................. 59

Tabela 5.4 Principais características dos reatores UASB -Y (RY) e reator convencional

(RC).................................................................................................................. 60

Tabela 5.5 Parâmetros físico-químicos e da biomassa, metodologia, frequência de

amostragem e referência das análises realizada nos reatores UASB............... 64

Tabela 5.6 Fases operacionais aplicadas aos sistemas modificados.................................. 67

Tabela 5.7 Fases operacionais aplicadas aos reatores com variação de temperatura......... 68

Tabela 6.1 Parâmetros de projeto utilizados para a construção e operação dos reatores

com geometria diferenciada............................................................................. 76

Tabela 6.2 Altura dos pontos amostrais para coleta de lodo nos oito reatores.................. 79

Tabela 6.3 Eficiência média de remoção de DQO decantada e digerida, fases 1 e 2........ 82

Tabela 6.4 Exemplo dos resultados do teste estatístico ANOVA aplicado as eficiências

de remoção de DQO decantada para os reatores modificados, TDH de 6 h....

83

Tabela 6.5 Idades de lodo calculadas com os dados da massa de lodo do reator e do

lodo expulso, para as fases 1 (500 L.d-1

) e 2 (1000 L.d-1

)................................ 85

Tabela 6.6 Valores médios da AME expresso em gDQO.gXv.d-1

para o lodo dos

reatores e para o lodo expulso, fase 1............................................................... 89

Tabela 6.7 Valores médios da AME expresso em gDQO.gXv.d-1

para o lodo dos

reatores e para o lodo expulso, fase 2............................................................... 89

Tabela 6.8 Constantes de sedimentabilidade obtidas para os reatores nas fases 1 e 2....... 92

Tabela 7.1 Vazão, TDH e velocidade ascensional mantida na zona de digestão e de

sedimentação dos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 para as diferentes fases

operacionais...................................................................................................... 98

Tabela 7.2 Vazão, TDH e velocidade ascensional mantida na zona de digestão e de


0,4, R0,7

0,4 e R0,65


operacionais...................................................................................................... 98

Tabela 7.3 Valores médios, máximos, mínimos, desvios padrões, coeficientes de

variação e eficiência de remoção de DQO obtidos nas fases 1, 2 e 3.............. 102

Tabela 7.4 Massa de lodo mantida na zona de digestão dos reatores durante o estado

estacionário e nas fases 1, 2 e 3........................................................................ 111

Tabela 7.5 Valores das constantes de sedimentação k e v0 do lodo nos reatores e do

lodo expulso para as fases 1, 2 e 3 de todos os reatores modificados.............. 119

Tabela 7.6 Valores da AME obtida para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 em perfil........ 119

Tabela 8.1 Valores médios, mínimos, máximos desvios padrões e eficiência de DQO

obtida para os reatores R25, R20, R15 e R12 para o TDH de 8, 6, 4 e 3 h...... 126

Tabela 8.2 Frações de DQO solúvel no efluente e DQO convertida em biomassa, idade

de lodo total e volátil para os diferentes TDHs aplicados................................ 127

Tabela 8.3 Valores das constantes de sedimentabilidade k e v0 do lodo nos reatores e do

lodo expulso em função da temperatura e do TDH.......................................... 135

Tabela 8.4 Valores da atividade metanogênica específica do lodo nos reatores e do lodo

expulso em função da temperatura e do TDH.................................................. 136

Tabela 8.5 Capacidade metanogênica de tratamento e carga orgânica biodegradável

aplicada em função da temperatura e do TDH................................................. 137

LISTA DE FIGURAS

Figura 2.1 Cortes com dimensões do reator UASB estudado por Castro (2010)........... 44

Figura 5.1 Fluxograma representativo dos sistemas monitorados na pesquisa.............. 56

Figura 5.2 Representação esquemática dos reatores modificados R0,8

0,3, R0,7

0,3 e

R0,6

0,3............................................................................................................. 57

Figura 5.3 Representação esquemática dos reatores modificados R0,75

0,4, R0,7

0,4 e

R0,65

0,4............................................................................................................ 59

Figura 5.4 Representação esquemática dos reatores UASB-Y (RY) e reator

convencional (RC)........................................................................................ 61

Figura 5.5 Reatores UASB-Y operando sob diferentes faixas de temperatura.............. 62

Figura 5.6 Representação esquemática de uma unidade experimental e do sistema de

refrigeração................................................................................................... 63

Figura 5.7 Placa de controle e bombas utilizadas para alimentação dos sistemas em

escala piloto................................................................................................... 66

Figura 5.8 Execução dos testes granulométricos e conjunto de peneiras com malhas

de diferentes diâmetros................................................................................. 70

Figura 5.9 (a) Esquema do aparato experimental para o teste de sedimentabilidade

dinâmico e (b) Imagem do sistema em campo.............................................. 71

Figura 5.10 Aparatos utilizados na realização dos testes de AME: (a) Incubadora e (b)

Medição volumétrica do metano................................................................... 73

Figura 6.1 Foto da planta piloto experimental................................................................ 75

Figura 6.2 Gráficos boxplot das concentrações de DQO bruta e decantada: (a)

Reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3, R0,6

0,3, RY e RC, fase 1; (b) Reatores R0,75

0,4,

R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fase 1 e (C) Fase 2 para todos os reatores modificados....... 81

Figura 6.3 Massa de lodo total e volátil nas fases 1 e 2. (a) Reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3,

R0,6

0,3, RY e RC. (b) R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4. (c e d) Média diária do lodo

expulso dos reatores...................................................................................... 84

Figura 6.4a Concentração de ST e SVT em função da altura da zona de digestão dos

reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3, fases 1 e 2..................................................... 86

Figura 6.4b Concentração de ST e SVT em função da altura da zona de digestão dos

reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fases 1 e 2.................................................. 87

Figura 6.4c Concentração de ST e SVT em função da altura da zona de digestão dos

reatores RY e RC, fase 1............................................................................... 88

Figura 6.5a Comparação entre a capacidade teórica e experimental de tratamento para

os seis reatores modificados, fases 1 e 2....................................................... 90

Figura 6.5b Comparação entre a capacidade teórica e experimental de tratamento para

os reatores RY e RC, fase 1.......................................................................... 91

Figura 6.6a Comparação entre a massa de lodo teórica e a massa de lodo experimental

para os reatores RY e RC, fase 1................................................................... 93

Figura 6.6b Comparação entre a massa de lodo teórica e a massa de lodo experimental

para os seis reatores modificados, fases 1 e 2............................................... 94

Figura 7.1 (a) Lodo utilizado como inóculo e (b) Momento da inoculação dos

reatores.......................................................................................................... 99

Figura 7.2 Aparato experimental utilizado na execução dos testes com variação de

carga hidráulica............................................................................................. 100

Figura 7.3 Gráficos boxplot das concentrações de DQO bruta e decantada obtida

para os seis reatores modificados nas três fases experimentais

analisadas...................................................................................................... 104

Figura 7.4a Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do

tempo durante os testes com pulsos hidráulicos, reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e

R0,6

0,3, fase 1.................................................................................................. 105

Figura 7.4b Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do


0,3, R0,7

0,3 e

R0,6

0,3, fase 2.................................................................................................. 106

Figura 7.5a Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do


0,4, R0,7

0,4 e

R0,65

0,4, fase 1................................................................................................. 107

Figura 7.5b Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do

tempo durante testes com pulsos hidráulicos, reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e

R0,65

0,4, fase 2................................................................................................. 108

Figura 7.5c Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do

tempo durante testes com pulsos hidráulicos, reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e

R0,65

0,4, fase 3................................................................................................. 109

Figura 7.6 Perfis de sólidos dos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 em função da altura da

zona de digestão para as fases 1 e 2..............................................................

113

Figura 7.7 Perfis de sólidos dos reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 em função da altura

da zona de digestão para fases 1 e 2.............................................................. 114

Figura 7.8 Distribuição do tamanho das partículas expresso em percentagem do

volume dos grânulos para as fases 1 e 2 nos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e

R0,6

0,3............................................................................................................. 116

Figura 7.9 Fotos do lodo dos reatores............................................................................. 117

Figura 7.10 Microfotografia do lodo anaeróbio dos sistemas R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3....... 117

Figura 8.1 Foto e representação esquemática dos reatores utilizados no experimento.. 123

Figura 8.2a Valores experimentais de fs e fx em função da Rs para a temperatura de

25oC............................................................................................................... 128

Figura 8.2b Valores experimentais de fs e fx em função da Rs para a temperatura de

20oC............................................................................................................... 128

Figura 8.2c Valores experimentais de fs e fx em função da Rs para a temperatura de

15oC............................................................................................................... 128

Figura 8.2d Valores experimentais de fs e fx em função da Rs para a temperatura de

12oC............................................................................................................... 128

Figura 8.3 Fração da DQO total convertida em metano e fração de metano dissolvido

na fase líquida em função da idade de lodo para diferentes temperaturas.... 134

Figura 8.4 TDH necessário para a eficiência de digestão máxima (idade de lodo =

100 d) em função da temperatura e comparação com a NBR 12.209/11...... 140

Figura 8.5 Máxima eficiência de digestão em função da temperatura para idade de

lodo de 100 d e concentração de Xv de 17g.L-1

............................................. 140

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas

AGV Ácidos Graxos Voláteis

AME Atividade Metanogênica Específica

ANOVA Análise de Variância

APHA American Public Health Association

AWWA Americam Water Works Associatiion

CAGEPA Companhia de Água e Esgotos da Paraíba

CePTs Centro de Pesquisas e Treinamento em Saneamento

CH4 Metano

COA Carga Orgânica Aplicada (kgDQO.d-1

)

CSTR Reator de mistura completa

CV Coeficiente de Variação

DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio (mg.L-1

)

DQO Demanda Química de Oxigênio (mg.L-1

)

DQOb Demanda Química de Oxigênio da amostra bruta (mg.L-1

)

DQOsed Demanda Química de Oxigênio da amostra decantada (mg.L-1

)

Dzd Diâmetro da zona de digestão (m)

DP Desvio Padrão

E Eficiência (%)

ED Eficiência de digestão (%)

EESC Escola de Engenharia de São Carlos

EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária

EXTRABES Estação Experimental de Tratamento Biológico de Esgotos Sanitários

ETE Estação de Tratamento de Esgoto

F.V Fibra de Vidro

IBGE Instituto Brasileiro de Geografia Estatística

Máx. Valor máximo

Median Mediana

Mín. Valor mínimo

Min. Minuto

N Número de dados

ND Valor não determinado

NBR Norma Brasileira

P.A.L Pontos de amostragem do lodo

pH Potencial hidrogeniônico

PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico

PVC Policloreto de vinila

Qméd. Vazão média (m3.d

-1)

Qpico Vazão de pico (m3.d

-1)

RPM Rotação por minuto

SST Sólidos Suspensos Totais (mg.L-1

)

SSV Sólidos Suspensos Voláteis (mg.L-1

)

ST Sólidos Totais (mg.L-1

)

SVT Sólidos Voláteis Totais (mg.L-1

)

TDH Tempo de Detenção Hidráulica (h-1

)

TS Tanque Séptico

T Temperatura (°C)

t0 - tx Tempo inicial - Tempo final (min.)

UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket

UEPB Universidade Estadual da Paraíba

UFCG Universidade Federal de Campina Grande

UFPB Universidade Federal da Paraíba

UFMG Universidade Federal de Minas Gerais

Unid. Unidades

UNIFOR Universidade de Fortaleza

USP Universidade de São Paulo

Vasc Velocidade ascensional (m.h-1

)

Vel. Velocidade (m-1

)

Vol. Volume (m3)

WEF Water Environment Federation

ZD Zona de digestão

ZS Zona de sedimentação

LISTA DE SÍMBOLOS

Ade Área da zona de decantação (m2)

Adi Área da zona de digestão (m2)

Amin Área mínima de decantação (m2)

Amax Área máxima de decantação (m2)

fbst Fração solúvel biodegradável no efluente

fcv Produção de massa bacteriana (1,5gSSV/gDQO)

fd Fração de DQO digerida

fde Volume da fração da zona de sedimentação

fdi Volume da fração da zona de digestão

ftr Volume da fração da zona de transição

fs Fração de DQO solúvel no efluente

fx Fração de DQO convertida em biomassa

f100x Fração de DQO convertida em lodo para idade de lodo de 100 d

fup Fração particulada e não-biodegradável

fupt Fração particulada e não-biodegradável para diferentes temperaturas

fus Fração solúvel não-biodegradável no efluente

fust Fração solúvel não-biodegradável no efluente para diferentes temperaturas

Hde Altura do decantador (m)

Hdi Altura da zona de digestão (m)

Hse Altura do separador (m)

Htot Altura total (m)

Htr Altura de transição (m)

k Constante de compressibilidade do lodo (L.g-1

)

mSe DQO no efluente (mg.L-1

)

mSx DQO convertida em lodo volátil (mg.L-1

)

MXv Massa de lodo volátil no reator (gSVT.L-1

)

MXve Massa de lodo expulsa diariamente (g.L-1

)

MCH4 Massa diária de metano produzido (gCH4.d-1

)

MSti Massa diária de DQO aplicada (gDQO.d-1

)

MXt Massa de lodo total no reator (gST.L-1

)

MSbi Carga orgânica biodegradável

PCH4 Metano produzido (gCH4.d-1

)

P1 Ponto de amostragem a 0,2 m do fundo do reator (Ø 0,3 m na zona de

digestão) e a 0,10 (Ø 0,4 m na zona de digestão)


digestão) e a 0,25 m (Ø 0,4 m na zona de digestão)


digestão) e a 0,4 m (Ø 0,4 m na zona de digestão)


digestão) e a 0,64 e 0,7 m (Ø 0,4 m na zona de digestão)


digestão) e a 0,83 e 0,98 m (Ø 0,4 m na zona de digestão)

P6 Ponto de amostragem a 1,8 m do fundo do reator



Qa Vazão afluente (L.d-1

)

RC Reator Convencional

Rs Idade de lodo (d-1

)

RY Reator UASB com decantador lateral (UASB-Y)

R25 Reator operado a temperatura ambiente (média 25°C)

R20 Reator operado a 20°C



R0,8

0,3 Reator modificado com diâmetro da zona de sedimentação e digestão de

0,8 e 0,3, respectivamente

R0,7



R0,6



R0,75



R0,7



R0,65



Sse Concentração de DQO no efluente decantado (mg.L-1

)

Sta Concentração de DQO no esgoto bruto (mg.L-1

)

Sre Concentração de DQO no efluente bruto (mg.L-1

)

Vtr Volume da zona de transição (m3)

Vdi Volume da zona de digestão (m3)

Vmax Velocidade máxima de decantação (m.h-1

)

Vmin Velocidade mínima de decantação (m.h-1

)

Vdi Volume da zona de digestão (m3)

v0 Velocidade de sedimentação (m.h-1

)

Vs Velocidade na zona de sedimentação (m.h-1

)

Vr Volume do reator (m3)

Vde Volume da zona de sedimentação (m3)

Xve Concentração de sólidos voláteis no efluente bruto

Xt Lodo total

Y Coeficiente de rendimento

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO............................................................................................................. 20

2 REVISÃO DA LITERATURA..................................................................................... 24

2.1 Tratamento descentralizado de esgoto doméstico...................................................... 24

2.2 Sistemas utilizados para o tratamento descentralizado de esgotos............................. 26

2.3 Fatores que afetam o desempenho dos sistemas anaeróbios tratando esgoto em

escala unifamiliar........................................................................................................ 30

2.3.1 Variação da vazão de esgoto em sistemas descentralizados................................ 30

2.3.2 Custos associados à implantação dos sistemas descentralizados........................ 35

2.3.3 Pós-tratamento de efluentes anaeróbios.............................................................. 36

2.4 Reatores UASB........................................................................................................... 37

2.4.1 Critérios básicos de projeto................................................................................. 38

2.4.2 Projeto de reatores UASB e a influência sobre seu desempenho........................ 40

2.4.3 Pesquisas e experiências práticas com reatores modificados............................... 43

2.5 Influência da temperatura sobre os processos anaeróbios........................................... 46

2.6 Granulação de lodo anaeróbio em reatores UASB...................................................... 50

2.6.1 Pesquisas e experiências com sistemas anaeróbios que granularam.................. 51

3 OBJETIVOS.................................................................................................................... 53

3.1 Objetivo geral.............................................................................................................. 53

3.2 Objetivos específicos................................................................................................... 53

4 HIPÓTESES..................................................................................................................... 54

5 METODOLOGIA GERAL............................................................................................ 55

5.1 Aparato experimental.................................................................................................. 55

5.2 Reatores UASB modificados....................................................................................... 56

5.2.1 Reatores UASB modificados grupo 1................................................................ 56

5.2.2 Reatores UASB modificados grupo 2................................................................ 58

5.3 Reator UASB convencional e UASB-Y...................................................................... 60

5.4 Reatores UASB-Y operados a diferentes temperaturas............................................... 61

5.4.1 Sistema para o controle da temperatura.............................................................. 62

5.5 Amostragem e monitoramento.................................................................................... 63

5.5.1 Amostragem da fase líquida................................................................................ 63

5.5.2 Amostragem da fase sólida................................................................................. 64

5.6 Características e condições operacionais dos sistemas................................................ 64

5.6.1 Esgoto bruto afluente e sistema de alimentação................................................. 64

5.6.2 Reatores UASB piloto: fases operacionais......................................................... 66

5.6.3 Reatores com variação de temperatura: fases operacionais................................ 68

5.7 Ensaios granulométricos.............................................................................................. 68

5.8 Testes para determinação da sedimentabilidade.......................................................... 70

5.9 Testes para determinação da atividade metanogênica específica................................ 72

5.10 Análise estatística...................................................................................................... 73

6 AVALIAÇÃO DA INFLUÊNCIA DA GEOMETRIA DOS REATORES UASB

SOBRE A REMOÇÃO DE MATÉRIA ORGÂNICA NO TRATAMENTO DE

ESGOTO DOMÉSTICO.............................................................................................. 74

6.1 INTRODUÇÃO......................................................................................................... 74

6.2 METODOLOGIA...................................................................................................... 75

6.2.1 Aparato experimental....................................................................................... 75

6.2.2 Concepção das unidades de tratamento unifamiliares...................................... 75

6.2.3 Etapas de investigação e monitoramento dos sistemas.................................... 78

6.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO............................................................................... 80

6.3.1 Avaliação do desempenho quanto à remoção de material orgânico.................. 80

6.3.2 Caracterização do lodo nos reatores.................................................................. 83

6.3.2.1 Atividade metanogênica específica....................................................... 89

6.3.2.2 Sedimentabilidade................................................................................. 91

6.4 CONCLUSÕES......................................................................................................... 95

7 EFEITO DOS PICOS DE VAZÃO EM REATORES UASB TRATANDO

ESGOTO DOMÉSTICO.............................................................................................. 96

7.1 INTRODUÇÃO........................................................................................................ 96

7.2 METODOLOGIA..................................................................................................... 97

7.2.1 Aparato experimental e condições operacionais............................................. 97

7.2.2 Inoculação e ensaios de variação da carga hidráulica..................................... 98

7.2.3 Monitoramento dos sistemas........................................................................... 100

7.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO.............................................................................. 101

7.3.1 Indicadores da robustez dos reatores durante os choques hidráulicos............. 101

7.3.2 Testes com pulsos hidráulicos......................................................................... 105

7.3.3 Caracterização da biomassa............................................................................. 111

7.3.3.1 Perfil de sólidos..................................................................................... 112

7.3.3.2 Granulometria do lodo........................................................................... 115

7.4 CONCLUSÕES........................................................................................................ 120

8 INFLUÊNCIA DA TEMPERATURA SOBRE O DESEMPENHO DO

TRATAMENTO ANAERÓBIO DE ESGOTO DOMÉSTICO................................ 121

8.1 INTRODUÇÃO......................................................................................................... 121

8.2 METODOLOGIA...................................................................................................... 122

8.2.1 Sistema experimental....................................................................................... 122

8.2.2 Condições operacionais.................................................................................... 123

8.2.3 Parâmetros de monitoramento.......................................................................... 124

8.2.4 Determinação das frações de DQO e da idade de lodo.................................... 125

8.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO............................................................................... 126

8.3.1 Eficiência da digestão anaeróbia..................................................................... 126

8.3.2 Sedimentabilidade do lodo.............................................................................. 134

8.3.3 Atividade metanogênica específica................................................................. 136

8.3.4 Alternativas para aumentar a eficiência da digestão anaeróbia a baixas

temperaturas.................................................................................................... 138

8.3.4.1 Massa de lodo no reator...................................................................... 138

8.3.4.2 Separação dos sólidos sedimentáveis do afluente.............................. 141

8.3.4.3 Recirculação do lodo.......................................................................... 142

8.4 CONCLUSÕES........................................................................................................... 142

9 CONSIDERAÇÕES FINAIS.......................................................................................... 144

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS............................................................................ 146

20

1. INTRODUÇÃO

O saneamento básico no Brasil é uma das mais importantes e urgentes prioridades a serem

resolvidas. Enquanto a legislação sobre o assunto é adequadamente definida, a implementação

dos serviços de saneamento está longe de ser satisfatória e universal. A Lei Federal nº 11.445

(BRASIL, 2007), que instituiu a Política Nacional de Saneamento Básico, não somente

especifica sobre a coleta e o tratamento de esgoto em regiões urbanas, mas também apresenta

entre seus objetivos a necessidade de “proporcionar condições adequadas de salubridade

ambiental às populações rurais e de pequenos núcleos urbanos isolados”. Todavia, a coleta e o

tratamento de esgotos nas regiões urbanas estão longe de ser satisfatórios, porém nas regiões

mais afastadas a situação se encontra pior (LARSEN et al., 2013).

Com base nessa premissa e visando a melhoria do tratamento de esgoto doméstico em

pequena escala, este trabalho foi desenvolvido com a intenção de propor soluções alternativas

viáveis do ponto de vista técnico e econômico, capazes de contribuir para a melhoria das

condições de saneamento, principalmente nas zonas rurais ou pouco urbanizadas onde a

instalação de redes de coleta e tratamento de esgoto é escassa. Considera-se que a

disponibilidade de tais sistemas é fundamental para melhorar a qualidade de vida da

população.

Os sistemas de esgotamento sanitário atuais são, em geral, concebidos de forma centralizada,

em que os esgotos são coletados e transportados por uma rede coletora até as estações de

tratamento. O custo da rede geralmente é maior que o custo do sistema de tratamento, mesmo

em regiões urbanas. Nas regiões de densidade populacional mais dispersa se torna, muitas

vezes, inviável a implantação destes sistemas por ter um custo elevado, além das dificuldades

operacionais (JORDÃO; PESSOA, 2014). Diante desta realidade, constata-se a necessidade

da implantação de sistemas individuais de tratamento de esgotos, que propiciem alternativas

viáveis que possam promover o atendimento de esgotamento sanitário nos núcleos rurais,

formados normalmente por casas individuais ou pequenas comunidades.

Uma das formas de tratamento unifamiliar mais aplicadas são os tanques sépticos, os quais

ainda são amplamente utilizados em todo o mundo, constituindo-se como uma das principais

alternativas para o tratamento em nível primário de esgotos em residências e pequenas áreas

21

não servidas por redes coletoras, apesar de nem sempre atenderem aos padrões de qualidade

requeridos (CHERNIRCHARO, 2007; JORDÃO; PESSOA, 2014).

Os reatores UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) são sistemas que tratam as águas

residuárias por via anaeróbia, em alta taxa, com baixo tempo de detenção hidráulica (TDH),

porém com elevados tempos de permanência do lodo (idade de lodo - Rs). Sendo anaeróbios,

estes apresentam baixo crescimento celular e geram biogás como subproduto, que tem

elevado teor de metano, fonte de energia que pode ser aproveitada para manutenção da

própria unidade de tratamento. Outras vantagens deste sistema são: baixo custo de operação e

manutenção, baixo consumo energético e poucos requisitos de área. Tais características o

tornaram uma opção viável para o tratamento de diferentes tipos de águas residuárias em

diferentes escalas. Essas vantagens, associadas às elevadas temperaturas ambientes, fizeram

com que os reatores UASB encontrassem grande aplicabilidade para o tratamento de esgoto

sanitário no Brasil (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).

Os reatores UASB também têm se apresentado como excelente alternativa para o tratamento

unifamiliar. No entanto, ainda são necessários estudos que avaliem sistematicamente a

capacidade de tais sistemas suportarem condições ambientais severas, às quais estão

submetidos os sistemas unifamiliares. Para tanto, deve ser avaliado seu desempenho em

condições operacionais reais, sob as quais ocorrem choques de cargas hidráulicas e orgânicas.

Outro aspecto importante é a relação do desempenho com a temperatura: uma temperatura

baixa pode limitar a aplicabilidade da digestão anaeróbia para o tratamento do esgoto.

É importante salientar que apesar da disseminação do uso dos reatores UASB, existem vários

estudos que apontam falhas na execução do projeto e na operação destes sistemas (LEITÃO et

al., 2005; VAN HAANDEL et al., 2006; CHERNICHARO; STUETZ, 2008; MIKI, 2010;

HEFFERNAN et al., 2011). Uma das desvantagens associadas ao projeto é a elevada perda de

sólidos para o efluente, o que acarreta em baixa remoção de material orgânico, gerando a

necessidade de unidades complementares. Uma alternativa para solucionar este problema é a

proposição de novas configurações de reatores UASB, com vistas à promoção de mecanismos

capazes de reter com mais eficiência o lodo, objetivo esse que pode ser alcançado com o

desenvolvimento de melhores separadores de fases (VAN HAANDEL et al., 2015).

22

Assim, no que diz respeito aos avanços em relação às novas concepções de projetos de

reatores anaeróbios, a presente tese buscou desenvolver e propor uma nova configuração de

reator UASB para viabilizar o tratamento descentralizado de esgotos domésticos em escala

unifamiliar. A priori, essas unidades foram dimensionadas com a capacidade para atender a

demanda mínima de uma família, composta, em média, por cinco residentes fixos, mas, uma

vez testado seu potencial, pode ser ampliado para atender uma demanda maior.

Os reatores UASB são constituídos de duas zonas principais. Na parte inferior encontra-se a

zona de digestão, onde há uma manta de lodo e ocorrem os processos de degradação do

material orgânico, geração de lodo e produção de biogás. A parte superior é constituída por

uma zona de sedimentação, onde ocorre a separação entre as fases sólida (lodo), líquida

(efluente tratado) e gasosa (biogás). Na transição entre as duas zonas fica localizado o

dispositivo mais característico dos reatores UASB, o separador de fases sólido-gás-líquido

(VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994; CAVALCANTI, 2009). Os reatores modificados,

apresentados nesta tese, foram projetados com diferentes zonas de sedimentação e digestão,

associados a uma diferenciação nos diâmetros da zona de digestão, o que proporcionou uma

grande diferença na relação altura/diâmetro dos reatores.

O efeito da variação das cargas hidráulica e orgânica depende, geralmente, do TDH, da idade

de lodo, da intensidade e da duração das flutuações, bem como, das propriedades do lodo, do

projeto do reator e, particularmente, da concepção do separador trifásico. Embora vários

pesquisadores tenham se dedicado ao estudo do comportamento e da análise do desempenho

dos reatores UASB, ainda não foi estabelecida uma clara relação entre os efeitos das variações

de cargas hidráulicas e orgânicas (CARVALHO, 2006; LEITÃO et al., 2011). Portanto, foi

necessário avaliar a robustez desta nova configuração sobre esse aspecto, de grande

relevância.

Foi observado o desenvolvimento da biomassa granular tanto nos reatores modificados,

quanto no reator convencional, ambos tratando esgoto doméstico. Embora não seja um

fenômeno comum a granulação em reatores operando com esse tipo de afluente, são

observadas melhorias no tratamento, como consequência deste feito (VAN HAANDEL;

LETTINGA, 1994; AIYUK et al., 2006; O‘FLAHERTY, 2006; SUBRAMANYAM, 2013).

23

Além disso, foi feita uma análise da influência da temperatura sobre o desempenho dos

sistemas de tratamento anaeróbio por se tratar de um tema com necessidade de

aprofundamento. Esse aspecto pontual do tratamento anaeróbio é a continuidade de um

trabalho que já vinha sendo desenvolvido pela equipe de pesquisa, e que foi analisada como

parte fundamental para a complementação deste trabalho.

Deste modo, esta pesquisa apresenta uma proposta de reatores para o tratamento unifamiliar,

alternativa ao tradicional tanque séptico, utilizando uma nova concepção de reator UASB,

cujas configurações são diferentes daquelas que tradicionalmente compõem o reator UASB

convencional. Mais que propor uma alternativa sanitária e ambientalmente correta objetivou-

se mostrar a viabilidade da aplicação dessa tecnologia para diferentes regiões.

Este trabalho foi estruturado em nove capítulos, sendo que, após esta introdução, no segundo

capítulo, será apresentada uma revisão bibliográfica que visa dar suporte às posteriores

discussões dos resultados. Nos capítulos 3 e 4 são apresentados os objetivos e as hipóteses do

trabalho. No quinto capítulo, foi feita uma descrição geral da metodologia. Nos capítulos 6, 7

e 8, cada objetivo específico da pesquisa gerou um capítulo praticamente autônomo, de forma

que posteriormente ele possa ser convertido em artigo. Por fim, é mostrado no capítulo 9 as

considerações finais do trabalho e, em seguida as referencias bibliográficas.

24

2. REVISÃO DA LITERATURA

2.1 Tratamento descentralizado de esgoto doméstico

Os sistemas de esgotamento sanitário possuem duas variantes: os sistemas coletivos e os

sistemas individuais. Os sistemas coletivos ou centralizados são predominantes em regiões

urbanizadas e com elevada densidade populacional, consistem de um conjunto de

equipamentos e instalações projetados para coletar, transportar, tratar e destinar de maneira

segura grandes volumes de esgotos domésticos. Os sistemas individuais ou descentralizados

pressupõem a solução no local da fonte geradora, sendo normalmente adotados para o

tratamento unifamiliar, embora também possam ser utilizados para atender à demanda de

condomínios, construções isoladas e pequenas comunidades nas quais os resíduos podem ser

tratados no local, próximo à fonte geradora, ou ainda serem aproveitados.

Os sistemas de esgotamento sanitário são tradicionalmente associados aos sistemas

centralizados. As técnicas de tratamento centralizadas necessitam de altos investimentos,

tanto em sua construção quanto na operação e manutenção, uma vez que é necessária a

implantação de extensas redes para coleta e transporte dos esgotos (SANTOS et al., 2014).

Portanto, tornam-se de grande relevância as discussões e a proposição de soluções alternativas

de tratamento de esgoto, para as regiões com baixa densidade populacional.

Comunidades rurais ou regiões afastadas dos centros urbanos enfrentam sérios problemas de

esgotamento sanitário, um desses impasses é a falta de coleta e a destinação do esgoto

doméstico, pois não é viável, do ponto de vista técnico e econômico, a instalação de estruturas

de rede de esgoto para unidades de tratamento de grande porte para atender a baixa densidade

populacional dessas regiões.

Nesse contexto, os sistemas descentralizados vêm se destacando por serem considerados

excelentes alternativas tecnológicas de tratamento para áreas rurais. O tratamento de esgoto

descentralizado possui exigências distintas dos sistemas centralizados e devem atender aos

seguintes requisitos: baixo custo de implantação, baixo custo operacional, baixo requisito de

área, simplicidade operacional, de manutenção e de controle (pouca dependência de

operadores e engenheiros altamente especializados) e adequada eficiência na remoção de

diversos poluentes, especificamente matéria orgânica biodegradável e sólidos suspensos

25

(JORDAN; SENTHILNATHAN, 1996; CHERNICHARO et al., 2001; HOFFMAN et al.,

2004; LADU; LU, 2014).

O custo de investimento é determinado pela dimensão e o material necessário à construção do

reator, o tipo de equipamento utilizado e o valor do terreno onde será construída a estação de

tratamento. O custo de operação tende a aumentar quando verificadas alta produção de lodo e

elevado consumo de energia. A exigência por uma simples operação e manutenção significa

que deve existir um planejamento aplicável e serem instalados equipamentos resistentes, de

boa qualidade e com operação simples (HOFFMAN et al., 2004).

O tratamento descentralizado pode ser aplicado para distintos tamanhos populacionais. Na

Europa, por exemplo, esse tratamento é aplicado para residências ou pequenos povoados com

população entre 5 e 500 habitantes. No Brasil, esse tratamento é empregado para uma

realidade completamente diferente, que engloba não somente o tamanho populacional e o

nível do tratamento envolvido, mas a situação social, geográfica, econômica e ambiental. Há

ainda, locais como hotéis, pousadas, centros turísticos e residências que necessitam de

tratamento de esgoto com elevada eficiência (LIMA, 2008). Segundo Hoffman et al. (2004) a

população atendida por um sistema descentralizado, nestas circunstâncias, varia de 500 a

10.000 habitantes.

Para a situação brasileira, Sousa (2008) enfatiza que o tratamento descentralizado pode ser

aplicado em duas situações: a) estações que atendam a populações de 5 a 200 habitantes para

residências e condomínios e b) estações que atendam a populações de 200 a 10.000

habitantes, para a demanda de bairros dos centros urbanos, pequenas comunidades ou, até,

pequenos municípios. Nos dois casos, são seguidos os mesmos princípios básicos para a

escolha do sistema de tratamento: baixo custo de investimento, baixo custo operacional,

operação e manutenção facilitadas, funcionamento robusto e boa eficiência.

Para lidar com os problemas decorrentes da falta de esgotamento sanitário, a descentralização

do tratamento torna-se cada vez mais reconhecida como uma forma potencialmente adequada

para contribuir com o atual panorama do saneamento. Essa alternativa vem ganhando espaço

como uma opção viável para aumentar a eficiência do tratamento, a recuperação e o reuso da

água. Diante da situação panorâmica do saneamento do país nenhum dos tipos de tratamento

deve ser excluído (centralizado ou descentralizado), mas deve ser implementado analisando-

26

se caso a caso, com base em cada situação específica, de acordo com a necessidade, de modo

que sejam integradas e aumentadas as possibilidades para o tratamento das águas residuárias.

Para Silva (2014) os sistemas compactos visam tratar as águas residuárias de forma eficiente,

porém ocupando menos espaço físico. Nesta perspectiva, pesquisadores e empresas vêm

desenvolvendo diferentes sistemas compactos de tratamento de esgoto. Assim, busca-se

desenvolver sistemas economicamente viáveis na construção, operação, manutenção e no

manejo do lodo produzido. Outra preocupação é em relação ao funcionamento destes

sistemas, já que no Brasil a utilização de tanques sépticos é muito difundida, porém em geral

os sistemas são mal dimensionados e construídos, resultando em baixa remoção de matéria

orgânica.

Segundo Chernicharo et al. (2001) pode-se afirmar que a tecnologia anaeróbia aplicada ao

tratamento de esgoto doméstico encontra-se consolidada em nosso país, uma vez que

praticamente todas as análises alternativas de tratamento incluem os reatores anaeróbios como

uma das principais opções. Nesse contexto, o reator UASB vem se destacando e

apresentando-se como uma excelente opção ao tratamento de pequenas vazões, sendo

adequado para substituir o tanque séptico em unidades unifamiliares (CAVALCANTI, 2009).

2.2 Sistemas utilizados para o tratamento descentralizado de esgotos

Tendo em vista que a Lei Federal nº 11.445 (BRASIL, 2007) que instituiu a Política Nacional

de Saneamento Básico, apresenta como destaque, “proporcionar condições adequadas de

salubridade ambiental às populações rurais e de pequenos núcleos urbanos isolados”, dispor

de soluções alternativas e viáveis, dos pontos de vista técnico e econômico, capazes de

contribuir significativamente para a melhoria das atuais condições de saneamento,

principalmente nas zonas rurais ou pouco urbanizadas, é fundamental para a melhoria da

qualidade de vida da população e para a conservação dos recursos ambientais disponíveis. A

ausência total ou parcial de serviços públicos de esgotamento sanitário nas áreas rurais exige a

adoção de medidas alternativas para a disposição final dos esgotos, com o objetivo de evitar a

contaminação do solo e da água.

O tanque séptico tem sido a principal alternativa adotada para suprir a inexistência das redes

de esgotamento sanitário na zona rural (IBGE, 2008; JORDÃO; PESSOA, 2014). Essa

27

solução é considerada uma alternativa simples, no entanto apresenta eficiência limitada na

remoção de matéria orgânica, nutrientes e organismos patogênicos, sendo necessário

tratamento complementar (CHERNICHARO, 2007). O tanque séptico é a alternativa mais

empregada para o tratamento de esgoto em escala unifamiliar, embora se observe que esforços

vêm sendo feitos para o desenvolvimento de sistemas alternativos para o tratamento

descentralizado. Esses novos sistemas reúnem os princípios dos reatores anaeróbios de alta

taxa, notadamente os reatores UASB (CHERNICHARO, 2007). Exemplos de experiências

com diferentes sistemas de tratamento, condições operacionais as quais foram submetidos e

eficiências de remoção de material orgânico são mostrados na Tabela 2.1.

Importantes aspectos podem ser evidenciados, considerando os estudos resumidos na Tabela

2.1

Os reatores anaeróbios propostos como alternativas ao tratamento descentralizado de

esgoto apresentam eficiências na remoção de material orgânico superior à relatada na

literatura para os tanques sépticos.

Percebe-se que os TDHs aplicados nas experiências descritas na Tabela 2.1 são elevados,

sendo o mínimo aplicado de 6 horas (para o trabalho de MOUSSAVI et al., 2010) e ainda

assim apresentou baixa eficiência na remoção. No entanto, é possível alcançar eficiências

da ordem de 65 a 75% aplicando-se TDH entre 12 e 6 horas, principalmente nas condições

climáticas do Nordeste brasileiro, com uso de projetos modificados de reatores UASB.

As eficiências de remoção de sólidos variam entre 86 e 33% (Tabela 2.1), sendo os 33%

para o reator operado a um baixo TDH. Contudo, outros estudos com reatores anaeróbios,

não voltados ao tratamento descentralizado apontam para valores de sólidos presentes no

efluente abaixo de 100 mg.L-1

.

Considerando os resultados experimentais, pode ser verificada a eficácia de tais sistemas,

apresentando-se como promissores e capazes de atender, satisfatoriamente, a necessidade

do tratamento unifamiliar, com mínima manutenção e operação.

Diante do levantamento bibliográfico realizado, não há dúvidas quanto à potencialidade dos

sistemas de tratamento anaeróbio, incluídos os reatores UASB para o tratamento unifamiliar.

28

Entretanto, estas soluções de tratamento de efluentes estão sujeitas a condições extremas,

como por exemplo, os picos de vazão, que são mais acentuados do que nos grandes sistemas,

devido à proximidade da fonte geradora de esgotos, sendo necessário, portanto, o

aprimoramento dos projetos de reatores com o objetivo de minimizar os danos aos quais estão

susceptíveis tais sistemas.

29

Tabela 2.1 – Síntese das condições operacionais e eficiências de remoção do material orgânico alcançado por reatores anaeróbios propostos para

o tratamento unifamiliar.

Reator Água residuária Condições operacionais Remoção (%)

Referência TDH (d) / Volume (m

3) DQOb DQOsed SST

UASB Águas negras 4,3 / 1,3 60 77 ND Bogte et al. (1993)

Anaeróbio hibrido /

TS

Esgoto concentrado

(águas negras) 2,5 / 0,57 94 98 ND

Elmitwalli et al. (2003)

UASB Esgoto doméstico 0,54 / 0,4 74 ND 67 Coelho et al. (2003)

Compartimentado

anaeróbio/aeróbio

Esgoto doméstico

0,5; 0,33 e 0,25 /

2,5 73,7 ND 78,8 Silva e Nour (2005)

UASB Águas negras 7,2 / 1,2 71 75 ND

Luostarinem et al. (2007)

TS-UASB Esgoto doméstico 2 e 4 / 0,8 51 (54) 1 83 (87) 1 74 (78) 1 Al-Jamal e Mahmoud

(2009)

*TS modificado Esgoto doméstico 1; 0,5; e 0,25 / 0,3 77 (67)

(31)1 ND 86 (67) (33)1

Moussavi et al. (2010)

UASB Esgoto doméstico 0,7 e 1,3 / 0,355 > 70% ND ND Santos (2013)

Legenda: *TS modificado – Tanque séptico modificado; TDH – Tempo de detenção hidráulica; DQOb – Demanda química de oxigênio da amostra bruta;

DQOsed - Demanda química de oxigênio da amostra após sedimentação por uma hora em cone Imhoff; SST – Sólidos suspensos totais; ND – Valor não

determinado no experimento; 1– eficiências referentes ao demais valores de TDH.

30

2.3 Fatores que afetam o desempenho dos sistemas anaeróbios tratando esgoto em escala

unifamiliar

Na prática, os sistemas de tratamento de esgotos estão susceptíveis às variações de vazão

horárias, diárias e semanais que ocorrem em curto prazo, e variações sazonais que são

comumente observadas em áreas turísticas, os quais ainda sofrem com as sobrecargas

hidráulicas decorrentes da variação de vazão (METCALF; EDDY, 2016; LEITÃO et al.,

2006b). A natureza cíclica das atividades humanas provoca essas variações de vazão ao longo

do dia, que são intensificadas devido ao número de habitantes, ao número de habitações

conectadas à rede, às características específicas do sistema de esgotamento sanitário (sistema

separador absoluto ou sistema combinado), ao clima, à topografia, às contribuições

comerciais e industriais. Para uma mesma população a vazão de esgotos varia com as horas e

com os dias da semana. Portanto, para dimensionar projetos de estações de tratamento de

esgotos, adota-se a vazão média per capita e usam-se coeficientes para estimar os picos de

maior e menor vazão.

As variações descritas são comuns aos sistemas centralizados, no entanto os sistemas de

tratamento unifamiliares também sofrem com essas variações de vazões, sendo, em muitos

casos, mais afetados pela variação de vazão e pela composição do esgoto, que os próprios

sistemas centralizados, uma vez que estes estão mais próximos da fonte geradora.

Os esgotos domésticos apresentam elevada complexidade na sua composição, devido à

diversidade de substâncias presentes. Compostos como óleos e graxas, proteínas, detergentes,

material particulado, entre outros, impõem limitações ao processo anaeróbio em relação à

eficiência de remoção de material orgânico, também em relação aos parâmetros carga

orgânica e o TDH a ser aplicado. Essas limitações geram a necessidade de pós-tratamento, na

maioria das situações, além de exigir atenção especial na execução do projeto, evitando,

assim, as sobrecargas hidráulicas.

2.3.1 Variação da vazão de esgoto em sistemas descentralizados

Como os sistemas individuais pressupõem que a solução deve ser instalada no local da

geração do efluente, os mesmos estão sujeitos a intensidades e variações de vazões de águas

residuárias que se distinguem significativamente daquelas as quais os sistemas centralizados

31

estão sujeitos, pois nos sistemas descentralizados os picos de vazão são mais acentuados que

os produzidos nos sistemas coletivos, devido à proximidade com que são instalados das fontes

geradoras de esgoto (SOUZA et al., 2016).

As variações de vazão são dependentes do tamanho da população, pois as populações maiores

apresentam variações menores. Por esta razão é que os sistemas de tratamento unifamiliar são

tão susceptíveis aos choques de carga, pois qualquer alteração de vazão na residência reflete

diretamente no sistema de tratamento, enquanto no sistema centralizado a flutuação da vazão

pode ser amenizada durante o período que o esgoto leva para percorrer a rede de esgotamento

até a estação de tratamento, atenuando assim, os efeitos das variações das cargas hidráulicas e

orgânicas (METCALF; EDDY, 2016; VON SPERLING, 2005). O regime hidráulico de

funcionamento dos sistemas unifamiliares é caracterizado pela intermitência de alimentação e

pelas variações de vazão, decorrentes do funcionamento descontínuo das peças sanitárias no

interior das residências, sendo comum a ocorrência de variações de vazão e de carga orgânica

que vão desde a ausência de fluxo até altas vazões de pico (SOUSA; CHERNICHARO, 2005;

SOUZA et al., 2016).

Um estudo desenvolvido por Butler et al. (1995) baseou-se no monitoramento do consumo de

água em aparelhos hidrossanitários de várias residências na Inglaterra e em Malta. O resultado

do estudo mostrou que a bacia sanitária é o dispositivo com consumo mais significativo nas

residências, representando de 20 a 43% do consumo de água durante o dia, sendo obtidas as

médias de 37% para as residências monitoradas na Inglaterra e 43% em Malta. À noite o

consumo varia entre 60 e 90%. Os aparelhos que mais consomem água após a bacia sanitária

são o chuveiro, a máquina de lavar e a pia da cozinha.

Estudos desta natureza podem ser encontrados para a situação brasileira, por exemplo, os

trabalhos desenvolvidos por Barreto (1990, 1999 e 2008) em residências de São Paulo. Na

Tabela 2.2 são apresentadas as vazões médias, o consumo médio e o percentual representativo

do consumo de vários aparelhos hidrossanitários. Os valores apresentados baseiam-se nos

trabalhos de Barreto (1990, 1999 e 2008). Esses estudos foram realizados em diferentes

residências com características distintas (econômica, social, habitantes, etc.), para a obtenção

das vazões foram instalados equipamentos em cada aparelho e os mesmos foram monitorados

durante os sete dias da semana.

32

Tabela 2.2 – Vazão média, consumo médio diário e percentual de consumo de aparelhos

hidrossanitários em residências.

Aparelho Vazão média (L.s-1

) Consumo médio diário

(L.d-1

)

Percentual

(%) Bacia sanitária com válvula de

descarga

1,571

- - 1,242

Bacia sanitária com caixa acoplada

0,061

42 20 0,062

0,0633

Chuveiro 0,073 106 24

Torneira de pia da cozinha

0,071

87 23 0,082

0,023

Torneira do lavatório

0,121

29 9 0,082

0,0233

Máquina de lavar 0,023 83 14

Tanquinho 0,053 70 6

Fonte: Adaptado dos trabalhos de Barreto (19901; 19992; e 20083).

Analisando os estudos apresentados na Tabela 2.2 percebemos que os aparelhos que se

destacam como maiores consumidores são praticamente os mesmos (o chuveiro, a pia da

cozinha, a bacia sanitária e a máquina de lavar) apontados nos estudos de Butler et al. (1995).

Vale ressaltar que estudos atuais (últimos 10 anos), inclusive os resultados que foram

apresentados na Tabela 2.2, mostram uma tendência de diminuição do consumo das bacias

sanitárias, isso se deve ao fato das mesmas terem se modernizado e ficado mais econômicas,

muitas residências utilizam hoje as bacias sanitárias com caixa acoplada, que gastam cerca de

6 litros por acionamento, o que ameniza uma fonte potencial de pico de vazão nas unidades de

tratamento unifamiliares.

Segundo Carvalho (2006), os reatores anaeróbios podem apresentar como resposta às

variações de carga os seguintes problemas: queda na eficiência de remoção de parâmetros de

controle (redução da remoção de material orgânico), acúmulo de ácidos voláteis, queda no

valor do pH e consumo de alcalinidade, alteração na composição e produção de biogás, e

arraste de lodo do sistema de tratamento. A queda no desempenho da eficiência do reator

pelas variações de carga faz com quer o efluente produzido apresente concentrações de

poluentes superiores aos limites estabelecidos pela legislação ambiental (PIRES, 2001).

Pesquisas têm mostrado que variações na vazão e na concentração do afluente podem afetar a

eficiência dos reatores UASB. No entanto, esses efeitos variam de acordo com a intensidade e

a duração dos picos de vazão, do tempo de retenção celular, do tempo de detenção hidráulica,

33

das propriedades dos lodos e do projeto dos reatores, principalmente da configuração do

separador de fases (CARVALHO, 2006; LEITÃO et al., 2006).

Oliva (1997) operou um reator UASB em escala de demonstração (18 m3 de volume, área de

4 m2 e 4,5 m de altura) na Universidade de São Carlos, em São Paulo. O reator, que era

alimentado com esgoto sanitário da cidade, sofreu vários choques hidráulicos, ocasionados

pelo aumento da vazão. Inicialmente o reator foi submetido à alteração da vazão de operação

normal (TDH de 8 horas, correspondente à vazão de 2,25 m3.h

-1) por meio do incremento de

50% da vazão, duas vezes ao dia (pela manhã e à tarde) e, em um segundo momento, os

choques foram ocasionados pelo aumento de 100% da vazão, uma vez ao dia. Foi verificado

que, aplicando um pulso com o dobro da vazão normal de operação, o reator respondia com o

aumento imediato das concentrações de DQO no efluente, até que o pulso fosse interrompido.

As remoções médias de DQO obtidas variaram de 68 a 83% antes da aplicação do pulso de

vazão e de 61 a 76% nas coletas realizadas até três horas após o pulso de vazão. Para o ensaio

do incremento de 50% da vazão, aplicado durante uma hora no período da manhã (9 às 10h) e

durante uma hora no período da tarde (17 às 18h), foi observado que, para o período da manhã

não houve influência significativa do aumento da vazão para os resultados de DQO com

relação aos valores obtidos para a vazão normal de operação. Já no período da tarde, as

concentrações de DQO no efluente aumentaram discretamente, porém de maneira continuada,

refletindo um desequilíbrio no processo de digestão, provocado pelo aumento da velocidade

ascensional.

Leitão (2004) verificou a influência dos choques de carga hidráulica no desempenho de

reatores UASB tratando esgotos domésticos da cidade de Campina Grande. Foram utilizados,

para a condução do experimento, 11 reatores em escala piloto (volume de 120 litros, diâmetro

de 0,2 m e altura de 4 m). Os reatores operaram sob condições estacionárias com TDH médio

de 6, 4 e 2 horas. Os reatores sujeitos às variações de carga apresentaram grande robustez

quando submetidos aos choques hidráulicos equivalentes a três vezes a carga média afluente

por um período de 6 horas. Embora logo após o início da variação da carga tenha sido

observado um pico máximo de DQO no efluente, causado pela lavagem do lodo, devido ao

aumento da velocidade ascensional e da alta produção de gás no leito de lodo, foi constatado

pelo autor, que os reatores necessitavam de um curto período para recuperação dos choques

hidráulicos.

34

Carvalho (2006) observou as variações de choque hidráulico em um reator UASB, em escala

piloto, alimentado com esgoto sanitário suplementado com esgoto sintético. Com a aplicação

da variação senoidal cíclica da vazão afluente de 16 L.h-1

em valores superiores e inferiores a

40% no reator UASB de 160 litros, durante 34 dias. Foi verificado que a eficiência de

remoção de DQO bruta variou de 32% a 48%, após o reator ter atingido o estado de equilíbrio

dinâmico aparente. A eficiência de remoção de DQO bruta diminuiu aproximadamente 13%

com a aplicação da variação senoidal cíclica, porém o reator apresentou capacidade de

recuperação na remoção de matéria orgânica no período em que a vazão afluente foi reduzida

para o valor mínimo de 14,5 L.h-1

.

Na aplicação da variação senoidal cíclica em valores superiores e inferiores a 60% da vazão

afluente de 16,0 L.h-1

, no reator UASB de 160 litros, durante 27 dias, foi concluído que a

eficiência de remoção de DQO bruta variou de 10% a 59%, após o reator ter atingido o estado

de equilíbrio dinâmico aparente. Quando houve diminuição da vazão de 18,3 L.h-1

para 16,0

L.h-1

, a eficiência de remoção de DQO bruta diminuiu em aproximadamente 32%,

provavelmente devido ao arraste de sólidos, que ocorreu nesse período. Mesmo com as

variações de vazão o sistema apresentou excelente capacidade de tamponamento.

Souza et al. (2016) analisaram a influência de um dispositivo controlador de picos de vazão

na eficiência do desempenho de um filtro anaeróbio pós tanque séptico. O sistema de

tratamento foi instalado para tratar o esgoto proveniente dos banheiros da residência

universitária do Campus I da Universidade Federal da Paraíba (UFPB), localizado na cidade

de João Pessoa. Foram instalados 2 filtros anaeróbios com volume de 120 L cada, sendo que

um tinha o dispositivo regulador de vazão antes que o esgoto chegasse ao filtro e o outro não.

Os resultados obtidos mostraram que as vazões afluentes aos filtros variaram

consideravelmente ao longo do dia, sendo essas variações bem mais acentuadas no filtro que

não possuía a caixa reguladora de vazão, responsável por descarregar gradualmente o volume

que armazenou durante os períodos de vazão de pico. Subentende-se que a caixa reguladora

de vazão, de fato, funcionou e proporcionou amortecimento nos picos de vazão. O maior

percentual de redução dos picos de vazão foi de 85,4% e o percentual médio foi de 48,6%. Foi

determinada uma razão Qpico/Qméd mínima de 3,61 e máxima de 41,46, mostrando que em

sistemas individuais, nos quais a fonte geradora de esgoto está bastante próxima da unidade

de tratamento, esta razão é bem mais acentuada que em estações de tratamento de esgotos

35

coletivas, nas quais, segundo Azevedo Netto et al. (1998), os valores usuais desta razão

situam-se na faixa entre 1,65 e 3,22.

Para o contexto do presente trabalho de pesquisa, importantes aspectos podem ser extraídos

das experiências acima descritas:

As variações de carga hidráulica impostas aos reatores UASB não simulam com precisão

as variações de vazão as quais estão sujeitas as unidades unifamiliares (exceto para o

trabalho de Souza et al., 2016), que são principalmente devidas ao uso momentâneo de

aparelhos como bacias sanitárias, chuveiros, pias e máquinas de lavar, fazendo-se

necessários testes que simulem vazões mais próximas das produzidas nas residências.

Reatores UASB em escala piloto e em escala plena mostram ser capazes de suportar os

choques hidráulicos aos quais são submetidos, embora no início dos picos haja um

aumento da expulsão dos sólidos e consequente diminuição na eficiência de remoção de

DQO. Contudo, apresentam elevada capacidade para restabelecer as condições

operacionais mantidas antes do choque hidráulico em poucas horas.

Considerando-se os resultados apresentados, reitera-se a necessidade de unidade de pós-

tratamento, para garantir melhor qualidade do efluente final.

2.3.2 Custos associados à implantação dos sistemas descentralizados

Pequenas comunidades rurais apresentam custo per capita para instalação da rede de

esgotamento sanitário superior ao estimado para áreas com maiores densidades populacionais,

isso porque nas comunidades rurais as casas encontram-se distribuídas e distantes umas das

outras, o que acaba tornando alto esse custo. Segundo Metcalf e Eddy (2016) a prestação de

serviços públicos de esgotamento sanitário pode custar de duas a quatro vezes mais em uma

comunidade com mil habitantes que em uma comunidade com 100 mil habitantes. Nos

sistemas centralizados de esgotamento sanitário a maior parte dos investimentos é associado

aos custos de construção e manutenção da rede de esgoto, enquanto no descentralizado os

maiores investimentos são decorrentes da implantação da unidade de tratamento (HONG et

al., 2005).

36

Pesquisas desenvolvidas por Ho e Anda (2004) e Rocca (2010) sobre os custos associados ao

tratamento, considerando o volume a ser tratado e a carga orgânica aplicada, os custos dos

sistemas descentralizados não são significativamente diferentes dos centralizados. Contudo, o

que faz com que o sistema descentralizado seja considerado mais econômico é o fato de poder

reaproveitar o efluente gerado na sua quase totalidade acarretando em diminuição de custos

com o consumo de água, por exemplo (em residências, condomínios, etc.), ou ainda o reuso

na irrigação em propriedades rurais.

Considerando que a poluição do solo e, consequentemente, do lençol freático, nas zonas rurais

estão associadas ao despejo do esgoto in natura no solo, o aperfeiçoamento e desenvolvimento

de tecnologias de baixo custo e de fácil operação que visem reduzir os gastos com as unidades

de tratamento unifamiliares, são bastante favoráveis.

2.3.3 Pós-tratamento de efluentes anaeróbios

Embora tenha ocorrido bastante avanço no aperfeiçoamento da tecnologia anaeróbia e de ter

sido reconhecida a sua eficiência em termos de remoção de DQO e sólidos, os efluentes

produzidos por tais sistemas não atingem os padrões estabelecidos para o lançamento de

efluentes. Além da fração remanescente de material orgânico, os compostos que merecem

maior atenção são os nutrientes e os patógenos, que não são removidos por esse tipo de

tratamento (FORESTI, 2002; CHERNICHARO, 2007; KHAN et al., 2011). Contudo, nem

por isso devem ser diminuídos os méritos dos processos anaeróbios, uma vez que estes se

consolidaram como sistemas eficientes, podendo ser utilizados seguidos de unidades de pós-

tratamento, a fim de atender as exigências requeridas pela legislação.

A principal função do pós-tratamento é o de completar a remoção de matéria orgânica, bem

como o de proporcionar a remoção de constituintes pouco afetados no tratamento anaeróbio,

fornecendo um efluente cuja qualidade esteja em conformidade com os padrões ou

recomendações, estabelecidos por autoridades de controle do meio ambiente ou organizações

de proteção à saúde pública (CAVALCANTI, 2009).

Uma abordagem mais detalhada e sistemática de uma série de alternativas disponíveis para o

pós-tratamento anaeróbio foi estudada e apresentada no âmbito do Programa de Pesquisa em

Saneamento Básico (PROSAB), que envolveu vários pesquisadores de diferentes

37

universidades brasileiras (CHERNICHARO, 2001). Entre as alternativas estudadas podem ser

citados: vala de infiltração, escoamento superficial, lagoas de polimento, filtro biológico

percolador, biofiltro aerado submerso, filtro anaeróbio, sistemas de lodo ativado

convencional, lodo ativado em bateladas sequenciais, flotação por ar dissolvido, entre outras.

No trabalho desenvolvido por Chong et al. (2012) foram apresentados, com base no estado da

arte dos trabalhos publicados nos últimos anos, um levantamento do uso de reatores

anaeróbios e as alternativas para o pós-tratamento de seus efluentes, com base em critérios

como requisitos de área, custo de implantação e operação e produção de lodo.

Dentre as alternativas disponíveis, as lagoas de polimento destacam-se por apresentarem

baixos custos de investimento e operação e por favorecerem a manutenção dos nutrientes,

sendo considerada uma excelente alternativa para a implantação em pequenas propriedades

rurais ou pequenos municípios onde se deseja adotar a prática do reuso.

2.4 Reatores UASB

O reator anaeróbio de fluxo ascendente e manta de lodo ou simplesmente UASB (Upflow

Anaerobic Sludge Blanket), como é amplamente conhecido, é um sistema utilizado desde a

década de 1970, quando iniciou sua aplicação com os trabalhos desenvolvidos pelo professor

Gatze Lettinga e seus colaboradores (LETTINGA et al., 1980). O mesmo vem ganhando

destaque, desde então, como um sistema eficiente para o tratamento de esgotos domésticos,

principalmente em regiões com clima quente.

Van Haandel e Lettinga (1994) afirmam que o elemento mais característico e diferencial do

reator UASB, que o torna superior aos demais sistemas anaeróbios de tratamento, é o

separador de fases, que o subdivide em três zonas ou compartimentos: a zona de digestão, a

zona de sedimentação ou decantação e a zona de convergência e desprendimento do biogás. O

projeto dos reatores apresentado neste trabalho propõe uma alteração no volume e na altura

destas zonas, com vistas a proporcionar melhores condições hidrodinâmicas ao processo de

tratamento.

Uma grande vantagem dos reatores UASB é que estes podem tratar águas residuárias por via

anaeróbia a alta taxa, ou seja, com baixo tempo de detenção hidráulica, porém com elevado

38

tempo de permanência do lodo (idade de lodo). Também, apresentam baixo crescimento

celular, e ainda contam com a geração do subproduto biogás, que tem elevado teor de metano,

fonte de energia, que pode ser aproveitada inclusive para a manutenção da própria unidade de

tratamento (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).

O crescente uso de reatores UASB está atrelado à sua simplicidade operacional, ao baixo

custo de implantação e operação, baixo ou nenhum consumo de energia, bem como à baixa

produção de lodo no sistema (VAN HAANDEL; LETTINGA; 1994; AIYUK, 2006;

CHERNICHARO, 2007; ALMEIDA, 2012; CHONG, 2012; METCALF; EDDY, 2016).

Apesar de todas as vantagens relatadas, a consolidação da tecnologia de tratamento anaeróbio

nas Estações de Tratamento de Esgoto (ETE) do país, somente veio a ser firmada

recentemente com a inclusão de parâmetros de projeto na revisão da norma da ABNT (2011)

a NBR 12.209/2011. Contudo, ainda é grande o número de trabalhos que apontam problemas

relacionados tanto a projetos, quanto à operação de reatores UASB nos últimos anos

(CAMPOS; PEREIRA, 1999; LEITÃO et al., 2005; VAN HAANDEL et al., 2006;

CHERNICHARO; STUETZ, 2008; MIKI, 2010; HEFFERNAN et al., 2011). Assim, se faz

necessário, o aprofundamento de estudos voltados ao aprimoramento da tecnologia, e o

desenvolvimento de novas propostas para projetos dos reatores.

Para o perfeito funcionamento e garantia da eficiência dos reatores UASB é fundamental o

desenvolvimento e a manutenção de uma biomassa ativa, seja ela, granular ou floculenta. O

desenvolvimento de uma biomassa granular é apontada como fundamental para o bom

funcionamento dos reatores UASB, por conferir melhores características de sedimentação e

atividade metanogênica ao lodo, o que gera maior estabilidade e melhor retenção de biomassa

(ALPHENAAR et al., 1993; HULSHOFF POL et al., 2004; BALOCH et al., 2008). Todavia,

a granulação não é um fator limitante da aplicação dos reatores UASB tratando esgoto

sanitário, pois o desenvolvimento da biomassa granular nem sempre é pré-requisito para um

bom desempenho do reator (LIN; YANG, 1991; VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994;

AIYUK et al., 2006).

2.4.1 Critérios básicos de projeto

39

Os reatores UASB têm como estratégia de operação os controles dos tempos de permanência

dos sólidos e líquidos, de cargas volumétricas hidráulicas e orgânicas, bem como a velocidade

ascensional (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).

Na norma brasileira NBR 12.209/2011 (ABNT, 2011) o tempo de detenção hidráulica

recomendado para o reator UASB é especificado em função da temperatura média do esgoto

no mês mais frio da região em que o reator será instalado. Ainda, segundo esta norma o tempo

de detenção hidráulica, relacionado à vazão média, deve seguir os critérios apresentados na

Tabela 2.3.

Tabela 2.3 – Tempo de detenção hidráulica recomendado pela NBR 12.209/2011 em função

da temperatura.

Temperatura (oC) TDH (h) Temperatura (

oC) TDH (h)

15 - 18

18 - 22

10

8

22 - 25

> 25

7

6

Fonte: NBR 12.209/2011 (ABNT, 2011).

Para Yasar e Tabinda (2010) o TDH é considerado o parâmetro chave para o controle do bom

desempenho dos reatores. Os reatores UASB removem altas concentrações de DQO a um

curto TDH. No entanto, a eficiência pode variar dependendo das características do efluente a

ser tratado.

Mahmoud et al. (2003) explicaram que o tempo de detenção hidráulica atua no desempenho

dos sistemas de tratamento anaeróbio por diferentes vias, na influência da velocidade

ascensional do líquido, no tempo de contato entre o esgoto e o lodo, no tempo de permanência

dos sólidos no reator e na carga orgânica aplicada. Peña et al. (2006) afirmam que a redução

do TDH causa duas situações distintas ao tratamento, por um lado leva à diminuição do tempo

de contato entre biomassa/substrato e, consequentemente, a maiores velocidades ascensionais,

o que, por sua vez, causa maior arraste da biomassa causando a deterioração da qualidade do

efluente mas proporcionando uma melhor mistura do sistema favorecendo, a transferência de

massa e o aumento da taxa de hidrólise do substrato.

Van Haandel et al. (2015) afirmam que o TDH é um parâmetro pouco adequado para estimar

o desempenho de um reator UASB tratando esgoto. Os autores operaram dois reatores UASB,

40

em escala piloto, tendo a mesma geometria e volume (1,2 m3), no entanto um dos reatores,

além do separador de fases convencional, teve a adição de placas paralelas (confeccionadas

em fibra de vidro, com largura de 0,5 m e profundidade de 0,35 m, colocadas em um ângulo

de 45° com espaçamento de 0,07 m entre as placas) sobre o separador. Com base no gráfico

das frações de DQO digerida, DQO convertida em lodo volátil (mSx) e DQO no efluente (mSe)

em função da idade de lodo, foi observado que, se a idade de lodo é usada como a variável

independente, as frações de DQO mSe e mSx nos reatores com e sem placas paralelas, podem

ser descritas como uma única curva, significando que para uma determinada idade do lodo, as

frações da DQO do afluente, descarregada no efluente ou convertida em lodo (e

consequentemente, também a fração digerida) não variam significativamente,

independentemente da concepção do separador de fase ou do TDH que é aplicado.

Concluíram, portanto, que a idade de lodo, e não o tempo de detenção hidráulica é o

parâmetro adequado para descrever o desempenho do reator UASB para o tratamento de

águas residuárias sob condições específicas (características de temperatura, esgotos, etc.).

Destaca-se ainda que há valores mínimos de TDH e de idade de lodo, abaixo dos quais a

metanogênese não ocorre, nessas condições o material orgânico deixa o reator, ou no efluente,

ou como material floculado no lodo de excesso. O TDH mínimo depende da eficiência do

separador de fases já o valor mínimo da idade do lodo depende da taxa de crescimento

máximo específico das bactérias metanogênicas, que sofre influência da temperatura, e de

outros fatores inerentes à composição do esgoto (VAN HAANDEL et al., 2015).

Em relação aos parâmetros adequados para o dimensionamento de projetos de reatores UASB,

ainda são necessários estudos que complementem e levem a um consenso tanto sobre os

parâmetros de projeto, como das condições operacionais, podendo assim, contribuir de

maneira significativa para a expansão e a maior aplicabilidade dos reatores UASB.

2.4.2 Projeto de reatores UASB e a influência sobre seu desempenho

O uso de sistemas anaeróbios de alta taxa, do tipo UASB, tem bastante aplicabilidade e vem

ganhando destaque no mundo todo. Segundo Tiwari et al. (2006) são mais de 1000 reatores

UASB instalados e em operação em diferentes regiões do mundo. Contundo, ainda são muitos

os impasses que precisam ser resolvidos e na última década, foram vários os trabalhos

enfatizando os pontos fracos deste tipo de tratamento. As publicações mais recentes incluem

41

aspectos inerentes ao processo de digestão anaeróbia (AIYUK et al., 2006; GOMEC, 2010),

granulação e partida (LEITÃO, 2004; TIWARI et al., 2006; CHONG et al., 2012) e processos

de pós-tratamento (CHAN et al., 2009; KASSAB et al., 2010; KHAN et al., 2011). Outro

aspecto bastante mencionado nesses trabalhos é relacionado ao aperfeiçoamento e

desenvolvimento de projetos melhorados, com vistas à maior retenção de lodo dentro do

sistema.

O desempenho dos reatores UASB como unidade de tratamento de esgotos domésticos, sob

condições adequadas, é bastante notável. Em regiões com clima quente (temperatura ˃ 20°C)

a alta eficiência de remoção de material orgânico (65 a 80%) nos reatores UASB

convencionais pode ser obtida a um curto tempo de detenção hidráulica (VAN HAANDEL;

LETTINGA, 1994). Segundo Cavalcanti (2003) e van Haandel et al. (2015) esse fato pode ser

atribuído principalmente à aplicação do separador de fases, o que, em princípio, torna a idade

de lodo independente do TDH.

As águas residuárias domésticas apresentam concentração de material orgânico que varia de

250 a 1000 mgDQO.L-1

e apesar da concentração relativamente baixa quando comparadas

com efluentes industriais, por exemplo, estas são altamente complexas. A complexidade na

composição dos esgotos domésticos pode afetar uma das etapas principais da digestão

anaeróbia, a hidrólise. Para evitar problemas dessa natureza Aiyuk et al. (2006) propõem

medidas para o pré-tratamento e para o pós-tratamento. No pré-tratamento é recomendada a

aplicação de pré-sedimentação para remoção de parte dos sólidos suspensos, a qual pode

ainda ser auxiliada pela adição de polieletrólitos, enquanto no pós-tratamento recomendam a

adição de unidades complementares aos reatores UASB para favorecer a melhor remoção de

sólidos suspensos. Nem sempre são viáveis medidas complementares, principalmente das

alternativas de pré-tratamento, no entanto o problema dos sólidos no efluente pode ser

atenuado com projetos que favoreçam a melhor retenção de sólidos no sistema, sendo um

exemplo disso a proposta de configuração melhorada apresentada por van Haandel et al.

(2015).

A deterioração da qualidade do tratamento nos reatores UASB pode ser atribuída à

incapacidade do separador de fases de reter eficientemente o lodo dentro da zona de digestão,

por um longo período de tempo, assim, o curto tempo que o lodo passa dentro do reator não é

suficiente para que ocorra a degradação da DQO biodegradável e solúvel. Portanto, o aumento

42

da DQO no efluente é, em parte, devido ao material biodegradável afluente que aumenta com

a diminuição do TDH. O lodo expulso do sistema também aumenta com a redução do TDH,

pois parte do material particulado e solúvel presente no efluente é descarregado antes que

ocorra a etapa de hidrólise. Assim, a matéria orgânica estará associada ao lodo de excesso no

efluente. Ressalta-se que melhorias nos mecanismos de retenção do lodo poderiam reduzir a

concentração de lodo no efluente, de tal modo que tal problemática seria resolvida

(CAVALCANTI, 2003).

Leitão et al. (2006) afirmam que o comportamento hidrodinâmico da manta de lodo nos

reatores UASB ainda não está bem elucidado, fazendo com que o projeto e a operação destes

reatores sejam realizados pelo método de tentativa e erro, principalmente no que diz respeito à

altura apropriada da manta de lodo ou ao espaço entre a manta e o separador de fases.

Segundo Silva (2015) um aspecto negativo dos reatores UASB para o tratamento de esgotos

domésticos é a necessidade de grande volume ocupado por dispositivos de decantação e coleta

de gases. Isso ocorre porque normalmente, os reatores são construídos com alturas de 4,0 a

5,0 m. No entanto, o compartimento de decantação só pode chegar até cerca de 2,0 m de

altura. Isso implica dizer que, em quase 50% do volume do reator, não há digestão expressiva

da matéria orgânica. Embora se entenda que essa altura seja usada como medida de segurança

operacional para os reatores em escala plena, para os sistemas unifamiliares pode-se projetar

reatores com alturas menores, desde que atinjam boa eficiência e estabilidade operacional.

Uma alternativa que pode ser empregada para solucionar este problema está sendo o foco do

presente trabalho, no qual o desenvolvimento de reatores com diferentes zonas de

sedimentação e digestão pode apontar para eficiências de remoção satisfatórias em reatores

com menor relação altura/diâmetro que aquelas preconizadas pelas normas de

dimensionamento da ABNT.

Oliveira e von Sperling (2011), em um estudo realizado com dez reatores UASB em escala

plena, mostraram que grande parcela dos reatores analisados apresentou baixa eficiência. Os

parâmetros avaliados no estudo foram DBO, SST e DQO. Os resultados obtidos para as

concentrações de DQO e de sólidos mantiveram-se acima de 100 mg. L-1

em quase metade

das amostras analisadas. Diante destes resultados os autores propõem que sejam buscadas

melhorias no projeto e na operação dos reatores UASB.

43

2.4.3 Pesquisas e experiências práticas com reatores modificados

O separador de fases convencional se compõe de elementos prismáticos colocados no reator

UASB, dividindo-o em uma zona inferior de digestão e uma zona superior de sedimentação.

Esse separador divide as três fases do reator (sólido-líquido-gás), por dois mecanismos

distintos. A separação das fases gás/líquido e gás/sólido que ocorre abaixo das unidades

prismáticas, na interface da fase do líquido na câmara de gás, sendo o gás retirado e os sólidos

retornados à zona inferior de digestão. Já a separação sólido/líquido adicional ocorre na zona

de sedimentação, acima dos elementos de separação; desse modo, as partículas com taxa de

sedimentação suficientemente elevada superam a força de arraste do fluxo ascendente do

líquido e, eventualmente, sedimentam sobre os elementos de separação. Os sólidos

sedimentados acabam voltando para a zona de digestão, quando uma camada de lodo com

massa suficiente é acumulada (VAN HAANDEL et al., 2015).

Castro (2010) propôs uma nova configuração de separador de fases, com o objetivo de

melhorar a eficiência na remoção de sólidos. A proposta consiste em adotar uma maior área

de abertura de passagem da câmara de decantação, a fim de obter menores velocidades de

passagem. O separador em forma de cone, com saída de biogás através de tubulação para

câmaras de captação lateral, é composto por três separadores, em forma de troncos de cones

invertidos, que defletem os gases para a lateral do reator, como ilustrado na Figura 2.1. O

reator que foi instalado na ETE SANEATINS, em Palmas, Tocantins, teve 50% do seu

volume inoculado com lodo granular e tinha as seguintes características: Volume – 15 m3;

Câmara de digestão – 3,0 m de altura; Câmara de decantação – 2,2 m de altura; Borda livre –

0,3 m; Separador trifásico – 4 unidades: 1 na forma de cone e 3 na forma de tronco de cone

invertido; Alimentação – esgoto doméstico e vazão de 0,5 L.s-1

.

O autor obteve resultados para os parâmetros DQO e SST compatíveis com os dados

apresentados para reatores convencionais. Quanto à configuração do decantador não foi

possível comprovar uma significativa melhora na remoção de SST, pois os valores obtidos

são semelhantes aos apresentados na literatura. O reator operou estável por 70 dias, mas com

80 dias de operação a eficiência diminuiu, provavelmente pela falta de descarte intencional de

lodo.

44

Figura 2.1 – Cortes com dimensões do reator UASB estudado por Castro (2010).

Fonte: Castro (2010).

Van Haandel et al. (2015) propuseram um projeto alternativo para o separador de fases, com o

objetivo de avaliar o efeito da aplicação de placas paralelas sobre o separador de fases no

desempenho do reator UASB. O separador de fases proposto era composto por duas partes:

um separador convencional, que efetua a separação de biogás e de parte do lodo, sobre o qual

foram adicionadas placas paralelas que tinham a função de facilitar a sedimentação e, assim,

reter os flocos que escapam do separador convencional. Assim, quando uma partícula de lodo

se desloca entre duas placas, ela sedimenta e toca na segunda placa, antes que o efluente deixe

a zona de sedimentação, sendo retida e eventualmente depositada sobre a placa.

O experimento foi conduzido em dois reatores de 1,2 m3 (escala piloto), com mesma

geometria. Um reator convencional e outro com a adição das placas paralelas ambas

alimentadas com esgoto bruto (vazão constante) da cidade de Campina Grande. A zona de

digestão dos reatores tinha altura de 1 m e diâmetro de 0,8 m, o separador foi construído em

fibra de vidro, assim como as placas, com largura de 0,5 m, alocadas a uma profundidade de

0,35 m, com ângulo de 45° e espaçamento de 0,07 m. O tempo de detenção hidráulica

aplicado variou de 1,5 a 12 horas, sendo avaliada a estabilidade operacional e analisando os

seguintes parâmetros: pH, alcalinidade total, ácidos graxos voláteis, eficiência de remoção de

DQO, produção e composição do lodo. Durante a operação, não houve descarga intencional

do lodo de excesso.

Os resultados obtidos mostraram concentrações médias de AGVs inferiores a 60 mg.L-1

, o que

garantiu a estabilidade do sistema e reduziu o risco de azedamento do mesmo. A eficiência de

45

remoção do material orgânico foi satisfatória, no entanto, para tempo de detenção hidráulica

igual ou inferior a 4 horas, o rendimento do sistema foi reduzido. Os dados apontaram a

influência do separador de fases sobre o desempenho do reator UASB, em termos de

eficiência do tratamento. Para a mesma fração da DQO digerida, o TDH no reator com o

separador melhorado é cerca de metade do valor necessário para o reator com separador

convencional. Assim, subentende-se que a introdução das placas paralelas no reator levou a

duplicação da sua capacidade volumétrica de tratamento o que pode ser considerado uma boa

opção, desde que confirmada a sua eficiência para o tratamento.

Pereira (2012) também desenvolveu seus experimentos com um reator diferenciado; neste

caso foi desenvolvido um reator com duplo estágio de coleta de biogás. Os reatores com

volume de 343 litros e 3,0 m de altura foram instalados no Centro de Pesquisas e Treinamento

em Saneamento (CePTs – UFMG). O reator foi desenvolvido com a seguinte concepção: o

primeiro estágio foi colocado a 1 m do fundo do reator que visava concentrar e direcionar o

fluxo das três fases a fim de propiciar melhores condições de mistura hidráulica no interior do

segundo estágio, favorecendo a ocorrência de mecanismos de degradação e transporte

hidráulico da escuma. O segundo estágio se assemelha a um separador trifásico convencional,

porém com orifícios que permitem a saída da escuma. Este reator foi operado em paralelo

com um reator UASB convencional de mesmo volume, para comparação do desempenho de

ambos sob diferentes aspectos.

Em relação à remoção do material orgânico os reatores foram operados em quatro fases

distintas com TDH de 7 horas para as fases 1, 3, 4 e 5 horas para a fase 2. A fase 1 operou

com lodo granular estável uma vez que o reator já estava em operação há mais de 3 anos, já

na fase 4 foi acompanhado o desempenho com um lodo não adaptado adicionado ao reator

(adição de 40 litros de lodo floculento). Outra diferença entre as fases era em relação aos

orifícios de saída de escuma; nas fases 1, 2 e 4 os orifícios estavam abertos enquanto na fase 3

estavam fechados. Com exceção da fase 4, nas demais fases houve descarte de lodo a cada 30

dias de operação.

O reator modificado operado com TDH de 7 horas (ou 5 horas), com orifícios de saída da

escuma abertos e com descartes de lodo frequentes (30 dias) apresentou um desempenho

inferior ao reator convencional, com relação à remoção de matéria orgânica da fase líquida.

No entanto, quando o reator modificado foi operado sob estas mesmas condições, mas sem

46

descartes de lodo frequentes, os resultados foram satisfatórios, uma vez que o mesmo foi

capaz de atender aos padrões de lançamento de efluentes de DQO em 100% das amostras

coletadas e em 80% no caso da DBO. Tal fato deve-se à maior idade de lodo alcançada para

esta estratégia de operação. Nas condições de operações com TDH de 7 horas com os orifícios

de saída da escuma fechados e com descartes de lodo realizados a cada 30 dias, o reator

modificado apresentou melhora no desempenho da remoção de matéria orgânica. No entanto,

este resultado foi irrelevante, uma vez que não houve o controle simultâneo da escuma.

2.5 Influência da temperatura sobre os processos anaeróbios

A temperatura é um fator importante no tratamento anaeróbio, uma vez que a cinética das

reações é alterada pela sua variação. As variações na temperatura podem afetar drasticamente

o desempenho dos reatores anaeróbios, devido a diferentes respostas dos grupos metabólicos

envolvidos no processo.

Em suma, quanto menor a temperatura, menor a velocidade da reação, significando a

necessidade de maior tempo para o tratamento anaeróbio, devido à menor atividade dos

microrganismos. Os microrganismos podem se desenvolver em diferentes faixas de

temperatura, havendo aqueles que têm o seu metabolismo característico a temperaturas

inferiores a 20°C, são os microrganismos psicrófilos. Na faixa situada entre 20°C e 40°C, a

mais comum para o tratamento anaeróbio em países tropicais e subtropicais, estão os

microrganismos mesofílicos, e acima de 40°C estão os microrganismos termofílicos (KATO

et al., 2000).

Uma queda na atividade metanogênica ocorre a temperaturas inferiores a 16°C, o que pode

levar ao um acúmulo de AGV e à queda do pH. Além disso, a hidrólise diminui

significativamente abaixo dessa temperatura e uma acumulação de sólidos suspensos inertes

no reator pode ocorrer, diminuindo assim o TDH e causando a deterioração da qualidade do

lodo (KATO et al., 2000 ).

Quando a temperatura é elevada as taxas de conversão da matéria orgânica no processo

anaeróbio também são elevadas (LUOSTARINEN et al., 2007), da mesma forma que a queda

na temperatura leva à baixa produção de biogás nos reatores e, consequentemente, a uma

mistura insuficiente. Quando a temperatura é baixa, o material orgânico normalmente

47

permanece com maior parcela não degradada como resultado da lenta taxa de hidrólise dos

sólidos voláteis num dado TDH, que, normalmente, tende a ser mais longo (BOGTE et al.,

1993; VAN LIER et al., 1996; SEGHEZZO, 2004).

Segundo Kato et al. (2000) não há uma configuração específica de reator para cada faixa de

temperatura, embora haja dispositivos que permitem manter a temperatura desejada nos

reatores. Normalmente, quando se deseja aumentar a temperatura (situação comum para

países de clima frio), faz-se uso de aquecimento, via externa, usando energia de diversas

fontes, inclusive, do próprio biogás gerado no tratamento.

Ladu e Lu (2014) operaram um filtro anaeróbio com capacidade total de 90 litros, alimentado

com esgoto por um período de seis meses, aplicando as condições operacionais descritas na

Tabela 2.4. Os autores concluíram que quando diminui o tempo de detenção hidráulica as

taxas de remoção de DQO também diminuem, independentemente das concentrações iniciais

aplicadas. Em relação à temperatura, observaram que o aumento da temperatura resultou em

melhores eficiências de remoção de DQO.

Tabela 2.4 – Condições operacionais aplicadas no trabalho de Ladu e Lu (2014) para

diferentes temperaturas.

TDH (d) 3 2 1 4 3

Temperatura (°C) 18 21,5 24,2 30,7 27

COA (kg/m3/d) 0,07 0,11 0,19 0,05 0,08

Remoção DQO (%) 44 40 32 81 80

Legenda: COA – Carga Orgânica Aplicada.

Fonte: Adaptado de Ladu e Lu (2014).

Rizvi et al. (2014) avaliaram a partida e o desempenho de reatores UASB em escala de

bancada tratando esgoto doméstico da cidade de Lahore (Paquistão), conforme condições

operacionais apresentadas na Tabela 2.5. Observaram que o desempenho do reator tratando

esgoto doméstico melhorou com o aumento da temperatura e da idade de lodo. Segundo os

autores a baixa eficiência de remoção, sob condições psicrofílicas (17°C) e menor idade de

lodo, podem ser atribuídas à lenta granulação do lodo, baixa concentração de biomassa, o que,

consequentemente, reduz a hidrólise, a taxa de consumo de substrato e a atividade

metanogênica do lodo.

48

Tabela 2.5 – Condições operacionais aplicadas no trabalho de Rizvi et al. (2014) para

diferentes temperaturas.

Idade de lodo (d) 60 90 120 150 180

Temperatura (°C) 17 20 25 30 35

Remoção DQO (%) 57 61 75 79 80

Fonte: Adaptado de Rizvi et al. (2014).

Na Tabela 2.6 são apresentadas a síntese das condições operacionais e as eficiências médias

de DQO obtidas por diversos autores operando reatores UASB, sob diferentes condições de

temperatura.

A partir dos estudos mostrados dois importantes aspectos foram observados:

Considerando os resultados apresentados, de fato, temperaturas acima dos 20°C parecem

ser as condições adequadas para o perfeito desenvolvimento da digestão anaeróbia, já que

são nestas condições que as eficiências de remoção de DQO apresentam-se sempre

superiores a 70%.

É constatável a necessidade de realização de pesquisas em escalas maiores, por exemplo,

piloto ou de demonstração, para que os valores obtidos e as condições impostas estejam

mais próximos das reais. Esses trabalhos também necessitam ser levados a efeitos em

países tropicais, para comprovação efetiva das melhores condições de digestão em regiões

como o Nordeste brasileiro.

49

Tabela 2.6 – Condições operacionais e eficiências médias de remoção de DQO obtidas para reatores UASB tratando efluentes de origem

doméstica, sob diferentes condições de temperatura.

Referência Escala Substrato

Condições operacionais Eficiência de remoção

DQO (%) Temperatura °C TDH (horas)

Uemura e Harada

(2000) Bancada Esgoto doméstico 25 – 22 – 19 – 16 - 13 4,7 70 – 70 – 72 – 71 - 64

Singh e

Viraraghavan

(2003)

Bancada Esgoto doméstico 32 – 20 – 15 – 11 - 6 Entre 48 e 3 87 – 84 – 79 – 60

Halalsheh et al.

(2005) Demonstração Esgoto doméstico

25 (verão)

18 (inverno) 8 – 5 - 6

62 (verão)

51 (inverno)

Feng et al. (2008) - Esgoto diluído 28 – 18 – 10 ± 1 18 – 12 - 9 78,6 a 58,4

Lew et al. (2011) Bancada Esgoto doméstico 28 – 15 - 10 6 78 – 66 – 42 (DQOb)

84 – 75 – 47 (DQOdec)

Bandara et al.

(2012) Bancada Esgoto doméstico

31 (verão)

6 (inverno)

-

> 50 (verão)

< 40 (inverno)

Legenda: DQOb - Demanda Química de Oxigênio do efluente bruto; DQOdec - Demanda Química de Oxigênio do efluente decantado.

50

2.6 Granulação de lodo anaeróbio em reatores UASB

Embora ainda existam muitos enigmas a respeito das diversas causas que levam a granulação

do lodo anaeróbio, esta não é algo novo. O fenômeno foi descoberto em 1969, por Young e

McCarty (YOUNG; MCCARTY, 1969), quando utilizaram um filtro anaeróbio.

Posteriormente, em 1976, foi observada a granulação em uma planta piloto de 6 m3 instalada

em uma fabrica de açúcar em Breda, na Holanda (LETTINGA et al., 1977). Desde então,

inúmeros pesquisadores, de todo o mundo, têm estudado o processo de granulação. Uma

extensa revisão acerca do tema é apresentada por Hulshoff Pol et al. (1983); Liu et al. (2003);

Hulshoff Pol et al. (2004) e Pereira (2012). Um importante aspecto mostrado em todos esses

trabalhos é a granulação como alternativa para a redução do período de partida dos reatores

UASB, período este considerado longo, normalmente de 4 a 6 meses, fato avaliado pelos

autores como desvantagem da tecnologia anaeróbia.

Para Hulshoff Pol et al. (2004) a formação do lodo granular anaeróbio pode ser apontado

como a principal razão para o sucesso da aplicação dos reatores UASB no tratamento de

esgoto industrial, pois o mesmo pode tratar elevadas cargas orgânicas, maiores que os

sistemas de lodo ativado, com redução significativa da área necessária para a implantação do

sistema e ainda com baixo custo operacional. O lodo granular apresenta excelentes

características de sedimentação, chegando a 60 m.h-1

, enquanto a velocidade ascensional se

mantém abaixo de 2 m.h-1

(SUBRAMANYAM, 2013). A atividade metanogênica também é

elevada, o que confere maior capacidade de degradação da carga orgânica aplicada. Todas

estas vantagens garantem a possibilidade de elaboração de projetos mais compactos e de

baixo custo.

Alphenaar et al. (1993) e Liu et al. (2003) afirmam que os grânulos são formados através da

auto-imobilização dos microrganismos, formando densos aglomerados com elevada

sedimentabilidade, sendo compostos por diferentes bactérias e consórcios microbianos na

ausência de um meio suporte sólido. Essa agregação faz com que a granulação nos sistemas

anaeróbios os torne uma das biotecnologias mais favoráveis, uma vez que o volume do reator

é preenchido pela própria biomassa, não havendo necessidade de nenhum meio suporte.

51

2.6.1 Pesquisas e experiências com sistemas anaeróbios que granularam

Nos últimos anos vários artigos sobre o atual estado da arte da granulação foram publicados,

abordando diversos aspectos inerentes à granulação microbiana. As teorias da granulação em

reatores UASB nas últimas duas décadas foram abordadas por Hulsholff Pol et al. (2004).

Aspectos inerentes à biogranulação e os fatores que influenciam este fenômeno, as

características dos biogrânulos e sua aplicação no tratamento de esgotos industriais (LIU et

al., 2003), avaliação das características físico-químicas dos grânulos: sedimentação,

morfologia, estabilidade mecânica, entre outras características (LIU et al., 2009). Habeed et

al. (2011) revisaram a formação e o desenvolvimento dos grânulos e os principais fatores que

afetam esse processo. Subramanyan (2013) fez uma extensa revisão sobre o que vêm sendo

discutido a respeito das características físico-químicas e morfológicas, no que diz respeito à

granulometria, a velocidade de sedimentação, a densidade, a estrutura microbiana, os grupos

funcionais microbianos, entre outros aspectos.

Grande esforço tem sido empregado na tentativa de consolidar as condições operacionais

ótimas para o desenvolvimento da granulação em reatores UASB. Durante a avaliação dos

estudos apresentados ao longo da revisão, foram observadas notáveis variações entre os

aspectos operacionais e de projeto dos reatores UASB que podem favorecer a granulação em

sistemas tratando esgoto doméstico. Mudanças nos tempos de detenção hidráulica ou uma

simples alteração no mecanismo de retenção da biomassa no sistema podem favorecer a

granulação.

Todos os trabalhos analisados dão indícios de que o baixo TDH, aliado à alta velocidade

ascensional, favorece sobremaneira a granulação. Podemos ressaltar que ainda são necessárias

experiências com a utilização de reatores UASB tratando esgoto doméstico, pois o processo

de granulação em reatores alimentados com esgoto doméstico ainda não foi completamente

elucidado (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994; AIYUK et al., 2006; O‘FLAHERTY et al.,

2006).

Além destes trabalhos, uma série de experiências práticas é relatada por diversos

pesquisadores, algumas delas de maior relevância para o embasamento teórico e prático desta

pesquisa, foram sintetizados na Tabela 2.7.

52

Tabela 2.7 – Síntese de condições operacionais e principais resultados obtidos com sistemas de tratamento que granularam.

Ref.* Sistema Condições operacionais Resultados

1

Escala bancada TDHUASB: 7,5 - 6,9 horas

TDHUASB+CSRT (h): 40,2 horas

Vasc.: 0,65 VUASB: 1,0 litro

VUASB+CSRT: 5,0 litros

Temperatura (°C): 30 ± 1

A pressão de seleção imposta ao lodo por meio da aplicação de diferentes TDHs é

um dos fatores determinantes ao processo de granulação.

Curto TDH aliado a elevada velocidade ascensional causa a lavagem do lodo

disperso e promover a granulação.

Não houve granulação na combinação UASB/CSRT.

UASB

UASB + CSTR

2

Escala bancada TDH: 48 – 18 horas

COA: 2,0 – 8,0 gDQO.L.d-1

VUASB: 7,3 litros

Temperatura (°C): 35 ± 1

Após 30 dias de operação já se observou o desenvolvimento dos grânulos. Os

grânulos atingiram 4,0 mm de diâmetro.

Há um bom desempenho da granulação quando se adiciona ou já vêm

concentrações de cálcio no afluente, mas esta concentração não deve ultrapassar

300 mg.L-1.

UASB (6 unidades)**

3

Escala bancada Temperatura (°C): 35 ± 1

Mesmo utilizando substrato sintético favorável ao desenvolvimento dos

exopolissacarídeos (ECP), não houve sucesso na granulação. UASB (3 unidades)

4

Escala bancada TDH: 8 – 0,5 horas

Vazão afluente: 8,7 – 139,2 L.d-1

V: 7,3 litros

Temperatura (°C): 50

Um curto TDH pode lavar do sistema o lodo floculento, promovendo assim a

granulação.

O lodo granular teve seu diâmetro aumentado de 0,3 para 3,4 mm a medida que

houve a diminuição do TDH.

A redução no TDH aumenta a velocidade ascendente favorecendo sobremaneira a

granulação.

UASB

5

Escala piloto TDH: 5 e 7 horas

V: 343 litros

A granulação teve início entre 30 e 50 dias após a inoculação.

O autor observou a granulação mais expressiva no UASB modificado e justifica que tal fato deve-se provavelmente ao melhor separador de fases instalado nesta

unidade. UASB modificado

Legenda: *Referências: 1 - Alphenaar et al. (1993); 2 - Yu et al. (2001); 3 - Zhou et al. (2006); 4 - Kim et al., (2014); 5 - Pereira (2012).

Nota: **Foram adicionados nos reatores concentrações de cálcio de 150, 300, 450, 600 e 800 mg.L-1.

53

3. OBJETIVOS

3.1 Objetivo geral

Propor uma concepção modificada de reatores UASB com geometria diferenciada, como

alternativa para o tratamento de esgotos domésticos em escala unifamiliar.

3.2 Objetivos específicos

1. Avaliar a influência da geometria dos reatores UASB sobre a remoção de matéria

orgânica;

2. Avaliar os efeitos das variações de carga hidráulica sobre o desempenho dos reatores

UASB;

3. Avaliar a relação entre a eficiência da digestão anaeróbia com os parâmetros

temperatura e idade de lodo, para o tratamento de esgoto doméstico.

54

4. HIPÓTESES

Reatores UASB com alterações nas zonas de sedimentação e digestão podem substituir os

tanques sépticos, propiciando melhor eficiência no tratamento.

Reatores UASB com geometria otimizada podem aumentar a estabilidade operacional do

sistema, uma vez que tal mecanismo favorece a manutenção de maior quantidade de

biomassa e, portanto, maior idade de lodo.

As variações de carga hidráulica provocadas pelos picos de vazão em sistemas de

tratamento unifamiliar afetam sobremaneira o desempenho dos sistemas, podendo levá-

los a redução da eficiência pelo aumento da concentração de sólidos no efluente.

As frações de material orgânico em reatores UASB são influenciadas pelos parâmetros

temperatura e idade de lodo, podendo atingir sua taxa máxima quanto maior for à idade

de lodo.

55

5. METODOLOGIA GERAL

Este capítulo tem por objetivo apresentar as características gerais do aparato experimental

utilizado na pesquisa, os procedimentos de amostragem e as condições operacionais impostas

aos sistemas durante a condução do experimento. Os detalhes referentes a cada etapa das

investigações serão expostos nos seus respectivos capítulos.

5.1 Aparato experimental

A pesquisa foi realizada na Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos

Sanitários (EXTRABES), localizada no bairro do Catolé, na cidade de Campina Grande,

Paraíba. O local é destinado a pesquisas desenvolvidas pela Universidade Federal de Campina

Grande e pela Universidade Estadual da Paraíba (UFCG/UEPB), na área de engenharia

sanitária e ambiental.

Os experimentos foram conduzidos em diferentes sistemas de tratamento anaeróbio do tipo

UASB, em escala piloto (oito reatores com volume de 240 litros) e em escala de bancada

(quatro reatores com volume de 25 litros). Os reatores pilotos apresentam configuração

diferenciada, sendo tratados, ao longo do texto, pela expressão modificado. Os reatores

modificados foram denominados por RØZS

ØZD, onde o índice sobrescrito indica o diâmetro da

zona de sedimentação e o índice subscrito representa o diâmetro da zona de digestão.

A montagem e a operação dos sistemas ocorreram no período entre junho de 2013 e junho de

2016, totalizando 36 meses. O tempo necessário para o monitoramento de cada unidade é

apresentado na Tabela 5.1. O período entre junho e dezembro de 2013 foi destinado à

execução do projeto dos reatores, à montagem e aquisição dos equipamentos necessários ao

funcionamento dos mesmos.

Tabela 5.1 – Período operacional dos reatores UASB.

Sistema Escala/Volume (L) Período operacional (dias)

UASB – Y Bancada / 25 350

UASB modificado grupo 1 Piloto / 240 396

UASB modificado grupo 2 Piloto / 240 200

A Figura 5.1 apresenta um fluxograma indicando todos os sistemas que foram monitorados

durante a pesquisa.

56

Figura 5.1 – Fluxograma representativo dos sistemas monitorados na pesquisa.

Legenda: *Grupo 1 – Diâmetro da zona de digestão 0,3 m; Grupo 2 – Diâmetro da zona de digestão 0,4 m;

R0,80,3 – Reator com maior zona de sedimentação; R0,7

0,3 – Reator com zonas de sedimentação e digestão

intermediárias; R0,60,3 – Reator com maior altura na zona de digestão; R0,75

0,4 – Reator com maior zona de

sedimentação; R0,70,4 – Reator com zonas de sedimentação e digestão intermediárias; R0,65

0,4 – Reator com maior

altura na zona de digestão; RC – Reator convencional; RY – Reator com decantador lateral; R25 – Reator

operando a temperatura ambiente; R20 - Reator com temperatura controlada a 20°C; R15 - Reator com

temperatura controlada a 15°C; R12 - Reator com temperatura controlada a 12°C.

Fonte: Próprio autor.

5.2 Reatores UASB modificados

5.2.1 Reatores UASB modificados grupo 1

Foram projetados e operados três reatores UASB modificados, com diâmetro de 0,3 m na

zona de digestão. Embora os reatores tenham o mesmo volume, há uma variação entre as

zonas de sedimentação e digestão. Desse modo um aumento na zona de digestão era

compensado por uma diminuição na zona de sedimentação, portanto, os três reatores possuem

alturas distintas, sendo caracterizadas a seguir:

R0,8

0,3 – Reator UASB em escala piloto (V = 240 litros), que apresenta maior volume

na zona de sedimentação, portanto, menor volume na zona de digestão.

57

R0,7

0,3 – Reator UASB em escala piloto (V = 240 litros), com as mesmas

características de volume total que o R0,8

0,3 e o R0,6

0,3, sendo este o que apresenta

zonas de sedimentação e digestão intermediárias.

R0,6


características de volume total dos reatores R0,8

0,3 e R0,7

0,3, porém apresentando maior

altura na zona de digestão, portanto, menor volume na zona de sedimentação.

As dimensões e alguns detalhes da configuração dos reatores são ilustrados esquematicamente

na Figura 5.2. A Tabela 5.2 apresenta uma síntese das principais dimensões dos reatores

R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3.

Figura 5.2 – Representação esquemática dos reatores modificados R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3.

Legenda: (1) – Diâmetro da zona de sedimentação; (2) – Altura da zona de sedimentação; (3) – Diâmetro do

separador de fases; (4) – Altura da zona de transição; (5) – Diâmetro da zona de digestão; (6) – Alturas das

torneiras para coleta do perfil de lodo; (7) – Esgoto bruto afluente; (8) – Altura da zona de digestão; (9) – Altura

total do reator; (10) – Saída do efluente final. *Dimensões em metros.


58

Tabela 5.2 – Principais características dos reatores UASB modificados R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3.

Característica

R0,6

0,3 R0,7

0,3 R0,8

0,3

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Material F.V1 F.V - F.V F.V - F.V F.V -

Diâmetro (m) 0,3 0,6 - 0,3 0,7 - 0,3 0,8 -

Altura (m) 2,61 0,39 3,0 2,28 0,42 2,7 1,7 0,45 2,15

Volume2 (L) 183 35 240 144 46 240 124 58 240

P. A. L3 7 - 7 7 - 7 6 - 6

Legenda: 1 Reatores confeccionados em fibra de vidro; 2 No volume total apresentado está incluído o volume da

zona de transição, não apresentado na tabela; 3 Pontos de amostragem do lodo.

5.2.2 Reatores UASB modificados grupo 2

Os reatores UASB modificados que compõem o grupo 2 possuem a mesma geometria básica

dos reatores do grupo 1, porém com um aumento no diâmetro da zona de digestão de 0,3 m

para 0,4 m e um aumento do diâmetro da zona de sedimentação fazendo com que estes

reatores tivessem uma relação altura/diâmetro menor que os reatores que compõem o grupo 1

(0,3 m na zona de digestão). Assim, estas unidades tornaram-se mais compactas, devido à

redução da altura, sendo caracterizados como descrito, a seguir:

R0,75

0,4 – Reator UASB em escala piloto (V = 240 litros), apresentando as mesmas

características de volume total que os reatores com diâmetro de 0,3 m na zona de

digestão, porém com variações nas zonas de sedimentação e digestão, sendo este o

que apresenta maior volume na zona de sedimentação, portanto, menor volume na

zona de digestão para as unidades de 0,4 m de diâmetro na zona de digestão.

R0,7

0,4 – Reator UASB em escala piloto (V = 240 litros) com as mesmas características

de volume total, porém com variações nas zonas de sedimentação e digestão, sendo

este o que apresenta zonas de sedimentação e digestão intermediárias para as

unidades de 0,4 m de diâmetro na zona de digestão.

R0,65


características de volume total, porém com variações nas zonas de sedimentação e

digestão, sendo este o que apresenta maior volume (altura) na zona de digestão,

59

portanto, menor volume na zona de sedimentação para as unidades de 0,4 m de

diâmetro na zona de digestão.

As dimensões e alguns detalhes da configuração desses reatores são representados

esquematicamente na Figura 5.3. A Tabela 5.3 apresenta uma síntese das principais

dimensões dos reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4.

Figura 5.3 – Representação esquemática dos reatores modificados R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4.

Legenda: (1) – Diâmetro da zona de sedimentação; (2) – Altura da zona de sedimentação; (3) – Diâmetro do

separador de fases; (4) – Altura da zona de transição; (5) – Diâmetro da zona de digestão; (6) – Alturas das

torneiras para coleta do perfil de lodo; (7) – Esgoto bruto afluente; (8) – Altura da zona de digestão; (9) – Altura

total do reator; (10) – Saída do efluente final. *Dimensões em metros.


Tabela 5.3 – Principais características dos reatores UASB modificados R0,75

0,4, R0,7

0,4 e

R0,65

0,4.

Característica

R0,65

0,4 R0,7

0,4 R0,75

0,4

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Zona de

digestão

Zona de

decantação

Total

Material F.V1 F.V - F.V F.V - F.V F.V -

Diâmetro (m) 0,4 0,65 - 0,4 0,7 - 0,4 0,75 -

Altura (m) 0,99 0,47 1,46 0,84 0,50 1,34 0,65 0,50 1,15

Volume2 (L) 158 55 240 142 65 240 120 72 241

P. A. L3 5 - 5 5 - 5 4 - 4


zona de transição, não apresentado na tabela; 3 Pontos de amostragem do lodo.

60

5.3 Reator UASB convencional e UASB - Y

Para fins de comparação com os sistemas modificados foram construídos e operados um

reator UASB convencional e um reator UASB – Y. A diferença básica entre essas duas

configurações está no separador das fases sólida, líquida e gasosa. No reator UASB

convencional o separador está colocado internamente, enquanto que no UASB – Y o

separador é externo. Estes foram caracterizados como descrito a seguir:

RY - Reator UASB em escala piloto (V = 240 litros), com mesmo volume dos reatores

modificados, no entanto a diferença encontra-se no separador sólido-gás-líquido,

conforme descrito anteriormente.

Reator UASB convencional (RC) em escala piloto (V = 240 litros), com mesmo

volume dos reatores modificados, no entanto apresenta projeto clássico no qual a zona

de digestão tem a mesma área que a zona de sedimentação. Como a área do

decantador é pequena, a altura desta unidade é relativamente grande.

As dimensões e alguns detalhes da configuração de ambos reatores são representados

esquematicamente na Figura 5.4. A Tabela 5.4 apresenta uma síntese das principais

dimensões dos reatores RY e RC.

Tabela 5.4 – Principais características dos reatores UASB - Y (RY) e convencional (RC).

Característica

RY RC

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Zona de

digestão

Zona de

decantação Total

Material F.V1 F.V - F.V F.V -

Diâmetro (m) 0,3 0,3 - 0,3 0,3 -

Altura (m) 1,9 0,92 2,82 2,5 1,0* 3,50

Volume2 (L) 134 51 239 149 72 240

P. A. L3 6 - 6 8 - 8


zona de transição, não apresentado na tabela; 3 Pontos de amostragem do lodo. *Altura da zona de decantação

mais altura da zona de transição.

61

Figura 5.4 – Representação esquemática dos reatores UASB-Y (RY) e do reator

convencional (RC).

Legenda: (1) – Diâmetro da zona de sedimentação e digestão; (2) – Altura total do reator; (3) – Altura da zona

de digestão; (4) – Altura das torneiras para coleta do perfil de lodo. *Dimensões em metros.


5.4 Reatores UASB - Y operados a diferentes temperaturas

Foram utilizados quatro reatores UASB - Y em escala de bancada, com volume de 25 litros,

operando em paralelo e de maneira idêntica (com vazão constante e sem descarga intencional

de lodo). Cada reator operava a uma temperatura diferente (25, 20, 15 e 12°C), assim, os

reatores foram denominados R25, R20, R15 e R12, respectivamente. Este intervalo de

temperatura foi escolhido no intuito de abranger as diferentes temperaturas encontradas no

país ao longo do ano.

Os reatores foram confeccionados com tubos de PVC com registros de esfera, também de

PVC, distribuídos ao longo do seu comprimento para fazer o monitoramento da distribuição

da massa de lodo ao longo da zona de digestão. Os reatores tinham um volume útil total de 25

L, uma altura de 1,35 m e um diâmetro de 0,15 m.

62

5.4.1 Sistema para o controle da temperatura

O esgoto da cidade de Campina Grande mantém uma temperatura média de 25oC na maior

parte do ano, não sendo necessário, portanto, nenhum sistema de refrigeração ou aquecimento

para mantê-lo a esta temperatura. Ainda assim, o reator foi mantido imerso em um tanque de

70 litros, cheio de água, para evitar a oscilação natural da temperatura ambiente, de modo que

não excedesse 25 ± 1oC.

Para manter as temperaturas na faixa de 12, 15 e 20oC foi instalado um sistema de

refrigeração, constituído por uma unidade condensadora de ½ HP (220V. 60HZ. R.22-

ELGIN) conectada a uma serpentina de cobre mergulhada na água em um tanque central. A

temperatura nesse tanque era aproximadamente 7oC. Os reatores R20, R15 e R12 foram

imersos em água mantida em tanques cilíndricos de 70 litros cada. As temperaturas desejadas

foram obtidas e mantidas mediante resfriamento da água desses tanques, através da

recirculação da água gelada (7°C) da unidade central de resfriamento. A Figura 5.5 ilustra os

reatores UASB – Y operando sob diferentes temperaturas.

Figura 5.5 – Reatores UASB – Y operando sob diferentes temperaturas.


Para controlar a temperatura de cada reator foi utilizado um sensor de temperatura, alocado no

interior do reator e um controlador digital para acionar uma bomba submersível (220V. 60HZ

-JAD), transferindo a água da unidade central de resfriamento para o tanque onde cada reator

estava imerso. Assim, sempre que a temperatura no reator ficava acima da temperatura de

referência (12, 15 ou 20oC) uma bomba era acionada automaticamente pelo controlador e a

63

água do tanque era resfriada até ser obtida a temperatura desejada no interior dos reatores.

Vale ressaltar que todos os tanques eram cobertos com placas de isopor e envolvidos por uma

manta térmica para minimizar a troca de calor com o meio externo. Na Figura 5.6 é

apresentado o esquema de uma unidade experimental, empregada neste trabalho.

Figura 5.6 – Representação esquemática de uma unidade experimental e do sistema de

refrigeração.


5.5 Amostragem e monitoramento

5.5.1 Amostragem da fase líquida

O monitoramento dos sistemas UASB incluía análises físico-químicas dos seguintes

parâmetros: pH, temperatura, alcalinidade, Ácidos Graxos Voláteis (AGVs), sólidos

(suspensos: totais e voláteis), Demanda Química de Oxigênio (DQO: bruta e decantada).

Durante o período de monitoramento foram feitas análises do esgoto bruto afluente aos

sistemas de tratamento e do efluente dos reatores UASB, com frequência amostral de duas

vezes por semana. A Tabela 5.5 apresenta os parâmetros físico-químicos, a frequência de

64

realização das análises e o método analítico empregado. Todos os ensaios referentes aos

parâmetros físico-químicos foram realizados de acordo com os procedimentos descritos no

Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (AWWA/APHA/WEF,

2012), com exceção da alcalinidade e AGV que seguiram o método de Kapp, desenvolvido

inicialmente por Buchauer (1998).

Tabela 5.5 – Parâmetros físico-químicos e da biomassa, metodologia, frequência de

amostragem e referência das análises dos reatores UASB.

Parâmetro Método Frequência Referência

Sólidos suspensos (SST e SSV) Gravimétrico 2/semana AWWA/APHA/WEF (2012)

DQO bruta e decantada Digestão com

refluxação fechada 2/semana AWWA/APHA/WEF (2012)

Temperatura Potenciométrico 2/semana AWWA/APHA/WEF (2012)

pH Potenciométrico diário AWWA/APHA/WEF (2012)

Alcalinidade, AGV Kapp 2/semana Buchauer (1998)

Sólidos Totais (ST e SVT) Gravimétrico 1/Quinzenal AWWA/APHA/WEF (2012)

AME - 1/Quinzenal van Haandel e Lettinga (1994)

Sedimentabilidade Dinâmico 1/Quinzenal Leitão (2004)

Além dos parâmetros físico-químicos, também foi realizado o monitoramento diário da vazão

em todos os reatores. Nos sistemas em escala piloto foram instalados hidrômetros e nos

reatores em escala de bancada a medição foi feita manualmente utilizando-se proveta e

cronômetro.

5.5.2 Amostragem da fase sólida

A coleta da biomassa foi feita em pontos distribuídos ao longo da zona de digestão dos

diferentes reatores e também em amostras compostas. Foram realizadas, além das análises de

sólidos totais e voláteis, testes de Atividade Metanogênica Específica (AME) e de

sedimentabilidade, tanto para o lodo de dentro do reator quanto para o lodo expulso. Estes

parâmetros, frequência amostral e o método analítico empregado também são resumidos na

Tabela 5.5.

5.6 Características e condições operacionais dos sistemas

5.6.1 Esgoto bruto afluente e sistema de alimentação

65

O esgoto a ser tratado era proveniente da rede coletora de esgotos da Companhia de Água e

Esgotos da Paraíba (CAGEPA). O esgoto bruto, com características típicas de esgoto

municipal, era bombeado do interceptor leste que transporta os esgotos da cidade de Campina

Grande e passa pelo campo experimental da EXTRABES. O esgoto bruto era coletado de um

poço de visita situado dentro das instalações da EXTRABES, sendo direcionado para uma

caixa de areia vertical, desta o esgoto era então direcionado para dois reservatórios: um com

capacidade de 2 m3 e o outro com capacidade de 10 m

3, para ser bombeado para os sistemas

em escala de bancada e para os sistemas em escala piloto, respectivamente. Para evitar o

acúmulo de resíduos e sedimentação dos sólidos dentro do tanque de equalização, uma bomba

submersa com vazão de 1400 L.h-1

(caixa de 2 m3), foi colocada no interior do tanque, sendo

acionada a cada 3 horas, outra com vazão de 3100 L.h-1

(caixa de 10 m3) ficava ligada

continuamente. A bomba com vazão de 1400 L.h-1

ficava imersa dentro do tanque fazendo a

recirculação interna na parte inferior da caixa. A bomba com vazão de 3100 L.h-1

(bomba

centrífuga monoestágio de 1 cv) ficava externa ao tanque de alimentação e foi instalada para

realizar a recirculação no fundo do tanque de alimentação, sem provocar aeração no tanque,

mas evitando a sedimentação dos sólidos presentes no esgoto bruto.

A alimentação dos sistemas com volume de 240 litros foi realizada por meio de uma central

de controle e acionamentos de cargas (CA). Esse controle foi programado para acionar um

total de doze bombas (cargas), sendo as bombas conectadas à placa de acionamento do tipo

bomba de água eletrobomba universal com vazão média de 20 L.min-1

. A placa de

acionamentos tem um dispositivo que permite estabelecer períodos de segundos, para o tempo

em que as bombas deviam ficar ligadas e desligadas (on-off). Uma vez definida uma

programação de acionamentos com base na vazão afluente aplicada a cada fase experimental,

a mesma se repetia ao longo das 24 horas do dia. A Figura 5.7 ilustra a placa e as bombas que

foram utilizadas para alimentação dos sistemas de tratamento.

Os reatores, com volume de 25 litros, foram alimentados com o esgoto bruto de forma

contínua, com o uso de bombas dosadoras de vazão regulável (vazão máxima de 13 L.h-1

), do

modelo/série DLX, marca Prominent, conforme ilustrado nas Figuras 5.5 e 5.6.

66

Figura 5.7 – Placa de controle e bombas utilizadas para alimentação dos sistemas em escala

piloto.


5.6.2 Reatores UASB piloto: fases operacionais

Os reatores foram operados com diferentes tempos de detenção hidráulica, o que caracterizou

diferentes fases operacionais. Em cada fase, a vazão era mantida constante por meio do uso

das bombas que eram acionadas pela central de controle e acionamento de cargas. Optou-se

por não fazer descarga intencional de lodo, o que possibilitou que a produção de lodo fosse

avaliada a partir do lodo expulso. Os sistemas foram operados em cinco fases operacionais

distintas, conforme descrição abaixo:

Fase I - Tempo de detenção hidráulica de 12 horas: Todos os reatores passaram por esta

etapa, na qual a vazão de alimentação era de aproximadamente 500 L.d-1

. O objetivo foi

avaliar a eficiência de remoção do material orgânico e dos sólidos nos sistemas modificados e

compará-los com os demais reatores.

Fase II - Variação de carga hidráulica 1: Todos os reatores modificados, convencional e

UASB -Y, foram submetidos a esta condição, na qual os reatores sofreram choques de carga

hidráulica. Os choques hidráulicos iniciaram-se suavemente, sendo aplicados duas vezes ao

dia (às 8h e às 16h) uma carga repentina, equivalente a 21% do volume total dos reatores, ou

seja, 50 litros por choque hidráulico, em um intervalo de tempo máximo de 2 minutos.

67

Fase III - Variação de carga hidráulica 2: Todos os reatores modificados passaram por esta

etapa, que funcionou de modo semelhante à fase II. Foi utilizado o mesmo volume de 50 litros

(correspondente a 21% do volume dos reatores), porém com uma frequência de quatro vezes

ao dia, às 8, 11, 14 e 16 horas.

Fase IV - Tempo de detenção hidráulica de 6 horas: Todos os reatores modificados passaram

por esta etapa, na qual a vazão de alimentação era de aproximadamente 1000 L.d-1

para cada

reator. O objetivo desta fase foi analisar a eficiência de remoção do material orgânico, nos

diferentes sistemas e testar a estabilidade dessas unidades quando submetidas a condições

mais usualmente aplicadas em estações de tratamento.

Fase V - Variação de carga hidráulica 3: Apenas os reatores modificados com diâmetro de

0,4 m na zona de digestão (R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4) passaram por esta etapa. Nesta fase, os

reatores foram alimentados com um volume de 100 litros (42% do volume dos reatores), por

um intervalo de tempo de 2 minuto, duas vezes ao dia, às 8h e às 16h. Na Tabela 5.6 é

apresentado um resumo das fases operacionais aplicadas a estas unidades de tratamento.

Tabela 5.6 – Fases operacionais aplicadas aos sistemas modificados.

Reatores Fases operacionais

Fase I Fase II Fase III Fase IV Fase V

RC TDH 12h Cargas repentinas

50L 2x ao dia - -

-

RY TDH 12h Cargas repentinas

50L 2x ao dia - -

-

R0,80,3 TDH 12h

Cargas repentinas

50L 2x ao dia

Cargas repentinas

50L 4x ao dia TDH 6h

-

R0,70,3 TDH 12h

Cargas repentinas 50L 2x ao dia

Cargas repentinas 50L 4x ao dia

TDH 6h -

R0,60,3 TDH 12h

Cargas repentinas

50L 2x ao dia

Cargas repentinas


-

R0,750,4 TDH 12h

Cargas repentinas

50L 2x ao dia

Cargas repentinas


Cargas repentinas

100L 2x ao dia

R0,70,4 TDH 12h

Cargas repentinas

50L 2x ao dia

Cargas repentinas


Cargas repentinas

100L 2x ao dia

R0,650,4 TDH 12h

Cargas repentinas

50L 2x ao dia

Cargas repentinas


Cargas repentinas

100L 2x ao dia

68

As variações de vazões, às quais os reatores foram submetidos, simularam situações típicas

encontradas em unidades de tratamento unifamiliar, onde vazões semelhantes a essas são

provocadas. Estas tiveram como objetivo analisar a robustez dos reatores UASB quando

submetidos a variações de carga, uma vez que os sistemas unifamiliares são bastante afetados

pelo regime das vazões afluentes.

5.6.3 Reatores com variação de temperatura: fases operacionais

Para avaliação da influência da temperatura a pesquisa foi desenvolvida em quatro fases

operacionais distintas, com tempos de detenção hidráulica variando conforme apresentado na

Tabela 5.7. Durante as fases experimentais, foi verificada a influência da temperatura sobre a

remoção de material orgânico.

Tabela 5.7 – Fases operacionais aplicadas aos reatores com variação de temperatura.

Fases Duração (d) Tempo de permanência hidráulica (h)

R25 R20 R15 R12

I 66 6 6 8 8

II 64 4 4 6 6

III 60 3 3 4 4

IV 60 2,4 2,4 12 12

O monitoramento foi realizado para avaliar a eficiência do tratamento, através da produção de

metano e da remoção de material orgânico, expresso na forma de DQO no afluente, no

efluente bruto e no efluente decantado, que representa as frações de DQO no lodo e no

efluente, possibilitando, assim, fazer o balanço de massa do material orgânico. A estabilidade

do processo também foi acompanhada pelos parâmetros de monitoramento: alcalinidade,

AGV, pH e pelas características física (sedimentabilidade) e biológica do lodo (AME).

5.7 Ensaios granulométricos

Para estimar o tamanho dos grânulos desenvolvidos nos reatores, foram realizados ensaios

granulométricos, assim que foi observado que tal fato vinha ocorrendo nos sistemas. A

distribuição granulométrica de materiais sólidos é feita através de um ensaio no qual os

sólidos passam por uma série de peneiras de diferentes malhas. A massa de material retida é

pesada para que possa ser feita a curva de distribuição dos diâmetros em um gráfico log-

69

normal. No caso do lodo, uma vez que o mesmo encontra-se em um meio aquoso, os testes

realizados foram adaptados dos ensaios realizados por Souza (2011) e Yu et al. (2001)

conforme a seguinte descrição.

Foi utilizada uma série de peneiras (série de Tyler), em aço inox, com malhas de 2,0; 1,68;

1,18; 0,6; 0,4 e 0,3 mm. Antes da utilização das peneiras, as mesmas foram secas por 2 horas

a 103°C, em estufa, e pesadas. Pela massa de lodo presente nos reatores, identificou-se que

um volume de 200 ml seria suficiente para atingir uma massa de lodo seco possível de ser

determinado nos equipamentos de pesagem disponíveis.

Os ensaios foram iniciados passando a amostra de lodo pela peneira de maior malha (2,0mm),

a peneira foi colocada em um recipiente com diâmetro maior que o da peneira, colocava-se a

amostra de lodo com concentração de sólido previamente determinada e adicionava-se 1 litro

de água, permitindo assim, a percolação dos sólidos. Os sólidos, juntamente com a água, eram

misturados no recipiente para que ficassem retidos na peneira apenas os grânulos com

diâmetro superior ao da malha. Juntamente com a água percolada, passava o lodo com

diâmetro inferior ao da malha da peneira utilizada, com isso este líquido era peneirado na

peneira seguinte da série e, assim, repetia-se o procedimento até que a amostra passasse por

todas as peneiras. A água com os sólidos que passaram pela peneira da malha mais fina era

colocada em cones Imhoff por 60 minutos, para que por meio da separação sólido-líquido

fosse possível coletar o lodo que não ficou retido em nenhuma das peneiras, de modo que

pudesse ser quantificado.

O peso dos sólidos secos retidos na série de peneiras era determinado, bem como os sólidos

que sedimentavam no cone Imhoff. Os dados da distribuição acumulativa eram, então,

colocados num diagrama log-normal (diagrama que tem como abscissa o logaritmo do

diâmetro dos grânulos e no eixo das ordenadas a porcentagem acumulada dos sólidos retidos).

Graficamente, o resultado tende a ser uma linha reta, o que permite tanto determinar o

diâmetro médio como a razão D84/D16, onde D84 significa o diâmetro da peneira que deixa

passar 84% dos sólidos, retendo 16% destes e D16 é o diâmetro que deixa passar 16% dos

grânulos, retendo 84%. Os valores dos diâmetros correspondentes a D16 e D84 representam,

respectivamente, o valor do diâmetro médio mais ou menos o valor do desvio padrão. Se a

distribuição é log normal, isto é, se os pontos experimentais tendem a se alinhar numa reta, os

70

valores do diâmetro médio e a razão D84/D16 caracterizam a granulometria do lodo. Na

Figura 5.8 são ilustrados a execução de um teste e o conjunto de peneiras utilizadas.

Figura 5.8 – Execução dos testes granulométricos e conjunto de peneiras com malhas de

diferentes diâmetros utilizadas.


5.8 Testes para determinação da sedimentabilidade

A capacidade do lodo vencer a força de arraste imposta pela velocidade ascensional do

líquido, e pela turbulência causada pelas bolhas de gás subindo no interior do reator é uma

propriedade física do lodo e se dá o nome de sedimentabilidade do lodo.

Segundo Leitão et al. (2011) a avaliação da sedimentabilidade do lodo anaeróbio pode ser

realizada usando a equação de Vesilind. A equação proposta por Vesilind (VAN HAANDEL;

VAN DER LUBBE, 2012) é baseada na relação entre a velocidade de sedimentação em zona

(VSZ) e a concentração de lodo, sendo descrita pela Equação (5.1):

v = voexp(-kXt) (5.1)

Onde:

v = Velocidade de sedimentação em zona (m.h-1

)

Xt = concentração de sólidos totais (gST.L-1

)

vo, k = Constantes de sedimentabilidade de Vesilind

71

Para determinar a sedimentabilidade do lodo dos reatores e deles expulso, foi utilizada o

método dinâmico descrito por Leitão (2004). As constantes k e v0 da equação de Vesilind

(Equação 5.1) permitem avaliar a sedimentabilidade do lodo relacionando a velocidade de

sedimentação em zona e a concentração do lodo.

Para todos os ensaios realizados foi utilizado uma câmara de sedimentação (Figura 5.9)

construída em acrílico, com volume de 2 L, altura de 1 m e diâmetro interno de 5 cm,

equipado com uma bomba de recirculação, uma saída na parte superior da coluna e um

agitador de baixa rotação (4-5 rpm), que foi utilizado para evitar caminhos preferenciais e a

formação do fenômeno de pistonamento na manta de lodo. A Figura 5.9 mostra o esquema do

aparato experimental necessário para realização dos testes (a) e uma imagem da coluna de

sedimentação utilizada para o método dinâmico (b).


Método de execução do teste

Para a realização dos testes, inicialmente determinava-se a concentração de sólidos totais da

amostra do lodo a ser analisada (volume de 1 L). Adicionava-se o lodo na câmara de

sedimentação (tubo transparente graduado) e completava-se o volume da câmara com o

efluente do reator ao qual o lodo pertencia. Em seguida, com a ajuda de uma bomba dosadora,

aplicava-se uma vazão de efluente na parte inferior da câmara de sedimentação. O lodo

expande-se até atingir o nível estacionário obtendo-se, assim, a altura do lodo referente à

Figura 5.9 – (a) Esquema do aparato experimental para o teste de sedimentabilidade

dinâmico e (b) Imagem do sistema em campo.

72

vazão aplicada. Foram aplicadas cinco diferentes vazões obtendo-se cinco diferentes alturas

de expansão do lodo. Desse modo, a velocidade de sedimentação foi estimada com base na

vazão aplicada e na área da câmara (19,6 cm2). Pela altura do lodo expandido determinava-se

o volume e a concentração correspondente. Assim, plotando-se os valores da velocidade de

sedimentação em função da concentração de lodo, em um diagrama de escala semi-

logarítmica, a declividade da linha reta fornecia o valor da compressibilidade do lodo

(constante k) e com a intersecção da reta com o eixo das ordenadas era obtida a velocidade de

sedimentação (constante v0).

5.9 Testes para determinação da atividade metanogênica específica

Os testes de atividade metanogênica específica foram realizados com base nos procedimentos

descritos por van Haandel e Lettinga (1994) com adaptações, de acordo com o aparato

disponível.

Na realização do teste de AME, foi utilizado o substrato acetato de sódio (100 g.L-1

), visto

que está prontamente disponível para o metabolismo das arqueas metanogênicas.

Primeiramente procurou-se estabelecer a melhor relação alimento/microrganismo, ou seja,

qual a concentração de biomassa e concentração de substrato que seria inoculado. Para isso

foram realizados alguns testes, pois, segundo Aquino et al. (2007), para cada quantidade de

biomassa, existe uma faixa adequada de substrato, que varia com a natureza e a atividade do

lodo. A relação alimento/microrganismo que resulte em maior valor de AME deve ser

pesquisada caso a caso. A partir dos testes iniciais foi definido que, em todos os testes, seria

utilizada uma massa de lodo de 2,5 gSV e acetato equivalente a um 1 gDQO.

Método de execução do teste

Para a realização dos testes, inicialmente determinava-se as concentrações de sólidos voláteis

de cada reator. Em seguida, determinava-se as concentrações de lodo e acetato de sódio

(previamente definido) a ser inoculado em cada reator, adicionava-se a solução tampão de

fosfato e de nutrientes (1 ml por amostra, segundo Chernicharo, 2007). Após a adição das

quantidades determinadas de acetato de sódio, da solução tampão e da solução nutritiva no

frasco de reação, acrescentava-se água destilada até preencher cerca de 75% do seu volume,

fazia-se a medição do pH, lacrava-se o frasco de reação com septo de borracha e anel de

73

alumínio e o incubava a temperatura de 35°C. Nos frascos incubados procedia-se a medição

do metano. A produção de metano no teste foi medida através do método volumétrico de

medição direta do metano (Figura 5.10), com hidróxido de sódio (NaOH-3%). As leituras

eram realizadas com o auxílio de uma mangueira de silicone com agulhas nas duas

extremidades, o biogás produzido no frasco de reação era levado até ao frasco Mariotte,

fazendo com que o volume da solução básica, equivalente ao volume de metano, fosse

expulso do frasco pela outra mangueira com agulha na ponta que perfura a borracha da tampa

do frasco contendo NaOH (Figura 5.10). Essa técnica de medição de metano foi escolhida por

ser de baixo custo e por ter boa acurácia, podendo ser implementada em qualquer laboratório

de monitoramento (AQUINO et al., 2007). As leituras foram realizadas uma vez ao dia até

que não fosse mais possível a quantificação do metano.

Figura 5.10 – Aparatos utilizados na realização dos testes de AME: (a) Incubadora e (b)

Medição volumétrica do metano.


5.10 Análise estatística

Foi realizada, inicialmente, uma análise estatística descritiva de todos os dados por meio do

uso de planilhas eletrônicas do Microsoft Excel. Para caracterizar a tendência central, a

amplitude e a dispersão dos mesmos, foram obtidos a média aritmética, a mediana, os valores

máximo e mínimo, o desvio padrão e o coeficiente de variação para todos os parâmetros

analisados nas amostras. Também foi utilizada a análise de variância (ANOVA) para verificar

as diferenças significativas entre os dados obtidos de acordo com o tipo de configuração de

reator utilizado.

74

6. AVALIAÇÃO DA INFLUÊNCIA DA GEOMETRIA DOS REATORES UASB

SOBRE A REMOÇÃO DE MATÉRIA ORGÂNICA NO TRATAMENTO DE

ESGOTO DOMÉSTICO

6.1 Introdução

A falta de sistema de esgotamento sanitário em determinadas regiões exige a adoção de

medidas para a efetivação do tratamento de esgoto e a destinação adequada dos efluentes

tratados. Nesse sentido, os reatores UASB são excelentes alternativas para o tratamento de

esgoto em pequena escala, como mostrado por Coelho et al. (2003). No entanto, a

simplificação operacional e a melhoria da qualidade do efluente final ainda são importantes

aspectos no desenvolvimento tecnológico dos sistemas UASB para aplicação em escala

unifamiliar. Grande parte dos sistemas de tratamento anaeróbio construídos no Brasil nas

últimas décadas são reatores UASB ou suas variantes. Todavia, para o tratamento

descentralizado, os reatores UASB, são menos utilizados.

Os tanques sépticos têm sido o sistema de tratamento em escala unifamiliar mais amplamente

aplicado, apesar destes apresentarem baixa eficiência na remoção de material orgânico e

sólidos em suspensão, quando comparados às demais tecnologias de tratamento disponíveis.

O melhor desempenho do processo de tratamento pode ser alcançado se dois aspectos básicos

e fundamentais forem aprimorados: (1) assegurar um contato intenso entre a biomassa e o

material orgânico afluente e (2) maximizar a massa de lodo no sistema de tratamento por meio

de mecanismos que favoreçam maior retenção da biomassa no reator. Tais condições podem

ser alcançadas utilizando-se reatores UASB que apresentem projetos otimizados.

Os reatores UASB convencionais quando operados em regiões de clima tropical, geram

efluentes com eficiência de remoção de DQO da ordem de 70% (VAN HAANDEL;

LETTINGA, 1994). Os reatores modificados testados nesta pesquisa, ainda que não consigam

atingir eficiências de remoção significativamente maiores que as já apresentadas pelos

reatores UASB convencionais, ainda assim, apresentam vantagens como altura reduzida e

unidades compactas, facilitando sua instalação, operação e manutenção, ideais para serem

aplicados em unidades unifamiliares.

No presente trabalho, uma nova configuração de reator UASB é apresentada como alternativa

ao tradicional tanque séptico para o tratamento descentralizado de esgoto, em escala

75

unifamiliar. Assim, pretende-se avaliar o comportamento dos reatores UASB modificados

quanto à remoção de matéria orgânica.

6.2 Metodologia

6.2.1 Aparato experimental

O aparato experimental, com 396 dias de operação, compreendia oito reatores UASB em

escala piloto, com volume de 240 L, confeccionados em fibra de vidro e com formato

cilíndrico. Seis dessas unidades apresentavam geometria diferenciada e foram denominados:

R0,8

0,3, R0,7

0,3, R0,6

0,3, R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 (índice sobrescrito representa o diâmetro na zona

de sedimentação e o índice subscrito o diâmetro na zona de digestão). Também foram

operados um reator UASB-Y (RY) e um reator UASB convencional (RC). Todos os reatores

foram alimentados com esgoto bruto proveniente da rede coletora de esgoto da cidade de

Campina Grande. Os efluentes, de origem doméstica, eram encaminhados aos reatores UASB

após passar pelo tratamento preliminar. A Figura 6.1 mostra os reatores utilizados na

pesquisa.

Figura 6.1 – Aspecto geral da planta piloto experimental.

Legenda

Reatores UASB com diâmetro de 0,3 m na

zona de digestão R0,80,3, R0,7

0,3 e R0,60,3,

indicados pelos números 1, 2 e 3,

respectivamente;

Reatores UASB com diâmetro de 0,4 m da

zona de digestão R0,750,4, R0,7

0,4 e R0,650,4,

indicados pelos números 4, 5 e 6, respectivamente.

7 – Reator UASB – Y;

8 - Reator UASB convencional;

9- Tubo para distribuição do afluente;

10- Casa das bombas de alimentação.


6.2.2 Concepção das unidades unifamiliares de tratamento

76

Procurou-se desenvolver uma unidade de tratamento unifamiliar para favorecer um bom

contato entre o material orgânico afluente e a massa de lodo, ter uma retenção eficiente desse

lodo e ainda apresentar potencial para absorver as cargas hidráulicas súbitas que são

características do funcionamento das unidades unifamiliares. Os sistemas de tratamento

propostos são compactos, objetivando a fácil construção e operação (unidade modular) a um

baixo custo e devem apresentar eficiência de remoção compatível ou superior aos reatores

UASB convencionais. As especificações de cada reator são apresentadas na Tabela 6.1.

Tabela 6.1 – Parâmetros de projeto utilizados para a construção e operação dos reatores com

geometria diferenciada.

Parâmetros básicos Símbolo R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3 R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4 Unid.

Vazão máx. a ser tratada Q 1 1 1 1 1 1 m3.d-1

Volume Vtot 0,24 0,24 0,24 0,24 0,24 0,24 m3

TDH TDH 6 6 6 6 6 6 h

Diâmetro zona digestão Ddi 0,30 0,30 0,30 0,40 0,40 0,40 m

Diâmetro zona sedimentação Dde 0,80 0,70 0,60 0,75 0,70 0,65 m

Inclinação Α 45° 45° 45° 45° 45° 45°

Tangente do ângulo tanα 1,0 1,0 1,0 1,0 1,0 1,0

Diâmetro do separador Ds 0,35 0,35 0,35 0,45 0,45 0,45 m

Borda livre Hb 0,05 0,05 0,05 0,05 0,05 0,05 m

Parâmetros derivados

Área de digestão Adi 0,071 0,071 0,071 0,126 0,126 0,126 m2

Área de sedimentação Ade 0,502 0,385 0,283 0,442 0,385 0,332 m2

Vel. zona digestão vdi 0,59 0,59 0,59 0,33 0,33 0,33 m.h-1

Vel. zona sedimentação Vs 0,08 0,11 0,15 0,09 0,11 0,13 m.h-1

Overlap O 0,025 0,025 0,025 0,025 0,025 0,025 m

Altura de transição Htr 0,250 0,22 0,190 0,160 0,160 0,120 m

Altura do separador Hse 0,175 0,175 0,175 0,225 0,225 0,225 m

Vol. da zona de sedimentação Vde 0,058 0,046 0,035 0,072 0,065 0,055 m3

Vol. da zona de transição Vtr 0,058 0,038 0,024 0,043 0,036 0,026 m3

Vol. da zona digestão Vdi 0,124 0,144 0,183 0,120 0,142 0,158 m3

Fração zona digestão fdi 0,495 0,643 0,760 0,504 0,585 0,658 -

Fração zona transição ftr 0,254 0,165 0,099 0,187 0,146 0,110 -

Fração zona sedimentação fde 0,251 0,192 0,141 0,309 0,269 0,232 -

Altura zona digestão Hdi 1,70 2,28 2,61 0,65 0,84 0,99 m

Altura total Htot 2,15 2,28 3,00 1,15 1,35 1,46 m

Área mínima decantação Amin 0,406 0,288 0,186 0,283 0,226 0,173 m2

Área máxima decantação Amax 0,502 0,385 0,283 0,442 0,385 0,332 m2

Vel. Máx. decantação vmax 0,103 0,144 0,223 0,147 0,185 0,241 m.h-1

Vel. Mín. decantação vmin 0,083 0,108 0,147 0,094 0,108 0,126 m.h-1

Legenda: TDH: Tempo de Detenção Hidráulica; Vel.: velocidade; Vol.: volume; Máx.: máximo; Mín.: mínimo;

Unid.: unidade.

77

O dimensionamento dos reatores, conforme especificado na Tabela 6.1, foi dividido em duas

etapas, os parâmetros básicos de projeto que, neste caso incluem o TDH, os diâmetros das

zonas de sedimentação e digestão e o ângulo de inclinação do separador de fases, que foram

parâmetros adotados com base na teoria e em projetos já em operação, enquanto os

parâmetros derivados foram calculados. O diâmetro do separador foi 0,05 m maior que o

diâmetro da zona de digestão, mantendo, portanto, uma sobreposição (overlap) com o

diâmetro da zona de digestão que impedia que as bolhas de gás entrassem na zona de

sedimentação.

Os parâmetros básicos apresentados na Tabela 6.1 devem ser definidos pelo projetista e

influenciam diretamente os valores dos parâmetros derivados (calculados), portanto devem ser

escolhidos com muito critério para que se obtenham projetos aplicáveis. As variáveis mais

importantes que devem ser avaliadas são:

A velocidade ascensional do líquido na zona de digestão e de sedimentação: A velocidade

do líquido na zona de digestão deve permitir que uma grande quantidade de lodo seja

mantida na zona de digestão, mas, em contrapartida, essa velocidade deve ser elevada para

evitar que os sólidos inorgânicos se acumulem nesta zona. Quanto menor for a velocidade

do líquido na parte superior do reator, ou seja, na zona de sedimentação, maior será a

eficiência de retenção do lodo, embora seja preciso analisar se o retorno de partículas, de

má sedimentação, à zona de digestão é desejável, uma vez que pode afetar negativamente a

sedimentabilidade do lodo. A velocidade máxima é obtida pela diferença entre os

diâmetros da zona de sedimentação e do separador de fases;

Volume das diferentes zonas: A eficiência do reator depende principalmente da massa de

lodo que é mantida na zona de digestão, contudo é importante avaliar se uma fração maior

da zona de digestão é de fato preponderante para manter uma elevada massa de lodo. Um

volume maior do decantador pode ser uma alternativa para melhorar a retenção de lodo no

sistema e, assim, manter uma elevada concentração de sólidos na zona de digestão, embora

neste caso a área ao invés do volume do decantador, seja o fator decisivo para melhorar a

retenção das partículas;

A altura do reator: Embora os reatores UASB projetados para operação em escala plena

sejam em geral dimensionados com alturas entre 4 e 5 m, quando se conjectura um projeto

78

para unidades unifamiliares, um reator com altura reduzida e que atinja percentuais de

remoção compatíveis aos de maior altura na zona de digestão, pode ser uma excelente

alternativa, pois, a unidade tende a tornar-se mais compacta e evita possíveis problemas

com a instalação. Existem locais onde a perfuração do solo com elevada profundidade não

é viável e o sistema de tratamento obrigatoriamente deverá ser alimentado por

bombeamento, o que acarretará em maiores e indesejáveis custos para a unidade de

tratamento. Contudo, deve-se optar por uma altura não muito reduzida para evitar

problemas com perda de lodo para o efluente, por falta de capacidade de armazenamento

no reator, decorrente da menor altura do compartimento de digestão.

6.2.3 Etapas de investigação e monitoramento dos sistemas

Etapas de investigação: Na fase 1 foi aplicado TDH de 12 horas (vazão de 500 L.d-1

). Na fase

2, foi aplicado TDH de 6 horas (vazão de 1000 L.d-1

). Essa faixa de vazão foi considerada,

como sendo representativa da produção de esgoto de uma família constituída em média por 5

pessoas (120 L.hab.d-1

). O objetivo das etapas operacionais foi observar o comportamento do

sistema na remoção de material orgânico, com vazões comumente empregadas.

Amostragem e monitoramento: Foram realizadas 22 (vinte e duas) coletas pontuais do esgoto

bruto e do efluente final para cada fase. O comportamento dos sistemas foi avaliado com base

no monitoramento das concentrações de DQO (bruta e decantada nos efluentes), alcalinidade,

pH, SST e SSV. A vazão era medida por hidrômetros instalados nas caixas de saída do

efluente.

A biomassa dos reatores foi monitorada por meio da coleta de amostras de lodo em diferentes

pontos distribuídos ao longo da zona de digestão (perfil de lodo), conforme descrito na Tabela

6.2. O lodo coletado em cada ponto amostral foi utilizado para a determinação da

concentração de ST, SVT, sedimentabilidade e AME. Estes mesmos parâmetros foram

analisados para o lodo expulso. Foram realizados 6 perfis de lodo, sendo três para cada fase.

O cálculo para a determinação da concentração média de biomassa no reator foi realizado

segundo o método descrito por van Haandel e Lettinga (1994).

79

Tabela 6.2 - Altura dos pontos amostrais para coleta de lodo nos oito reatores.

Ponto* Reatores

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3 R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4 RY RC

P1 0,20 0,20 0,20 0,10 0,10 0,10 0,20 0,20

P2 0,40 0,40 0,40 0,25 0,25 0,25 0,40 0,40

P3 0,60 0,60 0,60 0,40 0,40 0,40 0,60 0,60

P4 1,0 1,0 1,0 0,64 0,60 0,70 1,0 0,8

P5 1,36 1,4 1,4 - 0,83 0,98 1,4 1,2

P6 1,51 1,8 1,8 - - - 1,8 1,6

P7 - 2,14 2,52 - - - - 2,0

P8 - - - - - - - 2,4

AT 2,15 2,7 3,0 1,15 1,35 1,46 2,82 3,5

Dzd 0,3 0,3 0,3 0,4 0,4 0,4 0,3 0,3

Área1 0,071 0,071 0,071 0,126 0,126 0,126 0,071 0,071

Legenda: *Alturas distribuídas do fundo para o topo dos reatores; AT: Altura total; Dzd: diâmetro da zona de

digestão; 1área da zona de digestão.

Durante o monitoramento dos reatores não havia a descarga intencional de lodo, de modo que

a massa de lodo era mantida no reator até atingir um volume máximo, após tal acúmulo,

subentendendo-se que o lodo de excesso era descarregado juntamente com o efluente, a uma

taxa igual à taxa de produção de lodo no reator, mantendo-se espontaneamente uma massa

constante (e máxima) na unidade. Assim, a produção da massa de lodo pode ser determinada e

a idade de lodo pode ser calculada para qualquer vazão afluente com o uso da Equação (6.1):

Rs = MXv/(Qa*Xve) (6.1)

Onde:

Rs = Idade de lodo (d-1

)

MXv = Massa de lodo volátil no reator (gSVT.L-1

)

Qa = Vazão afluente (L.d-1

)

Xve = Concentração de lodo volátil no efluente (gSV.L-1

)

Santos et al. (2016) mostraram que a idade de lodo é o parâmetro operacional fundamental

para a determinação do desempenho do reator em termos de produção de lodo e biogás. Para

qualquer idade de lodo, a DQO do afluente é dividida em três frações: (1) fração afluente

presente como material orgânico no efluente clarificado (após sedimentação); (2) fração

afluente transformada em lodo volátil e (3) fração digerida no reator. As frações da DQO

80

afluente, presentes no lodo e no efluente, podem ser determinadas a partir de dados

experimentais, utilizando-se as Equações (6.2a) e (6.2b), enquanto a terceira fração é estimada

pela subtração das duas primeiras, conforme Equação (6.2c).

fs = Sse/Sta (6.2a)

fx = (Sre-Sse)/Sta (6.2b)

fd = 1-fs-fx (6.2c)

Onde:

fs = Fração de DQO solúvel no efluente

fx = Fração de DQO convertida em biomassa

fd = Fração de DQO digerida

Sre = Concentração de DQO no efluente bruto

Sse = Concentração de DQO no efluente decantado

Sta = Concentração de DQO no esgoto bruto

6.3 Resultados e discussão

6.3.1 Avaliação do desempenho quanto à remoção de material orgânico

As Figuras 6.2 (a – c) apresentam as concentrações de DQO bruta e decantada dos seis

reatores monitorados nas fases 1 e 2. Os reatores UASB apresentaram elevadas concentrações

de DQO bruta na fase 1 para os reatores com diâmetro de 0,3 m, provavelmente porque estes

encontravam-se com elevada concentração de sólidos, uma vez que foram completamente

cheios de lodo na partida (inoculação). Na fase 2 as concentrações para esse parâmetro

também foram elevadas, mas, nesse caso, foi o aumento da vazão que favoreceu maior

velocidade ascensional do líquido e maior arraste de sólidos para o efluente.

Há uma tendência clara do aumento da concentração de DQO bruta em todos os reatores que

têm menor zona de sedimentação, em todas as fases, sendo ainda mais expressiva para

aqueles reatores que, além do menor diâmetro na zona de sedimentação, também têm menor

diâmetro na zona de digestão. Essa maior concentração de DQO bruta no efluente deve-se à

maior concentração de sólidos também presentes no efluente. A razão para essa tendência de

maior concentração de DQO bruta nos reatores com menor zona de sedimentação deve-se,

81

provavelmente, ao aumento da velocidade ascensional do líquido nesta zona, que acaba

proporcionando maior arraste de sólidos para o efluente.

Figura 6.2 – Gráficos boxplot das concentrações de DQO bruta e decantada. (a) Reatores

R0,8

0,3, R0,7

0,3, R0,6

0,3, RY e RC, fase 1. (b) Reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fase 1. (c) Fase 2

para todos os reatores modificados.

Median

25%-75%

Min-Max Sta Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse

R0,80,3 R

0,70,3 R

0,60,3 RY RC

0

100

200

300

400

500

600

700

800

D

QO

(m

g.L

-1)

Median

25%-75%

Min-Max

Sta Sre Sse Sre Sse Sre Sse

R0,750,4 R

0,70,4 R0,65

0,4

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

1100

1200

DQ

O (

mg

.L-1

)

Median

25%-75%

Min-Max Sta Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse

R0,80,3 R

0,70,3 R

0,60,3 R

0,750,4 R

0,70,4 R

0,650,4

0

100

200

300

400

500

600

700

800

DQ

O (m

g.L-1

)


As eficiências médias de remoção de DQO obtidas para as duas fases experimentais são

apresentadas na Tabela 6.3. Para avaliar a eficiência do tratamento foram levados em

consideração apenas as concentrações de DQO decantada, uma vez que não foi feito descarte

de lodo nos reatores. A eficiência de digestão também é apresentada nesta mesma tabela.

(a) (b)

(c)

82

Tabela 6.3 – Eficiência média de remoção de DQO decantada e digerida, fases 1 e 2.

Fase Reatores R

0,80,3 R

0,70,3 R

0,60,3 R

0,750,4 R

0,70,4 R

0,650,4 RY RC

Sse Sse Sse Sse Sse Sse Sse Sse

1 Eficiência (E%) 74 71 67 69 69 70 68 70

E. Digestão (ED%) 57 50 31 61 63 61 47 44

2 Eficiência (E%) 70 72 67 70 70 69 - -

E. Digestão (ED%) 52 59 48 45 61 49 - -

Legenda: E% - Percentual de remoção de DQO decantada; ED% - Percentual de eficiência de digestão.

Os dados apresentados na Tabela 6.3 revelam aspectos importantes:

(1) A eficiência de remoção de DQO (DQO transformada em metano ou lodo) foi pouco

influenciada pela configuração dos reatores utilizados no experimento. Da mesma forma, a

eficiência da digestão anaeróbia também foi pouco afetada pela configuração ou pelo

TDH. Em geral, os reatores alcançaram eficiências semelhantes ao se comparar os reatores

com geometria diferenciada, com o reator com decantador lateral (RY) e com o reator

convencional (RC), para os TDH de 12 e 6 horas.

(2) A fração de DQO convertida em lodo era cerca da metade da DQO referente à fração do

lodo sedimentado.

(3) A DQO solúvel foi constituída em grande parte por material orgânico não-biodegradável,

uma vez que foi constatada a baixa Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO). A relação

DBO/DQO foi menor que 0,25 em todos os ensaios realizados, atingindo a média de 0,12.

A concentração de Ácidos Graxos Voláteis (AGV) também foi baixa, menor que 0,5

mmol.L-1

indicando que, em todos os reatores, ao menos a metanogênese era eficiente.

Para verificar se houve diferença estatística entre os valores de eficiência para os diferentes

reatores, uma vez que os valores obtidos para todos eles foram muito próximos, foi aplicada

análise de variância (ANOVA) de fator único, a um nível de significância de 5%. Os testes

foram aplicados tanto para analisar a diferença entre o grupo de reatores, quanto para todos os

reatores, para os dois TDHs aplicados. Os resultados dos testes estatísticos mostraram que não

existe diferença significativa para as eficiências de remoção de DQO alcançada pelos

diferentes reatores, quando operados a um mesmo TDH nas condições aplicadas na pesquisa.

Um exemplo dos resultados gerados no teste ANOVA é apresentado na Tabela 6.4.

83

Tabela 6.4 – Exemplo dos resultados do teste estatístico ANOVA aplicado as eficiências de

remoção de DQO decantada para os reatores modificados, TDH 6 h.

ANOVA

Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico

Entre grupos 739,4940 7 105,6420 1,5734 0,1479 2,0746

Dentro dos grupos 9533,7461 142 67,1390

Total 10273,2401 149

Legenda: SQ – Soma dos quadrados de todos os desvios; gl – Grau de liberdade; MQ – Média quadrática; valor-

P – Probabilidade de significância.

Considerando que os resultados obtidos para distintos reatores em termos de remoção de

material orgânico são equivalentes, independentemente da geometria, outros aspectos devem

ser levados em consideração para a adoção de uma ou outra unidade de tratamento. Para a

aplicação em sistemas unifamiliares a altura do reator pode ser considerada fator relevante,

pois existem situações onde é preferível optar por uma unidade de menor altura, mais

compacta que irá tanto facilitar a instalação quanto a operação, reduzindo assim, os custos do

sistema.

Apesar das eficiências obtidas em todas as fases terem sido superior a 65%, as concentrações

finais não atendem aos padrões de lançamento, de modo que se faz necessário a adoção de

sistemas para o tratamento complementar.

A escolha de uma unidade de pós-tratamento deve ser adotada de acordo com o uso final do

efluente, por exemplo, no caso do uso de efluente para reuso na agricultura, onde se necessita

de excelente qualidade microbiológica, pode ser aplicado como unidades de pós-tratamento os

sistemas de lagoas de polimento, para que se garanta a qualidade microbiológica e remova-se

o residual de material orgânico e dos sólidos, mantendo os nutrientes.

6.3.2 Caracterização do lodo nos reatores

Na Figura 6.3 (a e b) são apresentados os dados da massa de lodo total e volátil, determinada

para cada reator. Também é apresentada, na mesma Figura 6.3 (c e d), a média diária do lodo

expulso (total e volátil) dos reatores.

84

Figura 6.3 – Massa de lodo total e volátil nas fases 1 e 2. (a) Reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3, R0,6

0,3,

RY e RC. (b) Reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4. (c e d) Média diária do lodo expulso dos

reatores.


Os resultados apresentados mostram que houve uma redução considerável da massa de lodo

presente no sistema quando a vazão do esgoto aumentou de 500 para 1000 L.d-1

. Os reatores

R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 perderam cerca de 10, 40 e 70%, respectivamente, da massa de lodo

inicialmente presente, o que pode ser atribuído ao arraste de lodo de menor sedimentabilidade

quando do aumento da vazão.

A idade de lodo foi calculada com a aplicação da Equação (6.1), para o lodo presente no

reator e o lodo deles expulso, sendo estas apresentadas na Tabela 6.5.

As idades de lodo apresentadas na Tabela 6.5 mostram que os reatores com zonas de

sedimentação maiores apresentam maior massa de lodo dentro do digestor. Segundo van

Haandel e Lettinga (1994), em um reator UASB convencional tratando esgoto à temperatura

de 25°C, normalmente o TDH é na faixa de 4 a 8 horas e a idade de lodo entre 30 e 100 dias,

tempo superior ao requerido para o desenvolvimento dos microrganismos metanogênicos.

(a) (b)

(c) (d)

85

Tabela 6.5 – Idades de lodo calculadas com os dados da massa de lodo do reator e do lodo

expulso, para as fases 1 (500 L.d-1

) e 2 (1000 L.d-1

).

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3 R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4 RY RC

Fases 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 2 1 1 1Rs (d) 380 111 308 62 129 28 216 77 176 70 136 37 333 208

2Rs (d) 284 87 221 75 96 23 217 59 127 73 107 36 258 182

Legenda: 1Idade de lodo calculada com a massa de sólidos totais expulsa do reator; 2Idade de lodo calculada

com a massa de sólidos voláteis presente no reator.

Os parâmetros operacionais TDH e idade de lodo podem variar, quanto mais eficientes forem

os mecanismos para a remoção de sólidos (separador de fases) no reator. No caso dos reatores

analisados neste estudo, aqueles com menor zona de sedimentação, especificamente os

reatores R0,6

0,3 e R0,65

0,4 apresentaram maior perda de sólidos e, por conseguinte, menor idade

do lodo.

O perfil dos sólidos ao longo dos reatores foi monitorado continuamente para avaliar as

respostas da biomassa às diferentes condições operacionais aplicadas. Os valores das

concentrações dos sólidos totais e voláteis obtidos para os oito reatores, coletados nos pontos

amostrais do perfil (Tabela 6.2), são representados graficamente nas Figuras 6.4 (a-c), em

função da altura dos pontos amostrais do perfil na zona de digestão de cada reator para os

TDH de 12 e 6 horas (fases 1 e 2). Os resultados mostraram que a massa de lodo nos reatores

foi afetada pela configuração do reator e pelas cargas hidráulicas e orgânicas aplicadas.

As Figuras 6.4 (a, b e c) mostram ainda que existe uma estratificação da concentração de

sólidos: a concentração no fundo dos reatores é muito maior que na parte superior. Tal fato

deve ser atribuído à variação de sedimentabilidade do lodo ao longo da altura do reator. A

sedimentação, provavelmente, não foi influenciada pela subida de bolhas de biogás, cuja

energia (< 1 W.m3) foi insuficiente para induzir a turbulência que poderia criar uma

estratificação significativa. A fração volátil foi afetada pela altura e também pela área da zona

de digestão, pois a fração volátil diminuiu à medida que o diâmetro da zona de digestão e a

velocidade do líquido diminuíram. Isso foi mais evidente quando a vazão aplicada foi baixa. É

possível que a fração inorgânica mais elevada tenha sido a causa da melhor

sedimentabilidade. A tendência da retenção seletiva do lodo é também refletida no cálculo da

idade do lodo. Na Tabela 6.5, a idade do lodo calculada com a massa de lodo total dividida

pela massa de lodo expulsa diariamente é sistematicamente superior aos da idade do lodo

calculada com base nos sólidos voláteis.

86

Figura 6.4a - Concentração de ST e SVT em função da altura da zona de digestão dos

reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3, R0,6

0,3, fases 1 e 2.

Fase 1 - R0,8

0,3 Fase 2 - R0,8

0,3

Fase 1 - R0,7

0,3 Fase 2 - R0,7

0,3

Fase 1 - R0,6

0,3 Fase 2 - R0,6

0,3


87

Figura 6.4b - Concentração de ST e SVT em função da altura da zona de digestão dos

reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fases 1 e 2.

Fase 1 - R0,75

0,4 Fase 2- R0,75

0,4

Fase 1 - R0,7

0,4 Fase 2 - R0,7

0,4

Fase 1 - R0,65

0,4 Fase 2 - R0,65

0,4


88

Figura 6.4c - Concentração de ST e SVT em função da altura da zona de digestão dos

reatores RY e RC, fase 1.

Fase 1 – RY Fase 1 – RC


As Figuras 6.4 (a, b e c) mostram outro aspecto importante da massa do lodo nos reatores que

é a altura da camada de lodo, na maioria dos reatores, que não se estende a toda a altura da

zona de digestão. Tal fato mostra que não foi possível manter uma massa de lodo em toda a

zona de digestão, mesmo se as condições hidrodinâmicas para retenção e sedimentação

fossem adequadas. Conclui-se que o mecanismo de retenção do lodo por gravidade foi

contrabalanceado por um mecanismo de quebra dos flocos que foram arrastados para fora do

reator. No decantador esses pequenos flocos expulsos podem flocular e formar partículas

maiores, com melhor sedimentabilidade, que podem retornar à zona de digestão.

Juntamente com a concentração e a composição do lodo, discutida previamente, também

foram analisadas as propriedades biológicas e mecânicas. A propriedade biológica chave foi à

atividade metanogênica específica e a propriedade mecânica foi a sedimentação. Essas

propriedades são importantes, pois indicam os limites da capacidade de tratamento dos

reatores. As constantes de sedimentação permitem a determinação da massa máxima de lodo

que teoricamente poderia ser mantida nos reatores. Por outro lado, com as concentrações da

massa de lodo nos reatores é possível calcular a capacidade teórica máxima de produção de

metano. Esses valores teóricos podem ser comparados com os valores reais que foram obtidos

na investigação experimental.

89

6.3.2.1 Atividade metanogênica específica

As Tabelas 6.6 e 6.7 apresentam os resultados da AME para as fases experimentais 1 e 2

(TDH 12 e 6 horas), respectivamente. Em ambas as fases foram realizados os testes de AME

para o lodo do reator e o lodo expulso.

Tabela 6.6 – Valores médios da AME expressos em gDQO.gXv.d-1

, para o lodo dos reatores e

para o lodo expulso, fase 1.

AME (gDQO.gXv.d-1

) – Fase 1

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3 R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4 RY RC

Lodo no reator 0,17 0,14 0,14 0,13 0,13 0,16 0,10 0,11

Lodo expulso 0,13 0,13 0,15 0,10 0,09 0,10 0,10 0,11

Tabela 6.7 – Valores médios da AME expressos em gDQO.gXv.d-1

, para o lodo dos reatores e

para o lodo expulso, fase 2.

AME (gDQO.gXv.d-1

) – Fase 2

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3 R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4 RY RC

Lodo no reator 0,18 0,14 0,17 0,13 0,15 0,15 - -

Lodo expulso 0,17 0,12 0,13 0,13 0,10 0,11 - -

Os dados apresentados indicam que os valores da AME obtido para o lodo no interior dos

reatores e o lodo expulso são semelhantes, sendo observado, um sutil aumento para os valores

da AME do lodo de dentro dos reatores, na maioria dos casos.

A carga aplicada nos reatores afeta o valor da AME, pois os valores obtidos para um TDH

mais longo tendem a ser maiores. Isto é esperado, pois, quanto maior for a carga aplicada,

maior será a fração volátil, composta por partículas de material orgânico presente no afluente

e da redução da fração de lodo volátil microbiano (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).

A produção teórica de metano também pode ser comparada com a produção real de metano

nos reatores. A produção teórica de metano é o produto da massa de lodo volátil e da AME

para cada reator. A produção de metano real pode ser calculada como o produto da fração da

DQO digerida e a carga aplicada para cada reator. Os valores obtidos para a produção teórica

e experimental são representados graficamente nas Figuras 6.5a e 6.5b.

90

Figura 6.5a – Comparação entre as capacidades teórica e experimental de tratamento para os seis reatores modificados, fases 1 e 2.

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3

R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4


91

Figura 6.5b – Comparação entre as capacidades teórica e experimental de tratamento para os

reatores RY e RC, fase 1.


Os dados mostram que em todos os casos, a capacidade de tratamento ou a produção teórica

de metano é muito maior que a capacidade de tratamento ou a produção efetiva. Mostra-se

assim que, em todos os casos, a produção de metano não é o fator que limita o tratamento

anaeróbio. Tal fato também é confirmado quando se observa a concentração de AGV

(incluindo o acetato que é o substrato principal para as metanogênicas), que sempre foi baixa.

Conclui-se que a remoção de material orgânico biodegradável é incompleta, principalmente

porque os processos preparatórios de hidrólise, acidogênese e acetogênese não podem se

desenvolver plenamente.

6.3.2.2 Sedimentabilidade

Os testes de sedimentabilidade confirmaram que em todos os casos, a sedimentação pode ser

descrita com a equação de Vesilind (Equação 5.1). A Tabela 6.8 mostra os resultados das

constantes e da velocidade de sedimentação obtidas para o lodo nos reatores e o lodo expulso.

Neste caso, as constantes de sedimentabilidade indicam que todos os reatores têm lodo com

excelentes características de sedimentação e com baixos valores da constante de

compressibilidade. Não foram observadas grandes diferenças entre as constantes de

sedimentação determinadas para os diferentes reatores. No entanto, houve uma clara diferença

entre os valores obtidos para o lodo expulso, especialmente para a constante de

compressibilidade (k) que é em média, maior que os valores encontrados para o lodo dentro

RY e RC

Legenda:

Ct Calculado = produção de

metano teórico.

Ct experimental = produção de

metano real nos reatores.

92

dos reatores, indicando que o lodo que era expulso tinha sedimentabilidade inferior à do lodo

que se mantinha nos reatores.

Tabela 6.8 – Constantes de sedimentabilidade determinadas para os reatores nas fases 1 e 2.

Reator FASE LODO NO REATOR LODO EXPULSO

k (L.g-1

) v0 (m.h-1

) k (L.g-1

) v0 (m.h-1

)

R0,8

0,3 1 0,07 10 0,13 16

2 0,08 15 0,10 17

R0,7

0,3 1 0,08 15 0,10 10

2 0,08 11 0,11 10

R0,6

0,3 1 0,10 10 0,14 18

2 0,11 10 0,12 16

R0,75

0,4 1 0,08 10 0,11 15

2 0,10 10 0,12 13

R0,7

0,4 1 0,07 9 0,09 12

2 0,08 9 0,11 14

R0,65

0,4 1 0,14 17 0,18 17

2 0,09 7 0,12 9

RY 1 0,10 18 0,16 15

RC 1 0,09 14 0,12 13

Legenda: k - constante de compressibilidade; v0 – Velocidade de sedimentação.

Tendo determinado as constantes de sedimentabilidade, o valor teórico da concentração de

lodo que poderia ser mantido no reator pode agora ser estimado pela Equação 6.3, que pode

ser utilizada para qualquer velocidade ascendente do líquido no reator UASB.

Xt = (lnv0/vup)/k (6.3)

Onde:

lnv0 = Logaritmo natural da velocidade de sedimentação

vup = Velocidade ascendente do líquido (m.h-1

)

Se as constantes de Vesilind, para lodo expulso, são usadas na Equação 6.3, conclui-se que,

em todos os casos, a concentração de lodo que teoricamente poderia ser mantida no reator é

muito maior do que a concentração real apresentada nos gráficos das Figuras 6.4 (a, b e c).

Isso indica que as partículas de lodo que têm baixas características de sedimentação são

expulsas da zona de digestão, mas na zona de sedimentação e no tanque de acumulação do

efluente tendem a flocular e apresentar melhor sedimentação. A partir desta observação

conjectura-se que, se os sólidos expulsos passassem por um decantador e retornassem ao

93

reator UASB, boa parte desses sólidos poderiam realmente ficar retidos no reator, de modo

que uma massa de lodo mais concentrada poderia ser mantida e o reator poderia ser operado a

uma idade de lodo maior e, portanto, com maior eficiência e menor produção de lodo

efluente.

As Figuras 6.6a e 6.6b mostram os valores da massa teórica de lodo calculada a partir da

Equação (6.3) e a massa de lodo determinada experimentalmente. É evidente que os valores

teóricos da massa de lodo tendem a ser maior que os da massa determinada

experimentalmente para a maioria dos reatores. Por outro lado, pode ser visto nas Figuras

6.4a, 6.4b e 6.4c que a concentração de lodo real no fundo dos reatores é muito mais elevada

do que o máximo teórico, que foi estimado com base no lodo expulso. Isso é devido ao fato de

parte do lodo, notadamente a fração inorgânica, com uma sedimentação bem melhor ter sido o

valor utilizado para calcular o valor teórico. Por outro lado, nas camadas superiores da zona

de digestão para todos os reatores, observa-se uma concentração menor que o máximo teórico.

Isto mostra que a sedimentação não é o único mecanismo relevante para a retenção de lodo na

zona de digestão. Se fosse esse o caso, a zona de digestão iria encher-se completamente com

uma concentração igual ao máximo teórico. A retenção de lodo pode ser dificultada pela

subida das bolhas de biogás, mas que, por si só, introduz uma energia menor que 1 W/m3 e

portanto, não iria causar turbulência significativa e perda de lodo. Assim, a razão para as

baixas concentrações é atribuída à quebra dos flocos em pequenas partículas sendo arrastadas

para cima pela velocidade do líquido. Algumas destas partículas podem flocular nas zonas de

transição ou sedimentação (ou mesmo na zona de digestão) e, assim, serem devolvidas. As

demais serão descarregadas juntamente com o efluente.

Figura 6.6a – comparação entre a massa de lodo teórica e a massa de lodo experimental para

os reatores RY e RC, fase 1.

RY e RC

Legenda:

Xt Cal = Massa de lodo

teórica.

Xt Exp = Massa de lodo

experimental.

94

Figura 6.6b – Comparação entre a massa de lodo teórica e a massa de lodo experimental para os seis reatores modificados, fases 1 e 2.

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3

R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4


95

6.4 Conclusões

Um reator simples, usando o conceito de um reator UASB pode tratar de forma eficiente o

esgoto de uma família, em uma unidade de 240 L, atingindo uma eficiência maior que os

valores comumente relatados na literatura sobre a aplicação de tanques sépticos para o

tratamento unifamiliar.

Num conjunto de 8 reatores com volume de 240 L cada, mas de diferentes geometrias, todos

foram todos capazes de digerir esgoto bruto de forma eficiente em tempos de detenção

hidráulica de 12 e 6 horas, tendo sido obtidas eficiências de remoção de DQO decantada de 67

a 74%.

A análise estatística (ANOVA) mostrou que não há diferença significativa entre as eficiências

de remoção alcançadas pelos diferentes reatores, de modo que critérios fundamentais a

construção como a altura do reator devem ser considerados na escolha do projeto adequado.

A idade de lodo foi confirmada como sendo o parâmetro operacional fundamental que

determina o desempenho do reator UASB para o tratamento de águas residuárias e em

particular, a divisão das três frações da DQO. Se a idade do lodo é a mesma, reatores UASB

tratando o mesmo esgoto com diferentes TDH tendem a ter a mesma qualidade em relação à

presença de sólidos no efluente e, por conseguinte, a mesma eficiência de digestão. Quanto

menor a idade de lodo, maiores são as frações da DQO efluente ou do lodo de excesso.

A AME, em todos os lodos analisados, estava dentro da faixa comumente encontrada para o

lodo de sistemas de tratamento com esgoto bruto que é de 0,10 a 0,15 gDQO.gXV.d-1

. Os

valores de AME obtidos para o lodo expulso não diferem dos valores obtidos para o lodo no

reator.

A sedimentação do lodo nos reatores, em todos os casos, foi superior à sedimentação do lodo

expulso dos reatores, embora a retenção do lodo não seja o mecanismo que determina a massa

de lodo que poder ser retida no sistema. Em praticamente todos os reatores se observa que a

zona de digestão não foi completamente cheia com o lodo, indicando que existe um

mecanismo de ruptura do floco e a produção de pequenas partículas que sedimentam

lentamente e tendem a sair do reator.

96

7. EFEITO DOS PICOS DE VAZÃO EM REATORES UASB TRATANDO ESGOTO

DOMÉSTICO

7.1 Introdução

O regime hidráulico de funcionamento dos sistemas unifamiliares é caracterizado pela

intermitência de alimentação e pelas grandes variações de vazão, decorrente do

funcionamento descontínuo das peças sanitárias no interior das residências. É comum a

ocorrência de picos de vazão e de carga orgânica, que vão desde a ausência de fluxo até altas

vazões de pico (SOUSA; CHERNICHARO, 2005; SOUZA et al., 2016). Nesse sentido é

necessário que os reatores anaeróbios propostos sejam capazes de suportar tais variações,

principalmente quando projetados para tratar esgoto em escala unifamiliar, uma vez que tal

problema é intensificado nestas circunstâncias, devido à proximidade do sistema com a fonte

geradora de esgotos.

Os choques hidráulicos podem resultar em queda na eficiência de remoção de material

orgânico, acúmulo de ácidos voláteis, queda no valor do pH, consumo de alcalinidade,

alteração na composição e produção de biogás e arraste de lodo do sistema de tratamento. A

redução da eficiência do reator devido às variações de carga faz com que o efluente produzido

apresente concentrações de poluentes superiores aos limites estabelecidos pela legislação

ambiental, necessitando, em muitos casos, de unidades de pós-tratamento. No entanto, esses

efeitos variam de acordo com a intensidade e a duração dos picos de vazão, do tempo de

retenção celular, do tempo de detenção hidráulica, das propriedades do lodo e dos projetos

dos reatores, principalmente da configuração do separador de fases (CARVALHO, 2006;

LEITÃO et al., 2006).

No presente estudo foram avaliados os efeitos das variações de carga hidráulica para testar a

robustez dos reatores UASB modificados, quando submetidos a variações de picos de vazão

semelhantes às provocadas por aparelhos hidrossanitários nas residências. Foi avaliada a

estabilidade operacional baseando-se na eficiência de remoção de DQO e na melhoria da

qualidade do lodo devido às condições hidrodinâmicas às quais foram submetidos.

97

7.2 Metodologia

Os procedimentos metodológicos utilizados para a obtenção dos resultados basearam-se nos

critérios descritos no capítulo 5. Neste capítulo apresenta-se apenas uma síntese metodológica

e características específicas para o desenvolvimento das investigações.

7.2.1 Aparato experimental e condições operacionais

O aparato experimental compreendia seis reatores UASB modificados (R0,8

0,3, R0,7

0,3, R0,6

0,3,

R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4), instalados para tratar esgoto doméstico bruto.

Os reatores vinham sendo operados há mais de um ano com vazão constante de 500 L.d-1

sendo caracterizado o estado estacionário. Após esse período, foram simuladas variações de

carga hidráulica, semelhantes ao que ocorre em residências domiciliares, o que se deu em três

fases distintas. Cada fase teve duração de 60 dias.

Picos de vazão (Fase 1). Os experimentos foram realizados com vazões de pico afluente

equivalente a 21% do volume do reator, o que corresponde a 50 litros de afluente por pulso

hidráulico, em um intervalo de tempo de 2 minutos (vazão de 0,42 L.s-1

). Nesta fase, os

pulsos hidráulicos foram aplicados duas vezes ao dia, às 8h e às 16h.

Picos de vazão (Fase 2). As condições desta fase são semelhantes às descritas na fase 1, no

entanto os pulsos hidráulicos foram intensificados e passaram a ser efetuados quatro vezes ao

dia, às 8, 11, 14 e 16 horas.

Picos de vazão (Fase 3). Os experimentos foram realizados com vazões de pico afluente

equivalentes a 42% do volume do reator, o que corresponde a 100 litros de afluente por pulso

hidráulico em um intervalo de tempo de 2 minutos, aplicados duas vezes ao dia, às 8h da e às

16h.

As fases de variação de vazão tinham como objetivo avaliar o comportamento dos reatores

UASB modificados quando submetidos a variações de vazão semelhantes às provocadas pela

máquina de lavar (fases 1 e 2) e pela bacia sanitária, dispositivos responsáveis por parte das

variações de vazão nas residências, sendo a vazão das bacias sanitárias que causa picos mais

intensos.

98

Durante o período em que eram simulados os picos hidráulicos era mantida a alimentação

contínua dos reatores com vazão complementar ao TDH inicialmente estabelecido de 12 horas

(vazão constante). Um detalhamento sobre as condições operacionais dos reatores nestas fases

é apresentado nas Tabelas 7.1 e 7.2.

Tabela 7.1 – Vazão, TDH e velocidade ascensional mantida na zona de digestão e de


0,3, R0,7

0,3 e R0,6


operacionais.

Reatores R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3

Fases Vazão (m3/d) TDH Vasc ZD Vasc ZS Vasc ZD Vasc ZS Vasc ZD Vasc ZS

E.E* 0,5 12 0,29 0,04 0,29 0,05 0,29 0,08

Fase 1 0,4 14,4 0,24 0,03 0,24 0,04 0,24 0,06

Fase 2 0,3 19,2 0,18 0,02 0,18 0,03 0,18 0,04

Legenda: E.E - Condições do estado estacionário; TDH (horas); Vasc ZD (m.h-1) – Velocidade ascensional na

zona de digestão; e Vasc ZS (m.h-1) - Velocidade ascensional na zona de sedimentação.

Tabela 7.2 – Vazão, TDH e velocidade ascensional mantida na zona de digestão e de


0,4, R0,7

0,4 e R0,65


operacionais.

Reatores R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4

Fases Vazão (m3/d) TDH Vasc ZD Vasc ZS Vasc ZD Vasc ZS Vasc ZD Vasc ZS

E.E* 0,5 11,5 0,29 0,04 0,29 0,05 0,29 0,08

Fase 1 0,4 14,4 0,24 0,03 0,24 0,04 0,24 0,06

Fase 2 0,3 19,2 0,18 0,02 0,18 0,03 0,18 0,04

Fase 3 0,3 19,2 0,10 0,03 0,10 0,033 0,10 0,04

Legenda: E.E - Condições do estado estacionário; TDH (horas); Vasc ZD (m.h-1) – Velocidade ascensional na

zona de digestão; Vasc ZS (m.h-1) - Velocidade ascensional na zona de sedimentação; Fase 3 - vazão de 100 L aplicados duas vezes ao dia.

7.2.2 Inoculação e ensaios de variação da carga hidráulica

Inoculação. Os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 foram inoculados com lodo anaeróbio das

lagoas do sistema de tratamento de esgotos da cidade de Campina Grande, Paraíba. Enquanto

os reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 foram inoculados com o lodo dos reatores UASB-Y e do

reator convencional (utilizados em outras etapas da pesquisa), que foram desativados antes do

início destas fases. O lodo utilizado como inóculo dos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 era

floculento.

99

Figura 7.1 – (a) Lodo utilizado como inóculo; (b) Momento da inoculação dos reatores.


Ensaios de variação de carga hidráulica. Durante o período em que os reatores foram

submetidos aos picos de vazão foram realizados testes específicos (um no 15° dia de operação

e outro no 50° dia de operação), com o intuito de caracterizar o comportamento do sistema no

início e no final da fase operacional. Estes testes se basearam em coletas do efluente à medida

que os reatores eram submetidos às vazões repentinas de 50 e 100 litros de esgoto. A coleta

foi feita em recipientes graduados, com identificação do tempo (t0, t2, t4, t6...tx minutos)

necessário à coleta do efluente. A coleta iniciava-se imediatamente após a sobrecarga

hidráulica e, passados os primeiros dois minutos de coleta no recipiente (t0) mudava-se para o

outro (t2) e, assim, sucessivamente, até que um volume equivalente ao esgoto bruto afluente

fosse coletado (para vazão de 100 litros a coleta do efluente foi realizada a cada 3 minutos).

Desse modo, tinha-se o controle da vazão afluente, do tempo necessário para a descarga do

efluente tratado e, o mais importante, foi possível verificar o comportamento dos reatores em

termos de remoção de material orgânico (DQO) e sólidos, o que possibilitou a avaliação da

capacidade do sistema de se recuperar do choque hidráulico. O aparato experimental usado

nos testes com variação de carga hidráulica é ilustrado na Figura 7.2.

(b) (a)

100

Figura 7.2 – Aparato experimental utilizado na execução dos testes com variação de carga

hidráulica.


7.2.3 Monitoramento dos sistemas

Além das coletas feitas no momento dos choques hidráulicos, foram realizadas 12 (doze)

coletas pontuais do esgoto bruto e do efluente final para cada fase. O comportamento dos

sistemas foi avaliado com base no monitoramento de concentrações efluentes de DQO (bruta

e decantada), alcalinidade, pH, SST e SSV. Para o monitoramento da biomassa foram

realizadas análises de ST e SVT (pontos do perfil), sedimentabilidade, AME e granulometria.

Os parâmetros AME e sedimentabilidade também foram realizados para caracterizar o lodo

expulso dos reatores. Foram realizados dois perfis de lodo para cada reator, sendo um no

início e outro no final de cada uma das fases de variação de picos de vazão.

Ensaios de granulometria

Os ensaios para verificar a granulometria do lodo foram realizados utilizando-se as

metodologias descritas por Souza (2011) e Yu et al. (2001), usando uma série de peneiras da

série Tyler com malhas de 2,0; 1,68; 1,18; 0,6; 0,4; e 0,3 mm de diâmetro, conforme descrição

101

detalhada no Capítulo 5, Seção 5.7. Cabe ressaltar que os ensaios de granulometria foram

realizados uma única vez, em meados de cada fase operacional, exceto para a fase 3, na qual

não foi observado o desenvolvimento expressivo de grânulos.


7.3.1 Indicadores da robustez dos reatores durante os choques hidráulicos

Estabilidade do pH

Durante as três fases operacionais os reatores mantiveram-se estáveis, não havendo indício de

azedamento do sistema. O pH manteve-se entre 7,0 e 8,0 na maioria das medições, estando

portanto, dentro da faixa na qual segundo van Haandel e Lettinga (1994), a digestão anaeróbia

desenvolve-se adequadamente. Foi verificado que a redução do TDH devido aos picos de

maiores vazões, não resultou em redução do pH. Foram determinados valores de alcalinidade

que variaram entre 133 e 384 mgCaCo3.L-1

no esgoto bruto e entre 172 e 525 para o efluente

dos reatores, indicando uma grande capacidade de tamponamento dos sistemas de tratamento.

Eficiência de remoção de DQO

Os parâmetros descritivos dos dados de DQO obtidos para as fases 1, 2 e 3 são apresentados

na Tabela 7.3. Nessa mesma tabela são apresentadas as eficiências médias de remoção de

DQO, para cada reator, em cada fase experimental. As análises para obtenção desses dados

foram feitas com o efluente coletado e armazenado durante 24 horas, o que engloba os efeitos

dos picos de vazão e os da alimentação contínua.

O aumento da velocidade ascensional do líquido, provocada pelos choques de carga teve

grande influência sobre a qualidade do efluente e o arraste de sólidos da manta de lodo

impulsionado pelo aumento da velocidade ascendente, foi responsável pela maior

concentração de DQO bruta no efluente final dos reatores, principalmente na fase 3.

102

Tabela 7.3 – Valores médios, máximos, mínimos, desvios padrões, coeficientes de variação e eficiências de remoção de DQO obtidas para as

fases 1, 2 e 3.

Sta

R0,80,3 R0,7

0,3 R0,60,3 Sta

R0,750,4 R0,7

0,4 R0,650,4

Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse

FA

SE

1

N° dados 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12 12

Média 614

(666)1

449

(451)

161

(178)

423

(420)

158

(156)

443

(463)

192

(198)

637

(646)

286

(295)

209

(223)

276

(263)

198

(204)

354

(340)

179

(173)

Máx. 753 730 218 890 300 881 221 754 345 254 368 242 594 230

Mín. 331 145 99 181 61 172 143 481 193 119 217 148 227 123

DP 159 206 47 241 65 265 29 81 46 42 55 31 130 40

CV 0,26 0,46 0,29 0,57 0,4 0,6 0,2 0,13 0,16 0,20 0,20 0,2 0,4 0,2

Eficiência

(%) - 27 74 31 74 28 69 - 55 67 57 69 44 72

FA

SE

2

Média 564

(500)

202

(178)

139

(144)

298

(258)

170

(173)

308

(279)

167

(182)

485

(457)

256

(245)

192

(180)

255

(234)

190

(193)

319

(248)

190

(195)

Máx. 780 283 203 578 258 492 196 695 388 246 373 224 828 219

Mín. 344 98 49 172 49 192 115 341 193 142 197 157 201 148

DP 176 65 46 130 63 103 31 117 61 44 58 24 198 26

CV 0,31 0,32 0,33 0,44 0,37 0,33 0,19 0,24 0,24 0,23 0,23 0,12 0,62 0,14

Eficiência

(%) - 64 75 47 70 45 70 - 47 60 48 61 34 61

FA

SE

3

Média - - - - - - -

533

(535)

409

(370)

240

(252)

453

(419)

237

(233)

396

(380)

218

(221)

Máx. - - - - - - - 667 653 309 882 320 598 267

Mín. - - - - - - - 394 244 163 250 159 260 163

DP - - - - - - - 95 143 45 194 44 124 38

CV - - - - - - - 0,2 0,3 0,2 0,4 0,2 0,1 0,2

Eficiência

(%) - - - - - - - - 23 55 15 56 26 59

Legenda: Sta= Concentração de DQO no afluente (mg.L-1); Sre= Concentração de DQO no efluente bruto (mg.L-1); Sse= Concentração de DQO no efluente decantado (mg.L-

1).

Nota: 1Valores entre parênteses: mediana.

103

Os dados apresentados na Tabela 7.3 revelam os seguintes aspectos:

Como já observado no capítulo 6, a eficiência de remoção da DQO foi pouco influenciada

pela configuração dos reatores utilizados no experimento. No entanto, há uma tendência

dos reatores que apresentam menores zonas de sedimentação expulsarem mais sólidos para

o efluente, tornando sua eficiência inferior, o que pode ser atribuído à baixa capacidade de

retenção de sólidos, já que a menor área destas zonas de sedimentação conduz à maior

velocidade ascensional nesta zona causando, assim, maior arraste dos sólidos.

Os reatores quando operados com concentrações menores de DQO do afluente, tendem a

apresentar eficiências de remoção também menores.

A baixa eficiência de remoção de DQO bruta verificada para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e

R0,6

0,3, na fase 1, pode ser atribuída, principalmente, à elevada concentração de lodo

presente nesses reatores, uma vez que já encontravam-se cheios de lodo e, assim, a

lavagem do lodo ocorreu de forma mais expressiva nesses reatores quando do início das

variações hidráulicas.

Os reatores propostos mostraram-se capazes de suportar variações de vazões, equivalente a

40% do seu volume e, ainda assim, manter uma boa estabilidade operacional.

Ressalta-se a necessidade da utilização de unidades de decantação secundária ou um pós-

tratamento, quando os sistemas de tratamento são submetidos a variações hidráulicas

semelhantes às testadas no presente estudo.

Na Figura 7.3 são apresentados gráficos boxplot dos dados das concentrações de DQO bruta e

decantada para cada reator nas distintas fases experimentais. Analisando a Figura 7.3

constata-se que houve grande variação entre os dados de DQO bruta, devido à influência dos

sólidos. Em alguns reatores as concentrações máximas obtidas no efluente bruto chegam a ser

superiores à concentração da DQO afluente.

104

Figura 7.3 – Gráficos boxplot das concentrações de DQO bruta e decantada obtidas para os

seis reatores modificados nas três fases experimentais analisadas.

Fase 1 – Reatores com 0,3 m zona

de digestão

Fase 1 – Reatores com 0,4 m zona

de digestão

Median

25%-75%

Min-Max


R0,80,3 R

0,70,3 R

0,60,3

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

DQ

O (

mg.L

-1)

Median

25%-75%

Min-Max


R0,750,4 R

0,70,4 R

0,650,4

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

DQ

O (

mg

.L-1

)

Fase 2 – Reatores com 0,3 m zona de

digestão


digestão

Median

25%-75%

Min-Max


R0,80,3 R

0,70,3 R

0,60,3

0

100

200

300

400

500

600

700

800

DQ

O (

mg

.L-1

)

Median

25%-75%

Min-Max


R0,750,4 R

0,70,4 R

0,650,4

100

200

300

400

500

600

700

800

DQ

O (

mg.L

-1)


digestão

Median

25%-75%

Min-Max Sta Sre Sse Sre Sse Sre Sse

R0,750,4 R

0,70,4 R

0,650,4

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

DQ

O (

mg.L

-1)


105

7.3.2 Testes com pulsos hidráulicos

Os resultados dos ensaios com pulsos hidráulicos são apresentados nas Figuras 7.4 (a e b) e

7.5 (a, b e c), sendo apresentados nas Figuras 7.4a e 7.4b os resultados dos testes com pulsos

hidráulicos realizados para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3, nas fases 1 e 2, respectivamente,

e nas Figuras 7.5a, 7,5b e 7.5c, os testes realizados nos reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, nas

fases 1, 2 e 3, respectivamente.

Figura 7.4a – Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do

tempo durante os testes com pulsos hidráulicos nos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3, fase 1.

15 dias de operação – FASE 1 50 dias de operação - FASE 1

R0

,80

,3

R0

,70

,3

R0

,60

,3


106

Figura 7.4b – Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do

tempo durante testes com pulsos hidráulicos nos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3, fase 2.


R0

,80

,3

R0

,70

,3

R0

,60

,3


107

Figura 7.5a – Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do


0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fase 1.


R0

,75

0,4

R0

,70

,4

R0

,65

0,4


108

Figura 7.5b – Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do


0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fase 2.


R0

,75

0,4

R0

,70

,4

R0

,65

0,4


109

Figura 7.5c – Comportamento das concentrações de DQO decantada e ST em função do


0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, fase 3.


R0

,75

0,4

R0

,70

,4

R0

,65

0,4


Os resultados mostram que o arraste de lodo do sistema de tratamento é mais intenso nos

primeiros minutos após a vazão de pico. O arraste do lodo ocorre mais expressivamente nos

110

picos iniciais, provavelmente, porque há uma diminuição do TDH e consequente aumento da

velocidade ascensional. Contudo, verifica-se também que o estado de desequilíbrio,

caracterizado pelo arraste do lodo, tende a se estabilizar minutos após o choque hidráulico.

O comportamento mais instável quando da intensificação dos picos, mudança da fase 1 para a

fase 2, ainda que sutil, pode ser reflexo de um efeito cumulativo do desequilíbrio no processo

de digestão provocado pela intensidade dos picos de vazão, de modo que as sucessivas

repetições de uma variação de pico, ainda que de baixa intensidade pode provocar a redução

na eficiência do tratamento.

Para as vazões de 100 litros aplicadas aos reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4, na fase 3, a

concentração de sólidos no efluente manteve-se elevada, no entanto não tão alta quanto a

observada, na fase 1, nos reatores com 0,3 m na zona de digestão, provavelmente, porque

devido às fases anteriores já tinha ocorrido muita perda de lodo e, possivelmente, as

propriedades mecânicas já tinham melhorado. As concentrações de DQO decantada levaram a

eficiências inferiores a 50%, tanto nos teste do início quanto do final da fase, quando

comparado às fases sem variação de carga.

Os trabalhos apresentados na literatura mostram que os choques hidráulicos deterioram a

qualidade do tratamento de esgoto. No entanto, embora seja observado no presente estudo o

aumento dos sólidos e da DQO no efluente, esse processo dá-se de forma rápida, de modo que

não compromete em sua totalidade a qualidade do efluente, devido ao rápido retorno às

condições normais de operação. Mesmo em situações nas quais a vazão hidráulica é

aumentada por algumas horas, como no trabalho de Leitão (2006), foi notada a elevada

capacidade dos reatores UASB de restabelecerem as suas condições iniciais em poucas horas.

Tal capacidade também foi observada neste estudo.

No estudo desenvolvido por Oliva (1997) foi verificado, em todos os ensaios com pulsos de

vazão, que os reatores responderam com um aumento imediato da DQO, até que o pulso fosse

interrompido. No entanto, o restabelecimento do sistema às condições iniciais se dava cerca

de uma hora após o término do pulso hidráulico.

A variação de vazão observada no presente trabalho, apesar de mais intensa, ocorreu durante

intervalos de tempo reduzidos, parecendo não ter alterado o equilíbrio entre os

111

microrganismos envolvidos no processo de digestão anaeróbia, tendo em vista que o sistema

manteve-se estacionário. Não foram observadas grandes variações de pH, sugerindo que os

ácidos formados na digestão da matéria orgânica foram utilizados pelas bactérias

metanogênicas.

Analisando os perfis de DQO e dos sólidos obtidos para a fase 2, na qual os mesmos picos de

vazão são reproduzidos diversas vezes ao dia, percebe-se que picos sucessivos, ainda que

instantâneos de vazão, podem, dependendo da frequência com que ocorrem, afetar o

desempenho do sistema de tratamento, caso os intervalos entre um pico e outro não

possibilitem o pleno metabolismo das bactérias envolvidas no processo.

A expansão da manta de lodo e seu arraste do sistema de tratamento são mais expressivos

quando os TDH aplicados durante os picos são mais intensos. O aumento da concentração de

DQO no afluente também pode favorecer a redução da eficiência, caracterizando-se como

fator relevante, uma vez que as variações hidráulicas nas residências além do aumento da

vazão podem aumentar sobremaneira a carga orgânica afluente.

7.3.3 Caracterização da biomassa

A massa de lodo total mantida nos reatores em cada fase operacional, inclusive durante o

período estacionário, é apresentada na Tabela 7.4.

Tabela 7.4 – Massa de lodo mantida na zona de digestão dos reatores durante o estado

estacionário e nas fases 1, 2 e 3.

R0,8

0,3 R0,7

0,3 R0,6

0,3 R0,75

0,4 R0,7

0,4 R0,65

0,4

ST SV ST SV ST SV ST SV ST SV ST SV

E.E* 7,0 3,5 9,4 5,0 7,0 3,7 4,9 2,8 6,1 3,5 4,1 2,4

1 5,0 2,6 5,2 2,6 3,8 1,8 5,5 3,2 6,0 3,5 4,8 2,8

2 5,0 2,8 4,0 2,1 3,3 1,8 5,7 3,3 5,4 3,2 4,6 2,7

3 - - - - - - 4,8 2,8 5,0 3,0 3,7 2,2

Legenda: *Estado estacionário (TDH 12 horas); Concentração de sólidos totais (ST) e concentração de sólidos

voláteis (SV) em kg.

Comparando a massa de lodo mantida no reator durante o período operado sob condições

estacionárias constata-se que todos os reatores perderam massa de lodo quando foi iniciada as

fases com choques hidráulicos. Os reatores apresentaram maior perda de lodo quando saíram

das condições mantidas no estado estacionário para a fase 1, no entanto, os reatores R0,8

0,3,

112

R0,7

0,3 e R0,6

0,3 foram ainda mais afetados que os reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4. A perda da

massa de lodo nos reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 foi mais expressiva entre as fases 2 e 3.

Analisando apenas as fases que operaram com variação de vazão, a perda de lodo foi inferior

a 16% em todos os reatores, com exceção do R0,7

0,3 que perdeu cerca de 30% da sua massa de

lodo. Nota-se, ainda, uma tendência de perda de lodo mais significativa à medida que o

diâmetro da zona de sedimentação diminui, o que confirma os resultados já apresentados no

capítulo anterior.

7.3.3.1 Perfil de sólidos

Foram realizados, em cada uma das fases (1, 2 e 3), dois perfis de sólidos nos reatores. Esses

perfis foram realizados em meados do 15° e do 50° dias de operação, caracterizando também

o comportamento da manta de lodo no início e no final de cada fase com variação de carga

hidráulica. Nas Figuras 7.6 e 7.7 são apresentadas as concentrações de sólidos determinadas

para os perfis do lodo realizado no final de cada fase (50° dia de operação). A Figura 7.6

mostra os perfis para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 nas fases 1 e 2. Na Figura 7.7 são

apresentados os perfis de lodo para os reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 nas fases 1 e 3. Optou-

se por apresentar os perfis para essas duas fases, pois, foi nelas que houve maior diferença na

concentração da biomassa.

Os gráficos das Figuras 7.6 e 7.7 mostram que existe uma forte estratificação da concentração

de sólidos; a parte inferior da zona de digestão acumula as maiores concentrações de sólidos,

enquanto a parte superior fica praticamente livre de sólidos. Esse fato é comum em reatores

UASB, mas, neste caso específico, houve uma melhora significativa da sedimentabilidade por

causa da granulação do lodo nos reatores. Houve uma seleção da massa de lodo, tendendo o

lodo de melhor sedimentação a manter-se no fundo do reator e as partículas mais leves

carreadas para fora do reator. Na coleta realizada quando foram aplicados os pulsos

hidráulicos essa característica do lodo expulso ser mais leve era visível, não sedimentando,

mesmo após várias horas no cone de Imhoff.

113

Figura 7.6 - Perfis de sólidos dos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 em função da altura da zona

de digestão, para as fases 1 e 2.

Fase 1 - R0,8

0,3 Fase 2 - R0,8

0,3

Fase 1 - R0,7

0,3

Fase 2 - R0,7

0,3

Fase 1 - R0,6

0,3

Fase 2 - R0,6

0,3


114

Figura 7.7 - Perfis de sólidos dos reatores R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 em função da altura da zona

de digestão, para as fases 1 e 3.

Fase 1 - R0,75

0,4 Fase 3 - R0,75

0,4

Fase 1 - R0,7

0,4 Fase 3- R0,7

0,4

Fase 1 - R0,65

0,4 Fase 3 - R0,65

0,4


115

Outro aspecto observado no monitoramento do perfil de lodo tem relação com o fato dos

reatores com menores alturas na zona de digestão apresentarem baixas concentrações de

sólidos nos pontos de coleta da parte superior da zona de digestão.

Silva (2015), operando um reator UASB de cinco metros de altura fez um contínuo

monitoramento do comportamento da manta de lodo na zona de digestão, ao longo de meses,

e, mesmo inoculando o reator várias vezes, não conseguiu manter a manta de lodo com altura

superior a 2 metros, mesmo quando aplicou TDH de 15 horas. Isso mostra a necessidade da

adoção de procedimentos que favoreçam a agregação dessas partículas com baixa

sedimentabilidade, de modo que elas possam, assim, retornar à zona de digestão. Nessas

circunstâncias a adoção de decantadores secundários pode ser uma saída razoável.

7.3.3.2 Granulometria do lodo

Os ensaios granulométricos foram realizados com um volume de 200 ml de lodo concentrado.

Com os resultados de sólidos retidos em cada peneira de diâmetro diferente e os volumes de

sólidos totais que passaram por todas as malhas das peneiras foi possível determinar o

percentual de partículas com determinada granulometria para cada uma das etapas

operacionais. Os testes da fase 1 foram realizados 30 dias após o início do monitoramento,

bem como os ensaios realizados para a fase 2 que também ocorreram 30 dias após o início da

respectiva fase. Não foram realizados ensaios de granulometria para o lodo dos reatores

R0,75

0,4, R0,7

0,4 e R0,65

0,4 porque estes não apresentaram granulação expressiva.

Cabe ressaltar que não foram feitos ensaios granulométricos para confirmação da

granulometria do lodo de inóculo, pela falta de aparatos para a realização dos mesmos na

época da inoculação, a afirmação de tal fato é uma constatação visual e foi corroborada com

os dados dos ensaios iniciais onde o lodo ainda encontrava-se com elevada fração abaixo dos

0,3 mm de diâmetro.

Os gráficos apresentados na Figura 7.8 mostram que, para todos os reatores, o maior

percentual da massa de lodo, 30 dias após o início das variações de carga hidráulica, estavam

com diâmetro inferior a 0,3 mm. Contudo, após o decorrer da fase 1 e início da fase 2 foi

observada uma mudança nesse quadro, sendo então observada uma distribuição

granulométrica maior. Foram detectados grânulos com tamanhos distintos, chegando a ter

116

grânulos com diâmetro superior a 2,0 mm. Os maiores percentuais de biomassa encontrados

foram de 27% com diâmetro de 1,18 mm, 22% com diâmetro de 2 mm e 20% com diâmetro

de 1,18% para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3, respectivamente.

Figura 7.8 – Distribuição de tamanho das partículas expressa em percentagem do volume dos

grânulos para as fases 1 e 2 dos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3.


Resultados semelhantes foram apresentados por Alphenaar et al. (1993) que acompanhando o

desempenho de um reator UASB, desde a partida, observaram que o lodo desenvolveu

117

grânulos de até 2 mm de diâmetro. Kim et al. (2014) também mostraram que houve um

aumento dos grânulos de um diâmetro de 0,3 mm para 3,4 mm quando houve a redução do

TDH.

Na Figura 7.9 são apresentadas fotos do lodo granular, já na Figura 7.10 são apresentadas as

microfotografias do lodo que foi desenvolvido nos reatores modificados ao longo das fases

experimentais com variação de carga hidráulica.

Figura 7.9 – Fotos do lodo dos reatores.

R0,8

0,3

R0,7

0,3

R0,6

0,3


Figura 7.10 – Microfotografia do lodo anaeróbio dos sistemas R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3.

R0

,80

,3

R0

,70

,3

R0

,60

,3

Legenda: *Imagem de microscopia ótica de transmissão. Ampliação de 20X para todas as imagens


118

Como, tanto para os reatores modificados quanto para o reator convencional - RC e o reator

com braço lateral - RY (dados não apresentados neste capítulo), foi observada a formação do

lodo granular, sendo a mesma ainda mais intensificada à medida que foram impostas as

variações de carga hidráulica, é possível afirmar que tal fenômeno, no caso deste estudo, não

teve relação com a configuração do reator e sim com as variações de carga que

proporcionaram maior velocidade ascendente do fluxo dentro do reator. O fato dos reatores de

menor altura, terem sido submetidos às mesmas condições e não terem granulado, reforça,

ainda mais, a premissa que a velocidade ascensional aliada à altura dos reatores favorece a

seleção da biomassa, como foi observado nos reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 e já é estabelecida

por diversos autores.

A granulação do lodo está relacionada a uma série de fatores, destacando-se entre eles a

diminuição do TDH ou mesmo a imposição de choques hidráulicos, condições essas que

aumentam a velocidade ascensional do esgoto afluente, desencandeando tal processo. Entre os

fatores apontados na literatura como vantagens do sistema de tratamento com lodo granular,

podem ser destacados a melhor sedimentabilidade e o aumento da atividade microbiana, a

qual reflete em maiores valores de AME.

A granulação do lodo, observada nesta pesquisa, confirma o que vem sendo apresentado na

literatura: o lodo mantido nos reatores apresentou excelentes características de sedimentação e

de atividade metanogênica após a efetiva granulação.

Sedimentabilidade do lodo

Na Tabela 7.5 são apresentados os valores das constantes de sedimentação e da velocidade de

sedimentação, obtidas com a aplicação da equação de Vesilind (Equação 5.1). Nota-se

claramente, que houve uma melhora sistemática do lodo presente no reator, principalmente

para a constante de sedimentação (k), em detrimento de uma consequente redução da

qualidade da sedimentação para o lodo expulso. Conclui-se que a imposição de picos de

vazão, favoreceu dentro do reator, por meio do aumento da velocidade do líquido, a seleção

de uma biomassa de melhores propriedades físicas.

119

Tabela 7.5 – Valores das constantes de sedimentação k e v0 do lodo nos reatores e do lodo

expulso para as fases 1, 2 e 3 de todos os reatores modificados.

Reator FASE LODO NO REATOR LODO EXPULSO

k (L.g-1

) v0 (m.h-1

) k (L.g-1

) v0 (m.h-1

)

R0,80,3

1 0,07 22 0,28 13

2 0,09 7 0,27 16

R0,70,3

1 0,08 13 0,32 14

2 0,08 18 0,24 14

R0,60,3

1 0,12 20 0,33 13

2 0,10 19 0,28 18

R0,750,4

1 0,08 9 0,14 11

2 0,06 9 0,11 12

3 0,09 13 0,13 16

R0,70,4

1 0,07 10 0,12 10

2 0,06 10 0,12 11

3 0,06 17 0,08 11

R0,650,4

1 0,09 9 0,12 10

2 0,07 12 0,10 11

3 0,06 12 0,08 11

Atividade metanogênica específica

São apresentados valores da AME apenas para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3, pois estes

foram os que desenvolveram o lodo granular e também foram os reatores nos quais foram

feitos os testes de AME para os pontos do perfil de lodo, apenas para o lodo de dentro dos

reatores.

Tabela 7.6 – Valores de AME obtidos para os reatores R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 em perfil.

AME (gDQO/gSSV.d-1

)

Pontos Altura (m) R

0,80,3 R

0,70,3 R

0,60,3

E.E1 12 23 E.E1 12 23 E.E1 12 23

P7 2,14 (2,52)* - - - 0,14 0,19 ND ND ND ND

P6 1,8 (1,51)* 0,16 0,18 0,35 0,12 0,19 0,30 0,12 ND ND

P5 1,4 (1,36)* 0,14 0,19 0,38 0,11 0,20 0,30 0,14 0,19 0,33

P4 1,0 0,12 0,18 0,35 0,13 0,18 0,31 0,12 0,19 0,30

P3 0,6 0,14 0,17 0,28 0,12 0,17 0,28 0,14 0,20 0,29

P2 0,4 0,12 0,14 0,25 0,11 0,12 0,29 0,13 0,16 0,29

P1 0,2 0,07 0,09 0,25 0,04 0,07 0,24 0,12 0,12 0,25

Legenda: E.E1 – Estado estacionário TDH 12 horas; 12 – Fase 1 de variação de vazão; 23 – Fase 2 de variação de

vazão; ND: Valor não determinado pela baixa concentração de sólidos no ponto amostral; *Altura do ponto P7

apenas para o reator R0,60,3; * Altura do ponto P6 apenas para o reator R0,8

0,3; *Altura P5 apenas para o reator

R0,80,3.

120

A atividade metanogênica do lodo também melhorou consideravelmente, devido ao fenômeno

da granulação. Os valores de AME durante a fase estacionária eram baixíssimos nos pontos

mais próximos ao fundo dos reatores, muito provavelmente pela maior presença de material

inorgânico, do que propriamente de biomassa ativa, evoluindo para uma melhora

significativa, depois da granulação. A atividade metanogênica aumentou, no mínimo, duas

vezes mais na parte inferior da zona de digestão e nas zonas onde a atividade era mais intensa

(topo da zona de digestão), esta também aumentou.

7.4 Conclusões

Os reatores mostraram-se bastante robustos em termos de eficiência de remoção de material

orgânico, indicando que, para o caso das vazões de pico típicas provocadas nas residências

por aparelhos hidrossanitários, os mesmos são capazes de suportar até uma variação de 40%

do volume do reator, podendo, nesse caso, ser aplicado para o tratamento unifamiliar.

As sobrecargas hidráulicas impostas aos sistemas R0,8

0,3, R0,7

0,3 e R0,6

0,3 favoreceram a

granulação do lodo, o que proporcionou uma melhora significativa na qualidade do lodo e

tanto a atividade metanogênica específica, quanto a sedimentabilidade do lodo melhoraram

consideravelmente.

A sedimentabilidade do lodo mantido no reator e a do lodo expulso tem características

distintas, tendo sido determinadas, para o lodo expulso, constantes de compressibilidade

inferiores a do lodo mantido no reator, provavelmente, seja essa uma das razões para a

expulsão seletiva do lodo.

Os reatores mostraram-se capazes de suportar as variações de vazão imposta, no entanto cabe

ressaltar que, nestas condições, sendo a concentração dos sólidos elevada, deve-se avaliar a

possibilidade da aplicação de unidades posteriores para decantação do lodo expulso.

121

8. INFLUÊNCIA DA TEMPERATURA SOBRE O DESEMPENHO DO

TRATAMENTO ANAERÓBIO DE ESGOTO DOMÉSTICO

8.1 Introdução

Nos digestores anaeróbios o material orgânico afluente é dividido em três frações que podem

ser determinadas de forma independente: (1) fração orgânica presente no efluente; (2) fração

orgânica convertida em lodo por processos anabólicos e físico-químicos; (3) fração orgânica

convertida em metano, através do processo de catabolismo fermentativo. A diminuição da

temperatura afeta o desempenho de todos os processos biológicos e, por conseguinte, influi

sobre o valor de cada fração de material orgânico no reator, pois as frações presentes no

efluente e as frações que são convertidas em lodo irão aumentar em detrimento da baixa

fração digerida. Com a diminuição da eficiência da digestão anaeróbia também diminuirá a

produção de biogás, portanto, haverá pouca mistura no reator já que há menos bolhas de gás.

Desta forma, a diminuição da temperatura pode provocar um efeito adverso sobre a

intensidade do contato entre o substrato e o lodo biológico, que é um pré-requisito para o

tratamento eficiente (LETTINGA et al., 1993).

Quando a temperatura do esgoto é baixa, a taxa de hidrólise diminui e haverá aumento da

massa de material biodegradável particulado que se torna parte do lodo. Assim, ocorrerá um

aumento da produção de lodo e, uma vez que a capacidade de retenção desse material no

reator é fixa, a idade de lodo irá diminuir. Santos et al. (2016) mostraram a importância de

uma idade de lodo longa para o tratamento eficiente de esgoto em reatores anaeróbios. A

idade do lodo de um sistema é longa quando a massa de lodo retida no reator é alta ou quando

a taxa de produção do lodo é baixa. A retenção máxima do lodo em um reator de manta de

lodo depende basicamente do volume do reator, da eficiência do separador de fases e da

sedimentabilidade. A redução da idade de lodo com a diminuição da temperatura tem sido

relatada por muitos pesquisadores (CHONG et al., 2012; LEW et al., 2011;. VAN LIER et

al., 2008;. HALALSHEH, 2005).

A temperatura também afeta a produção de biogás: em temperaturas mais baixas a

solubilidade do metano na água aumenta e a liberação do biogás é reduzida. No esgoto, a

baixas temperaturas, a fração dissolvida pode representar até 50% da quantidade produzida

total (CHERNICHARO, 2015). Essa fração dissolvida no efluente é indesejável porque reduz

122

a produção de biogás e o metano dissolvido vai acabar na atmosfera, contribuindo para a

liberação de gases do efeito estufa. Assim, a diminuição da temperatura tem vários efeitos

indesejáveis: (1) deterioração da qualidade do efluente; (2) aumento da produção de lodo; (3)

diminuição da produção de biogás; (4) diminuição da intensidade de mistura com o aumento

da produção de lodo; (5) diminuição da idade do lodo e (6) aumento da fração de metano

produzido que permanece dissolvido no efluente.

A digestão anaeróbia pode ser eficiente na remoção de material orgânico a temperaturas

inferiores à ideal (mesofílica), mas devido às baixas taxas de conversão é necessário um reator

maior. Assim, ao avaliar a viabilidade da digestão anaeróbia a baixas temperaturas, as

vantagens inerentes ao tratamento devem ser analisadas criteriosamente, uma vez que os

custos de implantação poderão aumentar sobremaneira. Nessas circunstâncias, dependendo da

temperatura do local, deverão ser consideradas outras opções de tratamento de águas

residuárias que podem ser mais indicadas como, por exemplo, os sistemas de lodo ativado.

A temperatura em um sistema de tratamento de esgoto geralmente é conhecida, mas não se

sabe a priori a idade de lodo máxima, que só pode ser determinada quando o reator já está em

operação. Diante do exposto, o objetivo deste trabalho foi desenvolver uma relação entre a

eficiência da digestão anaeróbia e as duas variáveis operacionais: temperatura e idade do lodo,

gerando uma expressão empírica para estimar a eficiência da digestão para qualquer

temperatura e idade de lodo, quando aplicado para o tratamento de esgoto doméstico.

8.2 Metodologia

8.2.1 Sistema experimental

O sistema experimental, com 350 dias de operação, compreendia quatro reatores UASB

operados em diferentes temperaturas: 25, 20, 15 e 12o C, sendo denominados R25, R20, R15 e

R12, respectivamente, alimentados com esgoto bruto, com características predominantemente

domésticas.

Os reatores tinham um volume útil de 25 L, altura de 1,35 m e diâmetro interno de 0,15 m. Os

reatores UASB foram confeccionados em tubos de PVC, com registros de esfera, também de

123

PVC espaçados a cada 0,20 cm de altura, ao longo da zona de digestão. Na Figura 8.1 são

ilustrados os reatores utilizados na pesquisa.

Figura 8.1 – Foto e representação esquemática dos reatores utilizados no experimento.


A temperatura média do esgoto da região de implantação dos sistemas é de 25 ± 1°C. As

temperaturas de 20, 15 e 12°C foram obtidas e mantidas mediante recirculação da água gelada

(7°C) de uma unidade central de resfriamento, conforme descrição detalhada apresentada no

Capítulo 5, Seção 5.4.1.

O separador de fases convencional do reator foi substituído por dois separadores bifásicos

(gás/sólidos e líquido/sólidos). Optou-se por esta configuração, pois este modelo vem

apresentando excelentes resultados na eficiência da digestão de material orgânico, comparado

aos modelos convencionais operados nas mesmas condições. Isto ocorre porque o separador

bifásico tem uma eficiência superior de retenção de lodo (COELHO et al., 2003).

8.2.2 Condições operacionais

Os reatores foram inoculados com lodo proveniente de unidades anaeróbias (lagoas

anaeróbias) de tratamento de esgotos. Após receber o inóculo, o sistema foi operado até serem

estabelecidas as condições estacionárias. Posteriormente, iniciaram-se as fases experimentais,

que foram caracterizadas pela variação do TDH. Nos reatores R25 e R20 foram aplicados os

TDH de 6, 4, 3 e 2,4 horas, enquanto nos reatores R15 e R12 foram aplicados os TDH de 12,

124

8, 6 e 4 horas. A temperatura de operação de cada reator foi reduzida 1°C por dia até atingir

as temperaturas desejadas de: 20, 15 e 12o C.

Durante a investigação não houve a descarga intencional de lodo, porém, ao atingir o limite

máximo da massa de lodo, a produção excedente foi naturalmente descarregada com o

efluente. Desta forma, a taxa de produção de lodo nos reatores foi igualada à taxa de expulsão

do lodo. Logo, utilizou-se a massa de lodo descarregada no efluente para estimar a produção

de lodo da seguinte forma: quando o reator estava operando sob condições de estado

estacionário, uma amostra do efluente foi coletada e a sua concentração de DQO foi

determinada. Em seguida, 1 L dessa mesma amostra, foi transferida para um cone Imhoff por

60 min. A DQO residual do líquido sobrenadante foi considerada como sendo a DQO solúvel

descarregada no efluente. Assim, a produção diária de lodo foi estimada pela diferença entre a

concentração de DQO no efluente bruto e no efluente decantado (cone Imhoff). A

concentração de DQO convertida em biogás foi estimada a partir da diferença entre a

concentração de DQO no afluente e no efluente bruto.

8.2.3 Parâmetros de monitoramento

As análises laboratoriais foram realizadas em intervalos semanais durante todo o período de

monitoramento ao longo das quatro fases operacionais, sendo o horário da coleta sempre às 8h

da manhã e as análises laboratoriais feitas logo em seguida. As amostras do afluente eram

coletadas no ponto de alimentação do tanque de equalização e as amostras dos efluentes eram

coletadas nos recipientes (baldes) de coleta de cada unidade, que comportava o efluente

tratado correspondente a 1 dia de monitoramento. Foram realizadas de 17 coletas pontuais

para o esgoto bruto e para o efluente final. O comportamento dos sistemas foi avaliado a partir

do monitoramento das concentrações efluentes de DQO (bruta e decantada), alcalinidade, pH,

SST e SSV. A vazão era monitorada diariamente, pela medição do efluente tratado em 24

horas.

A fim de caracterizar o lodo no interior dos reatores, quinzenalmente, o seu conteúdo era

descarregado, de modo a possibilitar a coleta de uma amostra completamente misturada. Essa

amostra era então utilizada para a determinação da massa de lodo nos reatores e para a análise

da sedimentabilidade e da AME. Esses parâmetros também foram analisados para as amostras

do lodo expulso.

125

8.2.4 Determinação das frações de DQO e da idade de lodo

A fração de DQO solúvel no efluente foi estimada a partir da razão entre a DQO média

presente no efluente e no afluente, conforme Equação (6.2a) descrita no Capítulo 6. De modo

análogo, calcula-se a fração de DQO convertida em lodo pela diferença entre a DQO do

efluente bruto e do efluente decantado dividida pela DQO afluente, Equação (6.2b).

A idade de lodo foi calculada utilizando-se os dados de DQO obtidos para cada tempo de

detenção hidráulica empregado, em dois passos sequenciais:

I - A concentração de sólidos voláteis foi calculada a partir da constante introduzida por

Marais e Ekama (1976):

Xve = (Sre - Sse) / fcv (8.1)

Onde:

Xve = Concentração de sólidos voláteis no efluente bruto

fcv = Relação DQO/ sólidos suspensos voláteis do lodo = 1,5 mgDQO/mgSSV

Em seguida, a massa de lodo volátil no efluente foi calculada como o produto da concentração

do lodo volátil do efluente e a vazão:

MXve = Qa * Xve (8.2)

Onde:

MXve = Massa de lodo expulsa diariamente

Qa = Vazão afluente

II – Assim, a idade de lodo foi calculada como a razão entre a massa de lodo volátil no reator

e a massa de lodo descarregada no efluente diariamente (ambas determinadas

experimentalmente):

Rs = MXv / MXve = Xv * Vr / Qa * Xve (8.3)

Onde:

126

Xv = Concentração média de sólidos voláteis no reator


8.3.1 Eficiência da digestão anaeróbia

A Tabela 8.1 mostra os valores médios das concentrações de DQO determinadas no efluente

bruto e no efluente decantado dos quatro reatores nas diferentes fases em que estes foram

operados (distintos TDH). Estes dados foram a base para os cálculos das frações de DQO e da

idade de lodo em cada reator. Na Tabela 8.1 somente são apresentados os valores de DQO

bruta e decantada para os TDH de 8, 6, 4 e 3 horas, pois nos TDH de 12 h (R15 e R12) e TDH

de 2,4 h (R20 e R25) as idades de lodo calculadas foram impraticáveis, sendo abaixo de 10

dias para TDH de 2,4 h e superior a 500 dias para o TDH de 12 h.

Tabela 8.1 – Valores médios, mínimos, máximos, desvios padrões e eficiências de remoção

de DQO obtida para os reatores R25, R20, R15 e R12 para o TDH de 8, 6, 4 e

3 h.

DQO (mg.L

-1) Sta

R25 R20 R15 R12

Sre Sse Sre Sse Sre Sse Sre Sse

TD

H 8

N 17

- -

16 17 15 17

Média 698 248 207 297 242

Mínimo 504 139 62 179 135

Máximo 926 352 326 408 312

DP 124 69 70 66 55

Eficiência (%) - 65 70 56 65

TD

H 6

N 17 15 15 15 15 16 17 17 17

Média 672 198 150 263 193 281 231 357 254

Mínimo 530 134 84 135 95 146 93 228 160

Máximo 883 310 224 489 268 420 368 552 405

DP 108 54 39 92 56 74 69 85 74

Eficiência (%) - 71 78,5 62 72 58 66 47 62

TD

H 4

N 15 15 15 15 15 15 15 15 15

Média 750 238 148 266 196 548 363 586 383

Mínimo 481 73 33 139 149 811 567 811 662

Máximo 895 465 256 496 295 247 170 367 107

DP 117 96 53 101 42 157 144 129 157

Eficiência (%) - 64 77 60 70 27 52 22 49

TD

H 3

N 15 15 15 15 15

- -

Média 776 432 232 487 280

Mínimo 172 754 110 219 87

Máximo 1099 247 355 717 443

DP 561 132 59 145 103

Eficiência (%) - 44 70 37 64

Nota: As eficiências dos reatores R25 e R20 para TDH de 6 h foram calculados com DQO afluente do TDH de 8

h. Da mesma forma se procedeu para o TDH de 4 h, que teve eficiência calculada com dados de DQO afluente

do TDH de 6h.

127

Na Tabela 8.2 são apresentados os valores da idade de lodo e das frações de DQO calculados

(conforme especificado na Seção 8.2.3 deste Capítulo), para os reatores R25, R20, R15 e R12,

em função do tempo de detenção hidráulica. Também são apresentados os valores da massa

de lodo total e volátil, obtidos experimentalmente quando era feita a descarga de lodo dos

reatores, quinzenalmente.

Tabela 8.2 - Frações de DQO solúvel no efluente e DQO convertida em biomassa, idade de

lodo, massa de lodo total e volátil para os diferentes TDHs aplicados.

TDH Parâmetro T = 25

0 C T = 20

0 C T = 15

0 C T = 12

0 C

8 h

fs

fx

Xt

Xv

Rs

- -

0,30

0,10

24,5

15,8

192

0,35

0,08

26,2

16,7

154

6 h

fs

fx

Xt

Xv

Rs

0,22

0,07

29,6

18,7

146

0,28

0,10

30,1

19,4

104

0,34

0,08

27,1

17,6

131

0,38

0,15

26

16,4

60

4 h

fs

fx

Xt Xv

Rs

0,22

0,13

29,1 18,7

52

0,29

0,10

19,6 12,4

45

0,48

0,25

23 17,9

24

0,51

0,27

25,1 18,8

23

3 h

fs

fx

Xt

Xv

Rs

0,31

0,27

25,3

17

16

0,37

0,28

25

14,8

13

- -

Legenda: fs - frações de DQO solúvel no efluente; fx - frações de DQO convertida em biomassa; Xt – massa de

lodo total; Xv – Massa de lodo volátil; Rs – Idade de lodo.

Com os dados experimentais apresentados na Tabela 8.2 foram desenvolvidas expressões

empíricas, com o intuito de determinar as frações de DQO solúvel e particulada no efluente

em função da idade de lodo e da temperatura. Em um trabalho anterior, Santos et al. (2016)

estabeleceram uma relação entre essas frações e a idade de lodo apenas para a temperatura de

25°C, formulando-se assim as seguintes equações empíricas:

fs = 0,14 + 0,25 * exp [-0,04 (Rs-6)] (8.4)

fx = 0,12 + 0,20 * exp [-0,04 ( Rs-6)] (8.5)

128

As frações de DQO solúvel no efluente (fs), bem como as frações de DQO convertida em

biomassa (fx) apresentadas na Tabela 8.2 foram representadas graficamente em função da

idade de lodo (Rs) nas Figuras 8.2 (a, b, c e d). Os dados experimentais indicam claramente

que tanto a temperatura, quanto a idade de lodo influenciam os valores das frações de DQO.

Figura 8.2a - Valores experimentais de fs

e fx em função de Rs para a temperatura

de 25oC.

Figura 8.2b - Valores experimentais de

fs e fx em função de Rs para a

temperatura de 20oC.

Figura 8.2c - Valores experimentais de fs

e fx em função de Rs para a temperatura

de 15oC.

Figura 8.2d - Valores experimentais de

fs e fx em função da Rs para a

temperatura de 12oC.


129

Neste trabalho, os dados apresentados na Tabela 8.2 foram usados com o objetivo de estender

a relação empírica apresentada por Santos et al. (2016), para incluir também a variável

temperatura. Para atingir este objetivo o seguinte procedimento foi adotado para a análise dos

dados experimentais:

Frações não-biodegradáveis

Os resultados experimentais indicam muito claramente que as frações de DQO solúvel e

particulada no efluente bruto tendem a valores constantes em idades de lodo longas, porém,

há um aumento dessas frações com a diminuição da temperatura. Deste modo, supõe-se que

as frações de DQO para idades de lodo longas são compostas por material não

biodegradável. Considerando primeiramente a fração solúvel e utilizando a expressão de

Arrehnius, tem-se: (1) o aumento da fração de DQO solúvel no efluente com a diminuição da

temperatura e (2) a fração não biodegradável é mínima à temperatura mesófila ótima de 35°C.

fust = fus351.037(35-T)

= 0.15*1.037(35-T)

(8.6)

Onde:

fust = Fração solúvel não-biodegradável no efluente para diferentes temperatura

fus = Fração solúvel não-biodegradável no efluente

Deve ser enfatizado que os valores da fração não-biodegradável em ambiente anaeróbio são

maiores que aqueles em sistemas aeróbios, onde os valores de fust = 0,10 têm sido relatados,

independentemente da temperatura. Possivelmente, isto pode ser atribuído ao fato do efluente

ser exposto a condições anaeróbias dentro da própria rede coletora de esgoto, ou seja, na

coleta e no transporte do esgoto há um consumo do material biodegradável e, por conseguinte,

o aumento da fração não-biodegradável. Desta forma, pode-se considerar que o aumento da

fração particulada não-biodegradável pode aumentar, dependendo da configuração do sistema

de coleta.

Os dados experimentais expressos nos gráficos das Figuras 8.2 (a–d) foram utilizados para

derivar a seguinte expressão que estima a fração da matéria orgânica particulada e não-

biodegradável:

130

fupt = fup351.015(35-T)

= 0.07*1.015(35-T)

(8.7)

Onde:

fupt = Fração particulada e não-biodegradável para diferentes temperaturas

fup = Fração particulada e não-biodegradável

No entanto, esta fração abrange não só o material inerte particulado no afluente, mas também

a massa de microrganismos, resultante do metabolismo microbiano.

Fração solúvel total e biodegradável no efluente decantado

A fração solúvel biodegradável no efluente é determinada pela diferença entre a fração

solúvel no efluente fs (Equação 6.2a, Capítulo 6) e a fração solúvel não-biodegradável no

efluente, fust (Equação 8.6):

fbst = fs - fust (8.8)

Onde:

fbst = Fração solúvel biodegradável no efluente

Com o trabalho desenvolvido por Santos et al. (2016), uma expressão empírica foi

desenvolvida pelo método da tentativa e do erro, essa equação mostrou boa correlação entre

os valores experimentais e simulados para as frações de DQO solúvel total e biodegradável:

fbst = 0,20(1,011)(T-35)

Exp(-0,04(Rs-3,8*1,06(35-T)

)) (8.9)

e

fs =fust+fbst = fus351,037(35-T)

+ 0,20(1,011)(T-35)

Exp(-0,04(Rs-3,8*1,06(35-T)

)) (8.10)

Na Equação (8.9) o termo 3,8 * 1,06 (35-T)

representa a idade de lodo mínima para que a

digestão anaeróbia seja viável a diferentes temperaturas. Para a idade de lodo maior do que o

valor mínimo a Equação (8.9) mostra a fração de DQO do afluente que está presente no

efluente como DQO biodegradável. O aumento desta fração com a diminuição da idade de

lodo indica que os processos biológicos tornam-se progressivamente incapazes de

transformar os substratos biodegradáveis solúveis em metano. No entanto, as medições dos

131

AGVs no efluente mostraram que sua concentração não aumentou consideravelmente para as

idades de lodo curtas. Diante do exposto, concluiu-se que a ineficiência observada foi

consequência principalmente dos processos incompletos de acidogênese e acetogênese e não

apenas da etapa de metanogênese.

Usando a Equação empírica (8.10) nas Figuras 8.2 (a – d), as curvas são desenhadas para

mostrar o valor simulado da fs em função da idade de lodo para as diferentes temperaturas

nos reatores. Pode ser observada uma estreita correlação entre os valores experimentais

(também indicado nas figuras) e os valores simulados da fração de DQO no efluente

decantado para todas as idades de lodo e todas as temperaturas, mostrando que a

Equação (8.10) é uma expressão adequada para estimar esta fração.

Fração particulada

As Figuras 8.2 (a – d) mostram ainda a fração experimental de DQO sedimentável (fx.)

descarregada do reator UASB. A fração fx, calculada a partir da Equação (6.2b, Capítulo 6)

tende a diminuir com o aumento da temperatura e com o aumento da idade de lodo, mas a

redução é menor quando comparada com a fração solúvel, fs, Equação (6.2a, Capítulo

6). Considera-se que fx é constituída por três partes: (1) uma fração inerte gerada a partir da

sedimentação da matéria orgânica afluente não-biodegradável; (2) a massa bacteriana e (3)

material orgânico biodegradável particulado afluente, que não foi hidrolisado no reator e foi

descarregado como lodo de excesso.

Para idades de lodo longas (>100 d) a fração fx é essencialmente constante, o que indica que o

material particulado biodegradável, em grande parte, foi completamente metabolizado. Nesse

caso, o lodo é composto apenas por material inerte e a massa biológica, mas não se sabe a

exata proporção de cada um. De qualquer forma, estas pequenas frações (fx ≈ 0,08 a 25oC e

>100 d) diminuem com o aumento da temperatura. Assim, conclui-se que, em condições

operacionais reais, onde a idade de lodo pode ser menor que 100 d, parte dos sólidos

descarregados dos reatores UASB são na verdade o material orgânico particulado

biodegradável presente no afluente que não foi hidrolisado.

Uma estimativa da fração inerte e biológica para longas idades de lodo pode ser feita da

seguinte forma: a 25oC e 200 d de idade de lodo a fração fx = 0,08 foi obtida. Considerando

132

que a fração de DQO particulada não biodegradável não é inferior a 3% da DQO total

(geralmente, tem sido relatados valores mais elevados) a fração da DQO que é convertida em

lodo endógeno é 0,08-0,03 = 0,05. Por outro lado, para T = 25°C e Rs = 200 d, a fração

solúvel no efluente é de 0,22 (Figura 8.2a). Em conjunto com a fração inerte, isto significa

que 25% da DQO afluente não é digerida. Assim, uma fração de DQO de 0,75*1,5*Y é

convertida em lodo que representa um valor de 0,05.

Diante do exposto, calcula-se que o fator de rendimento Y igual a 0,05/(0,75 * 1,5) resulta em

uma produção de lodo 0,044 gXv/gDQO. Este é um valor coerente, uma vez que o valor

mínimo é de 0,02 gXv/gDQO para metanogênese (HENZE; HARREMOES, 1983) e uma

maior produção de lodo seria esperada, uma vez que existem também populações

bacterianas. Um valor de Y ≈ 0,05 mgSSV/mgDQO vem sendo relatado em pesquisas

anteriores (WENTZEL et al., 2006; IKUMI et al., 2014; SANTOS et al., 2016). É importante

salientar que, para os dados experimentais obtidos, foi necessário admitir um baixo valor da

fração de DQO particulada não-biodegradável, tendo em vista que, indiretamente essa fração

baixa favorece o bom desempenho da digestão anaeróbia, uma vez que ocorre um baixo

acúmulo de material inerte no reator e, portanto, possibilita uma idade de lodo longa.

Com base nos dados experimentais disponíveis, foi deduzida uma expressão empírica para o

cálculo da fração de DQO que é convertida em lodo em um reator UASB tratando esgoto

doméstico, partindo do princípio que esta fração é influenciada por dois parâmetros

operacionais: a temperatura e a idade do lodo. Considerando novamente que a fração mínima

de DQO particulada não-biodegradável é encontrada a 35oC, obteve-se a seguinte expressão:

fx = fup351,015(35-T)

+ 0,16*1,014(35-T)

exp(-0,04(Rs-3,81,06(35-T)

)) (8.11)

Como é evidenciado nas Figuras 8.2 (a – d) há uma boa correlação entre os valores

experimentais e os valores simulados da fração de DQO afluente que é convertida em lodo

para diferentes idades de lodo e temperaturas.

Fração digerida

Tendo estabelecido as frações de DQO afluente que permanecem no efluente e que são

convertidas em lodo, a fração digerida, pode ser expressa pela Equação (8.12).

133

fd = 1 – fs – fx (8.12)

Onde:

fd = Fração digerida

Idealmente, a produção medida de CH4 deve ser igual à produção calculada com base na

Equação (8.12). A produção de metano calculada (gCH4/d) pode ser facilmente determinada,

sabendo-se que a massa de metano produzido corresponde a ¼ da massa de DQO digerida

(VAN HAANDEL; LETTINGA 1994).

MCH4 = fdMSta/4 = fdQaSta/4 (8.13)

Onde:

MCH4 = Massa diária de metano produzido

MSta = Massa diária de DQO aplicada no reator

Na realidade, a quantidade de metano no biogás não será igual à massa teórica de metano

obtida pela Equação (8.13) por duas razões: (1) uma pequena fração do material orgânico

pode ser oxidado por sulfato presente no esgoto, um processo que se desenvolve

paralelamente à digestão anaeróbia e (2) uma fração do metano produzido permanecerá

dissolvida na fase líquida e será descarregada juntamente com o efluente. Uma vez que o

esgoto utilizado no experimento tinha uma concentração baixa de sulfato (2-4 mgSO4.L-1

), a

fração oxidada foi desprezada.

A quantidade de metano dissolvido pode ser calculada com base na lei de Henry (solubilidade

dos gases): quando as concentrações na fase líquida e gasosa de um gás estão em equilíbrio, à

solubilidade (concentração de saturação) no líquido é proporcional à pressão na fase

gasosa. Com a diminuição da temperatura, a produção de metano tende a diminuir e a

solubilidade tende a aumentar. Para uma combinação de baixa temperatura e idade de lodo

curta, mais de 50% do metano produzido pode permanecer dissolvido.

A Figura 8.3 mostra os valores da produção total de metano, calculados a partir da

Equação (8.13).

134

Figura 8.3 - Fração da DQO total convertida em metano e fração de metano dissolvido na

fase líquida em função da idade de lodo para diferentes temperaturas.


Analisando o gráfico da Figura 8.3 podem ser destacados os seguintes aspectos:

1. Os valores se tornam praticamente constantes a uma idade do lodo acima de 100 d, isso

ocorre porque a eficiência da digestão está perto do seu máximo, para todas as

temperaturas investigadas.

2. Mesmo em condições favoráveis, isto é, com idade de lodo elevada e a alta temperatura, a

produção de metano a partir do esgoto é baixa e seu uso só é viável economicamente para

grandes sistemas, como por exemplo > 500.000 habitantes.

3. A eficiência máxima de digestão depende da temperatura: a 25°C, a eficiência máxima de

digestão foi de cerca de 70%, enquanto que a 12oC foi ligeiramente superior a 50%.

4. O metano dissolvido é uma fração considerável da produção total especialmente a baixas

temperaturas e idades de lodo curtas.

8.3.2 Sedimentabilidade do lodo

Além dos aspectos relacionados à determinação do efeito da temperatura e da idade de lodo

sobre a eficiência da digestão, a influência de parâmetros relacionados às características do

lodo, como sedimentabilidade e AME, também foi investigada.

135

A Tabela 8.3 mostra os valores das constantes de sedimentabilidade do lodo mantido nos

reatores e do lodo deles expulso, para diferentes tempos de detenção hidráulica aplicados. Os

resultados apresentados mostram que a sedimentabilidade do lodo foi apenas marginalmente

influenciada pelo tempo de permanência do lodo (ou idade de lodo) e a temperatura. Isto, até

certo ponto, é surpreendente porque a composição dos lodos é muito afetada por estes

parâmetros como mostra a Tabela 8.2. Pelo contrário, os valores das constantes do lodo no

reator eram muito diferentes daqueles do lodo expulso pelos reatores. A sedimentabilidade do

lodo expulso do reator foi inferior.

Tabela 8.3 - Valores das constantes de sedimentabilidade k e vo do lodo nos reatores e do lodo

expulso em função da temperatura e do TDH.

TDH Variáveis R25 R20 R15 R12

a1 b2 a b a b a b

8 k (L.g-1)

vo (m.h-1) - - - -

0,12

13

0,28

18

0,13

16

0,22

13

6 k (L.g-1)

vo (m.h-1)

0,06

9

0,21

27

0,08

10

0,28

18

0,14

14

0,19

20

0,16

19

0,19

23

4 k (L.g-1)

vo (m.h-1)

0,11

16

0,20

14

0,11

22

0,19

20

0,13

13

0,21

15

0,14

16

0,18

20

3 k (L.g-1)

vo (m.h-1)

0,15

24

0,18

13

0,16

16

0,14

8 - - - -

2,4 k (L.g-1)

vo (m.h-1)

0,11

13

0,13

10

0,12

14

0,12

13 - - - -

Legenda: *TDH em horas; a1 – constantes obtidas para o lodo de dentro dos reatores; b1 – constantes obtidas

para o lodo expulso dos reatores.

É interessante a comparação entre a massa de lodo medida (real) que foi retida nos reatores

com a massa de lodo teórica, que pode ser retida. Por exemplo, para um TDH = 6 horas e T =

25°C, os valores das constantes de sedimentabilidade foram: k = 0,06 L.g-1

e v0 = 9 m.h-1

. Para

esse tempo de detenção hidráulica e com a altura de 1,35 m do reator (Figura 8.1) a

velocidade do líquido é de 0,22 m.h-1

. Assim, usando a equação de Vesilind (Equação 5.1)

0,22 = 9*exp(0,06Xt ), logo, Xt = 61 g.L-1

. Concluiu-se que a concentração real de lodo (27

g.L-1

) foi inferior à máxima teórica. As características de sedimentabilidade do lodo que foi

expulso do reator ( k = 0,21 L.g-1

e vO = 27 m.h-1

) permitiriam uma concentração de lodo de

até 23 g.L-1

, o que equivale à concentração de lodo média medida no reator. Isto indica que

houve uma expulsão seletiva do lodo menos sedimentável que, provavelmente, é oriundo da

desagregação de partículas dos flocos de lodo.

136

Concluiu-se, que a quantidade de lodo que fica retida nos reatores UASB não é apenas

determinada pela sedimentabilidade do lodo, afinal, a ruptura das partículas influi na

capacidade de retenção do lodo e, portanto, na capacidade de tratamento dos reatores UASB.

8.3.3 Atividade metanogênica específica

A Tabela 8.4 mostra os valores da atividade metanogênica específica do lodo nos reatores e

do lodo expulso, para as diferentes temperaturas e TDH aplicados. Os valores de AME do

lodo dos reatores foram aproximadamente os mesmos que os valores obtidos para o lodo

expulso em condições operacionais comparáveis. Esses dados podem ser utilizados para

calcular a capacidade metanogênica de tratamento dos reatores e, assim, permitiu traçar um

comparativo entre estes valores e a carga orgânica biodegradável aplicada.

Tabela 8.4 - Valores da atividade metanogênica específica do lodo nos reatores e do lodo

expulso em função da temperatura e do TDH.

TDH Parâmetros R25 R20 R15 R12

TDH = 12 h AMEreator

AMEexpulso

-

-

-

-

0.034

ND*

0,022

ND*

TDH = 8 h AMEreator

AMEexpulso

-

-

-

-

0,048

0,045

0,024

0,020

TDH = 6 h AMEreator

AMEexpulso

0,124

0,110

0,073

0,069

0,061

0,058

0,058

0,060

TDH = 4 h AMEreator

AMEexpulso

0,149

0,136

0,122

0,114

0,012

0,010

0,018

0,020

TDH = 3 h AMEreator

AMEexpulso

0,125

0,118

0,062

0,072

-

-

-

-

TDH = 2,4 h AMEreator

AMEexpulso

0,126

0,122

0,061

0,064

-

-

-

-

Legenda: *Valor não determinado porque foi baixa a concentração de lodo expulso; AMEreator – Valores de

AME para o lodo de dentro do reator; AMEexpulso – Valores de AME para o lodo expulso dos reatores.

A capacidade metanogênica de tratamento pode ser expressa pela Equação (8.14):

PCH4= AME*MXt (8.14)

Onde:

PCH4 = Metano produzido

MXt = Massa de lodo total no reator

A carga orgânica biodegradável é calculada pela Equação (8.15) da seguinte maneira:

137

MSbi = MSta(1-fust-fupt) (8.15)

Onde:

MSbi = Carga orgânica biodegradável

MSta = Massa diária de DQO aplicada

Na Tabela 8.5, a capacidade metanogênica de tratamento é comparada com a carga orgânica

biodegradável para as diferentes temperaturas e tempos de detenção hidráulica. Na maioria

dos casos, a carga biodegradável é maior do que o potencial metanogênico do lodo. No

entanto, mesmo a baixas temperaturas e tempos de detenção hidráulica curtos (cargas

elevadas) a capacidade metanogênica de tratamento foi suficiente para a remoção eficiente do

substrato da metanogênese, pois a concentração de AGV não foi alta (<2 mEq/L) para todas

as temperaturas e cargas orgânicas investigadas. Concluiu-se que, no caso do tratamento de

esgoto doméstico a redução da eficiência da digestão, a baixas temperaturas e cargas

orgânicas elevadas, é devido principalmente à diminuição da eficiência dos processos de

hidrólise, acidogênese e acetogênese.

Tabela 8.5 - Capacidade metanogênica de tratamento e carga orgânica biodegradável aplicada

em função da temperatura e do TDH.

TDH Parâmetros T = 25 0C T = 20

0C T = 15

0C T = 12

0C

TDH = 12 h PCH4

MSbi - -

17,8

17,0

11,4

16,0

TDH = 8 h PCH4

MSbi - -

19,0

31,7

10,0

29,6

TDH = 6 h PCH4

MSbi

70,8

50,0

42,4

46,6

26,7

40,8

23,8

38,2

TDH = 4 h PCH4

MSbi

67,0

72,2

59,0

67,0

5,6

68,2

6,6

63,8

TDH = 3 h PCH4

MSbi

58,1

107,0

19,0

100,0 - -

TDH = 2,4 h PCH4

MSbi

49,0

138,6

20,8

29,3 - -

Legenda: PCH4 - Metano produzido; MSbi - Carga orgânica biodegradável.

Os dados experimentais mostram claramente que a eficiência de remoção de DQO por meio

da digestão anaeróbia de esgoto doméstico é reduzida à medida que a temperatura diminui, a

partir do seu valor ótimo de 35-37°C. Por um lado, isto é devido à diminuição da eficiência

dos processos iniciais da digestão (acidogênese e acetogênese) e também à diminuição da taxa

138

de metanogênese, que levam a uma maior concentração de material orgânico biodegradável

solúvel no efluente decantado. Por outro lado, a taxa de hidrólise do material orgânico

biodegradável particulado também diminui e o material que não é hidrolisado tende a

sedimentar acumulando-se no reator. Assim, quando a hidrólise é lenta, a taxa de produção de

lodo é elevada, considerando que a massa de lodo que pode ser retida no reator é constante, a

idade de lodo diminui, prejudicando o desempenho do processo de digestão anaeróbia.

A aplicabilidade da digestão anaeróbia a baixas temperaturas pode ser estendida se a idade de

lodo for aumentada ou utilizando o calor da combustão do metano produzido, para acelerar a

taxa de hidrólise do material particulado. Neste contexto, três alternativas são particularmente

promissoras: (1) aumentar a massa de lodo no reator, aumentando o volume do reator ou por

meio da aplicação de um separador de fases mais eficiente; (2) separação dos sólidos

sedimentáveis do afluente antes da digestão anaeróbia e aquecimento do lodo primário, em

um reator separado, para aumentar a taxa de hidrólise e (3) recirculação do lodo descarregado

no efluente, após separação por sedimentação, aumentando assim a massa de lodo no reator.

8.3.4 Alternativas para aumentar a eficiência da digestão anaeróbia a baixas

temperaturas

8.3.4.1 Massa de lodo no reator

Santos et al. (2016) discutiram a influência do separador de fases sobre o rendimento do

reator UASB, concluindo que a retenção de lodo pelo separador de fases mais eficiente

resultou em um aumento na massa de lodo e, consequentemente, em um aumento da idade de

lodo do reator, melhorando, assim, o desempenho do sistema.

No que diz respeito ao aumento do volume do reator e do tempo de detenção hidráulica pode

ser observado o seguinte: os dados experimentais da Tabela 8.2 indicam que a concentração

média de lodo durante a investigação experimental foi de Xv = 17gSSV.L-1

ou MXv = 423

gSSV, sendo estes valores pouco influenciados pela temperatura e pela idade de lodo. Nesse

caso, a taxa de produção de sólidos voláteis pode ser expressa pela Equação (8.16):

Rx = fxMSta/fcv = fxQaSta/fcv (8.16)

139

Onde:

Rx = Taxa de produção de lodo volátil (gSSV.d-1

)

Assim, a idade do lodo pode agora ser expressa como a razão entre a massa de lodo e a taxa

de produção de lodo, Equação (8.17):

Rs = MXv/Rx (8.17)

A Figura 8.3 mostra que não é viável operar um reator UASB a uma idade do lodo acima de

100 d, porque, para essa idade de lodo, a eficiência da digestão é próxima à máxima para

todas as temperaturas. Assim, para o máximo desempenho do processo de digestão anaeróbia:

MXv = VrXv = 100R100x (8.18)

e

Vr = RsRx/Xv = 100R100x/17 (8.19)

Assim,

TDH = Vr/Qa = RsfxSta/(fcvXv) = 100f100xSta/(1,5*17) (8.20)

Onde:

f100x = Fração de DQO convertida em lodo para uma idade de lodo de 100 d.

A Figura 8.4 mostra o tempo de detenção hidráulica necessário, em função da temperatura,

para a máxima eficiência da digestão, ou seja, para Rs = 100 d, Sta = 0,8 g.L-1

e Xv = 17 g.L-

1. É importante salientar que os valores da concentração de DQO e da concentração do lodo

nos reatores são os valores médios obtidos durante a investigação experimental e podem ser

diferentes para outras condições, particularmente, se as frações não-biodegradáveis do esgoto

bruto forem diferentes, o que pode causar um impacto no desempenho dos reatores.

O valor calculado do tempo de detenção hidráulica para eficiência máxima do reator UASB

pode ser comparado com o valor recomendado pela Norma Brasileira, NBR 12.209 (ABNT,

2011). Esta norma especifica o TDH em função da temperatura, conforme indicado também

na Figura 8.4. Pode ser observado que há uma boa correlação entre o tempo de detenção

140

hidráulica para eficiência máxima da digestão anaeróbia calculado a partir da investigação

experimental apresentada e o tempo de detenção hidráulica recomendado pela NBR

12.209/2011.

Na Figura 8.5, a fração máxima de DQO digerida, calculada a partir da Equação (8.12) é

representada graficamente em função da temperatura para uma idade de lodo de 100 d. Assim,

para analisar a viabilidade do tratamento anaeróbio de esgoto numa situação de projeto

específica, deve ser avaliado se é viável a construção de um reator UASB com volume

suficiente para manter um TDH que alcance a eficiência máxima de digestão (Figura 8.4),

para a temperatura do efluente em questão. Ao considerar a fração de DQO afluente que será

digerida (Figura 8.5), bem como as frações que serão convertidas em lodo (Equações 8.10 e

8.11), deve-se analisar a necessidade de um tratamento adicional (aeróbio), especialmente se a

temperatura for baixa.

Figure 8.4 - TDH necessário para a

eficiência de digestão máxima (idade de

lodo = 100 d) em função da temperatura

e comparação com NBR 12.209/11.

Figure 8.5 - Máxima eficiência de digestão

em função da temperatura para idade de

lodo de 100 d e concentração de Xv de 17

g.L-1

.


141

8.3.4.2 Separação dos sólidos sedimentáveis do afluente

Uma grande fração de material orgânico no esgoto bruto (geralmente mais de 50%) pode ser

separada pela aplicação da gravidade, por decantação ou por processos mais avançados de

filtração (sob pressão) antes do tratamento anaeróbio. Os sólidos separados podem ser

sedimentados, concentrando-se em um pequeno volume (<1% da vazão de esgoto) no caso da

sedimentação, ou esses sólidos podem reduzir ainda mais o seu volume, formando tortas,

através de processos mecânicos (GHASIMI et al., 2015).

Esses processos de separação abrem possibilidades para a utilização do calor da combustão do

metano produzido no reator UASB para operar uma unidade de tratamento dos sólidos

separados, a uma temperatura mais elevada (mesófila ou termófilica ótima). Ghasimi et al.

(2015) mostraram que é preferível operar um digestor termófilico, pois é mais eficiente na

quebra de celulose, composto predominante no lodo primário. Assim, a hidrólise e,

possivelmente, também a metanogênese poderiam acontecer a uma maior taxa e uma

eficiência mais elevada, comparada com o desempenho em temperatura ambiente. Isto

melhoraria o desempenho do reator UASB tratando o material afluente não sedimentável, bem

como o material liquefeito a partir do reator de hidrólise de duas maneiras: (1) o material

hidrolisado, pelo menos parcialmente, seria convertido em metano aumentando a produção de

biogás e (2) o aumento da hidrólise iria reduzir o acúmulo do material orgânico biodegradável

particulado, reduzindo, assim, a produção de lodo e aumentando a idade de lodo e, com isso,

haveria melhorias no desempenho do sistema. Quando se aplica um processo de separação

que ocorre após a digestão anaeróbia do lodo primário é possível, separar a fração não-

biodegradável e particulada do afluente. Ao evitar que essa fração entre no reator UASB

pode-se obter uma idade de lodo longa em um reator pequeno.

A separação de sólidos influi positivamente sobre o processo de digestão anaeróbia, pois a

hidrólise, processo limitante, é acelerada e também, após a hidrólise, o material que não foi

solubilizado pode ser separado e retido enquanto o material hidrolisado é transferido para o

reator UASB. Assim, evita-se que o material orgânico particulado não-biodegradável seja

introduzido no reator. Nesse caso, as frações de lodo seriam compostas basicamente de

material biodegradável e particulado que não foi hidrolisado no digestor de lodo primário e de

lodo ativo. Desta forma, a idade de lodo longa poderá ser mantida, mesmo para um volume de

reator pequeno.

142

8.3.4.3 Recirculação do lodo

O experimento mostrou que a massa de lodo nos reatores UASB é sempre menor que a massa

de lodo que poderia ser retida, de acordo com a sua sedimentabilidade. Assim, concluiu-se

que as partículas menores que possuem baixa sedimentabilidade provenientes da

desagregação dos flocos de lodo é a principal razão da perda de lodo nos reatores UASB. Por

outro lado, foi mostrado que os sólidos no efluente dos reatores tendem a

sedimentar. Portanto, o lodo no efluente pode ser separado por decantação e devolvido ao

reator, depois de um tratamento para melhorar a sedimentação, por exemplo, com o uso de

polieletrólitos. Assim, o reator poderia ser operado com massa e idade de lodo maiores,

resultando em um melhor desempenho. Naturalmente, o retorno de lodo pode não ser total,

pois existe uma capacidade de retenção máxima de lodo nos reatores, o que limita esse

processo. Se a concentração máxima for alcançada, qualquer lodo adicional será descarregado

junto com o efluente.

8.4 Conclusões

Tanto a temperatura quanto a idade do lodo apresentaram forte influência sobre a eficiência

dos reatores anaeróbios no tratamento de esgoto doméstico. Na faixa de temperaturas de 12 a

35oC, a eficiência da digestão anaeróbia é máxima, quando os reatores são operados a uma

idade de lodo de 100 d.

Temperaturas baixas aumentam as frações de DQO não-biodegradável e biodegradável

solúvel no efluente. Apesar desses resultados, o processo metanogênico permanece eficaz,

mesmo sob baixas temperaturas.

Sob baixas temperaturas, o processo de hidrólise é ineficiente e é a principal razão para o

fraco desempenho do sistema anaeróbio de tratamento de águas residuárias, tendo em vista

que, a DQO biodegradável irá se acumular no reator, ocupando espaço útil e diminuindo a

idade de lodo.

Existem possibilidades para aumentar o desempenho dos sistemas de tratamento anaeróbio a

baixa temperatura: (a) aumentando a massa de lodo no reator através do aumento do volume

do reator e/ou o aumento da eficiência de retenção do lodo; (b) separando os sólidos

143

sedimentáveis do afluente antes da digestão anaeróbia e (c) recirculando o lodo, garantindo

que a massa de lodo no reator seja mantida no seu valor máximo. A eficiência destas medidas

ainda não está estabelecida.

Embora o lodo do UASB tenha se mantido floculento, a sua sedimentação era muito boa. A

limitação da massa de lodo que pode ser mantida no reator não se deve à sedimentabilidade,

mas à desagregação das partículas de lodo, formando flocos com baixa sedimentabilidade que

não pode ser retido no reator e, por esta razão, a sedimentabilidade do lodo expulso do reator

é inferior à do lodo mantido no reator.

144

9. CONSIDERAÇÕES FINAIS

O presente trabalho permitiu avaliar o uso de configurações modificadas de reatores

anaeróbios tipo UASB, para o tratamento de esgoto em escala unifamiliar, permitindo

também ampliar o conhecimento sobre a influência da temperatura no processo de digestão

anaeróbia para o tratamento de esgoto. Com base nos resultados obtidos podemos destacar as

seguintes conclusões principais:

Quanto ao uso dos reatores modificados como alternativa ao tanque séptico. A hipótese de

que os reatores UASB modificados propostos podem substituir os tanques sépticos para o

tratamento unifamiliar foi confirmada. Os reatores apresentaram valores de remoção de DQO

decantada superior a 65% em todas as unidades, percentuais superiores aos obtidos para os

tanques sépticos. Esses reatores mostram-se ainda mais compactos e de fácil operação que os

tradicionais tanques sépticos.

Quanto ao uso de reatores UASB com geometria modificada aumentarem a estabilidade

operacional do sistema de tratamento. A hipótese de que o uso de reatores UASB com

geometria modificada pode aumentar a estabilidade operacional do sistema pelo aumento da

retenção de biomassa no reator foi confirmada. Os reatores com maiores zonas de

sedimentação apresentaram sempre maiores concentrações de biomassa e menos perda de

sólidos suspensos para o efluente, a idade de lodo nestas unidades também foram

sistematicamente maiores.

Quanto à capacidade de absorção das variações de carga hidráulica. A hipótese de que

variações de vazão, semelhantes às observadas em sistemas unifamiliares, deterioram a

qualidade do efluente e podem causar o colapso do sistema não foi confirmada. Apesar da

elevada concentração de sólidos arrastada do sistema de tratamento por meio da simulação

dos picos de vazão de 50 e 100 L por minuto, o sistema apresentou-se capaz de suportar, de

forma satisfatória, até uma vazão de pico equivalente a 42% do seu volume, restabelecendo-se

rapidamente as condições do estado estacionário. No entanto reitera-se que nessas situações

de intensos picos devem-se adotar sistemas para decantação ou unidades de pós-tratamento

antes da destinação final do efluente.

145

Quanto a taxa máxima de digestão anaeróbia ser influenciada pelos parâmetros temperatura

e idade de lodo. Essa hipótese foi confirmada, a baixas temperaturas as frações de DQO não-

biodegradável e biodegradável solúvel no efluente aumentam, reduzindo assim, sua eficiência,

no entanto as frações atingem o seu percentual máximo para idade de lodo de 100 dias.

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