Livro tratamento de_esgotos[1]

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Livro tratamento de_esgotos[1]

  1. 1. TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO MSc Jackson Conceição de Matos Email: Jackson.matos@uol.com.br TEL: (92) 91811636
  2. 2. 2 Manaus, 2010 TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO 1 Características dos esgotos, necessidades de tratamento e concepção das estações 1.1Características dos Esgotos Os esgotos sanitários variam no espaço, em função de diversas variáveis desde o clima até hábitos culturais. Por outro lado, variam também ao longo do tempo, o que torna complexa sua caracterização. Metcalf & Eddy (1991) classificam os esgotos em forte, médio e fraco, conforme as características apresentadas na Tabela 1: Tabela 1: Características físico-químicas dos esgotos. Metcalf & Eddy (1991) Característica Forte Médio Fraco DBO5,20 (mg/L) 400 220 110 DQO (mg/L) 1.000 500 250 Carbono Org. Total (mg/L) 290 160 80 Nitrogênio total – NTK (mg/L) 85 40 20 Nitrogênio Orgânico (mg/L) 35 15 08 Nitrogênio Amoniacal (mg/L) 50 25 12 Fósforo Total (mg/L) 15 08 04 Fósforo Orgânico (mg/L) 05 03 01 Fósforo Inorgânico (mg/L) 10 05 03 Cloreto (mg/L) 100 50 30 Sulfato (mg/L) 50 30 20 Óleos e Graxas (mg/L) 150 100 50
  3. 3. 3 No Brasil, mesmo que não se tenha informação segura com base local, costuma-se adotar contribuições “per capita” de 54 e 100 g/habitante.dia para a DBO de cinco dias e para a DQO, respectivamente. Em termos de vazão, pode-se afirmar que os esgotos estão sujeitos às mesmas variações relativas ao consumo de água, variando de região para região, dependendo principalmente do poder aquisitivo da população. Apenas a título de referência, pode-se considerar a contribuição típica de 160 L/habitante.dia, referente ao consumo “per capita” de água de 200 L/habitante.dia e um coeficiente de retorno água/esgoto igual a 0,8. Para a determinação das vazões máximas de esgotos, costuma-se introduzir os coeficientes k1 = 1,2 (relativo ao dia de maior produção) e k2 = 1,5 (relativo à hora de maior produção de esgotos). Consequentemente, a vazão de esgotos do dia e hora de maior produção é 1,8 vezes, ou praticamente o dobro da vazão média diária. Deve ser lembrado que as características dos esgotos são afetadas também pela infiltração de água subterrânea na rede coletora e pela possível presença de contribuições específicas, como indústrias com efluentes líquidos ligados à rede pública de coleta de esgotos. Os esgotos sanitários possuem excesso de nitrogênio e fósforo. Isto faz com que, ao ser submetido a tratamento biológico, haverá incorporação desses macronutrientes nas células que tomam parte do sistema, mas o excesso deverá ser ainda grande. Esta é uma importante preocupação em termos de tratamento de esgotos, exigindo tratamento avançado quando se tem lançamento em situações mais restritivas, sobretudo em represas utilizadas para o abastecimento público de água potável, onde o problema da eutrofização poderá ter consequências drásticas. Na Tabela 2 são apresentados concentrações típicas das diversas frações de sólidos em esgotos: Tabela 2: Concentrações de sólidos em esgotos. Fonte: Metcalf & Eddy (1991) Característica Forte Médio Fraco Sólidos Totais (mg/L) 1.200 720 350 Sólidos Dissolvidos (mg/L) 850 500 250 Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/L) 850 500 250 Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/L) 525 300 145 Sólidos em Suspensão Totais (mg/L) 350 220 100
  4. 4. 4 Sólidos em Suspensão Fixos (mg/L) 75 55 20 Sólidos em Suspensão Voláteis (mg/L) 275 165 80 Sólidos Sedimentáveis (mL/L) 20 10 05 Na Tabela 3 são apresentadas algumas características biológicas dos esgotos, importantes para referenciar as necessidades de desinfecção. Embora a legislação seja restrita aos índices de coliformes, aplicações dos esgotos como, por exemplo, na agricultura, podem exigir o controle de outros indicadores. Tabela 3: Concentrações de organismos em esgotos. Metcalf & Eddy (1991) Característica Valor Médio Bactérias Totais (/100 mL) 109 - 1010 Coliformes Totais (NMP/100 mL) 107 - 108 Coliformes Fecais (NMP/100 mL) 106 - 107 Estreptococus Fecais (NMP/100 mL) 105 - 106 Salmonella Typhosa (/100 mL) 101 - 104 Cistos de Protozoários (/100 mL) 102 - 105 Vírus (/100 mL) 103 - 104 Ovos de Helmintos (/100 mL) 101 - 103 1.1Aspectos Legais Apresentam-se, em seguida, alguns padrões de emissão de esgotos em águas naturais constantes na legislação do Estado de São Paulo, o Decreto 8468 que regulamenta a lei 997 de 1976, como na legislação federal, a Resolução 357/2005 do CONAMA (Conselho Nacional de Meio Ambiente). Padrões de emissão de esgotos – Decreto Nº 8468  pH: entre 5 e 9  Temperatura: inferior a 40o C  Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1 mL/L  DBO5,20: inferior a 60 mg/L ou 80% de redução Padrões de emissão de esgotos – Resoluçã0 357 do CONAMA  pH: entre 5 e 9
  5. 5. 5  Temperatura: inferior a 40o C  Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1 mL/L  Amônia total: inferior a 20 mg/L Pode ser observado que o padrão de emissão de 20 mg/L para amônia não pode ser atendido mediante a grande maioria dos processos de tratamento biológicos, exceto os aeróbios com idade do lodo elevada. Apresentam-se a seguir, a título de ilustração, alguns padrões de qualidade estabelecidos nas legislações para uma água natural classe 2, que pode ser utilizada para abastecimento público, após tratamento: Padrões de qualidade – Águas Classe 2 – Decreto Estadual N° 8468  Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5 mg/L  DBO5,20: inferior a 5 mg/L  Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL  Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL Padrões de qualidade – Águas Doces Classe 1 Resolução CONAMA 357/2005  pH: entre 6 e 9  Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5 mg/L  DBO5,20: inferior a 5 mg/L  Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL  Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL  Amônia total:  3,7 mg-N/L para pH ≤ 7,5  2,0 mg-N/L para 7,5 < pH ≤ 8,0  1,0 mg-N/L para 8,0 < pH ≤ 8,5  0,5 para pH > 8,5
  6. 6. 6 Os limites de amônia são estabelecidos em função do pH em vista que quanto mais elevado, maior é a parcela de amônia gasosa, NH3, que é mais tóxica. O íon amônio, NH4 + , menos tóxico, predomina em faixas mais baixas de pH.  Fósforo Total:  0,02 mgP/L para ambientes lênticos,  0,025 mgP/L para ambientes intermediários, com tempo de residência entre 2 e 40 dias e tributários diretos de ambiente lêntico e  0,1 mgP/L para ambiente lótico e tributários de ambientes intermediários. Uma dificuldade frequente no atendimento à legislação federal, refere-se ao padrão para fósforo, bastante restritivo. Pode ser observado também que dificilmente se terá uma condição de diluição dos esgotos tratados no corpo receptor que dispense a desinfecção final dos esgotos antes do lançamento. É possível que mesmo empregando-se tratamento físico-químico à base de coagulante após o tratamento biológico, não se alcance condições para o enquadramento. 1.3 Concepção das estações de tratamento de esgoto O tratamento de esgoto é desenvolvido, essencialmente, por processos biológicos, associados à operações físicas de concentração e separação de sólidos. Processos físico-químicos, como os a base de coagulação e floculação, normalmente não são empregados por resultarem em maiores custos operacionais e menor eficiência na remoção de matéria orgânica biodegradável. Porém, em algumas situações, notadamente quando se tem condições bastante restritivas para as descargas de fósforo, o tratamento físico-químico pode ser aplicado isoladamente ou, principalmente, associado aos processos biológicos. O tratamento biológico pode ser subdividido em dois grandes grupos, processos aeróbios e anaeróbios. Observou-se uma tendência histórica em se comparar tais modalidades, enfatizando-se vantagens e desvantagens de cada grupo, hoje é consenso o interesse em associá-los, obtendo-se com isso importantes vantagens técnicas e econômicas.
  7. 7. 7 Os processos biológicos podem ser classificados também em função do tipo de reator, que pode ser de crescimento em suspensão na massa líquida ou de biomassa aderida. Nos reatores de crescimento em suspensão, não há suporte inerte para a aderência dos microrganismos, que crescem geralmente floculados e em suspensão na massa líquida. No caso dos reatores aeróbios, o próprio sistema de aeração acumula essa função complementar de manter os sólidos biológicos em suspensão. Nos reatores de biomassa aderida, há introdução de material de enchimento como areia, pedras ou plástico, dentre outros, que podem se manter fixos ou móveis no reator, garantindo a aderência da biomassa que cresce sob a forma de biofilme aderido ao meio inerte. Os processos biológicos podem ser classificados ainda em função da retenção ou não de biomassa, entendendo-se por biomassa os microrganismos responsáveis pela degradação de matéria orgânica dos esgotos. Nos processos em que não se pratica retenção de biomassa, o tempo de detenção hidráulica, que é o tempo de passagem do esgoto pelo sistema, é equivalente ao tempo médio de residência celular, também conhecido por idade do lodo, que representa o tempo de permanência dos microrganismos no sistema. Assim, se é desejado que os microrganismos permaneçam durante determinado período no reator, os esgotos deverão ser retidos pelo mesmo período, o que torna as dimensões do sistema relativamente elevadas. É o caso, por exemplo, das lagoas aeradas mecanicamente de mistura completa. Nos sistemas com retenção de biomassa, este mecanismo deverá ser produzido de alguma forma. Quando se empregam reatores de crescimento em suspensão na massa líquida, como são os tanques de aeração dos processos de lodos ativados, a retenção de biomassa é feita recirculando-se o lodo sedimentado nos decantadores posicionados à jusante do reator biológico. Já nos reatores de biomassa aderida, sejam de leito fixo ou móvel, a retenção de biomassa é garantida pela própria aderência dos microrganismos ao meio suporte formando os biofilmes. Os reatores com retenção de biomassa compõem os chamados sistemas de tratamento compactos que, por permitirem maior concentração de microrganismos ativos, possuem maior capacidade de recebimento de carga de esgotos quando se compara com mesmo volume de reator onde não se procede a retenção do lodo.
  8. 8. 8 O processo de lodos ativados convencional é composto das seguintes etapas (Figura 1):  Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação  Decantadores primários  Tanques de aeração  Decantadores secundários  Adensadores de lodo  Digestores de lodo  Sistema de desidrat PROCESSO DE LODOS ATIVADOS CONVENCIONAL Grade Caixa de areia Decantador Primário Tanque de Aeração Decantador Secundário Adensamento Digestão Secagem Lodo “Seco” Rio Água retirada do lodo Figura 1: Processo de lodo ativado convencional Os decantadores primários providenciam uma redução da carga orgânica afluente ao tratamento biológico. O lodo separado nos decantadores secundários retorna para o tanque de aeração, mas há a necessidade de descarte do lodo excedente para o controle do processo biológico. Ambos os lodos, produzidos nos decantadores primários e secundários, podem ser encaminhados para uma digestão biológica conjunta.
  9. 9. 9 Na variante do processo de lodos ativados conhecida por aeração prolongada, não se empregam decantadores primários e o tratamento biológico é dimensionado de forma a produzir um excesso de lodo mais mineralizado, de forma a se dispensar a necessidade de qualquer tipo de digestão complementar de lodo. Dispensando os decantadores primários e digestores de lodo, as principais etapas do sistema de lodos ativados com aeração prolongada são (Figura 2):  Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação  Tanques de aeração  Decantadores secundários  Adensadores de lodo  Sistema de desidratação de lodo PROCESSO DE LODOS ATIVADOS COM AERAÇÃO PROLONGADA Grade Caixa de areia Tanque de Aeração Decantador Secundário Adensamento Secagem Lodo “Seco” Rio Água retirada do lodo Figura 2: Processo de lodo ativado com aeração prolongada Em situações onde ocorrem grandes flutuações de população e, consequentemente, de carga orgânica, a variante com aeração prolongada pode operar sob o regime de bateladas sequenciais. Não se empregam também os decantadores secundários, sendo a função de separar o lodo do efluente final também atribuída aos tanques de aeração. Estes, são alimentados na forma de
  10. 10. 10 rodízio e a operação de sedimentação poderá ocorrer em tanques que não estejam sendo alimentados por esgotos em períodos pré-estabelecidos de forma sincronizada. Assim, um sistema de lodos ativados com aeração prolonga operando em bateladas, fica reduzido a (Figura 3):  Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação  Tanques de aeração e decantação  Adensadores de lodo  Sistema de desidratação de lodo PROCESSO DE LODOS ATIVADOS COM AERAÇÃO PROLONGADA EM BATELADA Grade Caixa de areia Tanque deAeração Decantador Secundário Adensamento Secagem Lodo “Seco” RioÁgua retirada do lodo Figura 3: Processo de lodo ativado com aeração prolongada em bateladas Note-se que não estão sendo incluídas as unidades correspondentes às outras necessidades de tratamento, como a desinfecção final ou a remoção de nutrientes por processos físico-químicos, dentre outras. Um sistema de lagoas aeradas mecanicamente pode ser entendido como um processo de lodos ativados sem recirculação de lodo. As principais unidades que o compõem, são (Figura 4):  Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação
  11. 11. 11  Lagoas aeradas mecanicamente  Lagoas de decantação SISTEMAS DE LAGOAS AERADAS MECANICAMENTE SEGUIDAS DE LAGOAS DE DECANTAÇÃO Grade Caixa de areia Lagoas aeradas Lagoas de decantação Rio Figura 4: Sistema de lagoas aeradas mecanicamente. Não foram incluídas aqui as necessidades de remoção e tratamento do lodo separado das lagoas de decantação. As lagoas aeradas mecanicamente foram concebidas para resolver problemas de sobrecargas em sistemas de lagoas de estabilização. Nestes as unidades centrais são as lagoas facultativas, desprovidas de aeradores mecânicos, sendo a aeração obtida da ventilação superficial e da fotossíntese de algas. São chamadas de facultativas por que ocorre sedimentação de partículas no fundo que entram em decomposição anaeróbia. As lagoas facultativas podem ou não ser precedidas de lagoas anaeróbias, que provocam um alívio de carga, e sucedidas de lagoas de maturação, cujo principal objetivo é aumentar o grau de desinfecção dos esgotos. O chamado sistema australiano de lagoas de estabilização é composto de (Figura 5):  Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação  Lagoas anaeróbias  Lagoas facultativas fotossintéticas  Lagoas de maturação
  12. 12. 12 SISTEMAS DE LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO Grade Caixa de areia Lagoa anaeróbia Lagoa facultativa Rio •Sistema australiano •Lagoa facultativa primária Grade Caixa de areia Lagoa facultativa Lagoa de maturação Rio Lodo Lodo Lodo Lodo Lagoa de maturação Figura 5: Sistemas de lagoas de estabilização Voltando à concepção do processo de lodos ativados convencional, podemos entender um sistema de tratamento por filtros biológicos aeróbios, simplesmente substituindo-se as unidades principais do sistema, os tanques de aeração, pelos filtros biológicos. Porém, neste caso, normalmente não há necessidade de retorno de lodo. Assim, um sistema de tratamento de esgotos por filtros biológicos aeróbios é composto das seguintes unidades principais (Figura 6):  Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação  Decantadores primários  Filtros biológicos aeróbios  Decantadores secundários  Adensadores de lodo  Digestores de lodo  Sistema de desidratação de lodo
  13. 13. 13 SISTEMAS DE FILTROS BIOLÓGICOS AERÓBIOS Grade Caixa de areia Decantador Primário Filtros Biológicos Decantador Secundário Adensamento Digestão Secagem Lodo “Seco” RioÁgua retirada do lodo Figura 6: Sistemas de filtros biológicos aeróbios Uma das principais tendências atuais do tratamento de esgotos sanitários reside na inclusão de uma etapa inicial de tratamento anaeróbio. O reator anaeróbio que mais tem se consolidado em nosso meio é o reator conhecido por UASB (upflow anaerobic sludge blanket). Estes sistemas mistos são constituídos de tratamento preliminar e dos reatores UASB, que podem ter os seus efluentes complementarmente tratados por um dos seguintes processos alternativos:  Lodos ativados  Lagoas aeradas mecanicamente  Lagoas de estabilização  Filtros biológicos aeróbios  Tratamento físico-químico Na Figura 7 observa-se o arranjo de um sistema constituído de reator UASB seguido de lodo ativado. Dentre as vantagens dessa associação podem ser destacados: o reator UASB promove uma redução de carga de DBO bem superior à do decantador primário (65% contra 30%); o lodo ativado pode trabalhar na faixa convencional com digestão complementar do excesso de lodo no próprio reator UASB, eliminando-se a necessidade de um digestor específico
  14. 14. 14 de lodo; o UASB promove o adensamento do lodo, eliminando também a necessidade desta etapa. Como desvantagens, podem ser relacionados: necessidade de controle de odores ofensivos emanados do processo anaeróbio e falta de carbono orgânico para a desnitrificação do esgoto, quando esta é necessária e posicionada (câmaras anóxicas de pré-desnitrificação) entre o reator UASB e o processo de lodo ativado, recebendo o lodo nitrificado retornado deste último. Neste caso é necessário desviar parcela da vazão de esgotos do reator UASB, enviando-a diretamente para a a entrada da câmara de pré-desnitrificação. Essa parcela pode chegar a 50% da vazão de esgoto, reduzindo bastante o aproveitamento dos reatores UASB. As principais vantagens da inclusão de um reator anaeróbio antes de um aeróbio concentram-se na operação do sistema, permitindo a redução substancial no consumo de energia elétrica e na produção de lodo pelo sistema de tratamento. Sistema UASB + Lodos Ativados Tratamento Preliminar Reator UASB Tanque de Aeração Decantador Secundário Desidrata ção final Lodo “Seco” Filtrado Retorno de Lodo Excesso de Lodos Ativados Figura 7: Sistema com reator UASB seguido de lodo ativado Na Figura 8, apresenta-se o fluxograma de um sistema constituído de reator UASB seguido de filtro biológico aeróbio. A avaliação das vantagens e desvantagens desta concepção é bem parecida com a anteriormente feita para o arranjo com reator UASB seguido de lodo ativado.
  15. 15. 15 Figura 8: Sistema com reator UASB e filtro biológico aeróbio Os filtros biológicos aeróbios podem operar como leitos percoladores, sem afogamento com os esgotos e sob ventilação natural, ou como aerados de leitos submersos, afogados e com aeração forçada. Neste último caso, pode-se proceder o retorno de lodo do decantador para o tanque de aeração e obter-se a nitrificação do esgoto. 1.4 Custos de implantação e de operação dos sistemas Em um importante estudo desenvolvido pelo PROSAB, Programa de Pesquisa em Saneamento Básico (Chernicharo, 2000), foram identificadas as seguintes características dos esgotos tratados pelos diversos processos e composição de custos de implantação e operacionais:  Processo de Lodos Ativados Convencional. A operação sob alta taxa ocorre com idade do lodo (c) inferior a três dias, sem que seja esperada a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior a 15 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 35 a 40 g SSS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 100,00 e R$ 130,00 por habitante, para populações entre 200 e 600 PHD-2411 Saneamento I 18 SISTEMAS DE FILTROS BIOLÓGICOS AERÓBIOS Grade Caixa de areia Reator UASB Filtros Biológicos Decantador Secundário Secagem Lodo “Seco” Rio Lodo Retorno de Lodo
  16. 16. 16 mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 12 kwh/hab.ano. A operação sob taxa convencional ocorre com idade do lodo (c) entre 4 e 7 dias, ocorrendo a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 20 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 30 a 35 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 120,00 e R$ 160,00 por habitante, para populações entre 200 e 600 mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 20 kwh/hab.ano.  Processo de Filtros Biológicos Aeróbios de Alta Taxa. Os esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superiores à 15 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 35 a 40 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 100,00 e R$ 130,00 por habitante.  Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada. A operação sob alta taxa ocorre com idade do lodo (c) na faixa de 20 a 30 dias, com nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L, SS (sólidos em suspensão) inferior a 40 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 40 a 45 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado aerobiamente, mais difícil de desidratar. O custo de implantação é estimado entre R$ 60,00 e R$ 80,00 por habitante, para populações entre 50 e 150 mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 35 kwh/hab.ano.  Processo com Reator UASB seguido de Lodos Ativados. A operação da etapa de lodos ativados sob alta taxa ocorre com idade do lodo (c) inferior a três dias, sem que seja esperada a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L e SS (sólidos em suspensão) inferior a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior a 20 mg/L. O excesso de lodo produzido é inferior à 20 g SSS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$
  17. 17. 17 80,00 por habitante, para populações entre 50 e 500 mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 6 kwh/hab.ano. A operação sob taxa convencional ocorre com idade do lodo (c) entre 4 e 7 dias, esperando-se a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior à 20 mg/Le SS (sólidos em suspensão) inferior a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 22 a 27 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 70,00 e R$ 100,00 por habitante, para populações entre 50 e 500 mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 15 kwh/hab.ano.  Processo com reator UASB seguido de Filtro Biológico de Alta Taxa. Os esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superiores à 20 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 25 a 30 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$ 80,00 por habitante, para populações entre 20 e 200 mil habitantes.  Processo com reator UASB seguido de Filtro Biológico Aerado Submerso. Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L e SS (sólidos em suspensão) inferior a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior à 20 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 25 a 30 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 80,00 e R$ 100,00 por habitante, para populações entre 20 e 200 mil habitantes. Energia para aeração: 6 kwh/hab.ano.  Processo de Lagoas Aeradas Aeróbias seguidas de Lagoas de Decantação. Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 30 mg/L e SS (sólidos em suspensão) inferior a 40 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior à 25 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 15 a 25 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado e removido a cada 4 a 5 anos. O custo de implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$ 70,00 por habitante, para populações entre 30 e 200 mil habitantes. Energia para aeração: 22 kwh/hab.ano.
  18. 18. 2 Tratamento Preliminar de Esgotos 2.1Considerações Iniciais O tratamento preliminar de esgotos visa, basicamente, a remoção de sólidos grosseiros. Não há praticamente remoção de DBO, consiste em uma preparação dos esgotos para o tratamento posterior, evitando obstruções e danificações em equipamentos eletro-mecânicos. O tratamento preliminar é constituído de gradeamento e desarenação. O gradeamento objetiva a remoção de sólidos bastante grosseiros como materiais plásticos e de papelões constituintes de embalagens e a desarenação a remoção de sólidos com características de sedimentação semelhantes à da areia, que se introduz nos esgotos principalmente devido `a infiltração de água subterrânea na rede coletora de esgotos. 2.2 Gradeamento Os dispositivos de remoção de sólidos grosseiros (grades) são constituídos de barras de ferro ou aço paralelas, posicionadas transversalmente no canal de chegada dos esgotos na estação de tratamento, perpendiculares ou inclinadas, dependendo do dispositivo de remoção do material retido. As grades devem permitir o escoamento dos esgotos sem produzir grandes perdas de carga. As grades podem ser classificadas de acordo com o espaçamento entre as barras, conforme a tabela 4: Tabela 4: Classificação das grades. Fonte: Jordão e Pessoa (1995) tipo espaçamento (cm) grade grosseira 4 - 10 grade média 2 - 4 grade fina 1 - 2
  19. 19. 2 É conveniente quando se tem a necessidade de recalque dos esgotos para a estação de tratamento, que o tratamento preliminar seja posicionado à montante da estação elevatória, visando a proteção dos rotores das bombas de corrosão por abrasão. No entanto é prática mais usual apenas a instalação de uma grade grosseira à entrada da elevatória, posicionando-se uma grade média ou fina já no canal de entrada da ETE, normalmente de 1,5; 1,9 ou 2,5 cm de espaçamento entre barras. Dimensões das Barras e Inclinações das Grades As barras das grades são construídas pelos fabricantes segundo dimensões padronizadas, sendo que a menor dimensão da secção, que é posicionada frontalmente ao escoamento, varia em média de 5 a 10 mm e a dimensão maior, paralela ao escoamento, varia entre 3,5 e 6,5 cm, aproximadamente. As grades com dispositivo de remoção mecanizada de material retido são implantadas com inclinações que variam de 70 a 90o , enquanto que as de remoção manual possuem inclinações variando geralmente na faixa de 45 a 60o (ângulo formado pela grade e o fundo do canal a jusante. A Norma Brasileira NB – 12.209/90 da ANBT impõe que para vazões de dimensionamento superiores a 250 L/s as grades deverão possuir dispositivo de remoção mecanizada do material retido. Dispositivos de Remoção Nas estações de grande porte, as grades devem possuir dispositivo mecanizado de remoção do material retido, que é constituído de um rastelo mecânico tipo pente cujos dentes se entrepõem nos espaços entre barras da grade. O rastelo é acionado por um sistema de correntes sendo que a remoção se dá no sentido ascendente e na parte superior o material é depositado sobre esteira rolante que o descarrega em caçamba. Nas grades manuais, o operador remove o material retido através de ancinho, quando a secção obstruída atinge cerca de 50% do total. O material removido é depositado em tambores ou caçambas possuindo orifícios no fundo para o escoamento da água.
  20. 20. 3 A quantidade de material retido nas grades chega a atingir na prática cerca de 0,04 litros por m3 de esgoto. Na tabela 5 relaciona-se a quantidade de material retido com o espaçamento entre barras das grades: Tabela 5: Quantidade de material retido nas grades. Jordão e Pessoa (1995) Espaçamento (cm) 2,0 2,5 3,0 4,0 Quantidade (L/m3 ) 0,038 0,023 0,012 0,009 Para a grade de 2,5 cm de abertura, bastante utilizada, a quantidade média encontrada é de 0,02 L / m3 e a máxima é de 0,036 L / m3 . O material retido pode sofrer processo de lavagem, secagem e adição de substâncias químicas antes do envio a aterros sanitários ou incineradores. Dimensionamento das Grades As grades são projetadas para que ocorra uma velocidade de passagem entre 0,6 e 1,0 m/s, tomando-se por referência a velocidade máxima horária de esgotos sanitários. A obstrução máxima admitida é de 50% da área da grade, devendo-se adotar como perdas de cargas mínimas os valores de 0,15 m para grades de limpeza manual e 0,10 m para grades de limpeza mecanizada. Para o cálculo da perda de carga nas grades, pode-se utilizar a fórmula de Metcalf & Eddy: H = 1,43 . (v2 - vo 2 ) /2g , onde v é a velocidade de passagem pela grade e vo é a velocidade de aproximação. A relação entre a área da secção transversal do canal e a área útil da grade é dada por: S = Au . (a + t) /a , onde: S = área da secção transversal do canal, até o nível de água.
  21. 21. 4 Au = área útil da grade. a = espaçamento entre as barras. t = espessura das barras. A relação a / (a + t) é chamada de eficiência (E) da grade e representa a fração de espaços vazios em relação à área total. Fixando-se a velocidade de passagem, pode-se determinar a área útil da grade através da equação da continuidade, Au = Qmáx / v. Obtendo-se a área útil, pode- se calcular a área da secção transversal do canal (S). Escolhendo-se a espessura e o espaçamento entre barras determina-se a eficiência E e S = Au/E. Obtendo-se a área da secção transversal, a largura do canal da grade pode ser determinada através do conhecimento da lâmina líquida decorrente do posicionamento da calha Parshall a jusante., conforme será mostrado. Além das grades anteriormente descritas, as grades de barras curvas, as peneiras estáticas e as peneiras rotativas podem também serem usadas para a remoção de sólidos grosseiros dos esgotos sanitários. As peneiras estáticas são bastante utilizadas no pré-condicionamento de esgotos antes do lançamento em emissários submarinos e também no tratamento de efluentes de matadouros e frigoríficos, dentre outras aplicações. As peneiras rotativas também são bastante utilizadas no tratamento de efluentes líquidos industriais. Quando se empregam o tratamento por reatores anaeróbios do tipo UASB, as peneiras são preferíveis, reduzindo substancialmente o acúmulo de escuma na superfície destes reatores. Para a observação de detalhes a respeito do projeto e construção dos sistemas de gradeamento, recomenda-se consultar a NB - 569 e a NB – 12.209/90 da ABNT. Na Figura 9 mostra-se uma fotografia de um sistema de tratamento preliminar com a grade em primeiro plano e dois canais desarenadores com velocidade controlada por calha Parshall à jusante (que não aparece na foto).
  22. 22. 5 Figura 9: Grade de limpeza manual e caixa de areia de velocidade constante Na Figura 10 mostra-se uma fotografia de grade mecanizada instalada na ETE Piçarrão (SANASA – Campinas/SP) Figura 10: Grade mecanizada
  23. 23. 6 2.3 Desarenação (caixas de retenção de areia) Características do Material Removido A "areia" que infiltra no sistema de esgotos sanitários e que danifica equipamentos eletromecânicos é constituída de partículas com diâmetro de 0,2 a 0,4 mm e massa específica  = 2,54 ton/m3 . Estas partículas sedimentam-se individualmente nas caixas com velocidade média de 2 cm/s. Dispositivos de Remoção de Areia De acordo com a NB - 12.209/90, as caixas de areia de sistemas com remoção manual, devem-se ser projetados dois canais desarenadores paralelos, utilizando-se um deles enquanto que o outro sofre remoção de areia. Na remoção mecanizada utilizam-se bandejas de aço removidas por talha e carretilha, raspadores, sistemas de air lift, parafusos sem fim, bombas, etc. A "areia" retida deve ser encaminhada para aterro ou ser lavada para outras finalidades. Para redes de esgotos novas e não imersas no lençol freático a quantidade de areia retida é estimada em 30 litros por 1000 m3 de esgotos. Para situações desfavoráveis recomenda-se adotar 40L/1000m3 . Características Operacionais As caixas de areia são projetadas para uma velocidade média dos esgotos de 0,30 m/s. Esta velocidade é mantida aproximadamente constante apesar das variações de vazão, através da instalação de uma calha Parshall a jusante. Velocidades baixas, notadamente as inferiores a 0,15 m/s provocam depósito de matéria orgânica na caixa, indicado pelo aumento da relação SSV/SST do material retido e que provoca exalação de maus odores devido à decomposição. Velocidades superiores a 0,40 m/s provocam arraste de areia e redução da quantidade retida. Na Figura 11 mostra-se a operação de dois canais desarenadores pela manobra de comportas.
  24. 24. 7 Figura 11: Caixa de areia da ETE de São Lourenço da Serra/SP (SABESP) Dimensionamento O comprimento (L) da caixa de areia é determinado considerando-se a velocidade dos esgotos de 0,30 m/s e a velocidade de sedimentação da areia de 2 cm/s. Para que a partícula que passe sobre a caixa na linha de corrente mais alta atinja a câmara de estocagem de areia, é preciso que percorra H na vertical enquanto percorre L na horizontal: v2, t2 v1 t1 L
  25. 25. 8 Para v1 = 0,3 m/s e v2 = 0,02 m/s, tem-se L = 15.H Costuma-se introduzir um coeficiente de segurança de 1,5 devido ao efeito de turbulência e considerar-se L = 22,5.H ou L = 25 x H. A NB – 12.209/90 recomenda que a taxa de escoamento superficial com base na vazão máxima resulte na faixa de (700 a 1300) m3 /m2 .d. Controle da velocidade através de calha Parshall Para se manter a mesma velocidade na caixa de areia tipo canal com velocidade constante controlada por calha Parshall, para Qmín e Qmáx, tem-se: Fórmula da calha Parshall: Q = K.HN , em que: Q = vazão (m3 /s) H = altura de água (m) 2 2 1 1 t H vx t L v  LvHv v H v L tt .. 21 21 1  ZH ZH Q Q máx mín máx mín    . .' . HYHJ HM Z
  26. 26. 9 Valores de K e N Largura Nominal N K Capacidade (L/s) Mín. Máx.. 3" 1,547 0,176 0,85 53,8 6" 1,580 0,381 1,52 110,4 9" 1,530 0,535 2,55 251,9 1' 1,522 0,690 3,11 455,6 1 1/2' 1,538 1,054 4,25 696,2 2' 1,550 1,426 11,89 936,7 Exemplo do Dimensionamento Dados: Ano População Atendida (hab) Qmín (L/s) Qméd (L/s) Qmáx (L/s) 2007 45.000 41,67 83,33 150,00 2017 54.200 50,19 100,38 180,00 2027 68.350 63,29 126,58 227,83 a) Escolha da Calha Parshall: Para atender vazões de 41,67 L/s a 227,83 L/s a C. Parshall recomendada é a de LN = 9". Fórmula da Calha Parshall com LN = 9": Q = 0,535.H1,53 Para Qmín = 41,67 L/s  Hmín = 0,189m Para Qmáx = 227,83 L/s  Hmáx = 0,572 m
  27. 27. 10 b) Cálculo do rebaixo Z à entrada da Calha Parshall: c) Cálculo da grade c.1. Eficiência (E) c.2. Área útil (Au) Adotando-se a velocidade de passagem v = 0,8m/s, tem-se: c.3. Área da Secção do Canal (S) c.4. Largura do canal da grade (b) c.5. Verificações para vazões intermediárias: mZ Z Z ZHmáx ZHmín Qmáx Qmín 1033,0 572,0 189,0 83,227 67,41 . . . .               mmaoespaçament mmtespessura ferrodebarras adotadosdados 15)(. 5)(. . 75,0 515 15      ta a E 2 3 285,0 /8,0 /22783,0 m sm sm v Q Au máx  2 38,0 75,0 285,0 m E Au S  m ZH S b máx 81,0 1033,0572,0 38,0     
  28. 28. 11 Q (l/s) H (m) (H-Z) (m) S=b(H-Z) (m2 ) Au=S.E (m2 ) V=Qmáx Au (m/s) V0=Qmáx S (m/s) 227,83 0,572 0,469 0,380 0,285 0,800 0,600 180,67 0,492 0,389 0,315 0,236 0,766 0,574 150,00 0,436 0,333 0,270 0,203 0,739 0,555 63,29 0,248 0,145 0,117 0,088 0,719 0,541 50,19 0,213 0,110 0,089 0,067 0,749 0,564 41,67 0,189 0,086 0,070 0,053 0,786 0,595 Observa-se que para vazões intermediárias as velocidades não se alteram significativamente. c.6. Perda de Carga na Grade d) Cálculo da caixa de areia d.1) Cálculo da área da secção transversal (A) Adotando-se a velocidade sobre a caixa, v = 0,3 m/s, tem-se: g vv H 2 43,1 2 0 2   m x H 02,0 81,92 )6,0()8,0( 43,1:limpaGrade 22    m x x HobstruídaGrade 16,0 81,92 )6,0()8,02( .43,1:%50 22    2 7594,0 3,0 22783,0 m v Q A máx 
  29. 29. 12 d.2.) Cálculo da largura (B): d.3) Verificação: d.4) Cálculo do comprimento (L) d.5) Taxa de escoamento superficial resultante: d.6) Cálculo do rebaixo da caixa de areia Para a taxa de 30L/1000m3 e para vazão média de final de plano, Q = 126,58 Ls, tem-se o seguinte volume diário de areia retida na caixa: V = 0,03 L/m3 x 126,58 l/s x 86,4 = 328 L Portanto, para um rebaixo de 20cm tem-se um intervalo de limpeza da caixa de aproximadamente 10 dias. Na Figura 12 mostra-se uma situação típica de implantação do tratamento preliminar elevado, permitindo a continuidade do caminhamento do esgoto por mB ZH A B máx 62,1 1033,0572,0 7594,0      smv mxA mZH mHslQPara mín mínmín /3,0 1388,0 04167,0 1388,062,10857,0 0857,01033,0189,0 189,0/67,41 2       mLxZHxL máx 55,101033,0572,05,22)(5,22  diamm x x A Q S ./1152 62,155,10 4,8683,227 23  m x hcaixanaacumuladaareiadediáriaaltura 02,0 62,155,10 328,0 
  30. 30. 13 gravidade para a continuidade do tratamento e facilitando a remoção da areia retida na caixa. Figura 12: Caixa de areia com fundo tronco-piramidal (Campo Grade/MS) Outros tipos de caixas de areia Nas ETEs de maior porte, notadamente acima de 250 L/s, é recomendável o uso de caixas de areia de seção quadrada em planta com removedor mecanizado da areia retida, transportador e lavador. Também neste caso, a taxa de escoamento superficial deverá ser mantida na faixa entre 600 e 1.300 m3 /m2 .dia, com base na vazão máxima horária de esgoto, devendo-se definir corretamente o número de caixas para que esta condição seja atendida em todo o período de funcionamento da ETE. Nas ETEs de porte ainda maior são utilizadas as caixas de areia aeradas, em que os bocais de aeração são posicionados de forma a induzir um movimento helicoidal no escoamento ao longo da caixa, de forma a acelerar a deposição das partículas por força centrífuga. Com este dispositivo, o comprimento necessário da caixa de areia torna-se menor.
  31. 31. 14 Na Figura 13 mostra-se uma caixa de areia de seção quadrada em planta, com dispositivo de remoção mecanizada da areia retida. Figura 13: caixa de areia de seção quadrada e remoção mecanizada, vazia. Na Figura 14, mostra-se a caixa de areia mecanizada em operação. Figura 14: Caixa de areia mecanizada em operação
  32. 32. 15 3 Decantadores de esgoto 3.1Considerações iniciais No tratamento de esgoto, o que ocorre como concentração de fase sólida, removida na forma de lodo. Remover-se sólidos grosseiros no sistema de gradeamento e sólidos facilmente sedimentáveis nas caixas de areia. Nos decantadores primários, sob as condições de escoamento normalmente adotadas em seus projetos, ocorre remoção de 40 a 60% de sólidos em suspensão dos esgotos sanitários, correspondendo a cerca de 30 a 40% da DBO. Até mesmo no tratamento biológico onde se conta com a mineralização dos compostos orgânicos, o efeito preponderante é a floculação da matéria em estado coloidal tornando possível sua remoção por sedimentação nos decantadores secundários. É típico para o processo de lodos ativados tratando esgotos sanitários em coeficiente de produção celular da ordem de 0,6. Isto indica que de cada 100 kg de DBO removida no processo biológico acarretará uma produção de 60 kg de SSV, ou seja, apenas 40% da matéria orgânica dos esgotos foi de fato mineralizada e a maior parte apenas convertida em flocos. Desta forma, justifica-se plenamente o emprego de unidades de separação de sólidos, geralmente a base de sedimentação. Quando não são usados decantadores formais de concreto armado, são utilizadas lagoas de decantação ou a sedimentação ocorre no próprio reator biológico. Mais recentemente tem-se estudado o emprego da flotação com ar dissolvido em algumas aplicações, especialmente associada ao tratamento físico-químico. No campo do tratamento de esgotos sanitários, a aplicação mais consolidada da flotação com ar dissolvido está no adensamento de excesso de lodos ativados, onde o lodo bem floculado é bastante propício para o aprisionamento de bolhas de ar e são produzidos graus mais elevados de adensamento do lodo do que por gravidade, mesmo sob taxas de aplicação bem mais elevadas. 3.2 Sedimentação no tratamento de esgoto O processo de sedimentação é governado principalmente pela concentração das partículas em suspensão. Quanto mais concentrado for o meio, maior é a
  33. 33. 16 resistência à sedimentação. Em suspensões bastante diluídas prevalece a sedimentação do tipo I (individual ou discreta). Neste caso as partículas sedimentam-se individualmente sem ocorrer interrelações, segundo uma velocidade constante ao longo da profundidade do tanque. É o tipo de sedimentação predominante nas caixas de areia. Neste caso, a velocidade de sedimentação pode ser calculada através do equilíbrio de forças atuantes sobre a partícula na direção vertical (força gravitacional, para baixo, e empuxo mais força de atrito, para cima), do qual resulta a lei de Stokes. Aumentando-se a concentração de sólidos em suspensão, passa a prevalecer a sedimentação do tipo II, também chamada de sedimentação floculante. Neste caso, a maior concentração de partículas permite a formação de emaranhados ou flocos de maior velocidade de sedimentação ao longo de suas trajetórias, fazendo com que a velocidade de sedimentação aumente com a profundidade. É o que tipicamente ocorre nos decantadores das ETAs, também nos decantadores primários de esgotos onde a relativa e elevada concentração de sólidos em suspensão permite tais interações. A partir deste caso, não é mais válida a lei de Stokes, devendo-se proceder ensaios em colunas de sedimentação para a obtenção de parâmetros para o projeto das unidades. Aumentando-se ainda mais a concentração da suspensão, passa a prevalecer a sedimentação do tipo III (também chamada de sedimentação por zona, retardada ou impedida). Neste caso, a concentração de sólidos é muito elevada e passa a ocorrer dificuldade de saída de água em contra-corrente para possibilitar a sedimentação dos sólidos. Assim, a velocidade de sedimentação diminui ao longo da profundidade do decantador, sendo bastante baixa no fundo onde a concentração de sólidos é muito elevada. Este tipo de sedimentação predomina em decantadores secundários de processo de lodos ativados, que é alimentado pelo lodo concentrado do tanque de aeração. Neste caso é nítida a ocorrência de interface lodo/líquido sobrenadante. Quando o lodo é colocado em proveta, o deslocamento desta interface pode ser cronometrado ao longo do tempo e através de interpretação gráfica pode-se calcular a velocidade de sedimentação por zona (VSZ) importante para a interpretação da condição operacional de um processo de lodos ativados. O resultado final, após 30 minutos de sedimentação, é utilizado para o cálculo do IVL.
  34. 34. 17 A sedimentação do tipo IV, também chamada de sedimentação por compressão, ocorre no fundo dos decantadores secundários e nos adensadores de lodo. Neste caso, a suspensão é tão concentrada que a "sedimentação" dá-se pelo peso de uma partícula sobre a outra, provocando a liberação de água intersticial. 3.2Tipos de decantadores Existem, basicamente, dois tipos de decantadores de esgotos: os de secção retangular em planta e de escoamento longitudinal, e os de secção circular, que mais comumente são alimentados pelo centro e a coleta do esgoto decantado é feita nas bordas dos decantadores, ao longo da linha da circunferência. Existem também os decantadores circulares de alimentação periférica. Alguns autores preconizam que como decantadores primários devem ser utilizados preferivelmente os de secção retangular, melhores para a assimilação das variações de vazão de esgotos e, como decantadores secundários podem ser utilizados os de secção circular, pois nesta situação a variação de vazão de alimentação é menor e os decantadores circulares são de implantação mais barata. Por isso, pode-se também empregar decantadores circulares como primários, atribuindo-lhe menor eficiência na remoção de DBO. Deverá ser feita análise econômica para subsidiar a escolha do tipo de decantador a ser empregado em uma ETE. Os removedores mecanizados de lodo e a estrutura em concreto armado são os principais componentes de custo. Os raspadores mecanizados são equipamentos de custo elevado, tanto os rotativos dos decantadores circulares como especialmente os que são movidos por pontes rolantes que tansladam ao longo do comprimento do decantador. Os decantadores de secção circular são também favorecidos com relação aos custos da estrutura em concreto armado. Os decantadores retangulares possuem o fundo ligeiramente inclinado para que o lodo raspado seja direcionado ao poço de lodo, posicionado no início do decantador, de onde é removido através de bombeamento ou pressão hidrostática. No trecho final do decantador estão posicionadas, à superfície, as canaletas de coleta do esgoto decantado cujas funções são as de reduzir a velocidade dos esgotos na região de saída evitando-se a ressuspensão de lodo.
  35. 35. 18 Nestes decantadores pode ser observada também uma tubulação transversal de coleta de escuma superficial identificada por Skimmer. As comportas de distribuição dos esgotos no canal de entrada do decantador, têm a função de evitar escoamentos preferenciais. Para o tratamento de alguns efluentes industriais são necessários removedores de lodo através de aspiração. Este processo mais sofisticado se justifica quando os sólidos sedimentados são tão leves que podem ser ressuspensos pela ação dos raspadores. Nas estações de pequeno porte pode-se optar pelo emprego de decantadores sem raspador mecânico de lodo, derivados dos chamados decantadores Dortmund. O decantador Dortmund é de secção circular em planta mas com o fundo em tronco de cone invertido com paredes bem inclinadas, permitindo que todo o lodo convirja para um único "poço de lodo" de onde o lodo sedimentado pode ser removido por pressão hidrostática. São posicionados anteparos na região de entrada dos esgotos para direcionar o fluxo de sólidos para baixo e na região de saída para a retenção de escuma. Uma tubulação com derivação horizontal é posicionada para a remoção do lodo sedimentado por pressão hidrostática. Podem também ser utilizados os decantadores desprovidos de remoção mecanizada de lodo de secção quadrada em planta, de fundo com o formato de tronco de pirâmide invertida. Destes, derivaram os de seção retangular em planta com fundos múltiplos tronco-piramidais. Estes decantadores são baratos para serem implantados por não possuírem os removedores mecanizados de lodo, o que também dispensa a manutenção de equipamento eletro-mecânica. Consomem mais concreto armado para a construção dos fundos múltiplos e são mais profundos, o que aumenta os problemas de escavação. Este fato tem restringido o emprego deste tipo de
  36. 36. 19 decantador em apenas pequenos sistemas, inclusive com dimensões limitadas pela NB-12.209/90. Na Figura 15 mostra-se a fotografia de um decantador primário de seção retangular. Observa-se o dispositivo de remoção e o poço de lodo Figura 15: Decantador primário da ETE Barueri/SP (SABESP) Na Figura 16 mostra-se um decantador primário em operação Figura 16: Decantador primário em operação
  37. 37. 20 3.4 Dimensionamento de decantadores primários de esgoto De acordo com a NB-12.209/90, os decantadores primários devem ser dimensionados com base na vazão máxima horária de esgotos sanitários e para vazões de dimensionamento superiores a 250 L/s deve-se empregar mais de um decantador. Para a determinação da área de decantação deve-se utilizar como parâmetro a taxa de escoamento superficial. Na literatura internacional são recomendadas taxas na faixa de 30 a 60 m3 /m2 .dia A NB-570 impõe três condições para a adoção da taxa de escoamento superficial para decantadores primários de esgotos: a) até 60 m3 /m2 .dia, só tratamento primário b) até 80 m3 /m2 .dia, seguido de filtros biológicos c) até 120 m3 /m2 .dia, seguido de lodos ativados Costuma-se adotar taxa da ordem de 60m3 /m2 .dia para decantadores primários de sistemas de filtros biológicos e de até 90m3 /m2 .dia em sistemas de lodos ativados. O tempo de detenção hidráulico situa-se entre 1,5 e 3,0 horas, de acordo com a literatura internacional sobre decantadores primários. A NB-570 recomenda tempo de detenção superior a 1,0 hora, com base na vazão máxima de esgotos e inferior a 6,0 horas, com base na vazão média. Determina-se a área de decantação através da taxa de escoamento superficial e o volume do decantador através do tempo de detenção. Obtendo-se área e volume, pode-se obter a profundidade útil dos decantadores. Para decantadores retangulares a relação comprimento largura deve ser superior a 2:1, sendo típicos valores na faixa de 3:1 a 4:1, ou mais.
  38. 38. 21 As profundidades dos decantadores variam de 2,0 a 4,5 m, sendo mais comuns na faixa de 3,0 a 4,0 m. A NB – 12.209/90 impõe que os decantadores devem possuir profundidade superior a 2,0 m. Um parâmetro importante a ser observado no dimensionamento de decantadores é a taxa de escoamento nos vertedores de saída. A NB-570 recomenda valores inferiores a 720m3 /m2 .dia, mas na prática são usados valores bem inferiores, principalmente quando são usados decantadores de seção circular. No caso de decantadores retangulares, deve-se manter o comprimento de canaletas vertedoras compatível com a taxa de escoamento, sem que as mesmas avancem além de 1/4 do comprimento do decantador. 3.5 Exemplo de dimensionamento - decantador primário a) Dados para o Dimensionamento Ano População (hab.) Qméd(L/s) Qmáx (L/s) 2007 45.000 83,33 150,00 2017 54.200 100,37 180,67 2027 68.350 126,57 227,83 b) Taxa de escoamento superficial adotada inicialmente: c) Área superficial necessária de decantadores primários (2020): diammq máxA ./60 23 ,  2 23 3 328 ./60 /)4,8683,227( m dmm dmx A A Q q S S máx Amáx 
  39. 39. 22 Serão utilizados 04 decantadores primários de secção circular em planta. Os decantadores deverão portar removedores mecanizados de lodo. d) Profundidade útil dos decantadores: Volume útil mínimo necessário: Implantação: 3 dec - 2007 (p/ atender até 2017) 1 dec - 2017 (p/ atender até 2027) e) Taxa de escoamento nos vertedores de saída: f) Verificação para três decantadores em 2017: m xA D D AmADEC 2,10 8244 4 82 4 328 2 2        mHu mxxV tdQVQVtdhtd máxQ 5,2 328 2,820 2,8200.16,383,227 ./0.1, 3    horas x td horas x td mxVmHuPara méd máx Q Q 16,2 6,357,126 984 2,1 6,383,227 984 9843280,30,3 3    dmm x x LQ máx ./154 2,10 4/)4,8683,227( / 3  
  40. 40. 23 g) Alternativa: 2 decantadores h) Alternativa: Decantadores retangulares com fundos tronco-piramidais sem removedor mecanizado de lodo Deverão ser usados quatro decantadores de (3,7 x 22,2)m, com relação comprimento/largura = 6/1 Profundidade do trecho prismático: Cálculo da Produção de Lodo Valores adotados: Produção per capita de lodo primário: 60gSS/hab.dia Eficiência do decantador primário na remoção de sólidos em suspensão: 60% Produção de lodo: PL = 0,06 x 0,6 x 68.350 = 2.461 kgSST/dia (ano 2027) Teor de sólidos no lodo descarregado: 1% Massa específica do lodo: 1,020 kg/m3 Vazão de lodo: QL = 2.461 / (0,01 x 1.020) = 241 m3 /dia dmm x x q máxA ./5,63 823 4,8667,180 23 ,  m x D 5,142 328 4    m xx Hu 5,2 2,227,34 2,820 
  41. 41. 24 4 Processo de lodo ativado 4.1 Considerações Iniciais O processo de lodo ativado pode ser enquadrado como tratamento aeróbio, de crescimento em suspensão na massa líquida e com retenção de biomassa. A introdução de oxigênio pode ser feita através de diferentes formas, como por meio de aeradores superficiais, sistemas com difusores, até mesmo oxigênio puro pode ser introduzido diretamente nos tanques. Os sólidos biológicos crescem na forma de flocos e são mantidos em suspensão pelo equipamento de aeração, não há meio suporte de biomassa, como os materiais inertes (pedras, plástico, etc.) introduzidos nos sistemas de filtros biológicos. A retenção de biomassa é feita através de recirculação do lodo separado nos decantadores acoplados aos reatores biológicos. O resultado da interação entre microrganismos e matéria orgânica nos tanques de aeração é a formação de flocos. Polímeros extracelulares produzidos pelos microrganismos são os principais agentes. Para a ocorrência de flocos densos é necessário que as principais condições ambientais dentro dos reatores estejam controladas. Uma das condições desejáveis é meio neutro em termos de pH, o que é característico do esgoto doméstico. Fora da faixa neutra, o número de grupos de microrganismos que se desenvolvem é menor, dando maior oportunidade para desequilíbrios e predominância de microrganismos maus formadores de flocos. A presença dos principais nutrientes, sobretudo compostos de nitrogênio e fósforo, deve ser bem administrada. Para esgoto doméstico, sabe-se que há nitrogênio e fósforo em excesso, não havendo necessidade de adição artificial de nutrientes. O problema, na verdade, é como melhor removê-los. O efeito da deficiência do meio nos principais nutrientes é também no sentido de proporcionar a prevalência indesejável de certos grupos de microrganismos. O oxigênio deve ser adicionado em quantidade suficiente para garantir o processo metabólico dos microrganismos que se desenvolvem no tanque reator e manter um pequeno saldo, segurança contra a ocorrência de anaerobiose. Estes podem também ser influenciados negativamente pela presença de substâncias tóxicas ou potencialmente inibidoras, que podem ser descarregadas pelos efluentes industriais. Problemas em tratamentos biológicos
  42. 42. 25 foram responsabilizados pela presença em quantidade excessiva de compostos fenólicos ou de óleos e graxas, por exemplo. Se os fatores ambientais externos estiverem sob controle, há que se planejar e manter adequadamente condições de funcionamento tais como a relação alimento/microrganismos e o tempo médio de residência celular. Uma boa floculação é necessária para que se tenha recuperação de sólidos elevada no decantador secundário e um efluente final com baixa concentração de sólidos em suspensão. A perda de sólidos em suspensão juntos com o esgoto tratado é inevitável, o ajuste operacional do processo de lodos ativados consiste essencialmente em procurar encontrar as condições ambientais que levem à melhor floculação possível, reduzindo-se a perda de sólidos com o efluente final e obtendo-se maior eficiência na remoção de matéria orgânica biodegradável. O excesso de lodo biológico descartado continuamente do sistema deverá ou não sofrer digestão bioquímica complementar, dependendo das condições operacionais. Quando se mantêm maiores tempos de residência celular, o excesso de lodo resultante é melhor digerido. Estas característica é uma das principais que difere a variante com aeração prolongada dos processos convencionais, conforme será discutido. Figura 17: Aspecto do lodo ativado
  43. 43. 26 4.2 Aspectos de microbiologia Um verdadeiro ecossistema é formado no tanque de aeração de um sistema de lodos ativados. As bactérias são os principais decompositores de matéria orgânica dos esgotos por assumirem grandes massas em intervalos de tempo mais reduzidos do que os outros microrganismos heterotróficos. Quando as condições ambientais são adequadas, surgem as zoogleas, flavobactérias, aerobacter, pseudomonas e alcalígenes, responsáveis por boa biofloculação. Quando não, podem predominar excessivamente bactérias filamentosas como Sphaerotillus natans, nocárdia e outras bactérias responsáveis pelo intumescimento filamentoso do lodo, que leva à sua flutuação nos decantadores. Além das bactérias, protozoários são importantes organismos em sistemas de lodos ativados, pois, além de também consumirem matéria orgânica, consomem bactérias mal floculadas, dando polimento ao efluente tratado. Aparecem mais rapidamente protozoários fixos e, sucessivamente os ciliados cuja presença indica boas condições do lodo biológico. De fato, a presença de protozoários é determinante para o bom andamento do processo, que evolui em direção ao aparecimento de micrometazoários como os rotíferos, cuja presença excessiva pode indicar lodo com idade demasiadamente elevada. 4.3 Tempo Médio de Residência Celular (Idade do Lodo) O tempo médio de residência celular, também conhecido por idade do lodo, é a relação entre a massa de células no reator e a massa de células descarregadas por dia, ou seja: massa de células (KgSSV) no tanque de aeração c =  massa de células (KgSSV) descarregadas por dia Descarregando-se mais lodo do sistema por dia o tempo de residência celular será menor e vice-versa. Esta é a principal manobra operacional visando a obtenção do equilíbrio do processo.
  44. 44. 27 V . X c =  Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe Desprezando-se as perdas com o efluente final: V . X c =  Qd . Xr Considerando-se a retirada de lodo diretamente do tanque de aeração: V . X V c =   c =  Qd . X Qd Observa-se que, retirando-se o lodo diretamente do tanque de aeração, apesar de se ter maior volume de lodo a ser descartado em virtude da sua menor concentração em relação ao lodo sedimentado no decantador, não é preciso análise de SSV em nenhum ponto do sistema. 4.4 Balanços de massa de substrato e de microrganismos em sistemas de lodos ativados: equações que governam o processo Considere-se o esquema do processo de lodos ativados, incluindo-se o tanque de aeração, o decantador secundário e o sistema de retorno e descarte de lodo. Pode-se definir como limites do sistema apenas o tanque de aeração, apenas o decantador secundário ou o conjunto tanque de aeração/decantador secundário e desenvolver-se balanços de massa de substrato ou de microrganismos. Para cada expressão imposta para a taxa de crescimento celular ou para a taxa de utilização do substrato, obtém-se uma relação que governa o processo, podendo-se associar principalmente tempos de detenção hidráulico e de
  45. 45. 28 residência celular, com a concentração de microrganismos no tanque de aeração e de substrato solúvel no efluente tratado. Serão desenvolvidos, a título de exemplo, dois balanços de massa que resultam em importantes equações que representam o processo de lodos ativados. Decantador Secundário Q, So, Xo (Q+Qr) (Q+Qr) Q-Qd Xe, Se X, Se (Q+Qr), Xr Qr, Xr, Se Retorno de Lodo Qd, Xr, Se Balanço de massa de substrato em torno do tanque de aeração: Será considerado regime estabilizado, em que não há acúmulo de massa do sistema e assim pode-se escrever: Q . So + Qr . Se - (Q + Qr) . Se - V . S/t = 0 Definindo-se a taxa específica de utilização do substrato, U: massa de substrato (KgDBO) consumido por dia U =   massa de células (KgSSV) no reator S/t U =   S/t = U . X X Tanque de Aeração V, X, Se
  46. 46. 29  Q . So + Qr . Se - Q . Se + Qr . Se - V . U . X = 0  Q . (So - Se) U =   V . X A taxa específica de utilização do substrato, U, representa a massa de substrato removida por unidade de tempo e por unidade de massa de microrganismos, constituindo fator de dimensionamento do processo, visando a obtenção dos volumes dos tanques de aeração. Relaciona-se com o parâmetro empírico, relação alimento/microrganismos, definida por: Q . So (A/M) =   V . X So (A/M) =  td . X Observe-se que a taxa específica de utilização do substrato envolve a carga de substrato removida, enquanto que a relação alimento/microrganismos considera a carga aplicada. Portanto, é a eficiência do tratamento na remoção do substrato que associa os valores destas variáveis entre si. ( So - Se ) E =  . 100 So (A/M) . E  U =  100
  47. 47. 30 A relação alimento/microrganismos pode também ser usada como fator de dimensionamento do tanque de aeração. Um terceiro fator também costuma ser usado, chamado “fator de carga” (f), cuja única diferença da relação alimento/microrganismos é que esta é determinada com base na concentração de sólidos em suspensão voláteis no tanque de aeração (Xv), enquanto que na composição do fator de carga de usa a concentração de sólidos em suspensão totais (Xt). Q . So (A/M) =  V . Xv Q . So f =  V . Xt Uma forma de interpretação do processo de lodos ativados pode ser estabelecida imaginando-se um experimento em que se varia a relação alimento/microrganismos aplicada ao sistema e se observa o efeito sobre a floculação biológica através de outro parâmetro empírico, o índice volumétrico de lodo (IVL). O IVL representa o volume ocupado por determinada massa de lodo, sendo obtido através de: Sólidos Sedimentáveis aos 30 minutos (mL/L) IVL =  x 1.000 Sólidos em Suspensão Totais (mg/L) Pode-se deduzir que, quando o lodo encontra-se bem formado, os valores do IVL são baixos e vice-versa. Pode ser observado que existe uma faixa de relação alimento/microrganismos que conduz a uma melhor floculação biológica e a valores mais baixos de IVL Corresponde à faixa de operação dos sistemas de lodos ativados convencionais. Pode se observado também que, reduzindo-se a relação
  48. 48. 31 alimento/microrganismos há prejuízo para a floculação biológica pela maior incidência de fase endógena e os valores de IVL são mais elevados. Ë a faixa operacional dos sistemas com aeração prolongada, em que ocorrem maior perda de sólidos com o efluente final. Apesar disso, os sistemas com aeração prolongada resultam em maior eficiência na remoção de matéria orgânica biodegradável dos esgotos, uma vez que os sólidos perdidos são mais digeridos. Na tabela comparam-se as eficiências na remoção de DBO e sólidos em suspensão dos sistemas convencionais com os sistemas com aeração prolongada. Tabela 6: Eficiências típicas do processo de lodos ativados. Hespanhol (l986). Processo/Parâmetro DBO Carbonácea (%) DBO Nitrogenada (%) Sólidos em Suspensão (%) Lodos Ativados Convencionais 90 40 87 Lodos Ativados com Aeração Prolongada 95 85 94 Observa-se que os sistemas com aeração prolongada promovem maior grau de nitrificação dos esgotos, podendo ocorrer oxidação total de amônia quando se introduz no tanque de aeração cerca de 3,0 kgO2/kgDBO. É um dos raros processos biológicos capazes de atender ao rigoroso padrão de emissão de 20 mg/L para nitrogênio amoniacal, imposto na Resolução N° 357 do CONAMA. Nos sistemas convencionais o grau de nitrificação dos esgotos é menor, reduzindo-se com o decréscimo da idade do lodo. Já a remoção de sólidos em suspensão é menor nos sistemas com aeração prolongada. Balanço de massa de microrganismos no sistema de lodo ativado Fazendo-se o balanço de massa de microrganismos (SSV) no sistema de lodo ativado como um todo (tanque de aeração e decantador secundário, mais o sistema de retorno/descarte de lodo), tem-se, no regime estabilizado:
  49. 49. 32 Q . Xo – [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . X/t = 0 Onde X/t representa o crescimento global de microrganismos. Define-se  , taxa específica de crescimento biológico, através de: massa de células (KgSSV) produzidas por dia  =  massa de células (KgSSV) no reator Porém, em um sistema de lodos ativados, nem todas as células se encontram em fase de crescimento, devendo-se descontar o decaimento via metabolismo endógeno, cuja taxa específica é representada por kd: massa de células (KgSSV) destruídas por dia kd =   massa de células (KgSSV) no reator A taxa de crescimento microbiano líquida, , é dada por:  =  - kd . A taxa global de crescimento é obtida multiplicando-se a taxa específica pela concentração celular, X: X / t = (  - kd ) . X E, portanto, desprezando-se a concentração de microrganismos presentes no próprio esgoto, Xo, por ser bem inferior a X, tem-se: – [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . X . (  - kd ) = 0 [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ]  - kd =   1 / c =  - kd V . X A taxa específica de crescimento, , relaciona-se com a utilização de substrato, U, pelo coeficiente de síntese celular, ou seja:
  50. 50. 33  = Y . U  1 / c = Y . U - kd Mas, conforme obtido ainteriormente, So - Se U =   td . X So - Se 1 / c = Y .  - kd td . X Esta equação permite a determinação dos coeficientes Y e kd. Operando-se um sistema de lodos ativados sob diversas idade do lodo, tem-se para cada uma um valor estabilizado de Se e X, de forma que cada condição representa um ponto da reta em que Y é o coeficiente angular e kd o parâmetro linear. 4.5 Modelo de Monod Monod adaptou as relações de Michaelis-Menten da microbiologia com culturas puras para o tratamento de esgotos. Verificou experimentalmente que em sistemas de lodos ativados a taxa específica de crescimento celular, , não é constante e sim variável com a concentração de substrato até certo ponto em que o alimento e o crescimento tornam-se ilimitados. Depende de um valor máximo, máx, que é a taxa de crescimento quando não há limitação de substrato, da concentração de substrato, Se, e do coeficiente de velocidade ou constante de saturação, Ks, que é o valor da concentração de substrato para a qual a taxa de crescimento dos microrganismos é igual à metade da máxima. máx. . Se  =  Ks + Se Mas,  = Y . U e, por tanto, tem-se:
  51. 51. 34 máx. . Se Y . U =  Ks + Se máx. . Se U =  Y . ( Ks + Se ) Chamando-se de k a relação entre coeficientes cinéticos máx/Y, k representará a taxa máxima de utilização de substrato por unidade de microrganismos. k . Se U =  ( Ks + Se ) E, conforme já definido: So - Se U =  td . X Tem-se que: So - Se k . Se  =  td . X ( Ks + S ) td . X Ks 1 1  =  .  +  So - Se k Se k Esta equação permite a determinação dos coeficientes cinéticos k e Ks e, como máx= Y.k, podem assim ser obtidos os cincos coeficientes cinéticos que governam o processo de lodos ativados, Y, kd, máx, Ks e k. Na Tabela 7 são apresentados valores típicos dos coeficientes cinéticos.
  52. 52. 35 Tabela 7 : Valores típicos dos coeficientes cinéticos para o processo de lodos ativados aplicado ao tratamento de esgoto sanitário. Metcalf & Eddy (1991 ) Coeficiente Unidade Faixa Valor Típico k d-1 2 - 10 5 Y mgSSV/mgDBO5 0,4 – 0,8 0,6 mgDBO5 25 - 100 60ks mgDQO 15 - 70 40 kd d-1 0,025 – 0,075 0,06 Exercício de aplicação: Operou-se 5 sistemas de lodos ativados em escala de laboratório, em paralelo, tendo-se obtido os seguintes resultados após a estabilização: Idade do lodo c (dias) 2 4 6 8 10 SSVTA X (mg/L) 1.380 1.922 2.215 2.344 2.456 DBO5,20 (filtrada) Se (mg/L) 60 32 16 11 09 Todos os reatores foram alimentados com o mesmo esgoto com DBO5,20 = 300 mg/L e tempo de detenção hidráulico de 04 horas. Variou-se a idade do lodo de um sistema para o outro, através do descarte de diferentes quantidades médias de lodo por dia. Determinar os valores dos coeficientes cinéticos Y, kd, Ks, k e máx e analisar os resultados obtidos. 4.6 Variantes do processo de lodo ativado Existem diversas variantes do processo de lodos ativados. Cabe inicialmente caracterizar e estabelecer as diferenças entre os sistemas convencionais e os com aeração prolongada. A idéia fundamental é a de que nos sistemas
  53. 53. 36 convencionais, as condições no tanque de aeração são planejadas para que ocorra a floculação biológica sob maior fator de carga e menor idade do lodo. Com isso, os volumes necessários de tanques reatores são menores porém, o grau de digestão do excesso de lodo descartado é baixo e é necessária uma estabilização bioquímica complementar antes da secagem, ou seja, a digestão do lodo. Nos sistemas com aeração prolongada, contrariamente, permite-se maior incidência de metabolismo endógeno mantendo-se no tanque baixa relação alimento/microrganismos e idade do lodo alta. Desta forma, o volume necessário de tanque de aeração é maior, mas o lodo descartado apresenta grau de mineralização (SSV/SST) mais elevado, dispensando-se a digestão complementar. Em geral, nos sistemas com aeração prolongada não se utiliza decantador primário, evitando-se completamente a necessidade de digestão de lodos em troca da exigência de um volume de tanque de aeração cerca de 30% maior. A substituição dos decantadores primários por reatores anaeróbios como o UASB, tem demonstrado as vantagens de maior alívio de carga orgânica afluente ao tratamento aeróbio, bem como proporcionar um digestor de lodo na própria linha de tratamento dos esgotos. Com isso, pode-se operar o processo de lodos ativados na faixa dos sistemas convencionais, enviando o excesso de lodo desta etapa de volta aos reatores UASB para aumentar a mineralização. Os volumes de tanques de aeração são substancialmente menores nesses arranjos. Na Tabela 8 apresentam-se faixas típicas de parâmetros para os sistemas convencionais e com aeração prolongada.
  54. 54. 37 Tabela 8: Faixas típicas de parâmetros para sistemas de lodos ativados convencionais e com aeração prolongada (Fonte: adaptado de Metcalf & Eddy – 1991e NBR – 12.209/90) Parâmetro / Variante Sistemas Convencionais Aeração Prolongada Fluxo de pistão Mistura completa Faixa típica NBR - 570 Faixa típica NB – 12.209 Tempo de detenção hidráulico (horas) 4 a 8 > 1 18 a 36 Idade do lodo (dias) 3 a 10 20 a 30 Concentração SSVTA (mg/L) 1.500 a 3.000 3.000 a 6.000 Relação (A/M) (kgDBO5/kgSSV.dia) 0,2 a 0,5 0,05 a 0,15 Fator de carga (f) (kgDBO5/kgSS.dia) 0,16 a 0,4 0,05 – 0,10 Fator de recirculação de lodo (Qr / Q) 0,5 a 0,75 0,75 a 1,5 Necessidade de oxigênio (kgO2/kgDBOaplicada) > 1,5 > 1,5 Densidade de potência no Tanque de Aeração (w / m3 ) >10 >10 O processo de lodo ativado em bateladas O processo em bateladas constitui uma moderna modalidade operacional dos sistemas de lodos ativados. Introduzido no Brasil pela Nestlé, tem sido intensamente utilizado para o tratamento de esgotos sanitários, especialmente quando há grande variação de carga como em cidades litorâneas. Neste processo, o tanque de aeração acumula a função de decantação, suprimindo-se o decantador secundário e o sistema de retorno de lodo. Normalmente, utiliza-se
  55. 55. 38 mais de um tanque de aeração, que são alimentados sob o regime de bateladas sequenciais, isto é, enquanto os esgotos são descarregados em um dos tanques de aeração, nos outros ocorrem, de forma sincronizada, outras operações necessárias como aeração, decantação e descarga do esgoto tratado. É necessário um grau elevado de automação do sistema para o controle destas operações. METCALF & EDDY (1991) recomendam as seguintes distribuições percentuais das atividades dentro de cada ciclo.  Alimentação com aeração:  Aeração sem alimentação (reação):  Sedimentação:  Descarga do tratado: Um exemplo de esquema operacional com ciclo de duração total de 6 horas, utilizando-se quatro tanques-reatores é o seguinte:  Alimentação com aeração: 1hora + 30 minutos  Aeração sem alimentação (reação): 2 horas + 30 minutos  Sedimentação: 40 minutos  Descarga do tratado: 1 hora + 20 minutos Caso sejam usados apenas três tanques, o esquema operacional do ciclo de seis horas de duração total pode ser alterado para:  Alimentação com aeração: 2 horas  Aeração sem alimentação (reação): 2 horas  Sedimentação: 40 minutos  Descarga do tratado: 1 hora + 20 minutos Pode ser observado que em ambos os esquemas ocorre perfeito sincronismo, terminando-se a descarga do esgoto tratado exatamente quando deverá ocorrer o início da alimentação de um dado tanque, controlando-se o sistema pelo tempo reservado para cada etapa, independentemente do volume recebido naquele ciclo.
  56. 56. 39 Além das operações descritas, há também a necessidade de remoção do excesso de lodo, controlada pelo tempo de residência celular desejado. Na maioria dos sistemas implantados, opera-se na faixa com aeração prolongada utilizando-se aeradores superficiais ou, preferivelmente, ar difuso. Considera-se que o processo é bem adequado para as situações em que ocorrem grandes variações de carga, pois é possível variar os ciclos operacionais e o número de tanques na alta e na baixa estações. O resultado do tratamento é um efluente bastante clarificado, apto a receber desinfecção final, caso seja necessária. Estudos têm sido conduzidos no sentido de se modificar a operação destes sistemas, objetivando maximização na remoção de nutrientes, como é o caso do estudo com enchimento anóxico (sem aeração). Na Figura 18 mostra-se um tanque de aeração de um sistema de lodo ativado em bateladas implantado no município de Juquitiba/SP (SABESP) Figura 18: Tanque de aeração com aerador flutuante. Outras Variantes do Processo Existem várias outras modificações dos sistemas de lodos ativados, visando benefícios específicos. Nos sistemas com alimentação escalonada, o esgoto
  57. 57. 40 afluente é distribuído ao longo de um reator que tenha tendência a fluxo de pistão, de forma a manter-se uma relação alimento/microrganismos mais constante ao longo do tanque de aeração. Nos sistemas com aeração proporcional, a quantidade de ar é introduzida de forma decrescente ao longo do tanque de aeração, procurando-se acompanhar a curva de remoção de DBO e com isso racionalizar o uso de energia. Nos sistemas de estabilização por contato, o tanque de aeração é dividido em dois; o primeiro tanque é dimensionado de forma bastante forçada ocorrendo apenas a floculação. No segundo, ocorre a aeração apenas do excesso de lodo, para aumentar seu grau de mineralização. Com isso, ocorre ganho substancial no volume necessário de tanques de aeração. No processo Krauss, recirculam-se sobrenadantes de digestores anaeróbios de lodo para o tanque de aeração, objetivando a recuperação de nutrientes, especialmente para efluentes industriais deficientes em nitrogênio ou fósforo. Sistemas com Poços Profundos ( “Deep-Shaft”) Nestes sistemas constroem-se tanques de aeração tubulares de profundidades elevadas, 120 m, por exemplo, recorrendo-se à pressão que ocorre em altas colunas de líquido para o favorecimento da dissolução das bolhas de ar. O sistema é bastante compacto e eficiente na remoção de DBO. 4.7 Sistemas de aeração Os sistemas de aeração mais comuns em sistemas de lodos ativados são os que recorrem aos aeradores superficiais e os sistemas com ar difuso. Em ambos os casos, a transferência de oxigênio é dificultada pela presença de sólidos e pela salinidade dos esgotos, além de que, nas condições críticas de campo, as temperaturas acima de 20o C e altitudes acima do nível médio do mar fazem com que, no conjunto, sejam obtidas reduções da ordem de 40% nos valores resultantes de testes de transferência de oxigênio em água limpa. Na Figura 19 mostra-se um tanque de aeração por ar difuso, vazio, da ETE Parque Novo mundo da SABESP.
  58. 58. 41 Figura 19; Tanque de aeração com sistema de ar difuso. Na Figura 20 mostra-se o tanque de aeração com ar difuso em aeração. Figura 20: Tanque de aeração por ar difuso em operação
  59. 59. 42 Na Figura 21 mostra-se um tanque de aeração dotado de aeradores superficiais de baixa rotação, implantado na ETE Suzano da SABESP. Figura 21: Tanque de aeração com aeradores superficiais de baixa rotação Na Figura 22 mostra-se os detalhes de um aerador superficial. Figura 22: Aerador superficial
  60. 60. 43 4.8 Câmaras anóxicas Recentemente, têm-se incorporado ao sistemas de lodo ativado as chamadas câmaras anóxicas onde, em um compartimento misturado porém não aerado, introduz-se o esgoto e o lodo de retorno, a montante do trecho aerado. O objetivo é a desnitrificação do efluente final, sendo que o volume da câmara anóxica representa em um acréscimo em torno de 30% de volume do tanque de aeração. Resulta também em combate ao crescimento excessivo de organismos filamentosos. 4.9 Decantadores secundários Os decantadores secundários de processos de lodos ativados têm a função de separar o lodo do efluente fina da forma mais adensada quanto possível. Para isso, além de obedecer a o limite imposto para a taxa de escoamento superficial, há que respeitar também aos limites para a taxa de aplicação de sólidos. Os limites impostos pela NB -12.209/90 são definidos em função da concentração de sólidos em suspensão definida para o tanque de aeração: Taxa de escoamento superficial (qA): a) qA < 36 m3 /m2 .dia se XT< 3,0 kgSST/m3 b) qA< 24 m3 /m2 .dia se 3,0 lgSST/m3 < XT < 4,5 kgSST/m3 c) qA < 16 m3 /m2 .dia, se XT > 4,5 kgSST/m3 qA = Q / AS em que: Q: Vazão média de esgoto, sem incluir a vazão de retorno de lodo AS: Área superficial do decantador secundário Taxa de aplicação de sólidos (GA): GA = [(Q + Qr) . X ] /AS em que:
  61. 61. 44 Q:Vazão média de esgoto Qr: Vazão de retorno de lodo AS: Área superficial do decantador secundário De acordo com a NBR 12.209/90 a taxa de aplicação de sólidos no decantador secundário de processo de lodo ativado não deverá exceder a 144 kgSST/m2 .dia (6,0 kgSST/m2 .h). É usual o emprego de valores na faixa de 4,0 a 5,0 lgSST/m2 .hora. Na Figura 23 mostra-se a implantação de um decantador secundário em implantação. Figura 23: Implantação de decantador secundário de seção circular Na Figura 24 apresenta-se uma fotografia de um decantador secundário em operação.
  62. 62. 45 Figura 24: Decantador secundário de sistema de lodo ativado 4.10 Exercício de dimensionamento – processo de lodo ativado Convencional 1) Dados de população, vazão e carga de DBO: Vazão média de esgotos População Atendida (hab.) m3 /d L/s Carga de DBO (kg/dia) 1ª ETAPA 224.933 53.482 619 14.752 2ª ETAPA 233.877 57.000 660 17.017 2) Volume necessário de tanques de aeração: Considerando-se a instalação de decantadores primários com eficiência estimada em 30% na remoção de DBO, a carga afluente aos tanques de aeração será (2ª etapa):
  63. 63. 46 Carga DBO = 0,7 x 17.017 = 11.912 kg/d Nota: Não serão considerados neste excercício, acréscimos de vazões e cargas decorrentes das recirculações provenientes da linha de tratamento de lodo. Considerando-se o fator de carga f = 0,22 kgDBO/kgSS.dia, correspondente à relação (A/M) = 0,28 kgDBO / kgSSV.d e a concentração de 3,2 kg SS / m3 no tanque de aeração, correspondente à concentração de SSV de 2,56 kg/m3 , tem- se o seguinte volume necessário de tanques de aeração: VTA = 11.912 / (3,2 x 0,22) = 16.920 m3 Será considerado o emprego de quatro tanques de aeração, objetivando-se a modulação da implantação do sistema. Cada tanque possuirá 16.920 / 4 = 4.230 m3 . 3) Sistema de aeração:  Necessidade de oxigênio Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,0 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade de oxigênio será: NECO2 = (2,0 x 11.912) / 24 = 993 kgO2/hora  Emprego de aeradores superficiais de baixa rotação: Será considerada a capacidade de transferência de oxigênio de 0,9 kgO2/Cvxhora, nas condições de campo. Potência necessária: PNEC = 993 / 0,9 = 1.103 CV ou 1.103 /4 = 276 CV por tanque
  64. 64. 47 Dimensões dos tanques de aeração: Será considerado o emprego de 06 (seis) aeradores de 50 CV por tanque de aeração, dispostos em série. Dimensões dos tanques: Comprimento: 81,0 m Largura: 13,5 m Profundidade útil: 4,0 m Profundidade total: 5,0 m Volume útil resultante: Vu = 4,0 x 13,5 x 81,0 = 4.374 m3 por tanque ou 4.274 x 4 = 17.496 m3 (total) Fator de carga resultante: f = 11.912 / (17.496 x 3,2) = 0,21 kgDBO/kgSSxdia Densidade de potência resultante: dp = (300 x 735) / 4.374 = 50 w / m3 Tempo de detenção hidráulico resultante: td = 17.496 / (57.000 /24) = 7,4 horas Alternativa para o sistema de aeração Caso se utilize sistema de aeração por ar difuso, considerando-se a massa específica do ar igual a 1,2 kg/m3 , a porcentagem de O2 no ar de 23,2 % e o rendimento do soprador de 8%, a vazão necessária de ar será: QAR = 993 / (1,2 x 0,232 x 0,08 x 60) = 743 m3 ar / minuto
  65. 65. 48 O soprador deverá possuir pressão suficiente para vencer a carga correspondente à profundidade útil do tanque mais cerca de 0,5 m de perda de carga na linha de ar. 4) Verificação das condições de funcionamento com apenas três tanques na primeira etapa:  f = (0,7 x 14.752) / (3,2 x 3,0 x 4.374) = 0,25 kgSS/kgDBO.d, correspondente à A/M = 0,31 kgDBO/kg SSV.d  Nec O2 = (2,0 x 10.326) / 24 = 860 kg O2 / hora  PNEC = 860 / 0,9 = 956 CV  td = (3 x 4.237) / (53.482 /24) = 5,9 horas 5) Vazão de retorno de lodo A vazão de retorno de lodo será estimada considerando-se que o lodo estará sedimentado no fundo do decantador secundário a uma concentração de 8,0 kg/m3 (dado típico). Fazendo-se um balanço de massa de sólidos em suspensão no decantador secundário, desprezando-se a perda com o efluente final, tem-se: ( Q + Qr ) . X = Qr . Xr Dividindo-se por Q e fazendo-se r = Qr / Q, tem-se: ( 1 + r ) . X = r . Xr Para X = 3,2 kg/m3 e Xr = 8,0 kg/m3 , tem-se r = 0,67e Qr = 0,67x 660 = 440 L/s ou 110 L/s por módulo, na segunda etapa. 6) Produção de excesso de lodo biológico:
  66. 66. 49 X = 0,65 kg SS / Kg DBO X = 0,65 x 11.912 = 7.743 kg SS / dia Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3 , a vazão de excesso de lodo será: 7.743 Qlodo =  = 968 m3 /d 8 Idade do lodo resultante: c = V.X / X = (17.496 x 3,2) / 7.743 = 7,2 dias 7) Decantadores secundários:  Área superficial de decantadores secundários Adotando-se a taxa de aplicação de sólidos GA = 4,0 kg SS / m2 . h, tem-se a seguinte área superficial necessária de decantadores secundários: ( Q + Qr ) . X GA =  As ( Q + Qr ) . X As =  GA 1, 67x57000x3,2 As =  = 3.173 m2 ou 3.173 / 4 = 793 m2 por decantador. 4,0 x 24
  67. 67. 50 Utilizando-se quatro decantadores secundários com 32 m de diâmetro, tem-se a área superficial de 804,25 m2 por decantador e área total de 3.217 m2 . A taxa de aplicação de sólidos resultantes será: 1, 67x57000x3,2 GA =  = 3,95 kg SS / m2 x hora 3.217 x 24 A taxa de escoamento superficial resultante será: Q qA =  = 57.000 / 3.217 = 17,7 m3 /m2 .d As  Volume útil dos decantadores secundários: Para a profundidade útil Hu = 3,5 m, tem-se: Vu = 3,5 x 804,25 = 2.815 m3 por decantador (volume total de 11.260 m3 ) Tempo de detenção hidráulico resultante: td = (11.260 x 24) / 57.000 = 4,7 horas  Taxa de escoamento nos vertedores de saída: qL = 57.000 / (4 x  x 32) = 142 m3 /m2 /d  Verificação das condições de funcionamento com apenas três decantadores na primeira etapa: Taxa de aplicação de sólidos:
  68. 68. 51 1, 67x53482x3,2 GA =  = 4,9 kg SS / m2 x hora 3 x 804,25 x 24 Taxa de escoamento superficial: Q qA =  = 53482 / 3 x 804,25 = 22,2 m3 /m2 .d As Tempo de detenção hidráulico: td = (3 x 2815 x 24) / 53482 = 3,8 horas Exercício de dimensionamento – processo de lodo ativado com aeração prolongada de fluxo contínuo Dados: População atendida: 68352 habitantes Vazão média de esgotos: 126,6 L/s Carga de DBO: 3691 kg/d 1) Volume necessário de tanques de aeração: Carga DBO = 3691 kg/d Considerando-se o fator de carga f = 0, 08 kgDBO / kgSS.d e a concentração de 4,0 kg SS / m3 TA, tem-se o seguinte volume necessário de tanques de aeração: 3.691 VTA =  = 11.534 m3 0,08 x 4,0 2) Necessidade de oxigênio
  69. 69. 52 Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,5 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade de oxigênio será: NEC O2 = 2,5 x 3.691 = 9.228 kg O2 Considerando-se que o sistema de aeração deverá funcionar 24 horas por dia, tem-se: NEC. O2 = 9.228 /24 = 385 kgO2/h Considerando-se o emprego de aeradores superficiais de baixa rotação, com capacidade de transferência de oxigênio de 0,9 kg O2 / CV x hora, já nas condições de campo, tem-se a seguinte potência total a ser instalada nos tanques: PNEC = 385 / 0,9 = 427 CV ou 427 / 4 = 107 CV por tanque (foram considerados quatro tanques de aeração) Dimensões dos tanques de aeração: Será considerado o emprego de 04 (quatro) aeradores de 30 CV por tanque de aeração, dispostos em série. Dimensões dos tanques: Comprimento: 54,0 m Largura: 13,5 m Profundidade útil: 4,0 m Profundidade total: 5,0 m Volume útil resultante: Vu = 4,0 x 13,5 x 54,0 = 2.916 m3 por tanque ou 2.916 x 4 = 11.664 m3 (total) Fator de carga resultante: f = 3.691 / (11.664 x 4,0) = 0,079 kgDBO/kgSSxdia
  70. 70. 53 Densidade de potência resultante: dp = (120x 735) / 2.916 = 30 w / m3 Tempo de detenção hidráulico resultante: td = 11.664 / (126,6 x 3,6) = 25,6 horas 3) Vazão de retorno de lodo A vazão de retorno de lodo será estimada considerando-se que o lodo estará sedimentado no fundo do decantador secundário a uma concentração de 8,0 kg/m3 (dado típico). Fazendo-se um balanço de massa de sólidos em suspensão no decantador secundário, desprezando-se a perda com o efluente final, tem-se: ( Q + Qr ) . X = Qr . Xr Dividindo-se por Q e fazendo-se r = Qr / Q, tem-se: ( 1 + r ) . X = r . Xr Para X = 4,0 kg/m3 e Xr = 8,0 kg/m3 , tem-se r = 1 e Qr = 126,6 L/s (31,65 L/s por módulo) 5) Decantadores secundários  Área superficial: Adotando-se a taxa de aplicação de sólidos GA = 4,0 kg SS / m2 . h, tem-se a seguinte área superficial necessária de decantadores secundários: ( Q + Qr ) . X GA =  As
  71. 71. 54 ( Q + Qr ) . X As =  GA 2x126,6x3,6x4,0 As =  = 911,5 m2 4,0 Deverão ser usados 04 (quatro) decantadores com 17 m de diâmetro. A taxa de escoamento superficial resultante será: Q qA =  = 126,6 x 3,6 / 911,5 = 12 m3 /m2 .d As  Volume útil dos decantadores: Adotando-se a profundidade útil, Hu = 3,5 m tem-se: Vu = 911,5 x 3,5 = 3.189 m3 Tempo de detenção hidráulico resultante: td = 3.189 / (126,6 x 3,6) = 7,0 horas 6) Produção de excesso de lodo biológico: Admitindo o coeficiente de produção de lodo X = 0,6 kgSS / Kg DBO, tem-se: X = 0,6 x 3.691 = 2215 kg SS / dia Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3 , a vazão de excesso de lodo será: 2.215 Qlodo =  = 277 m3 /d 8
  72. 72. 55 Idade do lodo resultante: c = V.X / X = (11.664 x 4,0) / 2.215 = 21dias Exercício de dimensionamento – processo de lodo ativado com aeração prolongada em bateladas sequenciais Dados: População atendida: 68352 habitantes Vazão média de esgotos: 126,6 L/s Carga de DBO: 3691 kg/d Será considerado o emprego de 04 (quatro) tanques de aeração/decantação. 1) Volume necessário de tanques de aeração/decantação: O volume necessário de tanques de aeração pode ser calculado pela soma do volume ocupado pelo lodo sedimentado com o volume necessário para receber e tratar os esgotos.  Volume ocupado pelo lodo: Carga de DBO = 3.691 kg/dia Considerando-se o fator de carga f = 0, 08 kgDBO / kgSS.d, tem-se a seguinte quantidade (massa) de lodo necessária nos reatores (V.X): 3.691 V. X =  = 46.138 kg SSTA 0,08 Considerando-se que o lodo estará sedimentado a uma concentração de 8,0 kg/m3 , o volume ocupado pelo lodo sedimentado será:
  73. 73. 56 VLodo = 46.138 / 8,0 = 5767 m3 ou 5.767 / 4 = 1.442 m3 por tanque  Volume destinado a receber e tratar os esgotos Será considerado um ciclo com 06 (seis) horas de duração total, obedecendo ao seguinte esquema operacional: - Alimentação com aeração: uma hora e trinta minutos - Aeração sem alimentação (reação): duas horas e trinta minutos - Sedimentação: quarenta minutos - Descarga do esgoto tratado: uma hora e vinte minutos A situação mais desfavorável corresponde à alimentação de um tanque durante uma hora e trinta minutos com a vazão máxima horária e , portanto: VEsg = 1,5 x (1,8 x 126,6) x 3,6 = 1.230 m3 Conclui-se que cada tanque de aeração deverá possuir volume útil de 1.442 + 1.230 = 2.672 m3 . Além disso, costuma-se reservar uma altura adicional de 0,60 m para que a retirada do esgoto decantado não ocorra até a superfície do lodo sedimentado.  Profundidade útil dos tanques de aeração/decantação : 4,0 m  Área dos tanques: (1.442 + 1.230) / 3,4 = 786 m2  Relação comprimento/ largura 4/1  (14 m x 56 m) = 784 m2  Volume útil: 784 x 4 = 3.136 m3  Concentração SSTA (X): X = V.X / V = 46.138 / (3.136 /4) = 3,7 kg / m3 2) Necessidade de oxigênio Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,5 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade de oxigênio será:
  74. 74. 57 NEC. O2 = 2,5 x 3.691 = 9.228 kg/dia Considerando-se que o sistema de aeração deverá funcionar 16 horas por dia, tem-se: NEC. O2 = 9.228 / 16 = 577 kgO2/h Considerando-se o emprego de aeradores superficiais de baixa rotação, com capacidade de transferência de oxigênio de 0,9 kg O2 / CV x hora, já nas condições de campo, tem-se a seguinte potência total a ser instalada nos tanques: PNEC = 577 / 0,9 = 641 CV ou 641 / 4 = 160 CV por tanque (foram considerados quatro tanques de aeração) 6) Produção de excesso de lodo biológico: Admitindo-se o coeficiente de produção de lodo X = 0,6 kgSS / Kg DBO, tem- se: X = 0,6 x 3.691 = 2215 kg SS / dia Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3 , a vazão de excesso de lodo será: 2.215 Qlodo =  = 277 m3 /d 8 Idade do lodo resultante: c = V.X / X = 46.138 / 2.215 = 21dias
  75. 75. 58 5 Sistemas de lagoas aeradas mecanicamente seguidas de lagoas de decantação 5.1Considerações iniciais As lagoas aeradas mecanicamente podem ser classificadas como reatores de crescimento em suspensão na massa líquida, sem retenção de biomassa. Da mesma forma que no processo de lodos ativados, ocorre a floculação biológica como resultado da interação entre microrganismos e matéria orgânica, sendo os flocos mantidos em suspensão pela aeração mecânica, que tem por objetivo principal o suprimento de oxigênio para as reações bioquímicas de decomposição de matéria orgânica. Porém, no sistema de lagoas aeradas não há recirculação de biomassa e, desta forma, não há necessidade de decantadores de concreto armado com removedores mecânicos de lodo. Empregam-se como unidades separadoras de sólidos as lagoas de decantação, meras escavações taludadas que têm também por objetivo o armazenamento e a digestão do lodo durante o período entre limpezas, o que ocorre geralmente a cada dois anos ou mais. As próprias lagoas aeradas são também escavações que podem ser revestidas com concreto magro para impedir processos erosivos dos taludes e do solo sob os aeradores. O sistema de aeração pode ser constituído de aeradores superficiais de alta rotação flutuantes ou de ar soprado e difuso distribuído ao longo do fundo das unidades. Deve ser notado que, não havendo reciclagem de células, a concentração de sólidos em suspensão é bem menor do que a dos processos de lodos ativados, o que faz com que as lagoas aeradas sejam proporcionalmente bem maiores que os tanques de aeração dos sistemas de lodos ativados, uma vez que a idade do lodo é praticamente igual ao tempo de detenção hidráulico. O sistema é composto pelo tratamento preliminar, gradeamento e desarenação, seguido das lagoas aeradas mecanicamente e das lagoas de decantação. É necessária a previsão de dispositivos de remoção e secagem do lodo acumulado nas lagoas de decantação. Obedecendo à tendência atual do tratamento de esgotos, é possível a aplicação de tratamento anaeróbio antes das lagoas aeradas, reduzindo-se os custos de energia elétrica para a aeração. Na literatura são descritas duas modalidades de lagoas aeradas
  76. 76. 59 mecanicamente: as de mistura completa e as facultativas. Para a ocorrência de mistura completa do conteúdo da lagoa, é necessária a disponibilização de uma densidade de potência de pelo menos 4 w/m3 . Empregando-se densidades menores parte do lodo se sedimenta na própria lagoa aerada, entrando em decomposição anaeróbia e tornando-a facultativa. Esta última alternativa não será abordada mais detalhadamente, por apresentar condições operacionais mais desfavoráveis. Os sistemas de lagoas aeradas mecanicamente seguidas de lagoas de decantação demonstram-se viáveis para a aplicação em uma faixa ampla de tamanho de municípios, de pequeno a médio portes. Seus custos de implantação são mais baixos e a operação é mais simples que a dos sistemas de lodos ativados. Por outro lado, ocupam menor área que os sistemas que envolvem lagoas fotossintéticas. É um tratamento bastante objetivo, removendo eficientemente DBO carbonácea, podendo-se obter 90% após a separação de sólidos nas lagoas de decantação. A nitrificação dos esgotos não ocorre, bem como a eficiência na remoção de coliformes fecais dos esgotos é baixa. Na Figura 25 apresenta-se uma fotografia da lagora aerada de Jarinu/SP. Figura 25: Vista de lagoa aerada implantada pela SABESP.
  77. 77. 60 Os custos do tratamento podem ser reduzidos pela introdução de reator anaeróbio antes da lagoa aerada. Também é possível a interrupção do sistema de aeração durante três horas por dia, que deverá coincidir com o período de ponta de consumo de energia. Neste caso a potência ser instalada deverá ser acrescida do fator 24/21 e recomenda-se, por precaução, que neste período não haja descarga da lagoa aerada, devendo-se prever a elevação de alguns centímetros da lâmina líquida (Said, 1998). Na Tabela 9 são apresentadas as principais características dos sistemas de lagoas aeradas mecanicamente seguidas de lagoas de decantação. Tabela 9: características dos sistemas de lagoas aeradas. Fonte: (Alem Sobrinho, 1998). Características Lagoa aerada aeróbia Lagoa aerada facultativa Controle de sólidos Todos os sólidos sem com o efluente. Necessária separação posterior. Não se tem controle. Parte sedimenta e parte sai com o efluente final. Concentração de SST na lagoa 100 - 360 50 – 150 Relação SSV / SST 0,70 a 0,80 (0,75) 0,60 a 0,80 Tempo de detenção hidráulica < 5 dias 5 a 12 dias Idade do lodo < 5 dias Alta, devido à sedimentação de parte do lodo. Eficiência na remoção de DBO 50 a 60% só lagoa aerada. 90% com pós- separação de sólidos. 70 a 80 % Nitrificação Praticamente nula Praticamente nula Remoção de coliformes Muito pobre Pobre Profundidade da lagoa 2,5 a 5,0 m 2,5 a 5,0 m Densidade de potência mínima > 3 watts/m3 para impedir a sedimentação > 0,75 watts/m3 para garantir difusão uniforme de O2
  78. 78. 61 5.2. Cinética do processo As lagoas aeradas mecanicamente podem ser classificadas como reatores de mistura completa sem recirculação de biomassa. Fazendo-se um balanço de massa de substrato ao longo da lagoa, considerando-se regime estabilizado, tem-se: Q.So + Q.Se - V.S / t = 0 ou: S / t = (So - Se).Q/V Mas S / t = K.X.Se / (Ks + Se) (Modelo de Monod), onde K representa a máxima taxa de utilização de substrato por unidade de massa de microrganismos e de tempo ( em tempo-1 ) e Ks é a constante de saturação, isto é, a concentração de substrato para a qual a taxa de utilização de substrato por unidade de massa de microrganismos é a metade de K (massa/volume). E portanto, (So - Se).Q/V = K.X.Se / (Ks + Se) Sendo Q/V o tempo de detenção hidráulica, td, tem-se: So - Se K.Se  =  td . X Ks + Se Considerando-se Ks >>> Se, tem-se: So - Se K.Se  =  td . X Ks Fazendo-se K/Ks = k, onde k representa o coeficiente da taxa específica de remoção de substrato (expresso em L/mg.dia), tem-se:
  79. 79. 62 So - Se  = k.Se ou: td . X So - Se  = k.X.Se td Fazendo-se k = k.X (k é o coeficiente da taxa global de remoção de substrato (em tempo –1 ), tem-se: So - Se  = k.Se td Fazendo-se um balanço de massa de microrganismos (SSV) em torno da lagoa aerada, considerando-se regime estabilizado (X/t = 0), tem-se: V.X/t = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V - Q.X Nesta equação, Y representa o coeficiente de síntese celular e kd o coeficiente de respiração endógena. 0 = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V - Q.X Q.X = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V Y.(So - Se)  X =  1 + kd.t Combinando-se esta equação com a anteriormente obtida através do balanço de massa de substrato,

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