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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
INSTITUTO DE PESQUISAS HIDRÁULICAS
COMPORTAMENTO DO REATOR SEQÜENCIAL EM BATELADA (RSB) SOB
ESTADO ESTACIONÁRIO DINÂMICO UTILIZANDO IDADE DO LODO COMO
PARÂMETRO DE CONTROLE OPERACIONAL
ALTEMAR VILAR DOS SANTOS
Tese submetida ao Programa de Pós-Graduação em Recursos Hídricos e Saneamento
Ambiental da Universidade Federal do Rio Grande do Sul como requisito parcial para a
obtenção do título de Doutor.
Orientador: Prof. Dr. Luiz Fernando de Abreu Cybis
Co-orientador: Prof. Dr. Gino Roberto Gehling
Banca Examinadora
Prof. Dr. Adrianus Cornelius van Haandel AESA/UFCG
Prof. Dr. Carlos Ernando da Silva UFSM
Prof. Dr. Luiz Olinto Monteggia IPH/UFRGS
Porto Alegre, fevereiro de 2005
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i
APRESENTAÇÃO
Este trabalho foi desenvolvido no Programa de Pós-Graduação em Recursos Hídricos
e Saneamento Ambiental do Instituto de Pesquisas Hidráulicas da Universidade Federal do
Rio Grande do Sul, sob a orientação do Professor Luiz Fernando de Abreu Cybis e co-
orientação do Professor Gino Roberto Gehling da Universidade Federal do Rio Grande do
Sul.
AGRADECIMENTOS
A Deus pela vida, saúde, paz e condições de realizar o sonho de concluir o doutorado.
A minha esposa Rossana por todo companheirismo ao longo desta caminhada em
Porto Alegre, incentivo nos momentos de tribulação, ajuda no laboratório e tempo que lhe foi
negado.
Aos meus pais Afonso e Alba pelo exemplo de perseverança e de vida para os filhos.
Ao Professor Cybis pela orientação e por todo esforço para obter recursos destinados à
pesquisa.
Ao Professor Gino pela co-orientação e por acreditar na minha capacidade para
conduzir a pesquisa.
Aos amigos nordestinos Jean Ricardo e Emília por todo companheirismo, acolhida e
ajuda ao longo do doutorado.
A Daniel Medeiros por toda ajuda no laboratório durante a pesquisa.
Aos técnicos do laboratório de saneamento por toda ajuda nas análises e descontração
criada no ambiente de trabalho.
A Vice-Direção do IPH, especialmente a Janete e Rodrigo, por todo empenho para
realização das minhas coletas de esgoto e manutenção dos equipamentos dos meus
experimentos.
Ao amigo Gilson Arima pelo treinamento para trabalhar com o sistema de automação
do RSB e toda ajuda para resolver os problemas dos equipamentos eletrônicos.
A família De Rosa pela acolhida e incentivo durante os momentos de solidão e
tribulação em Porto Alegre e, especialmente, ao Felipe por todo companheirismo.
A professora de português Dulcinéia Alves de Andrade pela correção do texto.
A todos os funcionários da biblioteca do IPH pela ajuda para encontrar minhas
referências bibliográficas.
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ii
Ao Departamento Municipal de Água e Esgotos – DMAE de Porto Alegre pela
liberação do espaço na ETE Vila Esmeralda para instalação do experimento em escala piloto.
Ao CNPq pela concessão da bolsa de estudo.
Ao Centro Federal de Educação Tecnológica da Bahia pela minha liberação para
realizar o doutorado.
iii
RESUMO
O reator seqüencial em batelada (RSB) é uma variante de lodos ativados capaz de
promover a remoção da matéria orgânica, a remoção dos nutrientes e a separação da fase
sólida da líquida em uma unidade. A valorização das áreas urbanas, a carência de tratamento
terciário e a crescente necessidade de redução nas dimensões de estações de tratamento de
esgoto devem impulsionar o desenvolvimento de pesquisas sobre RSB em curto espaço de
tempo. A partir deste cenário, o presente trabalho teve como objetivo modelar o
comportamento do reator seqüencial em batelada a partir da teoria desenvolvida por Marais e
colaboradores. Dentro deste contexto, a cinética de oxidação dos compostos orgânicos e do
nitrogênio na forma amoniacal foi descrita e modelada. O trabalho experimental foi realizado
em duas escalas: bancada e piloto. O experimento em escala de bancada foi dividido em duas
fases. Foram utilizados dois RSBs e um sistema de fluxo contínuo. Um reator seqüencial em
batelada (RSB1) foi operado com idade de lodo. O outro reator em batelada (RSB2) foi
operado em função da relação F/M e o sistema de fluxo contínuo (FC1) por idade de lodo.
Estes reatores foram utilizados como controle no monitoramento do RSB1. Na primeira fase,
os três sistemas removeram apenas matéria orgânica. Na fase seguinte, removeram matéria
orgânica e nitrogênio. A partir dos resultados obtidos em escala de bancada, foi possível
concluir que o modelo desenvolvido pode ser aplicado ao reator seqüencial em batelada
operando com idade de lodo, permitindo determinar a qualidade do efluente, a produção de
lodo e o consumo de oxidante. Além disso, foi possível descrever o comportamento da taxa
de consumo de oxigênio em função da oxidação da matéria orgânica biodegradável e da
oxidação do nitrogênio na forma amoniacal. O reator seqüencial em batelada operado com
idade de lodo (RSB1) alcançou remoção média de matéria orgânica de 90 % nas idades de
lodo de 30, 20, 10 e 5 dias. A remoção média de nitrogênio mais elevada foi obtida na idade
de lodo de 20 dias e atingiu 87 %. Nas demais idades de lodo a remoção média de nitrogênio
variou entre 79 e 42 %. A modelagem do comportamento do reator seqüencial em batelada
resultou numa proposta de metodologia para o dimensionamento que tem como finalidade
abolir critérios obsoletos e inadequados para o dimensionamento de lodos ativados em
batelada.
No experimento em escala piloto, foram utilizados um reator seqüencial em batelada,
denominado RSB, e um sistema de fluxo contínuo com a configuração Bardenpho,
denominado FC. Os sistemas de lodos ativados sob investigação foram monitorados em duas
idades de lodo: 30 e 10 dias. Os dados do experimento em escala piloto mostraram que os
processos físico-químicos e biológicos envolvidos na remoção de matéria orgânica e
iv
nitrogênio no RSB foram mais eficientes do que no Bardenpho quando trataram o mesmo
esgoto doméstico e foram submetidos às mesmas condições operacionais. No RSB, obteve-se
88 e 89 % de remoção de matéria orgânica nas idades de lodo de 10 e 30 dias,
respectivamente. Nesta seqüência das idades de lodo, a eficiência do Bardenpho caiu de 87
para 76 %. O sistema de fluxo contínuo removeu 66 e 52 % do nitrogênio total afluente nas
idades de lodo de 10 e 30 dias, respectivamente. A eficiência do RSB na remoção de
nitrogênio foi determinada apenas na idade de lodo de 10 dias e alcançou 69 %.
A partir dos resultados obtidos em escala de bancada e piloto, constata-se que o reator
seqüencial em batelada operando com idade de lodo pode ser utilizado no tratamento de
esgoto doméstico e obter eficiência na remoção de matéria orgânica e nitrogênio igual ou
superior ao sistema de fluxo contínuo.
v
ABSTRACT
The sequential batch reactor (SBR) is a variant of activated sludge than can promote
the removal of organic matter, the removal of nutrients and the separation of the solid phase
from the liquid one in a unit. The increased value of urban areas, the lack of tertiary treatment
and the growing need to reduce the size of sewage treatment plants should drive the
development of research on SBRs in a short time period. According to this scenario, the
present study aimed at modeling the behavior of the sequential batch reactor based on the
theory developed by Marais et cols. The kinetics of oxidation of organic compounds and
nitrogen in the ammoniacal form was described and modeled in this context. The
experimental work was performed on two scales: bench and pilot. The bench-scale
experiment was divided into two phases. Two SBRs and a continuous flow system were used.
A sequential batch reactor (SBR1) was operated with sludge age. The other batch reactor
(SBR2) was operated considering the F/M relationship and the continuous flow system (FC1)
by sludge age. These reactors were used as control in monitoring SBR1. During the first
phase, the three systems removed only organic matter. In the next phase they removed organic
matter and nitrogen. Based on the bench-scale results obtained, it could be concluded that the
model developed can be applied to the sequential batch reactor operating with sludge age and
determine the quality of effluent, sludge production and oxidant consumption. Furthermore,
the behavior of the oxygen consumption rate as a function of biodegradable organic matter
oxidation and the oxidation of nitrogen in the ammoniacal form could be described. The
sequential batch reactor operated with sludge age (SBR1) achieved the mean removal of
organic matter of 90% at sludge ages of 30, 20, 10 and 5 days. The highest mean removal of
nitrogen was obtained at the sludge age of 20 days and reached 87%. At the other sludge ages,
the mean removal of nitrogen varied from 79 to 42%. Modeling the behavior of the sequential
batch reactor led to a proposal for a sizing methodology in order to eliminate obsolete criteria
that are inappropriate to size batch activated sludges
In the pilot scale experiment, a sequential batch reactor called SBR and a continuous
flow system with ah Bardenpho configuration called FC were used. The activated sludge
systems investigated were monitored with two sludge ages of 30 and 10 days. The data on the
pilot scale experiment showed that the physicochemical and biological processes involved in
the removal of organic matter and nitrogen in the SBR were more efficient than in the
Bardenpho, when treating the same domestic sewage and submitted to the same operational
conditions. In the SBR 88 and 89% removal of organic matter at the sludge ages of 10 and 30
days respectively were obtained. In this sequence of sludge ages, the efficiency of the
vi
Bardenpho dropped from 87 to 76%. The efficiency of nitrogen removal was obtained only
for the sludge age of 10 days. The SBR and Bardenpho removed 69 and 66%, respectively.
Based on the results obtained on bench and pilot scale, it is found that the sequential
batch reactor operating with sludge age may be used to treat domestic sewage and achieve an
efficiency of organic matter and nitrogen removal equal to or higher than the continuous flow
system.
vii
SUMÁRIO
APRESENTAÇÃO ......................................................................................................
i
AGRADECIMENTOS ................................................................................................
i
RESUMO ......................................................................................................................
iii
ABSTRACT ..................................................................................................................
v
SUMÁRIO ....................................................................................................................
vii
LISTA DE TABELAS .................................................................................................
ix
LISTA DE FIGURAS ..................................................................................................
x
LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS ..........................................................
xviii
1 – INTRODUÇÃO ......................................................................................................
1
2 – OBJETIVOS .......................................................................................................... 2
3 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ..............................................................................
3
3.1 – Microbiologia de lodos ativados ...........................................................................
3
3.1.1 - Metabolismo bacteriano .....................................................................................
3
3.2 - Remoção da matéria orgânica ............................................................................... 6
3.3 - Remoção biológica do nitrogênio ..........................................................................
10
3.4 – Cinética .................................................................................................................
11
3.4.1 - Cinética da remoção da matéria orgânica solúvel ..............................................
11
3.4.2 - Cinética da remoção da matéria orgânica particulada ........................................
15
3.4.3 - Cinética da nitrificação .......................................................................................
18
3.4.3.1 – Fatores que interferem na nitrificação no tratamento do esgoto doméstico ...
21
3.4.4 – Cinética da desnitrificação .................................................................................
25
3.5 - Balanço de massa da matéria orgânica em sistema de fluxo contínuo ..................
30
3.6 - Modelo matemático do comportamento de lodos ativados de fluxo contínuo
com reator unitário completamente misturado ....................................................
35
3.6.1 - Lodo inerte ......................................................................................................... 37
3.6.2 - Lodo ativo ...........................................................................................................
38
3.6.3 - Resíduo endógeno .............................................................................................. 41
3.7 - Dimensionamento do sistema de lodos ativados para remoção de matéria
orgânica ...............................................................................................................
45
3.7.1 - Fluxo contínuo ....................................................................................................
45
3.7.2 – Batelada ............................................................................................................. 45
3.7.2.1 - Dimensionamento utilizando observações experimentais ...............................
46
3.7.2.2 - Dimensionamento utilizando a relação F/M ................................................... 47
3.7.2.3 - Dimensionamento do RSB utilizando o modelo de fluxo contínuo ................
47
3.7.2.4 – Dimensionamento do lodos ativados em batelada segundo a Associação
Brasileira de Normas Técnicas (ABNT) ........................................................
48
4 - MATERIAIS E MÉTODOS ..................................................................................
50
4.1 – Descrição do experimento em escala de bancada .................................................
50
4.1.1 – Esgoto utilizado .................................................................................................
52
4.1.2 – Procedimentos operacionais .............................................................................. 54
4.2 – Descrição do experimento em escala piloto ......................................................... 55
4.2.1 - Procedimentos operacionais ...............................................................................
58
4.3 – Procedimentos analíticos ......................................................................................
58
4.4 – Determinação de DQO
cmáx
, k e f
up
........................................................................
59
4.5 – Análise estatística ................................................................................................. 59
4.6 – Simulação ............................................................................................................. 59
5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO ...........................................................................
60
5.1 –Desenvolvimento do balanço de massa da matéria orgânica em RSB ..................
60
5.2 – Desenvolvimento do modelo matemático simplificado do comportamento do
RSB ......................................................................................................................
61
viii
5.2.1 – Lodo ativo ..........................................................................................................
62
5.2.2 – Resíduo endógeno ..............................................................................................
63
5.2.3 – Lodo inerte .........................................................................................................
63
5.2.4 – Dimensionamento do RSB a partir da idade de lodo como parâmetro de
projeto ..............................................................................................................
65
5.3 – Modelamento matemático da remoção da matéria orgânica no RSB ...................
66
5.4 – Comportamento do RSB em escala de bancada removendo matéria orgânica .... 67
5.4.1 – Reatores de controle .......................................................................................... 82
5.5 - Comportamento do RSB em escala de bancada removendo matéria orgânica e
nitrogênio ..............................................................................................................
84
5.5.1 - Reatores de controle .......................................................................................... 107
5.6 – RSB e FC em escala piloto ...................................................................................
110
5.6.1 – Esgoto bruto .......................................................................................................
110
5.6.2 – FC ...................................................................................................................... 112
5.6.3 – RSB ....................................................................................................................
118
5.7 - Metodologia de cálculo para o dimensionamento do reator seqüencial em
batelada ................................................................................................................
124
5.7.1 - Exemplo de dimensionamento de reator seqüencial em batelada ......................
126
6 – CONCLUSÃO ........................................................................................................
133
7 – RECOMENDAÇÕES ............................................................................................
135
8 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................
136
9 – ANEXOS .................................................................................................................
147
ix
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 - Aceptores de elétrons típicos das reações de oxidação no tratamento
de esgoto ..............................................................................................
5
Tabela 3.2 - Distribuição entre as formas do nitrogênio amoniacal .........................
11
Tabela 4.1 - Procedimentos operacionais utilizados na primeira etapa da pesquisa
em escala de bancada............................................................................
55
Tabela 4.2 - Procedimentos operacionais utilizados na segunda etapa da pesquisa
em escala de bancada ...........................................................................
55
Tabela 4.3 - Parâmetros físico-químicos analisados e suas respectivas
metodologias ........................................................................................
59
Tabela 5.1 - Dados obtidos para o balanço de massa do RSB1 removendo matéria
orgânica com idade de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias ..............................
69
Tabela 5.2 - Valores obtidos para os parâmetros da equação que descreve a
oxidação da matéria orgânica ao longo do tempo ................................
77
Tabela 5.3 - Dados da DQO do efluente e sólidos suspensos voláteis dos reatores
FC1 e RSB2 .........................................................................................
83
Tabela 5.4 - Dados obtidos para o balanço de massa do RSB1 removendo matéria
orgânica e nitrogênio com idade de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias ..........
85
Tabela 5.5 - Taxas de consumo de nitrato (TCN) obtidas na reação anóxica no
RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com idade de lodo
de 30, 20, 10 e 5 dias ............................................................................
89
Tabela 5.6 - Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo
matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 30 dias ...............
97
Tabela 5.7 - Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo
matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 20 dias ...............
98
Tabela 5.8 - Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo
matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 10 dias ...............
99
Tabela 5.9 - Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo
matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 5 dias .................
100
Tabela 5.10 -
Dados da alcalinidade total, pH e nitrogênio obtidos no esgoto bruto
e no efluente final do RSB1 nas idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias
105
Tabela 5.11 -
Dados de DQO e nitrogênio total do efluente e sólidos suspensos
voláteis dos reatores FC1 e RSB2 ........................................................
109
Tabela 5.12 -
Dados físico-químicos do esgoto bruto da ETE Vila Esmeralda .........
111
Tabela 5.13 -
Parâmetros determinados ao longo do sistema de lodos ativados de
fluxo contínuo (Bardenpho) e no efluente final ....................................
114
Tabela 5.14 -
Eficiência do FC na remoção de matéria orgânica e nitrogênio ...........
115
Tabela 5.15 -
Dados de temperatura, oxigênio dissolvido e sólidos suspensos
voláteis no RSB e parâmetros físico-químicos do efluente final ..........
120
Tabela 5.16 -
Taxa de consumo de nitrato (TCN) e dados de pH, alcalinidade total
e nitrato ao longo das reações aeróbia e anóxica ..................................
121
Tabela 5.17 -
Eficiência do RSB na remoção de matéria orgânica e nitrogênio ........
122
Tabela 5.18 -
Parâmetros envolvidos no dimensionamento do RSB ..........................
125
Tabela 5.19 -
Procedimentos para dimensionamento do RSB ....................................
125
Tabela 5.20 -
Dados para dimensionamento de reator seqüencial em batelada ......... 126
x
LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1 - Representação esquemática do metabolismo das bactérias
heterotróficas ........................................................................................
4
Figura 3.2 - Representação esquemática dos processos básicos que ocorrem no
sistema de lodos ativados .....................................................................
8
Figura 3.3 - Variação do número de oxidação de nitrogênio nos processos de
nitrificação e desnitrificação ................................................................
32
Figura 4.1 - Reatores seqüenciais em batelada em escala de bancada ....................
51
Figura 4.2 - Sistema de lodos ativados com fluxo contínuo para remoção de
matéria orgânica ..................................................................................
52
Figura 4.3 - Sistemas de lodos ativados (Bardenpho): (a) reator de pré-
desnitrificação, (b) reator aeróbio, (c) reator de pós-desnitrificação e
(d) decantador secundário ....................................................................
52
Figura 4.4 - Ponto de coleta do esgoto da ETE Vila Esmeralda ..............................
53
Figura 4.5 - Geladeira usada para armazenar esgoto com DQO ajustada para 300
mg/L .....................................................................................................
53
Figura 4.6 - Representação esquemática da ETE Vila Esmeralda ...........................
56
Figura 4.7 - Sistema de lodos ativados com fluxo contínuo em escala piloto .........
57
Figura 4.8 - Sistema de lodos ativados em batelada na escala piloto ......................
57
Figura 5.1 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando
com idade de lodo de 30 dias ...............................................................
71
Figura 5.2 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando
com idade de lodo de 20 dias ...............................................................
71
Figura 5.3 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando
com idade de lodo de 10 dias ...............................................................
72
Figura 5.4 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando
com idade de lodo de 5 dias .................................................................
72
Figura 5.5 - Representação esquemática do comportamento da DQO oxidada ao
longo do tempo ....................................................................................
76
Figura 5.6 - Representação esquemática do comportamento da TCO ao longo do
tempo em função da oxidação da matéria orgânica biodegradável .....
80
Figura 5.7 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e
nitrogênio durante a idade de lodo de 30 dias ......................................
90
Figura 5.8 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e
nitrogênio durante a idade de lodo de 20 dias ......................................
92
Figura 5.9 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e
nitrogênio durante a idade de lodo de 10 dias ......................................
92
Figura 5.10 - Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e
nitrogênio durante a idade de lodo de 5 dias ........................................
92
Figura 5.11 - Valores teóricos e experimentais das frações MS’
Xv
/MS’
ta
em função
da idade de lodo ...................................................................................
93
Figura 5.12 - Valores teóricos e experimentais das frações MS’
o
/MS’
ta
em função
da idade de lodo ...................................................................................
94
Figura 5.13 - Representação esquemática da curva da TCO para nitrificação ..........
96
Figura 5.14 - Barragem para captação do esgoto ...................................................... 112
Figura 5.15 - Vista da entrada da ETE Esmeralda e presença de residências
construídas ilegalmente ........................................................................
118
Figura 9.1 - Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 17/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
147
Figura 9.2 - Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 18/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
147
xi
Figura 9.3 - Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 19/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
148
Figura 9.4 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 20/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
148
Figura 9.5 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 22/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
149
Figura 9.6 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 24/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
149
Figura 9.7 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 25/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
150
Figura 9.8 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 26/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
150
Figura 9.9 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 27/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
151
Figura 9.10 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 28/03/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo ................
151
Figura 9.11 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 28/04/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
152
Figura 9.12 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 29/04/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
152
Figura 9.13 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 30/04/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
153
Figura 9.14 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 01/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
153
Figura 9.15 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 02/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
154
Figura 9.16 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 03/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
154
Figura 9.17 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 04/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
155
Figura 9.18 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 05/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
155
Figura 9.19 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 06/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
156
Figura 8.20 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 07/05/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo ................
156
Figura 9.21 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 02/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
157
Figura 9.22 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 03/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
157
Figura 9.23 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 04/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
158
Figura 9.24 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 05/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
158
Figura 9.25 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 06/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
159
Figura 9.26 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 07/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
159
Figura 9.27 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 08/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
160
Figura 9.28 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 09/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
160
xii
Figura 9.29 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 10/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
161
Figura 9.30 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 11/06/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo ................
161
Figura 9.31 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 04/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
162
Figura 9.32 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 05/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
162
Figura 9.33 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 06/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
163
Figura 9.34 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 07/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
163
Figura 9.35 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 08/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
164
Figura 9.36 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 09/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
164
Figura 9.37 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 10/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
165
Figura 9.38 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 11/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
165
Figura 9.39 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 12/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
166
Figura 9.40 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 13/07/2003 no RSB1
removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................
166
Figura 9.41 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 17/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
167
Figura 9.42 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 18/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
167
Figura 9.43 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 19/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
168
Figura 9.44 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 20/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
168
Figura 9.45 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 22/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
169
Figura 9.46 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 24/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
169
Figura 9.47 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 25/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
170
Figura 9.48 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 26/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
170
Figura 9.49 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 27/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
171
Figura 9.50 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
xiii
batelada em 28/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30
dias de idade de lodo ............................................................................
171
Figura 9.51 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 28/04/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
172
Figura 9.52 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 29/04/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
172
Figura 9.53 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 30/04/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
173
Figura 9.54 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 01/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
173
Figura 9.55 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 02/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
174
Figura 9.56 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 03/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
174
Figura 9.57 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 04/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
175
Figura 9.58 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 05/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
175
Figura 9.59 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 06/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
176
Figura 9.60 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 07/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20
dias de idade de lodo ............................................................................
176
Figura 9.61 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 02/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
177
Figura 9.62 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 03/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
177
Figura 9.63 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 04/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
178
Figura 9.64 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 05/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
178
Figura 9.65 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 06/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
179
Figura 9.66 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 07/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
179
Figura 9.67 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 08/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
xiv
dias de idade de lodo ............................................................................
180
Figura 9.68 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 09/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
180
Figura 9.69 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 10/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
181
Figura 9.70 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 11/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10
dias de idade de lodo ............................................................................
181
Figura 9.71 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 04/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
182
Figura 9.72 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 05/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
182
Figura 9.73 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 06/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
183
Figura 8.74 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 07/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
183
Figura 9.75 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 08/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
184
Figura 9.76 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 09/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
184
Figura 9.77 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 10/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ..................................................
185
Figura 9.78 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 11/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
185
Figura 9.79 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 12/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
186
Figura 9.80 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da
batelada em 13/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5
dias de idade de lodo ............................................................................
186
Figura 9.81 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 22/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
187
Figura 9.82 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 23/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
187
Figura 9.83 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 24/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
188
Figura 9.84 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 25/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
188
xv
Figura 9.85 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 26/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
189
Figura 9.86 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 27/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
189
Figura 9.87 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 28/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
190
Figura 9.88 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 29/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
190
Figura 9.89 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 30/09/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
191
Figura 9.90 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 01/10/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 30 dias de idade de lodo ................................................
191
Figura 9.91 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 05/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
192
Figura 9.92 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 06/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
192
Figura 9.93 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 07/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
193
Figura 9.94 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 08/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
193
Figura 9.95 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 09/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
194
Figura 9.96 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 10/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
194
Figura 9.97 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 11/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
195
Figura 9.98 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 12/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
195
Figura 9.99 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 13/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
196
Figura 9.100 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 14/11/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 20 dias de idade de lodo ................................................
196
Figura 9.101 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 13/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
197
Figura 9.102 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
xvi
oxigênio (TCO) em 14/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
197
Figura 9.103 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 15/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
198
Figura 9.104 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 16/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
198
Figura 9.105 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 17/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
199
Figura 9.106 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 18/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
199
Figura 9.107 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 19/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
200
Figura 9.108 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 20/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
200
Figura 9.109 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 21/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
201
Figura 9.110 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 22/12/2003 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 10 dias de idade de lodo ................................................
201
Figura 9.111 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 15/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
202
Figura 9.112 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 16/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
202
Figura 9.113 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 17/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
203
Figura 9.114 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 18/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
203
Figura 9.115 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 19/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
204
Figura 9.116 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 20/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
204
Figura 9.117 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 21/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
205
Figura 9.118 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 22/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
205
Figura 9.119 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 23/01/2004 no RSB1 removendo matéria
xvi
i
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
206
Figura 9.120 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de
oxigênio (TCO) em 24/01/2004 no RSB1 removendo matéria
orgânica com 5 dias de idade de lodo ..................................................
206
xviii
LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS
ϕ - coeficiente de Arrhenius
α - constante de proporcionalidade entre a remoção de nitrato e a concentração de matéria
orgânica facilmente biodegradável
θ - idade de lodo
µ - taxa de crescimento específico
µ
máx
- taxa de crescimento específico máximo
µ
máxpH
- taxa de crescimento específico máximo para pH
µn - taxa de crescimento específico de bactérias nitrificantes
µn
máxpH
- taxa de crescimento específico máximo das bactérias nitrificantes para pH<7,2
µn
máx
- taxa de crescimento específico máximo de bactérias nitrificantes
µn
máx20
- taxa de crescimento específico máximo de bactérias nitrificantes a 20°C
µn
máx7,2 -
taxa de crescimento específico máximo de bactérias nitrificantes para pH=7,2
N
n
- remoção de nitrogênio na primeira fase da desnitrificação em reator pré-D devido à
oxidação da matéria orgânica facilmente biodegradável
∆N
Npós
- remoção de nitrogênio na forma de nitrato em reator pós-D ou RSB
N
nPRÉ
- remoção de nitrogênio na forma de nitrato em reator pré-D
∆N
nTOTAL
- remoção total de nitrato em sistemas de lodos ativados com dois reatores
anóxicos
η
NO
3
- razão entre a concentração de bactérias heterotróficas desnitrificantes e a
concentração total de bactérias heterotróficas
[E] - concentração de enzima
[E-S] - concentração de enzima-substrato
[P] - concentração do produto
[S] - concentração do substrato
b
h
- coeficiente de decaimento endógeno
Bo – coeficiente de retorno
Cr - massa de lodo ativo presente no sistema por unidade de massa de DQO biodegradável
aplicada por dia
c
n
-constante
DBO - demanda bioquímica de oxigênio
DQO - demanda química de oxigênio
DQO
cmáx
– DQO máxima catabolisada
DP – desvio padrão
f - fração de lodo ativo decaído que se torna resíduo endógeno
FC-fluxo contínuo
F/M - razão alimento/microrganismo
f
cor
- fator de correção de volume
f
cv
- razão entre DQO e concentração de sólidos suspensos voláteis no lodo
f
ma
- fração máxima de substrato incorporada ao lodo
f
o
- fator de conversão de nitrato para oxigênio
f
RSB
- fração do RSB ocupada por esgoto
f
sb
- fração da DQO afluente biodegradável e solúvel
f
up
- fração da DQO afluente não-biodegradável e particulada
f
us
- fração da DQO afluente não-biodegradável e solúvel
I - concentração do inibidor
K - constante de desnitrificação
K
1
- constante de desnitrificação para material orgânico rapidamente biodegradável
K
2
- constante de desnitrificação para material orgânico lentamente biodegradável
K
3
- constante de desnitrificação para reator pós-D ou RSB
xix
K
a
- taxa de adsorção de substrato
K
I
- constante de inibição
K
mpt
- taxa específica máxima de hidrólise
K
n
- constante de meia saturação de Monod para taxa de crescimento de bactérias
nitrificantes
K
O
- constante de meia saturação de Monod para oxigênio como fator limitante na
nitrificação
Ks - constante de meia saturação de Monod para remoção de matéria orgânica
K
spt
- constante de meia saturação de Monod para hidrólise de matéria orgânica particulada
k` - taxa de reação (base 10)
k – taxa de reação (base e)
k1 – taxa de reação da nitrificação
ME
t
- fluxo de lodo de excesso
MS’
O
- massa de matéria orgânica oxidada
mS’
O
– razão entre massa de matéria orgânica oxidada e massa de matéria orgânica no
afluente de uma batelada
MS’
ta
- massa de matéria orgânica no afluente de uma batelada
MS’
td
– somatório das massas de matéria orgânica no efluente, oxidada e convertida em
lodo numa batelada
MS’
te
- massa de matéria orgânica no efluente
mS’
te
– razão entre massa de matéria orgânica no efluente e massa de matéria orgânica no
afluente de uma batelada
MS’
Xv
- massa de matéria orgânica no lodo de excesso
mS’
Xv
– razão entre massa de matéria orgânica no lodo de excesso e massa de matéria
orgânica no afluente de uma batelada
MS
o
- fluxo de matéria orgânica oxidada
mS
O
- razão entre fluxo de matéria orgânica oxidada e fluxo de matéria orgânica no
afluente
MS
ta
- fluxo de matéria orgânica no afluente
MS
td
- fluxo total de matéria orgânica lançado no sistema
MS
te
- fluxo de matéria orgânica no efluente
mS
te
– razão entre fluxo de matéria orgânica no efluente e fluxo de matéria orgânica no
afluente
MS
Xv
- fluxo de matéria orgânica no lodo de excesso
mS
Xv
– razão entre fluxo de matéria orgânica no lodo de excesso e fluxo de matéria
orgânica no afluente
MX’
ia
- massa de sólidos não-biodegradáveis no afluente
MX’
ie
- massa de lodo não-biodegradável descartada no lodo de excesso
MX
i
- fluxo de sólidos orgânicos inertes no lodo de excesso
MX
ia
- fluxo de sólidos orgânicos inertes afluentes
MX
t
- massa de lodo no sistema
N
a
- nitrogênio amoniacal no licor misto
N
n
- concentração de nitrato
OD - oxigênio dissolvido
Q - vazão afluente
q - vazão de descarte de lodo de excesso
r
D1
- taxa de desnitrificação associada à utilização do material rapidamente biodegradável
r
D2
- taxa de desnitrificação associada à utilização do material lentamente biodegradável
r
Dinicial
- taxa de desnitrificação na primeira fase da desnitrificação em reator pré-D
r
DII
- taxa de desnitrificação na segunda fase da desnitrificação em reator pré-D
r
h
- taxa de hidrólise de material estocado
R
h
- tempo de detenção hidráulica
xx
RSB - reator seqüencial em batelada
S - substrato
S
ba
- DQO biodegradável afluente
S
bc
- DQO biodegradável afluente disponível para catabolismo
S
bp
- DQO biodegradável particulada
S
bpa
- DQO biodegradável particulada afluente
S
bs
- DQO biodegradável solúvel
S
bsa
- DQO biodegradável solúvel afluente
S
o
- DBO afluente
S
ta
- DQO total afluente
S
te
- DQO total efluente
S
ua
- DQO não-biodegradável afluente
S
upa
- DQO não-biodegradável particulada afluente
S
usa
- DQO não-biodegradável solúvel afluente
S
Xt
- DQO do licor misto
T - temperatura em Celsius
t - tempo
t
1
- tempo de detenção nominal do reator anóxico pré-D em sistema de fluxo contínuo
T1 - tempo de reação aeróbia
t
2
- tempo de detenção nominal do reator anóxico pós-D ou tempo de reação na pós-
desnitrificação em RSB
t
aer
- intervalo de tempo que o reator fica sob aeração
t
anox
- intervalo de tempo que o reator fica sob condições anóxicas
Tc – tempo de cálculo
TCN - taxa de consumo de nitrato
TCO - taxa de consumo de oxigênio
TCO
end
- taxa de consumo de oxigênio devido o decaimento endógeno
TCO
ex
- taxa de consumo de oxigênio gasto estritamente na oxidação da matéria orgânica
afluente
TCO
k
- taxa de consumo de oxigênio no reator k
TCO
total
- taxa de consumo de oxigênio total
TCO
Nmáx
- taxa de consumo de oxigênio máxima da nitrificação
t
f
- tempo de enchimento
tp - tempo necessário para remoção de matéria orgânica rapidamente biodegradável na
desnitrificação
Tr - tempo de reação total
t
t
- duração de um ciclo
T1=tempo de reação aeróbia
V - volume de uma batelada
v
n
- taxa de reação
V
o
- volume de recirculação do RSB
V
pré-D
- volume do reator de pré-desnitrificação
Vr - volume do reator
Vr
k
- volume do reator k
Vb - volume do lodo de excesso removido numa batelada
X
a
- concentração de lodo ativo
X
e
- concentração de resíduo endógeno no lodo
X
i
- concentração de lodo inerte
X
I
– concentração de sólidos inibidores
X
ia
- concentração de sólidos orgânicos inertes no afluente
X
in
- concentração de lodo inorgânico
X
n
- concentração de bactérias nitrificantes
xxi
X
s
- concentração de matéria orgânica adsorvida
X
t
- concentração total de lodo
X
v
- concentração de sólidos suspensos voláteis
X
ef
– concentração de sólidos suspensos voláteis no efluente
Y - coeficiente de crescimento celular
1
1 - INTRODUÇÃO
O avanço tecnológico associado às mudanças econômicas e sociais ocorridas nas
últimas décadas tem contribuído para o aprimoramento e racionalização dos sistemas de lodos
ativados. A remoção de nutrientes vem exercendo uma função alavancadora para o
dimensionamento de sistemas cada vez mais compactos e eficientes. A versão original do
sistema de lodos ativados funcionava em batelada. Apesar da simplicidade conceitual do
processo em batelada, este foi logo substituído pelo processo contínuo. Os sistemas de fluxo
contínuo se proliferaram e passaram a ser o sistema mais adotado no tratamento de esgoto. A
partir da década de 80 do século passado, os reatores seqüenciais em batelada (RSB) se
tornaram mais difundidos e aplicados ao tratamento de esgoto doméstico e industrial. O
aumento do número de lodos ativados em batelada se deve ao avanço tecnológico nos
equipamentos eletromecânicos para controle do processo, ao aumento da preocupação com o
lançamento de nutrientes no meio ambiente e ao melhor conhecimento do sistema. Em função
da automação, essa variante de lodos ativados demonstra que não são necessários técnicos
especializados na operação para obter eficiência elevada na remoção de matéria orgânica e
nutrientes.
O sistema de lodos ativados em batelada se apresenta como uma alternativa viável
para os casos de indústrias e comunidades que produzem esgoto de forma descontínua. As
vantagens intrínsecas ao processo em batelada proporcionam também sua indicação para o
tratamento de esgoto gerado de forma contínua em função da possibilidade de operação de
vários reatores em paralelo. Além disso, o RSB é capaz de promover a oxidação da matéria
orgânica, a separação sólido-líquido e a remoção de nutrientes em uma unidade. Contudo, é
necessário ainda estudar melhor a cinética dos processos biológicos para maximizar a
remoção da matéria orgânica e dos nutrientes e minimizar o tempo de cada ciclo operacional.
A partir deste cenário, o presente trabalho foi desenvolvido com intuito de modelar o
comportamento do RSB, propor uma metodologia de dimensionamento, utilizar a idade de
lodo como parâmetro de controle operacional e descrever a cinética dos processos biológicos
de oxidação da matéria orgânica e do nitrogênio amoniacal.
2
2 - OBJETIVOS
Este trabalho teve como objetivo principal descrever a cinética de oxidação de matéria
orgânica e nitrogênio amoniacal no reator seqüencial em batelada. Os objetivos específicos
foram modelar o comportamento do RSB a partir da teoria de lodos ativados desenvolvida por
Marais e colaboradores, desenvolver uma proposta de dimensionamento e comparar a
eficiência entre um Bardenpho e um RSB em escala piloto.
3
3 – REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
Neste capítulo estão apresentados os principais tópicos sobre remoção de matéria
orgânica, nitrificação, desnitrificação, o modelo matemático proposto por Marais e
colaboradores para lodos ativados e as principais metodologias de dimensionamento para
RSB.
3.1 – Microbiologia de lodos ativados
Os principais organismos presentes em sistemas de tratamento de esgoto são as
bactérias, protozoários, fungos, algas e vermes. Destes, as bactérias preenchem o lugar de
maior destaque na remoção da matéria orgânica. O desempenho elevado das bactérias como
decompositores está ligado a maior velocidade de crescimento e capacidade para utilizar a
grande parte dos compostos orgânicos encontrados nas águas residuárias. No tratamento
biológico do esgoto, as bactérias possuem uma outra característica importante que é a
capacidade de flocular.
As bactérias podem ser classificadas em relação à fonte de carbono em heterotróficas e
autotróficas. As heterotróficas usam a matéria orgânica como fonte de carbono para síntese de
novas células. As autotróficas utilizam gás carbônico como fonte de carbono. Em relação à
fonte de energia, as bactérias são classificadas em fototróficas quando utilizam energia solar e
em quimiotróficas quando utilizam energia liberada de reação química. Nos processos de
tratamento de esgoto, as bactérias quimioautotróficas e as quimioheterotróficas são os
microrganismos de maior importância na remoção de nutrientes e matéria orgânica. As
autotróficas necessitam de mais energia do que as heterotróficas para síntese, resultando numa
taxa de crescimento menor (Metcalf e Eddy, 1991).
3.1.1 - Metabolismo bacteriano
Em sistemas de lodos ativados, o mecanismo principal para remoção da matéria
orgânica é o metabolismo bacteriano. As quimioheterotróficas são as principais bactérias
envolvidas no processo. A remoção da matéria orgânica ocorre a partir da utilização dos
compostos orgânicos como fonte de energia e de carbono para síntese de novas células
(Figura 3.1).
Quando a matéria orgânica é utilizada como fonte de carbono ocorre anabolismo. A
biomassa heterotrófica de qualquer sistema de tratamento depende do substrato afluente para
4
conservação e/ou aumento de sua massa. Segundo Marzzoco e Torres (1999), a utilização de
compostos químicos para conservação da biomassa ocorre porque os compostos orgânicos
presentes num organismo sofrem degradação contínua. Para manterem-se vivos e
desempenharem suas funções biológicas, os microrganismos precisam de energia
continuamente. A utilização dos compostos orgânicos como fonte de energia é denominada
catabolismo. Ao mesmo tempo em que ocorre liberação de energia a partir da matéria
orgânica, ela é transformada em produtos estáveis. A energia derivada do catabolismo é
essencial para o desenvolvimento do anabolismo. Paralelamente, o catabolismo só ocorre por
intermédio de microrganismos vivos. O catabolismo divide-se em oxidativo e fermentativo.
Considerando-se inicialmente o catabolismo oxidativo, a energia armazenada nos compostos
orgânicos é liberada através da oxidação. Quando existem vários agentes oxidativos presentes
no meio, os microrganismos utilizam primeiro aquele que proporciona maior liberação de
energia (von Sperling, 1996). Os aceptores de elétrons mais importantes na oxidação da
matéria orgânica em tratamento biológico de esgoto estão apresentados na tabela 3.1 em
ordem decrescente de liberação de energia.
Figura 3.1 - Representação esquemática do metabolismo das bactérias heterotróficas (Fonte:
von Sperling, 1996; van Haandel e Lettinga, 1994)
Na fermentação, não há presença de oxidante. Logo, não ocorre destruição de
compostos orgânicos. Portanto, apenas uma parte reduzida da energia contida na matéria
orgânica é liberada. O remanescente dessa energia permanece como energia química no
metano, o qual é um dos produtos da fermentação. Como ocorre maior liberação de energia no
catabolismo oxidativo, observa-se taxas mais rápidas de remoção de matéria orgânica e maior
produção de lodo do que no catabolismo fermentativo. Na fermentação, 97% do material
orgânico metabolizado é transformado em metano e somente 3% é sintetizado como massa
bacteriana; enquanto no metabolismo oxidativo existe anabolismo de 67% e catabolismo de
33% do material orgânico metabolizado (van Haandel e Lettinga, 1994).
5
Tabela 3.1 - Aceptores de elétrons típicos das reações de oxidação no tratamento de esgoto
Condições Aceptor de elétrons Forma do aceptor após a
reação
Aeróbias Oxigênio(O
2
) Água (H
2
O)
Anóxicas Nitrato(NO
3
-
) Nitrogênio gasoso(N
2
)
Sulfato(SO
4
2-
) Sulfeto(H
2
S)
Anaeróbias
Dióxido de carbono(CO
2
) Metano(CH
4
)
A matéria orgânica chega às estações de tratamento de esgoto na forma dissolvida,
coloidal e particulada. Os sólidos suspensos são formados pelas duas últimas formas. Uma
fração desses sólidos pode ser separada da fase líquida através da sedimentação simples. A
matéria orgânica biodegradável pode ser dividida em facilmente biodegradável e de
degradação lenta. A utilização dos compostos orgânicos facilmente biodegradáveis na forma
solúvel pelas bactérias pode ser descrita em três etapas (Povinelli e Petrucelli, 1993): (1) a
molécula de substrato entra em contato com a parede celular; (2) a molécula do substrato é
transportada para o interior da célula e (3) a molécula do substrato é metabolizada pela célula.
A utilização da matéria orgânica na forma particulada e na forma solúvel de degradação lenta
envolve três fases (Wentzel et al., 1992): (1) o substrato é adsorvido à superfície celular; (2) o
substrato adsorvido sofre a ação de exoenzimas para ser quebrado em compostos simples e (3)
metabolismo dos compostos assimiláveis obtidos da ação das exoenzimas. A conversão de
moléculas complexas para uma forma assimilável é lenta, mas não envolve consumo de
energia pelas bactérias (Grady e Lim, 1980). Segundo Guellil et al. (2001), as substâncias
lentamente hidrolisadas (exemplo: celulose, ácidos nucléicos e lipopolissacarídeos) são
importantes na estrutura dos flocos biológicos para garantir resistência física.
A manutenção da vida e reprodução das bactérias dependem da ocorrência contínua de
um conjunto de reações químicas que precisam gerar produtos que irão constituir a estrutura
celular e fornecer a energia necessária para síntese (Marzzoco e Torres, 1999). Essas reações
são complexas, considerando-se a elevada variedade de substâncias utilizadas como substratos
e a diversidade de compostos sintetizados como constituintes celulares. A presença de
enzimas permite que essas reações ocorram a velocidades adequadas ao metabolismo celular.
Além disso, as enzimas são altamente específicas: uma enzima age em um único tipo de
reação. Segundo Ramalho (1983) e Grady e Lim (1980), a atuação das enzimas pode ser
representada da seguinte forma:
6
v
1
v
2
[S]+[E][E-S][E]+ [P] (3.1)
v
-1
v
-2
onde:
v
n
=taxa da reação;
[S]=concentração do substrato;
[E]=concentração da enzima;
[E-S]=concentração da enzima-substrato;
[P]=concentração do produto.
Uma molécula de enzima pode catalisar a transformação de cerca de 10.000 a
1.000.000 de moléculas de substrato por minuto (Pelczar et al., 1985). De acordo com
Ramalho (1983) e Grady e Lim (1980), pode-se considerar que a reação de formação do
composto E-S é irreversível. Logo, a equação 3.1 pode ser reescrita da seguinte forma:
v
1
v
2
[S]+[E][E-S]→[E]+ [P] (3.2)
v
-1
A exposição contínua das bactérias as condições ambientais torna as enzimas
dependentes das características do pH e da temperatura. A maior parte das enzimas tem um
pH característico para o qual a atividade enzimática é máxima. Com freqüência, as enzimas
apresentam atividade máxima com pH próximo ao neutro (Lehninger et al., 1993). Com
relação à temperatura, várias enzimas dobram sua atividade enzimática a cada aumento de
10°C na temperatura do meio (Singleton e Sainsbury, 1982). Entretanto, a maioria das
enzimas é desnaturada em temperaturas acima de 50-55 °C (Marzzoco e Torres, 1999). Nos
esgotos de origem doméstica, dificilmente esses valores serão alcançados, salvo quando
houver influência de esgoto industrial. É importante observar que o desempenho das bactérias
no tratamento de esgoto é fortemente influenciado pelas características do meio.
3.2 - Remoção da matéria orgânica
A ação de microrganismos sobre o esgoto inicia durante a coleta do mesmo e atinge o
ápice na estação de tratamento de esgoto. Para descrever a ação dos microrganismos sobre a
7
matéria orgânica em sistema de lodos ativados, é preciso modelar o processo de remoção do
material carbonáceo. Os principais processos de remoção de matéria orgânica que se
desenvolvem em lodos ativados encontram-se apresentados de forma simplificada na figura
3.2.
Neste trabalho, a DQO será utilizada como parâmetro para expressar o material
orgânico. A partir desse parâmetro é possível fechar o balanço de massa de material orgânico,
uma vez que a transformação de material biodegradável do afluente para material não
biodegradável (resíduo endógeno) não interfere no balanço de massa do material orgânico
quando se usa DQO (Marais e Ekama, 1976; van Haandel, 1981; Dias, 1982; Catunda e van
Haandel, 1983; van Haandel e Marais, 1999). Argaman (1995) e Argaman e Papkov (1995)
afirmam que também é possível fazer balanço de massa do material orgânico em sistema de
lodos ativados utilizando DBO. A metodologia utilizada por esses autores envolve um número
elevado de coeficientes de difícil determinação. Portanto, é preferível o uso da DQO em
função da praticidade, tendo em vista que a teoria da cinética de lodos ativados envolve um
número excessivo de parâmetros.
A concentração e a composição da matéria orgânica do esgoto é função dos costumes
sócio-econômicos da população contribuinte. O esgoto de origem doméstica é composto
basicamente de água, fezes, urina, restos de alimentos, sabão, partículas epidérmicas,
partículas minerais e, eventualmente, microrganismos patogênicos. Os compostos orgânicos
estão presentes nas formas solúvel e particulada. A matéria orgânica ainda pode ser
biodegradável e não biodegradável. Devido à constituição complexa do esgoto, é preciso
introduzir simplificações na forma de representação da matéria orgânica. Portanto, a DQO do
afluente (S
ta
) será dividida em:
S
ba
=DQO biodegradável do afluente;
S
ua
=DQO não biodegradável do afluente;
S
bsa
=DQO biodegradável solúvel do afluente;
S
bpa
=DQO biodegradável particulada do afluente;
S
usa
=DQO não biodegradável solúvel do afluente;
S
upa
=DQO não biodegradável particulada do afluente.
Segundo Orhon e Karahan (1999), o fracionamento da DQO afluente possibilita a
determinação da produção de lodo de excesso e da quantidade de agente oxidante necessária à
remoção da matéria orgânica.
8
Figura 3.2 - Representação esquemática dos processos básicos que ocorrem no sistema de
lodos ativados (Fonte: Dias, 1982; van Haandel, 1981)
Para modelar a remoção da matéria orgânica no sistema de lodos ativados de acordo
com a teoria desenvolvida por Marais e Ekama (1976) é necessário introduzir os seguintes
conceitos:
ta
usa
us
S
S
f = (3.3)
onde:
f
us
=fração da DQO afluente não biodegradável e solúvel,
S
ta
=DQO total afluente.
ta
upa
up
S
S
f = (3.4)
onde:
f
up
=fração da DQO afluente não biodegradável e particulada.
9
ta
bsa
sb
S
S
f = (3.5)
onde:
f
sb
=fração da DQO afluente biodegradável e solúvel.
A partir dessas frações, tem-se:
S
ua
=(f
us
+f
up
).S
ta
(3.6)
S
ba
=(1-f
us
-f
up
).S
ta
(3.7)
Para van Haandel e Marais (1999), uma divisão mais refinada da DQO não seria
prática para descrever o comportamento do sistema de lodos ativados.
Em lodos ativados, o lodo orgânico gerado a partir da matéria orgânica biodegradável
não consiste de uma massa exclusiva de microrganismos vivos. Ao descrever o
comportamento do sistema de lodos ativados, Marais e Ekama (1976) propuseram a divisão
do lodo em três partes:
(1) lodo ativo - microrganismos;
(2) resíduo endógeno - matéria orgânica não biodegradável remanescente do
decaimento dos microrganismos;
(3) lodo inerte - matéria orgânica não biodegradável particulada.
A divisão do lodo orgânico é teórica. Entretanto, van Haandel (1981) e Dias (1982)
afirmam que essa divisão possibilitou Marais e seus colaboradores desenvolverem um modelo
consistente que descreve o comportamento do processo de lodos ativados para uma faixa
ampla de condições operacionais.
Além da fração orgânica no lodo, existe uma fração inorgânica. Esta parcela é
composta basicamente por partículas de argila e silte que chegam juntas com a matéria
orgânica do esgoto. No reator biológico, essas partículas são floculadas e deixam o sistema
através do lodo de excesso. Depois do exposto, observa-se que a concentração de lodo de um
reator pode ser dividida em:
X
a
=concentração de lodo ativo;
X
e
=concentração de resíduo endógeno;
10
X
i
=concentração de lodo inerte;
X
v
=concentração de lodo orgânico (lodo ativo, inerte e endógeno);
X
in
=concentração de lodo inorgânico.
Segundo van Haandel et al. (1981), esta divisão está fundamentada em observações
consistentes feitas em diversas condições de operação do sistema de lodos ativados.
3.3 - Remoção biológica do nitrogênio
O nitrogênio presente no esgoto doméstico resulta, basicamente, de excreções
humanas. As proteínas e a uréia são os principais compostos nitrogenados expelidos pelo
corpo humano. Segundo Hammer (1979), em média, 60 % do nitrogênio no esgoto bruto está
na forma orgânica e 40% na forma amoniacal. As concentrações de nitrito e nitrato podem ser
consideradas desprezíveis durante os processos de geração do esgoto doméstico e transporte
até a estação de tratamento.
A matéria orgânica nitrogenada presente no esgoto é dividida em biodegradável e não-
biodegradável; estas por sua vez são divididas em solúvel e particulada (Henze et al., 1987a e
Henze et al., 1987b). Este grupo de pesquisadores considerou que a fração particulada não-
biodegradável está incluída na matéria orgânica não-biodegradável particulada total; portanto,
terá o mesmo destino que esta. A fração solúvel não-biodegradável é considerada desprezível.
A matéria orgânica nitrogenada biodegradável e particulada é hidrolisada de forma
semelhante à hidrólise da matéria orgânica não-nitrogenada (Henze et al., 1987 a e Henze et
al., 1987b).
O nitrogênio amoniacal pode ser encontrado como íon amônio (NH
4
+
) ou amônia livre
(NH
3
) (Tabela 3.2) de acordo com o seguinte equilíbrio dinâmico:
NH
3
+H
+
NH
4
+
(3.8)
Estudos desenvolvidos por Nielsen (1996) mostram que o íon amônio é adsorvido aos
flocos de lodo ativado. Observa-se que processos físicos também contribuem para remoção de
amônia. A concentração do íon amônio trocável corresponde a 18-30 % da concentração do
composto dissolvido (Nielsen, 1996).
11
Tabela 3.2 - Distribuição entre as formas do nitrogênio amoniacal
pH Forma do nitrogênio amoniacal
<8 Praticamente todo nitrogênio amoniacal na forma de NH
4
+
=9,5 Aproximadamente 50 % NH
3
e 50 % NH
4
+
>11 Praticamente todo nitrogênio amoniacal na forma de NH
3
(Fonte: von Sperling, 1997)
No sistema de lodos ativados, os compostos nitrogenados orgânicos e inorgânicos
podem sofrer a ação de vários processos biológicos. A mudança da forma do material
nitrogenado requer a mediação de bactérias heterotróficas ou autotróficas. A conversão de
nitrogênio orgânico para amoniacal, processo denominado amonificação, é feito por
intermédio de bactérias heterotróficas. As reações de amonificação podem ocorrer em reatores
anaeróbios, aeróbios ou anóxicos. A oxidação do nitrogênio amoniacal, processo denominado
nitrificação, ocorre em duas etapas. Na primeira, o nitrogênio na forma amoniacal é oxidado
para nitrito por bactérias do gênero Nitrosomonas. Na segunda, o nitrito é oxidado para nitrato
por bactérias do gênero Nitrobacter. Na ausência de oxigênio, as bactérias facultativas
reduzem o nitrato para nitrogênio gasoso, processo denominado desnitrificação, utilizando
compostos orgânicos como agente redutor.
Na literatura, são freqüentes os relatos de microrganismos autotróficos que realizam a
nitrificação. Segundo Sharma e Ahlert (1977), as bactérias dos gêneros Nitrosomonas e
Nitrobacter representam parcialmente os microrganismos capazes de nitrificar em sistemas de
tratamento de esgoto. Pesquisa desenvolvida por Burrell et al. (2001) mostra que os gêneros
Nitrosospira, Nitrosococcus e Nitrosospira também são capazes de oxidar nitrogênio
amoniacal para nitrito. Bartosch et al. (1999) observaram que Nitrospira, Nitrococcus e
Nitrospina são capazes de oxidar o nitrito. Em função deste cenário, os gêneros Nitrosomonas
e Nitrobacter serão tratados no presente trabalho como as bactérias que realizam a
nitrificação, uma vez que a contribuição significativa dos outros gêneros neste processo ainda
é muito questionada em sistemas de lodos ativados.
Em sistemas de lodos ativados, o nitrogênio é removido através da nitrificação seguida
da desnitrificação e através da descarga do lodo de excesso. O material nitrogenado
particulado e o nitrogênio assimilado pela biomassa são incorporados no lodo e deixam o
sistema através do lodo de excesso.
12
3.4 - Cinética
Este item apresenta a cinética dos processos biológicos mais relevantes no sistema de
lodos ativados.
3.4.1 - Cinética da remoção da matéria orgânica solúvel
O crescimento da massa bacteriana resulta de reações metabólicas complexas em
função da heterogeneidade do substrato e de microrganismos envolvidos na remoção de
matéria orgânica. O modelamento matemático do crescimento do lodo ativo é uma
simplificação de um processo bioquímico que ainda precisa de mais esclarecimento para
integrar os conhecimentos da microbiologia e da engenharia (Cronje et al., 2002).
A conversão da matéria orgânica biodegradável em massa bacteriana pode ser
expressa em função da própria concentração de bactérias num dado instante de acordo com a
equação de Monod. A taxa de crescimento do lodo ativo é definida empiricamente como uma
equação diferencial de primeira ordem:
a
a
X.
dt
dX
µ= (3.9)
onde:
µ=taxa de crescimento específico.
Monod também estabeleceu uma relação empírica para definir a taxa de crescimento
específica em função da concentração do substrato. Segundo o mesmo pesquisador, a
dependência de µ em relação ao substrato é expressa da seguinte forma:
SK
S
.
s
máx
+
µ=µ (3.10)
onde:
µ
máx
=taxa específica de crescimento máximo;
S=substrato;
K
s
=constante de meia saturação de Monod.
13
No processo de lodos ativados, a matéria orgânica biodegradável é considerada o fator
limitante do crescimento bacteriano. Partindo deste princípio, Dold et al. (1980) definem S
como a concentração de DQO biodegradável solúvel (S
bs
). Com isso, a equação 3.10 pode ser
escrita da seguinte forma:
bss
bs
máx
SK
S
.
+
µ=µ
(3.11)
onde:
S
bs
=DQO biodegradável solúvel.
A equação 3.11 pode assumir valores entre dois extremos:
(1) quando K
s
>>S
bs
s
bs
máx
K
S
.µ=µ (3.12)
(2) quando K
s
<<S
bs
µ=µ
máx
(3.13)
Segundo Alvarenga e Além Sobrinho (1977), quando o lodo ativo alcança a taxa
específica de crescimento máxima, ocorre limitação na quantidade do substrato que pode ser
removida. Para esses autores, este cenário impõe restrições à carga orgânica que o lodo ativo
pode metabolizar.
Para Ramalho (1983), a taxa de crescimento específica é definida pela equação de
Michaelis-Menten. Segundo Grady e Lim (1980), o modelo de Monod tem mais aceitação
para descrever essa taxa, uma vez que a equação de Michaelis-Menten foi obtida a partir de
reações catalisadas por enzimas e pode ser demonstrada. Além disso, essa equação é limitada
também em função da presença da diversidade do substrato no esgoto que exige muitas
enzimas complexas (Suschka, 1980).
Em lodos ativados com mistura completa e fluxo contínuo, a aplicação do modelo de
Monod está restrita a cenários onde a concentração do substrato no reator permanece
constante (Marais e Ekama, 1976; Dold et al., 1980; Suschka, 1980). Gaudy et al. (1971) apud
14
Marais e Ekama (1976) e Dold et al. (1980) mostraram que o modelo de Monod não parece
ser válido quando a concentração do substrato varia em função de alterações da carga
orgânica aplicada. Eles afirmam que após um aumento na concentração do substrato a taxa de
crescimento celular muda depois de um tempo de adaptação à concentração nova do
substrato. Sob condições estacionárias, a literatura apresenta vários exemplos que mostram
correlações boas entre o modelo de Monod e os resultados obtidos em experimentos. Apesar
dos resultados obtidos a partir do modelo de Monod, Artan e Orhon (1989) consideram que o
modelo não tem fundamentação teórica para entendimento e interpretação do processo de
crescimento bacteriano, uma vez que está fundamentado na utilização do substrato na forma
original que entra no reator e que o efluente possui a mesma composição química do
substrato. Este último argumento faz sentido. A concentração de matéria orgânica solúvel do
efluente de um tratamento secundário em lodos ativados é composta por uma fração
biodegradável e uma não-biodegradável. Estas frações são compostas por substâncias que não
sofreram a ação dos microrganismos e por subprodutos da atividade metabólica destes
(Chudoba, 1985a). A produção de compostos orgânicos não-biodegradáveis por bactérias
heterotróficas foi estudada por Gaudy e Blachly (1985). Eles observaram que a utilização de
um substrato biodegradável como glicose ao ser metabolizado pelo lodo ativo também gera
produtos solúveis considerados não-biodegradáveis. É possível que uma fração elevada desses
compostos seja degradada no meio ambiente, entretanto a taxa de degradação deve ser lenta
(Chudoba, 1985b). Gaudy e Blachly (1985) mostraram que os compostos refratários
produzidos por microrganismos heterotróficos podem ser reduzidos em até 90% nos sistemas
de lodos ativados operando com idade de lodo e tempo de detenção hidráulica elevados. Os
compostos refratários produzidos pelo lodo ativo podem ser classificados em três classes
(Chudoba, 1985b):
(1) compostos excretados para o controle da pressão osmótica;
(2) compostos produzidos como resultado do metabolismo e crescimento bacteriano;
(3) compostos liberados como resultado do decaimento endógeno.
A quantidade de compostos não-biodegradáveis produzidos depende da idade de lodo,
do substrato afluente e da relação substrato afluente/concentração inicial de sólidos suspensos
voláteis (Chudoba, 1985b). Experimentos conduzidos por este autor indicam que os sistemas
de lodos ativados com biomassa na fase logarítmica de crescimento produzem maior
quantidade de compostos não-biodegradáveis do que sistemas em estado estacionário. Logo, é
esperado que sistemas com fluxo contínuo produzam menos compostos solúveis refratários do
15
que sistemas em batelada, uma vez que este não atinge estado estacionário. A liberação de
compostos orgânicos é maior à medida que aumenta a idade de lodo em função da lise
bacteriana e decaimento endógeno. Chudoba (1985a) afirma que ainda não é conhecido o
efeito desses compostos sobre a atividade do lodo.
A taxa de crescimento celular é proporcional à taxa de remoção do substrato. O fator
de proporcionalidade é o coeficiente de produção celular Y. Logo,
dt
dS
.Y
dt
dX
bsa
=
Y
dt
dX
dt
dS
a
bs
=
a
bss
bsmáxbs
X.
SK
S
.
Ydt
dS
+
µ
= (3.14)
Segundo Grady e Lim (1980), van Haandel e Lettinga (1994) e Chernicharo (1997),
quanto maior a liberação de energia no processo catabólico, maior será o coeficiente de
produção celular. Chernicharo (1997) acrescenta que o valor de Y também depende da
quantidade e da natureza do substrato presente no esgoto. A utilização alternada de nitrato e
oxigênio como agente oxidante, num mesmo reator com aeração intermitente, provoca
alteração química no licor misto. Segundo Daigger e Grady (1982), os microrganismos
submetidos às mudanças das características do ambiente ou se adaptam de forma eficiente às
condições novas ou são substituídos por outros mais adaptados à situação imposta. Do
exposto, observa-se que o coeficiente de produção celular depende da liberação de energia na
oxidação e da capacidade dos microrganismos se adaptarem a alternância do agente oxidante
no meio líquido. Portanto, é esperado que sistemas de lodos ativados que utilizam nitrato
como aceptor final de elétrons apresentem valores dos coeficientes de produção celular
inferiores a média. Neste contexto, a produção de lodo de excesso será menor para os sistemas
que fazem remoção de nitrogênio. Grau e Wanner (1992) afirmam que, na teoria, o
coeficiente de produção celular obtido em condições anóxicas é menor do que aquele obtido
em condições aeróbias; na prática, a diferença é desprezível. Paralelamente, é possível
encontrar autores que apresentam valores para Y que contradizem a teoria. Lishman et al.
(2000) obtiveram valores maiores para o coeficiente de produção celular em reatores sob
condições anóxicas do que os valores obtidos com o reator aerado. Para esses autores, o valor
de Y obtido em condições anóxicas pode ser maior do que obtido em condições aeróbias
devido à falta de predadores para as bactérias adaptadas à presença de nitrato.
16
3.4.2 - Cinética da remoção da matéria orgânica particulada
No sistema de lodos ativados, a remoção da matéria orgânica biodegradável
particulada consiste dos seguintes processos (Dold et al., 1980):
(1) adsorção de partículas biodegradáveis à massa de lodo ativo;
(2) ação de exoenzimas sobre a matéria orgânica;
(3) absorção dos compostos orgânicos liberados na hidrólise;
(4) síntese de novas células.
A velocidade de remoção da matéria orgânica particulada é limitada pelo processo de
hidrólise (Novák et al., 1995). Dold et al. (1980) e Ekama e Marais (1984) consideram que os
compostos produzidos durante a hidrólise são diretamente utilizados pelos microrganismos
pertencentes ao floco onde ocorreu a adsorção. Henze et al. (1987) não restringem os
processos de hidrólise, absorção e síntese a esses microrganismos. Estas considerações
proporcionam diferenças pequenas entre os resultados simulados pelos modelos e os valores
observados, portanto explicam de forma diferente a remoção da matéria orgânica particulada.
Logo, observa-se que existem posições extremas entre os dois modelos que descrevem o
mesmo processo em relação à hidrólise, absorção e síntese de novas células considerando a
matéria orgânica particulada como substrato. É possível que não ocorra um processo perfeito
de difusão dos produtos da hidrólise na massa líquida como propõem Henze et al. (1987) e
nem tão pouco um processo de restrição à utilização dessas substâncias hidrolisadas apenas
pelos microrganismos do floco onde ocorreu inicialmente a hidrólise como propõem Dold et
al. (1980). Esses dois grupos de pesquisadores concordam apenas com a suposição de que
produtos intermediários da hidrólise ficam aderidos ao floco. Segundo Henze et al. (1995), a
quebra de compostos orgânicos lentamente biodegradáveis é considerada uma reação restrita a
área de contato entre microrganismo e substrato. Para Novák et al. (1995), os produtos da
hidrólise sofrem o processo de difusão, mas a maior parte dessas substâncias fica retida no
interior do floco. A taxa de difusão de moléculas orgânicas complexas é lenta como resultado
da hidratação e assimetria molecular (Ekama e Marais, 1979).
A operação do sistema de lodos ativados tem como objetivo assegurar a menor
concentração do substrato no efluente final. Esse objetivo é alcançado através da utilização da
matéria orgânica solúvel e particulada como fonte de carbono e energia pelo lodo ativo.
Ekama e Marais (1979), com a finalidade de aproximar a teoria e a prática, alteraram o
modelo matemático para lodos ativados descrito em Marais e Ekama (1976) para incorporar a
17
cinética de remoção da matéria orgânica particulada. Eles modificaram o modelo proposto por
Blackwell trocando a concentração de sólidos suspensos voláteis pela concentração de lodo
ativo, uma vez que para idade de lodo elevada a fração de lodo inerte também é elevada e não
degrada a matéria orgânica.
−−=
a
s
maabpa
bp
X
X
f.X.S.K
dt
dS
(3.15)
onde:
K
a
=taxa de adsorção do substrato;
f
ma
=fração máxima do substrato incorporada ao lodo;
X
s
=concentração da matéria orgânica adsorvida.
Este modelo matemático foi desenvolvido a partir dos conceitos de transferência de
massa (van Haandel, 1981). Nesta equação não há distinção entre substrato solúvel e
particulado adsorvido. Dold et al. (1980) afirmam que as aplicações dessas modificações no
modelo matemático proposto por Marais e Ekama (1976) proporcionaram a descrição do
processo para uma faixa extensa de idade de lodo e temperatura em sistemas de fluxo
contínuo e mistura completa. Ekama e Marais (1979) aceitaram a hipótese que adsorção
consome energia. Eles utilizaram a mudança na taxa de consumo de oxigênio que ocorre na
interrupção da alimentação de um sistema contínuo para determinar a quantidade de energia
gasta nos processos de adsorção e estocagem. Esta suposição ainda é contestada na literatura.
Para van Haandel (1981), van Haandel et al. (1981) e Kappeler e Gujer (1992), esta mudança
na taxa de consumo de oxigênio é proporcionada pelo fim da remoção de matéria orgânica
facilmente biodegradável e início da remoção da matéria orgânica lentamente biodegradável.
Considerar consumo de energia durante o processo de adsorção de partículas sólidas aos
flocos de lodo não tem sustentação teórica do ponto de vista físico. A adsorção ocorre em
função da colisão inelástica entre biomassa e substrato sólido. Depois da colisão os dois
corpos deslocam-se juntos com a mesma velocidade. Neste fenômeno físico ocorre perda de
energia durante a colisão (Tipler, 1985). Logo, percebe-se que a variação da taxa de consumo
de oxigênio não está ligada ao processo de adsorção.
A síntese celular a partir da matéria orgânica particulada é um processo posterior a
adsorção, estocagem e hidrólise. A reação completa é lenta e se desenvolve a uma velocidade
com uma ordem de grandeza menor do que a síntese a partir da matéria orgânica solúvel
(Dold et al., 1980). Sendo a hidrólise fator limitante desse processo, a taxa de hidrólise será
18
definida a partir do modelo de Monod considerando a relação material estocado por massa de
lodo ativo (van Haandel, 1981):
a
a
s
cvspt
a
s
cvmpt
h
X.
X
X
.fK
X
X
.f.K
r
+
=
(3.16)
onde:
r
h
=taxa de hidrólise do material estocado;
K
mpt
=taxa específica máxima de hidrólise;
K
spt
=coeficiente de meia saturação de Monod ;
f
cv
=relação
SSV
DQO
em lodo orgânico.
A relação
a
s
X
X
é um parâmetro mais racional para modelar o processo de hidrólise,
mas torna a velocidade deste processo completamente empírica (Dold et al., 1980). Concluída
a hidrólise, os compostos orgânicos liberados são metabolizados de forma tão rápida quanto a
matéria orgânica facilmente biodegradável afluente.
3.4.3 - Cinética da nitrificação
A literatura mostra que é possível simplificar o modelo matemático da cinética da
nitrificação admitindo uma etapa única neste processo, oxidação do nitrogênio amoniacal para
nitrato, ao invés de duas etapas, oxidação do nitrogênio amoniacal para nitrito e oxidação
deste para nitrato. Metcalf e Eddy (1991), van Haandel (1981), von Sperling (1997), Ekama e
Marais (1984), van Haandel e Marais (1999) afirmam que a taxa de oxidação do nitrito para
nitrato é tão alta que para efeitos práticos pode ser considerada instantânea. De acordo com
esta consideração, o crescimento das bactérias autotróficas nitrificantes se processa em função
da oxidação do nitrogênio na forma amoniacal para nitrito. Segundo van Haandel (1981),
Halling-Sorensen e Jorgensen (1993), os pesquisadores Knowles, Downing e Barrett foram os
pioneiros em mostrar que a taxa do crescimento das bactérias nitrificantes é determinada com
base na fórmula de Monod (Equação 3.17).
19
n
an
a
máxn
c
n
X.
NK
N
.nX.n
dt
dX
+
µ=µ=
(3.17)
onde:
=
c
n
dt
dX
taxa de crescimento bruto das bactérias nitrificantes;
µ
n=taxa específica de crescimento de bactérias nitrificantes;
X
n
=concentração das bactérias nitrificantes;
µ
n
máx
=taxa específica máxima do crescimento das bactérias nitrificantes;
K
n
=constante de meia saturação de Monod para taxa do crescimento das bactérias
nitrificantes;
N
a
=concentração de nitrogênio amoniacal no licor misto.
O modelo de Monod usado para descrever a cinética do crescimento de
Nitrosomonas
e
Nitrobacter
é a expressão padrão usada na formulação da taxa do crescimento específico
dessas bactérias (Halling-Sorensen e Jorgensen, 1993). Sob condições ideais de crescimento,
essas bactérias são obrigatoriamente aeróbias; entretanto, as
Nitrobacter
são capazes de
reduzir o nitrato na ausência de oxigênio (Sharma e Ahlert, 1977):
NO
3
-
+2e
-
+2H
+
NO
2
-
+H
2
O (3.18)
Segundo Alleman (1984), as
Nitrobacter
são mais sensíveis às concentrações de
oxigênio e temperaturas baixas do que as
Nitrosomonas
. Paralelamente, em condições de
nitrificação incompleta, o nitrito produzido pelas
Nitrosomonas
passa a exercer a função de
inibidor do processo da nitrificação. O nitrito inibe as
Nitrobacter
em função da reação deste
composto com as enzimas envolvidas no processo de sua oxidação (Wild et al., 1995).
Concentrações de nitrito acima de 20 mgNO
2
-
-N/L são tóxicas e conseqüentemente afetam a
taxa de consumo de oxigênio das
Nitrobacter
(Charley et al., 1980). A acumulação do nitrito
em lodos ativados com zona anóxica pode ser causada por diferentes mecanismos
(Martienssen e Schöps, 1999):
(1) desequilíbrio na atividade enzimática de nitrato e nitrito redutase;
(2) inibição de nitrito ou nitrato redutase por oxigênio;
20
(3) condições favoráveis ao desenvolvimento de microrganismos que só reduzem
nitrato para nitrito.
Em situações onde a concentração da amônia é elevada, as
Nitrobacter
também são
inibidas (Alleman, 1984). Observa-se que os próprios compostos nitrogenados proporcionam
efeitos tóxicos sobre a oxidação do nitrogênio amoniacal para nitrato.
O grau de inibição do processo da nitrificação é função de (Sharma e Ahlert, 1977):
(1) presença de microrganismos que competem com as bactérias nitrificantes;
(2) concentração da substância inibidora;
(3) duração da exposição da biomassa ao inibidor;
(4) tipo de alimentação do sistema de lodos ativados, batelada ou contínua;
(5) presença de mais de um inibidor.
Nowak et al. (1995) definem três tipos de inibição do processo de nitrificação e seus
respectivos modelos matemáticos:
(1) inibição por competição
a
I
n
a
máx
N
K
I
1.K
N
.nn
+
+
µ=µ
(3.19)
onde:
I=concentração do inibidor;
K
I
=constante de inibição.
(2) inibição por uma substância solúvel não-biodegradável
IK
K
.
NK
N
.nn
I
I
an
a
máx
++
µ=µ (3.20)
(3) inibição por uma substância sólida biodegradável que pode ser adsorvida
21
n
I
I
I
an
a
máx
X
X
K
K
.
NK
N
.nn
+
+
µ=µ
(3.21)
onde:
X
I
=concentração de sólidos inibidores.
3.4.3.1 – Fatores que interferem na nitrificação no tratamento do esgoto doméstico
Van Haandel (1981), analisando o efeito das constantes cinéticas sobre a nitrificação,
concluiu que a influência da taxa específica máxima do crescimento é maior do que a
constante de meia saturação de Monod e do que a constante de decaimento das bactérias
nitrificantes. Para esse pesquisador, os valores numéricos das constantes b
n
e K
n
não têm
muita importância prática.
Segundo Ekama e Marais (1984), van Haandel (1981) e van Haandel e Marais (1999),
os seguintes fatores interferem na nitrificação no tratamento de esgoto doméstico:
* fonte do esgoto;
* temperatura;
* pH;
* oxigênio dissolvido.
a) Fonte do esgoto
A relação entre nitrificação e fonte do esgoto não tem uma definição clara; entretanto,
algumas pesquisas indicam que a composição do esgoto possibilita a competição entre
bactérias heterotróficas e nitrificantes (Sharma e Ahlert, 1977). De acordo com estes
pesquisadores, a competição entre estas bactérias leva a inibição da nitrificação devido à
redução na concentração de oxigênio.
Vários pesquisadores têm proposto fórmulas matemáticas para determinar a taxa
específica máxima de crescimento das nitrificantes em função da temperatura. Stensel et al.
(1992), analisando algumas dessas equações, observaram variações elevadas entre os
resultados obtidos para a mesma temperatura e concluíram que este comportamento é
influenciado por outros fatores além da temperatura. Segundo Ekama e Marais (1984), a taxa
específica máxima de crescimento das nitrificantes é diferente para cada esgoto e varia ao
22
longo do tempo entre bateladas diferentes para o mesmo esgoto. Van Haandel e Marais
(1999), analisando dados de Wilson e Marais (1976), concluíram que as variações de
µ
n
máx
mostram que esse parâmetro não é uma constante cinética pura, e sim uma constante que
depende das características da água residuária. Van Haandel (1981) afirma que uma possível
explicação da dependência de
µ
n
máx
em relação à origem do esgoto é que a nitrificação é
intermediada por dois gêneros de bactérias. Esse pesquisador afirma que as bactérias
nitrificantes possuem diferentes níveis de tolerância em relação às substâncias presentes no
esgoto. Segundo von Sperling (1997), as
Nitrosomonas
são mais sensíveis às substâncias
tóxicas. Este fato proporciona redução na velocidade das reações de nitrificação, uma vez que
a oxidação do nitrogênio na forma amoniacal depende da atividade das bactérias
Nitrosomonas
. Do exposto, observa-se que tomar valores de
µ
n
máx
a partir de fórmulas
empíricas ou adotar valores disponíveis na literatura não é prudente. Ekama e Marais (1984)
afirmam que a melhor alternativa para o caso é determinar a taxa específica máxima de
crescimento de nitrificantes a partir de experimento para cada situação.
b) Temperatura
Em relação a taxa específica máxima de crescimento das nitrificantes, o efeito da
temperatura está concentrado no intervalo 5-35
°
C e a maior influência ocorre em 30
°
C
(Halling-Sorensen e Jorgensen, 1993). Quando a temperatura assume valores próximos de
zero grau Celsius, a produção do nitrito excede a taxa de oxidação das
Nitrobacter
e agrava a
inibição do processo de nitrificação em temperatura baixa (Alleman, 1984; Oleszkiewiez e
Berquist, 1988). Pesquisa desenvolvida por Oleszkiewiez e Berquist (1988) mostra que é
possível nitrificar em temperaturas próximas de zero grau Celsius, desde que ocorra uma
aclimatação prévia do lodo.
Na literatura, são freqüentes os casos em que os pesquisadores recorrem ao modelo de
Arrehnius para quantificar a influência da temperatura sobre
µ
n
máx
(Equação 3.97). Segundo
Leenen et al. (1997), o modelo de Arrehnius é utilizado porque é capaz de determinar o efeito
da temperatura sobre todos os parâmetros cinéticos da nitrificação.
µ
n
máx
=
µ
n
máx20
.
ϕ
(T-20)
(3.22)
onde:
µ
n
máx20
=taxa de crescimento específico máximo de bactérias nitrificantes a 20
°
C;
23
ϕ
=coeficiente de Arrhenius;
T=temperatura em Celsius.
Em média, o coeficiente de dependência de Arrehnius assume valores próximos a
1,10. Desta observação constata-se que a taxa específica máxima de crescimento das bactérias
nitrificantes (
µ
n
máx
) dobra a cada aumento de 7
°
C. Na prática, o efeito da temperatura reduz a
idade de lodo mínima para nitrificação em regiões de clima quente. O resultado é o excesso de
nitrato no licor misto e os problemas da desnitrificação indesejada constatados por Dias
(1982) e Barbosa (1998). A velocidade do processo de nitrificação é bem mais elevada em
clima quente. Por este motivo, o dimensionamento dos sistemas de lodos ativados com
nitrificação é proposto para atender as temperaturas mais baixas (Sharma e Ahlert, 1977).
c) pH
A ação das bactérias nitrificantes depende da manutenção de condições ambientais
adequadas à reprodução e atividade metabólica destes microrganismos. Em sistema de
tratamento de esgoto, a taxa específica de crescimento máxima das bactérias nitrificantes
alcança os maiores valores no intervalo de pH entre 7,2 e 9,0 (Metcalf e Eddy, 1991). Em
culturas de
Nitrosomonas
, os maiores valores de
µ
n
máx
são observados no intervalo de pH
entre 7,0 e 8,2 (Painter e Loveless, 1983). Para estes pesquisadores, os valores da taxa de
crescimento máxima de bactérias nitrificantes também é influenciada pela presença de
elementos traços no meio.
Nas condições climáticas do Brasil, a inibição da nitrificação em lodos ativados de
fluxo contínuo com mistura completa está mais ligada a valores baixos de pH. Os processos
de oxidação da matéria orgânica e do nitrogênio amoniacal produzem CO
2
e H
+
,
respectivamente. Desse modo, observa-se, no processo de remoção da matéria orgânica e
nitrificação em lodos ativados, uma tendência natural para redução do pH. Em função desse
cenário, van Haandel e Marais (1999) afirmaram que apenas valores de pH
≤
7,2 possuem
interesse prático em clima tropical. Durante os primeiros dias de funcionamento de sistema de
lodos ativados em batelada e de fluxo pistão, é possível obter valores de pH que
proporcionam a presença de amônia livre no licor misto (Alleman, 1984). O aumento da
fração não ionizada do nitrogênio amoniacal tem como conseqüência a inibição das
Nitrobacter
e do processo de nitrificação. Superados os possíveis problemas de pH durante a
partida dos reatores em bateladas, o pH do licor misto pode atingir valores menores do que
6,0 no final da fase de aeração com nitrificação (Cybis, 1992). Segundo este pesquisador,
24
essas flutuações do pH em RSB estão ligadas à dinâmica do sistema. Logo, percebe-se que,
após a partida de um reator seqüencial em batelada, os valores de pH mais importante serão
semelhantes aos que ocorrem num sistema de lodos ativados com fluxo contínuo.
Em função da inibição das reações de nitrificação para valores baixos de pH, Ekama e
Marais (1984) sugere o seguinte modelo matemático para a taxa específica máxima de
crescimento de bactérias nitrificantes em função do pH:
µ
n
máxpH
=
µ
n
máx7,2
.
ϕ
(pH-7,2)
(3.23)
onde:
µ
n
máxpH
=taxa de crescimento específico máximo das bactérias nitrificantes para
pH<7,2;
µ
n
máx7,2
=taxa de crescimento específico máximo das bactérias nitrificantes para
pH=7,2;
ϕ
=1 para 7,2
≤
pH
≤
8,5;
ϕ
=2,35 para 5,0
≤
pH
≤
7,2.
von Sperling (1997) propõe o seguinte modelo:
µ
n
máxpH
=
µ
n
máx7,2
.[1-0,833.(7,2-pH)] 6,0
≤
pH
≤
7,2 (3.24)
Esses modelos são limitados para pequenas faixas de pH. Para inibir o efeito do pH
sobre a velocidade de nitrificação, é importante manter a alcalinidade elevada para permitir
valores de pH estáveis no sistema de lodos ativados.
d) Oxigênio dissolvido
As bactérias nitrificantes são muito sensíveis às variações da concentração de oxigênio
dissolvido no licor misto (von Sperling, 1997). Este pesquisador afirma que uma redução de
OD, para valores abaixo da faixa de concentração ideal para nitrificação, provoca redução na
taxa de oxidação da amônia e aumento na concentração deste composto no reator. Sedlak
(1991) comenta que alguns estudos mostraram que concentrações de oxigênio entre 3 e 6
mg/L não inibem o processo de nitrificação. Charley et al. (1980) afirmam que as
concentrações elevadas de OD não inibem a nitrificação desde que a biomassa esteja
25
aclimatada. EPA (1983), Metcalf e Eddy (1991) recomendam uma concentração de oxigênio
dissolvido mínima de 2 mg/L para evitar redução na taxa de nitrificação. Wuhrman (1963)
constatou que concentração de OD igual a 1 mg/L reduz a velocidade da nitrificação em 10 %
em relação à velocidade de concentrações mais elevadas. Para quantificar esse efeito, Henze
et al. (1987) e Henze et al. (1995) expressaram a influência da concentração de oxigênio
dissolvido sobre a oxidação da amônia através do modelo de Monod da seguinte forma:
ODK
OD
.nn
o
máx
+
µ=µ
(3.25)
onde:
K
o
=constante de meia saturação de Monod para oxigênio como fator limitante na
nitrificação.
Na literatura é possível encontrar valores para a constante de Monod que variam de
0,5 a 2 mg/L (Grady e Lim, 1980). A variabilidade dessa constante pode estar ligada à
diferença da concentração do OD entre a massa líquida do licor misto e o interior do floco de
lodo ativado (Ekama e Marais, 1984; Eckenfelder e Grau, 1992; van Haandel, 1981; van
Haandel e Marais, 1999). Segundo Stensel et al. (1992), quanto maior a depleção do oxigênio
dissolvido na direção do centro do floco, menor será a taxa específica de crescimento das
bactérias nitrificantes.
3.4.4 – Cinética da desnitrificação
A desnitrificação corresponde à redução do nitrato a nitrogênio gasoso. Segundo
Halling-Sorensen e Jorgensen (1993) e Metcalf e Eddy (1991), a desnitrificação ocorre em
dois passos:
(1) primeiro passo - conversão do nitrato para nitrito;
(2) segundo passo - conversão do nitrito para nitrogênio gasoso.
Na conversão de nitrato para nitrogênio gasoso é possível que o óxido de nitrogênio
(NO) e óxido de dinitrogênio (N
2
O) formados sejam liberados antes da formação de
nitrogênio gasoso (Grady e Lim, 1980). Para esses pesquisadores, é preferível que a liberação
26
do nitrogênio da massa líquida ocorra na forma de nitrogênio gasoso para minimizar os danos
ambientais.
A diferença entre oxidação da matéria orgânica utilizando oxigênio ou nitrato como
aceptor final de elétrons é a enzima que catalisa a transferência de elétrons dos compostos
orgânicos para o agente oxidante. Segundo Pelczar et al. (1985), as enzimas utilizadas na
oxidação do material orgânico em condições aeróbias e anóxicas são redutase e nitrato
redutase, respectivamente. Como a desnitrificação é um processo biológico conduzido por
bactérias heterotróficas, a circulação do lodo de um ambiente aeróbio para outro anóxico
provoca a produção da enzima nitrato redutase (Halling-Sorensen e Jorgensen, 1993).
Segundo Ekama e Marais (1984), um lodo gerado sob condições aeróbias terá capacidade de
desnitrificar imediatamente ao ser exposto a condições anóxicas sem mudança na reatividade
do lodo ao longo do tempo.
No tratamento de esgoto, o objetivo principal da desnitrificação é assegurar a máxima
remoção do nitrogênio não assimilado pelo lodo. Logo, faz-se necessário garantir as seguintes
condições:
(1) presença de nitrato;
(2) ausência de oxigênio;
(3) presença de bactérias heterotróficas;
(4) presença de matéria orgânica biodegradável.
Marais e sua equipe de pesquisadores investigaram a remoção do nitrato em reatores
com fluxo em pistão e concluíram que a taxa da desnitrificação é proporcional à concentração
do lodo (van Haandel, 1981, van Haandel et al., 1981, Ekama e Marais, 1984):
a
n
X.K
dt
dN
−=
(3.26)
onde:
=
dt
dN
n
taxa da desnitrificação;
K=constante de desnitrificação.
Observa-se que a desnitrificação é uma reação de ordem zero com relação ao nitrato e,
conseqüentemente, esse modelo matemático poderá ser aplicado para qualquer reator
independente se o modelo hidráulico é fluxo pistão ou mistura completa.
27
Aplicando vazão e carga orgânica constante em sistemas experimentais com pré e/ou
pós-desnitrificação, van Haandel et al (1981) observaram que os perfis típicos da
concentração do nitrato em função do tempo diferiam dos reatores de pré-desnitrificação para
os reatores de pós-desnitrificação. No sistema com pré-desnitrificação, eles observaram duas
fases no processo de desnitrificação no gráfico da concentração do nitrato versus tempo.
Análises respirométricas feitas por Bortone et al. (1994) mostram a existência de duas taxas
de desnitrificação distintas no processo de desnitrificação. Segundo van Haandel et al. (1981)
e Bortone et al. (1994), a maior inclinação da curva de desnitrificação na primeira fase é
atribuída à oxidação da matéria orgânica facilmente biodegradável e a menor inclinação da
curva na segunda fase é atribuída à oxidação da matéria orgânica lentamente biodegradável.
Para van Haandel e Marais (1999), a primeira fase da curva de desnitrificação para reatores
pré-D também sofre a influência da oxidação do material orgânico lentamente biodegradável.
Pesquisas desenvolvidas com esgoto doméstico por Kujawa e Klapwijk (1999) mostram a
existência de três taxas no processo de desnitrificação. Eles atribuíram a primeira taxa para
remoção da matéria orgânica facilmente biodegradável, a segunda taxa para matéria orgânica
solubilizada a partir da matéria orgânica particulada e a terceira taxa para respiração
endógena. Kujawa e Klapwijk (1999) observaram apenas duas taxas no processo de
desnitrificação quando utilizaram acetato como substrato. A maior taxa de desnitrificação foi
atribuída ao acetato e a menor a respiração endógena. A terceira taxa de desnitrificação
encontrada por Kujawa e Klapwijk (1999), possivelmente, está ligada a um tempo excessivo
de exposição do substrato à biomassa (tempo>250 min.) que leva a sua completa remoção do
meio seguido da utilização apenas de compostos do decaimento bacteriano. Na prática, não se
utiliza tempo de detenção hidráulica em reatores anóxicos de sistema de fluxo contínuo e nem
tempo de reação anóxica em RSB tão elevado quanto 250 minutos. Portanto, neste trabalho
não será levada em consideração a terceira taxa de desnitrificação encontrada por Kujawa e
Klapwijk (1999). A partir desta observação, a taxa de desnitrificação pode ser modelada
matematicamente da seguinte forma (van Haandel et al., 1981, van Haandel, 1981 e van
Haandel e Marais, 1999):
( )
a2a1D2D1
n
DI
.XK.XKrr
dt
dN
r
+−=+==
para t<t
p
(3.27)
onde:
r
DI
=taxa de desnitrificação na primeira fase da desnitrificação em reator pré-D;
28
r
D1
=taxa de desnitrificação associada à utilização do material rapidamente
biodegradável;
r
D2
=taxa de desnitrificação associada à utilização do material lentamente
biodegradável;
K
1
=constante de desnitrificação para material orgânico rapidamente biodegradável;
K
2
=constante de desnitrificação para material orgânico lentamente biodegradável;
t=tempo;
tp=tempo necessário para remoção de matéria orgânica rapidamente biodegradável na
desnitrificação.
a2D2
n
DII
.XKr
dt
dN
r
−===
para t>tp (3.28)
onde:
r
DII
=taxa de desnitrificação na segunda fase da desnitrificação em reator pré-D
Embora o modelo matemático da cinética da desnitrificação descrito tenha sido
desenvolvido para sistema de lodos ativados com fluxo contínuo, Bernardes et al. (1999)
mostraram que este modelo pode ser usado para descrever a desnitrificação em RSB.
Entretanto, é preciso utilizar o tempo de reação anóxica em vez de tempo de detenção
hidráulica.
Analisando a desnitrificação devido à oxidação do material orgânico facilmente
biodegradável em reator pré-D, van Haandel (1981) e van Haandel et al. (1981)
demonstraram, a partir do modelo formulado por Marais para remoção da matéria orgânica,
que a remoção do nitrogênio é proporcional a concentração desse tipo de matéria orgânica
(Equação 3.29).
∆
N
n
=
α
.S
ba
=0,028.S
ba
(3.29)
onde:
∆
N
n
=remoção do nitrogênio na primeira fase da desnitrificação em reator pré-D
devido à oxidação da matéria orgânica facilmente biodegradável;
α
=constante de proporcionalidade entre a remoção do nitrato e a concentração da
matéria orgânica facilmente biodegradável.
29
Van Haandel et al. (1981) também obteve o mesmo valor para
α
através de dados
obtidos em experimentos. Segundo Ekama e Marais (1984), o valor desta constante observado
em experimento demonstra ser independente da temperatura.
Do exposto, obtém-se a remoção do nitrogênio na forma de nitrato em reator pré-D da
seguinte forma:
∆
N
nPRÉ
=0,028.S
ba
+K
2
.X
a
.tp+K
2
.X
a
.(t
1
-tp)
∆
N
nPRÉ
=0,028.S
ba
+K
2
.X
a
.t
1
(3.30)
onde:
∆
N
nPRÉ
=remoção do nitrogênio na forma de nitrato em reator pré-D;
t
1
=V
pré-D
/Q=tempo de detenção nominal do reator anóxico pré-D em sistema de fluxo
contínuo;
tp=tempo necessário para remoção de matéria orgânica rapidamente biodegradável na
desnitrificação
Marais e sua equipe de pesquisadores observaram uma única reta que também obedece
à equação 3.26 nos gráficos de concentração do nitrato versus tempo para reatores pós-D.
Portanto, para esses reatores, tem-se:
a3
n
X.K
dt
dN
−=
(3.31)
onde:
K
3
=constante de desnitrificação para reator pós-D ou RSB.
Como não há matéria orgânica facilmente biodegradável em reatores pós-D ou na pós-
desnitrificação em RSB, a taxa de desnitrificação nestes tipos de reatores será baixa
comparada aos valores obtidos para reatores pré-D.
Da equação 3.31, obtém-se a remoção do nitrogênio na forma de nitrato da seguinte
maneira:
30
∆
N
nPÓS
=K
3
.X
a
.t
2
(3.32)
onde:
∆
N
nPÓS
=remoção do nitrogênio na forma de nitrato em reator pós-D ou RSB;
==
−
Q
V
t
Dpós
2
tempo de detenção nominal do reator anóxico pós-D.
A soma das equações 3.30 e 3.32 resulta na remoção total de nitrogênio num sistema
de lodos ativados de fluxo contínuo com reatores anóxicos para pré e pós-desnitrificação
(Equação 3.33).
∆
N
nTOTAL
=0,028.S
ba
+K
2
.X
a
.t
1
+K
3
.X
a
.t
2
(3.33)
onde:
∆
N
nTOTAL
=remoção total do nitrato em sistemas de lodos ativados com dois reatores
anóxicos.
Segundo van Haandel (1981) e van Haandel et al. (1981), o modelo da desnitrificação
proposto por Marais e sua equipe é válido somente se a concentração de nitrato não for
reduzida a zero nos reatores anóxicos.
3.5 - Balanço de massa da matéria orgânica em sistema de fluxo contínuo
Quando um sistema de lodos ativados recebe vazão e concentração de matéria
orgânica constante, estabelece-se uma situação de equilíbrio no sistema (estado estacionário)
onde não haverá mais acúmulo de nenhum dos materiais do afluente (Catunda e van Haandel,
1983; von Sperling, 1996). Observa-se que a matéria orgânica afluente de um sistema de
lodos ativados em estado estacionário é oxidada no reator biológico ou deixa o sistema
através do lodo de excesso ou do efluente final. O balanço de massa do material orgânico leva
em consideração os termos de transporte (entrada e saída) e reação (produção e consumo).
Como o balanço de massa é estruturado na lei da conservação da massa, tem-se:
31
MS
td
=MS
te
+MS
xv
+MS
o
(3.34)
onde:
MS
td
=fluxo total de matéria orgânica removida no sistema;
MS
te
=fluxo de matéria orgânica no efluente;
MS
xv
=fluxo de matéria orgânica no lodo de excesso;
MS
o
=fluxo de matéria orgânica oxidada.
Segundo Grady e Lim (1980), é mais conveniente utilizar a concentração molar no
balanço de massa. Para esses autores, se a concentração molar das substâncias que entram e
saem do sistema é desconhecida, a utilização da concentração comum é satisfatória. Para que
seja possível determinar o balanço de massa experimentalmente, é preciso que todos os fluxos
sejam expressos em termos de parâmetros mensuráveis. Portanto, os fluxos de matéria
orgânica que deixam o sistema através do efluente, do lodo de excesso e da oxidação são
determinados através das equações 3.35, 3.36 e 3.37, respectivamente.
MS
te
=(Q-q).S
te
(3.35)
onde:
Q=vazão afluente;
q=vazão de descarga do lodo de excesso;
S
te
=DQO total do efluente.
MS
xv
=q.S
Xt
=q.(f
cv
.X
v
+S
te
) (3.36)
onde:
q=vazão de descarte do lodo de excesso;
S
Xt
=DQO do licor misto;
f
cv
=razão entre DQO e concentração de sólidos suspensos voláteis no lodo;
X
v
=concentração de sólidos suspensos voláteis;
S
te
=DQO total do efluente.
32
MS
o
=TCO.Vr
(3.37)
onde:
TCO=taxa de consumo de oxigênio;
Vr=volume do reator.
Se um sistema de lodos ativados com fluxo contínuo for submetido à aeração
intermitente, o nitrato produzido na nitrificação será utilizado como agente oxidante na
ausência de oxigênio. Nesta situação, a taxa de consumo de oxidante será a média ponderada
entre as taxas de consumo dos dois oxidantes após a conversão do nitrato para a forma de
oxigênio equivalente (Equação 3.40). O valor do fator de conversão do nitrato para oxigênio
difere entre vários autores. Segundo van Haandel (1981), Kristensen et al. (1992), Argaman
(1995) e van Haandel e Marais (1999), o fator de conversão do nitrato para oxigênio é 2,86
mgO
2
/mgN. Para esses autores são gastos 8 elétrons por átomo de nitrogênio no processo de
nitrificação (Figura 3.3).
Figura 3.3 - Variação do número de oxidação do nitrogênio nos processos de nitrificação e
desnitrificação (Fonte: van Haandel, 1981; van Haandel e Marais, 1999)
Na nitrificação de 1 mol de amônia será preciso utilizar 2 moles de oxigênio. Assim, o
consumo de oxigênio é 64/14=4,57mgO
2
/mgN. Na desnitrificação, ocorre transferência de 5
elétrons para o nitrogênio. Observa-se que 5 elétrons são recuperados. Na desnitrificação, o
nitrato tem capacidade de recuperar uma fração de 5/8 do consumo de oxigênio utilizado na
nitrificação. O fator de conversão 2,86 é obtido do produto 4,57x5/8.
33
De acordo com as reações da nitrificação (Equações 3.38 e 3.39) são gastos 4,3
mgO
2
/mgN para oxidar a amônia para nitrato (Metcalf e Eddy, 1991). Considerando-se que 5
elétrons são recuperados na desnitrificação, o fator de conversão será 4,3x5/8=2,68
mgO
2
/mgN.
55NH
4
+
+76O
2
+109HCO
3
-
→
C
5
H
7
O
2
N+54NO
2
-
+57H
2
O+104H
2
CO
3
(3.38)
400NO
2
-
+NH
4
+
+4H
2
CO
3
+HCO
3
-
+195O
2
→
C
5
H
7
O
2
N+3H
2
O+400NO
3
-
(3.39)
A partir de cálculos estequiométricos, Grau e Wanner (1992) determinaram para o
fator de conversão de nitrato para oxigênio um valor igual a 2,86 mgO
2
/mgN. Esses autores
afirmam que a média desse parâmetro é 2,7 mgO
2
/mgN para valores obtidos em experimento.
Grady e Lim (1980) afirmam que valores do fator de conversão de nitrato para oxigênio entre
2,68 e 2,86 mgO
2
/mgN podem ser utilizados sem restrição. A relação oxigênio/nitrato-N igual
a 2,86 só é válida se todo nitrato é convertido para nitrogênio gasoso e não há liberação de
compostos intermediários (NO
2
-
, NO, N
2
O) (Copp e Dold, 1998). Se houver liberação destes
compostos o fator de conversão de nitrato para oxigênio será menor do que 2,86.
21
oanóxaer
tt
TCN.f.tTCO.t
TCO
+
+
= (3.40)
onde:
t
aer
=intervalo de tempo que o reator fica sob aeração;
t
anox
=intervalo de tempo que o reator fica sob condições anóxicas;
TCO=taxa de consumo de oxigênio;
TCN=taxa de consumo de nitrato;
f
o
=fator de conversão de nitrato para oxigênio.
Se o sistema é composto por mais de um reator, cada um com determinada taxa de
consumo de oxidante, o fluxo de matéria orgânica oxidada será determinado da seguinte
forma:
∑
=
k
1
kko
TCO.VrMS (3.41)
34
onde:
k=número de reatores;
Vr
k
=volume do reator k;
TCO
k
=taxa de consumo de oxigênio no reator k.
Substituindo-se as equações 3.35, 3.36 e 3.37 na equação 3.34, tem-se:
MS
td
=(Q-q).S
te
+q.(f
cv
.X
v
+S
te
)+TCO.Vr
MS
td
=Q.S
te
+q.f
cv
.X
v
+TCO.Vr (3.42)
Como não há acúmulo de material orgânico no sistema, tem-se:
MS
ta
=MS
td
=Q.S
te
+q.f
cv
.X
v
+TCO.Vr (3.43)
onde:
MS
ta
=fluxo de matéria orgânica no afluente.
Expressando-se MS
ta
através de parâmetros mensuráveis experimentalmente, tem-se:
MS
ta
=Q.S
ta
(3.44)
onde:
Q=vazão afluente,
S
ta
=DQO total afluente.
Do exposto, observa-se que MS
td
(Equação 3.42) e MS
ta
(Equação 3.44) podem ser
determinados experimentalmente. Logo, é possível comparar os valores obtidos dividindo a
equação 3.42 pela equação 3.44.
ta
rvcvte
ta
td
o
S.Q
V.TCOX.f.qS.Q
MS
MS
B
++
==
35
ta
hvcvte
o
S
R.TCOX.f.
Q
q
S
B
++
=
(3.45)
onde:
B
o
=coeficiente de retorno;
R
h
=tempo de detenção hidráulica.
O valor teórico do coeficiente de retorno é igual a 1 (um). Em função dos erros
experimentais na determinação dos parâmetros da equação 3.42, das flutuações espontâneas
da atividade dos microrganismos e da composição do material orgânico no afluente, obtêm-se
valores de B
o
próximos de 1 (um) (Catunda e van Haandel, 1983). Segundo Ekama et al.
(1986), Wentzel et al. (1998) e van Haandel e Marais (1999), um sistema de lodos ativados,
recebendo vazão e DQO afluente constantes, estará em estado estacionário se B
o
assumir
valores entre 0,90 e 1,10. Dias (1982), Catunda e van Haandel (1983) são mais flexíveis, uma
vez que admitem que o sistema de lodos ativados está em estado estacionário para valores de
B
o
entre 0,80 e 1,20. É importante ressaltar que considerar estabelecido o estado estacionário
admitindo um coeficiente de retorno mais afastados de 1 (um), pode-se tornar impossível
perceber erros na determinação de uma ou mais variáveis do processo através do balanço de
massa.
3.6 - Modelo matemático do comportamento de lodos ativados de fluxo contínuo com reator
unitário completamente misturado
Marais e Ekama (1976) para desenvolverem o modelo matemático do comportamento
do sistema de lodos ativados fizeram as seguintes considerações:
(1) o metabolismo bacteriano se processa apenas no reator;
(2) despreza-se o lodo presente no decantador e na linha de recirculação;
(3) o sistema é operado em estado estacionário;
(4) não considera os sólidos afluentes como lodo biológico;
(5) não se considera a síntese dos microrganismos autótrofos.
Observa-se que essas considerações são comuns a vários modelos matemáticos de
comportamento do sistema de lodos ativados e da cinética dos processos biológicos. As
36
considerações citadas têm como finalidade simplificar o modelo e torná-lo prático. Nesse
modelo matemático, a idade de lodo é o principal parâmetro operacional. A idade de lodo
indica o tempo de permanência do lodo biológico no reator. Esse parâmetro é obtido a partir
da seguinte equação:
q
Vr
X.q
X.Vr
ME
MX
t
t
t
t
===θ (3.46)
onde:
θ
=idade do lodo;
X
t
=concentração total de lodo;
MX
t
=massa de lodo no sistema;
ME
t
=fluxo de lodo de excesso;
Vr=volume do reator;
q=vazão de descarga do lodo de excesso.
A idade do lodo difere do tempo de detenção hidráulica, uma vez que este parâmetro
indica o tempo de permanência do esgoto afluente no reator biológico. O tempo de detenção
hidráulica é obtido através da razão entre volume do reator e vazão do esgoto afluente ao
sistema (Equação 3.47).
Q
V
R
r
h
=
(3.47)
onde:
R
h
=tempo de detenção hidráulica;
Vr=volume do reator;
Q=vazão afluente.
Definidos
θ
e R
h
, obtêm-se mS
te
, mS
Xv
e mS
o
a partir de parâmetros que sejam
determinados experimentalmente.
Ao considerar que o sistema opera em estado estacionário, toda matéria orgânica
biodegradável é metabolizada e o material particulado é removido através da floculação.
37
Portanto, a DQO do efluente corresponde a concentração da matéria orgânica solúvel não
biodegradável. Do exposto, obtém-se:
ta
te
te
S
S
mS = (3.48)
onde:
mS
te
=razão entre DQO efluente e DQO afluente;
Para determinar a fração da DQO afluente descarregada no lodo de excesso, é preciso
estabelecer as concentrações dos constituintes do lodo orgânico: lodo inerte, lodo ativo e
resíduo endógeno.
3.6.1 - Lodo inerte
A concentração de sólidos orgânicos inertes é obtida a partir de um balanço de massa
da concentração desse parâmetro. Como o sistema opera em estado estacionário, o fluxo de
sólidos orgânicos inertes afluentes é igual ao fluxo efluente. Neste balanço de massa, são
levados em consideração termos de transporte (entrada e saída), uma vez que não existe
formação, destruição e acúmulo de sólidos inertes no sistema. Logo,
MX
ia
=MX
i
(3.49)
onde:
MX
ia
=fluxo de sólidos orgânicos inertes afluentes;
MX
i
=fluxo de sólidos orgânicos inertes no lodo de excesso.
Os valores de MX
ia
e MX
i
são obtidos através das equações 3.50 e 3.51,
respectivamente.
MX
ia
=Q.X
ia
(3.50)
onde:
38
Q=vazão afluente;
X
ia
=concentração de sólidos orgânicos inertes no afluente.
MX
i
=q.X
i
(3.51)
onde:
q=vazão de descarga do lodo de excesso;
X
i
=concentração do lodo inerte.
Substituindo-se as equações 3.50 e 3.51 na equação 3.49, tem-se:
Q.X
ia
=q.X
i
iai
X.
q
Q
X
=
(3.52)
A concentração de X
ia
pode ser expressa em função de parâmetros mensuráveis.
Assim,
ta
cv
up
cv
upa
ia
S.
f
f
f
S
X
==
(3.53)
onde:
f
up
=fração da DQO afluente não biodegradável e particulada;
f
cv
=razão entre DQO e concentração de sólidos suspensos voláteis no lodo;
S
ta
=DQO afluente.
Substituindo-se a equação 3.53 na equação 3.52, tem-se:
.
q
Q
X
i
=
ta
cv
up
S.
f
f
cvh
taup
i
f.R
S.f.
X
θ
=
(3.54)
39
3.6.2 - Lodo ativo
A concentração do lodo ativo no sistema de lodos ativados é função do anabolismo, do
decaimento endógeno e da descarga do lodo de excesso. Portanto, a taxa de crescimento de
lodo ativo é igual à soma das taxas de crescimento, decaimento e descarga. No estado
estacionário, não há acúmulo de matéria orgânica no reator e, consequentemente, a taxa de
variação de lodo ativo é nula. Com isso,
0
dt
dX
dt
dX
dt
dX
dt
dX
e
a
d
a
c
aa
=
+
+
=
(3.55)
onde:
X
a
=concentração de lodo ativo;
t=tempo;
=
dt
dX
a
taxa de variação da concentração do lodo ativo;
=
c
a
dt
dX
taxa de crescimento do lodo ativo;
=
d
a
dt
dX
taxa de decaimento do lodo ativo;
=
e
a
dt
dX
taxa de descarga do lodo ativo no lodo de excesso.
A taxa de crescimento do lodo ativo é proporcional a taxa de utilização do material
orgânico biodegradável. A constante de proporcionalidade é o coeficiente de produção
celular.
u
ba
c
a
dt
dS
.Y
dt
dX
=
(3.56)
onde:
Y=coeficiente de crescimento celular;
=
u
ba
dt
dS
taxa de utilização do material biodegradável afluente.
40
Como todo material orgânico biodegradável é utilizado no reator, o produto entre a
taxa de utilização do material biodegradável do afluente e o volume do reator será igual ao
fluxo do material orgânico biodegradável afluente. Com isso,
ba
u
ba
S.QV.
dt
dS
=
ba
r
u
ba
S.
V
Q
dt
dS
=
h
ba
u
ba
R
S
dt
dS
=
(3.57)
Substituindo-se a equação 3.57 na equação 3.56, tem-se:
h
ba
c
a
R
S
.Y
dt
dX
=
(3.58)
Como a taxa de decaimento do lodo ativo pode ser expressa por uma equação
diferencial de primeira ordem, tem-se:
ah
d
a
X.b
dt
dX
−=
(3.59)
onde:
b
h
=coeficiente de decaimento endógeno.
No estado estacionário, o produto entre a taxa de descarga de lodo ativo e o volume do
reator é igual ao fluxo de lodo ativo descarregado no lodo de excesso. Portanto,
ar
e
a
X.qV.
dt
dX
−=
a
r
e
a
X.
V
q
dt
dX
−=
θ
−=
a
e
a
X
dt
dX
(3.60)
Substituindo-se as equações 3.58, 3.59 e 3.60 na equação 3.55, tem-se:
41
0
X
X.b
R
S
.Y
a
ah
h
ba
=
θ
−−
θ
+=
a
ah
h
ba
X
X.b
R
S
.Y
ah
h
ba
X.
1
b
R
S
.Y
θ
+=
( )
hh
ba
a
R.b.1
S..Y
X
θ+
θ
= (3.61)
Substituindo-se a equação 3.7 na equação 3.61, tem-se:
(
)
( )
hh
taupus
a
R.b.1
S..Y.ff1
X
θ+
θ
−
−
=
(3.62)
3.6.3 - Resíduo endógeno
A concentração de resíduo endógeno no sistema de lodos ativados é função do
decaimento do lodo ativo e da descarga de lodo. Portanto, a taxa de variação do resíduo
endógeno é função das taxas de variação do crescimento do resíduo endógeno e da descarga
no lodo de excesso. No estado estacionário, não há acúmulo de resíduo endógeno no reator e,
conseqüentemente, a taxa de variação desse parâmetro é nula.
0
dt
dX
dt
dX
dt
dX
e
e
c
ee
=
+
= (3.63)
onde:
=
dt
dX
e
taxa de variação do lodo endógeno;
=
c
e
dt
dX
taxa de crescimento do lodo endógeno;
=
e
e
dt
dX
taxa de descarga do lodo endógeno através do lodo de excesso.
A taxa de crescimento do resíduo endógeno é proporcional a taxa de decaimento
endógeno do lodo ativo. O fator proporcionalidade é a fração de lodo ativo decaído que se
torna resíduo endógeno.
42
d
a
c
e
dt
dX
.f
dt
dX
=
(3.64)
onde:
f=fração de lodo ativo decaído que se torna resíduo endógeno.
Substituindo-se a equação 3.59 sem o sinal negativo na equação 3.64, uma vez que
c
e
dt
dX
é uma taxa de crescimento e não de decaimento, tem-se:
ah
c
e
X.b.f
dt
dX
=
(3.65)
No estado estacionário, o produto entre a taxa de descarga do resíduo endógeno e o
volume do reator é igual ao fluxo de resíduo endógeno descarregado no lodo de excesso.
Portanto,
e
e
e
X.qV.
dt
dX
−=
e
r
e
e
X.
V
q
dt
dX
−=
θ
−=
e
e
e
X
dt
dX
(3.66)
Substituindo-se as equações 3.65 e 3.66 na equação 3.63, tem-se:
0
X
X.b.f
e
ah
=
θ
−
X
e
=f.b
h
.
θ
.X
a
(3.67)
Com o somatório das equações 3.54, 3.62 e 3.67, tem-se a concentração do lodo
orgânico. Portanto,
(
)
( )
ah
hh
taupus
cvh
taup
v
X..b.f
R.b.1
S..Y.ff1
f.R
S.f.
X
θ+
θ+
θ
−
−
+
θ
=
(3.68)
43
Substituindo-se a equação 3.62 na equação 3.68, tem-se:
(
)
( )
(
)
( )
hh
taupus
h
hh
taupus
cvh
taup
v
R.b.1
S..Y.ff1
..b.f
R.b.1
S..Y.ff1
f.R
S.f.
X
θ+
θ
−
−
θ+
θ+
θ
−
−
+
θ
=
( )
( )
h
ta
cv
up
hupusv
R
S
.
f
f.
b..f1.Cr.ff1X
θ
+θ+−−=
(3.69)
onde:
( )
h
b.1
.Y
Cr
θ+
θ
=
(3.70)
onde:
Cr=massa de lodo ativo presente no sistema por unidade de massa de DQO
biodegradável aplicada por dia.
Multiplicando-se a equação 3.69 por q e f
cv
, tem-se:
( )
( )
h
ta
cv
up
hupuscvXv
R
S
.
f
f.
b..f1.Cr.ff1.f.qMS
θ
+θ+−−=
( )
( )
θ
θ
+θ+−−=
ta
cv
up
hupuscvXv
MS
.
f
f.
b..f1.Cr.ff1.fMS
( )
( )
ta
cv
up
HupuscvXv
MS.
f
f
Cr
.b.1.ff1.fMS
+
θ
θ+−−=
(3.71)
Dividindo-se a equação 3.71 por MS
ta
, tem-se:
( )
( )
+
θ
θ+−−=
cv
up
HupuscvXv
f
f
Cr
.b..f1.ff1.fmS
(3.72)
No sistema de lodos ativados, o consumo de oxidante se deve à respiração exógena e
ao decaimento endógeno. Cada unidade de DQO que entra no reator gera uma massa de lodo
com f
cv
.Y unidades de DQO. Portanto, 1-f
cv
.Y será oxidado. Como a taxa de consumo de
oxidante na forma de oxigênio é proporcional a taxa de utilização de material biodegradável
do afluente, a constante de proporcionalidade é a diferença 1-f
cv
.Y. Do exposto, tem-se:
44
( )
(
)
h
bacv
u
ba
cvex
R
S.Y.f1
dt
dS
.Y.f1TCO
−
=
−=
(3.73)
onde:
TCO
ex
=taxa de consumo de oxigênio gasto estritamente na oxidação da matéria
orgânica afluente.
A TCO da respiração endógena é proporcional a diferença entre a taxa de decaimento
endógeno do lodo ativo e a taxa de crescimento de resíduo endógeno. A constante de
proporcionalidade é f
cv
.
( )
ahahcv
c
e
d
a
cvend
X.b.fX.b.f
dt
dX
dt
dX
.fTCO −=
−
=
(3.74)
onde:
TCO
end
=taxa de consumo de oxigênio devido o decaimento endógeno.
A taxa de consumo de oxidante total na forma de oxigênio é igual a soma das
equações 3.73 e 3.74.
(
)
( )
ahahcv
h
bacv
total
X.b.fX.b.f
R
S.Y.f1
TCO −+
−
=
(
)
( )
f1X.b.f
R
S.Y.f1
TCO
ahcv
h
bacv
total
−+
−
= (3.75)
onde:
TCO
total
=taxa de consumo de oxigênio total
Substituindo-se as equações 3.7 e 3.62 na equação 3.75, tem-se:
(
)
(
)
(
)
(
)
h
tahcvupus
h
taupuscv
total
R
f1.S.Cr.b.f.ff1
R
S.ff1.Y.f1
TCO
−
−
−
+
−
−
−
=
45
(
)
( )
[ ]
f1.Cr.b.fY.f1.
R
S.ff1
TCO
hcvcv
h
taupus
total
−+−
−
−
=
(3.76)
Multiplicando-se a equação 3.76 por V
r
, tem-se:
(
)
( )
[ ]
f1.Cr.b.fY.f1.
R
S.ff1
.VMS
hcvcv
h
taupus
o
−+−
−
−
=
(
)
(
)
[
]
f1.Cr.b.fY.f1.MS.ff1MS
hcvcvtaupuso
−+−−−= (3.77)
Dividindo-se a equação 3.77 por MS
ta
, tem-se:
mS
o
=(1-f
us
-f
up
).[(1-f
cv
.Y)+f
cv
.b
h
.Cr.(1-f)] (3.78)
3.7 - Dimensionamento do sistema de lodos ativados para remoção de matéria orgânica
Este item contém as principais metodologias de dimensionamento de lodos ativados
com fluxo contínuo e em batelada.
3.7.1 - Fluxo contínuo
O dimensionamento do sistema de lodos ativados é feito a partir do princípio do
estado estacionário. Neste cenário não há variação da concentração de lodo ao longo do tempo
no reator. Portanto, a massa do lodo é constante e possibilita a determinação do volume do
reator. De acordo com o modelo matemático desenvolvido por Marais e Ekama (1976), tem-
se:
X
v
.Vr=MX
v
v
v
X
MX
Vr =
( )
( )
v
ta
cv
up
rhupus
X
S.Q
.
f
f.
C..b.f1.ff1Vr
θ
+θ+−−=
(3.79)
3.7.2 - Batelada
A maior parte dos critérios e parâmetros usados para dimensionamento é
fundamentada em resultados já obtidos em pesquisa ou com base no modelo de fluxo
46
contínuo. A adoção de variável de processo para o controle e o dimensionamento de lodos
ativados em batelada, ainda, merece atenção especial. Paralelamente, a influência da
utilização de parâmetros como F/M para dimensionamento e operação sobre a qualidade do
efluente do RSB não está ainda devidamente esclarecida no nível cinético (De Luca e Faccin,
1991).
3.7.2.1 - Dimensionamento utilizando observações experimentais
Ketchum (1996) define o volume do RSB de acordo com a equação 3.80.
Vr=V
o
+V (3.80)
onde:
Vr=volume total do RSB;
V
o
=volume de recirculação do RSB;
V=volume de uma batelada.
O volume do esgoto tratado é definido da seguinte forma:
V=Q.t
f
(3.81)
onde:
Q=vazão de enchimento;
t
f
=tempo de enchimento.
Os intervalos de tempo das etapas de enchimento, reação, sedimentação, esvaziamento
e repouso são definidos em função da experiência do projetista ou dos valores disponíveis na
literatura.
Metcalf e Eddy (1991) define o volume para o sistema de lodos ativados em batelada
como se segue:
RSB
t
r
f
t.Q
V =
(3.82)
47
onde:
Q=vazão do afluente;
t
t
=duração de um ciclo;
f
RSB
=fração do RSB ocupada por esgoto.
Observa-se que esse tipo de dimensionamento está fundamentado apenas em
observações experimentais, ainda bastante limitadas para o tratamento de esgoto em escala
real.
3.7.2.2 - Dimensionamento utilizando a relação F/M
A relação F/M é o principal critério de dimensionamento e variável de controle de
processo utilizada para o sistema de lodos ativados em batelada (Chernicharo e von Sperling,
1993). A utilização desse parâmetro está fundamentada no conceito de que a eficiência do
reator na remoção da matéria orgânica é função da quantidade do substrato disponível por
unidade de massa de microrganismos por dia. Para van Haandel e Marais (1999), F/M é um
parâmetro ambíguo no processo de lodos ativados, uma vez que ele varia quando as frações
não biodegradável solúvel e particulada variam no esgoto bruto. O dimensionamento do RSB
a partir da relação F/M é obtido da seguinte forma:
M
F
.X
S.Q
V
v
o
r
= (3.83)
onde:
Q=vazão afluente;
S
o
=DBO afluente;
=
M
F
razão
smomicrorgani
alimento
;
X
v
=concentração de sólidos voláteis.
Dimensionar o RSB a partir de F/M não tem significado físico. O cálculo do volume
do reator depende do fluxo de matéria orgânica, enquanto o RSB funciona em batelada.
48
Segundo Metcalf e Eddy (1991), a validade da utilização da equação 3.83 é comprometida em
função da concentração de X
v
não ser representativa da concentração de microrganismos
responsáveis pela degradação da matéria orgânica.
3.7.2.3 - Dimensionamento do RSB utilizando o modelo de fluxo contínuo
O dimensionamento do RSB pode ser feito a partir de critérios e parâmetros básicos
utilizados para sistemas de lodos ativados com fluxo contínuo (von Sperling, 1997). Para este
pesquisador, basta levar em consideração os aspectos hidráulicos e de carga orgânica
convertendo os tempos de detenção hidráulica nos reatores aeróbio e anóxicos em tempos de
reação para cada ciclo operacional. No sistema em batelada, o tempo de reação corresponde
ao tempo real de exposição do esgoto ao lodo. No sistema de fluxo contínuo, nem todo
volume de esgoto afluente permanece no sistema por tempo igual ao tempo de detenção
hidráulica. Analisando-se a diferença entre fluxo contínuo e batelada, observa-se que a
utilização do tempo de detenção hidráulica de fluxo contínuo como tempo de reação para
sistema em batelada não possui nenhuma fundamentação teórica e se afasta da realidade de
operação do RSB.
3.7.2.4 – Dimensionamento de lodos ativados segundo a Associação Brasileira de Normas
Técnicas (ABNT)
A NBR 12209 que regulamenta o projeto de estações de tratamento de esgoto só trata
do dimensionamento de lodos ativados de fluxo contínuo. Além disso, ela só estabelece
critérios de dimensionamento para o tratamento destinado a remoção de matéria orgânica.
Não há citação no texto da existência de sistemas em batelada. A NBR 13969 que se refere ao
tratamento e disposição dos efluentes de tanques sépticos é a única norma que fala sobre
sistema de lodos ativados em batelada. O desconhecimento sobre reator seqüencial em
batelada é tão grande que ele é definido nesta norma equivocadamente. De acordo com o item
3.19 da NBR 13969, o sistema de lodos ativados em batelada é essencialmente aeróbio. Os
equívocos desta norma são maiores ao estabelecer que uma batelada deve ter duração de 24
horas. Ainda segundo esta norma, o dimensionamento do RSB é definido da seguinte forma:
V
r
=2.Q (3.84)
49
onde:
V
r
=volume útil do reator;
Q=vazão diária.
A NBR 13969 é uma norma sem qualquer fundamento científico e obsoleta para o
conhecimento sobre RSB disponível na literatura. A impossibilidade de sua aplicação passa
pela imposição de um ciclo operacional extremamente longo. Além disso, o ciclo possui
apenas fase aeróbia. Dados de Cybis e seu grupo de pesquisa mostram que o tratamento de
esgoto doméstico em RSB já está consolidado até em nível terciário com ciclos operacionais
com o máximo de oito horas de duração. Este grupo de pesquisadores mostrou que a remoção
de nitrogênio de 86 % é possível no RSB em escala piloto tratando esgoto doméstico (Cybis
et al, 2004). Dados de Pickbrenner (2002) mostrou que o RSB tratando efluente de UASB
pode alcançar remoção completa de fósforo. Arima et al (2004a) demonstraram que é possível
fazer a automação do ciclo operacional e o monitoramento on line das condições físico-
químicas que auxiliam na definição de ciclos operacionais mais curtos. Neste contexto,
observa-se a necessidade de aperfeiçoamento da norma para o dimensionamento e a operação
de lodos ativados em batelada. Segundo a ABNT, o RSB fica relegado apenas ao tratamento
do efluente de tanque séptico.
A partir deste trabalho, busca-se levantar um questionamento sobre o
dimensionamento e o comportamento do RSB no tratamento de esgoto doméstico e gerar
conhecimento técnico para uma revisão por parte da ABNT das normas de dimensionamento
e operação de lodos ativados em batelada.
50
4 - MATERIAIS E MÉTODOS
A pesquisa foi desenvolvida em duas escalas: bancada e piloto. Na escala de bancada
foram utilizados dois RSBs, denominados RSB1 e RSB2, e um sistema de fluxo contínuo
denominado FC1. A descrição da cinética da oxidação da matéria orgânica, da nitrificação e
da desnitrificação e a descrição do comportamento do reator seqüencial em batelada foram
desenvolvidas a partir dos dados obtidos no reator RSB1. O controle deste reator foi realizado
a partir do RSB2 operado em função de F/M e do FC1 operado por idade do lodo. Na escala
piloto, o experimento montado era constituído por um RSB e um sistema de fluxo contínuo de
configuração Bardenpho, denominado FC. Nestes reatores foram determinadas as eficiências
na remoção de matéria orgânica e nitrogênio.
4.1 – Descrição do experimento em escala de bancada
O experimento em escala de bancada foi montado no laboratório de saneamento
ambiental do IPH/UFRGS. A sala utilizada na pesquisa tinha temperatura controlada. O
resfriamento do ambiente era feito por um condicionador de ar Consul modelo Split 6th Sense
de 12000 BTU/h. O aquecimento ficava por conta de um condicionador de ar Fedders de
15000 BTU/h. A temperatura média da sala era 21
°C para garantir 20 °C no interior dos
reatores, uma vez que eles recebiam esgoto gelado.
Os dois reatores seqüenciais em batelada foram confeccionados em forma de cilindro
com chapas de acrílico (Figura 4.1). A altura e o diâmetro eram 20 e 36 cm, respectivamente.
A alimentação com esgoto, a retirada do efluente final e o descarte do lodo de excesso eram
realizadas por bombas dosadoras do tipo peristálticas Masterflex modelo 7518-10. As bombas
de alimentação e de retirada do efluente final estavam ligadas em mangueiras tipo cristal com
diâmetro interno de 10 mm. O lodo de excesso do RSB1 era bombeado por mangueira de
diâmetro interno de 2 mm. O descarte de lodo ocorria em cada batelada antes do início da fase
de sedimentação. No RSB2, o descarte de lodo de excesso era manual e ocorria através de
uma torneira de filtro instalada no reator. O fornecimento de ar para cada RSB era feito
através de quatro pedras porosas ligadas a uma bomba de aquário marca Big Air modelo
A420 com ajuste manual da vazão de ar. Para evitar zonas mortas e garantir uma mistura
homogênea, os RSBs estavam equipados com sistemas de agitação constituídos por um eixo
com hélice acoplado a um agitador da marca Motron modelo MR910-60. A velocidade de
agitação era 30 rpm. Os dois reatores em batelada foram monitorados por um sistema de
aquisição de dados ligado a eletrodos de oxigênio dissolvido e temperatura. Este sistema de
51
aquisição de dados e o acionamento das bombas peristálticas, das bombas de aeração e dos
motores de agitação eram gerenciados por um microcomputador através do programa RSB
desenvolvido por Arima et al (2004b).
Figura 4.1 – Reatores seqüenciais em batelada em escala de bancada
Ao longo da pesquisa, os volumes de trabalho e descarga de efluente foram 9 e 4 L por
ciclo, respectivamente. Realizavam-se três ciclos operacionais por dia com duração de oito
horas. A vazão diária era 12 L/d.
No decorrer da pesquisa foram utilizadas duas configurações de lodos ativados com
fluxo contínuo. A primeira configuração era constituída por um reator aeróbio seguido por um
decantador secundário (Figura 4.2). O reator, o sistema de aeração, o sistema de agitação, a
bomba de alimentação, a bomba de recirculação de lodo e a bomba de descarte do lodo de
excesso eram idênticas às utilizadas nos RSBs. O volume de licor misto no reator foi de 8 L.
O decantador feito a partir de chapas de acrílico tinha forma cilíndrica com altura e diâmetro
de 47 e 15 cm, respectivamente. A montagem dele obedecia a um ângulo de 60
° em relação a
horizontal. Na tampa do decantador, foi instalado um sistema de polias ligado a um agitador
da marca Motron modelo MR910-60 e a um raspador de lodo. O volume útil do decantador
foi 4,5 L. A vazão de alimentação e de recirculação do lodo foram 12 e 30 L/d,
respectivamente.
A segunda configuração do lodos ativados com fluxo contínuo foi um Bardenpho
(Figura 4.3). Os reatores anóxicos funcionavam com fluxo pistão. Eles foram montados em
mangueiras tipo cristal de diâmetro de 10 mm. Os reatores de pré e pós desnitrificação tinham
38 e 19 m, respectivamente. O reator aeróbio de acrílico foi fabricado no formato de cilindro e
tinha diâmetro e altura de 25 cm. O decantador secundário, o sistema de aeração e agitação
foram mantidos da configuração anterior. Os volumes dos reatores de pré-desnitrificação,
aeróbio e de pós-desnitrificação foram 3, 4,5 e 1,5 L, respectivamente. As bombas
52
peristálticas de alimentação, de recirculação de lodo e de descarte do lodo de excesso foram
as mesmas do sistema montado para remover matéria orgânica. A retirada do lodo de excesso
ocorria três vezes ao dia. A bomba era acionada pelo microcomputador que gerenciava os
RSBs. A recirculação interna do lodo era feita por uma bomba dosadora Masterflex modelo
7518-10 que operava com vazão de 3 L/h. A alimentação do reator da pós-desnitrificação era
realizada através de uma bomba dosadora peristáltica semelhante as demais, porém com
controle digital da vazão. Esta foi a única alternativa para garantir fluxo pistão no segundo
reator anóxico.
Figura 4.2 – Sistema de lodos ativados com fluxo contínuo para remoção de matéria orgânica
Figura 4.3 – Sistema de lodos ativados Bardenpho: (a) reator de pré-desnitrificação, (b) reator
aeróbio, (c) reator de pós-desnitrificação e (d) decantador secundário.
Nas duas configurações de lodos ativados de fluxo contínuo utilizadas na pesquisa, os
bombeamentos do esgoto bruto, do lodo de recirculação e do lodo de excesso ocorriam em
mangueiras tipo cristal de diâmetro interno de 1,5 mm.
4.1.1 – Esgoto utilizado
O esgoto utilizado para alimentar os reatores era coletado na Estação de Tratamento de
Esgoto - ETE Vila Esmeralda, pertencente ao Departamento Municipal de Água e Esgotos –
53
DMAE de Porto Alegre. Todas as segundas-feiras no horário entre 9:00 e 10:00 horas, eram
coletados 280 L de esgoto bruto no poço úmido da estação (Figura 4.4). O volume coletado
passava por uma peneira com malha de 1 mm e em seguida era armazenado em bombonas de
20 L. Após o transporte até o laboratório de saneamento ambiental do IPH, o esgoto era
armazenado em freezer. Diariamente, retirava-se 40 L de esgoto do freezer para análise da
DQO antes de ser utilizado como substrato. Em função do resultado obtido era feita a
correção da DQO para 300 mg/L, quando necessário. Se a concentração da matéria orgânica
fosse maior, realizava-se a diluição do esgoto com água potável sem cloro para atingir a
concentração pré-estabelecida. Caso contrário, adicionava-se etanol de concentração 150000
mg/L no esgoto para alcançar a DQO de 300 mg/L. Depois do ajuste da concentração de
matéria orgânica, o esgoto era armazenado num balde com tampa e colocado numa geladeira
(Figura 4.5). Este balde era lavado todos os dias antes de receber esgoto novo para inibir o
crescimento de biofilme. Na tampa do balde foi instalado um agitador Motron modelo
MR910-60 acoplado num eixo com hélice.
Figura 4.4 – Ponto de coleta do esgoto da ETE Vila Esmeralda
Figura 4.5 – Geladeira usada para armazenar esgoto com DQO ajustada para 300 mg/L
54
4.1.2 – Procedimentos operacionais
A pesquisa desenvolvida nos sistemas em escala de bancada foi dividida em duas
etapas. A primeira consistiu em operar dois RSBs e um sistema de fluxo contínuo (Figura 4.2)
para remoção de matéria orgânica. A inibição das bactérias nitrificantes ocorreu através da
aplicação diária em cada reator de 10 mL de tiouréia de concentração 2000 mg/L. Nesta etapa
da pesquisa, o ciclo operacional dos bateladas era composto das seguintes fases: enchimento
(uma hora), reação aeróbia (quatro horas), sedimentação (uma hora), descarga de efluente (15
minutos) e descanso (uma hora e 45 minutos).
Na segunda etapa da investigação experimental, funcionaram os dois RSBs e um
sistema Bardenpho (Figura 4.3) para remoção de matéria orgânica e nitrogênio. Os reatores
seqüenciais em batelada funcionaram com o ciclo operacional composto das seguintes fases:
enchimento (uma hora), reação aeróbia (duas horas), reação anóxica (três horas),
sedimentação (uma hora), descarga do efluente (15 minutos) e descanso (45 minutos).
Os parâmetros de controle operacional adotados nas duas etapas da pesquisa, as datas
de inoculação dos reatores, os períodos de aclimatação do lodo e os intervalos de coleta de
dados estão apresentados nas tabelas 4.1 e 4.2. Neste trabalho, a idade do lodo foi definida a
partir do descarte intencional do lodo. As coletas de dados tiveram início quando os
coeficientes de retorno do balanço de massa no RSB1 alcançaram valores entre 0,80 e 1,20.
Na primeira etapa da pesquisa, os reatores foram inoculados com lodo do RSB em
escala piloto da ETE Esmeralda. Em 05/08/2002, este reator foi inoculado com lodo da ETE
Arvoredo do DMAE e colocado em operação. Este procedimento teve como finalidade
utilizar um lodo já adaptado ao esgoto da Vila Esmeralda. Na segunda etapa, os RSBs e o
Bardenpho foram inoculados com esse lodo para a coleta de dados da idade de lodo de 30 dias
e da relação F/M igual a 0,1187 mgDQO.mgSSV
-1
.d
-1
. Em 15/08/2003, O RSB em escala
piloto da Vila Esmeralda foi desativado em função da falta de esgoto bruto decorrente de
entupimentos constantes na rede coletora. As demais inoculações ocorreram com lodo de
sistemas de lodos ativados em escala real com funcionamento em batelada. Na segunda idade
de lodo e na segunda relação F/M, a inoculação dos reatores foi realizada com lodo da ETE
Arvoredo do DMAE. Os problemas operacionais desta estação impossibilitaram a utilização
de lodo para fazer as demais inoculações. As duas últimas inoculações dos reatores ocorreram
com lodo da ETE Sapucaia do Sul pertencente à Companhia Riograndense de Saneamento-
CORSAN.
55
No decorrer da pesquisa, o lado interno das paredes, as tampas e os fundos dos
reatores eram limpos uma vez por semana. Eram utilizadas escovas de limpeza de aquário
para remover biofilme. As bombas dosadoras eram calibradas com freqüência semanal. As
mangueiras de cristal usadas no bombeamento do esgoto e do licor misto eram trocadas a cada
quinze dias para evitar entupimentos e a formação de biofilme nas paredes. O
microcomputador utilizado para aquisição de dados era reiniciado uma vez por semana para
evitar bugs no sistema operacional. Os eletrodos do sistema de aquisição de dados eram
calibrados às sextas-feiras. Antes da calibração do eletrodo de oxigênio dissolvido, a
membrana e a solução eletrolítica eram trocadas.
Tabela 4.1 – Procedimentos operacionais utilizados na primeira etapa da pesquisa em escala
de bancada.
REATOR IDADE DE
LODO (d)
F/M
(mgDQO/mgSSV.d)
INOCULAÇÃO PERÍODO DE
ACLIMATAÇÃO
COLETA DE DADOS
(início-fim)
30 - 04/02/2003 55 17/03-06/04/2003
RSB1 20 - 07/04/2003 21 28/04-16/05/2003
10 - 17/04/2003 16 02/06-19/06/2003
5 - 21/06/2003 15 04/07-22/07/2003
- 0,1460 04/02/2003 55 17/03-06/04/2003
RSB2 - 0,1569 07/04/2003 21 28/04-16/05/2003
- 0,3404 17/04/2003 16 02/06-19/06/2003
- 0,5128 21/06/2003 15 04/07-22/07/2003
30 - 04/02/2003 55 17/03-06/04/2003
FC1 20 - 07/04/2003 21 28/04-16/05/2003
10 - 17/04/2003 16 02/06-19/06/2003
5 - 21/06/2003 15 04/07-22/07/2003
Tabela 4.2 – Procedimentos operacionais utilizados na segunda etapa da pesquisa em escala
de bancada.
REATOR IDADE DE
LODO (d)
F/M
(mgDQO/mgSSV.d)
INOCULAÇÃO PERÍODO DE
ACLIMATAÇÃO
COLETA DE DADOS
(início-fim)
30 - 01/08/2003 53 22/09-09/10/03
RSB1 20 - 10/10/2003 21 05/11-22/11/03
10 - 24/11/2003 19 13/12-30/12/03
5 - 02/01/2004 13 15/01-01/02/04
- 0,1187 01/08/2003 53 22/09-09/10/03
RSB2 - 0,1865 10/10/2003 21 05/11-22/11/03
- 0,2914 24/11/2003 19 13/12-30/12/03
- 0,6182 02/01/2004 13 15/01-01/02/04
30 - 01/08/2003 53 22/09-09/10/03
FC1 20 - 10/10/2003 21 05/11-22/11/03
10 - 24/11/2003 19 13/12-30/12/03
5 - 02/01/2004 13 15/01-01/02/04
4.2 - Descrição do experimento em escala piloto
O experimento em escala piloto foi montado no interior da estação de tratamento de
esgoto da Vila Esmeralda (Figura 4.6). O esgoto utilizado para alimentar os reatores foi
captado no poço úmido da estação elevatória da ETE (Figura 4.4).
O sistema de lodos ativados com fluxo contínuo utilizado foi um Bardenpho (Figura
4.7). O reator aeróbio era de chapa de ferro e de forma cilíndrica com altura de 1,5 m e
56
diâmetro de 0,80 m. O volume útil foi 400 L. Na base do reator aeróbio foi instalado um
difusor de membrana, marca Nopol, alimentado por um compressor de ar com capacidade
para 257 L/h, marca Douat. Os reatores para pré e pós-desnitrificação foram montados em
bombonas plásticas com volumes úteis de 200 e 100 L, respectivamente. Os reatores pré-D e
pós-D possuíam diâmetro de 1,20 m e altura de 0,50 m. O decantador secundário utilizado foi
montado numa bombona plástica semelhante àquelas utilizadas para os reatores anóxicos. O
volume útil era 200 L. Em cada reator estava instalado um motorredutor de 100 rpm ligado a
um eixo vertical com hélice para promover a mistura do licor misto. O redutor tinha relação
de 1/15, marca Geremia, e o motor elétrico trifásico era de 1700 rpm, marca Weg. O
decantador secundário tinha um raspador de lodo. Na parte superior do decantador, foi
instalado um sistema de polias ligado a um agitador da marca Motron modelo MR910-60 e do
raspador de lodo.
Figura 4.6- Representação esquemática da ETE Vila Esmeralda
O Bardenpho era alimentado por um conjunto elevatório instalado na casa de
máquinas do experimento. O conjunto elevatório era composto por uma bomba de
deslocamento positivo, marca Netzsch modelo 2NP11, e um motor trifásico marca Weg. O
reator recebia 50 L/h de esgoto bruto transportado por tubos de PVC de 25 mm. Para
recirculação do lodo do fundo do decantador e a recirculação interna, foram instalados dois
conjuntos elevatórios constituídos por bombas de deslocamento positivo, marca Netzsch
modelo 2NP15A, acopladas a motores Weg. Estes motores-bombas recalcavam 100 L/h de
lodo do decantador e 300 L/h de licor misto do reator aeróbio para o reator de pré-
57
desnitrificação. As tubulações utilizadas nestes bombeamentos foram de PVC de 25 mm. As
ligações entre as unidades que formavam o Bardenpho foram feitas por intermédio de tubos
de PVC de 40 mm furados na geratriz superior para garantir escoamento livre.
O reator do sistema de lodos ativados em batelada (Figura 4.8) foi fabricado com
chapa de ferro e tinha altura de 1,50 m e diâmetro de 0,80 m. A alimentação e a descarga do
efluente foram feitas através de conjuntos elevatórios semelhantes aos utilizados nas
recirculações do sistema com fluxo contínuo. No interior do reator foram instaladas chaves-
bóia para desligar os conjuntos elevatórios. A agitação e a aeração do licor misto eram feitas
utilizando equipamentos semelhantes aos empregados no sistema com fluxo contínuo. Nas
instalações de fornecimento de ar para o RSB foi instalada uma válvula solenóide. O controle
do tempo de cada fase dos ciclos era realizado por um painel de comandos elétricos com
timers analógicos ligados aos conjuntos elevatórios, a válvula solenóide e ao sistema de
agitação. Os volumes de trabalho, alimentação e descarga do efluente foram 600, 400 e 400 L
por ciclo, respectivamente. O RSB realizava três ciclos diários.
Figura 4.7 - Sistema de lodos ativados com fluxo contínuo em escala piloto.
Figura 4.8 - Sistema de lodos ativados em batelada na escala piloto
58
4.2.1 – Procedimentos operacionais
Nesta parte da pesquisa, foram utilizadas as idades de lodo de 30 e 10 dias,
respectivamente. Todos os dias, o controle da idade de lodo era feito através da descarga
intencional de licor misto dos sistemas de lodos ativados. O ciclo operacional do RSB possuía
duração de 8 horas e era composto das seguintes fases: enchimento (uma hora), reação aeróbia
(duas horas), reação anóxica (três horas), sedimentação (uma hora) e esvaziamento (uma
hora).A inoculação dos sistemas ocorreu em 12/02/2004. O lodo utilizado foi coletado na ETE
Sapucaia do SUL da CORSAN. As concentrações iniciais de sólidos suspensos voláteis foram
1120 e 1440 mg/L no RSB e no FC, respectivamente. A primeira idade de lodo foi 10 dias.
Para este valor, a aclimatação do lodo durou 30 dias. Após esta fase, ocorreu a coleta de dados
por dez dias. Depois deste período, não houve esvaziamento dos reatores. A operação dos
reatores com idade de lodo de 30 dias ocorreu com a alteração do descarte de lodo diário que
passou para 3,33 % do volume dos reatores. O período de aclimatação ocorreu entre 03/04 e
22/05/04. A partir desta data teve início a coleta de amostras por dez dias. O início das duas
coletas de dados ocorreu após o monitoramento realizado por Medeiros (2005) indicar a
estabilização na diversidade da microfauna presente no FC e no RSB. Neste experimento,
todas as amostras coletadas foram congeladas e conduzidas ao laboratório de saneamento
ambiental do IPH.
A calibração das bombas e o ajuste dos timers eram realizados com freqüência
semanal. A limpeza da tubulação de sucção localizada no poço úmido ocorria todos os dias. O
purgamento da água de condensação nos compressores aconteceu antes de iniciar a operação
dos sistemas.
4.3 - Procedimentos analíticos
Para avaliar o comportamento dos sistemas de lodos ativados, foram coletadas
amostras do esgoto afluente, licor misto e efluente final. Todas as amostras coletadas foram
analisadas segundo o Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (1995
e 1985). Os parâmetros analisados e as metodologias estão descritas na tabela 4.3. Nos RSBs
em escala de bancada, o sistema de aquisição de dados on line coletou dados de oxigênio
dissolvido e temperatura. A concentração de oxigênio dissolvido foi determinada através do
método potenciométrico (Standard Methods, 1995). A temperatura foi obtida através de
medição indireta por intermédio de sensor. A determinação das taxas de consumo de oxigênio
(TCO) obedeceu aos procedimentos sugeridos por van Haandel e Marais (1999).
59
Tabela 4.3 – Parâmetros físico-químicos analisados e suas respectivas metodologias.
PARÂMETRO METODOLOGIA REFERÊNCIA
Temperatura Medição direta Standard Methods (1995)
pH Potenciômetro Standard Methods (1995)
Alcalinidade total Titulométrico Standard Methods (1995)
Sólidos Suspensos Totais Gravimétrico Standard Methods (1995)
DQO Titulométrico Standard Methods (1995)
Nitrogênio amoniacal Nessler Standard Methods (1985)
Nitrogênio Kjeldahl Macro-Kjeldahl seguido de
Nessler
Standard Methods (1985)
Nitrato Cromatografia iônica Standard Methods (1995)
Oxigênio dissolvido Winkler modificação azida Standard Methods (1985)
4.4 – Determinação de DQO
cmáx
, k e fup.
Os valores de DQO
cmáx
e k foram determinados pelo método gráfico Fujimoto de
acordo com Metcalf e Eddy (1991) utilizado na cinética da DBO.
A determinação de f
up
foi obtida por metodologia descrita em van Haandel e Marais
(1999).
4.5 – Análise estatística
O tratamento estatístico dos dados foi realizado através de média, desvio padrão,
análise de variância e menor diferença significativa de acordo com metodologia descrita por
Costa (1992). Tal metodologia utiliza tabelas que podem ser utilizadas em planilha eletrônica
para facilitar os cálculos.
4.6 - Simulação
As simulações da taxa de consumo de oxigênio para nitrificação foram realizadas no
Microsoft Excel 2002.
60
5 - RESULTADOS E DISCUSSÃO
O estudo do comportamento do reator seqüencial em batelada está fundamentado no
balanço de massa da matéria orgânica e no modelo simplificado propostos a seguir.
5.1 – Desenvolvimento do balanço de massa da matéria orgânica em RSB
O balanço de massa da matéria orgânica no RSB em pseudo-estado estacionário
consiste em aplicar a lei da conservação de massa para uma batelada. Estabelecido o
equilíbrio no sistema em batelada, o balanço de massa é definido melhor através da
quantificação dos termos de entrada, saída, produção e consumo de matéria orgânica em
unidade de massa. Logo,
MS’
ta
=MS’
td
(5.1)
onde:
MS’
ta
=massa de matéria orgânica no afluente de uma batelada;
MS’
td
=somatório das massas de matéria orgânica no efluente, oxidada e convertida em
lodo numa batelada.
A soma das massas de matéria orgânica no efluente (MS’
te
), no lodo descartado
(MS’
Xv
) e oxidada (MS’
O
) é definida da seguinte forma:
MS’
td
=MS’
te
+MS’
Xv
+MS’
O
MS’
td
=S
te
.(V-V
b
)+(f
cv
.X
v
+S
te
).V
b
+
∫
Tr
0
dt).t(TCO).t(V
MS’
td
=S
te
.V+f
cv
.X
v
.V
b
+
∫
Tr
0
dt).t(TCO).t(V
(5.2)
onde:
V=volume de uma batelada;
V
b
=volume do lodo de excesso removido numa batelada;
TCO(t)=função taxa de consumo de oxigênio;
61
Tr=tempo de reação total;
V(t)=função volume do reator.
Dividindo MS’
td
por MS’
ta
, tem-se:
V.S
dt).t(TCO).t(V
V.S
V.X.f
S
S
B
ta
Tr
0
ta
bvcv
ta
te
o
∫
++= (5.3)
Se o RSB remove nitrogênio, a equação 5.3 assume a seguinte forma:
V.S
dt).t(TCN.86,2).t(Vdt).t(TCO).t(V
V.S
V.X.f
S
S
B
ta
1T
0
Tr
1T
ta
bvcv
ta
te
o
∫ ∫
+
++= (5.4)
onde:
T1=tempo de reação aeróbia.
5.2 – Desenvolvimento do modelo matemático simplificado do comportamento do RSB
O modelo que será apresentado parte dos conceitos de modelagem fenomenológica.
Esta maneira de modelagem está fundamentada no equacionamento dos fenômenos em
estudo. As equações que governam os fenômenos envolvidos no tratamento de esgoto em
RSB foram propostas por Marais e Ekama (1976) para sistemas de lodos ativados de fluxo
contínuo. A modelagem do comportamento do reator seqüencial em batelada proposta parte
das seguintes considerações:
(1) o metabolismo bacteriano se processa apenas na fase de enchimento com reação
e/ou na fase de reação;
(2) o sistema é operado em pseudo-estado estacionário;
(3) não se consideram os sólidos afluentes como lodo biológico;
(4) não se considera a síntese dos microrganismos autótrofos;
(5) a idade de lodo é quantificada em relação ao tempo em que o lodo permanece no
reator;
62
(6) a perda de matéria orgânica biodegradável solúvel afluente que ocorre na descarga
do lodo é desprezível;
(7) durante o tempo de reação, toda matéria orgânica biodegradável é removida da fase
líquida.
5.2.1 – Lodo ativo
A partir das considerações acima, obtém-se:
0
dt
dX
dt
dX
dt
dX
dt
dX
e
a
d
a
c
aa
=
+
+
= (5.5)
A taxa de crescimento do lodo ativo é proporcional à taxa de utilização da matéria
orgânica biodegradável presente no reator. O fator de proporcionalidade entre essas taxas é o
coeficiente de crescimento celular. Considerando a diluição do esgoto ao entrar no RSB, tem-
se:
(
)
r
taupus
r
ba
u
ba
c
a
T.Vr
V.S.ff1.Y
T.Vr
V.S
.Y
dt
dS
.Y
dt
dX
−
−
==
=
(5.6)
onde:
V=volume de uma batelada;
Vr=volume do reator;
T
r
=tempo de reação total.
As taxas de decaimento endógeno e de descarga do lodo de excesso são definidas da
mesma forma do modelo proposto por Marais e Ekama (1976) para reator de fluxo contínuo.
Substituindo-se as equações 5.6, 3.59 e 3.60 na equação 5.5, tem-se:
(
)
0
X
X.b
T.Vr
V.S.ff1.Y
a
ah
r
taupus
=
θ
−−
−
−
(
)
( )
Vr
V
.
T.1.b
.S.ff1.Y
X
rh
taupus
a
+θ
θ
−
−
= (5.7)
63
5.2.2 – Resíduo endógeno
O RSB, em condições ideais, opera sob pseudo-estado estacionário com variação da
concentração do lodo endógeno nula. Logo,
0
dt
dX
dt
dX
dt
dX
e
e
c
ee
=
+
= (5.8)
Desenvolvendo-se a equação 5.8 de forma semelhante a equação 3.63, tem-se:
0
X
X.b.f
e
ah
=
θ
−
X
e
=f.b
h
.θ.X
a
(5.9)
Substituindo-se a equação 5.7 na equação 5.9, tem-se:
(
)
( )
Vr
V
.
T.1.b
S.ff1.Y..b.f
X
rh
taupus
2
h
e
+θ
−−θ
=
(5.10)
5.2.3 – Lodo inerte
A concentração do lodo inerte no reator é gerada pela floculação do material orgânico
não biodegradável particulado afluente ao sistema. Esta fração da DQO afluente gera uma
massa de lodo inerte por batelada igual a:
cv
taup
ia
f
V.S.f
'MX = (5.11)
onde:
MX’
ia
=massa de sólidos não-biodegradáveis no afluente.
Ao longo de uma batelada será removida uma massa de lodo inerte igual a:
64
θ
=
θ
=
=
ri
r
i
r
e
i
ie
T.Vr.X
T.Vr.
X
T.Vr.
dt
dX
'MX (5.12)
onde:
MX’
ie
=massa de lodo não-biodegradável descartada no lodo de excesso.
Como não existe formação, destruição e acúmulo de sólidos inertes em reatores
seqüenciais em batelada sob condições ideais, a massa removida deste parâmetro será igual à
massa de sólidos orgânicos não biodegradáveis que é gerada no reator durante a fase de
reação. Logo,
cv
taup
ri
f
V.S.f
T.Vr.X
=
θ
Vr
V
.
T.f
.S.f
X
rcv
taup
i
θ
= (5.13)
A soma das equações 5.7, 5.10 e 5.13 leva à concentração de lodo orgânico. Portanto,
ieav
XXXX ++=
(
)
( )
(
)
( )
Vr
V
.
T.f
.S.f
T.1.b
S.ff1.Y..b.f
T.1.b
.S.ff1.Y
X
rcv
taup
rh
taupus
2
h
rh
taupus
v
θ
+
+θ
−−θ
+
+θ
θ−−
= (5.14)
Multiplicando-se a equação 5.14 por V
b
e f
cv
, tem-se:
MS`
Xv
=
(
)
( )
(
)
( )
Vr
V
.
T.f
.S.f
T.1.b
S.ff1.Y..b.f
T.1.b
.S.ff1.Y
.f.V
rcv
taup
rh
taupus
2
h
rh
taupus
cvb
θ
+
+θ
−−θ
+
+θ
θ−−
(5.15)
Dividindo-se a equação 4.15 por MS`
ta
, tem-se:
mS`
Xv
=
(
)
( )
(
)
( )
Vr
V
.
T.f
.f
T.1.b
ff1.Y..b.f
T.1.b
.ff1.Y
.f
b
rcv
up
rh
upus
2
h
rh
upus
cv
θ
+
+θ
−−θ
+
+θ
θ−−
(5.16)
onde:
65
mS`
Xv
=fração da matéria orgânica afluente convertida em lodo numa batelada.
Multiplicando-se f
us
por MS`
ta
, tem-se:
MS`
te
=f
us
.V.S
ta
(5.17)
Dividindo-se a equação 5.17 por MS`
ta
, tem-se:
mS`
te
=f
us
(5.18)
onde:
mS`
te
=fração da matéria orgânica afluente que sai do reator no efluente de uma
batelada.
Sendo a soma de mS`
Xv
, mS`te e da fração de matéria orgânica oxidada numa batelada
(mS`o) igual a 1 (um), tem-se:
mS`
te
+mS`
Xv
+mS`o=1
mS`o=1-(mS`
te
+mS`
Xv
) (5.19)
Substituindo-se as equações 5.16 e 5.18 na equação 5.19, tem-se
mS`o=1-f
us
-
(
)
( )
(
)
( )
Vr
V
.
T.f
.f
T.1.b
ff1.Y..b.f
T.1.b
.ff1.Y
f
b
rcv
up
rh
upus
2
h
rh
upus
cv
θ
+
+θ
−−θ
+
+θ
θ−−
(5.20)
5.2.4 – Dimensionamento do RSB a partir da idade do lodo como parâmetro de projeto.
Considerando o pseudo-estado estacionário e o comportamento hidráulico do RSB, o
volume do reator é definido a partir da equação 5.14. Com isso,
(
)
( )
(
)
( )
Vr
V
.
T.f
.S.f
T.1.b
S.ff1.Y..b.f
T.1.b
.S.ff1.Y
X
rcv
taup
rh
taupus
2
h
rh
taupus
v
θ
+
+θ
−−θ
+
+θ
θ−−
=
66
(
)
( )
(
)
( )
vrcv
taup
rh
taupus
2
h
rh
taupus
X
V
.
T.f
.S.f
T.1.b
S.ff1.Y..b.f
T.1.b
.S.ff1.Y
Vr
θ
+
+θ
−−θ
+
+θ
θ−−
=
(
)
(
)
vrcv
taup
r
tarupush
r
tarupus
X
V
.
T.f
.S.f
T
S.C.ff1..b.f
T
S.C.ff1
Vr
θ
+
−−θ
+
−−
=
( ) ( )
V.
T.X
S
.
f
.f
C.ff1..b.fC.ff1Vr
rv
ta
cv
up
rupushrupus
θ
+−−θ+−−=
V.fVr
cor
= (5.21)
onde:
( ) ( )
rv
ta
cv
up
rupushrupuscor
T.X
S
.
f
.f
C.ff1..b.fC.ff1f
θ
+−−θ+−−=
(5.22)
onde:
f
cor
=fator de correção de volume.
Os critérios de projeto se baseiam no estabelecimento do volume de uma batelada,
DQO do esgoto bruto, tempo de reação, concentração de sólidos suspensos voláteis e idade de
lodo ideal à operação do RSB. Percebe-se que o dimensionamento do volume do RSB parte
de um conjunto de parâmetros.
5.3 – Modelamento matemático da remoção da matéria orgânica no RSB
A taxa de oxidação da matéria orgânica afluente diluída no reator seqüencial em
batelada é proporcional a concentração da matéria orgânica biodegradável no instante t. O
controle da taxa de oxidação a partir da quantidade de matéria orgânica biodegradável
presente no reator possibilita aplicar o seguinte modelo matemático:
bc
'
bc
.Sk
dt
dS
=− (5.23)
onde:
67
S
bc
=DQO afluente biodegradável disponível para o catabolismo;
t=tempo;
k’=taxa da reação (base 10).
Resolvendo a equação diferencial para o intervalo de tempo entre o (zero) e t e o
respectivo intervalo de DQO entre a DQO máxima disponível para o catabolismo e a DQO
num tempo t qualquer, tem-se:
DQO(t)=DQO
cmáx
.e
-k.t
(5.24)
onde:
DQO(t)=DQO afluente biodegradável disponível para o catabolismo remanescente no
tempo t numa batelada;
DQO
cmáx
= DQO máxima catabolizada;
k=taxa da reação (base e);
t=tempo.
O maior interesse neste modelo é obter a quantidade de matéria orgânica
biodegradável oxidada numa batelada. Este valor é obtido a partir da seguinte equação:
DQO
oxidada
=DQO
cmáx
-DQO(t) (5.25)
Substituindo-se a equação 5.24 na 5.25, tem-se:
DQO
oxidada
=DQO
cmáx
.(1-e
-k.t
) (5.26)
5.4 – Comportamento do RSB em escala de bancada removendo matéria orgânica
Nesta fase da pesquisa, observou-se o balanço de massa, a produção de lodo, o
consumo de oxidante e a qualidade do efluente produzido no RSB1. Além disso, determinou-
se a fração não biodegradável particulada do esgoto e as constantes envolvidas na cinética da
oxidação da matéria orgânica.
Partindo da operação do RSB1 em pseudo-estado estacionário, a verificação do
balanço de massa foi estabelecida a partir da determinação da DQO do esgoto afluente, da
68
DQO do esgoto tratado, da concentração de SSV no licor misto e massa de oxigênio
dissolvido consumida. Os resultados experimentais destes parâmetros estão apresentados na
tabela 5.1. O coeficiente de retorno e as frações das formas que a matéria orgânica deixa o
reator estão plotadas nas figuras 5.1, 5.2, 5.3 e 5.4.
O controle da quantidade de matéria orgânica fornecida ao RSB1 se reflete nos dados
apresentados na tabela 5.1. As médias das DQOs foram 291,7, 302, 296,4 e 305,7 mg/L para
as idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias, respectivamente. A análise de variância da DQO
afluente indica que não existe diferença significativa entre os esgotos utilizados nas quatro
idades de lodo para um nível de significância de 5%. As variações observadas nas DQOs
podem ser atribuídas ao acaso. Neste caso, o RSB1 foi submetido à mesma carga orgânica ao
longo da pesquisa.
Os dados da demanda química de oxigênio do efluente do RSB1 foram submetidos à
análise de variância com nível de significância de 5%. Constatou-se que não houve diferença
significativa entre os dados analisados. As DQOs obtidas nas quatro idades de lodos podem
ser consideradas da mesma população. As médias das amostras obtidas nas idades de lodo de
30, 20, 10 e 5 dias foram 32, 29,5, 28,8 e 27,1 mg/L, respectivamente. Observa-se que as
idades de lodo testadas exercem baixa influência sobre a quantidade de matéria orgânica no
efluente do RSB1 quando operado para remover apenas matéria orgânica. A partir destas
constatações é possível admitir que a DQO do efluente é a fração não-biodegradável solúvel
do esgoto. Os indícios fornecidos pela estatística para esta consideração são fortes, uma vez
que a variação na quantidade de microrganismos heterotróficos no reator não foi capaz de
alterar a quantidade de matéria orgânica no efluente. Partindo destas observações, tem-se
f
us
=0,10.
As concentrações de sólidos suspensos voláteis no licor misto do RSB1 definem bem
a influência da idade de lodo sobre este parâmetro. A concentração de lodo decresceu à
medida que o tempo de residência celular foi reduzido. As médias obtidas foram 3098, 2792,
1260 e 985 mg/L para as idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias, respectivamente. A
variabilidade dos dados amostrais indica que não há estabilidade nos dados de uma mesma
idade de lodo. Sempre haverá este tipo de comportamento em amostras de lodo que tratam
esgoto doméstico real. As variações das frações de matéria orgânica biodegradável e não-
biodegradáveis e as flutuações no metabolismo do lodo ativo geram variações impossíveis de
serem evitadas na concentração de sólidos suspensos voláteis. Além disso, se fosse possível
manter este parâmetro sem variação no tempo não existiria nenhuma garantia que o RSB
estivesse em pseudo-estado estacionário, mas certamente implicaria num comportamento
uniforme do lodo ao longo do tempo. Esta situação é impossível. A dinâmica dos processos
69
biológicos em RSB dentro de uma mesma idade de lodo é real, mas não é relevante quando
comparada com as modificações que ocorrem no lodo com a variação no tempo de residência
celular. Este é o tipo de variação de interesse no presente trabalho. Partindo deste princípio,
observou-se através da análise de variância das concentrações de sólidos suspensos voláteis
que as idades de lodo geram resultados diferentes considerando 5 % como nível de
significância. A concentração de sólidos suspensos voláteis no reator seqüencial em batelada
apresenta comportamento dinâmico à medida que se altera a idade de lodo de forma
semelhante ao sistema de fluxo contínuo, guardando as devidas especificidades do RSB.
Tabela 5.1 – Dados obtidos para o balanço de massa do RSB1 removendo matéria orgânica
com idade de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias.
Idade de lodo
(dia)
Data S
ta
(mg/L) S
te
(mg/L) X
v
(mgSSV/L) MS´o (mgOD)
17/03/03 272 35 3000 460,44
18/03/03 314 44 3220 357,48
19/03/03 284 35 3100 432,18
20/03/03 301 33 3100 367,92
22/03/03 281 42 3000 398,88
30
24/03/03 296 28 3100 451,53
25/03/03 270 29 3040 583,47
26/03/03 296 21 2900 477,90
27/03/03 299 28 3300 537,39
28/03/03 304 25 3220 472,68
Média 291,7 32,0 3098 453,99
28/04/03 315 16 3080 685,17
29/04/03 273 28 3040 503,73
30/04/03 290 30 2980 450,18
01/05/03 274 28 2760 543,51
02/05/03 317 29 2580 441,99
20
03/05/03 343 34 2680 442,71
04/05/03 299 24 2920 420,75
05/05/03 308 40 2580 525,78
06/05/03 297 35 2460 409,86
07/05/03 305 30 2840 447,21
Média 302,0 29,5 2792 487,09
02/06/2003 300 24 1280 391,32
03/06/2003 281 21 1340 300,78
04/06/2003 296 29 1320 233,55
05/06/2003 286 16 1260 296,46
06/06/2003 291 39 1300 293,58
10
07/06/2003 300 29 1280 299,16
08/06/2003 300 36 1160 295,38
09/06/2003 309 41 1320 376,02
10/06/2003 292 31 1200 312,84
11/06/2003 307 22 1140 424,71
Média 296,4 28,8 1260 322,38
70
Continuação da tabela 5.1 – Dados obtidos para o balanço de massa do RSB1 removendo
matéria orgânica com idade de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias.
Idade de lodo
(dia)
Data S
ta
(mg/L) S
te
(mg/L) X
v
(mgSSV/L) MS´o (mgOD)
04/07/2003 335 25 1020 532,98
05/07/2003 340 22 1170 405,99
06/07/2003 331 25 1150 416,70
07/07/2003 303 11 1120 358,29
08/07/2003 268 40 700 287,82
5
09/07/2003 281 34 780 354,60
10/07/2003 291 27 1020 332,55
11/07/2003 310 30 1010 328,59
12/07/2003 295 29 940 339,39
13/07/2003 303 28 940 416,25
Média 305,7 27,1 985 377,32
Convenções: S
ta
=DQO afluente;
S
te
=DQO efluente;
Xv=concentração de sólidos suspensos voláteis;
MS`o=massa de oxigênio dissolvido consumida durante a batelada.
As médias das massas de oxigênio dissolvido consumidas durante as bateladas foram
453,99, 487,09, 322,38 e 377,32 mg/L para as idades de lodo 30, 20, 10 e 5 dias,
respectivamente. O cálculo da quantidade de oxigênio consumido por batelada foi realizado a
partir dos gráficos da taxa de consumo de oxigênio apresentados nas figuras de 9.1 a 9.40
(Anexos). A dispersão dos dados está ligada as variações na composição do esgoto doméstico
e na concentração de lodo ativo. A análise de variância dos resultados indica que há diferença
significativa entre as massas de oxigênio consumida nas quatro idades de lodo considerando 5
% como nível de significância. Observou-se que as médias das idades de lodo de 30 e 20 dias
e as médias de 10 e 5 dias apresentaram valores próximos. A partir desta observação, foi
determinada a menor diferença significativa entre as médias. Esta análise estatística mostrou
que não existe diferença significativa entre as amostras das idades de lodo de 30 e 20 dias e
também não existe diferença entre as médias das idades de lodo de 10 e 5 dias. As demais
combinações apresentam diferenças significativas considerando 5 % como nível de
significância. Levando-se em consideração que a quantidade de matéria orgânica fornecida
em todas idades de lodo foram iguais, é possível admitir que os processos de catabolismo
ocorreram na mesma intensidade nas idades de lodo consideradas iguais de acordo com a
análise estatística. Entretanto, os processos catabólicos ocorrem em velocidades diferentes em
função das variações na composição do esgoto. A ocorrência de mesma intensidade neste
processo metabólico para tempos de residência celular diferentes pode estar ligada ao
fornecimento de substrato abaixo da capacidade metabólica do lodo ativo.
A partir do balanço de massa da matéria orgânica, determinou-se as frações da DQO
afluente que foram oxidada (MS`o/MS`ta), convertida em lodo (MS`
Xv
/MS`ta) e não sofreram
71
ação do tratamento (MS`te/MS`ta). A soma destas frações resulta no coeficiente de retorno
(Bo). Estes valores estão plotados nas figuras 5.1, 5.2, 5.3 e 5.4.
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
17/3/2003 18/3/2003 19/3/2003 20/3/2003 21/3/2003 22/3/2003 23/3/2003 24/3/2003 25/3/2003 26/3/2003 27/3/2003 28/3/2003 29/3/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MS`te/MS`ta
MS`Xv/MS`ta
MS`o/MS`ta
Bo
Figura 5.1 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando com idade
de lodo de 30 dias.
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
28/4/2003 29/4/2003 30/4/2003 1/5/2003 2/5/2003 3/5/2003 4/5/2003 5/5/2003 6/5/2003 7/5/2003 8/5/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MS`te/MS`ta
MS`Xv/MS`ta
MS`o/MS`ta
Bo
Figura 5.2 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando com idade
de lodo de 20 dias.
72
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
2/6/2003 3/6/2003 4/6/2003 5/6/2003 6/6/2003 7/6/2003 8/6/2003 9/6/2003 10/6/2003 11/6/2003 12/6/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MS`te/MS`ta
MS`Xv/MS`ta
MS`o/MS`ta
Bo
Figura 5.3 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando com idade
de lodo de 10 dias.
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
4/7/2003 5/7/2003 6/7/2003 7/7/2003 8/7/2003 9/7/2003 10/7/2003 11/7/2003 12/7/2003 13/7/2003 14/7/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MS`te/MS`ta
MS`Xv/MS`ta
MS`o/MS`ta
Bo
Figura 5.4 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e operando com idade
de lodo de 5 dias.
Nas idades de lodo de 30 (Figura 5.1) e 20 dias (Figura 5.2), observa-se que em média
40% da DQO afluente foi oxidada, 10 % saiu no efluente e o restante foi convertido em lodo
de excesso. Este comportamento das frações do balanço de massa era previsto, uma vez que
73
em idades de lodo mais elevadas ocorre predominância do processo de oxidação da matéria
orgânica em relação à produção de lodo. Nas duas últimas idades de lodo, ocorreu uma
tendência de maior produção de lodo em detrimento da oxidação. Tal comportamento do
sistema de lodos ativados é esperado em função de estudos já realizados em sistemas de fluxo
contínuo por Dias (1982).
Comparando as frações da DQO afluente oxidada no RSB1 nas quatro idades de lodo
com dados obtidos por Dias (1982) num sistema de fluxo contínuo removendo apenas matéria
orgânica, constata-se que o reator seqüencial em batelada oxida menos matéria orgânica do
que o sistema de fluxo contínuo. Paralelamente, a fração de DQO no efluente do RSB1 se
mostrou inferior aos dados obtidos pelo pesquisador citado anteriormente. A superioridade na
qualidade do efluente do reator seqüencial em batelada em comparação com o efluente de
sistemas de fluxo contínuo se deve a sedimentação que ocorre em condições próximas às
ideais. A produção de lodo mais elevada nos reatores seqüenciais em batelada está ligada a
um conjunto de fatores. É importante ressaltar que no RSB todos os microrganismos
envolvidos no tratamento entram em contato com o substrato no mesmo instante e nas
mesmas condições de competição para metabolizá-lo. De acordo com Gujer (2002), as
bactérias heterotróficas em sistemas de fluxo contínuo entram em contato com o substrato
com diferentes níveis de degradabilidade em intervalos de tempos e condições físico-químicas
diferentes. Para este pesquisador, a divisão do sistema de fluxo contínuo em várias unidades é
o fator responsável pelo crescimento baixo das bactérias heterotróficas. No RSB, o
comportamento hidráulico proporciona igualdade de condições para o metabolismo dos
microrganismos envolvidos no tratamento e melhores condições de sedimentabilidade.
Loosdrecht e Heijnen (2002) afirmam que as bactérias heterotróficas em contato com
substrato podem utilizá-lo para crescimento ou armazenamento. Segundo estes pesquisadores,
a competição entre os microrganismos leva a maximização do crescimento em detrimento do
armazenamento. É provável que o aumento repentino da concentração de matéria orgânica no
início do ciclo operacional do RSB favoreça a competição entre os microrganismos
heterotróficos. Medeiros (2005), estudando as diferenças entre o lodo de um RSB e um
Bardenpho, citou a perda de lodo através do efluente do sistema contínuo como um dos
fatores que contribui para menor concentração do lodo no reator. Ele associa esta observação
a quebra dos flocos através da recirculação do lodo e as condições de sedimentação no
decantador secundário. Todos os fatores que levam a maior concentração de lodo nos reatores
seqüenciais em batelada tem como origem o comportamento hidráulico do reator. Esta
característica define a diferença entre os sistemas que vão desde o funcionamento até o
dimensionamento.
74
Os resultados dos balanços de massa (Figuras 5.1, 5.2, 5.3 e 5.4) indicam flutuações
no coeficiente de retorno entre 0,80 e 1,19. As menores variações deste parâmetro ocorrem
nas idades de lodo de 10 e 5 dias. É possível que a presença de microrganismos heterotróficos
em menor quantidade no reator proporcione resultados mais homogêneos para o coeficiente
de retorno. A maior contribuição para as variações no balanço de massa no RSB pode estar
associada às variações na composição do esgoto bruto utilizado no experimento. Os resultados
obtidos nesta pesquisa contrariam vários trabalhos sobre reatores seqüenciais em batelada
operados com idade de lodo. Shroeder (1982) afirma que a idade de lodo é um parâmetro
inconsistente para este tipo de lodos ativados. Este tipo relato na literatura, possivelmente,
está ligado ao descarte de lodo de forma pontual e sem nenhuma periodicidade. Nesta
pesquisa, os descartes foram realizados em todas as bateladas. A operação de lodos ativados
em batelada carece de controle rigoroso e constante do descarte de lodo a cada batelada para
estabelecer a idade do lodo como parâmetro operacional. A partir deste tipo de procedimento
aplicado no RSB, é possível que o reator alcance condições operacionais próximas as ideais.
O estabelecimento do estado estacionário é impossível em função das características do
reator, mas um pseudo-estado estacionário é possível. Esta situação pode ser definida como
estado estacionário dinâmico, uma vez que as concentrações de matéria orgânica, lodo e
nutrientes sofrem variações ao longo da batelada sem desestabilizar o balanço de massa. A
partir das observações do comportamento do reator seqüencial em batelada, o pseudo-estado
estacionário será definido como estado estacionário dinâmico. Fato semelhante ocorre na
física quando um corpo em movimento retilíneo e uniforme fica em equilíbrio dinâmico, uma
vez que o somatório das forças que atuam sobre ele é zero.
Observando-se os coeficientes de retorno obtidos nas quatro idades de lodo no RSB1,
foi possível constatar que o balanço de massa não se afasta mais de 20% do equilíbrio teórico.
Dias (1982) estudando o comportamento do sistema de lodos ativados de fluxo contínuo sob
condições estacionárias também chegou a esta conclusão. De acordo com Catunda e van
Haandel (1983), sistemas de lodos ativados de fluxo contínuo em estado estacionário podem
apresentar coeficiente de retorno entre 0,80 e 1,20 %. Estes pesquisadores atribuem as
variações no coeficiente de retorno as alterações da atividade dos microrganismos e as
modificações das características físico-químicas do esgoto. Partindo destas considerações, é
possível afirmar que o RSB1 esteve em estado estacionário dinâmico ao longo da coleta de
dados para o balanço de massa nas quatro idades de lodo pesquisadas. Este é um fato
imprescindível para avaliação do modelo matemático proposto neste trabalho. A partir deste
modelo é possível prever o comportamento do RSB e definir seu dimensionamento
fundamentado no comportamento do lodo.
75
Uma vez desenvolvido o balanço de massa, é possível determinar a fração não
biodegradável particulada (f
up
). Para determinação desta fração, foram utilizados f
us
igual a
0,10 (S
te
/S
ta
) e as constantes cinéticas e estequiométricas definidas por Marais e Ekama
(1976):
f
cv
=1,50 mgDQO/mgSSV;
b
h
=0,24d
-1
;
Y=0,45 mgSSV/mgDQO;
f=0,20.
Seguindo metodologia descrita por van Haandel e Marais (1999), f
up
=0,08 é o valor
que melhor relaciona os dados teóricos aos experimentais. O parâmetro f
up
obtido em
pesquisas no Brasil assume valores considerados baixos comparados com a literatura em
função dos hábitos culturais. Nas cozinhas das residências brasileiras não existem trituradores
para resíduos sólidos gerados no preparo dos alimentos. A segregação entre resíduos líquidos
e sólidos gerados no preparo dos alimentos é comum no Brasil. Além disso, o esgoto utilizado
como substrato passava por uma peneira com malha de 1 mm para remover sólidos grosseiros
e evitar entupimento na alimentação do reator. A rigor, a soma destes dois fatores foram
preponderantes no estabelecimento do valor assumido por f
up
.
Utilizando-se da equivalência entre taxa de consumo de oxigênio e taxa de oxidação
de matéria orgânica biodegradável, é possível determinar as constantes da equação 5.26
(DQO
oxidada
=DQO
cmáx
.(1-e
-k.t
)). O comportamento da DQO oxidada ao longo do tempo no
RSB1 está representado na figura 5.5. Os gráficos traçados a partir da equação 5.26 estão
plotados nas figuras 9.41 a 9.80. Os dados obtidos na respirometria mostram que o modelo
proposto a partir de uma equação diferencial de primeira ordem descreve quantitativamente o
catabolismo das bactérias heterotróficas. Além disso, o modelo estabelece uma ferramenta
capaz de quantificar o consumo de oxidante para remoção da matéria orgânica. Os dados da
DQO catabolizada máxima, da taxa de reação na base e e suas respectivas médias estão
apresentados na tabela 5.2.
Para a idade de lodo de 30 dias, os dados da amostra da taxa da reação variaram entre
0,0000631 e 0,0001070 com desvio padrão de 0,0000149. Em função da escassez de dados na
literatura que possibilite uma aferição sobre o significado físico destes valores, é possível que
estes valores estejam ligados a compostos de degradação lenta. O desvio padrão obtido para
um esgoto de origem doméstica pode ser considerado pequeno em função da variação das
características físico-químicas na composição deste tipo de água residuária. A ETE Vila
76
Esmeralda opera de forma intermitente. O esgoto afluente é acumulado num poço úmido por
várias horas antes de ser bombeado para o reator. Este fato possibilita a remoção de
quantidade elevada da matéria orgânica de fácil degradação por digestão anaeróbia. Como o
esgoto utilizado na alimentação do RSB1 era retirado do poço úmido da ETE, a amostra da
taxa de reação deve pertencer a um esgoto com uma fração elevada de matéria orgânica de
degradação lenta. A média da DQO máxima catabolizada foi 71,94 mg/L e desvio padrão de
9,67 mg/L. Os valores de máximo e mínimo foram 87,85 e 60,12 mg/L, respectivamente. O
desvio padrão e o intervalo dos dados não indicam variações extremas no comportamento do
reator em função das alterações nas características do esgoto doméstico. É possível constatar
algumas particularidades nos dados da TCO em função das variações da DQO
cmáx
. Analisando
os gráficos apresentados nas figuras de 9.1 a 9.10, observa-se que os valores maiores da
DQO
cmáx
estão associados às bateladas com TCO elevada no final da reação. Este cenário
revela o efeito armazenamento de matéria orgânica descrito por Ekama e Marais (1979). Nas
condições de operação do reator seqüencial em batelada, o armazenamento de matéria
orgânica de degradação lenta é seguido por taxa de hidrólise elevada que culmina no aumento
da TCO no fim da batelada. Este comportamento do RSB garante a disponibilidade de
doadores de elétrons para processos de desnitrificação que venham ocorrer após a fase
aeróbia. Segundo Cybis et al (2004), a fração da DQO afluente que apresenta degradação
lenta é fundamental no processo da desnitrificação. Desde que a capacidade de
armazenamento do lodo não seja saturada, este processo funciona no amortecimento de
choques de carga orgânica e maximiza a desnitrificação.
Figura 5.5 – Representação esquemática do comportamento da DQO oxidada ao longo do
tempo.
77
Tabela 5.2 – Valores obtidos para os parâmetros da equação que descreve a oxidação da matéria orgânica ao longo do tempo.
IDADE DE LODO
30 dias 20 dias 10 dias 5 dias
Data DQO
cmáx
k (base e) Data DQO
cmáx
k (base e) Data DQO
cmáx
k (base e) Data DQO
cmáx
k (base e)
17/03/03 72,84 0,0000841 28/04/03 103,69 0,0000834 02/06/03 41,57 0,0001412 04/07/03 80,51 0,0000801
18/03/03 64,97 0,0000631 29/04/03 75,83 0,0000765 03/06/03 33,16 0,0001321 05/07/03 59,72 0,0000823
19/03/03 75,23 0,0000685 30/04/03 82,43 0,0000542 04/06/03 23,70 0,0001580 06/07/03 58,36 0,0000925
20/03/03 61,64 0,0000666 01/05/03 66,00 0,0001442 05/06/03 32,12 0,0001620 07/07/03 52,63 0,0000799
22/03/03 65,81 0,0000751 02/05/03 58,75 0,0000889 06/06/03 31,32 0,0001609 08/07/03 52,84 0,0000501
24/03/03 60,12 0,0001070 03/05/03 69,48 0,0000639 07/03/03 32,12 0,0001553 09/07/03 55,22 0,0000754
25/03/03 84,12 0,0000887 04/05/03 69,57 0,0000562 08/06/03 49,02 0,0000615 10/07/03 51,90 0,0000686
26/03/03 80,22 0,0000670 05/05/03 72,62 0,0000823 09/06/03 55,01 0,0000770 11/07/03 50,55 0,0000671
27/03/03 87,85 0,0000671 06/05/03 65,34 0,0000600 10/06/03 41,80 0,0001162 12/07/03 55,51 0,0000591
28/03/03 66,59 0,0000955 07/05/03 71,77 0,0000597 11/06/03 57,93 0,0000931 13/07/03 68,89 0,0000701
Média 71,94 0,0000783 Média 73,55 0,0000769 Média 39,78 0,0001257 Média 58,61 0,0000725
Convenções: DQO
cmáx
=DQO máxima catabolizada;
k=taxa de reação na base e
78
Os dados da taxa de reação da idade de lodo de 20 dias apresentam desvio padrão,
valor máximo e mínimo de 0,0000267, 0,0001442 e 0,0000542, respectivamente. Estes
resultados revelam variações maiores nas características físico-químicas do esgoto doméstico
utilizado nos dias de coleta de amostras. O aumento da dispersão dos dados cinético revela a
capacidade do RSB em oxidar matéria orgânica com diferentes velocidades sem comprometer
o estado estacionário dinâmico. Os valores extremos dos dados da DQO máxima catabolizada
foram 103,69 e 58,75 mg/L. O desvio padrão obtido na amostra foi 12,35 mg/L. As
estatísticas apresentadas para os dados da idade de lodo de 20 dias revelam que a
variabilidade dos dados associada com redução de tempo de residência celular não
compromete o funcionamento do reator. Analisando os dados das idades de lodo de 30 e 20
dias, observa-se que a redução na concentração de lodo não interferiu na ocorrência dos
processos envolvidos na remoção de matéria orgânica biodegradável. As formas do reator em
interagir com as variações do substrato foram mantidas em relação à idade de lodo de 30 dias.
O consumo de oxidante e o efluente reafirmam a capacidade do RSB1 em se manter no estado
estacionário dinâmico. É importante ressaltar que a concentração de sólidos suspensos
voláteis foi menor no tempo de residência celular de 20 dias. Isso resulta em menor
quantidade de microrganismos heterotróficos para metabolizar a matéria orgânica. O cenário
obtido a partir dos dados coletados revela que a composição do esgoto é preponderante na
definição da velocidade do catabolismo e na exploração do efeito armazenamento do lodo.
Na idade de lodo de 10 dias, observa-se a maior dispersão nos dados da taxa de
reação. A amostra deste parâmetro teve como máximo e mínimo 0,0001620 e 0,0000615,
respectivamente. O resultado do aumento do intervalo de ocorrência dos dados é o
crescimento do desvio padrão. Esta estatística alcançou o valor de 0,0000371. Observa-se que
as maiores velocidades de reação desta fase da pesquisa ocorreram nesta idade de lodo.
Valores elevados para taxa de reação indicam presença de compostos de fácil degradação no
esgoto. É importante ressaltar que durante o período de coleta destes dados não houve ajuste
da DQO com etanol. Os dados da DQO
cmáx
refletem a influência da idade do lodo sobre a
quantidade de matéria orgânica metabolizada. A redução na quantidade de matéria orgânica
oxidada com a redução da idade do lodo pode ser observada, também, nos valores de
MS`o/MS`ta plotados nas figuras 5.1 a 5.4. O decréscimo da DQO
cmáx
é seguido por aumento
da produção de lodo de excesso. Tal aumento na produção de lodo faz o anabolismo
preponderar sobre o catabolismo no balanço de massa. Em função do comportamento do RSB
em idade de lodo baixa, observou-se para a DQO
cmáx
valores de 11,28, 57,93 e 23,70 mg/L
para desvio padrão, máximo e mínimo, respectivamente. Comparando-se estes valores com
aqueles obtidos nas duas idades de lodo iniciais, observa-se que o funcionamento do RSB não
79
foi capaz de alterar a tendência de aumento na produção de lodo no sistema de lodos ativados
com a redução do tempo de residência celular. O anabolismo também recebeu influência forte
da presença de compostos de fácil degradação no esgoto, uma vez que a taxa de reação
alcançou valores elevados. Na idade de lodo de 10 dias, o aumento na taxa de reação foi
perceptível em comparação com os dados dos outros tempos de residência celular. Este
aumento aproximou a quantidade de substrato oxidado na batelada do valor máximo que pode
ser alcançado. Em conseqüência, o processo de armazenamento de substrato ocorreu em
menor proporção tendo em vista que as TCOs assumiram valores pequenos no final das
bateladas. É possível que a concentração de lodo interfira no efeito armazenamento em função
da área de contato entre lodo e substrato. Estes resultados indicaram que o efeito
armazenamento é um processo físico de estocagem de substrato de degradação lenta no floco
do lodo.
O esgoto utilizado na idade de lodo de 5 dias tem características de esgoto de
degradação lenta. A média da taxa de reação foi 0,0000725 com desvio padrão de 0,0000122.
Os dados amostrais variaram entre 0,0000925 e 0,0000501. Tais resultados estão próximos
daqueles obtidos para 30 e 20 dias de idade do lodo. A média da DQO máxima catabolizada
foi 58,41 mg/L para 5 dias como tempo de residência celular. Os dados obtidos estão dentro
do intervalo de 80,51 a 50,55 mg/L. O desvio padrão atingiu 9,34 mg/L. A redução no tempo
de residência celular proporciona decréscimo na média da DQO máxima catabolizada. Nesta
idade de lodo, os dados da taxa de reação e DQOcmáx estão mais agrupados. Os valores da
taxa de reação revelam que houve pouca variação na composição do esgoto utilizado para
alimentar o RSB1. Ao mesmo tempo, o efeito armazenamento não exerce aumento da taxa de
consumo de oxigênio no final da batelada em comparação com as outras idades de lodo em
que o efeito armazenamento era seguido pela oxidação de substrato com degradação lenta. O
decréscimo na quantidade de matéria orgânica catabolizada é constatado na média de
DQO
cmáx
para 5 dias como tempo de residência celular em comparação com os valores de 30
e 20 dias. . Assim como na idade de lodo de 10 dias, o processo de anabolismo prepondera
sobre o catabolismo no balanço de massa. Além disso, constata-se que valores de DQO
cmáx
com a mesma ordem de grandeza dos valores obtidos para as duas primeiras idades de lodo
não proporcionaram consumo de oxigênio elevado no reator operando com 5 dias de idade de
lodo. No RSB1, observa-se que a magnitude do consumo de oxigênio está relacionada com a
concentração de sólidos suspensos voláteis no reator à medida que decresce a idade do lodo.
O comportamento da taxa de consumo de oxigênio ao longo do tempo no RSB1 está
representado na figura 5.6. Os gráficos da TCO (Figuras 9.1 a 9.40) fornecem indícios que a
taxa de hidrólise da matéria orgânica armazenada no lodo se comporta como uma constante
80
no fim da batelada. As curvas plotadas possuem assíntotas horizontais. As retas que definem
estas assíntotas não coincidem com o eixo das abscissas. A taxa de decaimento endógeno é o
fator principal que explica a passagem desta assíntota por uma ordenada diferente de zero.
Como a taxa de decaimento endógeno é uma constante, a soma desta taxa com a taxa de
hidrólise leva a assíntota dos gráficos. Tendo em vista a variabilidade na composição do
esgoto, é impossível que a taxa de hidrólise seja constante ao longo de toda batelada. No RSB,
as variações na taxa de hidrólise estão limitadas ao início da batelada em função da presença
de compostos orgânicos diferentes daqueles presentes na batelada anterior e do tempo
necessário para produção de exoenzimas. Modelos empíricos da taxa de hidrólise
apresentados por Henze et al (1995) e Marais e Ekama (1976) mostram que a quebra dos
compostos orgânicos não é uma constante. Os gráficos da TCO para idade de lodo de 10 dias
(Figuras 9.21-9.30) mostram que a oxidação de matéria orgânica de degradação mais fácil
reduz a taxa de consumo de oxigênio no fim da batelada. As assíntotas definidas desta forma
recebem influência preponderante da taxa de decaimento endógeno já que a TCO dos
compostos hidrolisados é minimizada em função da redução do efeito armazenamento.
Figura 5.6 – Representação esquemática do comportamento da TCO ao longo do tempo.
A variação dos valores da taxa de reação ao longo dos dez dias indica flutuações na
composição da DQO biodegradável. Segundo Sawyer et al (2003) a taxa de hidrólise e
difusão da matéria orgânica biodegradável são os fatores que podem influenciar no controle
da taxa de oxidação da matéria orgânica. De acordo com Metcalf & Eddy (1991) o valor da
81
taxa de reação (k) no teste da DBO é função das características do esgoto. É importante
ressaltar que o modelo matemático que define o comportamento do consumo de oxigênio na
DBO é idêntico ao modelo que descreve o comportamento da oxidação da matéria orgânica
no RSB. Analisando os dados da tabela 5.2, observa-se valores para a taxa de reação na idade
de lodo de 5 dias que estão dentro da faixa de variação dos valores obtidos na idade de lodo
de 30 dias. Este fato se repete nas demais idades de lodo. Isto é um forte indício que a
afirmação feita para taxa de reação no teste de DBO também é válida para taxa de reação que
ocorre no RSB. Na presente pesquisa, não existem indícios que a concentração de sólidos
suspensos voláteis exerça influência na taxa de reação. Em relação a DQO
cmáx
, foi possível
observar a redução deste parâmetro com o decréscimo na idade de lodo.
Os gráficos da TCO para as quatro idades de lodo (Figuras 9.1-9.40) que apresentaram
os maiores picos da taxa de consumo de oxigênio obtiveram as maiores taxas de reação. As
curvas da taxa de consumo de oxigênio para idade de lodo de 10 dias mostram bem esta
relação. Observa-se que a divisão da matéria orgânica em função da degradabilidade feita por
Marais e Ekama (1976) é um fato real. Nas quatro idades de lodo, os respirogramas (Figuras
9.1 a 9.40) obtidos indicam que a TCO alcançou valor mínimo antes da metade do tempo de
reação estabelecido. A partir desta observação é possível estabelecer o tempo de reação
aeróbia em função de objetivos mais nobres como a remoção de nitrogênio, uma vez que a
matéria orgânica biodegradável sendo oxidada não justifica prolongar a aeração. Os gráficos
de TCO no RSB1 não apresentaram nenhuma particularidade que aponte a definição da
quantidade de matéria orgânica facilmente biodegradável. Uma sugestão momentânea pode
ser o estabelecimento de faixas de TCO para classificar e quantificar a DQO facilmente
biodegradável. É notório observar que a quantificação das frações de matéria orgânica
biodegradável é fundamental para redução no tamanho dos reatores e no tempo de reação nos
RSBs.
O comportamento da velocidade de produção do lodo deve seguir o mesmo
comportamento da cinética da oxidação da matéria orgânica biodegradável. Dados de Santos
et al (2003) mostram que o comportamento do lodo ao longo da batelada é semelhante às
curvas plotadas nas figuras 9.41 a 9.80. É possível que a taxa de reação seja a mesma para os
processos de catabolismo e anabolismo. Nos dados de Santos et al (2003), constata-se que as
taxas de crescimento de lodo são mais elevadas no início da batelada. Neste período, existe
disponibilidade de compostos orgânicos de degradação rápida e ocorre maior liberação de
energia.
82
5.4.1 – Reatores de controle
Os dados experimentais da DQO do efluente, da concentração de sólidos suspensos
voláteis e os parâmetros de controle operacional dos reatores de controle FC1 e RSB2 estão
apresentados na tabela 5.3. Observa-se que a demanda química de oxigênio do efluente do
sistema de fluxo contínuo supera os dados obtidos para os dois reatores em batelada. A
análise de variância dos valores da DQO do efluente do RSB1, RSB2 e FC1 indicaram
diferenças significativas entre estes reatores para os valores da idade do lodo e da relação F/M
utilizados paralelamente. Para esta estatística foi considerado 5 % como nível de
significância. Aplicando-se a menor diferença significativa entre os dados dos três reatores
para 5 % de significância foi possível constatar que o FC1 diferiu significativamente dos
reatores em batelada. Estes apresentaram dados que pertencem à mesma população, embora
tenham recebido controles operacionais distintos. Os desvios padrões dos dados do FC1 para
as idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias foram 14,1, 11,2, 14,2 e 14,9 mg/L, respectivamente.
Seguindo a mesma ordem cronológica de idades de lodo para o RSB2, obteve-se valores para
os desvios padrões da DQO efluente de 8,9, 7,7, 8,6 e 14,1, mg/L. A superioridade do RSB1
sobre o FC1 vai desde a média de matéria orgânica no efluente do reator até a variabilidade
dos dados. Esta diferença entre os dois sistemas pode ser atribuída as condições de
sedimentabilidade que prevalecem no reator seqüencial em batelada que tende a condições
ideais. No sistema de fluxo contínuo é inevitável a perda da biomassa através do efluente em
função das características hidráulicas do decantador secundário. É importante também levar
em consideração que toda massa líquida de esgoto no RSB é submetida às mesmas condições
de tratamento pelo mesmo período de tempo. Esta característica não se repete em sistemas de
fluxo contínuo. É possível encontrar substâncias que ficaram no reator de fluxo contínuo por
período inferior ao tempo de detenção hidráulica em função da existência de caminhos
preferenciais ou zonas mortas. A combinação destes fatores leva ao desempenho baixo do FC
em comparação aos reatores em batelada. A perda de matéria orgânica através do efluente se
reflete na concentração de biomassa no FC1 inferior aos demais reatores em todas idades de
lodo (Tabela 5.3). A análise de variância indica diferenças significativas entre os reatores
RSB1, RSB2 e FC1 para os quatro períodos de coleta de dados das amostras de sólidos
suspensos voláteis, considerando 5 % como nível de significância. O interesse em saber quais
dos reatores responde pela quebra da igualdade das médias levou a aplicação da estatística da
menor diferença significativa com 5 % de significância. Constatou-se que o reator FC1 difere
significativamente dos reatores em batelada. A mesma carga orgânica, DQO afluente e vazão
diária são incapazes de reproduzir o mesmo efeito nos três reatores. As diferenças entre o
83
reator de fluxo contínuo e o RSB1 refletem a influência do comportamento hidráulico sobre a
concentração do lodo. A diferença no funcionamento hidráulico dessas variantes de lodos
ativados é o fator preponderante na produção e retenção de lodo no reator. A rigor, existem
duas concepções de funcionamento distintas para o sistema de lodos ativados. O
funcionamento em batelada proporciona o surgimento de condições mais favoráveis ao
desenvolvimento dos processos biológicos e físico-químicos envolvidos na remoção da
matéria orgânica.
A adoção de parâmetros operacionais diferentes para os RSBs estabelece diferenças
significativas entre os reatores para amostras de sólidos suspensos voláteis com exceção dos
dados obtidos, paralelamente, na idade de lodo de 10 dias no RSB1 e na relação F/M de
0,3404 mgDQO/mgSSV.d no RSB2. A estatística utilizada foi a menor diferença
significativa, considerando 5 % como nível de significância. Estas diferenças entre os reatores
em batelada estão fundamentadas nos parâmetros de controle operacional.
Tabela 5.3 – Dados da DQO do efluente e sólidos suspensos voláteis dos reatores FC1 e
RSB2.
Data FC RSB2
Idade de
lodo (dia)
S
te
(mg/L) X
v
(mg/L) F/M
(mgDQO/mgSSV.d)
S
te
(mg/L) X
v
(mg/L)
17/03/03 82 2240 38 2500
18/03/03 53 1900 46 3020
19/03/03 47 2080 44 3300
20/03/03 39 2060 27 3060
22/03/03 30 69 2100 0,1460 51 2720
24/03/03 44 2040 38 2760
25/03/03 40 1940 28 2520
26/03/03 39 1900 24 2500
27/03/03 52 1960 34 2720
28/03/03 47 2060 31 2760
Média 51,2 2028 Média 36,1 2786
28/04/03 43 1840 24 3000
29/04/03 46 1860 26 2900
30/04/03 33 1940 28 2740
01/05/03 35 1740 32 2560
02/05/03 20 31 1600 0,1569 29 2180
03/05/03 35 1720 25 2500
04/05/03 22 1940 32 2620
05/05/03 63 1700 51 2160
06/05/03 46 1620 27 2220
07/05/03 44 1680 32 2540
Média 39,8 1764 Média 30,6 2542
02/06/2003 39 1375 20 1190
03/06/2003 37 1230 23 1310
04/06/2003 42 1110 26 1290
05/06/2003 43 1010 40 1160
06/06/2003 10 39 1030 0,3404 15 1520
07/06/2003 46 1030 27 1080
08/06/2003 63 950 44 1060
09/06/2003 71 960 31 1230
10/06/2003 70 950 29 1050
11/06/2003 67 980 28 1010
Média 51,7 1063 Média 28,3 1190
84
Continuação da tabela 5.3 – Dados da DQO do efluente e sólidos suspensos voláteis dos
reatores FC1 e RSB2.
Data FC RSB2
Idade de
lodo (dia)
S
te
(mg/L) X
v
(mg/L) F/M
(mgDQO/mgSSV.d)
S
te
(mg/L) X
v
(mg/L)
04/07/2003 44 700 51 940
05/07/2003 76 520 25 940
06/07/2003 87 600 27 1000
07/07/2003 58 570 24 870
08/07/2003 5 57 510 0,5128 48 760
09/07/2003 40 560 60 780
10/07/2003 46 470 33 780
11/07/2003 49 510 32 590
12/07/2003 52 540 21 710
13/07/2003 65 545 19 640
Média 57,4 553 Média 34,0 801
Convenções: S
te
=DQO efluente;
Xv=concentração de sólidos suspensos voláteis;
F/M=relação entre substrato e microrganismos;
A manutenção da relação F/M é um processo empírico que exige descartes de lodo de
excesso aleatório. Este tipo de procedimento é simples, mas pode provocar retiradas
excessivas de lodo sem necessidade à medida que varia a composição do esgoto. Para van
Haandel e Marais (1999), a relação F/M é um parâmetro operacional ambíguo que não garante
a mesma idade de lodo para reatores diferentes operando com o mesmo fator de carga do
lodo. Foi dentro deste contexto que o RSB2 foi operado. É possível que os descartes de lodo
no RSB2 para garantir constante a relação F/M tenham removido uma fração maior do lodo
ativo do que o RSB1. Paralelamente, esta relação se constitui numa forma arcaica de operar o
sistema de lodos ativados sem levar em consideração as variações na composição do esgoto e
da biomassa do reator. Além disso, é importante observar que operar o RSB por carga diária
não tem nenhuma sustentação teórica, uma vez que ele opera por batelada e não por fluxo.
A superioridade da eficiência dos RSBs na remoção de matéria orgânica sobre o
sistema de fluxo contínuo é incontestável. Entretanto, ainda existe carência no
aperfeiçoamento das qualidades do batelada que podem ser exploradas para reduzir os custos
com o tratamento de esgoto doméstico em sistemas de lodos ativados. É a partir da pesquisa
sobre o comportamento da cinética dos processos biológicos que ocorrem no batelada que a
aplicação desta variante de lodos ativados terá maior aplicação prática. O resultado será
obtido com redução nos custos do tratamento.
5.5 – Comportamento do RSB em escala de bancada removendo matéria orgânica e nitrogênio
Nesta fase da pesquisa, determinou-se o balanço de massa da matéria orgânica e
verificou-se a aplicação do modelo matemático proposto para reator seqüencial em batelada
85
no RSB1. Paralelamente, desenvolveu-se um modelo matemático para descrever o
comportamento da taxa de consumo de oxigênio em função da nitrificação.
Após a aclimatação do lodo no RSB1, foi determinado o balanço de massa. Os dados
obtidos no experimento estão apresentados na tabela 5.4. O coeficiente de retorno e as frações
das formas que a matéria orgânica deixa o reator estão plotadas nas figuras 5.7, 5.8, 5.9 e
5.10.
O controle da DQO do esgoto tratado nesta fase da pesquisa seguiu os mesmos
critérios adotados na operação do RSB1 removendo apenas matéria orgânica. As médias
obtidas para demanda química de oxigênio (Tabela 5.4) apresentaram valores próximos aos
300 mg/L estabelecido para controle da matéria orgânica fornecida ao reator. A análise de
variância constatou que não há diferença significativa entre os dados de DQO do esgoto
utilizado para alimentar o RSB1 nas quatro idades de lodo, considerando 5 % como nível de
significância. Mais uma vez as diferenças entre os dados são atribuídas ao acaso. O ajuste
diário da DQO do esgoto foi fundamental para garantir o fornecimento homogêneo de matéria
orgânica aos reatores ao longo da pesquisa. A introdução da fase anóxica no ciclo operacional
do RSB1 proporcionou maior variação entre as médias da DQO do efluente do reator. Os
piores resultados foram observados na idade de lodo de 5 dias com a DQO no efluente
assumindo valores entre 58 e 33 mg/L. Apesar da variação da quantidade de matéria orgânica
no efluente ao longo dos quatro tempos de residência celular, a fração média não-
biodegradável solúvel foi próxima dos 10 % esperado.
Tabela 5.4 – Dados obtidos para o balanço de massa do RSB1 removendo matéria orgânica e
nitrogênio com idade de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias.
Idade
de
lodo
Data Sta
(mg/L)
Ste
(mg/L)
Xv
(mgSSV/L)
MS`o1
(mgOD)
MS`o2
(mgOD)
MS`o3
(mgOD)
MS`o4
(mgOD)
MS´o (mgOD)
22/09/03 304 38 3720 651,06 138,41 -578,70 218,27 429,48
23/09/03 279 30 3620 768,24 113,49 -512,91 207,45 576,27
24/09/03 275 27 3340 711,36 239,04 -555,21 108,36 503,55
25/09/03 291 33 3480 753,66 109,35 -577,44 251,91 537,48
26/09/03 320 24 3440 810,27 267,21 -273,51 0,00 803,97
30
27/09/03 292 25 3340 871,56 368,46 -585,27 0,18 654,93
28/09/03 324 30 3760 942,21 125,10 -389,52 118,62 796,41
29/09/03 302 28 3120 838,26 109,35 -471,78 185,85 661,68
30/09/03 316 26 3220 843,39 212,58 -424,80 53,28 684,45
01/10/03 290 19 3400 679,50 344,61 -593,91 27,00 457,20
Média 299,3 28,0 3444 786,95 202,76 -496,30 117,09 610,63
05/11/03 288 31 2100 739,89 21,60 -34,56 0,00 726,93
06/11/03 262 12 2160 667,17 25,74 -34,56 0,00 658,35
07/11/03 290 28 2090 649,53 43,47 -69,48 0,00 623,52
08/11/03 290 23 2080 661,05 78,75 -125,82 0,00 613,98
09/11/03 309 16 2050 616,77 45,81 -73,17 0,00 589,32
20
10/11/03 328 28 2080 685,08 140,76 -183,78 0,00 642,15
11/11/03 286 41 2160 610,11 139,50 -273,06 31,86 508,41
12/11/03 287 51 2000 413,46 100,89 -153,81 0,00 360,54
13/11/03 277 40 1880 522,47 68,67 -213,48 0,00 377,73
14/11/03 322 56 1820 561,51 76,41 -175,59 33,48 495,81
Média 293,9 32,6 2042 612,70 74,16 -133,73 6,53 559,67
86
Continuação da tabela 5.4 – Dados obtidos para o balanço de massa do RSB1 removendo
matéria orgânica e nitrogênio com idade de lodo de 30, 20, 10 e
5 dias.
Idade
de
lodo
Data Sta
(mg/L)
Ste
(mg/L)
Xv
(mgSSV/L)
MS`o1
(mgOD)
MS`o2
(mgOD)
MS`o3
(mgOD)
MS`o4
(mgOD)
MS´o (mgOD)
13/12/03 351 20 1830 533,97 89,55 -535,50 245,52 333,54
14/12/03 309 28 1820 390,33 118,44 -310,14 75,69 274,32
15/12/03 314 40 1680 352,80 118,44 -310,14 75,69 236,79
16/12/03 292 13 1590 469,53 148,77 -396,90 99,63 321,12
17/12/03 290 13 1565 435,96 102,15 -317,88 96,75 316,98
10
18/12/03 306 21 1610 442,53 86,76 -315,00 110,43 324,72
19/12/03 289 25 1615 402,75 173,97 -338,13 37,62 276,21
20/12/03 283 6 1485 640,62 80,55 -204,03 47,07 564,21
21/12/03 307 28 1530 392,31 84,42 -422,01 179,64 234,45
22/12/03 280 33 1380 307,98 56,61 -402,21 195,12 157,50
Média 302,1 22,7 1610 436,87 105,97 -355,19 116,32 303,98
15/01/04 309 36 713 291,69 59,22 -220,41 78,75 209,16
16/01/04 338 58 708 273,78 97,29 -135,27 0,00 235,80
17/01/04 302 41 680 285,30 84,87 -121,77 0,00 248,40
18/01/04 295 35 653 269,82 60,75 -122,58 15,93 223,92
19/01/04 325 35 640 226,62 56,88 -73,98 0,00 209,52
5
20/01/04 300 43 695 229,41 57,87 -108,18 9,81 188,91
21/01/04 322 38 670 224,55 50,67 -74,07 0,00 201,24
22/01/04 291 33 650 237,78 52,47 -117,99 0,00 172,26
23/01/04 308 37 685 268,29 51,21 -125,46 27,27 221,31
24/01/04 344 38 700 364,14 47,61 -124,20 30,06 317,61
Média 313,4 39,4 679 267,14 61,88 -122,39 16,18 222,81
Convenções: MS`o1=Consumo de oxigênio dissolvido para nitrificação e oxidação de material orgânico biodegradável;
MS`o2=Quantidade de oxigênio dissolvido equivalente ao nitrato removido no processo de desnitrificação;
MS`o3=Consumo de oxigênio dissolvido no processo de nitrificação;
MS`o4=Quantidade de oxigênio dissolvido equivalente ao nitrato removido durante o processo de enchimento do reator;
S
ta
=DQO afluente;
S
te
=DQO efluente;
Xv=concentração de sólidos suspensos voláteis.
A queda da eficiência de remoção de matéria orgânica no reator provocou a existência
de diferença significativa entre os dados de DQO do efluente nas quatro idades de lodo. A
análise de variância foi feita considerando 5 % como nível de significância. Verificando a
menor diferença significativa entre os dados com nível de significância de 5 %, observou-se
que os resultados experimentais da idade de lodo de 5 dias diferiram significativamente
daqueles das idades de lodo de 30 e 10 dias. Esta análise não indicou diferença significativa
entre os dados dos tempos de residência celular de 5 e 20 dias. Entre os dados das idades de
lodo de 30, 20 e 10 dias não há diferença significativa. O tempo de residência celular e a
introdução da fase anóxica tiveram influência direta no comportamento dos dados de DQO do
efluente, uma vez que não foi observado o mesmo comportamento na primeira fase da
pesquisa. Na segunda fase da pesquisa, é possível que durante a idade de lodo de 5 dias os
flocos foram mais dispersos no licor misto devido a menor concentração de sólidos suspensos
voláteis. Neste contexto, ocorre a sedimentação individual de um número elevado de flocos
que se reflete no aumento da DQO do efluente do RSB1. A mudança na estrutura do floco em
função da presença de microrganismos adaptados ao tempo baixo de residência celular é outro
fator que deve ser levado em consideração. Com o acréscimo da fase anóxica no ciclo
operacional, é possível que a quantidade reduzida de microrganismos para assimilar o
87
substrato também contribui para redução na eficiência do reator operando com idade de lodo
baixa. A rigor, o aumento da DQO do efluente é atribuído a uma soma de fatores que
contribuem com maior ou menor intensidade para a elevação da matéria orgânica no efluente.
As médias das concentrações de sólidos suspensos voláteis definem bem as diferenças
entre as quatro idades de lodo. Este é um aspecto importante para o dimensionamento do
reator seqüencial em batelada a partir da idade de lodo como parâmetro operacional. As
concentrações de sólidos suspensos voláteis médias foram 3444, 2042, 1610 e 679 mg/L para
as idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias, respectivamente. Os dados do experimento obtidos
durante os dez dias de coleta de dados para cada idade de lodo asseguraram que o controle da
carga orgânica não conferiu ao RSB1 concentrações estáticas de sólidos suspensos voláteis.
As variações na composição físico-química do esgoto doméstico e no metabolismo dos
microrganismos são fatores preponderantes no comportamento dinâmico da concentração de
sólidos suspensos voláteis. A análise de variância indica que ocorre diferença significativa
entre as amostras de sólidos suspensos voláteis coletadas nas quatro idades de lodo
considerando 5 % como nível de significância. Aplicando a menor diferença significativa nos
dados com 5 % de nível de significância, observou-se que as amostras são diferentes entre si.
Fica caracterizado que o tempo de residência celular exerceu influência direta sobre a
concentração de biomassa e estabeleceu diferenças entre idades de lodo da mesma forma que
ocorre no sistema de fluxo contínuo. Tais constatações desmistificaram a idéia que o reator
seqüencial em batelada só funciona quando operado em função da relação F/M.
A massa de oxidante na forma de oxigênio consumida numa batelada do RSB1
removendo matéria orgânica e nitrogênio é a soma de quatro parcelas. Elas estão definidas e
apresentadas na tabela 5.4. O comportamento dos dados de tais parcelas refletiu as variações
na composição da matéria orgânica, na massa de nitrogênio amoniacal nitrificado e na massa
de nitrato removida em condições anóxicas. As dispersões nos dados experimentais de
oxidante gasto ou restituído mostraram a capacidade do RSB1 em se manter em equilíbrio
dinâmico no decorrer das coletas de dados. As somas das parcelas que compõem a massa de
oxidante gasto numa batelada apresentaram média de 610,63, 559,67, 303,98 e 222,81 mg
para as idades de lodo de 30, 20, 10 e 5 dias, respectivamente. Seguindo esta mesma ordem
cronológica, os desvios padrões dos dados amostrais da massa de oxidante consumida foram
130,87, 121,05, 106,43 e 39,93 mg, respectivamente. O estado estacionário dinâmico fica
caracterizado quando a soma dos resultados dos processos físico-químicos e biológicos tende
a se anular em relação à influência sobre a concentração de lodo, consumo de oxidante e o
efluente produzido. A presença de biomassa com capacidade para metabolizar os mais
variados compostos orgânicos presentes no esgoto é um dos fatores preponderantes na
88
manutenção do estado estacionário dinâmico. A análise de variância das massas de oxidante
gasto indicou diferenças significativas entre as quatro idades de lodo considerando 5 % como
nível de significância. A partir deste resultado, verificou-se a menor diferença significativa
entre as idades de lodo. Observou-se que do ponto de vista estatístico não existiu igualdade
entre as idades de lodo considerando 5 % como nível de significância. Mais uma vez fica
estabelecida a influência do tempo de residência celular sobre o comportamento do sistema de
lodos ativados em batelada. A existência da relação entre idade de lodo e a quantidade de
oxidante utilizada numa batelada fica clara nos dados amostrais da tabela 5.4. O
monitoramento ao longo dos dez dias da TCO (Figuras 9.81 a 9.120) e da taxa de consumo de
nitrato (Tabela 5.5) permite quantificar os processos de oxidação da matéria orgânica que
ocorrem em condições aeróbias e anóxicas. De acordo com dados obtidos na primeira fase da
pesquisa, é possível concluir que a matéria orgânica remanescente no RSB1 após duas horas
de aeração é de degradação lenta. Neste contexto, o estabelecimento do processo de
desnitrificação no RSB1 sem adição de uma fonte externa de carbono fica condicionado a
presença de matéria orgânica de degradação lenta no esgoto e ao decaimento endógeno (Cybis
et al, 2004). Analisando-se as curvas de TCO da primeira fase da pesquisa ficou evidente a
influência da composição do esgoto doméstico sobre a velocidade de oxidação da matéria
orgânica. É dentro deste mesmo contexto que se processa a desnitrificação no RSB, quando
não é adicionada uma fonte externa de carbono. Os gráficos da TCO do RSB1 removendo
apenas matéria orgânica mostram que a velocidade de oxidação após duas horas tende a uma
constante. Este comportamento do RSB1 indica que a velocidade de desnitrificação ocorre
segundo a mesma tendência da velocidade de oxidação dos compostos orgânicos que se
verificou na primeira fase da pesquisa depois de duas horas de aeração. A dispersão nos dados
da tabela 5.5 indica influência da disponibilidade de compostos orgânicos hidrolisados sobre a
velocidade de desnitrificação. É notório observar que qualquer processo de oxidação da
matéria orgânica no RSB ocorrerá de acordo com o grau de degradabilidade do esgoto. O
comportamento linear da desnitrificação em reator pós-anóxico definido por van Haandel
(1981) se identifica com o processo de remoção de nitrogênio que ocorreu no RSB1. Como a
taxa de hidrólise tem comportamento de uma constante no fim da batelada e a taxa de
decaimento endógeno é uma constante, a desnitrificação ocorreu, possivelmente, na
velocidade do processo mais rápido. Dados de van Haandel (1981) em sistemas de fluxo
contínuo demonstram a influência da disponibilidade de matéria orgânica facilmente
biodegradável sobre a velocidade de desnitrificação em reatores pré-anóxicos. Em RSB,
trabalhos desenvolvidos por Çokgör et al. (1998) e Sözen et al. (1998) mostraram, também,
que a taxa de desnitrificação depende da fonte de carbono utilizada como doador de elétrons.
89
Tabela 5.5 – Taxas de consumo de nitrato (TCN) obtidas na reação anóxica no RSB1
removendo matéria orgânica e nitrogênio com idade de lodo de 30, 20, 10 e 5
dias.
Idade de lodo
30 dias 20 dias 10 dias 5 dias
Data TCN
(mgN/L.s)
Data TCN
(mgN/L.s)
Data TCN
(mgN/L.s)
Data TCN
(mgN/L.s)
22/09/03 0,000513 05/11/03 ND 13/12/03 0,000967 15/01/04 0,000319
23/09/03 0,000356 06/11/03 ND 14/12/03 0,001278 16/01/04 0,000525
24/09/03 0,000810 07/11/03 0,000258 15/12/03 0,001278 17/01/04 0,000442
25/09/03 0,000418 08/11/03 0,000650 16/12/03 0,000803 18/01/04 0,000328
26/09/03 0,000913 09/11/03 ND 17/12/03 0,000376 19/01/04 0,000307
27/09/03 0,001175 10/11/03 0,000464 18/12/03 0,000468 20/01/04 0,000313
28/09/03 0,000474 11/11/03 0,000499 19/12/03 0,000631 21/01/04 0,000274
29/09/03 0,000396 12/11/03 0,000341 20/12/03 0,000435 22/01/04 0,000285
30/09/03 0,000779 13/11/03 0,000243 21/12/03 0,000278 23/01/04 0,000276
01/10/03 0,001121 14/11/03 0,000265 22/12/03 0,000307 24/01/01 0,000257
Média 0,000695 Média 0,0003886 Média 0,0006820 Média 0,0003326
Convenções: TCN=taxa de consumo de nitrato;
ND=não determinado.
Analisando os dados de consumo de oxidante, seja oxigênio ou nitrato, constata-se que
a quantidade e a variação dos compostos orgânicos presentes no esgoto exercem influência
direta na dispersão dos dados. A utilização de esgoto doméstico como substrato é um recurso
capaz de fornecer indícios da estabilidade dos processos metabólicos dos microrganismos
heterotróficos e autotróficos quando o RSB1 está em estado estacionário dinâmico. O
resultado é a elevação nas variações do metabolismo da biomassa que tem como conseqüência
direta o aumento da dispersão dos dados envolvidos no balanço de massa. As características
hidráulicas do RSB1 confere aos processos de remoção de matéria orgânica e nitrogênio um
dinamismo capaz de variar entre extremos sem comprometer o equilíbrio dinâmico do reator.
As figuras 5.7, 5.8, 5.9 e 5.10 definem o comportamento do balanço de massa ao
longo dos dez dias de coleta de dados para cada idade de lodo. Nestas figuras estão plotados
as frações da DQO afluente oxidada (MS`o/MS`ta), convertida em lodo (MS`Xv/MS`ta) e
não-biodegradável (MS`te/MS`ta). Os dados coletados nas idades de lodo de 30, 20 e 10 dias
proporcionaram coeficientes de retorno (Bo) entre 0,80 e 1,20. De acordo com Dias (1983),
este intervalo indica estado estacionário em sistemas de lodos de fluxo contínuo. Os dados da
idade de lodo de 5 dias apresentaram três dias com coeficiente de retorno fora do intervalo
que assegura estado estacionário para sistemas contínuos. Para Catunda e van Haandel (1983),
os valores do coeficiente de retorno fora da faixa de confiança indicam ocorrência de erro
sistemático na determinação das variáveis envolvidas no balanço de massa. É possível que
tenha ocorrido erros no sistema de aquisição de dados de oxigênio dissolvido em função do
número elevado de componentes eletrônicos que sofrem influência da umidade. Analisando-
90
se as quatro figuras 5.7, 5.8, 5.9 e 5.10, observou-se que a fração de DQO oxidada e a fração
convertida em biomassa sofreram influência direta da redução da idade de lodo. O
comportamento observado foi semelhante ao obtido na primeira fase da pesquisa. O peso das
parcelas que compõem o balanço de massa variou com a idade de lodo. Nos tempos longos de
residência celular, a oxidação da matéria orgânica preponderou sobre a formação da
biomassa. Quando a idade de lodo diminuiu ocorreu o sentido inverso. A fração da DQO do
esgoto que deixou o RSB1 no efluente possuiu comportamento mais estável do que as demais
frações. Do ponto de vista teórico, esta fração é uma constante independente da idade de lodo.
Desta forma, variações na DQO do efluente à medida que varia o tempo de residência celular
são fortes indícios que o tempo de reação é insuficiente para remoção da matéria orgânica
afluente. Neste trabalho, a elevação desta fração na idade de lodo de 5 dias está associada à
limitação do sistema operado em idade de lodo baixa.
A introdução da fase anóxica no RSB1 não alterou o comportamento das relações
MS`o/MS`ta, MS`
Xv
/MS`ta e MS`te/MS`ta à medida que variou a idade de lodo quando se
compara com os dados da primeira fase da pesquisa. A introdução do processo de
desnitrificação no RSB1 não forneceu indícios de redução na ordem de grandeza da
concentração de sólidos suspensos voláteis em comparação com os dados da primeira fase da
pesquisa. É possível que a utilização do nitrato como oxidante após a fase aeróbia não exerça
influência significativa na produção de lodo, uma vez que o maior crescimento da biomassa se
concentra na fase aeróbia e no início da batelada (Santos et al, 2003).
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
22/9/2003 23/9/2003 24/9/2003 25/9/2003 26/9/2003 27/9/2003 28/9/2003 29/9/2003 30/9/2003 1/10/2003 2/10/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MSte/MSta
MXv/MSta
MSO/MSta
Bo
Figura 5.7 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio durante a
idade de lodo de 30 dias.
91
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
5/11/2003 6/11/2003 7/11/2003 8/11/2003 9/11/2003 10/11/2003 11/11/2003 12/11/2003 13/11/2003 14/11/2003 15/11/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MSte/MSta
MSXv/MSta
MSO/MSta
Bo
Figura 5.8 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio durante a
idade de lodo de 20 dias.
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
13/12/2003 14/12/2003 15/12/2003 16/12/2003 17/12/2003 18/12/2003 19/12/2003 20/12/2003 21/12/2003 22/12/2003 23/12/2003
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MSte/MSta
MSXv/MSta
MSO/MSta
Bo
Figura 5.9 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio durante a
idade de lodo de 10 dias.
92
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
15/1/2004 16/1/2004 17/1/2004 18/1/2004 19/1/2004 20/1/2004 21/1/2004 22/1/2004 23/1/2004 24/1/2004 25/1/2004
Data (dia/mês/ano)
Relação entre massas de DQO
MSte/MSta
MXv/MSta
MSO/MSta
Bo
Figura 5.10 – Balanço de massa no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio durante a
idade de lodo de 5 dias.
Após a determinação de f
up
=0,08 e f
us
=0,10 na primeira fase da pesquisa, é possível
simular o comportamento de MS`o/MS`ta, MS`
Xv
/MS`ta e MS`te/MS`ta. As constantes
cinéticas e estequiométricas e seus valores foram os mesmos utilizados na primeira fase da
pesquisa. As simulações estão plotadas nas figuras 5.11 e 5.12. Observou-se que o modelo
teórico apresentado neste trabalho descreveu o comportamento do RSB1 operando em quatro
idades de lodo diferentes e removendo matéria orgânica e nitrogênio. É aceitável que os dados
teóricos não se localizem exatamente na curva teórica, uma vez que foi utilizado esgoto
doméstico como substrato. São de conhecimento comum as variações da composição do
esgoto doméstico e suas influências nos resultados experimentais. Entretanto, constatou-se
que os valores experimentais obtidos no decorrer da pesquisa se ajustam ao traçado da curva
proposta no modelo teórico. Coelho e Coelho (2004) e Aguirre (2004) afirmam que qualquer
modelo matemático é apenas uma representação aproximada de aspectos essenciais do
sistema real. Desenvolver um modelo que contenha todas as características e descreva as
variações mínimas do comportamento do reator está além das possibilidades do modelo
simplificado proposto neste trabalho.O modelo proposto para o RSB descreve os caminhos
que a matéria orgânica presente no esgoto toma quando este é tratado em lodos ativados em
batelada. Uma vez estabelecidas as frações f
us
e f
up
do esgoto, é possível prever a qualidade do
efluente, a concentração de lodo e o consumo de oxidante na forma de oxigênio.
93
Os gráficos da taxa de consumo de oxigênio nesta fase da pesquisa se apresentaram
com curvas diferentes daquelas observadas quando o RSB1 removia apenas matéria orgânica.
É importante ressaltar que esta diferença é atribuída a presença de bactérias nitrificantes. A
partir deste cenário, buscou-se estabelecer a curva de consumo de oxigênio da nitrificação no
RSB1. Tendo em vista que a curva da TCO para oxidação da matéria orgânica no RSB1 pode
ser definida a partir da derivada da equação 5.26, é possível determinar a forma da curva da
TCO para nitrificação. A equação obtida foi:
TCO=DQO
cmáx
.k.e
-k.t
(5.27)
A utilização desta equação é uma simplificação de um modelo mais completo, mas se
aplica no modelo simplificado deste trabalho uma vez que a curva obtida se assemelha à curva
da TCO devido à oxidação da matéria orgânica.
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0 5 10 15 20 25 30 35
Idade de lodo (d)
MSXv/Msta
Figura 5.11 – Valores teóricos e experimentais das frações MS`
Xv
/MS`
ta
em função da idade
de lodo.
94
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
0 5 10 15 20 25 30 35
Idade de lodo (d)
MS`o/MSta
Figura 5.12 – Valores teóricos e experimentais das frações MS`o/MS`ta em função da idade
de lodo.
Para k foi atribuído à média da primeira fase da pesquisa obtida dos valores da idade
de lodo de 30 dias. A atribuição deste valor para k é uma medida conservadora, uma vez que a
maior parte dos valores obtidos para taxa de reação alcançou valores próximos dessa média.
Nos dias de ocorrência de matéria orgânica de fácil degradação o valor de k foi elevado até
possibilitar a simulação da TCO compatível com os dados experimentais. Tal procedimento
teve como finalidade representar o máximo possível as variações que estiveram sujeitas a
composição do esgoto doméstico. O valor da DQO
cmáx
foi calculado a partir da seguinte
aproximação:
(
)
r
cvba
r
taupus
cmáx
V
f.V.X
V
V.S.ff1
DQO −
−
−
= (5.28)
Nos dias de ocorrência de matéria orgânica de fácil degradação o valor da DQO
cmáx
foi
ajustado para valores menores ou maiores até possibilitar a simulação da TCO compatível
com os dados experimentais. Os valores adotados para k e DQOcmáx estão apresentados nas
tabelas 5.6, 5.7, 5.8 e 5.9.
95
A diferença entre os valores de TCO plotados nas figuras 9.81 a 9.120 e a TCO obtida
a partir da equação 5.27 resultou na taxa de consumo de oxigênio devido a nitrificação. A
curva da TCO para nitrificação obtida tem a forma descrita na figura 5.13 e foi dividida em
três fases. Na primeira fase da nitrificação a TCO cresceu até alcançar o valor máximo. Tal
comportamento da curva pode ser justificado em função da presença excessiva de nitrogênio
amoniacal no início da batelada. A taxa de consumo de oxigênio na nitrificação atingiu o
valor máximo no momento exato em que a concentração do nitrogênio amoniacal foi igual a
quantidade necessária para a velocidade de nitrificação ocorrer em toda sua plenitude. O
momento em que ocorreu a TCO máxima no processo de nitrificação foi definido como t
1
.
Esta primeira fase da nitrificação pode ser descrita pela seguinte equação:
(
)
)ct(k
Nmáx
11
e1.TCO
dt
dO
+−
−= para t<t
1
(5.29)
onde:
=
dt
dO
taxa de consumo de oxigênio;
TCO
Nmáx
=taxa máxima de consumo de oxigênio da nitrificação;
k
1
=taxa de reação de nitrificação;
c
1
=constante;
t=tempo.
A constante c
1
assume qualquer valor pertencente ao conjunto dos números reais, uma
vez que a taxa de nitrificação não começa necessariamente com valor zero. Em reatores em
escala piloto e em escala real a concentração de oxigênio dissolvido é mantida próximo de 2
mg/L. Em tal cenário, no início da batelada ocorrem as maiores TCOs para oxidação da
matéria orgânica. Nestas condições as bactérias heterotróficas são mais competitivas do que
as autotróficas por oxigênio dissolvido. Tal situação não é favorável a ocorrência de TCO da
nitrificação maior do que zero no início da batelada. Assim, a constante assume valor menor
do que zero. No presente trabalho, a constante c
1
(Tabelas 5.6, 5.7, 5.8 e 5.9) assumiu valores
maiores e menores do que zero. Os maiores do que zero foram obtidos nas idades de lodo de
30, 20 e 10 dias. Neste último tempo de residência celular também ocorreram valores menores
do que zero. Os valores positivos de c
1
estão relacionados com a metodologia usada para
determinação da TCO, uma vez que o início da batelada tem oxigênio dissolvido entre 6 e 2
96
mg/L. Nesta faixa de concentração, o OD não é limitante no processo de nitrificação. Além
disso, idade de lodo elevada propicia maior número de bactérias nitrificantes no reator. O
resultado desta combinação é taxa de reação elevada. Observou-se que foi possível obter k
1
para nitrificação igual a 0,0013 (base e). A partir da idade de lodo de 10 dias, constata-se
valores de c
1
menores do que zero. O presente cenário é função do número reduzido de
bactérias nitrificantes. A redução na capacidade de nitrificação já foi esclarecida na literatura
de sistemas de fluxo contínuo à medida que a idade de lodo é reduzida. Mais uma vez o RSB
apresenta um comportamento semelhante ao sistema de fluxo contínuo.
Figura 5.13 – Representação esquemática da curva da TCO para nitrificação
O ponto t
1
da curva da TCO é definido matematicamente como um ponto de inflexão.
A partir dele é certo que a capacidade de oxidação da biomassa autotrófica é maior do que a
concentração do nitrogênio na forma amoniacal presente no reator. Esta situação provoca uma
desaceleração no processo de nitrificação de módulo igual a aceleração da primeira fase. À
medida que o nitrogênio amoniacal passa a ser consumido nesta fase, a desaceleração
aumenta até alcançar o valor máximo no momento t
2
. O intervalo de tempo entre t
1
e t
2
se
caracteriza como uma região de transição entre a abundância e a limitação do nitrogênio na
forma amoniacal para o processo da nitrificação. A velocidade de consumo de oxigênio entre
t
1
e t
2
pode ser descrita pela seguinte equação:
(
)
)tc(k
Nmáx
)ct(k
Nmáx
2111
e.TCOe1.TCO
dt
dO
−−+−
−−= para t
1
<t<t
2
(5.30)
97
Tabela 5.6 – Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 30 dias
22/09/03 27/09/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00791*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2760 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01296*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2180 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00791*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,00791*e
-0,0013*(6600-T)
2760 s<t<5860 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01296*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,01296*e
-0,0013*(6100-t
) 2180 s<t<5380 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00791*e
-0,0013*(t-5500)
t>5860 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01296*e
-0,0013*(t-5020)
t>5380 s
23/09/03 28/09/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00803*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01045*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2800 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01463*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01045*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,01045*e
-0,0013
*
(6250-t)
2800 s<t<5540 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01463*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,01463*e
-0,0013*(5370-t)
2200 s<t<4800 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01045*e
-0,0013*(t-5200)
t>5540 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01463*e
-0,0013*(t-4220)
t>4800 s
24/09/03 29/09/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00751*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00907*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2540 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,0132*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<1900 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00907*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,00907*e
-0,0013*(6580-t)
2540 s<t<5920 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,0132*(1-e
-0,0013*(t+1000)
)- 0,0132*e
-0,0013*(5050-t)
1900 s<t<4480 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00907*e
-0,0013*(t-5530)
t>5920 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,0132*e
-0,0013*(t-4000)
t>4480 s
25/09/03 30/09/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00782*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0108*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2220 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01243*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<1940 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0108*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,0108*e
-0,0013*(5950-t)
2220 s<t<5360 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01243*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)-0,01243*e
-0,0013*(5080-t)
1940 s<t<4580 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0108*e
-0,0013*(t-4900)
t>5360 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,01243*e
-0,0013*(t-4000)
t>4580 s
26/09/03 01/10/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00563*e-0,0000783*t 0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01219*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<2540 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00922*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<1900 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01219*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)- 0,01219*e
-0,0013*(6000-t)
2540 s<t<5300 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00922*(1-e
-0,0013*(t+1500)
)-0,00922*e
-0,0013*(5080-t)
1900 s<t<4540 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01219*e
-0,0013*(t-4930)
t>5300 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00922*e
-0,0013*(t-4000)
t>4540 s
98
Tabela 5.7– Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 20 dias
05/11/03 10/11/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,007136*e
-0,0000783.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00576*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00914*(1-e
-0,0013*(t+1000)
) t<3020 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00621*(1-e
-0,0013*(t+3200)
) 0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00914*(1-e
-0,0013*(t+1000)
)-0,00914*e
-0,0013*(6100-T)
3020 s<t<5860 s - - -
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00914*e
-0,0013*(t-5000)
t>5860 s - - -
06/11/03 11/11/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,006492*e
-0,0000783.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,00563*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01249*(1-e
-0,0013*(t+1500)
) t<1540 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00543*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<4500 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01249*(1-e
-0,0013*(t+1300)
)-0,01249*e
-0,0013*(4800-t)
1540 s<t<4340 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00543*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,00543*e
-0,0013*(7800-t)
t>4500 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01249*e
-0,0013*(t-3700)
t>4340 s - - -
07/11/03 12/11/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,007186*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,007685*e
-0,00016*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0135*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<1820 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,0035*(1-e
-0,0006*(t-2000)
) t>2060 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0135*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,0135*e
-0,0013*(5100-t)
1820 s<t<4600 s - - -
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0135*e
-0,0013*(t-4000)
t>4600 s - - -
08/11/03 13/11/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,007186*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,01159*e
-0,00025*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0148*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<1780 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00592*(1-e
-0,0006*(t-2300)
) 2300 s<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0148*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,0148*e
-0,0013*(5100-t)
1780 s<t<4700 s - - -
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0108*e
-0,0013*(t-4000)
t>4700 s - - -
09/11/03 14/11/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00576*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,007186*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01672*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<1300 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00418*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<4000 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01672*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,01672*e
-0,0013*(4550-t)
1300 s<t<4160 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00418*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,00418*e
-0,0013*(7500-t)
4000 s<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,01672*e
-0,0013*(t-3400)
t>4160 s - - -
99
Tabela 5.8 - Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 10 dias
13/12/03 18/12/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,003115*e
-0,0000783.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,009089*e
-0,00025*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00633*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<2780 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00434*(1-e
-0,0013*(t-2320)
) t>2320 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00633*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,00633*e
-0,0013*(6800-t)
2780 s<t<6120 s - - -
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00633*e
-0,0013*(t-5700)
t>6120 s - - -
14/12/03 19/12/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,003115*e
-0,0000783.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,006234*e
-0,00016*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00368*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<3460 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00364*(1-e
-0,0006*(t-1580)
) t<1620 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00368*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,00368*e
-0,0013*(6700-t)
3460 s<t<6060 s - - -
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00368*e
-0,0013*(t-5600
) t>6060 s - - -
CATABOLISMO 15/12/03 20/12/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
TCO=0,001856*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,0098*e
-0,00038*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00455*(1-e
-0,0013*(t+1200)
) t<3300 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,006*(1-e
-0,0013*(t-1580)
) t>1620 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00455*(1-e
-0,0013*(t+1200)
)-0,00455*e
-0,0013*(7000-t)
3300<t<7200 s - - -
- - - - - -
16/12/03 21/12/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,003115*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,0065*e-0,00038*t 0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00494*(1-e
-0,0013*(t+1000)
) t<4520 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,005*(1-e
-0,0006*(t-1500)
) t<1540 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00494*(1-e
-0,0013*(t+1000)
)-0,00494*e
-0,0013*(8000-t)
4520 s<t<7200 s - - -
- - - - - -
17/12/03 22/12/03
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,003115*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,001856*e
-0,0000783*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00602*(1-e
-0,0013*(t+2000)
) t<2060 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00374*(1-e
-0,0013*(t+1700)
) t<2620 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00602*(1-e
-0,0013*(t+2000)
)-0,00602*e
-0,0013*(5500-t)
2060 s<t<5020 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00374*(1-e
-0,0013*(t+1700)
)-0,00374*e
-0,0013*(6600-t)
2620 s<t<6100 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00602*e
-0,0013*(t-4400)
t>5020 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00374*e
-0,0013*(t-5500)
t>6100 s
100
Tabela 5.9– Equações utilizadas na simulação da TCO do RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio para idade de lodo de 5 dias
15/01/04 20/01/04
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,006199*e
-0,00038.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,005365*e
-0,00038*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00276*(1-e
-0,0013*(t-1980)
) t>2000 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00231*(1-e
-0,0006*(t-1800)
) t>1760 s
- - - - - -
- - - - - -
16/01/03 21/01/04
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,005568*e
-0,00038.t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,004902*e
-0,00038*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0025*(1-e
-0,0010*(t-2500)
) t>25200 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,0019*(1-e
-0,0006*(t-2500)
) t>2540 s
- - - - - -
- - - - - -
17/01/04 22/01/04
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,006617*e
-0,00038*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,005584*e
-0,00038*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0028*(1-e
-0,0006*(t-1600)
) t>1640 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,00243*(1-e
-0,0006*(t-2400)
) t>2440 s
- - - - - -
- - - - - -
18/01/04 23/01/04
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,005734*e
-0,00038*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,006207*e
-0,00038*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,0028*(1-e
-0,0006*(t-1600)
) t>1640 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,003*(1-e
-0,0006*(t-1900)
) t>1920 s
- - - - - -
- - - - - -
19/01/04 24/01/04
FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO FINALIDADE: EQUAÇÃO DOMÍNIO
CATABOLISMO TCO=0,00528*e
-0,00038*t
0<t<7200 s CATABOLISMO TCO=0,006207*e
-0,00038*t
0<t<7200 s
NITRIFICAÇÃO TCO=0,00231*(1-e
-0,0006*(t-1600)
) t>1620 s NITRIFICAÇÃO TCO=0,003*(1-e
-0,0006*(t-1900)
) t>1920 s
- - - - - -
- - - - - -
101
onde:
c
2
=constantes.
A constante c
2
(Tabelas 5.6, 5.7, 5.8 e 5.9) assumiu valores maiores do que zero neste
trabalho. No instante t
2
, ocorre uma mudança de concavidade nas curvas que definem a TCO
da nitrificação. Este ponto não é definido como ponto de inflexão, mas tem um significado
forte no processo de oxidação do nitrogênio amoniacal. A partir de t
2
, o nitrogênio amoniacal
passa a ser limitante ao processo de formação do nitrato. A terceira fase do consumo de
oxigênio na nitrificação se processa segundo uma cinética de primeira ordem. A taxa de
consumo de oxigênio é definida através da seguinte equação:
)ct(k
Nmáx
31
e.TCO
dt
dO
+−
= para t>t
2
(5.31)
onde:
c
3
=constante.
A constante c
3
(Tabelas 5.6, 5.7, 5.8 e 5.9) assumiu valores apenas menores do que
zero para garantir que a curva seja contínua em t
2
. Os valores assumidos por c
2
e c
3
forneceram indícios da influência de t
2
. À medida que cresce o tempo para o nitrogênio passar
a ser limitante ocorre o aumento das duas constantes. É possível que esta relação possa ser
definida através de uma equação. Fato este que seria de grande valor para o entendimento do
comportamento da nitrificação no RSB. Entretanto, qualquer comentário neste momento
assume valor especulativo, uma vez que é preciso definir melhor a influência da composição
do esgoto sobre todas as constantes envolvidas no modelo que descreve a TCO da
nitrificação. Além disso, é fundamental definir quais os outros fatores que podem também
intervir na oxidação do nitrogênio amoniacal.
As curvas da taxa de consumo de oxigênio para oxidação da matéria orgânica e
nitrogênio amoniacal plotadas nas figuras de 9.81 a 9.120 mostram que a segunda e a terceira
fase da nitrificação não ocorreram nas quatro idades de lodo. Este comportamento da
nitrificação foi mais acentuado para detenção celular de 10 e 5 dias. Percebe-se que a redução
na concentração de sólidos suspensos voláteis à medida que o tempo de residência celular
decresce proporciona redução no número de fases da nitrificação. Quando existiu apenas a
102
primeira fase, observa-se que ocorreu redução na taxa de oxidação do nitrogênio amoniacal
em 50 %. É possível que a queda na concentração das bactérias nitrificantes tenham
influenciado a redução da velocidade de nitrificação. Ao mesmo tempo, a constante c
1
assumiu valores negativos. Isto indicou o retardo no início da nitrificação que teve como
conseqüência menor produção de nitrato. Este cenário ocorreu em dias que o esgoto
apresentou fração elevada de matéria orgânica de fácil degradação. Constata-se que uma soma
de fatores contribuiu para redução da velocidade de oxidação do nitrogênio na forma
amoniacal. Paralelamente, observa-se que a taxa de reação do processo de nitrificação não foi
constante.
A cinética da nitrificação no RSB é um processo que ainda carece de mais
aprofundamento em relação à influência da composição do substrato sobre a TCO de
oxidação do nitrogênio amoniacal. Além disso, a determinação da curva de oxidação do
nitrogênio amoniacal estabelece uma ferramenta simples para determinar a concentração de
nitrato produzido na fase aeróbia. A determinação da concentração do nitrato pode ser
definida a partir da seguinte equação:
NO
-
3
=
57,4
1
.
∫
t
0
dt.TCO
(5.32)
onde:
NO
-
3
=concentração de nitrato;
TCO=taxa de consumo de oxigênio da nitrificação.
Fica evidente que existe diferença entre a nitrificação em lodos ativados de fluxo
contínuo e RSB. É dentro deste contexto que se deve aprofundar a aplicação da respirometria
como ferramenta indispensável ao monitoramento da remoção de matéria orgânica, consumo
de oxigênio, nitrificação e disponibilidade de doador de elétrons para desnitrificação. A
comparação entre as figuras de 9.1 a 9.40 com as figuras de 9.81 a 9.120 evidencia a diferença
da TCO da matéria orgânica da TCO que envolve matéria orgânica e nitrificação. Além disso,
à medida que se reduz a idade de lodo a curva da taxa de consumo de oxigênio da nitrificação
revela que nem sempre ocorrem as três fases do processo de oxidação do nitrogênio
amoniacal. A partir da simulação dos processos de oxidação de matéria orgânica e
nitrificação, foi possível descrever o comportamento gráfico da soma destes dois processos
(Figuras 9.81 a 9.120). As curvas obtidas a partir das simulações descrevem o comportamento
103
da velocidade de consumo de oxigênio. É importante ressaltar que o modelo apresentado
neste trabalho é simplificado. Logo, percebe-se que um melhor ajuste da simulação aos dados
experimentais passa pelo desenvolvimento de um modelo completo que demanda mais
aprofundamento na cinética dos processos que ocorrem no RSB. Entretanto, as limitações de
um modelo simplificado não impedem sua aplicação e nem compromete os resultados
teóricos. As diferenças entre a simulação e os dados experimentais são atribuídas às
flutuações da atividade dos microrganismos heterotróficos e autotróficos e às mudanças na
composição da matéria orgânica utilizada como substrato. Além disso, um modelo
simplificado representa os aspectos essenciais do comportamento da velocidade de consumo
de oxigênio dissolvido ao longo do tempo através de uma equação diferencial.
Este trabalho não foi desenvolvido com o intuito de otimizar a remoção de nitrogênio.
A definição do ciclo operacional foi estabelecida para proporcionar dados da cinética de
oxidação de matéria orgânica e nitrificação. Entretanto, a eficiência do RSB na remoção de
nitrogênio é um assunto que sempre merece atenção em função da necessidade de se buscar a
maximização da desnitrificação sem fonte externa de carbono. A partir desta inquietação é
que se buscou verificar a eficiência do RSB1 na remoção de nitrogênio e o comportamento da
alcalinidade total e do pH no esgoto bruto e no efluente do reator. Estes dados estão
apresentados na tabela 5.10.
Ao longo das quatro idades de lodo, os valores de pH do esgoto bruto foram próximos
do neutro e a alcalinidade possibilitou o desenvolvimento da nitrificação sem mudanças
bruscas de pH. Os dados do esgoto bruto mostram que o nitrogênio na forma amoniacal
corresponde a maior fração do nitrogênio total. Esta característica do esgoto pode ter
contribuído também com as taxas elevadas de consumo de oxigênio durante o processo de
nitrificação.
Os dados da concentração de nitrogênio total no esgoto bruto e no efluente para idade
de lodo de 30 dias proporcionaram eficiência de 79 % na remoção deste nutriente. A maior
contribuição para o nitrogênio total do efluente foi o nitrato. As concentrações baixas de
alcalinidade total podem ter afetado a desnitrificação. De acordo com van Haandel e Marais
(1999), concentrações de alcalinidade total inferior a 30 mgCaCO
3
/L podem provocar quedas
bruscas de pH. É possível que tenha ocorrido valores de pH prejudiciais a biomassa do reator.
A maioria dos valores de pH no efluente do RSB1 estiveram fora da faixa ideal para
desnitrificação que compreende valores entre 6,5 e 7,5 (Metcalf & Eddy, 1991). Manter o pH
dentro desta faixa durante o processo de desnitrificação sem repor alcalinidade através da
introdução de uma substância alcalina é algo que pode ser alcançado. Os dados da idade de
lodo de 20 dias refletem outra realidade no efluente do RSB1. A redução da idade de lodo
104
elevou a eficiência do reator na remoção de nitrogênio para 87 % sem comprometer o pH e a
alcalinidade ideais para desnitrificação. Cybis et al (2004) obtiveram remoção de nitrogênio
de 88 % para idade de lodo de 13 dias sem adição de fonte externa de carbono num RSB em
escala piloto. Para a idade de lodo de 20 dias no RSB1, o nitrogênio na forma amoniacal foi a
maior fração deste nutriente no efluente do RSB1. Esta predominância do nitrogênio
amoniacal está relacionada com a oxidação de compostos orgânicos nitrogenados durante a
fase anóxica. Em função do desempenho elevado do RSB na oxidação da matéria orgânica, é
possível que a fração de nitrogênio orgânico no efluente tenha predominância de compostos
orgânicos não biodegradáveis. Na idade de lodo de 10 dias, a eficiência alcançada no RSB1
foi 71 %. Houve predominância de nitrato sobre as outras formas de nitrogênio no efluente. A
redução no número de microrganismos heterotróficos no reator tem como conseqüência direta
a redução na capacidade de desnitrificação, uma vez que os valores de pH e alcalinidade
garantiram condições ideais para remoção de nitrogênio. A idade de lodo de 5 dias revela uma
queda brusca na eficiência do RSB1 na remoção desse nutriente. Foi alcançado apenas 42 %
de eficiência. Os valores de nitrogênio na forma amoniacal no efluente final demonstram que
o processo de nitrificação foi diretamente afetado com a redução da concentração de sólidos
suspensos voláteis no reator. Esta constatação também foi observada com a redução na taxa
de reação da TCO para nitrificação. A redução do tempo de residência celular tem
implicações diretas na eficiência de remoção do nitrogênio no RSB assim como nos sistemas
de fluxo contínuo. É importante ressaltar que à medida que se reduz a idade de lodo, o perigo
de queda brusca do pH em função do consumo de alcalinidade é minimizado. Neste contexto,
ainda é preciso estabelecer a idade de lodo ótima para garantir maximização na remoção de
nitrogênio sem riscos de inibir os processos biológicos envolvidos no tratamento do esgoto.
No presente trabalho, contatou-se que o processo de desnitrificação sofre influência da
idade de lodo. Os dados da idade de lodo de 30 dias revelam que condições de alcalinidade
total e pH estiveram fora do intervalo recomendado para o processo de desnitrificação. Isto
pode ser constatado com a predominância de nitrato entre as formas de nitrogênio presente no
efluente final. A partir destas observações, é prudente levar em consideração a escolha da
idade de lodo para operar RSB destinado a remoção de nitrogênio.
105
Tabela 5.10 – Dados de alcalinidade total, pH e nitrogênio obtidos no esgoto bruto e no efluente final do RSB1 nas idades de lodo de 30, 20, 10 e
5 dias.
IDADE DE LODO DE 30 DIAS
DATA
ESGOTO BRUTO EFLUENTE FINAL
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
NO
-
3
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
EFICIÊNCIA
MÉDIA NA
REMOÇÃO
DO N (%)
22/09/03 7,7 236 30,0 48,0 48,0 6,0 31 1,1 1,2 12,7 13,9
23/09/03 7,7 194 29,8 47,7 47,7 6,6 36 1,2 2,9 10,0 13,0
24/09/03 7,7 215 31,6 50,3 50,3 6,0 24 1,2 2,7 8,4 11,1
25/09/03 7,6 213 32,3 51,7 51,7 5,8 23 1,2 2,1 13,5 15,6
26/09/03 7,7 226 32,4 50,9 50,9 5,9 22 1,4 2,6 6,6 9,2 79
27/09/03 7,5 210 32,1 50,9 50,9 6,3 23 1,1 5,3 4,6 9,9
28/09/03 7,7 178 29,0 51,2 51,2 5,8 22 1,4 2,0 6,7 8,7
29/09/03 7,9 164 28,1 46,4 46,4 5,9 23 1,2 2,4 8, 9 11,3
30/09/03 7,6 183 30,8 49,1 49,1 5,6 20 1,4 3,1 4,3 7,4
01/10/03 7,5 177 30,7 45,3 45,3 5,8 22 1,5 2,5 2,6 5,1
IDADE DE LODO DE 20 DIAS
DATA
ESGOTO BRUTO EFLUENTE FINAL
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
NO
-
3
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
EFICIÊNCIA
MÉDIA NA
REMOÇÃO
DO N (%)
05/11/03 7,2 140 11,7 19,3 19,3 7,4 89 0,8 1,1 0,0 1,1
06/11/03 7,3 141 11,8 19,3 19,3 7,2 92 0,9 1,0 0,0 1,0
07/11/03 7,2 138 10,8 18,7 18,7 7,2 93 0,8 0,9 0,0 0,9
08/11/03 7,2 142 12,0 18,8 18,8 7,3 96 0,7 1,0 0,0 1,0
09/11/03 7,2 141 11,6 20,3 20,3 7,3 98 0,7 1,2 0,0 1,2 87
10/11/03 7,4 150 20,8 38,7 38,7 7,2 68 1,6 2,6 0,0 2,6
11/11/03 7,4 154 19,4 51,2 51,2 7,3 56 0,9 2,3 1,8 4,1
12/11/03 7,6 216 30,3 56,1 56,1 7,1 59 5,8 8,7 2,6 11,3
13/11/03 7,6 244 34,5 58,7 58,7 7,1 58 7,5 11,7 2,5 14,2
14/11/03 7,3 174 24,7 43,0 43,0 6,6 26
2,1 3,2 4,2 7,4
106
Continuação da tabela 5.10 - Dados de alcalinidade total, pH e nitrogênio obtidos no esgoto bruto e no efluente final do RSB1 nas idades de lodo
de 30, 20, 10 e 5 dias.
IDADE DE LODO DE 10 DIAS
DATA
ESGOTO BRUTO EFLUENTE FINAL
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
NO
-
3
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
EFICIÊNCIA
MÉDIA NA
REMOÇÃO
DO N (%)
13/12/03 7,1 155 25,0 40,8 40,8 6,3 16 1,0 1,7 13,4 15,1
14/12/03 7,2 187 28,7 43,3 43,3 6,5 24 2,6 2,7 6,3 9,0
15/12/03 7,4 173 26,7 45,3 45,3 6,7 32 3,8 4,1 10,8 14,9
16/12/03 7,1 160 23,0 37,9 37,9 6,4 19 1,3 1,5 12,5 14,0
17/12/03 7,0 144 14,0 26,3 26,3 7,0 43 0,7 0,8 7,4 8,2 71
18/12/03 7,0 157 18,1 32,8 32,8 7,0 58 0,7 1,0 5,2 6,2
19/12/03 7,4 158 21,4 36,3 36,3 6,9 45 2,3 3,0 4,0 7,0
20/12/03 7,1 161 21,5 38,4 38,4 6,9 53 3,9 4,7 4,3 9,0
21/12/03 7,2 172 24,4 41,1 41,1 6,9 39 4,4 5,2 8,2 13,4
22/12/03 7,2 160 20,8 37,6 37,6 6,9 37 2,7 3,2 11,8 15,0
IDADE DE LODO DE 5 DIAS
DATA
ESGOTO BRUTO EFLUENTE FINAL
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
pH ALC.
TOTAL
(mgCaCO
3
/L)
NH
3
(mgN/L)
NTK
(mgN/L)
NO
-
3
(mgN/L)
N
total
(mgN/L)
EFICIÊNCIA
MÉDIA NA
REMOÇÃO
DO N (%)
15/01/04 7,1 208 32,2 53,0 53,0 7,1 136 21,6 30,0 4,2 34,2
16/01/04 7,3 192 29,0 51,5 51,5 7,1 146 20,9 30,4 1,9 32,4
17/01/04 7,3 149 25,9 39,5 39,5 7,4 119 18,9 25,3 2,1 27,4
18/01/04 7,3 140 24,2 38,2 38,2 7,2 103 14,5 20,2 1,6 21,8
19/01/04 7,2 147 25,0 38,6 38,6 7,2 99 13,4 17,3 1,7 19,0 42
20/01/04 7,2 136 25,3 36,3 36,3 7,2 96 12,8 17,1 1,8 18,9
21/01/04 7,3 175 27,9 45,1 45,1 7,4 117 14,6 21,0 1,2 22,2
22/01/04 7,4 186 29,6 45,5 45,5 7,5 142 19,2 23,7 1,1 24,8
23/01/04 7,4 172 27,3 44,1 44,1 7,4 128 18,3 24,5 2,6 27,1
24/01/04 7,4 172 25,3 41,9 41,9 7,4 129 17,1 23,7 2,2 25,9
Convenções: NH
3
=nitrogênio na forma amoniacal;
NTK=nitrogênio Kjeldahl;
N
total
=nitrogênio total.
107
5.5.1 – Reatores de controle
Os dados de DQO e nitrogênio total dos efluentes e de sólidos suspensos voláteis dos
reatores FC1 e RSB2 estão apresentados na tabela 5.11. A análise de variância dos dados de
DQO dos efluentes dos reatores de controle e do RSB1 não indicam diferenças significativas
entre as médias nos três primeiros períodos de coleta. Foi considerado 5 % como nível de
significância. A estatística foi aplicada aos dados obtidos nos quatro períodos de coleta
apresentados nas tabelas 5.4 e 5.11. No último período de coleta de dados que corresponde a
idade de lodo de 5 dias e a relação F/M de 0,6362 mgDQO/mgSSV.d, houve diferença
significativa entre os dados de DQO do efluente dos três reatores. O sistema de fluxo contínuo
diferiu dos bateladas segundo a menor diferença significativa, considerando 5 % como nível
de significância. No último período de coleta de dados, observou-se valores de DQO no
efluente do FC1 inferiores aos resultados dos RSBs. Tal resultado pode estar ligado a
concentração elevada de sólidos suspensos voláteis para idade de 5 dias. Ao longo desta
pesquisa, a concentração de lodo no sistema de fluxo contínuo se apresentou inferior as
concentrações obtidas nos bateladas. É possível que o tempo entre a inoculação e a coleta de
dados tenha sido insuficiente para estabelecer uma concentração de sólidos suspensos voláteis
compatível com a idade de lodo de 5 dias. A concentração de sólidos suspensos mais elevada
no FC1 proporcionou melhores condições de sedimentabilidade no decantador secundário. O
resultado é exposto na forma de DQO baixa no efluente compatível com uma idade de lodo
superior a 5 dias. Isto fica evidente quando se compara a concentração média de sólidos
suspensos voláteis deste tempo de residência celular com os demais valores. A análise de
variância dos dados de sólidos suspensos voláteis dos RSBs e do FC1 para cada período de
coleta de dados revela diferenças significativas. A estatística foi aplicada aos dados
considerando 5 % como nível de significância. A concentração de lodo no FC1 foi inferior
nos três primeiros períodos de coleta. A alimentação do FC a partir do reator pré-anóxico
possibilita menor liberação de energia no catabolismo e conseqüentemente redução no
anabolismo. A quantidade de matéria orgânica biodegradável que alcança o reator aeróbio é
muito reduzida em relação à quantidade que chega ao sistema. A combinação destes dois
fatores incide diretamente na produção de biomassa no sistema de fluxo contínuo. O resultado
se reflete em concentrações de lodo inferiores àquelas encontradas no RSB1 operando nas
mesmas condições.
Os dados de nitrogênio demonstram que o FC1 remove nitrogênio em proporções
semelhantes ao batelada tratando esgoto com DQO baixa. É importante ressaltar que a
108
proporção de lodo anóxico no Bardenpho estava próxima do valor máximo recomendado que
é 60 % (van Haandel e Marais, 1999). No FC1, a fração de lodo anóxico em relação ao total
foi 50 %. Este deve ter sido um dos fatores que contribuiu para tal desempenho do FC1. Já os
dois bateladas poderiam ter o ciclo operacional alterado para melhorar o desempenho com
bastante flexibilidade sem comprometer o tratamento. Dados de Arima et al (2004a) mostram
que é possível trabalhar com reação anóxica de 8 horas em RSB. É importante lembrar que o
ciclo operacional dos RSBs não foi estabelecido para maximizar a remoção de nitrogênio. A
partir do conhecimento de experimentos com RSB bem sucedidos, observa-se que é possível
superar a eficiência do FC1 sem adicionar uma fonte externa de carbono. A análise de
variância dos dados de nitrogênio total dos efluentes mostra que ocorreu diferença
significativa entre os reatores no primeiro e último período de coleta de dados. Utilizou-se 5
% como nível de significância para aplicação desta estatística. Para os dados do período entre
22/09 a 01/10/03, observa-se que o sistema de fluxo contínuo removeu mais nitrogênio do que
os bateladas e diferiu significativamente deles. Foi considerado 5 % como nível de
significância para a análise da menor diferença significativa. O desempenho do FC1 no último
período de coleta de dados está relacionado ao intervalo entre a inoculação do reator e a coleta
de dados ser insuficiente para gerar dados compatíveis com idade de lodo de 5 dias.
Nos quatro períodos de coleta de dados, as médias do pH nos efluentes do RSB2
(Tabela 5.11) estiveram dentro da faixa considerada adequada para desnitrificação que
compreende valores entre 6,5 e 7,5 (Metcalf & Eddy, 1991). No FC1, as médias do pH do
efluente (Tabela 5.11) apresentaram valores superiores a esta faixa de valores nas idades de
lodo de 20 e 10 dias. Este comportamento do FC1 indica que houve menor consumo de
alcalinidade em comparação com os RSBs durante a nitrificação. No sistema de fluxo
contínuo, a metade da população dos microrganismos nitrificantes estava submetida às
condições aeróbias e conseqüentemente podia nitrificar em função da configuração do
sistema. Nestas condições, o consumo de alcalinidade é inferior ao consumo nos RSBs, uma
vez que nestes reatores todos os microrganismos capazes de nitrificar foram submetidos às
condições aeróbias.
As concentrações de nitrogênio total do efluente do RSB2 diferiram dos valores
obtidos para o RSB1 apenas no primeiro período de coleta de dados segundo a menor
diferença significativa para 5 % como nível de significância. Segundo esta análise, as
amostras consideradas de populações diferentes tiveram média de 10,5 e 8,2 para RSB1 e 2,
respectivamente. Apesar da diferença estatística, são valores próximos. O comportamento do
RSB1 em relação ao RSB2 mostra que o reator seqüencial em batelada funciona independente
do parâmetro operacional de controle adotado sem comprometer a eficiência na remoção de
109
DQO e nitrogênio. Dentro deste contexto, faz-se necessário, através da pesquisa sobre RSB,
aperfeiçoar a operação do reator a partir da idade de lodo como parâmetro de controle
operacional. Tal medida, visa levar o conhecimento acadêmico às ETEs que funcionam com
RSB. A partir da divulgação de informações ainda restritas aos profissionais da pesquisa será
possível reformular conceitos e procedimentos operacionais sem nenhuma sustentação
teórica.
Tabela 5.11 – Dados de DQO e nitrogênio total do efluente e sólidos suspensos voláteis dos
reatores FC1 e RSB2.
Data
FC1 RSB2
Idade
de lodo
(dia)
S
te
(mg/L)
X
v
(mg/L)
N
total
(mgN/L)
pH
ef
F/M
(mgDQO/
mgSSV.d)
S
te
(mg/L)
X
v
(mg/L)
N
total
(mgN/L)
pH
ef
22/09/03 54 2040 2,7 7,3 15 3740 8,0 7,2
23/09/03 32 1960 4,3 7,3 32 3600 7,5 7,2
24/09/03 26 1820 6,2 7,4 17 3320 7,4 7,1
25/09/03 22 1580 5,9 7,5 36 3400 12,0 7,0
26/09/03 30 44 1740 2,9 7,4 0,1189 41 3340 9,4 7,0
27/09/03 23 1740 1,9 7,6 22 2980 9,1 7,1
28/09/03 36 1740 3,0 7,5 28 3460 6,8 7,0
29/09/03 29 2000 2,9 7,7 31 2780 7,4 6,8
30/09/03 26 1960 3,8 7,3 35 2660 7,9 6,9
01/10/03 17 1760 2,2 7,4 14 2620 6,3 7,0
Média
30,9 1790 3,6 7,4
Média
29,5 3330 7,7 7,0
05/11/03 60 420 3,6 7,8 42 2390 2,3 7,4
06/11/03 36 263 2,2 7,8 30 2230 2,3 7,2
07/11/03 38 545 2,8 7,2 39 2120 1,8 7,2
08/11/03 47 513 2,1 7,9 37 2220 1,8 7,4
09/11/03 20 36 580 2,5 7,9 0,1796 24 2140 2,0 7,3
10/11/03 31 560 3,9 7,9 23 2080 4,6 7,2
11/11/03 40 635 13,9 8,0 42 2150 4,1 7,2
12/11/03 34 618 16,7 7,9 39 1920 12,6 7,3
13/11/03 33 795 26,7 8,0 37 1920 17,4 7,3
14/11/03 32 760 33,6 8,0 40 2510 7,6 6,9
Média
38,7 570 10,8 7,9
Média
38,0 2145 3,2 7,2
13/12/03 36 580 3,3 7,5 21 1585 3,7 6,6
14/12/03 26 555 4,0 7,5 31 1430 8,7 6,7
15/12/03 45 515 11,2 7,7 55 1475 9,5 6,7
16/12/03 36 363 16,0 7,7 23 1175 9,4 6,5
17/12/03 10 26 383 15,1 7,8 0,2904 36 1475 4,3 7,1
18/12/03 36 395 8,6 7,7 33 1430 5,7 7,1
19/12/03 41 358 7,4 7,8 23 1315 7,5 7,1
20/12/03 24 383 11,2 7,9 12 1280 12,1 7,0
21/12/03 51 390 13,6 7,8 43 1275 14,2 7,0
22/12/03 48 445 14,8 7,7 36 1090 15,1 7,1
Média
36,9 393 10,5 7,7
Média
32,0 1373 9,0 6,9
15/01/04 36 1369 5,7 7,1 57 692 36,3 7,1
16/01/04 20 1956 10,5 7,1 65 668 35,1 7,5
17/01/04 22 1531 10,0 7,1 48 700 29,3 7,4
18/01/04 21 1170 5,0 7,4 36 663 25,2 7,4
19/01/04 5 14 1704 4,2 7,2 0,6362 28 630 22,3 7,3
20/01/04 17 926 3,2 7,2 44 608 21,8 7,4
21/01/04 31 977 2,6 7,5 40 627 25,0 7,5
22/01/04 19 1226 3,8 7,5 36 630 28,5 7,5
23/01/04 29 1255 6,0 7,5 39 580 28,8 7,5
24/01/04 26 895 6,7 7,5 47 795 28,4 7,5
Média
23,5 817 5,8 7,3
Média
42,0 647 28,5 7,4
Convenções: S
te
=DQO efluente;
Xv=sólidos suspensos voláteis;
N
total
=nitrogênio total;
pH
ef
=pH efluente.
110
5.6 – RSB e FC em escala piloto
Na escala piloto, o RSB e o Bardenpho, denominado FC, foram submetidos à mesma
carga orgânica, vazão diária e idades de lodo para avaliar a eficiência na remoção de matéria
orgânica e nitrogênio. Os dois sistemas operaram em paralelo e foram alimentados com o
mesmo esgoto doméstico.
5.6.1 – Esgoto bruto
Algumas características físico-químicas do esgoto bruto da ETE Vila Esmeralda estão
apresentadas na tabela 5.12. Observa-se que ocorreu redução em todos os parâmetros
analisados da primeira idade de lodo para a segunda. As atenções se voltam para as
concentrações de DQO, alcalinidade total e temperatura. À medida que a quantidade de
matéria orgânica é reduzida no esgoto bruto, aumenta a dificuldade para remoção de
nitrogênio em função da necessidade de um doador de elétrons para o processo de
desnitrificação. A redução na alcalinidade total pode desestabilizar todos os processos
biológicos que ocorrem nos sistemas de lodos ativados em função do consumo de alcalinidade
durante a nitrificação. Com as mudanças climáticas na região sul, a queda da temperatura
proporciona redução no metabolismo dos microrganismos envolvidos no tratamento de águas
residuárias. As bactérias nitrificantes são as mais afetadas no sistema de lodos ativados com a
redução da temperatura. A análise de variância das amostras coletadas nas idades de lodo de
10 e 30 dias mostrou diferenças significativas dos parâmetros apresentados na tabela 5.12,
com exceção do pH. Foi considerado 5 % como nível de significância. A rigor, constata-se
que foram tratados esgotos diferentes nas duas idades de lodo.
Os dados coletados descreveram a influência das condições climáticas do Rio Grande
do Sul sobre a composição do esgoto. Além disso, as mudanças nos hábitos alimentares da
população muda com a estação do ano e o consumo de água é alterado. Comparando as
médias da DQO afluente deste trabalho com a média obtida por Cybis et al. (2004), observa-
se que ocorreu aumento na concentração da matéria orgânica no esgoto. Dados de
Pickbrenner (2002) obtidos na ETE Vila Esmeralda proporcionaram DQO média de 272 mg/L
para o período de janeiro a junho de 2001.
Na primeira idade de lodo, o aumento brusco da concentração de matéria orgânica no
esgoto está ligado a falta de limpeza do poço úmido da ETE. Durante o desenvolvimento do
presente trabalho, a limpeza deste poço era realizada em média a cada 45 dias. Isto provocava
acúmulo de sólidos orgânicos e o poço funcionava como um decantador primário. Nestas
111
condições, as tubulações de sucção das bombas de alimentação do FC e RSB ficavam
submersas em lodo. Os entupimentos e desgastes das bombas eram freqüentes. Para contornar
o problema, adotou-se a utilização de chuveiros nas extremidades das tubulações de sucção
para evitar o bombeamento de sólidos grosseiros. Tal procedimento só reduzia os problemas
em poucas horas. A solução adotada foi trocar o chuveiro por um balde furado com broca de 3
mm de diâmetro e com uma peneira de malha de 1 mm funcionando como tampa. Este
sistema de filtração reduzia o número de entupimentos na sucção e o desgaste dos estatores
das bombas. A limpeza do referido sistema de filtração era feita duas vezes ao dia. Outro fator
que contribuiu para o aumento da concentração de matéria orgânica foi a retirada de
vazamentos da rede de abastecimento de água potável que corta a Vila Esmeralda. As ligações
clandestinas de água potável proporcionavam muitos vazamentos que contribuíam para
diluição do esgoto gerado. O trabalho do DMAE para coibir esta prática ilegal possibilitou o
aumento da DQO do esgoto bruto.
Tabela 5.12 – Dados físico-químicos do esgoto bruto da ETE Vila Esmeralda
Idade de
lodo
(dia)
Data DQO
(mg/L)
Temperatura
(°C)
Alcalinidade
Total
(mgCaCO
3
/L)
pH NTK
(mgN/L)
Nitrogênio
Amoniacal
(mgN/L)
22/03/04 844 24,0 208 6,9 59,1 34,3
23/03/04 452 23,5 196 7,5 61,9 34,6
25/03/04 358 24,0 255 7,7 70,9 46,2
27/03/04 510 25,0 216 7,6 55,5 34,4
10 28/03/04 487 25,0 206 7,4 62,8 37,9
29/03/04 666 24,5 212 7,4 65,6 36,7
30/03/04 550 25,0 197 7,4 56,3 33,6
31/03/04 517 25,0 188 7,5 51,7 33,4
01/04/04 654 25,0 194 7,5 62,1 33,4
02/04/04 309 26,0 131 6,7 34,1 24,3
Média 534,7 24,7 200,3 7,4 58,0 34,9
22/05/04 234 18,5 136 6,9 27,6 15,8
23/05/04 365 19,5 166 7,1 64,3 30,0
25/05/04 597 19,0 121 6,8 35,4 16,7
26/05/04 326 18,0 121 7,3 44,1 13,9
30 27/05/04 438 18,0 125 7,0 46,6 16,0
28/05/04 322 17,0 123 7,1 43,6 17,2
29/05/04 355 17,0 133 7,2 51,8 21,8
30/05/04 378 17,0 144 7,4 61,4 21,9
31/05/04 400 18,0 151 7,1 51,6 22,9
01/06/04 307 18,0 160 7,2 64,9 29,5
Média 372,2 18,0 138,0 7,1 49,1 20,6
Convenção: NTK=Nitrogênio Kjeldahl
Na segunda idade de lodo, a redução na concentração média da DQO pode ser
atribuída as precipitações pluviométricas que ocorreram durante a coleta de dados. Os
moradores da Vila Esmeralda utilizam a rede coletora de esgoto doméstico para escoar as
águas das chuvas. A obstrução da rede coletora de águas pluviais levava os moradores
112
tomarem algumas atitudes para evitar inundação nas casas localizadas nos arredores da ETE.
Entre estas atitudes estava a remoção das tampas dos poços de visita da rede coletora de
esgoto doméstico para receber o esgoto pluvial.
As obras de reforma da ETE coincidiram com as coletas de dados. Este foi outro fator
que interferiu na composição do esgoto. Durante as reformas, o esgoto afluente era desviado
para um canal de águas pluviais que passa no interior da ETE. Nestas ocasiões, foram
construídas barragens com sacos de areia (Figura 5.14) para captação do esgoto. A primeira
barragem foi executada em 24/03 e a segunda em 24/05/04. As tubulações de sucção eram
montadas dentro do esgoto represado e procedia normalmente o bombeamento para alimentar
os dois sistemas de lodos ativados. As mudanças no local de captação provocaram alterações
na composição do esgoto, uma vez que este em condições normais de operação da ETE
passava no poço úmido que funcionava como decantador primário. Neste cenário, o afluente
tinha aparência de esgoto velho. O esgoto captado nas barragens tinha aspecto de esgoto
fresco tendo em vista que a rede coletora da ETE Vila Esmeralda é pequena e só recebe
contribuição da vila de mesmo nome da estação.
É dentro deste contexto que se buscou no experimento em escala piloto uma
aproximação das condições reais de funcionamento de uma ETE em escala real. Foi neste
cenário envolvido por fatores que interferem constantemente nas condições de funcionamento
e operação dos sistemas de lodos ativados que se desenvolveu o experimento em escala piloto.
Figura 5.14 – Barragem para captação do esgoto
5.6.2 - FC
O sistema de lodos ativados de fluxo contínuo com a configuração Bardenpho atendeu
às expectativas de funcionamento nas duas idades de lodo. Os parâmetros analisados nos três
113
reatores e no efluente final estão apresentados na tabela 5.13. A eficiência do sistema na
remoção de matéria orgânica e nitrogênio está na tabela 5.14.
Os dados de temperatura mostram que não existiram diferenças de temperatura entre
os três reatores que compõem o Bardenpho. Comparando as temperaturas dos reatores com a
do efluente, observa-se um acréscimo inferior a um grau Celsius em função da estratificação
no decantador secundário. Este aumento no grau de agitação molecular ocorreu nas duas
idades de lodo. Tal acréscimo de temperatura pode ser desprezível em função da magnitude
do valor. Além disso, o efluente do decantador secundário não é recirculado no sistema.
As influências das variações climáticas ao longo da pesquisa são perceptíveis ao
comparar os dados de temperatura obtidos nas duas idades de lodo (Tabela 5.13). Percebe-se
que ocorreu uma queda média de oito graus Celsius no FC entre as idades de lodo de 10 e 30
dias. Tal decréscimo de temperatura incidiu diretamente no metabolismo bacteriano. A
redução no contato entre microrganismos e compostos orgânicos biodegradáveis com a queda
no grau de agitação molecular é preponderante no decréscimo das taxas de crescimento da
biomassa, de oxidação dos compostos orgânicos e de nitrificação. Para Ekama e Marais
(1977) a influência da queda de temperatura em lodos ativados de fluxo contínuo é mínima
em idades de lodo elevadas desde que ocorra aclimatação adequada.
O Bardenpho utilizado neste trabalho apresentou redução na eficiência de remoção de
DQO e nitrogênio com aumento da idade de lodo (Tabela 5.14). A eficiência na remoção de
matéria orgânica caiu de 87 para 76 % e a remoção de nitrogênio foi reduzida de 66 para 52
%. É importante ressaltar que ocorreu diminuição nas médias de DQO e nitrogênio total no
esgoto bruto entre as idades de lodo pesquisadas. Observa-se que a redução da temperatura
média do licor misto é um fator que contribuiu para redução da eficiência do FC. A queda de
temperatura entre as duas idades de lodo pesquisadas teve uma influência sobre o desempenho
do FC na remoção de DQO. Todo este quadro foi agravado também com o intervalo de tempo
curto para aclimatação da biomassa. O período compreendido entre 02/03 a 22/05/05 se
mostrou insuficiente para aclimatar a biomassa à idade de lodo de 30 dias e às mudanças de
temperatura no sistema que ocorreram com a mudança das estações climáticas. Esta
combinação de fatores resultou em perda de eficiência do sistema com o aumento da idade de
lodo de 10 para 30 dias. Este comportamento do Bardenpho mostrou que o aumento da idade
de lodo não implica necessariamente em aumento de eficiência se não houver um período de
aclimatação adequado.
114
Tabela 5.13 – Parâmetros determinados ao longo do sistema de lodos ativados de fluxo contínuo (configuração Bardenpho) e no efluente final
Data REATOR PRÉ-D REATOR AERÓBIO REATOR PÓS-D EFLUENTE FINAL Idade
de lodo
(d)
AT pH NI T AT pH SSV OD NI T AT pH NI T AT pH T NI NK NA NT DQO X
ef
22/03/04 101 6,8 6,4 27,0 96 7,1 1335 1,5 ND 27,0 89 6,9 9,0 27,0 65 6,9 26,0 8,2 4,4 0,3 12,6 75 37
23/03/04 93 6,8 7,5 26,0 80 7,0 1335 1,5 10,9 26,0 80 6,9 11,5 26,0 50 6,9 26,5 11,2 4,9 0,3 16,1 65 34
25/03/04 110 7,0 3,0 27,0 90 7,1 1385 1,5 6,0 27,0 87 6,9 5,9 27,0 60 7,2 27,5 3,8 5,7 0,5 9,5 66 33
27/03/04 79 6,8 13,5 24,5 59 6,6 1355 1,6 16,9 24,5 54 6,6 15,7 24,5 30 6,6 25,0 17,5 5,9 1,6 23,4 94 45
10 28/03/04 81 6,8 14,7 25,0 51 6,5 1425 1,7 19,0 25,0 52 6,5 20,1 26,0 24 6,6 26,5 19,3 6,8 2,8 26,1 66 36
29/03/04 78 6,7 15,1 26,0 45 6,3 1685 1,3 19,2 25,5 42 6,2 20,2 26,0 21 6,4 27,0 18,6 6,8 2,1 25,4 74 29
30/09/04 82 6,7 12,4 26,0 46 6,4 1420 1,5 16,4 26,0 47 6,4 18,2 26,0 24 6,5 26,5 17,5 5,4 2,0 22,9 64 26
31/09/04 79 6,8 11,7 25,0 45 6,4 1490 1,4 16,7 25,0 44 6,3 17,4 25,0 23 6,6 25,5 18,2 5,3 2,3 23,5 78 26
01/10/04 70 7,1 10,0 25,0 48 7,3 1470 2,0 12,0 25,0 54 7,2 13,0 25,5 22 7,3 25,5 2,2 22,0 16,7 24,2 90 40
02/10/04 97 6,8 6,9 26,0 59 6,6 1565 2,0 11,5 25,5 59 6,5 12,3 26,0 40 6,8 25,5 9,1 3,5 0,7 12,6 46 25
Média 87,0 6,8 10,1 25,8 61,9 6,7 1447 1,6 14,3 25,7 60,8 6,6 14,3 25,9 35,9 6,8 26,2 12,6 7,1 2,9 19,6 71,8 33,1
22/05/04 117 7,1 2,4 19,5 83 7,1 1740 1,8 6,5 20,0 71 6,9 9,6 20,5 52 7,1 20,5 5,0 11,0 5,7 16,0 97 48
23/05/04 82 6,7 11,1 20,0 52 6,6 2050 2,0 14,6 20,0 56 6,4 15,7 20,0 22 7,0 20,5 16,7 4,8 0,3 21,5 81 40
25/05/04 102 7,1 12,2 18,5 70 7,2 1890 1,4 13,7 18,5 68 7,0 13,9 18,0 30 7,1 18,0 14,0 5,7 0,3 19,7 100 48
26/05/04 49 6,4 14,2 17,0 44 6,7 1800 2,6 13,5 17,0 46 6,5 14,6 17,0 21 6,7 17,0 14,6 6,2 0,2 20,8 99 54
30 27/05/04 43 6,0 16,8 16,5 30 6,1 1760 1,6 15,0 16,0 28 5,9 19,1 16,0 11 6,2 16,0 19,2 3,4 0,2 22,6 79 29
28/05/04 35 6,7 16,4 15,0 32 6,5 1780 2,0 17,3 15,0 26 6,2 18,6 14,5 13 6,3 16,0 17,7 6,3 1,1 24,0 104 47
29/05/04 47 6,1 17,7 14,5 32 6,1 1920 1,8 19,5 14,5 28 6,1 20,7 15,0 8 5,9 17,0 20,8 5,3 0,8 26,1 82 46
30/05/04 51 6,2 17,4 16,0 35 6,0 1910 1,8 19,5 17,0 29 5,8 20,9 18,0 8 6,0 20,5 21,1 6,6 2,1 27,7 72 45
31/05/04 48 6,3 17,7 17,0 27 6,0 1880 1,7 20,1 17,0 30 5,9 18,9 17,5 8 6,0 18,0 20,9 5,6 0,7 26,5 81 40
01/06/04 54 6,4 17,5 18,0 30 6,1 1950 1,7 21,3 18,0 24 5,8 21,9 18,0 9 6,0 18,0 21,5 9,1 2,6 30,6 95 52
Média 62,8 6,5 14,3 17,2 43,5 6,4 1868 1,8 16,1 17,3 40,6 6,3 17,4 17,5 18,2 6,4 18,2 17,2 6,4 1,4 23,6 89,0 44,9
Convenções: AT=Alcalinidade total em mgCaCO
3
/L;
NI=Nitrato em mgN/L;
T=Temperatura em °C;
SSV=Sólidos suspensos voláteis em mg/L;
NK=Nitrogênio Kjeldahl em mgN/L;
NA=Nitrogênio na forma amoniacal em mgN/L;
NT=Nitrogênio total em mgN/L;
DQO=Demanda química de oxigênio em mg/L;
ND=Não foi determinado;
X
ef
=sólidos suspensos voláteis no efluente em mg/L;
115
Tabela 5.14 – Eficiência do FC na remoção de matéria orgânica e nitrogênio
Idade de lodo (d) Remoção de matéria orgânica (%) Remoção de nitrogênio (%)
10 87 66
30 76 52
O aumento na concentração média de sólidos suspensos voláteis com a elevação do
tempo de residência celular foi pequeno. Neste caso, a temperatura pode ter influenciado com
a redução na taxa do metabolismo do lodo ativo. O aumento pequeno de biomassa também
está ligado ao desempenho do decantador secundário. A DQO elevada no efluente é outro
indício da perda de lodo. As médias de sólidos suspensos voláteis no efluente do FC foram
33,1 e 44,9 mg/L para as idades de lodo de 10 e 30 dias, respectivamente. As concentrações
de sólidos suspensos voláteis no esgoto tratado comprovam que houve aumento da perda de
lodo através do efluente final com o aumento da idade de lodo. Estes fatores colaboraram para
que a concentração média de sólidos suspensos voláteis no sistema passasse de 1447 para
1868 mg/L, quando a idade de lodo foi elevada de 10 para 30 dias. A perda de sólidos
suspensos voláteis através do efluente final também foi um dos fatores que contribuiu para
redução da eficiência do FC na remoção de matéria orgânica. As características hidráulicas do
decantador secundário acrescentam uma parcela de contribuição na redução da eficiência do
sistema de fluxo contínuo na remoção de matéria orgânica.
A perda de sólidos suspensos voláteis do FC através do efluente ocorreu de forma
involuntária. Além disso, o Bardenpho não foi concebido para perder lodo através do efluente,
uma vez que o decantador secundário tem como função separar a biomassa do líquido. É
importante ressaltar que a perda voluntária de lodo em sistemas de lodos ativados através do
efluente ocorre em lagoa aerada. Dentro deste contexto, a idade de lodo neste trabalho foi
definida como a razão entre o volume do reator e a vazão de descarte voluntário de lodo. A
rigor, a perda de sólidos suspensos voláteis através do efluente revelou a limitação do FC para
estabelecer a idade do lodo como parâmetro operacional confiável neste trabalho. A partir
deste cenário, torna-se mais prudente utilizar a idade do lodo como parâmetro operacional
para comparar os dois sistemas neste trabalho e admitir a limitação do FC para reter lodo.
Ao longo das duas coletas de dados, as concentrações médias de alcalinidade total nos
três reatores foram superior aos 30 mgCaCO
3
/L recomendado por van Haandel e Marais
(1999). Comparando os dados dos reatores com o efluente final do sistema, constata-se que a
separação sólido-líquido no decantador reduz a capacidade tampão da fase líquida.
Paralelamente, percebe-se que na idade de lodo de 30 dias a redução do poder tampão foi
mais pronunciada. Tal fato ocorre em função do aumento da concentração de microrganismos
nitrificantes e da queda da alcalinidade média do esgoto bruto. No tempo de residência celular
116
de 30 dias, as médias da alcalinidade total no efluente final e no reator de pós-desnitrificação
foram 18,2 e 40,6 mgCaCO
3
/L, respectivamente. É possível que a capacidade tampão do lodo
tenha impedido queda brusca do pH no sistema. Fica evidente que o desenvolvimento do
processo de nitrificação sem comprometer o pH do sistema de lodos ativados depende da
capacidade tampão do esgoto e da fase sólida do licor misto. O consumo de alcalinidade no
processo de oxidação do nitrogênio amoniacal é um fator que precisa ser controlado com a
restituição de parte desta alcalinidade consumida através do processo de desnitrificação. No
caso do FC, a otimização deste processo é fundamental para o controle do pH e aumento da
eficiência do sistema na remoção de nitrogênio.
Nas duas idades de lodo pesquisadas, as médias de pH nos três reatores que formavam
o Bardenpho estiveram dentro dos intervalos toleráveis pela biomassa envolvida nos
processos biológicos que ocorrem no sistema de lodos ativados. A única exceção foi a média
6,3 no reator de pós-desnitrificação na idade de lodo de 30 dias. Este valor ficou fora da faixa
ideal para desnitrificação que compreende o intervalo entre 6,5 e 7,5 (Metcalf e Eddy, 1991).
As concentrações médias de oxigênio dissolvido no reator aeróbio foram levemente
inferiores aos 2 mg/L recomendado na literatura durante as duas idades de lodo. Isto se deve
ao fato de constantes reclamações dos moradores da Vila Esmeralda em função do barulho
gerado pelo compressor. A ETE está localizada entre casas e barracos. Não foi respeitada a
distância mínima recomendada para residência (Figura 5.15). A única alternativa encontrada
para resolver os constantes atritos com os moradores das imediações da estação foi diminuir o
número de vezes de enchimento do compressor. Tal medida culminou com a redução da
média de oxigênio dissolvido para 1,6 e 1,8 mg/L para as idades de lodo de 10 e 30 dias,
respectivamente. Apesar destes valores serem inferiores aos recomendados, o processo da
nitrificação não foi inibido. As bactérias nitrificantes são mais exigentes por oxigênio
dissolvido e menos competitivas do que as heterotróficas por este oxidante. Nas condições de
funcionamento do Bardenpho, a competição entre heterotróficas e autotróficas por oxigênio
pode ser desprezível, uma vez que a maior fração da matéria orgânica é catabolizada no reator
pré-anóxico. De acordo com Ekama e Marais (1977), a nitrificação cessa quando a
concentração de oxigênio dissolvido alcança o valor crítico. Segundo Stenstrom e Poduska
(1980), a concentração crítica é um valor próximo de 0,3 mg/L. Os dados de nitrato indicam
que não houve inibição do processo de oxidação do nitrogênio amoniacal.
Os dados de nitrato nos reatores que compõem o Bardenpho indicam que o processo
de desnitrificação ocorreu apenas no reator de pré-desnitrificação. A análise de variância dos
dados de nitrato indica que não existiram diferenças significativas entre os reatores aeróbio e
de pós-desnitrificação. Foi considerado 5 % como nível de significância e a estatística foi
117
aplicada às amostras obtidas nas duas idades de lodo pesquisadas. Na idade de lodo de 30
dias, a média do pH de 6,3 no reator de pós-desnitrificação pode ter contribuído para inibir o
processo de oxidação da matéria orgânica a partir do nitrato como aceptor final de elétrons. O
fracionamento do lodo em três reatores no Bardenpho com o menor volume destinado ao
reator de pós-desnitrificação também dificulta a desnitrificação. O princípio de funcionamento
do Bardenpho possibilita a oxidação da maior parte da matéria orgânica nos reatores de pré-
desnitrificação e aeróbio. A quantidade de doadores de elétrons liberados a partir da hidrólise
e da endogenia é insuficiente para proporcionar desnitrificação, uma vez que 14,3 % da
biomassa do sistema está disponível no reator de pós-desnitrificação. É possível que a taxa de
desnitrificação também tenha sido reduzida por escassez de enzimas que utilizam o nitrato
como aceptor final de elétrons (Münch et al, 1995). O comportamento do FC proporcionou
um efluente final com a concentração de nitrogênio total composta por mais de 60 % de
nitrato. Tal composição ocorreu nas duas idades de lodo. As concentrações de nitrogênio
orgânico no efluente final deviam ter predominância dos compostos orgânicos nitrogenados
do lodo perdido de forma involuntária. Os dados das formas de nitrogênio no efluente revelam
que os processos de oxidação do nitrogênio orgânico e amoniacal foram eficientes no FC. A
eficiência do sistema na remoção de nitrogênio de 66 cai para 52 % com o aumento da idade
de lodo de 10 para 30 dias (Tabela 5.14). O aumento da população de microrganismos
heterotróficos não foi suficiente para remover o nitrato em função dos prováveis motivos
descritos no início do parágrafo. Além disso, o período de aclimatação da biomassa foi curto
para as duas idades de lodo. A redução de doadores de elétrons na idade de lodo de 30 dias
mostra o aumento da dificuldade do FC para desnitrificar com a queda da DQO média do
esgoto bruto de 534,7 para 372,2 mg/L do primeiro para o segundo período de coleta de dados
(Tabela 5.12). No tratamento de esgoto com DQO baixa no FC, o processo de desnitrificação
fica limitado ao reator de pré-desnitrificação e surge o risco de desestabilização do pH do
sistema tendo em vista que metade da alcalinidade consumida na nitrificação não é restituída.
Os indícios desta provável situação podem ser observados nos dados de pH coletados na idade
de lodo de 30 dias no reator pós-D.
De acordo com o comportamento do FC ao longo das coletas de dados, a remoção de
nitrogênio ocorreu em maior proporção em função da incorporação ao lodo e ao processo de
desnitrificação. O processo de adsorção também contribuiu para remoção do nitrogênio.
Segundo Nielsen (1996), o nitrogênio amoniacal na forma de íon é adsorvido ao lodo e
removido através do descarte.
118
Figura 5.15 – Vista da entrada da ETE Esmeralda e presença de residências construídas
ilegalmente.
A possibilidade de aumento da eficiência do FC na remoção do nitrogênio está mais
ligada a uma adição de doador de elétrons do que alterações na operação do sistema. O
efluente do Bardenpho merece maior atenção em função da alcalinidade total, uma vez que
não ocorrendo a desnitrificação completa pode ser gerado efluente com pH baixo. Observa-se
que o sistema de lodos ativados de fluxo contínuo com a configuração Bardenpho ainda
apresenta limitações na remoção de nitrogênio quando trata esgoto doméstico com DQO
baixa. As características hidráulicas limitam a disponibilidade de compostos orgânicos na
pós-desnitrificação e pode haver queda brusca de pH. A solução deste problema pode ser a
utilização de uma fonte externa de carbono que implica no aumento do custo operacional do
sistema. A partir deste cenário, deve-se buscar soluções alternativas para reduzir cada vez
mais os custos com o funcionamento do sistema de lodos ativados e aumentar a eficiência na
remoção de matéria orgânica e nitrogênio.
5.6.3 - RSB
Os dados coletados no RSB em escala piloto estão apresentados nas tabelas 5.15 e
5.16. A eficiência desta variante de lodos ativados está na tabela 5.17. A remoção de matéria
orgânica foi 88 e 89 % para as idades de lodo de 10 e 30 dias, respectivamente. Estes valores
demonstram a capacidade do RSB em manter a eficiência diante das variações na carga
orgânica (Tabela 5.12). A remoção elevada de DQO em sistema de lodos ativados em
batelada está ligada às condições de sedimentação. Este processo se desenvolve num ambiente
com características hidráulicas próximas às ideais para separação entre sólidos e líquido. Isto
pode ser confirmado com os dados de sólidos suspensos voláteis no efluente final do sistema
(Tabela 5.15). As médias deste parâmetro foram 12,8 e 5,1 mg/L para as idades de lodo de 10
119
e 30 dias, respectivamente. Nesta mesma seqüência de idade de lodo, as médias de DQO
foram 65,8 e 41,4 mg/L. Observa-se que ocorreu redução na quantidade de matéria orgânica
no efluente. É importante ressaltar que este decréscimo estava relacionado com a redução da
DQO afluente. A rigor, o RSB manteve praticamente o mesmo percentual de eficiência na
remoção de matéria orgânica constatada na primeira idade de lodo.
A temperatura média no RSB (Tabela 5.16) caiu da mesma forma que ocorreu com o
FC (Tabela 5.13) da primeira para a segunda idade de lodo. Nesta seqüência, a temperatura
média baixou de 26,5 para 18,6
°C no reator seqüencial em batelada. O comportamento dos
sistemas foi semelhante em relação à temperatura do licor misto com a mudança das estações
climáticas. Em linhas gerais, submeter um Bardenpho e um RSB continuamente a mesma
temperatura ambiente e alimentá-los com o mesmo esgoto não faz diferença em escala piloto.
Nas duas idades de lodo utilizadas nesta fase da pesquisa, os dados de alcalinidade
total (Tabela 5.16) coletados no decorrer das reações aeróbia e anóxica revelam que este
parâmetro não alcançou o valor crítico de 30 mgCaCO
3
/L (van Haandel e Marais, 1999).
Percebe-se que após a sedimentação ocorreram quedas na alcalinidade total entre os efluentes
e as amostras coletadas após quatro horas de reação. O lodo exerce poder tampão no reator
para inibir quedas bruscas de pH. Este é um comportamento extremamente importante em
função do consumo de alcalinidade durante o processo da nitrificação. No RSB, tal
característica do lodo assume maior importância, uma vez que todo consumo de alcalinidade
ocorre num intervalo de tempo pequeno e na presença de toda biomassa.
O consumo de alcalinidade nas duas idades de lodo (Tabela 5.16) durante a reação
aeróbia foi promovido predominantemente pelo processo de nitrificação. Na idade de lodo de
10 dias, os dados de alcalinidade total indicam que o processo de nitrificação ocorreu com
mais intensidade do que na idade de lodo de 30 dias. A redução na temperatura média do licor
misto entre as duas idades de lodo exerceu influência sobre este comportamento do RSB.
Além disso, o período compreendido entre 03/04 e 22/05/2004 foi insuficiente para aclimatar
a biomassa à idade de lodo de 30 dias e às mudanças de temperatura no reator.
Nas idades de lodo de 10 e 30 dias, os perfis de pH indicam que em nenhum momento
ocorreu desestabilização dos processos biológicos envolvidos no tratamento em função da
nitrificação. Os valores de pH observados estiveram dentro dos valores tolerados pelos
microrganismos heterotróficos e autotróficos presentes na biomassa de lodos ativados.
120
Tabela 5.15 – Dados de temperatura, oxigênio dissolvido e sólidos suspensos voláteis no RSB e parâmetros físico-químicos do efluente final.
Idade de
lodo
Data Oxigênio
dissolvido
(mg/L)
Temperatura
no reator (°C)
Sólidos
suspensos
voláteis no
reator (mg/L)
Nitrogênio
amoniacal
(mgN/L)
Nitrogênio
kjeldahl
(mgN/L)
Nitrato
(mgN/L)
Nitrogênio
total
(mgN/L)
Alcalinidade
total
(mgCaCO
3
/L)
pH Temperatura
no efluente
(°C)
Sólidos
suspensos
voláteis no
efluente
(mg/L)
DQO
(mg/L)
22/03/04 3,9 25,0 2460 0,7 1,3 0,0 2,6 77 7,0 26,0 6 29
23/03/04 2,0 26,0 2400 8,2 10,1 2,7 17,5 79 7,0 26,0 8 48
25/03/04 2,0 26,0 2030 16,8 20,1 0,0 40,2 106 7,3 26,0 18 89
27/03/04 3,0 25,5 2200 5,9 9,7 0,0 19,4 81 7,2 27,0 22 84
10 28/03/04 2,5 25,5 2100 13,9 17,7 0,0 35,4 118 7,2 26,0 22 80
29/03/04 3,7 27,5 1520 6,7 10,7 0,0 21,4 97 7,1 28,0 18 89
30/09/04 3,7 27,5 1105 5,1 7,8 0,0 15,6 85 7,0 27,0 9 64
31/09/04 4,7 27,0 1490 5,8 8,1 0,0 16,2 83 7,3 27,0 13 77
01/10/04 4,3 27,5 1855 2,4 4,1 0,0 8,2 72 6,9 28.0 4 59
02/10/04 5,2 27,0 2090 0,3 1,7 0,0 3,4 46 7,3 28,0 8 39
Média 3,5 26,5 1925 6,6 9,1 0,3 18,0 84,4 7,1 26,9 12,8 65,8
22/05/04 2,2 19,5 1780 1,0 1,6 0,0 1,6 68 7,2 20,0 8 37
23/05/04 ND 19,0 1960 17,4 17,4 0,0 17,4 125 7,6 20,0 6 40
25/05/04 3,1 19,0 1960 0,3 2,2 0,0 2,2 82 7,6 18,0 7 54
26/05/04 3.4 18,0 1800 6,8 7,6 0,0 7,6 88 7,1 18,0 5 43
30 27/05/04 2,8 18,0 1800 6,3 7,8 0,0 7,8 87 7,0 18,0 6 57
28/05/04 1,0 18,0 1860 7,9 8,8 0,0 8,8 90 7,1 18,0 4 30
29/05/04 ND 18,0 1820 11,4 11,4 0,0 11,4 96 7,1 19,0 3 41
30/05/04 3,3 19,0 2160 17,8 18,2 0,0 18,2 127 7,2 19,5 4 37
31/05/04 4,8 18,0 2100 9,2 9,8 0,0 9,8 90 7,0 19,0 2 20
01/06/04 5,1 19,0 2220 14,1 15,2 0,0 15,2 96 7,0 19,5 6 55
Média 3,2 18,6 1946 9,2 10,0 0,0 10,0 94,9 7,2 18,9 5,1 41,4
121
Tabela 5.16 – Taxa de consumo de nitrato (TCN) e dados de pH, alcalinidade total e nitrato ao longo das reações aeróbia e anóxica.
pH Alcalinidade Total (mgCaCO
3
/L) Nitrato (mgN/L) TCN (mgN/L.s)
Reação aeróbia Reação anóxica Reação aeróbia Reação anóxica Reação anóxica
Idade de
lodo
(dia)
Data
0 h 1 h 2 h 3 h 4 h 0 h 1 h 2 h 3 h 4 h 2 h 2,5 h 3 h 4 h
22/03/04 ND 6,9 6,5 6,7 7,9 ND 191 166 130 127 8,0 1,3 0,0 0,0 0,003744
23/03/04 7,3 7,1 6,7 6,9 7,0 224 186 101 124 140 11,2 6,0 3,0 2,7 0,002894
25/03/04 7,6 7,3 7,1 7,1 7,2 270 197 128 137 128 7,8 3,7 2,0 0,0 0,002269
27/03/04 7,2 7,2 6,9 7,2 7,1 205 160 96 114 126 5,5 2,2 1,7 0,0 0,001819
10 28/03/04 7,3 7,2 7,0 7,2 7,3 235 204 130 146 153 4,8 3,0 0,0 0,0 0,001000
29/03/04 7,3 7,2 7,0 7,0 7,3 218 180 103 132 148 5,8 0,5 0,0 0,0 0,002939
30/03/04 7,4 7,1 7,1 7,1 7,3 198 154 88 99 121 4,1 0,0 0,0 0,0 ND
31/03/04 7,4 7,2 7,0 6,9 7,1 192 155 86 98 121 4,2 0,0 0,0 0,0 ND
01/04/04 7,3 7,1 6,9 6,9 7,1 189 145 78 94 114 3,9 1,7 0,0 0,0 0,001222
02/04/04 7,0 6,7 6,7 6,9 7,1 154 94 55 95 72 4,1 2,3 1,3 0,0 0,000977
22/05/04 7,0 7,0 6,8 7,1 7,1 150 122 83 94 103 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
23/05/04 7,1 7,4 7,3 7,3 7,4 178 169 136 154 173 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
25/05/04 7,0 7,4 7,2 7,4 7,7 180 141 98 110 125 1,8 0,0 0,0 0,0 ND
26/05/04 7,0 7,3 7,1 7,0 7,2 142 133 106 111 158 3,0 0,0 0,0 0,0 ND
30 27/05/04 6,9 7,2 6,7 6,8 6,9 141 134 119 119 129 1,7 0,0 0,0 0,0 ND
28/05/04 7,0 7,2 7,1 7,0 7,0 141 137 112 115 127 2,5 0,0 0,0 0,0 ND
29/05/04 7,0 7,2 7,2 6,9 7,1 140 140 121 128 142 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
30/05/04 7,1 7,2 7,0 7,1 7,2 162 160 135 158 157 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
31/05/04 7,0 7,1 6,8 6,8 7,0 164 149 113 124 136 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
01/06/04 7,0 7,1 6,9 6,8 7,0 163 155 116 127 139 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
Convenções: ND=Não determinado
122
Tabela 5.17 – Eficiência do RSB na remoção de matéria orgânica e nitrogênio
Idade de lodo (d) Remoção de matéria orgânica (%) Remoção de nitrogênio (%)
10 88 69
30 89 ND
Convenções: ND=Não determinado.
Na primeira idade de lodo, as taxas de consumo de nitrato variaram ao longo dos dias
de coleta de dados (Tabela 5.16). O experimento em escala de bancada mostrou que esta taxa
depende da hidrólise dos compostos orgânicos presentes no esgoto e da taxa de decaimento
endógeno. Esta variabilidade nos dados da TCN indicam dispersão nas características físico-
químicas do esgoto bruto. Em função das evidências dos dados de alcalinidade total, nitrato,
nitrogênio Kjeldahl e amoniacal é possível afirmar que a remoção de 69 % do nitrogênio
afluente (Tabela 5.17) ocorreu por incorporação e adsorção à biomassa e por desnitrificação.
Os dados de nitrato coletados no tempo de residência celular de 30 dias apresentam
inconsistência com os dados de alcalinidade total. É importante observar que nem todo
consumo de alcalinidade total está restrito ao processo de nitrificação. Pode ter ocorrido
consumo de alcalinidade em função do consumo de substâncias-tampão que contribuem para
alcalinidade total como sais de ácidos fracos presentes no esgoto. Entretanto, este consumo
não justifica a magnitude do decréscimo da alcalinidade total entre o início e o fim da fase
aeróbia do ciclo operacional. A possível presença de alguma(s) substância(s) nas amostras
coletadas no RSB mascarou os resultados, uma vez que a maior parte dos cromatogramas não
detectou a presença de nitrato. Tal fato ficou restrito apenas às amostras pertencentes à idade
de lodo de 30 dias. Nestas circunstâncias, fica inoportuno fazer qualquer afirmação sobre a
eficiência do RSB nessa idade de lodo. Apesar deste problema, pode-se afirmar que a
remoção de nitrogênio ocorreu da mesma forma da idade de lodo de 10 dias. É impossível
atribuir toda remoção para incorporação e adsorção de nitrogênio ao lodo, uma vez que
apenas 10 % da massa do lodo descartado é deste nutriente.
As médias de sólidos suspensos voláteis não sofreram influência do aumento da idade
de lodo de 10 para 30 dias. Houveram fortes indícios de que a biomassa foi atingida pelos
efeitos da queda da temperatura média do reator com a aproximação do inverno. A média
deste parâmetro no reator era 26,9
°C e foi reduzida para 18,9 °C em 50 dias. Este foi o
intervalo de tempo entre a primeira e a segunda coleta de dados. É interessante relembrar que
após o término da coleta de dados da idade de lodo de 10 dias, não houve inoculação do reator
para reduzir o tempo de aclimatação da biomassa. O procedimento adotado foi realizar os
descartes diários de um trinta avos do volume do RSB. É possível que o metabolismo das
123
bactérias heterotróficas tenha sido atenuado em função do período de aclimatação curto para o
experimento em escala piloto. As médias amostrais de sólidos suspensos do RSB foram 1925
e 1946 mg/L para os tempos de residência celular de 10 e 30 dias, respectivamente. Lishman
et al (2000) estudando o efeito da temperatura sobre a biomassa de lodos ativados observou
que a redução da temperatura de 20 para 14
°C reduziu o coeficiente de rendimento (Y) em 4
%. Estes pesquisadores alertam para a necessidade de um período de aclimatação adequado
para a biomassa se adaptar as mudanças de temperatura. A partir deste relato, fica mais
evidente a interferência da temperatura sobre o crescimento da biomassa em função do
período de aclimatação do lodo de 50 dias se mostrar insuficiente para o experimento.
As concentrações de oxigênio dissolvido foram determinadas no fim da fase aeróbia.
Observa-se que os dados amostrais foram superior a 2 mg/L. As médias de oxigênio
dissolvido foram 3,5 e 3,2 mg/L para as idades de lodo de 10 e 30 dias, respectivamente.
Diante destes valores, observa-se que houve disponibilidade de oxigênio dissolvido suficiente
para o desenvolvimento dos processos biológicos que ocorrem durante a reação aeróbia. O
compressor utilizado no RSB não incomodou os vizinho da ETE e com isso foi possível
manter a concentração de oxigênio dissolvido acima de 2 mg/L.
Em linhas gerais, o comportamento hidráulico do RSB manteve mais estável a
eficiência do reator na remoção da matéria orgânica quando foi elevada a idade de lodo. Além
disso, a perda de lodo através do efluente é minimizada com o funcionamento em batelada do
sistema de lodos ativados. Estas constatações não foram comuns ao Bardenpho. Com relação
a remoção de nitrogênio, o funcionamento em batelada tornou mais aguçado o processo de
desnitrificação no RSB do que no FC. Constatou-se que não ocorreu necessidade de utilizar
uma fonte externa de carbono para remoção completa do nitrato no RSB na idade de lodo de
10 dias. Neste tempo de residência celular, as eficiências obtidas para remoção de nitrogênio
foram 69 e 66 % para o batelada e o contínuo, respectivamente. Embora as eficiências tenham
sido próximas, a composição do efluente foi muito diferente. O nitrogênio total do efluente do
FC é composto em maior parte por nitrato em função da escassez de matéria orgânica no
reator pós-anóxico para desnitrificação. No RSB, o nitrogênio total do efluente tem
predominância da forma amoniacal em função da liberação deste composto durante a
oxidação de compostos orgânicos nitrogenados durante a desnitrificação e a presença do
nitrogênio amoniacal que não foi nitrificado durante a fase aeróbia. Em função dos problemas
de detecção do nitrato nas amostras do RSB operando com idade de lodo de 30 dias, não foi
possível comparar a eficiência dos dois sistemas. A composição do nitrogênio Kjeldahl dos
efluentes foi diferente para as duas variantes de lodos ativados. No contínuo, houve
predominância do nitrogênio orgânico que deve ser proveniente em maior parte do lodo do
124
sistema que foi perdido através do efluente. No RSB, a maior fração do nitrogênio Kjeldahl é
a forma amoniacal em função dos motivos descritos anteriormente. O comportamento das
duas variantes de lodos ativados em relação a temperatura foi semelhante. Além disso, a
necessidade de um período de aclimatação maior foi percebida para os dois sistemas. Dentro
deste contexto da escala piloto, constata-se que o reator seqüencial em batelada se apresenta
como uma alternativa de lodos ativados que pode ser explorada no tratamento de esgoto
doméstico, uma vez que apresenta eficiência na remoção de matéria orgânica e nitrogênio
compatível com os sistemas de fluxo contínuo.
5.7 - Metodologia de cálculo para o dimensionamento do reator seqüencial em batelada
A partir dos resultados obtidos neste trabalho, constata-se que é possível aplicar o
modelo proposto no dimensionamento do reator seqüencial em batelada. Neste contexto, foi
desenvolvida uma metodologia de dimensionamento para RSB apresentada a seguir.
A equação 5.21 proposta para o dimensionamento do RSB envolve um número
elevado de parâmetros. A maioria destes parâmetros é composta por constantes cinéticas e
estequiométricas estabelecidas por Marais e Ekama (1976). Na prática, o dimensionamento do
volume do RSB depende do estabelecimento da idade de lodo, DQO afluente, volume de
esgoto tratado por batelada, tempo de reação e concentração de sólidos suspensos voláteis que
se deseja manter no reator. A idade de lodo e a concentração de sólidos suspensos voláteis
podem ser adotadas de acordo com os critérios estabelecidos para sistemas de fluxo
contínuos. O volume de esgoto tratado por batelada depende do ajuste dos ciclos operacionais
do sistema à vazão afluente. A metodologia de determinação deste volume está apresentada
em von Sperling (1997). O tempo de reação pode variar de 6 a 12 horas de acordo com os
objetivos do tratamento (Cybis, 1992). Trabalho desenvolvido por Arima et al (2004a)
mostrou que a automação do RSB pode otimizar ainda mais o tempo de reação. A
determinação da DQO afluente é comum para maior parte das metodologias de
dimensionamento do reator seqüencial em batelada. A partir do exposto, percebe-se que o
cálculo do volume do RSB a partir da equação 5.21 não contém nenhum parâmetro que seja
desconhecimento na literatura do saneamento. A determinação dos valores de f
up
e f
us
não
requer necessariamente a realização de experimento. É possível estimar estes parâmetros em
função das informações disponíveis sobre a origem e as características do esgoto bruto. No
modelo proposto, a fração não biodegradável particulada assume maior importância no
dimensionamento do que a fração não biodegradável solúvel. A maior contribuição para o
volume do reator decorre da presença de sólidos não biodegradáveis no esgoto bruto. Neste
125
contexto, pode-se adotar um valor baixo de f
us
e um valor alto de f
up
para dimensionar o reator
a favor da segurança. Para as características do esgoto doméstico produzido no Brasil, 0,05
pode ser considerado baixo para a fração não biodegradável solúvel e 0,15 pode ser
considerado alto para a fração não biodegradável particulada da DQO afluente (van Haandel e
Marais, 1999).
Na tabela 5.18 estão apresentados os parâmetros envolvidos na equação 5.21.
Os procedimentos para o dimensionamento do reator seqüencial em batelada estão
descritos de forma ordenada na tabela 5.19.
Tabela 5.18 – Parâmetros envolvidos no dimensionamento do RSB
Parâmetro Símbolo Valor Referência
Fração não biodegradável
solúvel da DQO afluente
f
us
Variável
(0,05 – 0,15)
van Haandel e Marais (1999)
Fração não biodegradável
particulada da DQO
afluente
f
up
Variável
(0,05 – 0,15)
van Haandel e Marais (1999)
Idade de lodo Ө Variável
(3 – 30)
-
Tempo de reação Tr Variável
(6 – 12)
Cybis (1992)
Concentração de sólidos
suspensos voláteis
X
v
Variável
(1000 – 3500)
-
DQO do esgoto afluente S
ta
Variável -
Coeficiente de crescimento
celular
Y 0,45 mgSSV/mgDQO Marais e Ekama (1976)
Fração de lodo convertida
em resíduo endógeno
f 0,20 Marais e Ekama (1976)
Razão DQO/SSV em lodo
orgânico
f
cv
1,5 mgDQO/mgSSV Marais e Ekama (1976)
Constante de decaimento
de lodo ativo
b
h
0,24/d para 20 °C
Marais e Ekama (1976)
Tabela 5.19 – Procedimentos para o dimensionamento do RSB
Seqüência Procedimentos
1 Obter dados físico-químicos do esgoto bruto e vazão diária.
2 Na ausência de dados das frações não biodegradáveis do esgoto bruto, adotar f
us
=0,05 e f
up
=0,15.
3 Definir as fases que compõem o ciclo operacional e seus tempos de duração.
4 Definir o número de bateladas por dia.
5 Definir o número de reatores.
6 Definir a idade de lodo e a concentração de sólidos suspensos voláteis que deve ser mantida no
reator.
7 Calcular o volume de esgoto para ser tratado por batelada.
8 Calcular o fator de correção.
9 Verificar se 1,5<fcor<3. Se o fcor for menor do que 1,5, despreza-se o valor calculado e adota 1,5.
Se for maior do 3, os cálculos de fcor precisam ser refeitos com novos valores para idade de lodo,
tempo de reação ou concentração de sólidos suspensos voláteis.
126
O valor do fator de correção da equação 5.21 inferior a 1,5 compromete o
funcionamento do reator em função da perda de lodo durante o esvaziamento. Valores de fcor
maiores do que três elevam muito o custo de execução do reator. Se for necessário refazer os
cálculos de fcor, é prudente manter a concentração de sólidos suspensos voláteis menor ou
igual a 4000 mg/L para evitar redução na transferência de oxigênio para biomassa. O aumento
no tempo de reação não é recomendável, uma vez que eleva o custo operacional do reator. A
redução da idade de lodo pode ser uma alternativa mais viável. O aumento do volume de lodo
descartado pode ser contornado com a realização do descarte durante um período de repouso
curto. Desta forma, o volume descartado é consideravelmente reduzido sem comprometer o
controle da idade de lodo.
5.7.1 - Exemplo de dimensionamento de reator seqüencial em batelada
A partir de dados fictícios apresentados na tabela 5.20, foi realizado o
dimensionamento do reator seqüencial batelada. O esgoto foi considerado de origem
doméstica. Todas as metodologias apresentadas na revisão bibliográfica foram utilizadas no
dimensionamento. Em função dos volumes obtidos para o RSB, foi realizada uma breve
comparação entre os resultados.
Tabela 5.20 – Dados para dimensionamento de reator seqüencial em batelada.
Parâmetro Valor
DQO 485 mg/L
DBO 340 mg/L
Temperatura
20 °C
Vazão 7.570 m
3
/d
Tempo de geração do esgoto por dia 24 h
a) Dimensionamento utilizando a metodologia proposta neste trabalho
Não foi considerado tratamento primário do esgoto bruto. Seguindo os procedimentos
da tabela 5.19, tem-se
i) Procedimento 1
DQO=485 mg/L;
Temperatura=20
°C;
Q=7.570 m
3
/d=7.570.000 L/d.
127
ii) Procedimento 2
Na ausência de dados das frações não biodegradáveis do esgoto bruto, adotar f
us
=0,05
e f
up
=0,15.
iii) Procedimento 3
Enchimento=variável;
Reação aeróbia=2,5 h;
Reação anóxica=3,5 h;
Sedimentação=1 h;
Esvaziamento=1 h.
A soma dos tempos de reação aeróbia e anóxica proporciona o tempo de reação (Tr)
igual a 6 h. O tempo para calcular o número de bateladas será definido como tempo de cálculo
(Tc). Este valor é obtido da soma do tempo de reação mais os tempos de sedimentação e
esvaziamento. Portanto, Tc será igual a 8 h.
iv) Procedimento 4
Número de bateladas=
==
h
8
h24
Tc
h24
3 bateladas/d
v) Procedimento 5
Como a produção de esgoto é contínua, faz-se necessário utilizar dois reatores para
garantir o funcionamento contínuo da estação de tratamento de esgoto.
vi) Procedimento 6
A idade de lodo e a concentração de sólidos suspensos voláteis adotadas foram 20 dias
e 3000 mg/L, respectivamente.
vii) Procedimento 7
128
V=Tc.Q=
h
24
h8
.7570000 L/d=2523333 L
viii) Procedimento 8
Vr=fcor.V=2,8.2523,3=7100 m
3
.
Cada reator terá volume de 7100 m
3
.
ix) Procedimento 9
O valor de fcor é maior do que 1,5 e menor do que 3. O dimensionamento está
finalizado.
b) Dimensionamento utilizando observações experimentais
De acordo com metodologia apresentada em Metcalf e Eddy (1991 e 2003), tem-se:
Vr=
3,11
248.7570
=3280 m
3
.
Nesta metodologia, o volume de recirculação de lodo é considerado igual a trinta
porcento do volume do esgoto tratado.
De acordo com metodologia proposta por Ketchum (1996), tem-se:
Vr=7570.
248 +Vo=2523,3+Vo
O valor de Vo é definido a partir da experiência do engenheiro responsável pelo
dimensionamento. Se for utilizado o mesmo critério adotado por Metcalf e Eddy (1991 e
2003) para estabelecer o volume de recirculação, tem-se:
Vr=3280 m
3
.
c) Dimensionamento utilizando a relação F/M
129
A relação F/M foi obtida a partir da idade de lodo de 20 dias utilizando a equação 5.33
definida em von Sperling (1997).
θ
1
=Y.
M
F
.E-b
h
.f
b
(5.33)
Onde:
E=eficiência;
f
b
=fração biodegradável do lodo.
Segundo von Sperling (1997), os valores das constantes da equação 5.33 são:
Y=0,7 mgSSV/mgDBO
5
;
b
h
=0,08 d
-1
;
f
b
=0,72.
Como foi adotado f
us
=0,05, a eficiência será:
E=1-0,05=0,95.
A partir dos dados disponíveis, tem-se:
M
F
=0,162 mgDBO
5
/mgSSV.d
Substiutindo-se os dados disponíveis na equação 3.83, tem-se:
Vr=
162,0.3000
340.7570
=5296 m
3
d) Dimensionamento utilizando o modelo de fluxo contínuo.
130
Utilizando-se o modelo proposto por Marais e Ekama (1976) para dimensionamento
de sistema de fluxo contínuo, tem-se:
Vr=
( )( )
3000
485.7570
.
5,1
20.15,0
20.24,01
20.45,0
.20.24,0.2,01.15,005,01
+
+
+−− =5426 m
3
e) Dimensionamento do RSB utilizando a NBR 13969.
Vr=2.7570=15140 m
3
.
As metodologias utilizadas para dimensionar o RSB são diversificadas. Este é o
resultado de várias tentativas de simplificar o dimensionamento para auxiliar no projeto e no
entendimento da operação do reator seqüencial em batelada. Na prática, estes modelos estão
fundamentados na idéia de que dimensionamento não necessita obrigatoriamente de modelos
complexos. Entretanto, a validade dos resultados obtidos depende das respostas geradas com
o funcionamento do reator. Este é um caminho que precisa ser evitado. O dimensionamento
do RSB a partir de modelos empíricos propostos por Metcalf e Eddy (1991 e 2003), Ketchum
(1996) e NBR 13969 geraram os volumes 3280, 3280 e 15140 m
3
, respectivamente. Entre os
volumes obtidos a partir das metodologias empregadas, estes valores são os extremos. Não há
nenhuma explicação física para tal discrepância entre os valores. Essas metodologias de
dimensionamento são tentativas de explicar dados restritos a uma(algumas) situação(s)
particular(s) de monitoramento. Apesar do conhecimento científico dos modelos que
descrevem os processos envolvidos no tratamento do esgoto, o desejo antigo dos engenheiros
de dimensionar usando uma fórmula prática parece inalterado. À medida que a metodologia
utilizada se aproxima de um modelo baseado na física dos processos, o dimensionamento
proporciona volumes para o RSB afastado dos extremos. Além disso, os valores tendem a
convergir para um resultado comum. Tal comportamento é observado com a utilização de
metodologias de dimensionamento de sistema de fluxo contínuo para dimensionar RSB. Os
volumes obtidos a partir da relação F/M e da idade de lodo foram 5296 e 5426 m
3
,
respectivamente. A tentativa de dimensionar um reator seqüencial em batelada desta forma
esbarra num equívoco. O sistema de lodos ativados contínuo recebe a matéria orgânica na
forma de fluxo; portanto, a metodologia de dimensionamento leva em consideração a vazão
de esgoto afluente. É importante ressaltar que o RSB funciona em batelada. Estas são formas
de funcionamento distintas que invalida qualquer tentativa de admitir igualdade entre os
sistemas. Além disso, os modelos de dimensionamento de sistema de fluxo contínuo são
131
fundamentados em estado estacionário. No RSB, é impossível alcançar este estado. Em linhas
gerais, a validade da utilização de modelos específicos para sistemas de fluxo contínuo no
dimensionamento do RSB pode ser contestada em função dos aspectos teóricos. Esse fato
impulsionou a apresentação da metodologia proposta neste trabalho. A partir deste modelo, o
volume do RSB foi 7100 m
3
. Comparando este volume com os demais, percebe-se que
metodologias de dimensionamento provenientes de modelagens fenomenológicas
proporcionam volumes menos dispersos do que aquelas metodologias fundamentadas em
fórmulas empíricas. No dimensionamento do RSB, observa-se que as metodologias de
dimensionamento fundamentada na modelagem fenomenológica de sistemas de fluxo
contínuo estabelecem volumes mais próximos do volume proposto neste trabalho do que
aqueles obtidos a partir de Metcalf e Eddy (1991 e 2003), Ketchum (1996) e NBR 13969. É
possível que esta tendência esteja ligada ao uso de técnicas de identificação e análise de
sistemas para lodos ativados de fluxo contínuo que não são aplicadas na íntegra em reatores
seqüenciais em batelada. Entretanto, é impossível negar que esta prática está mais próxima da
modelagem fenomenológica do comportamento do RSB e, por conseqüência, do
dimensionamento correto. À medida que se aplica a modelagem matematicamente dos
processos envolvidos no tratamento do esgoto no dimensionamento do RSB, o volume
calculado do reator tende a proporcionar a máxima remoção de matéria orgânica e nutrientes
no menor intervalo de tempo, no menor volume possível e sob condições físico-químicas
controladas.
A metodologia de dimensionamento proposta neste trabalho é promissora, mas o
elevado número de parâmetros empregados no dimensionamento pode ser um empecilho para
sua aplicação. Entretanto, a utilização de microcomputadores torna a metodologia acessível e
viabiliza o aprimoramento do dimensionamento com a utilização de processos interativos para
estabelecer o volume do RSB. Este processo possibilita ao engenheiro intervir no
dimensionamento, sem comprometer a atividade da biomassa, fornecendo valores novos para
as variáveis da equação 5.21 (idade de lodo, concentração de sólidos suspensos no licor misto
e tempo de reação) à medida que analisa os efeitos dos valores anteriores no cálculo do
volume do reator. Além disso, o modelo proposto possibilita calcular a produção de lodo e o
consumo de oxidante.
A utilização de modelos fenomenológicos por engenheiros projetistas representa um
avanço no dimensionamento do RSB e constitui-se num procedimento seguro e eficiente para
o controle dos processos envolvidos no tratamento do esgoto. Ao mesmo tempo, busca-se
tirar proveito do conhecimento de cunho teórico para torná-lo acessível na vida prática de um
engenheiro que projeta sistemas de tratamento de esgoto. Em linhas gerais, o modelamento do
132
comportamento do RSB se presta tanto para dimensionamento como também para ajudar
entender os aspectos teóricos do tratamento de esgoto em sistema de lodos ativados em
batelada.
133
6 - CONCLUSÃO
O desenvolvimento do modelo matemático simplificado para RSB fundamentado na
teoria desenvolvida por Marais e colaboradores se mostrou adequado para descrever
quantitativamente a qualidade do efluente, produção de lodo e consumo de oxidante. A partir
da aplicação do modelo em escala de bancada se observou que foi possível operar o reator
seqüencial em batelada utilizando a idade de lodo como parâmetro de controle operacional. O
modelo proposto levou ao desenvolvimento de uma metodologia para dimensionamento do
RSB estabelecida em bases teóricas. A aplicação da taxa de consumo de oxigênio como
ferramenta de monitoramento da oxidação da matéria orgânica e nitrogênio amoniacal
possibilitou descrever matematicamente estes processos ao longo do tempo. Em função da
velocidade do consumo de oxigênio, constatou-se que o processo de nitrificação ocorre em
três fases distintas. Na primeira fase, a nitrificação foi acelerada até alcançar um valor
máximo quando o nitrogênio na forma amoniacal deixou de ser abundante no meio. A fase
seguinte é intermediária entre o excesso e a limitação de nitrogênio amoniacal. Nestas
condições o processo de oxidação entrou em desaceleração. A partir do momento que o
nitrogênio na forma amoniacal passa a ser limitante no processo de nitrificação, a
desaceleração foi atenuada. À medida que diminuiu a idade de lodo, nem sempre ocorreram
as três fases do processo de nitrificação. A utilização da respirometria no monitoramento do
RSB pode ser obtida a baixo custo com aplicação prática e direta na operação e na
maximização do processo de nitrificação. O estudo do comportamento do RSB revelou que a
taxa de consumo de nitrato assumiu valores diferentes em função das variações na
composição físico-químicas do esgoto. A partir dos respirogramas, observou-se que a
desnitrificação no RSB1 foi estabelecida em função da hidrólise de compostos orgânicos de
degradação lenta e do decaimento endógeno. Os dados de eficiência do RSB em escala de
bancada comprovaram que foi possível alcançar remoção de nitrogênio de 87 % sem adição
de uma fonte externa de carbono. Além disso, a eficiência de 90 % na remoção de matéria
orgânica se mostrou estável sob diferentes idades de lodo.
Na escala piloto, a remoção de matéria orgânica no RSB não apresentou mudança
significativa com a variação da idade de lodo de 10 para 30 dias e com as alterações na
composição do esgoto doméstico. Tal comportamento não se repetiu no sistema de fluxo
contínuo, uma vez que houve redução na eficiência. No RSB, obteve-se 88 e 89 % de
remoção de matéria orgânica na primeira e segunda idade de lodo, respectivamente. Nesta
seqüência das idades de lodo, a eficiência do Bardenpho caiu de 87 para 76 %. Com relação à
remoção de nitrogênio, o Bardenpho alcançou eficiência de 66 e 52 % nas idades de lodo de
134
10 e 30 dias, respectivamente. A remoção de nitrogênio no RSB foi quantificada só para 10
dias como tempo de residência celular e alcançou 69 %. A provável presença de algum
interferente nas amostras coletadas na segunda idade de lodo mascarou as concentrações de
nitrato. A partir dos dados de remoção de matéria orgânica nos dois sistemas de lodos
ativados, percebeu-se que o reator seqüencial em batelada foi mais estável do que o sistema
de fluxo contínuo quando submetidos às mesmas idades de lodo, vazão diária e carga
orgânica. Em relação a remoção de nitrogênio na idade de lodo de 10 dias, o Bardenpho
apresentou dificuldades para desnitrificação no segundo reator anóxico. Os dados do RSB
indicam que não ocorreu escassez de doadores de elétrons na desnitrificação. A partir do
comportamento dos dois sistemas, percebe-se que os processos físico-químicos e biológicos
envolvidos na remoção de matéria orgânica e nitrogênio no RSB foram mais eficientes do que
no Bardenpho quando trataram o mesmo esgoto doméstico e foram submetidos às mesmas
condições operacionais.
Os resultados obtidos nas escalas de bancada e piloto mostram que o reator seqüencial
em batelada pode ser operado com idade de lodo no tratamento de esgoto doméstico sem
comprometer a eficiência na remoção de matéria orgânica e nitrogênio. Além disso, o reator
não depende de mão-de-obra especializada para operar de forma eficiente, possui um
potencial elevado para automação do funcionamento e a possibilidade de gastos com uma
fonte externa de carbono para estabelecer a desnitrificação é mais reduzida do que no sistema
contínuo.
135
7 - RECOMENDAÇÕES
Para as próximas pesquisas sobre RSB, é necessário aprofundar o conhecimento da
cinética de oxidação dos compostos orgânicos com a finalidade de quantificar a fração da
matéria orgânica facilmente biodegradável e avaliar o modelo proposto neste trabalho
utilizando esgoto doméstico como substrato sem ajustar a DQO. Ao mesmo tempo, é
importante introduzir a reação anaeróbia ao ciclo operacional e descrever a cinética da
remoção do fósforo e o respectivo comportamento do RSB levando em consideração suas
características hidráulicas.
136
8 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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147
9 - ANEXOS
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.1 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 17/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.2 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 18/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
148
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.3 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 19/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.4 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 20/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
149
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.5 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 22/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.6 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 24/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
150
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.7 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 25/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.8 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 26/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
151
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.9 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 27/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.10 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 28/03/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
152
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.11 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 28/04/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.12 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 29/04/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
153
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.13 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 30/04/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.14 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 01/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
154
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.15 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 02/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.16 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 03/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
155
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.17 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 04/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.18 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 05/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
156
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.19 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 06/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.20 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 07/05/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
157
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.21 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 02/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.22 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 03/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
158
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.23 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 04/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.24 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 05/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
159
0,000
0,005
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0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.25 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 06/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.26 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 07/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
160
0,000
0,005
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0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.27 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 08/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.28 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 09/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
161
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.29 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 10/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.30 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 11/06/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
162
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.31 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 04/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.32 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 05/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
163
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.33 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 06/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.34 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 07/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
164
0,000
0,005
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0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.35 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 08/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.36 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 09/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
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0,000
0,005
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0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.37 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 10/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.38 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 11/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
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0,000
0,005
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.39 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 12/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0,000
0,005
0,010
0,015
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.40 – Taxa de consumo de oxigênio (TCO) em 13/07/2003 no RSB1 removendo
matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=72,84*(1-exp(-0,0000841*t))
Figura 9.41 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
17/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=64,97*(1-exp(-0,0000631*t))
Figura 9.42 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
18/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=75,232*(1-exp(-0,0000685*t))
Figura 9.43 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
19/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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10
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=61,64*(1-exp(-0,0000666*t))
Figura 9.44 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
20/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=65,81*(1-exp(-0,0000751*t))
Figura 9.45 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
22/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=60,12*(1-exp(-0,0001070*t))
Figura 9.46 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
24/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=84,12*(1-exp(-0,0000887*t))
Figura 9.47 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
25/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQo (mg/L)
DQO=80,22*(1-exp(-0,0000670*t))
Figura 9.48 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
26/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=87,85*(1-exp(-0,0000671*t))
Figura 9.49 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
27/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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10
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=66,59*(1-exp(-0,0000955*t))
Figura 9.50 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
28/03/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 30 dias de idade de lodo.
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0
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=103,68*(1-exp(-0,000834*t))
Figura 9.51 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
28/04/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=75,83*(1-exp(-0,0000765*t))
Figura 9.52 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
29/04/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
173
0
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=82,43*(1-exp(-0,0000542*t))
Figura 9.53 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
30/04/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0
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Tempo (s)
DQo (mg/L)
DQO=66,00*(1-exp(-0,0001442*t))
Figura 9.54 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
01/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=58,753*(1-exp(-0,0000889*t))
Figura 9.55 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
02/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
0
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=69,48*(1-exp(-0,0000639*t))
Figura 9.56 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
03/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=69,57*(1-exp(-0,0000562*t))
Figura 9.57 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
04/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=72,62*(1-exp(-0,0000823*t))
Figura 9.58 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
05/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=65,34*(1-exp(-0,0000600*t))
Figura 9.59 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
06/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=71,77*(1-exp(-0,0000597*t))
Figura 9.60 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
07/05/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 20 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=41,57*(1-exp(-0,0001412*t))
Figura 9.61 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
02/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=33,16*(1-exp(-0,0001321*t))
Figura 9.62 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
03/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
-
80
i
§70
I --0Q0-23.7O"81.-p(-O.OOO1!J8O"t» I
80
se>
040
30
10
.~~.......
~-----
20
o
O
2000 4000 8000 8000 10000 12000 14000 18000
T~ (8)
Figura 9.63- Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao Jongoda bateJadaem
04/06/03 no RSB1removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
80
cao-32.12"(1-eç(-O,OOO162O"t)
i
§ 70
80
se>
40
30
10
. . . . ..
~
20
o
o 2000 4000
8000
8000 10000 12000 14000 18000
Tempo (8)
Figura 9.64 - Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
05/06/03 no RSB I removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de Jodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=31,32*(1-exp(-0,0001609*t))
Figura 9.65 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
06/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
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Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=32,12*(1-exp(-0,0001553*t))
Figura 9.66 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
07/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
180
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=49,02*(1-exp(-0,0000615*t))
Figura 9.67 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
08/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=55,01*(1-exp(-0,000077*t))
Figura 9.68 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
09/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
181
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=41,80*(1-exp(-0,0001162*t))
Figura 9.69 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
10/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=57,93*(1-exp(-0,0000931*t))
Figura 9.70 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
11/06/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 10 dias de idade de lodo.
182
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=80,51*(1-exp(-0,0000801*t))
Figura 9.71 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
04/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=59,72*(1-exp(-0,0000823*t))
Figura 9.72 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
05/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
183
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=58,36*(1-exp(-0,0000925*t))
Figura 9.73 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
06/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=52,63*(1-exp(-0,0000799*t))
Figura 9.74 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
07/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
184
0
10
20
30
40
50
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70
80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=52,84*(1-exp(-0,0000501*t))
Figura 9.75 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
08/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0
10
20
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60
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80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=55,22*91-exp(-0,0000754*t))
Figura 9.76 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
09/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
185
0
10
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80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=51,90*(1-exp(-0,0000686*t))
Figura 9.77 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
10/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0
10
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80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=50,55*(1-exp(-0,0000671*t))
Figura 9.78 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
11/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
186
0
10
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80
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=55,51*(1-exp(-0,0000591*t))
Figura 9.79 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
12/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
0
10
20
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0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000
Tempo (s)
DQO (mg/L)
DQO=68,89*(1-exp(-0,0000701*t))
Figura 9.80 – Curva teórica e valores experimentais de DQO oxidada ao longo da batelada em
13/07/03 no RSB1 removendo matéria orgânica com 5 dias de idade de lodo.
187
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.81 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 22/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.82 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 23/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
188
0,000
0,004
0,008
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.83 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 24/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
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0,020
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.84 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 25/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
189
0,000
0,004
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0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.85 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 26/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.86 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 27/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
190
0,000
0,004
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0,012
0,016
0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.87 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 28/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
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0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.88 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 29/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
191
0,000
0,004
0,008
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.89 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 30/09/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
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0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.90 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 01/10/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 30 dias
de idade de lodo.
192
0,000
0,004
0,008
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.91 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 05/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
0,016
0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.92 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 06/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
193
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.93 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 07/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.94 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 08/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
194
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.95 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 09/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.96 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 10/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
195
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.97 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 11/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.98 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 12/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
196
0,000
0,004
0,008
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.99 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 13/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.100 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 14/11/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 20 dias
de idade de lodo.
197
0,000
0,004
0,008
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.101 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 13/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.102 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 14/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
198
0,000
0,004
0,008
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.103 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 15/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.104 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 16/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
199
0,000
0,004
0,008
0,012
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.105 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 17/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.106 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 18/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
200
0,000
0,004
0,008
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.107 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 19/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
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0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.108 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 20/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
201
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.109 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 21/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
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0,008
0,012
0,016
0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.110 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 22/12/2003 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 10 dias
de idade de lodo.
202
0,000
0,004
0,008
0,012
0,016
0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.111 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 15/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
0,000
0,004
0,008
0,012
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0,020
0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.112 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 16/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
203
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0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.113 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 17/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
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0,024
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.114 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 18/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
204
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Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.115 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 19/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
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Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.116 –Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 20/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
205
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Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.117 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 21/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
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Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.118 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 22/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
206
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0,004
0,008
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0,020
0,024
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Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.119 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 23/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
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Tempo (s)
TCO (mg/L.s)
Figura 9.120 – Curva teórica e valores experimentais da taxa de consumo de oxigênio (TCO)
em 24/01/2004 no RSB1 removendo matéria orgânica e nitrogênio com 5 dias
de idade de lodo.
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