( PDF ) Estudo de parâmetros operacionais do reator UASB tratando esgoto doméstico e avaliação da biodegradabilidade do seu efluente

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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA

FACULDADE DE TECNOLOGIA

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL

PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL E RECURSOS HÍDRICOS

ESTUDO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS DO REATOR UASB

TRATANDO ESGOTO DOMÉSTICO E AVALIAÇÃO DA

BIODEGRADABILIDADE DO SEU EFLUENTE

CESAR AUGUSTO RISSOLI

ORIENTADOR: RICARDO SILVEIRA BERNARDES

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL E

RECURSOS HÍDRICOS

PUBLICAÇÃO: PTARH.DM – 073/04

BRASÍLIA-DF: NOVEMBRO/2004

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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA

FACULDADE DE TECNOLOGIA

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL

PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL E RECURSOS HÍDRICOS

ESTUDO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS DO REATOR UASB TRATANDO

ESGOTO DOMÉSTICO E AVALIAÇÃO DA BIODEGRADABILIDADE DO SEU

EFLUENTE

CESAR AUGUSTO RISSOLI

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO SUBMETIDA AO DEPARTAMENTO DE

ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL DA FACULDADE DE TECNOLOGIA DA

UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA, COMO PARTE DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS

PARA OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE EM CIÊNCIAS.

APROVADA POR:

Prof. Ricardo Silveira Bernardes, PhD. (UnB)

(ORIENTADOR)

Prof. Marco Antonio Almeida de Souza, PhD. (UnB)

(EXAMINADOR INTERNO)

Prof. Cícero Onofre de Andrade Neto, DSc. (UFRN)

(EXAMINADOR EXTERNO)

DATA: BRASÍLIA, 30 DE NOVEMBRO DE 2004

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iii

FICHA CATALOGRÁFICA

RISSOLI, CESAR AUGUSTO

Estudo de parâmetros operacionais do reator UASB tratando esgoto doméstico e avaliação

da biodegradabilidade do seu efluente [Distrito Federal] 2004.

xvi, 125p., 210 x 297 mm (ENC/FT/UnB, Mestre, Tecnologia Ambiental e Recursos

Hídricos, 2004).

Dissertação de Mestrado – Universidade de Brasília. Faculdade de Tecnologia.

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental.

1. Tratamento anaeróbio 2. Biodegradabilidade

3. Balanço de DQO 4.UASB

5. Reator Anaeróbio

I. ENC/FT/UnB II. Título (série)

REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA

RISSOLI, C.A. (2004). Estudo de parâmetros operacionais do reator UASB tratando

esgoto doméstico e avaliação da biodegradabilidade do seu efluente. Dissertação de

Mestrado, Publicação PTARH.DM –073/04, Departamento de Engenharia Civil e

Ambiental, Universidade de Brasília, Brasília, DF, 125p.

CESSÃO DE DIREITOS

NOME DO AUTOR: Cesar Augusto Rissoli.

TÍTULO DA DISSERTAÇÃO DE MESTRADO: Estudo de parâmetros operacionais do

reator UASB tratando esgoto doméstico e avaliação da biodegradabilidade do seu efluente

GRAU: Mestre ANO: 2004

É concedida à Universidade de Brasília permissão para produzir cópias desta dissertação

de mestrado e para emprestar ou vender tais cópias somente para propósitos acadêmicos e

científicos. O autor reserva outros direitos de publicação e nenhuma parte desta dissertação

de mestrado poderá ser reproduzida sem autorização por escrito do autor.

___________________________________

Cesar Augusto Rissoli

SQN 210, Bloco I, Ap. 602

CEP 70.862-090 – Brasília – DF – Brasil

A minha família,

Maria do Carmo,

Ana Luisa, Cesar e Felipe

AGRADECIMENTOS

Ao professor Ricardo Silveira Bernardes, pela orientação e aprofundamento de nossa

amizade.

Aos professores e funcionários do PTARH do Departamento de Engenharia Civil e

Ambiental da Universidade de Brasília, pela dedicação e incentivo ao longo de todo o

curso.

À CAESB por promover a oportunidade de minha participação no curso de mestrado do

PTARH.

Ao bolsista Maurício Ribeiro Lima, pela sua valiosa colaboração no experimento.

Aos funcionários do laboratório da ETEB-NORTE pela colaboração e apoio no

desenvolvimento dos ensaios realizados no âmbito do experimento.

RESUMO

ESTUDO DE PARÂMETROS OPERACIONAIS DO REATOR UASB TRATANDO

ESGOTO DOMÉSTICO E AVALIAÇÃO DA BIODEGRADABILIDADE DO SEU

AFLUENTE

Autor: César Augusto Rissoli

Orientador :Ricardo Silveira Bernardes

Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos

Brasília, novembro de 2004

Foi estudado, no presente trabalho, parâmetros envolvidos na digestão anaeróbia num

reator UASB piloto de 750 litros de capacidade e, também, realizou-se uma avaliação da

biodegradabilidade do seu efluente, objetivando identificar parâmetros realistas que

subsidiem a sua operação, projeto e escolha de alternativa de processo de tratamento

posterior.

A aceitação dos reatores anaeróbios, notadamente os de manta de lodo, tem levado, muitas

vezes, ao desenvolvimento de projetos e a implementação de estações de tratamento de

esgotos com sérios problemas conceituais (Chernicharo,1997). Neste sentido, foram

desenvolvidas duas frentes de trabalho na presente investigação. A primeira relacionou-se

a realização do monitoramento do funcionamento de uma instalação UASB piloto que

permitisse realizar um balanço de massa de DQO e, por conseguinte, a determinação de

parâmetros adequados à realidade de Brasília. Para tanto, investigou-se os parâmetros:

concentração de matéria orgânica, concentração de sólidos, parâmetros de estabilidade da

digestão anaeróbia e a produção de metano. A segunda frente de trabalho envolveu

avaliação da biodegradabilidade do efluente do reator UASB piloto, por meio de ensaios de

biodegradabilidade aeróbia e anaeróbia.

Os resultados obtidos indicaram que a unidade UASB piloto mostrou-se válida para o

estudo e que a biomassa participante da digestão anaeróbia ainda estava em fase de

adaptação ao meio, após 16 semanas de funcionamento. A produção específica de lodo, na

fase final do período de observação, apresentou valor médio de 0,075

kgSST/kgDQOaplicada. No que tange ao balanço de DQO, este mostrou-se exequível e

importante para subsidiar o projeto e operação de reatores anaeróbios. Em relação às

estimativas de biodegradabilidade do efluente do UASB, o valor médio encontrado foi de

37,0% pela via aeróbia e 20,4% pela via anaeróbia, mostrando que existem potencialidades

dos dois tipos de processos para pós tratamento de reatores UASB.

vii

ABSTRACT

STUDY OF THE UASB REACTOR OPERATIONAL PARAMETERS TREATING

DOMESTIC WASTEWATER AND EFFLUENT BIODEGRADABILITY

EVALUATION.

Author: Cesar Augusto Rissoli

Supervisor :Ricardo Silveira Bernardes

Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos

Brasília, november of 2004

The present study was about operational parameters from anaerobic digestion in a pilot

UASB reactor, with 750 liters capacity, together with effluent biodegradability evaluation,

aiming to identify realistic parameters for operation, design and post-treatment alternative.

The good acceptance for anaerobic reactor technologies, mainly the sludge blanket types,

leads, sometimes, to plants with serious conceptual problems in its design (Chernicharo,

1997). Based on this problem, two paths for research development were adopted. The first

one is related to a pilot UASB reactor survey, looking for COD mass balance and the

parameters useful for Brazilian conditions. It was monitored organic load, solids, anaerobic

digestion stability and methane production. The second one is related to effluent

biodegradability evaluation, aerobically and anaerobically.

The results showed that the pilot UASB reactor is able for this kind of study and the active

anaerobic biomass is still adapting to the operational environment, after 16 weeks

operation. The average specific sludge production, at the observation’s period end, was

0.075 kg TSS/kg COD

applied

. The results showed that it is possible to perform the COD

mass balance in the experiment conditions, leading to an average lost fraction of 13%, and

it is an important tool for design and operation of UASB reactors. For effluent

biodegradability evaluation, the results showed that aerobic degradation was able to treat

an average 37.0% of the effluent COD and anaerobic degradation was able to treat an

average 20.4% of the effluent COD.

viii

SUMÁRIO

1-INTRODUÇÃO..........................................................................................................

001

2-OBJETIVOS...............................................................................................................

003

2.1-OBJETIVOS GERAIS.......................................................................................... 003

2.2-OBJETIVOS ESPECÍFICOS................................................................................

003

3-FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA............................................................................. 004

3.1-A ÁGUA RESIDUÁRIA..................................................................................... 004

3.2- O TRATAMENTO BIOLÓGICO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS....................... 006

3.3-O PROCESSO ANAERÓBIO DE ESTABILIZAÇÃO DE MATERIAL

ORGÂNICO................................................................................................................

011

3.3.1- Etapa de hidrólise......................................................................................... 013

3.3.2-Etapa de acidogênese.................................................................................... 014

3.3.3-Etapa de acetogênese.................................................................................... 014

3.3.4-Etapa da Metanogênese................................................................................ 015

3.4-CINÉTICA DA DIGESTÃO ANAERÓBIA....................................................... 016

3.5-FATORES QUE INFLUENCIAM A DIGESTÃO ANAERÓBIA..................... 021

3.5.1-Temperatura.................................................................................................. 021

3.5.2-O pH, a alcalinidade e a acidez volátil.......................................................... 022

3.5.3-Nutrientes..................................................................................................... 023

3.6-O REATOR ANAERÓBIO DE FLUXO ASCENDENTE E MANTA DE

LODO..............................................................................................................

024

3.6.1-Parâmetros de projeto de reatores UASB...................................................... 028

3.6.2 Considerações sobre a produção de lodo no UASB...................................... 030

3.7-BALANÇO DA DQO NA DEGRADAÇÃO ANAERÓBIA............................... 032

3.8-BIODEGRADABILIDADE DE EFLUENTES DE TRATAMENTO

ANAERÓBIO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS.......................................................

034

3.8.1-Biodegradabilidade aeróbia........................................................................... 036

3.8.2-Biodegrabilidade anaeróbia........................................................................... 038

4-MATERIAIS E MÉTODOS...................................................................................... 041

4.1-A INSTALAÇÃO PILOTO E SEUS COMPONENTES ANEXOS................... 041

4.1.1 – Esquema geral da instalação piloto........................................................... 041

4.1.2 – O reator UASB estudado........................................................................... 045

4.1.2.1 – Dimensionamento do reator UASB................................................... 045

4.1.2.2 – Montagem do reator UASB............................................................... 048

4.1.3 – Dispositivo de controle da vazão de entrada do UASB............................. 052

4.1.4 - .Dispositivo de Medida do gás produzido.pelo UASB............................... 054

4.2-ESTUDO DO COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO DO UASB....... 056

4.3 – INVESTIGAÇÃO DO PROCESSO DE TRATAMENTO NO UASB

PILOTO...................................................................................................................

059

4.3.1- Dados componentes do monitorameto do UASB....................................... 059

4.3.2 – Partida e estabilização do UASB............................................................... 062

4.3.3 – Monitoramento da fase estacionária do UASB.......................................... 064

4.4-AVALIAÇÃO DA BIODEGRADABILIDADE DO EFLUENTE DO UASB

PILOTO....................................................................................................................

066

4.4.1-Biodegradabilidade aeróbia........................................................................... 066

4.4.2 - Biodegrabilidade anaeróbia......................................................................... 067

4.5-BALANÇO DE MASSA DE DQO...................................................................... 072

5 – APRESENTAÇÃO E ANÁLISE DOS RESULTADOS........................................ 074

5.1 – COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO DO REATOR UASB PILOTO... 074

5.2 – MONITORAMENTO DA FASE DE PARTIDA DO UASB........................... 077

5.3 – RESULTADOS DO MONITORAMENTO DA FASE PÓS-PARTIDA DO

UASB.........................................................................................................................

083

5.3.1 – Resultados do levantamentos de concentração de matéria orgânica.......... 083

5.3.2 – Levantamento da concentração de sólidos................................................. 088

5.3.3 – Parâmetros de estabilidade da digestão anaeróbia...................................... 101

5.3.4 – Avaliação da produção de metano.............................................................. 105

5.4 – O BALANÇO DE MASSA DE DQO NO REATOR ANAERÓBIO............... 107

5.5-AVALIAÇÃO DA BIODEGRABILIDADE DO ELUENTE DO UASB........... 113

5.6-MONITORAMENTO DO MATERIAL FLUTUANTE...................................... 116

6 – CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES............................................................... 119

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.......................................................................... 122

LISTA DE SÍMBOLOS, NOMENCLATURAS E ABREVIAÇÕES

AI/AP- relação alcalinidade intermediária/alcalinidade parcial

CAESB-Companhia de Saneamento do Distrito Federal

– metano

– dióxido de carbono

d - dia

DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio

DBO

– DBO filtrada

DBO

– DBO total

DQO – Demanda Química de Oxigênio

DQO

– DQO filtrada

DQO

– DQO total

ETE – Estação de Tratamento de Esgotos

HAB. – habitantes

- cátion de hidrogênio

h - hora

K – constante de velocidade de degradação da matéria orgânica

Kg – quilograma

m – metro

– metro quadrado

– metro cúbico

– amônia não ionizada

+ - amônia ionizada

NTK – Nitrogênio Total Kjeldhal

– oxigênio livre

OD – Oxigênio Dissolvido

- íon hidroxila

P – fósforo

pH – potencial hidrogeniônico

S – segundo

SS – Sólidos em suspensão

SST – Sólidos em suspensão totais

ST – Sólidos Totais

SVT – Sólidos voláteis totais

UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket (Reator Anaeróbio de Fluxo ascendente e

manta de lodo)

xii

LISTA DE TABELAS

Tabela 3.1- Principais contaminantes em águas residuárias (Metclf&Eddy,1991) 004

Tabela 3.2- Parâmetros característicos da água residuária doméstica........................ 005

Tabela 3.3- Características básicas dos reinos do mundo vivo (Von Sperling,1996) 007

Tabela 3.4- Grupos de arqueobactérias metanogênicas.............................................. 008

Tabela 3.5-

Classificação geral dos organismos baseada nas fontes de energia e

carbono (Metcalf&Eddy,1991)...............................................................

009

Tabela 3.6- Aceptores de elétrons típicos da relação

de oxidação no tratamento de

esgoto (Chernicharo, 1997).....................................................................

010

Tabela 3.7- Bactérias da fase acidogênica identificadas em amostras por Britz et

al.(1994)..................................................................................................

014

Tabela 3.8- Tempos de detenção hidráulica em reatores UASB(Chernicharo,1997) 028

Tabela 3.9-

Valores indicados de taxa de aplicação superficial e tempo de

detenção hidráulica para o compartimento de decantação......................

029

Tabela 3.10 -Fracionamento da DQO(Veret,2002)..................................................... 033

Tabela 4.1- Tipos de levantamentos de dados e períodos correspondentes............... 041

Tabela 4.2- Área de influência dos distribuidores...................................................... 047

Tabela 4.3- Rotina de monitoramento durante a partida do UASB............................ 064

Tabela 4.3- Rotina de monitoramento do UASB....................................................... 065

Tabela 5.1- Dados de carga orgânica na partida do UASB........................................ 078

Tabela 5.2- Valores de alcalinidade e acidez no período de partida ......................... 081

Tabela 5.3- Valores de alcalinidade parcial e intermediária na partida ..................... 081

Tabela 5.3- Resultados da concentração de matéria orgânica.................................... 084

Tabela 5.4- Carga orgânica média diária e fator de correção..................................... 087

Tabela 5.5- Dados da evolução da massa de sólidos totais no reator......................... 089

Tabela 5.6- Dados levantados de sólidos voláteis totais............................................ 093

Tabela 5.7- Dados de sólidos suspensos..................................................................... 095

Tabela 5.8- Dados de sólidos sedimentáveis.............................................................. 098

Tabela 5.9- Parâmetros de estabilidade do processo de digestão anaeróbia.............. 102

Tabela 5.10 -Alcalinidade parcial e intermediária...................................................... 104

Tabela 5.11 -Dados de biogás medido........................................................................ 105

Tabela 5.12 -Balanço de massa de DQO no reator UASB.......................................... 108

xiii

Tabela 5.13 -Resultados dos ensaios de biodegradabilidade aeróbia.......................... 114

Tabela 5.14 -Resultados dos ensaios de biodegradabilidade anaeróbia...................... 114

Tabela 5.15 -Comparação das biodegradabilidades aeróbia e anaeróbia.................... 115

xiv

LISTA DE FIGURAS

Figura 3.1- Célula bacteriana (Von Sperling,1996)................................................... 006

Figura 3.2- Classificação filogenética dos seres vivos.............................................. 007

Figura 3.3- Sequências metabólicas da digestão anaeróbia....................................... 012

Figura 3.4- Perfil de crescimento bacteriológico(Metcalf&Eddy,1991)................... 018

Figura 3.5-

Estrutura e composição de grânulos tratando carboidratos

solúveis(Fang et al.,1994.)......................................................................

025

Figura 3.6- Desenho esquemático do reator UASB (Chernicharo,1997)................... 026

Figura 3.7-

Eficiência do UASB em função da porcentagem de lodo descartado

(van Haandel et al.,1999)........................................................................

030

Figura 3.8- Tempo de retenção celular na produção de PMS(Kuo e Parkin,1996)... 032

Figura 3.9-

Diagrama de balanço da DQO ao longo do processo de degradação

aneróbia(Chernicharo,1997)....................................................................

033

Figura 3.10 -

Classificação do material residual em efluentes de tratamentos

biológicos de ágiuas residuárias (Orhon et al.,1989).............................

035

Figura 3.11- Comportamento das medidas respirométricas......................................... 037

Figura 3.12- Curva do ensaio de biodegradabilidade anaeróbia.................................. 039

Figura 4.1- Esquema geral da instalação piloto......................................................... 043

Figura 4.2- Vista geral da instalação piloto............................................................... 044

Figura 4.3- Detalhe do separador de fases do UASB................................................. 047

Figura 4.4- Etapa de montagem do reator UASB...................................................... 049

Figura 4.5- Esquema de montagem do UASB........................................................... 051

Figura 4.6- Esquema de montagem do dispositivo de regularização de vazão.......... 053

Figura 4.7- Vista superior e lateral do dispositivo de regularização de vazão........... 053

Figura 4.8- Instalação de hidrômetro para medição do efluente do UASB............... 054

Figura 4.9- Medidor de gás LAO G1......................................................................... 055

Figura 4.10- Instalação do medidor de gás.................................................................. 056

Figura 4.11- Curva concentração x condutividade elétrica para o sal Cisne............... 058

Figura 4.12- Perfil teórico de traçador em função do tempo....................................... 058

Figura 4.13- Ensaio para determinação do volume de metano presente no biogás..... 060

Figura 4.14-

Desenho da montagem dos equipamentos para respirometria

(Ferreira,2002).........................................................................................

067

Figura 4.15- Registro do ensaio de respirometria........................................................ 067

Figura 4.16- Esquema de montagem do teste de biodegradabilidade anaeróbia......... 069

Figura 4.17- Registro do ensaio de biodegradabilidade anaeróbia.............................. 071

Figura 4.18- Desenho esquemático do balanço de massa de DQO no reator.............. 072

Figura 5.1- Comportamento teórica do traçador na condições

estabelecidas no

teste..........................................................................................................

075

Figura 5.2- Curva de concentração de sal x tempo do ensaio................................... 075

Figura 5.3- Registro do ensaio do traçador colorimétrico.......................................... 077

Figura 5.4- Eficiência de remoção de carga orgânica na partida............................... 079

Figura 5.4- Evolução da massa de sólidos totais e voláteis na partida...................... 080

Figura 5.6- Evolução dos sólidos suspensos na partida do UASB............................ 080

Figura 5.7- Remoções de DQO e DBO no UASB..................................................... 085

Figura 5.8- Remoções de DQO-pesquisa semanal..................................................... 085

Figura 5.9- Comparação entre a DQO afluente bruta e a DQO efluente filtrada....... 086

Figura 5.10- Carga orgânica média diária afluente ao UASB..................................... 088

Figura 5.11- Evolução da massa de sólidos totais no reator........................................ 090

Figura 5.12- Produção específica de lodo (ST) em função da DQO aplicada............. 091

Figura 5.13- Produção específica de lodo (ST) em função da DQO digerida............. 091

Figura 5.14- Evolução da concentração de sólidos totais por ponto de coleta............ 092

Figura 5.15- Perfil de sólidos no reator........................................................................ 092

Figura 5.16- Evolução da massa de sólidos voláteis totais no reator........................... 094

Figura 5.17- Comparação entre a massa de sólidos totais e sólidos voláteis totais.. 094

Figura 5.18- Evolução da massa de sólidos suspensos totais no reator UASB............ 096

Figura 5.19-

Produção específica de lodo, em termos de SST, função da DQO

aplicada....................................................................................................

097

Figura 5.20- Produção específica de lodo, em termos de SST, fun

ção da DQO

digerida....................................................................................................

097

Figura 5.21- Eficiência de remoção de sólidos sedimentáveis.................................... 099

Figura 5.22- Detalhe do floco de biomassa com presença de microorganismos......... 100

Figura 5.23- Granulação da biomassa com presença de microorganismos ao fundo.. 100

Figura 5.24- Detalhe do floco da biomassa desenvolvido no UASB........................... 101

Figura 5.25- Evolução da produção de biogás no UASB........................................... 106

Figura 5.26- Comparação entre a produção de biogás teórica e medida..................... 111

xvi

Figura 5.27- Relação biogás medido/teórico.............................................................. 112

Figura 5.28-

Metano dissolvido no efluente como função da DQO afluente

(Kato,1994).............................................................................................

112

Figura 5.29- Detalhe do material flutuante no topo do reator..................................... 117

Figura 5.30- Volume diário de escuma retirada do UASB.......................................... 118

1-INTRODUÇÃO

No Brasil, praticamente todos os setores da infra-estrutura urbana estão mergulhados numa

grande crise estrutural. O saneamento, mais particularmente, o esgotamento sanitário

apresenta índices dos mais precários em nível nacional, onde, conforme dados do IBGE

(2000), somente cerca de 12,7% da população brasileira conta com sistemas adequados,

ou seja, compostos de rede de coleta com unidades de tratamento de seus esgotos.

O baixo percentual de sistemas de esgotos contemplados com unidade de tratamento se

deu, entre outros fatores, pelo alto custo normalmente envolvido neste tipo de infra-

estrutura. Este alto custo, por sua vez, tem como causa a visão dominante no setor de

saneamento que privilegiava a sofisticação de materiais e equipamentos e, de outro lado,

partia de concepções que fomentavam a centralização dos sistemas de tratamento.

Atualmente, no contexto de crise de recursos no setor de saneamento, surgem visões

estratégicas importantes que apontam para a busca de soluções mais simples e de menores

custos para o problema da falta de tratamento dos esgotos.

Para viabilizar a universalização da solução, o caminho mais indicado é certamente o do

gradualismo, priorizando a abrangência e adotando a evolução da eficácia a partir de um

patamar aceitável de segurança sanitário, como afirma Andrade Neto (1997).

Neste quadro brasileiro de grande demanda por sistemas de tratamento de esgotos e

recursos reduzidos, os reatores de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB) têm um

papel importante, porque aliam o seu baixo custo à potencialidade de descentralização

como estratégia fundamental para o pleno atendimento.

Os reatores UASB têm sido largamente aplicados no país e existe uma perspectiva

generalizada entre os técnicos da área de saneamento de que este processo possui um

grande potencial ainda por ser explorado.

De outro lado, Chernicharo (1997) enfatiza que a grande aceitação dos reatores anaeróbios,

notadamente os de manta de lodo, tem levado, muitas vezes, ao desenvolvimento de

projetos e à implementação de estações de tratamento com sérios problemas conceituais.

Sob este prisma, se reveste da maior importância o estudo mais aprofundado dos

mecanismos, em especial a cinética, envolvidos nos reatores UASB, buscando parâmetros

e critérios mais realistas para o seu projeto e para sua operação.

Outro aspecto importante é que os reatores UASB não atendem a todos os requisitos

ambientais exigidos e, portanto, necessitam de um pós-tratamento complementar. Assim

sendo o estudo da degradabilidade do efluente do UASB é outro aspecto relevante.

Com o intuito de contribuir com as questões mencionadas, este estudo envolve a

investigação acerca de parâmetros operacionais, notadamente os relacionados à cinética

dos reatores UASB e a avaliação do efluente, em termos de sua degradabilidade.

2-OBJETIVOS

2.1-OBJETIVOS GERAIS

Estudar parâmetros operacionais relacionados à cinética da digestão anaeróbia de um

reator UASB piloto e a biodegradabilidade de seu efluente, identificando valores realistas

que subsidiem a sua operação e projeto, bem como, a escolha de alternativas para

processos de tratamentos posteriores.

2.2-OBJETIVOS ESPECÍFICOS

- Realizar um balanço de massa expresso em termos de DQO no reator UASB piloto,

tratando esgotos domésticos e sob às condições do Distrito Federal, buscando caracterizar

as diversas parcelas envolvidas no seu processo.

- Estudar a biodegradabilidade do efluente do reator UASB, tratando esgotos domésticos,

identificando as potencialidades das vias anaeróbia e aeróbia como processo complementar

de tratamento subseqüente.

3-FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA

3.1- A ÁGUA RESIDUÁRIA

A água residuária é produto do uso que foi dado à água e os poluentes a ela incorporados

representam cerca de 1% de seu volume constituindo-se de substancias químicas, matéria

orgânica e patógenos. Sobre esta parcela é que os sistemas de tratamento de esgoto vão

atuar no sentido de depurá-la de seus contaminantes. Na Tabela 3.1 são apresentados os

principais contaminantes presentes nas águas residuárias.

Tabela 3.1- Principais contaminantes em águas residuárias (Metcalf &Eddy,1991)

CONTAMINANTES

IMPORTÂNCIA

Sólidos suspensos Podem levar ao desenvolvimento de depósitos de lodo e

condições anaeróbia quando o efluente é despejado nos cursos

d’água.

Orgânicos

biodegradáveis

Compostos principalmente por proteínas, carboidratos e gorduras.

Se jogados no ambiente sua estabilização biológica pode levar à

queda de oxigênio e ao desenvolvimento de condições sépticas.

Patogênicos Doenças podem ser transmitidas por organismos patogênicos

presentes na água residuária.

Nutrientes Nitrogênio e fósforo. Quando lançados em meio aquático podem

levar ao crescimento de vida aquática indesejável. Se lançado no

solo podem contaminar a água subterrânea.

Poluentes perigosos Compostos orgânicos e inorgânicos, presentes nas águas

residuárias, com potencial de carcinogenicidade, mutagenicidade,

teratogenicidade ou toxidade.

Orgânicos refratários Resistem aos métodos convencionais de tratamento de águas

residuáriaa. Exemplo: surfactantes, fenois, pesticidas, etc.

Metais pesados Geralmente oriundos de atividade comercial ou industrial e devem

ser removidos se o efluente for reutilizado.

Inorgânicos

dissolvidos

Como cálcio, sódio e sulfato. Devem ser removidos se o efluente

for reutilizado

O parâmetro mais utilizado para caracterizar a água residuária, quanto ao seu grau de

poluição, é a DBO, demanda bioquímica de oxigênio, que expressa a quantidade de

oxigênio necessário para estabilizar a matéria orgânica biodegradável presente no esgoto

Outro importante parâmetro de caracterização do grau de poluição da água residuária é a

DQO, demanda química de oxigênio, que corresponde ao consumo de oxigênio para

degradação da matéria orgânica, incluindo a fração biodegradável e a não biodegradável. A

limitação do ensaio de DQO é que ele superestima o valor do oxigênio consumido no

processo biológico e ,além disso, não fornece a taxa de consumo de matéria orgânica ao

longo do tempo. Apesar dessa limitação, a DQO é largamente utilizada tendo em vista ser

o seu teste relativamente rápido se comparado com a DBO.

A relação DQO/DBO

dá indicações sobre a biodegrabilidade dos esgotos, ou seja, quanto

menor for o valor desta relação, maior a sua biodegradabilidade. Ao longo das etapas do

processo de tratamento a relação DQO/DBO

vai aumentado de valor, tendo em vista que a

parcela biodegradável vai diminuindo. von Sperling (1996) indica que para esgotos

domésticos brutos, a relação DQO/DBO

varia de 1,7 a 2,4. Se a relação DQO/DBO

baixa, a fração biodegradável é elevada, indicando processos biológicos para o seu

tratamento. Se a relação DQO/DBO

é alta, a fração não biodegradável é elevada e,

portanto, os processos físico-químicos são os mais indicados para o tratamento.

Na tabela 3.2 são apresentados a faixa de variação de alguns parâmetros característicos da

água residuária doméstica.

Tabela 3.2-Parâmetros característicos da água residuária doméstica (Metcalf & Eddy,1991)

CONCENTRAÇÃO DA

ÁGUA RESIDUÁRIA

BAIXA ALTA

Sólidos Totais mg/L 350 1200

DBO

mg/L 110 400

DQO mg/L 250 1000

Coliformes totais NMP/100ml 10

- 10

Alcalinidade mg/L 50 200

3.2 – O TRATAMENTO BIOLÓGICO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS

No tratamento de águas residuárias, os processos biológicos ocupam, seguramente, um

lugar de destaque pela sua aplicabilidade e eficiência. Nesta modalidade de tratamento de

águas residuárias, os mecanismos biológicos predominam e buscam reproduzir os

processos naturais de autodepuração dos corpos d’água onde a matéria orgânica, dos

despejos recebidos por esse corpo, é convertida em minerais inertes.

Segundo Metcalf & Eddy (1991), os tratamentos biológicos são usados para remover as

substâncias orgânicas biodegradáveis (coloidais ou dissolvidas) no esgoto e também para

remover nutrientes (nitrogênio e fósforo) e seus objetivos são o de coagular e remover

material coloidal não sedimentável e para a estabilização da matéria orgânica. Para cumprir

esses objetivos, inúmeros microorganismos estão envolvidos no processo de tratamento

biológico, onde os principais são as bactérias, os protozoários, os fungos, as algas e os

vermes, ocupando papel central na estabilização da matéria orgânica as bactérias.

De uma maneira geral, todos os seres vivos apresentam uma configuração de suas células

muito semelhantes (Figura 3.1). Estas células apresentam, em síntese, na parte externa,

uma membrana celular, e podem apresentar (no caso de bactérias, algas, fungos e plantas)

uma parede celular. Na parte interna (com algumas variações) a célula contém ácidos

nucléicos. O ácido Ribonucleico (RNA) presente nos ribossomos é uma área nuclear rica

em ácidos desoxirribonucleicos (DNA) importantes para a reprodução celular.

Figura 3.1- Célula bacteriana (von Sperling, 1996)

A classificação dos seres vivos indicada por von Sperling (1996) distinguiu 4 reinos :

Monera (seres simples, sem núcleo diferenciado, como as bactérias e cianofícias), Protistas

(seres simples, mas com núcleo diferenciado como algas, fungos e protozoários), vegetal e

animal. Na Tabela 3.3 é apresentada a classificação dos seres vivos e suas principais

características englobando os reinos: monera, protista, vegetal e animal.

Tabela 3.3-Características básicas dos reinos do mundo vivo (von Sperling, 1996)

Característica Monera/Protista Vegetais Animais

Célula Unicelular/multicelular Multicelular Multicelular

Diferenciação

celular

Inexistente Elevada Elevada

Fonte de energia Luz/matéria orgânica/matéria

inorgânica

Luz Matéria

orgânica

Clorofila Ausente/presente Presente Ausente

Movimento Imóveis/móveis Imóveis Móveis

Parede celular Ausente/presente Presente Ausente

De outro lado, os seres vivos em que o núcleo das células encontram-se confinado por

membrana celular são denominados eucariotas, ao passo que os que possuem núcleo

disseminado no protoplasma são denominados procariotas Mais recentemente, Woese

(1981) estabeleceu, com base no sequenciamento do RNA, uma nova árvore filogenética

universal definindo três “domínios”. “Domínio” é a nova taxonomia filogenética que

inclui três linhas primárias : Bactérias, Archaea e Eucária. Em linha descendente segue seis

reinos : Moneras, Arqueobactérias, Protistas, Fungos, Vegetais e Animais, conforme é

apresentado na Figura 3.2.

Figura 3.2- Classificação filogenética dos seres vivos (Woese,1981)

Futuyama (1992) afirma que, há cerca de 2,0 bilhões de anos atrás a atividade sintetizadora

havia criado uma atmosfera rica em oxigênio, levando ao desaparecimento de muitos

organismos anaeróbios primitivos. Alguns desses organismos ainda existem em ambiente

anaeróbios e são tão diferentes de outra bactérias na seqüência de seu RNA que

constituem-se numa linhagem a parte, as arqueobactérias.

Nesta nova classificação, destacam-se as arqueobactérias que são compostas por três tipos :

Halófitas, que se desenvolvem em ambientes salinos, Termófilas, que se desenvolvem a

temperatura de 80º C e pH extremamente baixo e as Metanogênias, que se desenvolvem

em condições anaeróbias oxidando o hidrogênio, para tanto, utiliza o CO

como oxidante,

no processo reduzem-o a metano, processo este fundamental na digestão anaeróbia.

As arqueobactérias metanogênias são anaeróbias restritas e liberam gás metano como

resíduo metabólico – processo não realizado por nenhum outro grupo de organismos- são

encontrados em ambientes com ausência de oxigênio e abundância de matéria orgânica.

Vivem como simbiontes de uma grande variedade de protozoários também anaeróbios,

convertendo produtos finais da fermentação em gás metano e em CO

As arqueobactérias metanogênias são divididas em três grupos indicados na Tabela 3.4,

onde são apresentadas algumas características que os diferenciam.

Tabela 3.4- Grupos de arqueobactérias metanogênias (ICB-UFMG, 2004)

GRUPO

GÊNEROS MOTILIDADE

SUBSTRATOS ONDE VIVEM

I Metanobacterium - H

e formiato

Metanobrevibacter - H

e formiato

II Methanococcus + H

e formiato

Methanosprillum + H

e formiato

III Methanosarcina - H

, formiato, methanol, metilamina e

acetato

No que tange aos microorganismos, é fundamental o conhecimento não só de sua

constituição celular, como também, de que maneira estes viabilizam o seu crescimento e

reprodução, ou seja, onde buscam os elementos básicos para a sua sobrevivência, dentre os

principais a energia e o carbono. De forma geral, pode-se afirmar que, quanto a fonte de

carbono, os microorganismos podem ser divididos em seres autótrofos, que utilizam o

carbono inorgânico (gás carbônico) e os seres heterótrofos, que utilizam o carbono

orgânico.

Quanto a fonte de energia há, basicamente dois tipos de organismos, os autótrofos que

utilizam a luz e os quimiotróficos que utilizam a energia das reações químicas. Na Tabela

3.5 é apresentada a classificação geral dos organismos.

Tabela 3.5-Classificação geral dos organismos baseada nas fontes de energia e carbono

(Metcalf & Eddy, 1991)

Classificação Fonte de energia Fonte de carbono

Fotoautótrofos Luz CO

Fotoheterótrofos Luz Matéria orgânica

Quimioautótrofos Matéria inorgânica CO

Quimioheterótrofos Matéria orgânica Matéria orgânica

Devido ao grau de turbidez característico dos esgotos e aos tipos de dispositivos utilizados

no tratamento de esgotos (tanques), pouca iluminação penetra na massa líquida e portanto

os organismos quimioautótrofos (nitrificação) e os quimioheterótrofos passam a ter uma

maior importância no processo de depuração da matéria orgânica.

Outro aspecto importante aos processos biológicos de tratamento é o metabolismo dos

microorganismos, que são processos químicos que ocorrem no interior da célula dos

mesmos. Esses processos podem ser divididos em dois tipos. O primeiro é denominado de

catabolismo, onde ocorre a degradação do substrato através de reações de produção de

energia. O segundo é denominado de anabolismo, que são reações que conduzem à

formação de material celular utilizando a energia produzida no catabolismo.

Nas águas residuárias, esses dois processos ocorrem simultaneamente envolvendo enzimas

específicas no interior da célula dos microorganismos. De outro lado, os microorganismos

excretam enzimas (exoenzimas) que desempenham reações de hidrólise, convertendo

compostos complexos do substrato em composto simples, possíveis de serem aproveitados

pela célula. Na Tabela 3.6 é apresentado um resumo dos tipos de processos biológicos.

Tabela 3.6 – Aceptores de elétrons típicos da reação de oxidação no tratamento de esgoto

(Chernicharo, 1997)

Característica

Catabolismo oxidativo

(respiração)

Catabolismo fermentativo

(fermentação)

Doador de elétrons Matéria orgânica Matéria orgânica oxidada

Aceptor de elétrons

Externo: composto

inorgânico

(oxigênio, nitrato ou

sulfato)

Interno: matéria orgânica

reduzida

Número de produtos finais

resultantes da matéria

orgânica

Um (CO

)

No mínimo dois (CO

e CH

)

Forma do carbono no

produto final

Carbono inorgânico

oxidado

(CO

)

Carbono inorgânico oxidado

(CO

) + carbono orgânico

reduzido (CH4)

Estado de oxidação do

carbono no produto final

4+(CO

)

4+(CO

)

4+(CH

)

Von Sperling (1996) descreve que a matéria orgânica, então, é degradada pelo processo de

catabolismo que são de interesse do tratamento dos esgotos. O catabolismo oxidativo é

uma reação onde a matéria orgânica é oxidada por um agente oxidante presente no meio

líquido (oxigênio, nitrato ou sulfato). O outro tipo de catabolismo de interesse é o

fermentativo onde não há um oxidante, o processo ocorre devido ao rearranjo de elétrons

na molécula fermentada.O que está envolvido nesse mecanismo de respiração (catabolismo

oxidativo ou de fermentação) é a produção de energia para as células microbianas, elas

ocorrem de acordo com o tipo de microorganismo.

Neste conjunto de reações químicas que se processam, o que está envolvido é, de um lado,

a substância a ser oxidada (matéria orgânica ou compostos inorgânicos reduzidos) que são

os doadores de elétrons. Com elétron disponível, este é transferido para outro composto

inorgânico (agente oxidante) denominado aceptor de elétrons.

Os aceptores de elétrons típicos das reações de oxidação no tratamento de esgotos são o

oxigênio (nas condições aeróbicas); o nitrato (nas condições anóxicas) e o sulfato/dióxidos

de carbono (nas condições anaeróbias). Nos esgotos existem organismos adaptados às

condições do meio, distinguindo-se três classes principais: os organismos aeróbios estritos,

que utilizam o oxigênio presente no meio para a sua respiração; os organismos facultativos

que utilizam tanto o oxigênio como o nitrato como aceptores de elétrons e os organismos

anaeróbios estritos, que utilizam o sulfato ou o dióxido de carbono como aceptores de

elétrons exclusivamente. O tratamento biológico de esgotos aproveita este conjunto de

microorganismos com características diferentes para a degradação da matéria orgânica,

distinguindo, portanto, quatro grupos de tratamento: os aeróbios, os anóxidos, os

anaeróbios e os combinados.

3.3 – O PROCESSO ANAERÓBIO DE ESTABILIZAÇÃO DE MATERIAL

ORGÂNICO

No processo anaeróbio, utilizam-se os microorganismos adaptados às condições anaeróbias

para a degradação da matéria orgânica. Estes microorganismos quebram a estrutura dos

materiais orgânicos complexos, para produzir compostos simples como metano, dióxido de

carbono e água, entre outros, extraindo em paralelo, a energia e os compostos necessários

para o seu próprio crescimento.

Chernicharo (1997) descreve a digestão anaeróbia como um sistema ecológico

delicadamente balanceado, onde cada microorganismo tem uma função essencial. No

equilíbrio deste sistema, estão envolvidos várias condicionantes como o tipo de substrato

presente no esgoto e a magnitude das cargas orgânicas e hidráulicas. van Haandel e

Letinga (1994) enfatizam que no “equilíbrio” (população bacteriana/meio), no processo

anaeróbio, os seguintes fatores determinam a sua eficiência:

- a natureza do material orgânico a ser digerido;

- a existência de fatores ambientais adequados para a digestão anaeróbia;

- tamanho da população bacteriana (eficiência de retenção de lodo no sistema);

- intensidade de contato entre o material orgânico afluente e as populações bacterianas;

- tempo de permanência do esgoto no sistema de tratamento.

De forma geral, distinguem-se três tipos de microorganismos que participam da

decomposição anaeróbia, de acordo com a sua função no processo que são as bactérias

fermentativas, as bactérias acetogênicas e as arqueobactérias metanogênicas.

Como descreve Nascimento (1996), as reações do processo anaeróbio ocorrem de forma

seqüencial, em diversas etapas. A matéria orgânica presente em um sistema poderá ser

utilizada como substrato por um grupo de bactérias, sendo considerada reagente, e pode ter

sido gerada por outro grupo, sendo considerada produto, e quando se alternam como

reagentes e produtos, são denominadas produtos intermediários. Na Figura 3.3 pode-se

distinguir quatro etapas de desenvolvimento da digestão anaeróbia que são: Hidrólise,

Acidogênese, Acetogênese e Metanogênese.

Figura 3.3-Seqüências metabólicas da digestão anaeróbia (Chernicharo et al., 1999)

ACETOGÊNESE

MATERIAL EM SUSTENSÃO

PROTEÍNAS , CARBOIDRATOS, LIPÍDEOS

AMINOÁCIDOS, AÇÚCARES

ÁCIDOS GRAXOS

PIRUVATO

OUTROS

PROPIONATO

ÁCIDOS GRAXOS

ACETATO HIDROGÊNIO

METANO

HIDRÓLISE

ACIDOGÊNESE

METANOGÊNESE

Hidrogenotrófica

Acetotrofica

O conjunto das reações seqüenciais que ocorrem no processo anaeróbio, pode ser

considerado como uma reação global anaeróbia. A eficiência global de conversão da

matéria orgânica em produtos estabilizados, depende da eficiência de cada reação e do

equilíbrio entre as diversas espécies e entre os grupos de bactérias presentes no processo. A

velocidade de cada reação influi na velocidade do processo e, as mais lentas, denominadas

etapas limitantes, irão determinar a velocidade da reação global.

As bactérias fermentativas transformam, por hidrólise, os polímeros em monômeros, e

estes em acetato, hidrogênio, dióxido de carbono e outros produtos como glicose. As

bactérias acetogênicas são produtoras de hidrogênio, que convertem os produtos gerados

na etapa anterior em acetato, hidrogênio e dióxido de carbono. As arqueobactérias

metanogênicas são distribuídas em dois grupos distintos. Um dos grupos utiliza o acetato,

convertendo-o em metano e dióxido de carbono, enquanto outro produz metano através de

redução do dióxido de carbono. A seguir aborda-se estas etapas mais detalhadamente.

3.3.1-Etapa de Hidrólise

Como já foi mencionado, a hidrólise da matéria orgânica é um processo lento realizado por

enzimas extracelulares, onde ocorre a solubilização de substratos complexos. Em muitos

casos a velocidade da hidrólise pode ser a etapa limitativa para todo o processo da

digestão anaeróbia.

Os substratos complexos geralmente são sólidos orgânicos em suspensão (McCarty e

Mosey, 1991) ou ainda materiais orgânicos poliméricos. Devido ao tamanho de suas

moléculas, os polímeros não podem ser consumidos por microrganismos sem que sejam

transformados em compostos solúveis (geralmente monômeros ou dímeros) que possam

atravessar a membrana celular.

Os principais produtos da hidrólise são os aminoácidos, peptídeos, açúcares simples,

ácidos graxos, poliolefinas e fenóis, que são consumidos durante a etapa da acidogênese.

Os microrganismos responsáveis pela hidrólise são apresentados por Novaes (1986)

juntamente àqueles que realizam a etapa de acidificação. São espécies pertencentes aos

gêneros Bacteroides, Clostridium, Butyrivibrio, Eubacterium, Bifidobacterium e

Lactobacillus.

3.3.2- Etapa de Acidogênese

Os produtos da hidrólise, agora compostos solubilizados, são absorvidos nas células das

bactérias fermentativas. Após a acidogênese, são excretados na forma de substâncias

orgânicas simples como ácidos graxos voláteis, álcoois, ácido láctico e compostos minerais

como H

, CO

, NH

, H

S, etc. Esses produtos ficam disponíveis para as bactérias

acetogênicas.

A acidogênese, segundo van Haandel e Lettinga (1994), é realizada por um grupo

diversificado de bactérias das quais a maioria é anaeróbia estrita. Deste conjunto de

bactérias, algumas espécies são facultativas e podem degradar o material orgânico, por

aerobiose, ou seja, pode consumir o oxigênio dissolvido eventualmente presente. Britz et

al. (1994) identificaram 9 (nove) espécies de bactérias envolvidas na acidogênese, oriundas

de amostras de esgotos em tratamento anaeróbio, que são apresentadas na Tabela 3.7.

Tabela 3.7-Bactérias da fase acidogênica identificadas em amostras por Britz et al. (1994)

ESPECIES % ENCONTRADA

Actinomyces sp. 1,89

Bacilus sp. 7,55

Citrobacter freudii 3,77

Clostridium bifermentans 26,42

Enterobacter cloacal 3,77

Enterobacter agglomerans 7,55

Enterococcus faecalis 3,77

Klebsiela oxitoca 22,64

Klebsiella pneumonial 22,64

3.3.3-Etapa da acetogênese

Os álcoois, ácidos graxos e compostos aromáticos gerados na etapa anterior, degradam-se e

há produção de ácido acético, CO

e hidrogênio, que são os substratos das arqueobactérias

metanogênicas. As principais reações desta etapa, identificada por Soubes (1994), são:

Etanol + H

O = Acetato + 2H

+ H

Butirato + 2H

O = 2 Acetato + 2H

+ H

Propionato + 3H

O = Acetato + HCO

+ H

Etanol + 2HCO

O = Acetato + Formiato + 2H

+ H

H2 + 2CO

= Acetato + H

O + H

A taxa de produção de ácidos, em geral por acetogênese, é alta se comparada à taxa de

produção de metano. Isto significa que um súbito acréscimo da concentração de matéria

orgânica resulta no acréscimo da produção de ácido com subseqüente queda do pH, que

pode vir a prejudicar a etapa metanogênica.

O grupo de bactérias acetogênicas que produzem hidrogênio é essencial para a degradação

anaeróbia, por converter propionato e outros ácidos orgânicos maiores que o acetato,

álcoois e certos compostos aromáticos (benzoatos) em acetato e CO

O acetato é produzido a partir de dióxido de carbono e hidrogênio por um subgrupo de

bactérias acetogênicas, as homoacetogênicas, onde participam as espécies: Clostridium

aceticum, Butyribacterium methilotrophicum e Acetobacterium woodii.

3.3.4-Etapa da metanogênese

A etapa da metanogênese, para o caso de tratamento de águas residuárias domésticas, é

aquela que limita a velocidade do processo de digestão anaeróbia. As condições do sistema

devem satisfazer principalmente aos requerimentos das arqueobactérias metanogênicas,

para uma máxima produção de metano e garantir o próprio equilíbrio do processo.

O metano é produzido pelas arqueobactérias acetofílicas, a partir da redução de ácido

acético, ou pelas arqueobactérias hidrogenofílicas a partir da redução de dióxido de

carbono, utilizando o hidrogênio. Esquematicamente podemos descrever as reações como:

-Acetotrófica : CH

COOH ? CH

+ CO

-Hidrogenotrófica : 4H

+ CO

? CH

Segundo Pavlostathis e Giraldo-Gomes (1991), as arqueobactérias metanogênicas

acetofílicas são responsáveis por cerca de 60% a 70% de toda a produção de metano e os

dois gêneros principais são: Metanosarcina e Methanosaeta. As arqueobactérias

metanogênicas hidrogenofílicas são capazes de produzir metano a partir de hidrogênio e

dióxido de carbono, sendo que os gêneros mais encontrados em reatores anaeróbios são:

Metanobacterium, Methanospronillum e Methanobrevibacter.

É importante ressaltar, segundo van Haandel e Lettinga (1994), que existe a necessidade do

estabelecimento do equilíbrio entre a metanogênese e a fermentação ácida (três primeiras

etapas) no que concerne a produção de ácidos graxos voláteis e sua remoção, de forma a

garantir um meio com pH próximo ao ponto neutro. Caso aconteça uma produção líquida

de ácidos graxos voláteis, há a tendência de redução do pH, bloqueando a metanogênese,

ocorrendo o “azedamento” do meio.

3.4-CINÉTICA DA DIGESTÃO ANAERÓBIA

A reprodução de bactérias, segundo Branco (1986) ocorre basicamente por simples divisão

ou pela formação de esporos, não ocorrendo em geral a reprodução sexuada.

Em tratamento de águas residuárias, os microorganismos de maior interesse (bactérias e

arqueobactérias) são classificados como heterotróficos (as de vida simbiônticas), pois

transformam a matéria orgânica em minerais como gás metano e dióxido de carbono. As

reações heterotróficas envolvem:

a) reações catalisadas por enzimas;

b) metabolismo respiratório: transferência externa de elétrons;

c) metabolismo fermentativo: não envolve transferência externa de elétrons, menor

produção de energia, crescimento mais lento.

O material orgânico requerido por estes microorganismos heterotróficos é variável. Alguns

se satisfazem com uma dieta constituída apenas de glicose e substâncias nitrogenadas

muito simples, enquanto outros exigem vários aminoácidos, além de gorduras, açúcares,

etc.

A digestão de material orgânico complexo, isto é, particulado ou com moléculas de cadeias

longas (por exemplo: proteínas, carboidratos e lipídeos) é realizada inicialmente de forma

extracelular. Muitas bactérias expelem ou secretam enzimas digestivas sobre o material,

que passa ao estado líquido no próprio meio. Em seguida é absorvido pelas células.

Durante o processo anaeróbio, ocorrem reações de hidrólise, de oxidação e de redução. As

reações de oxidação liberam energia, que é utilizada, inclusive, para as demais reações

envolvidas.

O processo anaeróbio pode formar, além de gás carbônico, metano e hidrogênio, outros

compostos menos oxidados (como álcoois ou ácidos orgânicos), que podem fornecer ainda

alguma energia.

O crescimento de bactérias (e arqueobactérias) anaeróbias, relativo ao número de

bactérias presentes, está relacionado às condições do meio . Existe uma fase de adaptação

às variações destas condições, o que altera o processo de crescimento.

Uma concentração de bactérias submetidas a um meio de cultura, atravessa fases distintas.

Metcalf & Eddy (1991) apresentam o perfil do crescimento padrão de bactérias, conforme

a Figura 3.4, dividindo-o em quatro fases:

a) A fase de adaptação, ou fase lag: com a adição de um inóculo a um meio de cultura,

esta fase representa o tempo requerido pelo organismo para se adaptar ao seu novo meio e

iniciar seu processo de divisão;

b) A fase de crescimento logarítmica: durante este período, as células dividem-se à taxa

determinada por seu tempo de geração e sua habilidade ao processo de alimentação;

c) A fase estacionária: onde a população permanece estacionária. As razões para este

fenômeno são: que as células consumiram todo o substrato ou nutrientes para crescimento

ou que o crescimento de novas células está equilibrado com a morte de células velhas; e,

d) Fase endógena ou de decaimento: durante esta fase, a taxa de morte bacteriana excede

a produção de novas células. Em alguns casos, a fase de morte logarítmico é o inverso da

fase de crescimento logarítmico.

Figura 3.4: Perfil de crescimento bacteriológico (Metcalf & Eddy, 1991)

Em processos contínuos de tratamento biológico, deseja-se que a população bacteriana

alcance seu máximo de crescimento, o que eqüivale à fase estacionária de crescimento.

Desta forma, a matéria orgânica contida na água residuária é degradada com maior

eficiência.

A duração de cada fase está relacionada à velocidade das reações metabólicas dos

organismos envolvidos. Devido à especificidade das bactérias anaeróbias em relação ao

substrato e ao fato de cada grupo de bactérias realizar apenas etapas das reações (e não as

reações completas), a energia utilizada por bactéria é baixa, resultando em metabolismo

lento.

O crescimento de células bacterianas, ou biomassa, em um sistema de cultura em batelada

ou contínuo, é descrito por Metcalf & Eddy (1991), através de equações cinéticas. Quando

um dos requerimentos essenciais (substrato ou nutriente) encontra-se em quantidades que

limitam o crescimento da biomassa, este é denominado “limitante”. As equações cinéticas

envolvem as expressões de Monod, que relacionam a quantidade de substrato limitante ao

crescimento bacteriano.

A taxa de crescimento da biomassa refere-se à fase de crescimento logarítmico e envolve a

taxa de geração de novas células. Porém, em uma cultura bacteriana, nem todas as células

atravessam a mesma fase, devido à diferença de idade entre elas, predação ou morte.

Assim, a taxa líquida de crescimento, equação (3.1), para uma cultura em fase de

crescimento logarítmico, deve incluir a taxa de decaimento proporcionada pela atividade

de células em outras fases.

’ = r

+ r

(3.1)

Onde: r

’= taxa líquida de crescimento da biomassa (M.L

-3

-1

);

= taxa de crescimento da biomassa (M.L

-3

-1

);

= taxa de decaimento da biomassa (M.L

-3

-1

A taxa de crescimento da biomassa é proporcional à concentração de biomassa presente,

equação (3.2), e a proporcionalidade é chamada taxa específica de crescimento.

. X =

(3.2)

Onde:

= taxa específica de crescimento (T

-1

);

X= concentração de biomassa (M.L

-1

);

= acúmulo de biomassa no sistema (M.L

-3

-1

De acordo com a expressão de Monod, a taxa específica de crescimento é limitada ao

substrato segundo a equação (3.3).

? ?? ?

max

K Su

(3.3)

Onde: ?

max

= taxa específica de crescimento máxima (T

-1

);

Su= concentração do substrato limitante (M.L

-3

);

= concentração de substrato para

= 0,5.?

max

(M.L

-3

Assim, substituindo (3.3) em (3.2), obtém-se a equação (3.4).

r X

K Su

g max

? ? ?

? (3.4)

Em sistemas de culturas em batelada ou contínuo, uma porção de substrato é convertido a

novas células enquanto o restante, em outros produtos orgânicos ou inorgânicos. A

quantidade de novas células geradas é proporcional à quantidade de substrato disponível,

conforme a equação (3.5).

= - Y.r

(3.5)

Onde: Y= coeficiente de produção de biomassa máximo, definido como uma relação entre

a biomassa gerada e a massa de substrato consumido, medidos durante a fase de

crescimento logarítmico (adimensional);

= taxa de utilização do substrato (M.L

-3

-1

)

A partir das equações (3.4) e (3.5), por substituição obtém-se a equação (3.6).

K Su

max

? ?

(3.6)

A taxa de decaimento da biomassa apresenta um coeficiente de decaimento e também é

proporcional à concentração de biomassa, equação (3.7).

= - k

. X (3.7)

Onde: k

= coeficiente de decaimento (T

-1

). Substituindo as equações (3.4) e (3.5) em (3.1),

obtêm-se as equações (3.8) e (3.9), respectivamente.

’ = ?

max

K Su

k X? ?

? ? (3.8)

’ = ? ? ? ?Y r k X

Su d

(3.9)

Os efeitos da atividade em fase endógena de bactérias presentes, no coeficiente de

produção de biomassa, equação (3.10), são avaliados por Ribbons (1970) e van Uden

(1967) apud Metcalf & Eddy (1991).

obs

(3.10)

Onde: Y

obs

= coeficiente de produção de biomassa observado

Uma utilização das equações de cinética de crescimento da biomassa de interesse em

sistemas anaeróbios de tratamento de efluentes é a determinação da produção de lodo,

através do coeficiente de produção de biomassa observado, que é um parâmetro que vai

balizar a operação desse tipo de tratamento.

3.5-FATORES QUE INFLUENCIAM A DIGESTÃO ANAERÓBIA

Por representar um delicado sistema ecológico, a digestão anaeróbia é sensível a variações

das condições ambientais, particularmente quanto as arqueobactérias metanogênicas,

identificadas como aquelas mais fortemente afetadas por estas variações. De uma forma

geral, os fatores de interesse da digestão anaeróbia são: a temperatura, o pH, alcalinidade,

acidez volátil e os nutrientes, descritas a seguir.

3.5.1-Temperatura

A temperatura é um dos mais importantes fatores a serem considerados na digestão

anaeróbia pela efetiva influência no crescimento dos microorganismos, agindo na seleção

das espécies.

Lettinga et al. (1996) aponta três faixas de temperatura que definem o conjunto de

microorganismos adaptados a elas. As faixas são: psicrófita (0º C a 20ºC), mesófita (20ºC a

45ºC) e termófila (45º a 70ºC).

’

Van Haandel e Lettinga (1994) concluem, analisando estudos de vários autores que:

- na faixa de 30º C a 40º C obtém-se a maior taxa de digestão anaeróbia;

- para a temperatura abaixo de 30º C a taxa máxima de digestão anaeróbia decresce a

uma taxa de 11% a cada 1º C, que pode expressar a taxa relativa de digestão com

auxílio de uma equação de Arrherius :

r(t) = r

(1,11)

(t-30)

(3.11)

Verifica-se, portanto, que o processo anaeróbio de tratamento de esgoto tem a sua efetiva

aplicação em regiões de clima quente.

3.5.2- O pH, a alcalinidade e a acidez volátil

O conjunto dos fatores, pH, alcalinidade e ácidos voláteis constituem-se nos parâmetros

que definem as condições de estabilidade da digestão anaeróbia.

O pH é um fator importante no crescimento das bactérias, sendo que a maioria delas não

tolera pH acima de 9,5 ou abaixo de 4,0. Metcalf & Eddy (1991) citam a faixa ótima de pH

para o crescimento de bactérias entre 6,5 e 7,5.

No processo de digestão anaeróbia a etapa de formação de ácidos voláteis pode conduzir a

uma diminuição do pH, caso a taxa de sua utilização seja menor. Nas condições normais de

funcionamento, o sistema possui alcalinidade capaz de neutralizar os ácidos formados e

tamponar o pH, esse aumento de alcalinidade no reator é devido, de forma geral, a

amonificação e ao consumo de ácidos graxos.

Na operação de reatores anaeróbios, uma das preocupações principais é o de evitar a

acidificação (azedamento) do esgoto. Esse azedamento do esgoto contido no reator

acontece por serem as bactérias produtoras de ácidos muito menos sensíveis ao pH que as

arqueobactérias metanogênicas. As bactérias acidogênicas possuem uma faixa de ação

bastante ativa mesmo para baixos valores de pH, chegando até pH igual a 4,5.

Como as arqueobactérias metanogênicas não atuam em faixas de pH menor que 6,2, a

produção de metano fica interrrompida, enquanto a produção de ácidos continua sem

interferência (van Haandel e Lettinga, 1994).

Desta maneira, o controle do pH torna-se elemento central na busca da operação eficiente

de reatores anaeróbios.

O equilíbrio da digestão anaeróbia está asssociada a capacidade da alcalinidade do sistema

em neutralizar os ácidos formados e tamponar o pH quando ocorrer acumulação de ácidos

voláteis. Desta maneira, existe uma íntima relação entre estes dois fatores.

Na iteração da alcalinidade com os ácidos graxos voláteis, a alcalinidade bicarbonato é

convertida em alcalinidade de ácido voláteis. Estas duas parcelas, alcalinidade

bicarbonatos (parcial) e alcalinidade de ácidos voláteis (intermediária), compõem a

alcalinidade total do processo de digestão anaeróbia.

A relação alcalinidade intermediária/alcalinidade parcial (AI/AP) é sugerida por Ripley et

al.(1986) como um parâmetro extremamente importante como indicador da estabilidade da

operacional. Valores próximos de 0,3 indicam estabilidade do processo, sendo que valores

acima de 0,3 indicam distúrbios no processo de digestão anaeróbia no reator.

3.5.3-Nutrientes

De maneira geral, os requerimentos nutricionais para o crescimento da massa microbiana e

os fatores de crescimento são: energia, carbono, macronutrientes inorgânicos (nitrogênio e

fósforo), micronutrientes inorgânicos (principais: enxofre, potássio, cálcio, magnésio,

ferro, sódio e cloro; secundários: zinco, manganês, molibdênio, selênio, cobalto, cobre,

níquel, vanádio e tungstênio) e fatores orgânicos de crescimento (vitaminas, aminoácidos,

piridiminas e outros).

A quantidade requerida de cada nutriente é variável, o que não o torna menos importante.

Se o nutriente em questão não atingir esta quantidade requerida, pode limitar o crescimento

da massa microbiana. No entanto, se o nutriente exceder esta quantidade, pode assumir

características tóxicas e inibir o crescimento da massa microbiana. Assim os valores de

interesse da concentração de um determinado nutriente ao crescimento da massa

microbiana estão compreendidos numa faixa.

A constituição típica das células bacterianas, citada por Metcalf & Eddy (1991), é de 80% em água e 20% em

material seco, dos quais, 90% orgânico e 10% inorgânico. A fórmula aproximada para a fração orgânica é de

P, com composição de nitrogênio de 12 a 13% do peso da biomassa e fósforo de 2 a 3%..

Baseando-se nesta constituição da célula bacteriana, determina-se a proporção entre o

requerimento de carbono, nitrogênio e fósforo. As proporções entre carbono e nitrogênio e

nitrogênio e fósforo devem ser:

C/N = 30 (3.12)

N/P = 5 (3.13)

Onde C= massa de carbono (M);

N= massa de nitrogênio (M);

P= massa de fósforo (M).

Enquanto concentrações inferiores àquelas recomendadas como ótimas podem ser

limitantes ao crescimento bacteriano, concentrações superiores podem causar efeitos

inibidores. A inibição ocorre devido à dificuldade das enzimas em atuar no substrato de

interesse e algumas vezes, atinge caráter tóxico. Nestes casos, além de reduzir a velocidade

das reações, também pode ocasionar a morte bacteriana. A própria matéria orgânica pode

apresentar efeitos inibitórios. No caso de sistemas anaeróbios, um acréscimo abrupto na

quantidade de substrato pode favorecer o crescimento de grupos de bactérias que se achem

em condições favoráveis, prejudicando outros.

3.6 – O REATOR ANAERÓBIO DE FLUXO ASCENDENTE E MANTA DE LODO

Dentre os sistemas de tratamento anaeróbio de esgoto iremos destacar o reator anaeróbio

de fluxo ascendente e manta de lodo, que é objeto de estudo do presente trabalho. Os

reatores anaeróbios de fluxo ascendente e manta de lodo (Upflow Anaerobic Sludge

Blanket Reator-UASB) são unidades de tratamento de esgoto desenvolvidas na década de

70 pelo Prof. Lettinga e sua equipe na Universidade de Wegeninger, na Holanda (van

Haandel e Lettinga, 1994). Posteriormente foram disseminados em vários países,

notadamente de clima quente, e no Brasil esta alternativa tem uma perspectiva muito

favorável a sua adoção tendo em vista a carência por sistema de tratamento de esgoto

associado às vantagens que essa modalidade de tratamento apresenta.

Segundo Louzada (2000), a aplicação da tecnologia anaeróbia ao tratamento de esgotos

sanitários se limita a poucos países, destacando-se que o maior número de experiências em

escala real, encontram-se em países da América Latina. Sinteticamente, os reatores

anaeróbios de fluxo ascendentes e manta de lodo, UASB, constituem-se num tanque

alimentado por esgotos, pelo fundo, definindo um fluxo ascendente e com saída pela parte

superior.

O UASB, submetido a uma vazão de esgoto, passa a desenvolver, no seu interior, uma

população de microorganismos adaptados às condições do meio (pH, temperatura,

substrato, carga hidráulica, etc) e evoluem formando grânulos, que são agregados de

biomassa que ficam suspensos na massa líquida. Fang et al.(1994), estudando um UASB

tratando esgoto rico em carboidratos, identificou a microestrutura do grânulo mostrado na

Figura 3.5, onde pode-se observar o conjunto de colônias de bactérias e o arranjo na

constituição do grânulo.

I II III

Figura 3.5 –Estrutura e composição de grânulos tratando carboidratos solúveis (Fang et al.,

1994)

Bactérias predominantes em cada camada:

I – Externa: Acidogênicas + consumidoras H2

II – Intermediária: Metanotrix sp. +

microcolônias Sintroficas

III – Central: Metanotrix sp.

__ Acidogênicas

__ Microcolias sintroficas

__ Metanotrix sp.

100%

A boa performance do UASB está diretamente relacionada a formação e desenvolvimento

da granulação da biomassa de alta atividade, que será a responsável pela degradação da

matéria orgânica do esgoto.

Ao longo do perfil vertical do tanque do UASB, o lodo (constituído dos grânulos de

agregados de biomassa) varia a sua concentração. No fundo é formado um lodo mais denso

e com capacidade elevada de sedimentação (leito de lodo), variando, gradativamente, até

um lodo mais leve e disperso no topo do reator (manta de lodo). A Figura 3.6 apresenta um

desenho esquemático do reator UASB.

O fluxo ascensional é o responsável por realizar a mistura de substrato com a biomassa e

neste contato é que é promovida a estabilização da matéria orgânica ao longo do leito e da

manta de lodo.

Figura 3.6 - Desenho esquemático do reator UASB (Chernicharo, 1997)

Após a passagem pela zona de reação, o esgoto, por um mecanismo de separação de gases,

encaminha os gases formados pelo processo (biogás) para o compartimento de saída de

gases, onde é liberado na superfície da massa líquida. De outro lado, o esgoto, já sem os

gases dissolvidos, são encaminhados para compartimentos de decantação. Neste

compartimento de decantação o fundo tem uma inclinação onde os sólidos vão se

depositando e, quando o peso dos flocos formados vencem a força de atrito, eles deslizarão

encaminhando-se de volta ao compartimento de digestão.

Como pode-se observar, a manutenção de velocidades (fluxo) adequadas e a definição de

mecanismos de separação de fases são os elementos que garantem a efetividade do

desempenho do reator. Uma parcela do lodo produzido é periodicamente destacada e este

apresenta-se com alta densidade e com alto grau de estabilização.

Chermicharo (1997) destaca que, tanto quanto a capacidade de desenvolver biomassa de

elevada atividade, o dispositivo de separação de fases é outro aspecto fundamental ao

processo de tratamento do UASB. Este dispositivo, se bem projetado, garante a separação

dos gases da massa líquida, proporcionando a entrada no compartimento de decantação de

líquido com reduzidos teores de gases gerados no processo, aumentando a eficiência da

decantação dos sólidos suspensos presente na massa líquida.

De acordo com Chernicharo et al. (1999), a eficiência de remoção de matéria orgânica

para reatores UASB pode ser obtida pela expressão empírica:

E= [ 1-0,68 (THD)

–0,35

] x 100 (3.14)

Onde :

E= eficiência %

THD= Tempo de detenção hidráulica do reator

Na prática, os valores verificados de remoção de matéria orgânica em reatores UASB, se

situam, segundo Chernicharo et al. (1999), na faixa de 65% a 75%. Vieira et al. (1994),

relatando experiência de operação de reator UASB com vazão média de 9,5 m

/h, indica

que foram obtidas remoções médias de 80% para a DBO e de 87% para sólidos suspensos

totais.

O UASB apresenta um desempenho eficiente na remoção de matéria orgânica e de sólidos

suspensos, porém, o seu efluente, geralmente, apresenta uma DQO residual acima dos

limites estabelecidos pela legislação ambiental, bem como, apresenta baixa eficiência na

remoção de organismos patogênicos e de nutrientes. Dessa forma, o UASB tem sido

apontado como uma boa alternativa de baixo custo para o tratamento de águas residuárias

mas, invariavelmente, necessita de um tratamento complementar posterior para atingir a

remoção adequada aos requisitos ambientais.

3.6.1-Parâmetros de Projeto de Reatores UASB

Apresenta-se a descrição dos principais parâmetros de projeto de reatores UASB

sintetizado por Chernicharo et al. (1999) que envolveu a experiência de vários autores,

salientando que, para os casos de efluentes industriais específicos, critérios específicos

deverão ser buscados.

Carga orgânica volumétrica (kgDQO/m

.d) : massa de matéria orgânica aplicada, por dia,

por unidade de volume do mesmo. O critério utilizado para este parâmetro para estações

em escala real tem sido inferiores a 15 kgDQO/m

COV = (Q x S)/V , onde

Q=vazão (m

/d)

S = concentração de substrato afluente (kgDQO/m

)

V = volume total do reator (m

)

Tempo de detenção hidráulica (horas):os critérios são apresentados na Tabela 3.8.

TDH = V/Q

V = volume do reator (m

)

Q = vazão (m

/d)

Tabela 3.8 - Tempos de detenção hidráulica em reatores UASB (Chernicharo et al., 1999)

Temperatura do esgoto Tempo de detenção hidráulica (h)

(º C) Média diária Mínimo

16 – 19 > 10 - 14 >7 - 9

20 – 26 > 6 – 9 > 4 - 6

> 26 > 6 > 4

Carga Hidráulica volumétrica (m

.d): definida como o inverso do tempo de detenção

hidráulica. O critério indicado é de que a CHV deve ser inferior a 5,0 m

.d (equivalente

a TDH=4,8 h).

CHV = 1/TDH

Carga biológica (kgDQO/kgSVT.d): definida como quantidade de matéria orgânica

aplicada ao reator, por unidade de biomassa presente no mesmo. O critério indicado é o de

utilizar CB=0,05 a 0,15 KgDQO/kgSVT.d na partida do UASB e, atingido o regime

permanente, pode atingir valores em torno de 2,0 kgDQO/kgSVT.d .

CB = (Q x S)/ M

Q = vazão m

S = concentração de substrato afluente (kgDQO/m

)

M= biomassa (kgSVT/m

)

Velocidade superficial do fluxo: relação entre a vazão e a seção transversal do reator.

Utiliza-se velocidade na faixa de 0,5 a 0,7 m/h, para a vazão média, 0,9 a 1,1 para a vazão

máxima e velocidades menores que 1,5 m/h para picos temporários.

v = Q / A ou v = H/ TDH

Q= vazão (m

/h) A= área da seção transversal do reator (m

)

Taxa de aplicação superficial e tempos de detenção hidráulica no compartimento de

decantação: para garantir o não carreamento de sólidos para o compartimento de

decantação, indica-se para estes parâmetros os valores mencionados na Tabela 3.9.

Tabela 3.9-Valores indicados para taxa de aplicação superficial e tempo de detenção

hidráulica para o compartimento de decantação (Chernicharo et al., 1999)

Vazão efluente Taxa de aplicação

superficial (m/h)

Tempo de detenção

hidráulica (h)

Vazão média 0,6 - 0,8 1,5 - 2,0

Vazão máxima < 1,2 > 1,0

Picos temporários < 1,6 > 0,6

3.6.2-Considerações sobre a produção de lodo do UASB

O reator UASB tem uma capacidade máxima de acumulação de lodo no seu interior que é

estimada em 31 a 37,5 kg ST/m

, segundo Bezerra et al. (1999), após esse limite, o reator

é considerado cheio e o lodo produzido será descarregado com o efluente, deteriorando a

sua qualidade e comprometendo a eficiência do processo de tratamento

Desta forma, é necessário a realização de descartes periódicos de lodo, de maneira a

garantir que a capacidade máxima de acumulação de lodo não seja atingida. Em

experimento desenvolvido com reatores UASB submetidos a vários regimes de descarte de

lodo, van Haandel et al. (2000) concluiram, que descartes de até 50% do volume total de

lodo do reator (com tempo de detenção de 8 h) não afetavam a seu desempenho. Na Figura

3.7 é apresentado gráfico que relaciona o desempenho do UASB com a porcentagem de

lodo descartado.

100

0 20 40 60 80 100

% LODO DESCARTADO

EFICIENCIA REMOÇÃO DQO %

Figura 3.7 -Eficiência do UASB em função da porcentagem de lodo descartado (van

Haandel et al., 2000)

De outro lado, para minimizar os riscos de carreamento de sólido, quando o reator está

com a massa de lodo próxima da sua capacidade máxima de acumulação (100%), é boa

medida trabalhar com uma folga, por exemplo, de 10%. Ou seja, definindo um limite

superior de 90% de sua capacidade máxima de acumulação, conforme conclusão dos

estudos de van Haandel et al.( 2000).

Com estes dois parâmetros ( porcentagem máxima de lodo descartado e limite máximo de

acumulação) conclue-se que uma boa prática operacional, seria trabalhar, em termos de

massa de lodo no reator, na faixa de 50% a 90% do valor máximo da capacidade de

acumulação, conforme conclui van Haandel et al (2000). Ou seja, efetuar descartes de 40%

da capacidade máxima de acumulação de lodo do UASB.

O valor da quantidade de lodo a ser descartado (kg SSV) e a produtividade média de lodo

(Kg SSV/dia) definem a periodicidade do descarte e, em consequência, a idade do lodo.

Quanto a idade do lodo, Kuo et al. (1996) identificaram que a idade do lodo tem influência

na biodegrabilidade da DQO residual (no efluente do reator). No citado estudo é ressaltado

que a DQO residual dissolvida é composta de : substrato residual degradável, compostos

intermediários como ácidos graxos voláteis e produtos microbianos solúveis (PMS),

produzidos no processo de tratamento.

Os produtos microbianos solúveis (PMS) são produzidos pela biomassa constituindo do

processo de tratamento e sua presença no efluente influi negativamente na degradabilidade

do mesmo.

A caracterização dos PMSs ainda é objeto de vários estudos, mas são originados por vários

processos, destacando-se dois, dentre eles. O primeiro é a produção de PMS como

resultado da utilização do substrato, ou seja, quando existe uma alta relação F/M ocorre

uma maior produção destes produtos. O segundo processo de produção de PMS é resultado

da lise celular (fase endógena) que libera compostos classificados como PMS.

Kuo e Parkin (1996) comprovaram que, durante o tratamento anaeróbio de esgoto, a

produção de PMS decresce com o aumento da idade do lodo até atingir um valor mínimo e,

a partir daí, volta a crescer com o avanço da idade do lodo.

Na Figura 3.8 é mostrado o comportamento da produção de PMSs relacionada a idade do

lodo, apontando a faixa ótima de trabalho para os tratamentos biológicos, em termos de

idade do lodo.

O interrelacionamento da idade do lodo com a biodegrabilidade do efluente de reatores

UASB é ponto fundamental para se atingir a máxima remoção de DQO.

100

200

300

400

500

600

700

800

0 80

Idade do Lodo

SMP

Faixa Ideal:

Sist. Anaeróbio: ~ 25 dias

Sist. Aeróbios : 2 – 15 dias

Decaimento

endógeno

F/M ?

F/M

Figura 3.8 : Tempo de retenção celular na produção de PMS (Kuo e Parkin, 1996)

3.7 – BALANÇO DA DQO NA DEGRADAÇÃO ANAERÓBIA

Chernicharo (1997) define as seguintes parcelas da DQO envolvidas na digestão anaeróbia:

- DQO biodegradável: aquela que pode ser degradada biologicamente (DQO

- DQO acidificável: é a parcela da DQO biodegradável que estará realmente disponível

para a metanogênese.

- DQO CH

: é a parcela da DQO convertida em metano.

- DQO

AGV

: é a parcela da DQO convertida em ácidos graxos.

- DQO recalcitrante: refere-se a parcela de substrato que não pode ser degradada pelos

microorganismos fermentativos (devido a substratos complexos).

PMS

Na Figura 3.9 é apresentado o diagrama de balanço de DQO ao longo do processo de

degradação anaeróbio.

Figura 3.9-Diagrama de balanço da DQO ao longo do processo de degradação anaeróbia

Chernicharo (1997)

Veret et al.(2002), estudando a biodegradabilidade dos esgotos, afirma que é comum

avaliar a DQO total como a soma de dois grandes grupos, DQO biodegradável e DQO

inerte, sendo que a primeira parcela se subdivide em DQO rapidamente biodegradável e

lentamente biodegradável. A fração inerte da DQO está composta por uma fração solúvel e

outra particulada. Na Tabela 3.10 são apresentadas as participações de cada uma dessas

parcelas de DQO.

Tabela 3.10- Fracionamento da DQO (Veret et al., 2002)

2,5% Inerte Inerte

15,0% Rapidamente biodegradável DQO Rapidamente biodegradável

25,0% Rapidamente hidrolizável Solúvel

27,5% Lentamente hidrolizável Lentamente biodegradável

5,0% Biomassa: heterotróficas

desnitrificantes, heterotrófas

DQO

14,75%

desnitrificantes, autótrofas suspensa Biomassa

0,25% nitrificantes

10,0% Inerte Inerte

O conhecimento aprofundado do balanço da DQO no processo anaeróbio é de fundamental

importância para a determinação de parâmetros balizadores da operação desses sistemas,

bem como, proporcionam a possibilidade de abandonar parâmetros empíricos no

dimensionamento de sistemas anaeróbios, desenvolvendo parâmetros mais seguros que

expressam com mais clareza os mecanismos envolvidos nesta modalidade.

3.8 – BIODEGRADABILIDADE DE EFLUENTES DE TRATAMENTOS

ANAERÓBIOS DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS

O efluente de sistemas de tratamentos de águas residuárias ainda contém carga orgânica na

proporção inversa da eficiência do mesmo, denominada DQO residual. Esta matéria

orgânica residual contida nos efluentes é conseqüência, basicamente, da lenta

biodegrabilidade de uma parcela da matéria orgânica afluente, bem como, de falhas ou

limitações do processo de tratamento.

A DQO residual nos efluentes é função da composição da água residuária afluente e do

processo de tratamento utilizado. Esta DQO residual, se distribui na parcela particulada e

dissolvida e, de outro lado, quanto a sua origem, se distingue duas parcelas : a que já

estava presente no esgoto afluente e a que foi produzida no processo biológico de

tratamento conforme indica Orhon et. al (1989 ), na Figura 3.10.

A caracterização da DQO residual de efluentes de tratamento biológico ainda é uma

questão que merece estudos. Aquino (2003) descreve estudos acerca da caracterização de

efluentes de sistemas anaeróbios, onde os componentes orgânicos presente no efluente

foram agrupados em 12 classes de acordo com o seu peso molecular. Verificou-se que

nenhuma das 12 classes foi completamente removida no tratamento anaeróbio e 25% da

DQO efluente era compreendida de substâncias produzidas pela digestão anaeróbia,

ressaltando que os compostos aromáticos aumentaram significativamente durante o

tratamento anaeróbio. Este estudo também caracterizou os componentes presentes no

efluente de um reator UASB compartimentado, que foram:

- 6% de álcoois, compostos carboxilados e aromáticos;

- 44,5% de proteínas;

- 9,9% de carboidratos e

- 39,6 de compostos não identificados.

Aquino (2003) ressalta que, a despeito das dificuldades, é fundamental determinar a

origem da DQO residual de efluentes de sistemas de tratamento biológicos, tanto para

alavancar no entendimento atual dos sistemas de tratamento, quanto para subsidiar ações

de pós-tratamento.

DQO residual

Presente

efluente

Produzida

No sist.

tratamento

Presente

efluente

Produzida

No sist.

tratamento

Presente

efluente

Produzida

No sist.

tratamento

Presente

efluente

Produzida

No sist.

tratamento

Biodegradável

Não

biodegradável

Biodegradável

Não

biodegradável

Particulada

Dissolvida

Figura 3.10-Classificação do material residual em efluentes de tratamentos biológicos de

águas residuárias (Orhon et al., 1989)

3.8.1-Biodegrabilidade aeróbia

Como instrumento para fornecer indicações acerca de um processo de pós tratamento do

UASB, os testes de respirometria com o lodo aeróbio simulam reatores aeróbios e podem

servir para avaliar o potencial de degrabilidade pela via aeróbia.

No processo de tratamento biológico aeróbio de esgoto, o meio deve conter oxigênio

dissolvido que será utilizado na oxidação da matéria orgânica, através da respiração, pelos

microorganismos envolvidos. Estes microorganismos aeróbios consomem substrato,

produzindo energia e massa celular.

Ferreira (2002) definiu respirometria como a medida e a interpretação da taxa de

respiração do lodo aeróbico, definida como a quantidade de oxigênio que é consumida

pelos microorganismos por unidade de volume e tempo. Fornece, desta forma, indicação

da biodegrabilidade aeróbia.

De acordo com Leite e Morita (1999) as primeiras medidas respirométricas foram iniciadas

em 1880, na determinação dos gases no sangue, sendo em 1890 desenvolvido o primeiro

respirômetro para medida da demanda de oxigênio em águas residuárias. Atualmente

existem diferentes respirômetros que são largamente utilizados para análise de águas

residuárias, de processos de lodos ativados e na cinética de degradação de constituintes de

águas residuárias.

Os respirômetros consistem, basicamente, de um reator (câmara de respiração) e de um

equipamento capaz de medir a variação de oxigênio do sistema. No reator, são colocados

em contato substrato, biomassa e oxigênio dissolvido (fornecido por uma fonte externa) e o

equipamento registra o consumo de oxigênio ao longo do tempo (Ferreira, 2002). Neste

meio, a taxa de retirada de oxigênio é composta por duas partes: taxa de respiração de

substrato, que corresponde à retirada de oxigênio para degradação do substrato e taxa de

respiração do lodo (Ferreira, 2002).

r= r

+ r

end

(3.15)

r= taxa de respiração total (mg/L.h

-1

)

rs= taxa de respiração do substrato (exógena) mg/L.h

-1

end

= taxa de respiração endógena (mg/L.h

-1

)

Com estes dados, pode-se determinar, também, a taxa de respiração específica dada pela

equação:

= r/x (3.16)

onde r

= taxa específica de consumo de oxigênio mg/g.h

r= taxa de respiração mg/L.h

x= biomassa interna de SSV (g/L)

No procedimento da respirometria estão, em síntese, envolvidos os seguintes passos:

- Aerar uma porção de lodo ativo no reator (r-end)

- Adicionar substrato ao reator

- Proceder as medidas de r (mg/L.h)

As medidas respirométricas apresentam valores decrescentes até atingir um limite

constante mínimo, correspondente a r-end,, onde não há mais taxa correspondente ao

consumo do substrato. Na Figura 3.11, apresenta-se a forma comum de uma medida

respirométrica, onde a área definida entre a curva de “r” e o “r-end” corresponde ao

oxigênio consumido pela biomassa (mg/L) na degradação do substrato.

Figura 3.11 – Comportamento das medidas respirométricas

-1

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1

tempo (h)

r (mg/(L.h)

r-simulada r-endógena

3.8.2-Biodegrabilidade anaeróbia

No caso da biodegrabilidade anaeróbia, a DBO não é adequada pois avalia o grau de

degradação da matéria orgânica em meio aeróbio. Para esta situação, a biodegrabilidade

anaeróbia pode ser avaliada relacionando-se com a produção de metano obtida

experimentalmente, a partir da degradação da água residuária em estudo em ensaio com a

presença de lodo e condições anaeróbias.

A biodegrabilidade anaeróbia de água residuárias pode ser definida como a fração máxima

de matéria orgânica que será eliminada por digestão anaeróbia em determinadas condições

de operação.

O ensaio de biodegrabilidade anaeróbia consiste na simulação do reator numa garrafa onde

se introduz lodo anaeróbio e uma quantidade conhecida de substrato (efluente do UASB

com sua DQO residual). A DQO degradada no interior do reator é determinada por meio

da medida do volume de metano produzido.

No ensaio de biodegrabilidade anaeróbia, segundo Colleran e Perden (2002), o principal

problema que se coloca é o de garantir a padronização das condições do teste, de maneira

tal que permita a comparação de resultados entre testes distintos. Neste aspecto, os mesmos

autores ressaltam quatro fatores principais, sendo que o primeiro é o relativo a quantidade

de biomassa, que pode ser controlada, indiretamente, pela determinação do teor de sólidos

suspensos voláteis. O segundo problema é de difícil controle, pois se refere a “qualidade”

da biomassa, ou seja, sua composição em termos de microorganismos e a proporção de

microorganismos mortos ou inviáveis no inóculo e que o ensaio de sólidos não distingue.

O terceiro problema apontado se refere a presença de compostos (orgânicos e inorgânicos)

com potencial de toxicidade em relação a alguns grupos de arqueobactérias metanogênicas.

O quarto aspecto é quanto a duração do teste, que deve ser tal a contemplar a avaliação da

capacidade integral de degradação da via anaeróbia.

Colleran e Pender (2002), concluem que o teste de degradabilidade anaeróbia é um

instrumento válido e importante, mas cuja análise e utilização dos resultados devem

acontecer com o conhecimento de suas limitações.

Em condições normais de pressão e temperatura, 22,4 litros de metano produzido

correspondem a 64 gramas de DQO removida. Esta relação permite estimar a fração de

matéria orgânica convertida em metano (Chernicharo et al., 1999).

O ensaio de degrabilidade anaeróbia tem como resultado o volume de metano acumulado,

produzido ao longo do tempo de observação, como ilustrado na Figura 3.12.

Figura 3.12-Curva do ensaio de degrabilidade anaeróbia – adaptado de Andrade e Méndez

(2002)

Andrade e Méndez (2002) distinguem os seguintes períodos de tempo, ao longo do teste de

biodegradabilidade:

- T1 : tempo de latência, correspondente ao tempo necessário para obter-se a degradação

de 10% do substrato utilizado no ensaio;

- T2 : tempo correspondente a remoção da parcela da DQO rapidamente degradável;

- Tf : tempo necessário para a máxima degradação conseguida pela via anaeróbia;

- To : tempo final de observação, definida como sendo igual a 1,5Tf

A biodegrabilidade anaeróbia é definida por :

Biodegrabilidade anaeróbia (%) = 100 (CE/CT) onde

CE = volume de metano produzido experimentalmente (ml)

CT = volume teórico de metano (ml)

4 - MATERIAIS E MÉTODOS

Para a realização dos estudos propostos, optou-se pela construção de uma unidade UASB

piloto com o objetivo de se ter um melhor controle sobre as variáveis envolvidas no

processo de tratamento anaeróbio.

O trabalho desenvolvido envolveu as seguintes atividades: a montagem do UASB piloto; o

estudo do comportamento hidrodinâmico do mesmo; a investigação do processo de

tratamento na fase de “partida” e pós-partida, por meio do levantamento de dados e

parâmetros característicos; a investigação acerca da biodegrabilidade do efluente do UASB

e o balanço de massa de DQO.

Na Tabela 4.1 são apresentados os períodos de tempo e as correspondentes investigações

efetivadas no UASB, que produziram a base de dados do presente estudo.

Tabela 4.1 – Tipos de levantamentos de dados e períodos correspondentes

PERÍODOS/DATAS INVESTIGAÇÃO EFETIVADA

30/05/2004 Estudo do comportamento hidrodinâmico do UASB

1º teste com traçador colorimétrico

10/06/2004 Estudo do comportamento hidrodinâmico do UASB

2º teste com traçador inerte

29/06/2004 a 02/07/2004

Procedimentos preliminares da partida – inoculação do UASB

02/07/2004 a 07/08/2004

Monitoramento da Partida do UASB

08/08/2004 a 22/10/2004

Monitoramento do período pós-partida

A seguir são apresentados os materiais e métodos empregados em cada atividade descrita.

4.1 - A INSTALAÇAO PILOTO E SEUS COMPONENTES ANEXOS

4.1.1 - Esquema Geral da Instalação Piloto

A unidade UASB piloto foi instalada na Estação de Tratamento de Esgoto Brasília Norte,

ETEB-Norte, localizando-se em área próxima aos decantadores primários, tirando proveito

dos desníveis de terreno existente.

Os componentes da instalação piloto compreendem:

- bomba submersível de 1/2 cv;

- linha de recalque (diâmetro de ¾” em polipropileno) de cerca de 90 metros de

extensão;

- dispositivo de controle de vazão de entrada de esgoto no UASB;

- mangueira (diâmetro de ¾”) de alimentação do UASB, ligando-se o dispositivo de

controle de vazão e o UASB;

- tubulação (PVC 75 mm) de retorno do esgoto excedente, ligando-se ao dispositivo

de controle de vazão e o canal de entrada dos decantadores da ETEB-NORTE;

- reator UASB piloto;

- dispositivo de medição do gás produzido no reator UASB;

- mangueira (diâmetro ¾”) de saída do efluente, de cerca de 12 metros até o

hidrômetro;

- hidrômetro no ponto final do efluente.

Nas Figuras 4.1 e 4.2, são apresentados o croqui de localização e uma vista geral da

instalação piloto montada para a pesquisa.

UASB

DESARENADOR

DECANTADOR

DISPOSITIVO DE

CONTROLE DE

VAZÃO

MEDIDOR DE GÁS

HIDRÔMETRO

REATORES

BOMBA

Figura 4.1-Esquema geral da instalação piloto

Figura 4.2-Vista geral da instalação piloto

Como pode ser observado nas Figuras 4.1 e 4.2, a instalação inicia-se com uma bomba

submersa de 1 ½ cv instalada dentro do canal de esgoto efluente do tratamento preliminar

(grades e desarenador) que se liga aos decantadores primários da ETEB-NORTE.

A partir da bomba, foi instalada tubulação de recalque em mangueira de polietileno de alta

densidade de ¾” de diâmetro, com extensão de cerca de 90 metros, até o topo do talude

que existe ao lado dos decantadores primários da ETEB-NORTE, que tem um desnível de

cerca de 5 metros acima dos decantadores. Nesta tubulação de recalque foi instalado

Dispositivo de

controle de vazão

de entrada no

UASB

Tubulação de

alimentação do

UASB

Tubulação de

saída do

efluente

Dispositivo de

medição de gás

Tubulação de

retorno de esgoto

excedente

registro de esfera no início e registro de gaveta no final para possibilitar a manutenção da

bomba e da linha de recalque.

No topo do talude, onde se liga a linha de recalque, foi instalado um dispositivo de controle

de vazão, que encaminha a vazão regularizada para a tubulação (mangueira ¾”) que se

conecta ao reator UASB piloto. Uma segunda saída encaminha a vazão excedente para

tubulação de 75 mm de diâmetro e extensão de 18 metros, retornando-a para o canal da

ETEB-NORTE.

O reator UASB, de 4,10 metros de altura e seção de 0,44 m x 0,44 m, conta com registros

na parede lateral, distribuídos ao longo de sua altura, para coletar amostras de lodo, e duas

saídas na parede oposta, destinada ao descarte de lodo.

Na parte superior do UASB, conectada por meio de mangueira de ¼” ao compartimento de

coleta de gases , foi instalado dispositivo de medição de gás e, lateralmente, possui saída

do efluente por meio de mangueira de ¾”, que encaminha o efluente até a borda do

decantador primário da ETEB-NORTE, conectando-se a um hidrômetro, que na sua saída

conta com mangueira de ½”, que direciona o efluente até ao canal do decantador.

4.1.2 - O reator UASB estudado

O reator UASB é o elemento central do estudo e, neste item, será descrito o seu

dimensionamento, com os parâmetros de projeto utilizados, bem como, detalhes acerca da

sua montagem e configuração final.

4.1.2.1-Dimensionamento do reator UASB

O reator UASB foi dimensionado segundo orientações de Chernicharo et al. (1999) e van

Haandel e Letinga (1994), tendo como diretriz básica trabalhar com um tempo de detenção

(TDH) de 8 horas e vazão de entrada de esgoto, constante , de 2,25 m

/dia.

Q = 2,25 m

/dia TDH = 8horas = 8/24 dias

Desta forma, o volume do reator é:

V = TDH . Q = 2,25 (8/24) = 0,75 m

Adotando a altura H= 4,00 m, temos que a seção do reator é de:

A= V/H = 2,25/4,0 = 0,1875 m

Como um dos objetivos é visualizar a formação da manta de lodo no interior do reator,

adotou-se uma seção quadrada para o mesmo, de maneira a possibilitar a colocação de

duas paredes opostas de vidro.

Então, o lado da seção quadrada é :

L = ( A )

= ( 0,1875 )

= 0,44 m

Nestas condições, a velocidade superficial pode ser determinada como :

v = Q/A = (2,25 /24 ) ? 0,1875 = 0,5 m/h, que está dentro da faixa de recomendada de

0,5m/h - 0,7 m/h.

Quanto aos números de distribuidores na entrada do reator, Letinga e Hulshoff Pol (1995),

citado por Chernicharo et al. (1999), indicaram parâmetros de área de influência de cada

distribuidor conforme a Tabela 4.2.

Sendo que o número de distribuidores fica determinado pela relação :

Nd = A/ A

Tomando o valor mais desfavorável da Tabela 4.1, A

= 0,50 m

, o número de

distribuidores fica:

Nd = (0,875/0,5) <1

Tabela 4.2 - Área de influência dos distribuidores- Lettinga e Hulshoff Pol (1995)

Tipo de lodo Carga orgânica aplicada

(KgDQO/m

.d)

Área de influência de caa

distribuidor (m

) A

Denso e floculento

(concentração > 40 KgSST/m

)

<1,0

1,0 – 2,0

>2,0

0,5 - 1,0

1,0 – 2,0

2,0 – 3,0

Medianamente denso e floculento

(concentração 20-40KgSST/m

)

< 1,0 – 2,0

>3,0

1,0 – 2,0

2,0 – 5,0

Granular <2,0

2,0 – 4,0

>4,0

0,5 - 1,0

0,5 – 2,0

> 2,0

Adotou-se, também, um dispositivo convencional de separação de fases com 1,23 m de

altura as dimensões mostradas na Figura 4.3:

Figura 4.3 – Detalhe do separador de fases do UASB

A velocidade na abertura do compartimento de decantação (V’) é

V’ = Q/(1,36 . 0,04) = 1, 72 m/h

V’ < 2,0 m/h, conforme recomenda Chernicharo et al. (1999)

0,34 m

0,05m

0,28m

0,95 m

0,10

O volume do compartimento de decantação é :

dec

= (1,23 x 0,44x 0,44) – 0,28.(0,10x0,10)-[(0,10x0,10) + (0,34x0,34)]/2

dec

= 0,175668 m

E o tempo de detenção no compartimento de decantação é:

TDH

dec

= D

dec

/ Q = 1,87 h

TDH

dec

está dentro da faixa recomendada de 1,5h – 2,0 h

A taxa de liberação de gás :

gas

= Q

gas

/Ai onde

gas

= vazão de gás prevista e Ai = área de interface líquido/ar no coletor de gás

A estimativa de Q

gás

= 0,313 m

/dia

Portanto T

gas

= (0,313/24) / (0,1x0,10) = 1,3 m

Valor este que está dentro da faixa indicada de 1,0 m

h – 5,0 m

4.1.2.2-Montagem do reator UASB

O projeto e a montagem do reator UASB foi efetivada de acordo com o dimensionamento

apresentado no item anterior.

Optou-se por construir o reator em estrutura metálica, composto de 4 cantoneiras de

2”x1/4” e chapas de ferro 14 em duas paredes opostas da seção. As outras duas paredes

laterais são constituídas de vidro temperado de 12mm, assentados sobre cantoneira laterais

e presos por uma moldura de ferro chato de ¼”, fixada por meio de parafusos na

cantoneira.

O trabalho de confecção e montagem do UASB foi realizado pela equipe de serralheria da

Estação de Tratamento de Esgoto Brasilia Sul. Na Figura 4.4 é mostrada uma etapa da

montagem do UASB.

Figura 4.4: Etapa de montagem do reator UASB

No sistema de fixação do vidro foi utilizado silicone e fita de borracha entre os vidro e a

cantoneira ou moldura de chapa lisa, fixando-se na cantoneira por meio de 6 parafusos em

cada lado. Posteriormente, houve a necessidade de reforçar a fixação do vidro com

braçadeiras de caibros de madeira para estancar vazamentos decorrentes da alta pressão da

coluna d’água (4,0 m).

Em uma das faces de chapa metálica, foram instalados 6 coletores de amostra de lodo

confeccionados com flange, registro de esfera e joelho de diâmetro de ¾”, com as

seguintes espaçamentos, a partir do fundo do reator: 0,16m, 0,41m, 0,81m, 1,21m, 1,84m e

2,47 m . Na mesma face, a 0,10 m do fundo do reator, instalou-se a tubulação de entrada de

esgoto, composta de flange e registro de esfera de ½”, na qual se conecta a mangueira de

¾” proveniente do dispositivo de controle de vazão.

Na face oposta, foram instaladas duas descargas de lodos, compostas de flange, registro de

esfera e joelho de ¾” localizados , a partir do fundo do reator a: 0,15m e 0,81m.

No topo do reator, junto às bordas laterais, instalou-se o coletor de efluente, composto de

secção quadrada de 0,05m e uma saída lateral composta de flange e mangueira de ¾”.

Conta, também com retentor de escuma com altura submersa de 0,15 m.

Junto ao topo do coletor de gás do UASB, instalou-se uma campânula removível com saída

para mangueira de ¼” que se conecta ao dispositivo de medição de gás.

Na Figura 4.5 é apresentado um esquema do UASB montado para o experimento.

30 cm

10cm

6cm

25cm

40cm

63cm

128cm

44cm

63cm

15cm

30cm

95cm

40cm

10cm

saída

entrada

Coletores de

amostras

Figura 4.5 – Esquema de montagem do UASB

4.1.3 – Dispositivo de controle da vazão de entrada do UASB

O reator UASB operou com vazão constante de 2,25 m

/dia, tendo em vista o interesse de

ter controle sobre alguns parâmetros. Desta forma, adotou-se um dispositivo de

regularização de vazão, tendo em vista que a bomba disponível não garante a regularização

da vazão desejada.

O dispositivo de regularização de vazão é composto de uma caixa de dimensões 0,60m x

0,32m x 0,15m, contendo compartimentos internos. No compartimento de entrada, a

configuração do mesmo foi planejada para que o fluxo turbulento de entrada seja freado

por um anteparo. A saída para o compartimento seguinte se faz por meio de uma passagem

afogada, diminuindo a turbulência. O segundo compartimento, tem como objetivo, além de

contribuir para o amortecimento de alguma possível turbulência ainda existente, distribuir

o esgoto de forma uniforme no terceiro compartimento, por meio de uma saída, também

afogada.

O terceiro compartimento é maior, onde existem dois vertedores retangulares em duas

paredes opostas, com comportas reguláveis com comprimento de 0,21m e 0,06m. No

vertedor menor verte o esgoto para a tubulação de entrada no UASB e no vertedor maior

verte o esgoto excedente para a tubulação de retorno, que o encaminha ao canal da ETEB-

NORTE.

A bomba proporciona uma vazão com magnitude 5 vezes maior do que a desejada

(2,25m

/dia) e a calibração da vazão desejada no vertedor menor é realizada por meio da

regulagem das comporta dos vertedores, com verificação volumétrica.

Inicialmente, a proposta era de que o vertedor menor fosse triangular, de maneira a

possibilitar a medição de vazão. Porém, devido a baixa vazão (com pequeno valor de

lâmina no vertedor), obstruções por material flutuante presentes no esgoto eram freqüentes.

Portanto, optou-se por alterar o formato do vertedor, passando para retangular, conforme

descrito.

Nas Figuras 4.6 e 4.7 são mostrados o esquema e a foto do dispositivo de regularização de

vazão.

Figura 4.6-Esquema de montagem do dispositivo de regularização de vazão

Figura 4.7-Vista superior e lateral do dispositivo de regularização de vazão

De outro lado, apesar da calibração e checagem volumétrica sistemática da vazão, optou-se

pela instalação de um hidrômetro na tubulação de saída do efluente para verificação do

volume de esgoto tratado diariamente (2,25m

/dia)

Precedendo o hidrômetro, foi instalado recipiente contendo peneira fina, através da qual o

efluente passava e, após, era encaminhado ao hidrômetro. Este procedimento tinha a

função de evitar a passagem de possíveis sólidos suspensos (flocos ou material inerte) que

comprometessem o funcionamento do mecanismo do hidrômetro.

retorno

entrada

Vazão adequada ao reator

Utilizou-se um hidrômetro Schlumberger, de 1,5 m

/h, conforme mostra a Figura 4.7

Figura 4.8-Instalação de hidrômetro para medição do efluente do UASB

4.1.4-Dispositivo de Medição de Gás Produzido pelo UASB

O gás produzido no reator UASB foi objeto de medição, tendo em vista o seu interesse no

balanço de massa de DQO .

A produção diária de gás esperada pode ser estimada como :

-DQO afluente = 700 mg/L

-DQOefluente = 210 mg/L (estimando a eficiência em 70%)

-Na condições padrões de temperatura e pressão, temos que para cada grama de DQO

degradada, corresponde a 350 ml de CH

produzido (Chernicharo et al.,1999), portanto:

CH4

= (Volume esgoto L/dia) x (DQOdegradada/1000) x (0,350)/

CH4

= (2250 x [(700-210)/1000]) x 0,350

CH4

= 385 L/dia

A partir desta estimativa de produção diária de gás, que é de uma magnitude considerável,

optou-se pela instalação de um medidor de gás.

Após pesquisa e consulta a fabricantes, optou-se pela adoção do medidor de gás LAO G1,

destinado a medição de gás GLP em condomínios. Apesar do biogás produzido pelo UASB

conter elementos corrosivos ao mecanismo do medidor, o fabricante avaliou que não

ocorreriam problemas no período da pesquisa, bem como, informou que o mesmo

equipamento tem sido utilizado em experimentos similares medindo biogás.

Na Figura 4.9 é mostrado o medidor de gás utilizado no experimento.

Figura 4.9: Medidor de gás LAO G1

O medidor de gás foi acoplado em recipiente plástico com tampa, para proteção, e fixado

no quarto lance de andaimes próximo ao topo do reator UASB, conforme é mostrado na

Figura 4.10.

Figura 4.10: Instalação do medidor de gás

4.2 - ESTUDO DO COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO DO REATOR UASB

Como parte dos procedimentos iniciais do experimento, realizou-se verificação do

comportamento hidrodinâmico do reator UASB piloto montado, para identificar possíveis

problemas ou fatores externos que deverão ser levados em consideração no experimento

proposto.

Dantas et al. (2000) ressalta que todos os processos biológicos de tratamento de esgoto

ocorrem num reator e, portanto, num volume definido por limites físicos específicos, sendo

de extrema importância o seu conhecimento hidrodinâmico, a fim de estabelecer os

regimes de fluxos (tempo de permanência real) e detectar a presença de anomalias do fluxo

no aparato do processo (detecção de zonas mortas, canais preferenciais, curto-cicuitos, etc)

que reduzem a eficiência do reator.

O conhecimento do comportamento hidrodinâmico do reator contribuirá para identificação

das origens de possíveis problemas (construtivos ou operacionais), permitindo a definição

de ações para a correção/minimização dos mesmos.

Os traçadores disponíveis são de mais variados tipos (colorimétrico, radioativos,

condutivimétricos, etc), dependente do objetivo a ser investigado. No caso presente, do

reator UASB, lançou-se mão de dois tipos de traçadores com objetivos distintos, descritos

a seguir.

No primeiro teste utilizou-se um traçador colorimétrico, o azul de metileno, que permitiu a

observação visual e o registro fotográfico da evolução do fluxo no interior do reator (que

conta com paredes de vidro) ao longo do período teórico de detenção hidráulica.

No UASB, um dos fatores importantes é a garantia de um bom grau de mistura na base

(entrada), proporcionando o intenso contato do esgoto com a biomassa (leito/manta de

lodo), desta forma, este aspecto foi observado com o traçador colorimétrico, além da

identificação de possíveis curto-cicuitos ou caminhos preferenciais.

No segundo teste utilizou-se uma substância inerte, no caso o cloreto de sódio, numa

quantidade adequada, que foi misturada ao volume de água no reator e avaliou-se o perfil

de concentração deste traçador na saída do mesmo, como indica van Haandel e Lettinga

(1994). Para tanto, mediu-se a concentração do sal na solução efluente do reator, em

intervalos regulares a partir da mistura do sal.

Neste teste utilizou-se 7,0 kg de sal de cozinha dissolvidos no volume de água do reator

(0,75 m

) e a medida da concentração do sal foi realizada de forma indireta, por meio da

medida da condutividade elétrica da solução efluente, por meio do condutímetro Schott

LF1 , que mede a condutividade elétrica e a temperatura.

Para efetivar a correlação entre a condutividade e a concentração do sal utilizado, foi

determinada a curva condutividade versus concentração de sal por meio da medição da

condutividade para diversos valores de concentração de sal conhecidos. Na Figura 4.11 é

apresentada a curva que mostra a correlação destes dois parâmetros para o sal de cozinha,

utilizado no teste.

Sal cisne

y = 14,007x + 12,431

= 0,9912

100

200

300

400

500

600

700

800

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

concentração (g/L)

condutividade (µS/cm)

Figura 4.11-Curva concentração x condutividade elétrica para o sal utilizado

Neste segundo teste, o objetivo foi o de terminar a distribuição do tempo de permanência,

que possibilitará a avaliação do grau de mistura no reator e a fração do volume morto no

mesmo.

Na Figura 4.12 é apresentado um esquema mostrando o perfil teórico de um traçador num

reator de fluxo em pistão e de mistura completa. No caso real do UASB, o comportamento

hidrodinâmico se situará entre estes dois extremos.

Fluxo em pistão Mistura completa

Figura 4.12- Perfil teórico de traçador em função do tempo

C (mg/l)

O tempo médio de permanência, segundo van Haandel e Lettinga (1994) é definido como o

período necessário para que metade de uma massa de traçador adicionada seja recuperada

no efluente.

4.3-INVESTIGAÇÃO DO PROCESSO DE TRATAMENTO NO UASB PILOTO

A investigação do processo de tratamento do reator UASB se deu por meio do

monitoramento (levantamento de dados) da fase inicial de partida do reator e da fase

posterior, estacionária. No presente item, descreve-se os dados levantados e a metodologia

de obtenção dos mesmos, bem como, o monitoramento da fase de partida e estacionária do

reator.

4.3.1-Dados componentes do monitoramento do UASB

A seguir, descreve-se o conjunto de parâmetros e ensaios componentes do monitoramento

do processo de tratamento de esgoto no UASB, sendo que os ensaios foram realizados de

acordo com as recomendações do Standart Methods (APHA et al.,1995) e foram realizados

no laboratório da ETEB-NORTE.

Metano produzido

O biogás produzido no processo de tratamento do UASB era medido automaticamente pelo

medidor de gás LAO G1, integrante da instalação piloto e que foi instalado no dia

30/07/2004. A leitura do volume acumulado de biogás medido foi realizada diariamente,

sempre as 8 horas.

A avaliação da quantidade de metano presente no biogás foi realizada por meio de ensaio

indicado por van Haandell e Letinga (1994), que consistia em fazer um volume conhecido

de biogás atravessar uma solução alcalina (NaOH – 5%), sendo que o volume de metano

resultante era medido por deslocamento do líquido, conforme esquema apresentado na

Figura 4.13.

Figura 4.13- Ensaio para determinação do volume de metano presente no biogás

Um volume conhecido de biogás é injetado em uma mangueira fina, conectada à tampa de

uma garrafa com solução alcalina (NAOH-5%) (garrafa com tampa para baixo) fazendo

com que o biogás atravesse a solução onde o CO

é retirado e o metano sobe na fase

gasosa, expulsando o volume equivalente de solução, determinando-se o volume de

metano presente no biogás

Vazão:

Foi adotada vazão constante durante todo o experimento, sendo que esta vazão era

controlada/monitorada por meio de verificação volumétrica contando com uma proveta de

2000 ml, de maneira sistemática durante o dia, adotando-se medidas corretivas, quando

necessárias, geralmente relacionadas a retirada de material flutuante depositado no

vertedor do dispositivo de controle da vazão de entrada do UASB. Adicionalmente,

utilizou-se um hidrômetro na mangueira de saída do efluente do reator UASB com o

objetivo de verificar o volume diário de esgoto tratado.

Produção de material flutuante no topo do reator

Solução de

NaOH a

Volume

conhecido

de biogás

Procedeu-se a medição diária, sempre as 8 horas, de volume e peso do material flutuante

no topo do reator UASB, recolhido com escumadeira que, posteriormente, era descartado.

Temperatura

A temperatura era obtida diretamente no reator, por meio do condutímetro portátil Schott

Handlab LF, que também mede a temperatura. A medida era tomada na lâmina de esgoto

do topo do reator UASB.

O pH era medido imediatamente após a coleta da amostra (entre 14 e 15 horas), no

equipamento pHmetro modelo 310 da Jundilab .

DQO e DQO filtrada

Os ensaios de demanda química de oxigênio total e filtrada foram realizadas

preferencialmente no mesmo dia da coleta das amostras ou acidificadas e preservadas sob

refrigeração à temperatura de 4

C dentro de período de até 7 dias até o ensaio. Utilizou-se

filtro à vácuo, oxidação com dicromato (refluxo fechado), espectrofotômetro (Hach). As

coletas de amostras (simples) eram realizadas no período entre 14 h e 15 h.

DBO e DBO filtrada

Os ensaios de demanda biológica de oxigênio foram realizadas até 24 horas após a coleta,

sendo que as amostras foram preservadas sob refrigeração à temperatura de 4

C. Foi

utilizado o Método das diluições. As coletas das amostras (simples) eram realizadas no

período entre 14 h e 15 h.

Alcalinidade, Ácidos voláteis

Para a alcalinidade (parcial e intermediária) e ácidos voláteis foi utilizado o método KAPP

e os ensaios foram realizados até 24 horas após a coleta.

Nitrogênio

No presente estudo o interesse foi o nitrogênio Kjeldhal total. Preferencialmente, o ensaio

era realizado imediatamente após a coleta da amostra ou estas eram acidificadas e

preservadas sob refrigeração até o prazo de 3 dias. As coletas de amostras eram realizadas

no período de entre 14 h e 15 h.

Sólidos

Os ensaios de sólidos suspensos, sólidos totais, sólidos voláteis totais e sólidos

sedimentáveis foram realizadas com amostras preservadas sob refrigeração à 4

C, no

prazo de até 7 dias. As coletas de amostras eram realizadas no período de entre 14 h e 15 h.

4.3.2-Partida e estabilização do UASB

A partida do reator UASB piloto foi realizada no dia 29/06/04 utilizando lodo de inóculo

da Estação de Tratamento de Esgoto Brasília Norte, que contém um digestor como parte

integrante do seu processo de tratamento.

O procedimento de partida de um reator anaeróbio corresponde a um período transiente

inicial, marcado por instabilidades operacionais onde se processa a adaptação da biomassa

com o esgoto, até o alcance das condições de equilíbrio do sistema (condições

estacionárias).

O volume teórico necessário de lodo de inóculo a ser utilizado na partida é função da carga

biológica, ou seja, a relação da carga orgânica e a biomassa. Neste caso, estimou-se este

volume :

-carga orgânica aplicada (Lo):

Lo = Vazão x DQO = 2,25 m

/d x 0,600kgDQO/m

=1,35 KgDQO/d

-Massa de inóculo necessária :

Mi = Carga orgânica aplicada/carga orgânica admissível

adotando carga orgânica admissível = 0,15 temos

Mi = 1,35 / 0,15 = 9,0 kgSVT

-Volume inóculo necessário:

Vi = Mi /(densidade lodo x concentração lodo)

Concentração de sólidos voláteis totais =15 kg/m

Vi = 9,0/15 = 0,60 m

de lodo inoculo

Como o volume do reator é de 0,75 m

, constatou-se que o volume de lodo de inóculo, de

0,60 m

, era muito alto para a instalação piloto, representando 80% de seu volume.

Avaliou-se que seria conveniente utilizar um volume de lodo de inóculo de, no máximo,

30% do volume do reator e adotou-se um volume de 0,225 m

de inoculo.

Na operação da partida foram, em grande medida, efetuados os procedimentos indicados

por Chernicharo et al. (1999):

- transferiu-se o lodo de inóculo para o reator;

- deixou-se em repouso por um período de 24 horas para a sua adaptação a temperatura

ambiente;

- alimentou-se o reator com esgoto até atingir a 3/4 do seu volume útil;

- deixou-se em repouso por 24 horas e, após, coletou-se amostra do sobrenadante e

realizou-se análises dos parâmetros: pH, temperatura e ácido voláteis, verificando se

estavam dentro dos valores aceitáveis: pH entre 6,8 e 7,4 e AVT < 200 mg/l;

- deixou-se em repouso por mais 24 horas e procedeu-se novos exames;

- preencheu-se o reator com esgoto ;

- deixou-se repousar por mais 24 horas e procedeu-se os exames indicados;

- iniciou-se a aplicação de metade da vazão de projeto por 4 semanas até observar-se a

estabilidade do processo.

Nesta fase de partida, segundo Bezerra et al .(1999), o reator UASB funciona inicialmente

como um decantador, removendo a matéria orgânica por processos físicos de sedimentação

e somente iniciando mais ativamente o processo biológico, após estabelecidas

adequadamente as populações bacterianas para a digestão anaeróbia. Durante este período

a remoção da DQO deve ser baixa, crescendo progressivamente até próximo ao valor

teórico esperado de 76%. Segundo Chernicharo (1997), uma partida efetuada com inóculo

de lodo, bem sucedida, reduz o período de tempo necessário à estabilização, situando-se

em torno de 4 semanas.

Neste período de 4 semanas instalou-se rotina de monitoramento indicada na Tabela 4.3

que foram realizados de acordo com o que prescreve o Standart Methods (APHA et

al.,1995), conforme já descrito.

Tabela 4.3 - Rotina de monitoramento durante a partida do UASB

FREQUÊNCIA DE AMOSTRAGEM

PARÂMETRO AFLUENTE REATOR EFLUENTE

Biogás - Diária -

Temperatura Diária Diária -

pH Diária Diária -

Alcalinidade bicarbonato 1 x semana - 1 x por semana

Ácido voláteis 1 x na semana - 1 x na semana

Sólidos sedimentáveis 1 x por semana - 1 x por semana

Sólidos suspensos 1 x por semana - 1 x por semana

Sólidos totais 1 x na semana 1 x na semana 1 x na semana

Sólidos voláteis totais 1 x na semana 1 x na semana 1 x na semana

DQO total 1 x na semana - 1 x na semana

DQO filtrada 1 x na semana - 1 x na semana

DBO 1 x na semana - 1 x na semana

DBO filtrada 1 x na semana - 1 x na semana

NTK quinzenal - quinzenal

4.3.3-Monitoramento da fase estacionária do UASB

Tendo em vista os objetivos de realizar o balanço de DQO, o acompanhamento das

condições operacionais e a determinação de parâmetros cinéticos, foram realizadas análises

laboratoriais levantando vários parâmetros, indicados na Tabela 4.4, que seguiram as

especificações do Standard Methods (APHA et al.,1995), com exceção do AGV, que será

adotado o método Kapp conforme descrição de Cavalcanti e van Haandel (2000).

No caso do lodo do reator, as amostras foram coletadas nos seis pontos de amostragem e

foram importantes para quantificação do lodo no interior do reator e determinar a taxa de

produção de lodo, que contribuiu para a definição do período e freqüência de descarte de

lodo (idade do lodo).

Tabela 4.4 - Rotina de monitoramento do UASB

FREQUÊNCIA DE AMOSTRAGEM

PARÂMETRO AFLUENTE REATOR EFLUENTE

Temperatura Diária Diária -

PH Diária Diária -

Alcalinidade bicarbonato Diária Diária Diária

Ácido voláteis - 3 x na semana 3 x na semana

Sólidos sedimentáveis 3 x na semana 3 x na semana 3 x na semana

Sólidos suspensos 3 x na semana 3 x na semana 3 x na semana

Sólidos totais 3 x na semana 3 x na semana 3 x na semana

Sólidos voláteis totais 3 x na semana 3 x na semana 3 x na semana

DQO total 3 x na semana - 3 x na semana

DQO filtrada 1 x na semana - 1 x na semana

DBO 1 x na semana - 1 x na semana

DBO filtrada 1 x na semana - 1 x na semana

NTK Quinzenal - quinzenal

Este levantamento de dados teve o objetivo de :

- monitorar o processo de tratamento do UASB, determinando as condições ótimas de

sua operação e;

- obtenção de dados, que foram submetidos a tratamento estatístico para possibilitar o

estudo dos parâmetros cinéticos envolvidos no processo, notadamente a produção de

lodo.

Análise do lodo descartado

Como componente do balanço de massa, o lodo descartado foi quantificado (volume) e

realizadas análises de sólidos totais e sólidos voláteis totais.

Medição do gás produzido

O dispositivo de medição de gás produzido possibilitou a leitura diária do volume de gás

produzido. A produção de CH

será correlacionado a sua correspondente DQO digerida,

no balanço de DQO.

Quantificação de material flutuante no topo do reator

Diariamente, foi realizada a quantificação de material flutuante presente no topo do reator.

4.4-AVALIAÇÃO DA BIODEGRABILIDADE DO EFLUENTE DO UASB PILOTO

Existem várias alternativas de pós-tratamento de reatores UASB que envolvem tratamento

biológico tanto aeróbios como anaeróbios. Dependendo das condições locais e dos

objetivos específicos de cada situação, um ou outro tipo é mais adequado. Neste sentido,

realizou-se a avaliação da biodegrabilidade aeróbia e anaeróbia do efluente do UASB

piloto do presente experimento, que passamos a descrever nos itens seguintes.

4.4.1-Biodegrabilidade aeróbia

Um componente importante do estudo é a avaliação da biodegradabilidade aeróbia do

efluente do UASB, que busca, além de caracterizar o efluente, objetiva estimar a

potencialidade da adoção de sistemas aeróbios de pós-tratamento. Esta avaliação da

biodegrabilidade aeróbia foi realizada por meio de análises respirométricas do efluente.

A análise respirométrica, utilizando lodo aeróbio (de retorno do sistema lodos ativados) da

própria Estação de Tratamento de Esgoto Norte, foi realizada para sete amostras do

efluente do UASB (dias 17/09, 01/10, 06/10, 11/10, 18/10, 04/11 e 06/11), determinando

as taxas de consumo de oxigênio dissolvido. Este conjunto de dados foram comparados

com o correspondente anaeróbio, com o objetivo de comparar o potencial de

biodegrabilidade. Nas Figuras 4.14 e 4.15 apresentam-se o desenho esquemático da

montagem dos equipamentos para a respirometria e o registro fotográfico de um dos

ensaios.

Figura 4.14-Desenho esquemático da montagem dos equipamentos para respirometria

(Ferreira, 2002)

Figura 4.15-Registro do ensaio de respirometria

4.4.2-Biodegrabilidade anaeróbia

O efluente do UASB apresenta uma carga orgânica residual, a ser tratada em uma etapa

posterior, que tem como causas a própria limitação do processo anaeróbio nas condições

estabelecidas para o processo de tratamento (pH, temperatura, TDH, etc) e/ou as falhas de

duas natureza, as de concepção (separador de fase ineficiente, taxas de aplicação elevadas,

etc) ou operacionais (estratégia equivocada de descarte de lodo, etc).

De qualquer maneira, esta DQO residual deverá ser objeto de tratamento complementar

posterior e a avaliação da biodegrabilidade desta parcela do efluente do UASB é

importante para avaliar a eficiência do próprio reator, bem como, dar indicações das

potencialidades da adoção de sistemas anaeróbios de pós-tratamento.

Utilizou-se a metodologia indicada por Haandel e Lettinga (1994), complementada por

orientações de Chernicharo et al.(1999) e adaptações de ordem prática, indicadas na

descrição dos passos do procedimento do ensaio. Basicamente, o ensaio da

biodegrabilidade anaeróbia consiste na simulação das condições de um reator anaeróbio,

por meio de uma garrafa com lodo anaeróbio onde se adiciona o efluente do UASB. No

processo de digestão anaeróbia que se estabelece no interior da garrafa (reator) é produzido

metano e outros gases (biogás), sendo que o metano tem uma correspondência com a DQO

degradada. Este biogás é encaminhado a uma segunda garrafa, com a tampa para baixo e

contendo solução alcalina, por meio de uma mangueira fina. O biogás, atravessando a

solução alcalina, o CO

ficará dissolvido e somente o metano será encaminhado para a

parte superior da garrafa, expulsando o volume correspondente de solução, que é objeto de

medição de volume por meio de uma proveta. Na Figura 4.16 é mostrado o esquema de

montagem do ensaio.

O volume de solução expulso da segunda garrafa representa o volume de metano

produzido ( no caso de utilizar uma solução com pH alto) e, por meio da equação 4.1, já

apresentada anteriormente, estima-se a concentração de DBO biodegradável

anaeróbicamente.

S = 2,86 x (VS/V

) = 2,86 x V

CH4

[PCH4 x 273/ (273 + t)]/ V

(4.1)

onde:

S= concentração da DQO digerida no reator

Vs= volume do metano produzido sob condições padrões

VCH4 = volume do metano produzido sob as condições do experimento

P = pressão do metano sob condições do experimento

t = temperatura (ºC)

= volume da amostra

Figura 4.16-Esquema de montagem do teste de biodegrabilidade anaeróbia

No presente estudo, montou-se um pequeno aparato para este ensaio para realizar,

simultaneamente, o teste com a amostra de efluente do UASB e o teste branco. Este

aparato era composto de dois suportes para as garrafas de 1 litro com solução alcalina

(com tampa para baixo) e duas garrafas de 2,5 litros para conter o lodo e o segundo

componente da mistura (efluente ou água, no teste em branco). As garrafas tinham rolha

de silicone e interligadas, a cada par, por meio de uma mangueira 3/16” com agulhas finas,

Gelco 22, sendo que nas garrafas de solução alcalina a agulha de entrada posicionava-se

na fase líquida. Nas garrafas com solução alcalina colocou-se uma segunda agulha mais

grossa, Gelco 14, conectada a uma mangueira que foi fixada com seu topo acima do nível

da solução, onde foi colocada a proveta de modo a receber o liquido expulso durante o

teste.

Garrafa I

Esgoto + lodo

anaeróbio

Garra

fa II

Solução

alcalina

Volume de

Solução

expulsa da

garrafa II

Metano antes

do teste

biogás

Procedeu-se os seguintes passos para execução dos ensaios:

- coletou-se 3,8 litros de lodo anaeróbio, colocou-se em cada uma das duas garrafas de

capacidade de 2,5 litros, 1,6 L de lodo e deixou-se em encubadora, a 20

C, para

aclimatação por 24 horas;

- duas horas antes do teste colocou-se as garrafas com solução de NaOH a 5% nos

suportes , na posição do ensaio (tampa para baixo) com o objetivo de que no período de

duas horas o equilíbrio entre o nível de solução na parte interna do frasco e na

mangueira se estabelecesse;

- procedeu-se a inserção de 0,500 l de efluente do UASB em uma das garrafas de 2,5

litros e 0,500 litros de água na segunda garrafa;

- tapou-se as garrafas e, por meio de um cano metálico fino que atravessava a rolha de

silicone até o fundo das garrafas com lodo, foi introduzido biogás coletado do UASB,

procurando saturar a mistura de lodo com biogás e expulsar o ar (O

) presente no “head

space” da garrafa;

- selava-se a entrada do cano metálico utilizado para introdução do biogás;

- verificava-se se não havia uma sobrepressão dentro das garrafas de lodo, introduzindo

as pontas das mangueiras (agulha) em recipiente com água;

- inseria-se a agulha das pontas das mangueiras de saída das garrafas com lodo nas

garrafas com solução alcalina correspondente;

- aguardava-se alguns minutos para que, novamente, o nível de solução nas mangueiras

de saída dos frascos com solução alcalina se equilibrassem e era marcado este nível

com fita adesiva;

- colocava-se o aparato na incubadora à temperatura de 20

C por 48 horas;

- ao longo das 48 horas era anotado os níveis de solução em cada proveta (amostra e

branco), até que este valor se estabilizasse (devendo-se computar também a parcela de

solução acima da marca de nível na mangueira).

Na Figura 4.17 é apresentado o registro fotográfico que ilustra este ensaio.

Figura 4.17 - Registro do ensaio de degrabilidade anaeróbia

A degradabilidade anaeróbia, segundo Baumann e Muller (1997) pode, também, ser

determinada pela seguinte relação:

-quantidade de moléculas de metano (mol):

CH4

=(DQO amostra)/(64 g/mol)

-Volume teórico de metano nas condições do teste:

CH4-teórico

= ( ?

CH4

x R x T ) / p (4.2)

Onde :

R=constante dos gases

T = Temperatura do gás

p = pressão atmosférica em laboratório

Desta forma a biodegrabilidade é expressa (em porcentagem) da seguinte forma:

Biodegrabilidade (%) = (V

CH4-teste

- V

CH4-branco

) / V

CH4teórico

(4.3)

Foi adotado 48 horas como o período de observação do ensaio de biodegrabilidade

anaeróbia. Este período de tempo foi definido em função de duas ponderações, a primeira

relativa ao objetivo da investigação, que é o de contribuir para a indicação de um pós

tratamento do UASB e, portanto, não teria sentido avaliar períodos muitos largos, pois

seriam incompatível com os processos anaeróbios posteriores.O segundo aspecto é o de

que, conforme colocado no item 3.8.2, a parcela de DQO rapidamente degradável (T1-T2)

deve ser curta, tendo em vista que o objeto da investigação (efluente do UASB) já passou

por um processo de tratamento. Desta maneira, avaliou-se que o período de 48 horas seria

adequado aos objetivos da investigação.

Foram realizados dezoito ensaios ao longo do período final do experimento, porém,

somente sete ensaios foram validados, que corresponderam aos dias: 17/09, 01/10, 11/10,

11/10, 18/10, 04/11 e 06/11.

4.5-BALANÇO DE MASSA DE DQO

Os dados relativos a DQO do afluente e efluente do UASB, do metano produzido e da

produção de lodo, de um dado período (definido por uma semana) sofreram tratamento

estatístico de modo a determinar os valores típicos médios e avaliar o balanço de massa,

em termos de DQO no período. Na Figura 4.18 é apresentado o desenho esquemático do

balanço de massa no reator.

Figura 4.18-Desenho esquemático do balanço de massa de DQO no reator

REATOR

DQO-afluente

DQOlodo

DQO-efluente

DQO

afluente

DQO

lodo

Para a determinação da componente de DQO relativa à massa de lodo, utilizou-se na sua

conversão, a relação indicada por Chernicharo (1997) de 1,14 kg DQO lodo/kg SST.

O balanço de DQO objetiva integrar os parâmetros investigados (cinéticos e outros), no

sentido da sua validação, bem como, auxiliar na compreensão processo de digestão

anaeróbia desenvolvido no interior do UASB

5-APRESENTAÇÃO E ANÁLISE DOS RESULTADOS

O presente experimento produziu uma gama de dados que permitiram a determinação de

vários parâmetros. A discussão desses resultados será realizada neste capítulo em seis

partes: verificação do comportamento hidrodinâmico do reator UASB; monitoramento da

fase de partida do reator; resultados do monitoramento da fase pós partida do UASB, o

balanço de massa de DQO no reator UASB piloto; avaliação da biodegrabilidade do

efluente do UASB piloto e monitoramento do material flutuante.

5.1- COMPORTAMENTO HIDRODINÂMICO DO REATOR UASB PILOTO

No mês de junho/2004 foram realizados os testes previstos com traçadores, cujo objetivo

era o de fazer inferências acerca do comportamento hidrodinâmico do reator UASB, de

modo a certificar-se de sua validade para o presente estudo.

Foram realizados dois testes com traçadores, o primeiro utilizando traçador colorimétrico

(azul de metileno) e o segundo utilizando material inerte, o cloreto de sódio.

No teste com cloreto de sódio, realizado conforme metodologia descrita no item 4.2,

adicionou-se 6,0 kg de sal de cozinha (cloreto de sódio comercial) ao volume de água no

reator. Nestas condições, a concentração estabelecida no início do ensaio é:

Csal (g/L) = 6.000 g sal / 750 L

Csal = 8,0 g/L

Esta maneira de fazer o ensaio, significa que o volume da solução do traçador fica sendo o

volume do próprio UASB, facilitando a operacionalização dos procedimentos de início do

teste. Assim as curvas teóricas da evolução do traçador em sistemas com regime de fluxo

pistão e mistura completa são os indicados na Figura 5.1.

Figura 5.1 – Comportamento teórico do traçador nas condições estabelecidas no teste

No ensaio realizado, os dados de concentração foram medidos de forma indireta, conforme

estabelecido no item 4.2, por meio da medida da condutividade elétrica do efluente. A

relação entre a condutividade e a concentração de sal foi determinada em laboratório como

sendo:

Cond = 14,989 x concentração (g/L) + 2,717

Os resultados do ensaio estão apresentados na Figura 5.2.

Figura 5.2 – Curva concentração de sal x tempo do ensaio de traçador

8, 0 g/L

TDH

8, 0 g/L

TDH

REATOR FLUXO PISTÃO

REATOR MISTURA COMPLETA

420 min = 7,0 h

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

0 500 1000 1500 2000

TEMPO (min)

CONCENTRAÇÃO DE SAL (g/L)

420 min = 7h

Observa-se na curva concentração de sal x tempo, do ensaio, que a mesma se configura

como uma combinação entre as características de um sistema fluxo pistão e de mistura

completa, conforme era esperado, preponderando a configuração de um sistema em

regime de mistura completa,

Observa-se, também, que o ponto em que 50% do traçador foi recuperado no efluente, se

deu no tempo de 420 minutos (7,0 horas). Segundo van Haandel e Lettinga (1994) este

período corresponde ao tempo real de permanência (TRP).

Do resultado, despreende-se que, quanto ao grau de mistura, o reator piloto configura-se

dentro dos padrões normais deste tipo de unidade e, em segundo lugar, que o tempo real de

permanência é 7 horas, indicando que o volume útil do reator é de :

Vútil = 7,0 x Q = 7,0 x ( 2,25/24) = 0,65625 m

Ou seja, constatou-se nas condições do ensaio, que existe um volume “morto” de :

Vmorto = 100 – (Vútil/Vreator)*100 = 12,5 %

Esta porcentagem de volume morto está dentro das expectativas, segundo van Haandel e

Lettinga (1994), indicando que o reator está bem projetado.

O ensaio com traçador colorimétrico, o azul de metileno, objetivou a observação visual do

fluxo do líquido no interior do reator. Injetou-se na tubulação de entrada do reator, 2,0

litros de solução de água com azul de metileno e registrou-se o fluxo do traçador ao longo

do período de detenção, por meio fotográfico e audio-visual.

No teste, foi observado que na base do reator a entrada da vazão proporciona um bom grau

de mistura e distribuição de fluxo bastante homogênea, como é desejável que aconteça

neste tipo de unidade, onde o esgoto deve ter um bom contato com a manta de lodo na

entrada.

Outro aspecto observado foi a evolução do fluxo ao longo da altura do reator, verificando-

se que este se processou de forma uniforme, não apresentando curto-cicuitos ou caminhos

preferenciais.

Na Figura 5.3, registrou-se um momento da evolução do fluxo do traçador colorimétrico,

onde se observa sua uniformidade, no caso, com o fluxo na altura do separador de fases.

Figura 5.3 – Registro do ensaio do traçador colorimétrico.

5.2-MONITORAMENTO DA FASE DE PARTIDA DO UASB

A fase de partida do UASB é definida como o tempo necessário para se obter uma

qualidade do efluente praticamente constante e uma massa de lodo que não varia nem

quantitativamente, nem qualitativamente com o tempo, segundo van Haandel e Letinga

(1994).

No presente estudo, convencionou-se que o período de partida, que é objeto de análise

específica, se situou do início da operação até o dia 06/08/2004, que indicou uma qualidade

do efluente dentro das expectativas deste tipo de tratamento.

A partida do reator UASB foi iniciada no dia 29 de junho de 2004, procedendo-se a fase de

inoculação/observação que decorreu ao longo do período de 29/06 a 02/08, conforme

metodologia descrita no item 4.3.2. Neste período, os parâmetros de estabilidade realizadas

com o sobrenadante indicaram valores dentro da faixa aceitável: pH entre 6,8 e 7,4 e

ácidos voláteis abaixo de 200 mg/L.

A partir do dia 02/07/04, iniciou-se a aplicação de metade da vazão de projeto (1,125

/dia), permanecendo até o dia 30/07. No período de 30/07 à 06/08, aplicou-se 80% da

vazão de projeto (1,8m

/dia) e, após o dia 06, aplicou-se a vazão integral (2,25m

/dia),

finalizando a fase convencionada de “partida”.

Neste período de partida, as determinações de carga orgânica, sólidos, ácidos voláteis,

alcalinidade, pH, temperatura, além de outros dados complementares, foram realizadas

semanalmente, às sextas feiras, nos dias 08/07, 16/07, 23/07, 30/07 e 06/08.

Os resultados de carga orgânica e eficiência de remoção são apresentados na Tabela 5.1 e

Figura 5.4.

Tabela 5.1-Dados de carga orgânica na partida do UASB

DQO FILTRADA E(%) bruta

SEM.

DATA

DQO (mg/l)

E DBO (mg/l)

E DQOf

(mg/l)

E (%)

DQOeflu-

filtrada/

AFLU

EFLU

(%)

AFLU

EFLU

(%)

AFLU

EFLU

DQOaflu

1ª 08/jul 694

485

30,1

420

300 28,6

398

310

22,1

55,3

2ª 16/jul 738

428

42,0

380

220 42,1

369

238

35,5

67,8

3ª 23/jul 682

327

52,1

420

220 47,6

362

235

35,1

65,5

4ª 30/jul 806

251

68,9

474

180 62,0

356

213

40,2

73,6

5ª 06/ago 1012

478

52,8

560

240 57,1

335

188

43,9

81,4

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5

SEMANA

EFICIÊNCIA (%)

DQO DBO

Figura 5.4 – Eficiência de remoção de carga orgânica na partida

Da observação dos dados levantados, nota-se que a evolução da remoção de carga orgânica

foi contínua, passando de 30,1% no início, para 68,8%, em termo de DQO, e de 28,6%

para 62,0%, em termos de DBO, após cinco semanas de operação

A evolução da remoção da carga orgânica verificada nos levantamento foi o dado que

apontava que o processo de tratamento no reator havia atingido um patamar satisfatório e

foi identificado, aquela altura do experimento, como o fim da etapa de partida. Avaliação

posterior colocou em dúvida esta afirmação e será objeto de discussão no item 5.3.

De outro lado, os dados levantados acerca dos sólidos apontaram os resultados

apresentados na Figura 5.5.

Observa-se que a quantidade de sólidos, tanto o total como os voláteis totais

permaneceram, praticamente, no mesmo patamar, não apresentando alterações

significativas ao longo das cinco semanas iniciais da fase de partida

A massa de sólidos totais ficou no patamar de 2600 g, enquanto a massa de sólidos voláteis

totais ficou no patamar de 2000 g, sofrendo uma leve redução da terceira à quinta semana.

Figura 5.5- Evolução da massa de sólidos totais e voláteis totais na partida

No caso dos sólidos suspensos, a variação ao longo da fase de partida também

acompanhou o mesmo comportamento dos sólidos totais. Na Figura 5.6 é apresentado o

gráfico de evolução dos sólidos suspensos.

Figura 5.6- Evolução dos sólidos suspensos na partida do UASB

A análise global do comportamento dos sólidos (total, voláteis total e suspensos), na etapa

convencionada de partida, leva-nos a algumas reflexões. A expectativa era de que

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

08/jul 13/jul 18/jul 23/jul 28/jul 02/ago

DIAS PESQUISADOS

MASSA DE SÓLIDOS NO REATOR

(g)

ST SVT

500

1.000

1.500

2.000

2.500

08/jul 13/jul 18/jul 23/jul 28/jul 02/ago

DIAS PESQUISADOS

MASSA DE SÓLIDOS SUSPENSOS

(gSST)

ocorresse um progressivo aumento da massa de sólidos no reator, porém verificou-se que,

de forma geral, este parâmetro permaneceu estável.

Ressalta-se que no início da partida foi utilizada uma massa de sólidos, contida no inóculo,

de cerca de 3,4 kg (0,225m

de lodo com concentração de 15kg SST/m

) e observa-se que

a massa de sólidos ficou abaixo desse valor, mostrando que houve perda de sólidos na fase

inicial da partida.

A hipótese que pode explicar este fato é de que parte do lodo foi “lavado” do reator UASB

no âmbito de um processo de seleção/adaptação dos microorganismos ao meio, por um

grande período de tempo que extrapolou até mesmo o período convencionado como

“partida” do reator.

Nas Tabelas 5.2 e 5.3 são apresentados os dados levantados para alcalinidade, ácidos

voláteis, pH, e temperatura .

Tabela 5.2 – Valores de alcalinidade e acidez no período de partida

DATA

T ºC pH ACIDEZ VOLÁTIL(mg/L) ALCALINIDADE TOTAL(mg/L)

REATOR

AFLUENTE

EFLUENTE AFLUENTE EFLUENTE

08/jul 22,4 6,66 61,1

55,2 127,3

165,0

16/jul 23,7 7,02 55,6

58,0 130,1

170,9

23/jul 24,1 6,98 87,0

56,0 135,2

175,4

30/jul 21,3 6,93 59,9

43,9 139,3

181,0

06/ago 22,3 6,86 61,1

58,0 140,7

168,5

Tabela 5.3 – Valores de alcalinidade parcial e intermediária no período de partida

DATA T ºC pH ALCALINIDADES mg/L

REATOR

AAV AB AI/AP

08/jul 22,4

6,66

27,6 137,4

0,20

16/jul 23,7

7,02

29 141,9

0,20

23/jul 24,1

6,98

28 147,4

0,19

30/jul 21,3

6,93

21,95 159,1

0,14

06/ago 22,3

6,86

29 139,5

0,21

Nos dados da Tabela 5.2 verifica-se que o pH no reator variou na faixa de 6,66 a 7,02 com

uma média de 6,89, com coeficiente de variação de 1,2%, portanto verifica-se que o

processo, no que tange a sua estabilidade, funcionou dentro dos limites esperados.

A alcalinidade do efluente variou de 165,0 mg/l a 200,0 mg/L, valores superiores a faixa de

alcalinidade do afluente, que variou de 91,1 mg/l a 140,7 mg/L. O aumento da alcalinidade

é característica do processo de digestão anaeróbia em condições normais, pois ocorre a

geração de alcalinidade devido a remoção de ácidos graxos e a amonificação.

A concentração de ácidos voláteis no afluente variou de 55,6 mg/L a 87,0 mg/L sendo que

no efluente estes valores foram reduzidos para a faixa de 43,9 à 58,0 mg/L, dentro do

comportamento desejado na digestão anaeróbia.

O monitoramento do parâmetro alcalinidade intermediária/alcalinidade parcial, resultou em

valores variando de 0,14 à 0,21, abaixo do valor de 0,3, apontado por Chernicharo (1997)

como limite superior aceitável.

A avaliação global dos resultados do pH, alcalinidade e ácidos graxos, fornece indicação

segura de que o processo desenvolveu-se dentro da normalidade, em termos de

estabilidade da digestão anaeróbia, na fase de partida.

5.3-RESULTADO DO MONITORAMENTO DA FASE PÓS PARTIDA DO UASB

Após a fase convencionada de partida, que compreendeu as primeiras cinco semanas,

monitorou-se o processo de digestão do UASB por meio de levantamento de dados, conforme

metodologia já descrita, três vezes por semana (segunda-feira, quarta-feira e sexta-feira).

Neste período, o reator funcionou com a vazão constante, projetada para 2,25 m

/dia.

O monitoramento envolveu o levantamento e determinação dos seguintes parâmetros :

- concentração de material orgânico;

- concentração de sólidos;

- parâmetros de estabilidade do processo de tratamento;

- produção de metano;

- balanço de DQO;

- produção de material sobrenadante no reator.

5.3.1-Resultados do levantamento de concentração de matéria orgânica

Os parâmetros monitorados, relativos à concentração de matéria orgânica, envolveu a

determinação da DQO do afluente e do efluente três vezes na semana (segunda-feira, quarta-

feira e sexta-feira) e DQO filtrada e DBO somente uma vez por semana, além do nitrogênio

total a cada 15 dias.

Na Tabela 5.4 são mostrados os resultados obtidos relativos a concentração de matéria

orgânica. Observa-se, na análise dos dados de DBO e DQO, que a eficiência de remoção de

DQO evoluiu de 30,1%, na fase inicial de partida, para valores até 69,0%, com média situando

em torno de 63%, produzindo um efluente com teor médio de DQO de 316 mg/L com desvio

padrão de 69 mg/L. No caso da DBO, a evolução foi similar, iniciando com uma remoção de

28,6% e chegando a remoções de até 69,0%, com média situando-se em 62%, produzindo um

efluente com teor médio de DBO de 139 mg/L, com desvio padrão de 54 mg/L (vide Figura

5.7).

Tabela 5.3- Resultados das concentrações de matéria orgânica

DQO FILTRADA E(%) bruta

SEM. DATA DIA DQO (mg/l) E DBO(mgO

/l) E

DQO(mgO

/l)

E (%)

DQOeflu-filtrada/

AFLU EFLU (%) AFLU EFLU (%) AFLU EFLU DQOaflu

1ª 08/jul QUI 694 485 30,1 420 300 28,6 398 310 22,1 55,3

2ª 16/jul SEX 738 428 42,0 380 220 42,1 369 238 35,5 67,8

3ª 23/jul SEX 682 327 52,1 420 220 47,6 362 235 35,1 65,5

4ª 30/jul SEX 806 251 68,9 474 180 62,0 356 213 40,2 73,6

5ª 06/ago SEX 1012 478 52,8 560 240 57,1 335 188 43,9 81,4

09/ago SEG 1303 400 69,3

6ª 11/ago QUA 721 324 55,1

13/ago SEX 783 310 60,4 400 160 60,0 348 148 57,5 81,1

16/ago SEG 1005 323 67,9

7ª 18/ago QUA 801 280 65,0

20/ago SEX 728 317 56,5 380 140 63,2 368 159 56,8 78,2

23/ago SEG 936 355 62,1

8ª 25/ago QUA 992 416 58,1

27/ago SEX 1008 446 55,8 560 240 57,1 384 167 56,5 83,4

30/ago SEG 908 372 59,0

9ª 01/set QUA 1004 465 53,7

03/set SEX 1060 402 62,1 620 260 58,1 382 138 63,9 87,0

06/set SEG 940 310 67,0

10ª 08/set QUA 893 303 66,1

10/set SEX 781 259 66,8 460 140 69,6 334 103 69,2 86,8

13/set SEG 838 285 66,0

11ª 15/set QUA 806 282 65,0

17/set SEX 810 372 54,1 420 160 61,9 405 162 60,0 80,0

20/set SEG 740 251 66,1

12ª 22/set QUA 761 266 65,0

24/set SEX 802 248 69,1 440 160 63,6 390 119 69,5 85,2

27/set SEG 798 271 66,0

13ª 29/set QUA 781 282 63,9

01/out SEX 822 312 62,0 460 160 65,2 400 140 65,0 83,0

04/out SEG 776 325 58,1

14ª 06/out QUA 798 335 58,0

08/out SEX 741 318 57,1 440 200 54,5 381 144 62,2 80,6

11/out SEG 694 277 60,1

15ª 13/out QUA 683 266 61,1

15/out SEX 602 210 65,1 340 140 58,8 367 143 61,0 76,2

18/out SEG 669 280 58,1

16ª 20/out QUA 739 318 57,0

22/out SEX 784 269 65,7 459 155 66,2 344 112 67,4 85,7

Figura 5.7-Remoções de DQO e DBO no UASB

Determinou-se, também, a eficiência de remoção de DQO tomando o período de ana´lise

semanal, com o objetivo de fugir da análise pontual e obter uma visão de remoção num

período mais amplo. Na Figura 5.8, se observa que a curva de eficiência de remoção de DQO

“suavizou” o seu traçado, apontando uma tendência de 63% de remoção no seu trecho final,

estabilizado.

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

DIA PESQUISADO

EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO (%)

DQO DBO

20,0

25,0

30,0

35,0

40,0

45,0

50,0

55,0

60,0

65,0

70,0

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

SEMANA PESQUISADA

EFICIÊNCIA REMOÇÃO DQO %

Figura 5.8- Remoções DQO – pesquisa semanal

A comparação entre a DQO afluente e a DQO filtrada efluente, tem o significado de dar

indicação sobre o grau transformação da matéria orgânica presente no esgoto, assumindo que

toda DQO particulada presente no efluente do UASB se refere a biomassa. Partindo desse

pressuposto, a área limitada pelas duas curvas corresponderia a DQO convertida na digestão

anaeróbia que, no caso, apresentou porcentagem de “conversão” (não de remoção) variando de

55,3% a 80,0%. Na Figura 5.9 é mostrada a curva da DQO afluente e da DQO filtrada

efluente.

Figura 5.9- Comparação entre a DQO afluente bruta e a DQO efluente filtrada

Os números mostrados indicam que o processo de remoção evoluiu, mas ainda apresenta

níveis na faixa de 63%, em termos de DQO, indicando que, provavelmente, o processo ainda

não chegou no seu ponto de eficiência ótimo, que estaria situado próximo de 70%. Esta é uma

indicação de que, ainda está ocorrendo uma adaptação dos organismos no interior do reator,

apesar de ter sido utilizado lodo de inóculo na partida e terem decorrido 16 semanas de

funcionamento.

A perspectiva é de que a eficiência evolua positivamente nas semanas seguintes, até atingir um

ponto máximo, que se estima ser próximo de 70%.

100

300

500

700

900

1100

1300

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

DIA PESQUISADO

DQO (mg O2/L)

DQOafluente DQOefluente-filtrada

De outro lado, foram realizados levantamentos da carga orgânica afluente ao longo do dia,

durante cinco dias (28/6/04 a 02/07/04), que envolveu a determinação da DQO afluente nos

horários: 2h, 6h, 11h, 13h, 17h, 20h, e 23 h.. Na Tabela 5.4 são apresentados os valores

médios horários para a DQO afluente para as 24 horas do dia, bem como o fator de correção

da carga orgânica diária para cada hora.

Tabela 5.4-Carga orgânica afluente média diária e fator de correção

QDO afluente (mg/L) FATOR DE CORREÇÃO

HORA VALORES MÉDIOS (carga orgânica diária)

1 463,0 1,32

2 462,0 1,32

3 462,0 1,32

4 465,0 1,32

5 467,0 1,31

6 468,0 1,31

7 495,1 1,24

8 523,2 1,17

9 550,8 1,11

10 578,4 1,06

11 606,0 1,01

12 766,0 0,80

13 822,0 0,74

14 886,0 0,69

15 883,0 0,69

16 880,0 0,70

17 877,0 0,70

18 784,0 0,78

19 692,0 0,88

20 580,0 1,06

21 541,7 1,13

22 503,4 1,22

23 465,0 1,32

24 465,0 1,32

média horária 611,9

________ valores levantados

________ valores interpolados

O fator de correção da carga orgânica diária, para cada hora, foi determinado dividindo o valor

médio das carga horárias pela respectiva carga da hora. Este fator será utilizado para a

correção da estimativa da carga orgânica diária por meio do levantamento da DQO de uma

dada hora, no balanço de massa de DQO que será objeto de discussão. Na Figura 5.10 é

apresentada a curva da carga orgânica média diária afluente ao UASB.

Figura 5.10-Carga orgânica média diária afluente ao UASB

5.3.2-Levantamento da concentração de sólidos

A investigação acerca da concentração de sólidos envolveu o levantamento dos seguintes

parâmetros (três vezes por semana): sólidos totais, sólidos voláteis totais, sólidos suspensos e

sólidos sedimentáveis. Ressalta-se que no dia 29/08 foi realizada uma descarga de um volume

de 40 litros de lodo (C= 15.623 mg/L). Este procedimento, avaliou-se posteriormente, que não

foi eficiente, mas foi realizado em função do aparecimento de teor de sólidos sedimentáveis

acima de 2,0 mL/L no efluente.

Sólidos Totais

No que tange aos sólidos totais, os resultados são apresentados na Tabela 5.5, onde os pontos

de coletas de 1 a 6 estão localizados nas seguintes alturas, em relação ao fundo do reator:

0,16m, 0,41m, 0,81m, 1,21m, 1,84m e 2,47m.

Observa-se que a massa de sólidos totais evoluiu de 2.651g, na primeira semana, para 6.609g

na 16ª semana. Este processo de acumulação se deu, inicialmente por sedimentação e

posteriormente, com a adaptação da biomassa, pela própria reprodução dos organismos.

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

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

HORAS DO DIA

DQO mg O2/L

Tabela 5.5-Dados da evolução da massa de sólidos totais no reator

MASSA

DATA SÓLIDOS TOTAIS (mg/l) LODO

1 2 3 4 5 6 AFLU EFLU TOTAL (g)

08/jul 8.010 7.522 7.518 7.028 2.302 1.625 412 281 2.651

16/jul 8.200 7.416 7.800 7.101 2.473 1.302 512 304 2.670

23/jul 9.010 7.811 7.312 7.080 1.945 876 386 189 2.548

30/jul 8.800 8.018 7.612 7.281 1.870 1.186 728 413 2.676

06/ago 8.704 8.004 7.801 7.328 1.234 1.267 521 268 2.587

09/ago 8.804 8.264 7.840 7.508 1.309 1.012 673 272 2.609

11/ago 8.910 8.521 7.810 7.410 2.003 1.234 391 146 2.699

13/ago 8.801 8.374 8.102 7.451 2.101 1.342 444 209 2.752

16/ago 8.804 8.264 8.208 7.508 2.145 1.679 644 136 2.787

18/ago 8.991 8.567 8.503 8.021 1.802 1.109 812 252 2.806

20/ago 8.680 8.328 8.848 8.768 1.402 1.384 436 210 2.852

23/ago 8.716 8.332 8.316 8.036 2.561 1.656 556 384 2.956

25/ago 10.172 10.098 8.598 8.568 1.765 1.533 574 332 3.081

27/ago 11.342 11.284 10.630 7.045 1.789 1.206 780 460 3.206

30/ago 10.349 9.403 8.856 8.562 1.327 1.106 624 309 2.954

01/set 11.873 11.671 9.764 8.891 1.102 974 652 356 3.235

03/set 12.673 11.552 10.034 8.401 1.341 1.209 481 386 3.299

06/set 13.894 11.659 10.861 8.754 1.384 1.147 656 350 3.448

08/set 14.017 13.876 11.023 9.657 1.523 952 638 210 3.656

10/set 14.289 14.972 11.004 10.549 1.802 1.330 764 360 3.940

13/set 15.227 14.601 13.702 11.012 1.203 1.102 422 189 4.070

15/set 16.023 14.701 13.879 11.340 1.107 981 538 310 4.161

17/set 17.127 15.901 13.941 11.567 1.307 1.118 570 344 4.361

20/set 17.202 15.998 14.138 11.609 1.802 1.560 658 206 4.471

22/set 17.993 16.897 14.810 12.892 1.301 1.132 611 284 4.648

24/set 18.203 16.881 14.902 13.086 2.034 1.150 504 312 4.782

27/set 19.913 17.892 15.298 13.583 1.491 1.488 514 312 4.974

29/set 21.008 19.856 16.001 13.503 1.213 1.028 349 204 5.078

01/out 21.896 19.863 16.080 13.501 1.323 1.228 360 329 5.190

04/out 23.998 20.871 16.608 14.034 1.154 1.128 602 346 5.412

06/out 24.036 20.651 18.905 14.218 1.301 1.228 560 191 5.588

08/out 24.098 22.146 18.082 15.503 1.125 1.006 497 248 5.715

11/out 24.996 22.408 18.431 16.029 1.210 1.092 492 258 5.874

13/out 24.914 23.391 21.340 15.176 1.019 828 476 291 6.024

15/out 25.117 22.089 20.916 16.792 1.028 1.003 420 198 6.079

18/out 25.099 21.998 21.899 20.151 1.301 824 602 208 6.499

20/out 25.287 22.098 22.012 20.302 1.369 820 438 211 6.546

22/out 25.341 22.275 22.278 20.567 1.389 834 434 202 6.609

Como pode ser observado na Figura 5.11, a evolução dos sólidos totais apresentou dois

comportamento distintos ao longo do tempo. Numa primeira fase, até o dia 01/09/2004, o

crescimento da massa se deu de forma muito lenta, indicando que, possivelmente, ocorreu um

processo de seleção da biomassa que deixou o reator, paralelamente a produção lenta de

biomassa, redundando, no balanço total, uma estabilização da quantidade de sólidos.

A segunda fase, posterior ao dia 01/09/04, caracterizou-se por um crescimento contínuo e

uniforme do lodo, dando indicações de que a biomassa adaptou-se, estabelecendo o equilíbrio

ecológico, iniciando o seu processo de reprodução normal.

Figura 5.11-Evolução da massa de sólidos totais no reator

O crescimento específico do lodo, em termos de sólidos totais, acompanhou a duas fases

descritas anteriormente. Na primeira fase ocorreram taxas de crescimento dispersas, mas com

tendência crescente, e na segunda fase apresentou crescimento mais uniforme, com valores

acima dos verificados na primeira fase, estabilizando-se em valores próximos a 0,055

gST/gDQOaplicada ou 0,09 g ST/gDQOdigerida. Nas Figuras 5.12 e 5.13 são apresentadas as

evoluções da produção específica de lodo (em termos de ST), calculadas para períodos

semanais, tanto como função da DQO aplicada como da digerida.

1.000

2.000

3.000

4.000

5.000

6.000

7.000

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

DATAS DE FUNCIONAMENTO

MASSA DE LODO NO UASB (g ST)

Figura 5.12 - Produção específica de lodo (ST) em função da DQO aplicada

Figura 5.13 - Produção específica de lodo (ST) em função da DQO digerida

Barijan e Figueiredo (1996), em estudo similar em reator em escala real, encontraram um

valor para a produção de lodo de 0,025 g ST/g DQOaplicada, valor de mesma magnitude do

estimado no presente experimento.

Com relação à concentração de sólidos totais, observou-se que esta ficou, praticamente,

constante na primeira fase, para iniciar, posteriormente, um aumento contínuo e uniforme para

os pontos mais inferiores (1 a 4) com as curvas de crescimento “paralelas”, dando indicação da

-0,02

-0,01

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

1 3 5 7 9 11 13 15

SEMANAS

PROD. ESPEC. LODO gST/ g

DQOaplicada

-0,06

-0,04

-0,02

0,02

0,04

0,06

0,08

0,1

0,12

1 3 5 7 9 11 13 15

SEMANAS

PROD. ESP. LODO

gST/gDQOdigerida

inexistência de curtos-circuitos, conforme pode-se observar na Figura 5.14. Ou seja, o

crescimento da massa lodo se deu por adensamento do mesmo.

500

4.500

8.500

12.500

16.500

20.500

24.500

8/jul 28/jul 17/ago 6/set 26/set 16/out

DIAS DE FUNCIONAMENTO

CONCENTRAÇÃO ST (mg/L)

Figura 5.14-Evolução da concentração de sólidos totais por ponto de coleta

Nas alturas inferiores, 5 e 6 (1,81 m e 2,47m) a concentração de sólidos apresentou-se,

praticamente, constante, com valores muito inferiores aos dos outros pontos, indicando

estarem fora (acima) da manta de lodo. Na Figura 5.15, é apresentado o perfil de sólidos no

interior do reator para o último dia pesquisado (22/10/04), onde se visualiza a zona de maior

concentração de sólidos totais, ao longo da altura, representando a manta de lodo formada.

Figura 5.15-Perfil de sólidos no reator

0,25

0,5

0,75

1,25

1,5

1,75

2,25

2,5

2,75

0 10.000 20.000 30.000

CONCENTRAÇÃO ST (mg/L)

ALTURA NO REATOR (m)

PTOS DE

COLETA

Sólidos Voláteis Totais

Quanto aos sólidos voláteis, os resultados são apresentados na Tabela 5.6.

Tabela 5.6-Dados levantados de sólidos voláteis totais.

SÓLIDOS VOLÁTEIS TOTAIS (mg/l)

MASSA

DATA PONTOS DE AMOSTRAGEM LODO

1 2 3 4 5 6 AFLU EFLU TOTAL (g)

08/jul 5.982 5.902 5.421 4.129 2.098 1.211 328 148 1.903

16/jul 5.891 5.910 5.419 4.234 2.194 1.214 415 220 1.939

23/jul 6.010 5.982 5.521 4.138 1.708 708 351 108 1.800

30/jul 6.080 5.018 5.189 4.301 1.549 914 501 312 1.787

06/ago 6.121 5.991 5.510 4.318 1.091 981 428 184 1.798

09/ago 6.204 6.044 5.433 4.620 1.211 749 573 164 1.811

11/ago 6.124 6.048 5.617 4.421 1.509 1.011 291 108 1.857

13/ago 6.308 6.080 5.802 4.298 1.813 1.109 242 90 1.914

16/ago 6.580 6.244 6.160 4.620 1.814 1.247 414 82 2.010

18/ago 6.748 6.192 6.232 4.640 1.033 918 592 144 1.901

20/ago 7.080 6.364 6.460 4.424 1.149 1.149 312 122 1.959

23/ago 7.416 6.488 6.112 4.744 1.741 1.266 416 184 2.089

25/ago 8.104 7.806 7.209 4.400 1.019 1.291 344 230 2.177

27/ago 9.076 8.108 7.268 4.408 1.148 1.040 410 226 2.229

30/ago 7.894 7.451 5.952 5.116 1.014 908 492 221 2.072

01/set 7.902 7.606 6.056 5.264 1.008 751 489 306 2.106

03/set 8.047 7.803 5.536 5.660 1.112 901 412 348 2.165

06/set 9.123 7.698 6.380 6.890 1.038 907 488 196 2.349

08/set 9.098 8.536 8.256 6.244 1.049 804 400 194 2.469

10/set 11.087 9.456 8.356 7.364 1.203 1.094 480 201 2.789

13/set 13.093 12.091 9.456 7.349 984 938 321 104 3.058

15/set 14.761 13.456 10.934 7.728 1.017 741 500 250 3.385

17/set 13.989 13.402 10.345 8.907 1.094 998 520 180 3.443

20/set 14.301 13.507 10.386 9.019 1.304 1.219 536 210 3.537

22/set 14.870 14.087 10.452 10.156 1.047 943 408 128 3.634

24/set 14.973 14.104 10.673 10.471 1.510 1.008 301 104 3.747

27/set 14.679 14.023 12.025 10.863 1.046 1.211 368 218 3.866

29/set 15.093 14.104 13.076 11.045 1.012 849 244 99 3.913

01/out 16.048 14.085 13.864 11.056 1.084 991 312 204 4.066

04/out 16.704 15.013 14.103 11.400 1.012 904 380 180 4.182

06/out 16.886 15.601 14.983 10.987 1.204 946 464 108 4.265

08/out 17.005 16.203 15.608 11.203 1.106 862 316 114 4.357

11/out 18.036 16.901 15.308 12.026 1.007 801 419 203 4.507

13/out 18.645 17.123 15.490 12.097 1.009 760 329 108 4.542

15/out 18.902 17.832 14.872 13.056 1.009 861 407 99 4.656

18/out 19.003 17.909 14.912 13.489 1.121 606 327 164 4.711

20/out 19.219 18.105 15.092 13.562 1.108 718 411 186 4.771

22/out 19.338 18.207 15.186 13.679 1.276 766 423 149 4.819

O comportamento do crescimento da massa de sólidos voláteis totais acompanhou a mesma

tendência dos sólidos totais, distinguindo duas fases, a primeira com ausência de crescimento,

para, na segunda fase, iniciar processo continuo e uniforme de crescimento, como mostra a

Figura 5.15.

Figura 5.16-Evolução da massa de sólidos voláteis totais no reator

Observa-se que os sólidos voláteis totais evoluíram de 1.903g, no início da observação,

passando para 4.819g no último dia pesquisado (22/10/04), mostrando que, de forma geral, a

massa de sólidos voláteis representa 70% dos sólidos totais, como mostra a comparação das

curvas apresentadas na Figura 5.17.

Figura 5.17-Comparação entre a massa de sólidos totais e sólidos voláteis totais

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

4.500

5.000

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

DIAS DE FUNCIONAMENTO

MASSA DE LODO SVT (g)

1.000

2.000

3.000

4.000

5.000

6.000

7.000

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

DIAS DE FUNCIONAMENTO

CONCENTRAÇÃO SÓLIDOS

(mg/L)

SVT

Sólidos Suspensos

Na Tabela 5.7 são apresentados os resultados do levantamento dos dados de sólidos suspensos.

Tabela 5.7-Dados dos sólidos suspensos

SÓLIDOS SUSPENSOS (mg/l) MASSA

DATA PONTOS DE AMOSTRAGEM LODO

1 2 3 4 5 6 AFLU EFLU TOTAL (g)

08/jul 8.045 5.067 3.291 2.680 1.914 1.549 154 184 1.658

16/jul 8.974 8.956 6.908 3.591 2.128 1.081 421 290 2.310

23/jul 7.721 5.987 3.519 3.409 1.848 1.041 160 151 1.716

30/jul 7.949 6.521 3.128 3.120 1.850 1.004 184 364 1.747

06/ago 7.978 6.850 3.508 3.214 1.681 1.106 318 160 1.751

09/ago 8.765 6.909 3.828 3.500 1.600 1.019 668 173 1.825

11/ago 8.902 6.994 3.909 3.408 2.018 1.214 249 81 1.886

13/ago 9.960 7.211 3.551 3.010 2.004 1.388 368 172 1.920

16/ago 9.925 7.344 4.121 2.918 2.018 1.514 514 136 1.969

18/ago 9.938 7.829 4.522 3.214 1.798 1.121 676 146 1.989

20/ago 9.986 8.328 4.766 3.128 1.515 1.343 384 170 2.030

23/ago 9.946 9.028 3.922 3.004 2.410 1.518 438 166 2.125

25/ago 9.961 9.876 4.987 3.080 1.704 1.548 409 112 2.173

27/ago 9.916 9.907 5.102 3.398 1.556 1.290 481 282 2.205

30/ago 9.842 8.965 5.195 3.472 1.304 1.104 532 164 2.076

01/set 9.954 9.098 7.913 3.563 1.103 1.013 533 221 2.286

03/set 10.567 9.657 8.038 5.789 1.214 1.117 392 196 2.600

06/set 12.672 11.305 9.127 5.984 1.310 1.004 536 106 2.877

08/set 13.987 11.597 10.023 7.921 1.519 818 568 162 3.233

10/set 13.345 12.098 10.976 7.654 1.418 1.002 578 198 3.301

13/set 13.679 13.287 11.781 7.802 1.112 1.013 352 166 3.423

15/set 14.677 13.908 11.734 9.921 1.518 713 504 250 3.749

17/set 15.456 14.881 14.056 10.571 1.118 1.112 560 292 4.096

20/set 19.502 15.654 14.451 10.005 1.511 1.334 560 192 4.348

22/set 20.345 15.924 14.980 10.903 1.318 1.016 520 200 4.473

24/set 21.618 16.971 13.164 10.089 1.611 1.706 460 290 4.513

27/set 22.125 17.309 13.129 11.006 1.193 1.309 437 281 4.545

29/set 22.203 17.432 13.521 11.154 1.337 1.014 262 169 4.557

01/out 22.346 17.916 14.002 11.674 1.219 1.194 184 286 4.718

04/out 22.407 18.562 14.326 11.981 1.178 1.090 504 302 4.803

06/out 22.599 19.703 14.127 11.967 1.176 1.105 454 159 4.834

08/out 23.560 19.975 15.618 11.519 1.067 1.014 408 219 4.954

11/out 23.111 20.087 15.867 11.934 1.122 1.008 340 248 5.015

13/out 23.329 21.076 16.503 12.053 1.097 813 298 161 5.100

15/out 23.451 21.456 16.081 12.541 1.018 1.071 396 166 5.168

18/out 24.561 24.532 17.054 12.009 1.518 721 516 184 5.457

20/out 24.687 24.591 17.893 12.348 1.329 817 421 189 5.554

22/out 24.792 24.778 17.992 12.663 1.310 808 318 191 5.606

O comportamento dos sólidos suspensos totais no reator apresentou algumas particularidades e

diferenças em relação aos sólidos totais. Apresentou, em termos de evolução de sua massa, um

crescimento pontual na segunda semana, mas retornando ao nível inicial, assim permanecendo

até a quinta semana, que corresponde ao período da “partida”.

No segundo período, posterior à partida, até o final do período de observação, se constata a

existência de três segmentos distintos de comportamento. No primeiro, compreendido entre os

dias 01/09 à 20/09, apresentou um pequeno mas constante crescimento. No segundo trecho

(01/09-29/09) o comportamento apresentou um crescimento alto e contínuo e, no trecho final,

apresentou um nível de crescimento intermediário, conforme pode ser observado na Figura

5.18.

Figura 5.18-Evolução da massa de sólidos suspensos totais no reator UASB

A produção específica de lodo, em termos de SST, por conseqüência dos dados de acumulação

de massa já mencionados, se situou em três patamares. No primeiro período de crescimento

identificado como o período após a partida (09/08). No primeiro trecho a produção específica

de lodo ficou na faixa de 0,025 g SST/DQOaplicada ou 0,04 g SST/gDQOdigerida; No

segundo trecho se situou na faixa de 0,1 g SST/gDQOaplicada ou 0,15 gSST/g DQOdigerida e

1.000

2.000

3.000

4.000

5.000

6.000

08/jul 28/jul 17/ago 06/set 26/set 16/out

DIAS DE FUNCIONAMENTO

MASSA DE LODO SST (g )

no terceiro trecho na faixa de 0,05 g SST/g DQOaplicada ou 0,075 g SST/g DQOdigerida,

conforme pode ser observado nas Figuras 5.19 e 5.20.

Figura 5.19-Produção específica de lodo, em termos de SST, função da DQO aplicada

Figura 5.20-Produção específica de lodo, em termos de SST, função da DQO digerida

Estudos de van Haandel e Letinga (1994) apontam que a produção de sólidos se situa na faixa

de 0,1 a 0,2 kg SST/kg DQOaplicada, desta maneira, verifica-se que a produção de lodo, em

-0,1

-0,05

0,05

0,1

0,15

22/jun 12/jul 01/ago 21/ago 10/set 30/set 20/out 09/nov

DIAS PESQUISADOS

PRODUÇÃO DE LODO

gST/DQOaplicada

-0,2

-0,15

-0,1

-0,05

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

22/jun 12/jul 01/ago 21/ago 10/set 30/set 20/out 09/nov

DIAS PESQUISADOS

PRODUÇÃO LODO

gSS/DQOdigerida

termos de SST, estimada no experimento está abaixo da faixa apontada como da normalidade.

A hipótese é de que o reator UASB piloto ainda está em fase final de estabilização e,

possivelmente, quando atingir a fase estacionária a produção de lodo se situará na faixa

verificada por outros autores.

Sólidos Sedimentáveis

No que concerne aos sólidos sedimentáveis os dados são apresentados na Tabela 5.8.

Tabela 5.8-Dados de sólidos sedimentáveis

Verifica-se, analisando os dados de sólidos sedimentáveis, que estes apresentam, ao longo do

período de observação, uma primeira fase, onde apresenta valores de eficiência bastante

SOL SEDIMENTÁVEIS SOL SEDIMENTÁVEIS

DATA ml/L E % DATA ml/L E %

AFLU EFLU REMOÇÃO AFLU EFLU REMOÇÃO

08/jul 6,4 1 0,84 10/set 8,2 3 0,63

16/jul 3,1 2,2 0,29 13/set 10 1 0,90

23/jul 4,4 1,7 0,61 15/set 6,5 1,8 0,72

30/jul 12 2,4 0,80 17/set 4,5 1 0,78

06/ago 11,3 2,8 0,75 20/set 10 0,4 0,96

09/ago 10 1,2 0,88 22/set 5 2 0,60

11/ago 2,8 1,2 0,57 24/set 6 0,1 0,98

13/ago 3,1 1,8 0,42 27/set 8,5 1 0,88

16/ago 2,1 0,9 0,57 29/set 4 0,4 0,90

18/ago 6,6 0,8 0,88 01/out 6,3 0,8 0,87

20/ago 3,3 0,3 0,91 04/out 8 1,7 0,79

23/ago 2,1 0,4 0,81 06/out 3,5 1 0,71

25/ago 4 0,9 0,78 08/out 4 0,5 0,88

27/ago 9,5 2 0,79 11/out 4,5 1,4 0,69

30/ago 12 1,4 0,88 13/out 6,8 1,9 0,72

01/set 6,5 1,7 0,74 15/out 7,4 2,3 0,69

03/set 2,2 0,7 0,68 18/out 3,8 1 0,74

06/set 8 0,4 0,95 20/out 8,2 1,2 0,85

08/set 6,2 2 0,68 22/out 9,3 1,1 0,88

dispersos e variáveis que duram até o dia 21/08. No período posterior, a eficiência da remoção

de sólidos sedimentáveis girou em torno de 80%, como mostra a Figura 5.21.

Figura 5.21- Eficiência de remoção de sólidos sedimentáveis

Os sólidos representam a biomassa no interior do reator e o seu desenvolvimento se dá por

meio de agregação de células, formando flocos, que potencializam a capacidade de

sedimentação, garantindo efluente com baixa concentração de sólidos suspensos.

Esta formação de flocos é bastante intensa no UASB piloto e, com o objetivo de caracterizar a

biomassa desenvolvida no interior do reator, são apresentadas fotos, via microscópio, de

lâminas de amostras de lodo coletadas no UASB.

Nas Figuras 5.22, 5.23 e 5.24, pode ser observado que os flocos de lodo se apresentam com

estrutura granular bastante consistentes. Ao seu redor podem ser visualizados

microorganismos .

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

22/jun 12/jul 01/ago 21/ago 10/set 30/set 20/out 09/nov

DIAS PESQUISADOS

EFICIÊNCIA DE REMOÇÃOS SOL.

SEDIMENTÁVEIS %

100

Figura 5.22 - Detalhe do floco de biomassa com presença de microorganismos (100 X)

Figura 5.23-Granulação da biomassa com presença de microorganismos ao fundo (200 X)

101

5.24-Detalhe da estrutura do floco da biomassa desenvolvido no UASB (200 X)

5.3.3-Parâmetros de estabilidade da digestão anaeróbia

Os parâmetros levantados com o objetivo de avaliar a estabilidade do processo de digestão

anaeróbia no reator UASB piloto envolveram os seguintes aspectos: alcalinidade, pH, ácidos

voláteis e temperatura. Na Tabela 5.9 são apresentados os resultados dos ensaios realizados no

afluente e efluente, em três dias de cada semana monitorada .

Os dados apresentados na Tabela 5.9 fornecem algumas indicações, onde ressaltam-se dois

aspectos, o primeiro relativo ao pH, onde este varia de 6,51 a 7,03, ou seja, situando-se no

limite da condição ácida (6,8-7,2), mostrando que é possível que a digestão anaeróbia que se

processa no reator ainda não está no seu ponto de equilíbrio ótimo.

102

Tabela 5.9- Parâmetros de estabilidade do processo de digestão anaeróbia

Da análise dos valores da alcalinidade, observa-se que há um aumento esperado de sua

concentração, no efluente em relação aos valores do afluente, variando de 50% a 80%. No

DATA T ºC pH ACIDEZ VOLÁTIL(mg/L) ALCALINIDADE TOTAL(mg/L)

REATOR AFLUENTE EFLUENTE AFLUENTE EFLUENTE

08/jul 22,4 6,66 61,1 55,2 127,3 165,0

16/jul 23,7 7,02 55,6 58,0 130,1 170,9

23/jul 24,1 6,98 87,0 56,0 135,2 175,4

30/jul 21,3 6,93 59,9 43,9 139,3 181,0

06/ago 22,3 6,86 61,1 58,0 140,7 168,5

09/ago 22,7 6,91 64,4 47,0 91,1 200,0

11/ago 22,9 7,03 36,6 42,3 90,8 187,1

13/ago 24,8 6,92 89,3 49,3 115,9 190,2

16/ago 23,3 6,82 81,3 53,9 140,2 191,1

18/ago 22,7 6,60 90,0 42,0 181,8 200,0

20/ago 23,4 6,87 102,0 168,0 170,1 182,6

23/ago 23,9 6,69 96,4 62,4 112,2 182,0

25/ago 24,8 7,01 63,1 57,3 109,7 156,8

27/ago 26,4 6,54 65,8 42,1 99,3 138,8

30/ago 27,6 7,01 94,4 59,9 93,0 112,6

01/set 26,4 6,95 80,6 49,2 98,6 125,7

03/set 26,4 6,82 66,0 44,5 96,7 109,0

06/set 27,3 6,86 38,3 41,8 90,7 189,5

08/set 26,0 6,85 75,3 66,1 111,8 187,2

10/set 25,6 6,78 61,6 47,2 126,1 165,3

13/set 25,7 6,82 59,2 41,4 139,2 142,9

15/set 27,3 6,81 89,4 57,3 106,1 169,5

17/set 26,5 6,90 59,8 45,2 129,5 167,0

20/set 27,1 6,83 74,7 59,9 142,3 187,5

22/set 25,6 6,83 70,2 56,7 122,6 158,1

24/set 26,1 6,87 95,2 68,4 128,7 208,8

27/set 25,7 7,01 68,0 59,2 139,4 179,4

29/set 26,1 6,89 69,2 51,9 126,8 207,1

01/out 27,2 6,80 76,0 56,7 132,4 177,6

04/out 26,3 6,90 86,8 59,3 136,1 204,1

06/out 25,4 6,52 81,4 68,1 136,9 210,8

08/out 25,1 6,83 48,0 41,0 128,3 191,3

11/out 25,3 6,75 54,8 31,0 127,8 187,9

13/out 24,6 6,89 64,7 53,0 123,1 251,6

15/out 25,6 6,94 81,3 69,5 130,9 157,8

18/out 26,4 6,82 36,6 42,4 119,4 196,4

20/out 24,5 6,72 59,3 44,6 90,6 202,2

22/out 24,8 6,81 61,1 58,0 110,4 160,5

103

caso dos valores dos ácidos voláteis ocorre o contrário, onde constata-se valores na faixa de

60,0 mg/L-100,0 mg/L no afluente e evolui para valores na faixa de 20,0-80 mg/L no efluente.

Observa-se, também, que nos dias 20/08 e 18/10 ocorreu um aumento da acidez volátil,

quando comparam-se os teores no afluente e efluente. Este fato indica que a acidificação

poderia comprometer o processo de digestão anaeróbia, particularmente no caso do dia 20/08,

onde a acidez chegou a 168,0 mg/L (limite = 200,0 mg/L). Porém, verificou-se que o sistema

absorveu a tendência de acidificação, apresentando valores aceitáveis nos dias posteriores.

Este fato é indicativo da capacidade do sistema de auto-equilibrar-se.

A análise isolada dos parâmetros de ácidos voláteis e alcalinidade total, induz-nos a conclusão

de que o processo não apresenta anormalidade. De outro lado, quando se analisa a alcalinidade

nas suas componentes intermediária (AI) e parcela (AP), observa-se que a relação AI/AP varia

de 0,23, a 1,11, com média situando-se em torno de 0,26.

A relação AI/AP, segundo Chernicharo (1997), é um importante indicador da estabilidade do

processo biológico no UASB. O autor ressalta que o valor da relação AI/AP , indicativo de

estabilidade se situa em torno de 0,3, sendo que valores superiores indicam que existem

distúrbios na digestão anaeróbia.

Dessa maneira, a relação AI/AP média de 0,26, determinada para o processo de digestão do

UASB piloto, indica que o processo de digestão anaeróbia está ocorrendo a contento.

Na Tabela 5.10 são apresentados os resultados do levantamento das parcelas das alcalinidades

devidas aos ácidos voláteis (alcalinidade intermediária) e aos bicarbonatos (alcalinidade

parcial), mostrando que ao longo do período de observação, não ocorreu tendência ao

azedamento, que é o fator de grande preocupação da digestão anaeróbia.

104

Tabela 5.10-Alcalinidade parcial e intermediária

DATA T ºC pH ALCALINIDADES mg/L

REATOR AAV AB AI/AP

08/jul 22,4 6,66 27,6 137,4 0,20

16/jul 23,7 7,02 29 141,9 0,20

23/jul 24,1 6,98 28 147,4 0,19

30/jul 21,3 6,93 21,95 159,1 0,14

06/ago 22,3 6,86 29 139,5 0,21

09/ago 22,7 6,91 23,5 176,5 0,13

11/ago 22,9 7,03 21,15 166,0 0,13

13/ago 24,8 6,92 24,65 165,6 0,15

16/ago 23,3 6,82 26,95 164,2 0,16

18/ago 22,7 6,60 21 179,0 0,12

20/ago 23,4 6,87 84 98,6 0,85

23/ago 23,9 6,69 31,2 150,8 0,21

25/ago 24,8 7,01 28,65 128,2 0,22

27/ago 26,4 6,54 21,05 117,8 0,18

30/ago 27,6 7,01 29,95 82,7 0,36

01/set 26,4 6,95 24,6 101,1 0,24

03/set 26,4 6,82 22,25 86,8 0,26

06/set 27,3 6,86 20,9 168,6 0,12

08/set 26,0 6,85 33,05 154,2 0,21

10/set 25,6 6,78 23,6 141,7 0,17

13/set 25,7 6,82 20,7 122,2 0,17

15/set 27,3 6,81 28,65 140,9 0,20

17/set 26,5 6,90 22,6 144,4 0,16

20/set 27,1 6,83 29,95 157,6 0,19

22/set 25,6 6,83 28,35 129,8 0,22

24/set 26,1 6,87 34,2 174,6 0,20

27/set 25,7 7,01 29,6 149,8 0,20

29/set 26,1 6,89 25,95 181,2 0,14

01/out 27,2 6,80 28,35 149,3 0,19

04/out 26,3 6,90 29,65 174,5 0,17

06/out 25,4 6,52 34,05 176,8 0,19

08/out 25,1 6,83 20,5 170,8 0,12

11/out 25,3 6,75 15,5 172,4 0,09

13/out 24,6 6,89 26,5 225,1 0,12

15/out 25,6 6,94 34,75 123,1 0,28

18/out 26,4 6,82 21,2 175,2 0,12

20/out 24,5 6,72 22,3 179,9 0,12

22/out 24,8 6,81 29 131,5 0,22

105

5.3.4 - Avaliação da Produção de metano

A medição de gás por meio de medidor específico foi realizado, a partir do dia 29/07/2004,

quando da instalação do mesmo. A Tabela 5.11 apresenta os resultados da leituras de produção

de biogás, que se realizavam sempre às 8:00 horas.

Tabela 5.11-Dados de biogás medido

DATA BIOGÁS DATA BIOGÁS DATA BIOGÁS

MEDIDO (L) MEDIDO (L) MEDIDO (L)

30/jul 48 01/set 297 04/out 268

31/jul 49 02/set 278 05/out 216

01/ago 52 03/set 289 06/out 279

02/ago 48 04/set 286 07/out 210

03/ago 44 05/set 265 08/out 302

04/ago 59 06/set 293 09/out 205

05/ago 64 07/set 289 10/out 276

06/ago 49 08/set 299 11/out 287

07/ago 66 09/set 278 12/out 289

08/ago 56 10/set 269 13/out 275

09/ago 68 11/set 258 14/out 189

10/ago 82 12/set 306 15/out 295

11/ago 88 13/set 278 16/out 168

12/ago 76 14/set 296 17/out 277

13/ago 103 15/set 259 18/out 279

14/ago 49 16/set 271 19/out 181

15/ago 113 17/set 301 20/out 284

16/ago 123 18/set 215 21/out

17/ago 156 19/set 307 22/out

18/ago 125 20/set 279 23/out

19/ago 136 21/set 267 24/out

20/ago 204 22/set 298 25/out

21/ago 167 23/set 243 26/out

22/ago 189 24/set 257 27/out

23/ago 213 25/set 286 28/out

24/ago 289 26/set 249 29/out

25/ago 206 27/set 279 30/out

26/ago 280 28/set 256 31/out

27/ago 245 29/set 268 01/nov

28/ago 280 30/set 249 02/nov

29/ago 298 01/out 296 03/nov

30/ago 268 02/out 256 04/nov

31/ago 268 03/out 286 05/nov

106

Observa-se que, a produção de gás era muito pequena no início da medição, até dia 22/08,

(oitava semana de funcionamento do reator UASB). Na oitava semana o UASB já apresentava

remoções de DQO em torno de 60% e, portanto, o valor esperado para a produção de metano é

muito maior do que o registrado, indicando que nesta fase inicial a remoção de DQO se dava,

preponderantemente por sedimentação, com o reator funcionando mais como um decantador.

Outro aspecto, é que a produção de gás progrediu, após esta fase inicial, para valores médios

de 280 L/dia e, mais ao final do período de monitoramento, apresentou um leve declínio,

conforme pode-se observar na Figura 5.25.

100

150

200

250

300

350

30/jul 19/ago 8/set 28/set 18/out

DATA

PRODUÇÃO DE BIOGÁS L/DIA

Figura 5.25- Evolução da produção de biogás no UASB

Em paralelo ao monitoramento da produção de gás, foram realizados três ensaios (29/9, 5/10 e

9/10) para determinação da porcentagem de metano presente no biogás produzido pelo reator

UASB piloto, conforme metodologia descrita no item 4.3.1. Estes testes indicaram uma média

de participação do metano de 82% no biogás. Como a produção esperada de metano foi

estimada em 280L/dia, a produção correspondente de biogás estimada é:

Biogás = 280 / 0,82 = 338 L/dia

107

Desta maneira, observa-se que os valores de produção de biogás estão aquém das expectativas,

variando esta defasagem de 13% a 50%. Uma hipótese que explica parte dessa defasagem é a

própria solubilidade do biogás, fazendo com que uma parcela do mesmo saia junto com a

massa líquida do efluente, porém justificaria um percentual na faixa de 15% a 20%.

A segunda hipótese é de que o reator ainda passa por um processo de adaptação, onde a

eficiência ainda não teria alcançado o seu patamar máximo. O mais provável é que os dois

fatores apontados possam estar influenciando para a defasagem constatada entre o valor

medido de biogás e o valor teórico esperado.

5.4- O BALANÇO DE MASSA DE DQO NA DIGESTÃO ANAERÓBIA

O balanço de DQO em torno do tratamento anaeróbio processado no interior do UASB,

envolve as seguintes parcelas : DQO afluente e DQO efluente (ou DQO digerida); DQO

relativa a produção de lodo; DQO convertida em metano e DQO relativa ao lodo descartado

que no presente estudo foi ínfima).

A simulação do balanço de DQO foi realizado por um período semanal e considerou-se a

DQO digerida bruta (computando a parcela de biomassa acumulada no reator) como a

diferença entre as DQO brutas afluente e efluentes. Neste caso o balanço de DQO é:

DQOdigerida = DQO

CH4

+ DQO

cel

, ou seja, a DQO digerida no processo de digestão

anaeróbia é equivalente a somatória da DQO convertida em metano e a parcela convertida na

produção de novas células. A biomassa que sai no efluente já está computada na DQO

efluente.

Na Tabela 5.12 são apresentadas as componentes do balanço da DQO (DQO digerida, DQO

celular e a DQO

CH4

). A partir da DQO

CH4

, é calculada a produção teórica de biogás,

considerando que 82% do biogás (vide item 5.3.3) é composto de metano e comparado à

produção de biogás medida.

108

109

110

111

O balanço de DQO apresentado na Tabela 5.12 foi calculado por períodos de uma semana.

Observa-se nos dados do balanço de DQO que, como já foi mencionado anteriormente, a

redução de DQO na fase inicial de funcionamento se deu, preponderantemente, por

sedimentação e menos pela digestão anaeróbia. A constatação deste fato é a medição de biogás

indicar valores muito aquém do esperado ( na faixa de 40-80 L). Na Figura 5.26 apresenta-se a

comparação entre a produção de biogás medida e teórica.

5.26-Comparação entre a produção de biogás teórica e a medida

Os valores da relação produção de biogás medida/teórica apresentam valores baixos até a

semana de 27/08, variando de 0,13 a 0,61. Após esta data, os valores de produção de biogás se

tornaram mais estáveis, passando a relação da produção de biogás, medido/teórico variando

na faixa de 0,73 a 0,91, mostrando uma evolução na direção da produção de biogás próximo à

da produção teórica, conforme se verifica na Figura 5.27.

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

06/ago 16/ago 26/ago 05/set 15/set 25/set 05/out 15/out

SEMANA PESQUISADA

PRODUÇÃO DE BIOGÁS L/semana

TEÓRICA MEDIDA

112

Figura 5.27- Relação biogás medido/teórico

A partir de 03/09/04 a média da relação biogás medido/teórica ficou em torno de 0,825, sendo

que para as três semanas finais esta relação subiu para 0,87, ou seja o biogás medido está cerca

de 13% abaixo do valor teórico esperado. Conforme descreve Kato (1994), “a solubilidade do

metano como componente do biogás, fica na faixa de 65 a 75 mg COD/L a 30

C. Isto significa

que o metano dissolvido pode deixar o reator sem ser coletado como biogás. Quanto mais

baixa a DQO afluente ao reator anaeróbio, mais alto o teor de metano dissolvido no efluente”,

conforme mostra a Figura 5.28. Para DQO afluente maiores que 750 mg/L, a perda é menor

que 10%.

100

0 100 200 300 400 500 600 700 800

DQO AFLUENTE (mg/L)

METANO DISSOLVIDO NO

EFLUENTE (%)

Figura 5.28-Metano dissolvido no efluente como função da DQO afluente (Kato,1994)

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

06/ago 26/ago 15/set 05/out

SEMANAS PESQUISADAS

RELAÇAO PROD. BIOGÁS

MEDIDA/PROD. BIOGÁS TEÓRICA

113

No presente caso estudado, a DQO afluente ao reator, ao longo do dia varia de 460 mg/L a 886

mg/L, conforme levantamento descrito no item 5.3.1. Desta maneira, avalia-se que existe a

possibilidade de que, ao longo do dia, o efluente pode conter metano dissolvido numa faixa de

9% a 20%, segundo a curva apresentada na Figura 5.24. De outro lado, se fosse garantido, nos

procedimentos de coleta e ensaio da DQO, a não volatilização do metano dissolvido no

efluente, este seria computado no valor da DQO. Na realidade não é possível garantir que isto

ocorreu.

Então, conclui-se que, possivelmente, a saída de metano via efluente, dissolvido, ocorreu, mas

não é possível determinar em que magnitude. Portanto a argumentação da ocorrência do

metano dissolvido no efluente explica parte da parcela de defasagem de 13%, identificado no

balanço de massa de DQO.

Ressalta-se que, como foi colocado anteriormente, o balanço de massa de DQO envolveu,

além da medida da produção do biogás, fatores (medidas: DQO afluente e efluente; produção

de lodo) e considerações (conversão das massa de sólidos em DQO= 1,14 gDQO/g SST).

Assim, a pequena diferença de 13% no balanço de DQO pode ser produto de alguma ou

combinações de estimativas e/ou considerações não completamente precisas.

5.5 – AVALIAÇÃO DA BIODEGRABILIDADE DO EFLUENTE DO UASB PILOTO

A avaliação da biodegrabilidade do efluente do UASB é uma informação importante no

sentido de apontar as possibilidade de um pós-tratamento para o reator anaeróbio. Neste

sentido, realizou-se, conforme metodologia já descrita, avaliações de degrabilidade via

anaeróbia e aeróbia.

Os ensaios de biodegrabilidade anaeróbia foram realizados seguindo as orientações de van

Haandel e Lettinga (1994) e de Chernicharo (1997), porém, ressalta-se que o mesmo envolve

uma gama de fontes de erro que dificultam a sua operacionalização. Os pontos principais de

114

erros são relacionados ao próprio equilíbrio líquido-gases que tem que ser estabelecido no

início do ensaio e, de outro lado, a escolha de um lodo bem estabilizado, caso contrário, o

ensaio é inviabilizado. Em torno de 50% dos ensaios foi desconsiderado em função de erros

cometidos nestes dois aspectos mencionados. Os testes validados foram os que utilizaram as

amostras dos dias : 17/09, 01/10, 06/10, 11/10 e 18/10. Posteriormente, realizou-se ensaios nos

dias 04/11, e 06/11. Os resultados são apresentados nas Tabelas 5.13 e 5.14

Tabela 5.13- Resultados dos ensaios de biodegrabilidade aeróbia

DQO

amostra

Volume

amostra

Volume da

mistura

Oxigênio

consumido

/L %

digerida

mg/L L L mg mg/L

17/09 372 0,050 1,05 7,1 142 38,1

01/10 312 0,05 1,05 6,8 136 43,5

06/10 335 0,05 1,05 5,1 102 30,4

11/10 277 0,05 1,05 7,8 156 56,3

18/10 280 0,05 1,05 3,3 66 23,5

04/11 270 0,05 1,05 4,2 84 31,2

06/11 306 0,05 1,05 5,4 108 35,4

Tabela 5.14- Resultados do ensaio de biodegrabilidade anaeróbia

DQO

amostra

Volume

amostra

Produção

Metano

teórica

Volume

metano

Medido

Volume

metano

Branco

Volume

efetivo do

Ensaio

% DQO

digerida

mg/L L ml ml ml ml

17/09 372 0,500 65,1 48 34 14,0 21,5

01/10 312 0,500 54,6 39 31 8,0 14,6

06/10 335 0,500 58,63 68 52 16,0 27,3

11/10 277 0,500 48,48 49 40 9,0 18,6

18/10 280 0,500 49,00 38 27 11,0 22,4

04/11 270 0,500 47,25 21 8 13,0 28,6

06/11 306 0,500 53,55 19 9 10,0 20,1

No ensaio de biodegrabilidade aeróbia, foi utilizada a respirometria como avaliação do grau de

degradação conseguida por esta via. Os ensaios foram realizados com as amostras do efluente

do mesmo dia correspondente aos apontados para o ensaio de degrabilidade anaeróbia.

115

Da observação dos resultados, pode-se constatar que os testes indicaram que a biodegradação

anaeróbia das amostra de efluente do UASB variou de 14,6% à 27,3%, com média situando-se

em 20,4%. Pela via aeróbia, os testes apontaram um de biodegrabilidade variando de 23,5% a

56,3, com média situando-se em 37,0%, ou seja, 16,5% superior à media dos testes

anaeróbios, conforme mostra a Tabela 5.15.

Tabela 5.15 - Comparação das degrabilidades aeróbia e anaeróbia

DQO

mg/L

DEGRADAÇÃO

AERÓBIA %

DEGRADAÇÃO

ANAERÓBIA %

DIFERENÇA

AERO-ANAER.(%)

17/09 372 38,1 21,5 16,6

01/10 312 43,5 14,6 28,9

06/10 335 30,4 27,3 3,1

11/10 277 56,3 18,6 37,7

18/10 280 23,5 22,4 1,1

04/11 270 31,5 18,6 12,9

06/11 306 35,4 20,1 15,3

MÉDIAS 37,0 20,4 16,5

Ressalta-se que o número de ensaios foi reduzido, mas os resultados, avalia-se, são

representativos e dão indicação, de maneira geral, das potencialidades de cada processo.

Schieener et al. (1998) realizaram estudos de degrabilidade anaeróbia de efluentes de um

reator anaeróbio compartimentado, onde fracionou-se este efluente por meio de membranas de

ultrafiltração, utilizando o método BMP (biochemical methane potential), que mostraram que

todas as frações foram biodegradas na proporção que variou de 62% a 82%. Ressalta, porém,

que em alguns casos foi necessário tempo de detenção de onze dias para completar o processo

de biodegradação. Barker (1999) utilizando efluente de reator anaeróbio, determinou a sua

degrabilidade aeróbia e anaeróbia, resultando que por via aeróbia foi mais biodegradável,

destacando, porém, que compostos de baixo peso molecular apresentavam maior grau de

degradação por via anaeróbia. Comparando os dados obtidos no presente estudo, com os

116

relatados, observa-se que, em termos gerais, as conclusões de ambos apontam na mesma

direção.

Quanto ao grau comparativo de biodegrabilidade, resultou que os teste efetivados pela via

aeróbia apresentaram um maior grau de degradação (16,5%) como as conclusões de Barker

(1999).

Quanto à magnitude da degrabilidade, particularmente a relativa a via anaeróbia, os testes

revelaram que se situaram na faixa de 14,6 a 27,3%, valores estes bem inferiores aos relatados

nos estudos de Schiener et al. (1998). Salienta-se, porém, a distinção entre os métodos

empregados, no ensaio de biodegrabilidade anaeróbia, bem como o tempo de processamento

do teste, que no presente estudo foi de 48 horas e nos estudos relatados chegaram a 11 dias.

Outro aspecto que merece ser evidenciado é que se partiu para a investigação das

biodegrabilidades por meio de dois instrumentos específicos, a respirometria para simular a

via aeróbia e o ensaio de AME-Atividade Metanogênica Específica com o objetivo de simular

a digestão anaeróbia. Sob estes pressupostos e condicionantes é que os resultados devem ser

apreciados.

Com estas ponderações, avalia-se que a análise dos resultados deve se efetivar mais sob a ótica

individual de cada via de biodegradação e menos pela ótica comparativa dos graus de

biodegrabilidade das mesmas.

5.6 - MONITORAMENTO DO MATERIAL FLUTUANTE

O material flutuante, característico de reatores UASB, têm relação direta com a presença de

gordura e outros materiais de baixa densidade.

Quanto às suas características, observou-se que o material retido no compartimento de coleta

de gases é bastante denso, com presença de muito material filamentoso, como cabelo, fios de

117

tecido, etc, que são arrastados não só pela gordura, mas também pelo fluxo dos gases. Fora do

compartimento de gás, retido na área interna do retentor de escuma, o material é mais

esponjoso, e menos denso. Na Figura 5.29 é mostrado detalhe do material flutuante.

Figura 5.29-Detalhe do material flutuante no topo do reator

A quantificação do material flutuante foi objeto de monitoramento a partir do dia 21 de agosto,

pois a avaliação, naquele período, foi de que a sua produção estava muito alta. Este material

flutuante era retirado com escumadeira e medido o seu volume, diariamente, tanto da

superfície do compartimento de gases como na superfície circunscrita pelo retentor de escuma.

A Figura 5.30 apresenta a evolução da quantidade diária de material flutuante retirada do

reator.

118

Figura 5.30 - Volume diário de escuma retirada do UASB

Apesar da relação direta da quantidade de escuma com a presença de gordura no afluente,

observa-se que os maiores valores ocorreram ao longo das cinco semanas iniciais,

convencionada de “partida” até próximo ao dia 16 de agosto, com um acentuado “pico” após o

inicio da utilização da vazão integral, indicando que pode haver alguma relação com a

velocidade ascensional e o processo de seleção de biomassa que, avalia-se, ocorreu no

período.

100

200

300

400

500

600

21/jul 10/ago 30/ago 19/set 09/out

DIAS PESQUISADOS

VOLUME DE ESCUMA RETIRADA ml

119

6 – CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

Com a realização deste trabalho, conseguiu-se desenvolver um leque de inferências de

vária naturezas acerca do processo de digestão anaeróbia no reator UASB que, avalia-se,

contribuirão para a compreensão de aspectos cinéticos deste tipo de tratamento de esgoto,

de aspectos operacionais e de estabilidade química, além da correlação entre estes vários

aspectos, propiciando uma visão mais abrangente do processo de digestão anaeróbia.

A análise dos resultados provenientes do desenvolvimento do experimento permitiu as

reflexões e conclusões descritas a seguir.

- Comprovou-se que o UASB piloto montado é uma ferramenta válida para a realização

de estudos e inferências acerca do processo de digestão anaeróbia. Isto foi constatado,

não só pelos estudos do comportamento hidrodinâmico, mas também pelos resultados

dos ensaios com sólidos, que mostraram que o separador de fases tem cumprido o seu

papel de reter eficientemente a biomassa.

- O reator apresentou eficiência de remoção, ao final do período de observação, em

torno de 63%, mas a perspectiva é de que o processo está em evolução e que atingirá o

seu ponto ótimo a curto prazo.

- A análise dos parâmetros cinéticos, particularmente aos relativos à evolução da

biomassa (SVT) no interior do UASB, apontou que os organismos responsáveis pela

digestão anaeróbia ainda estão em fase de adaptação, num equilíbrio dinâmico,

avançando para condições cada vez mais estáveis. Este fato é comprovado pela

tendência da curva de sólidos acumulados no reator que ainda está em fase ascendente,

existindo capacidade de acumulação, tendo em vista que em termos de sólidos totais, o

reator está com carga de baixo valor. A concentração de sólidos nos pontos mais

inferiores do reator está na faixa de 25 kg ST/m

, sendo que a expectativa é de que

chegue aos níveis de 34 kgST/m

na fase estacionária, conforme indicam van Haandel

e Lettinga(1994).

120

- A produção específica de lodo, determinada em termos de sólidos suspensos,

apresentou valor de 0,075 kgSST/kgDQOaplicada na parte final do período de

observação, patamar este inferior à faixa apontada como convencional (0,1–0,2

kgSST/kgDQOaplicada), fornecendo indicação de que, possivelmente, a biomassa

ainda não alcançou as condições ótima para o seu crescimento.

- O balanço de DQO mostrou ser instrumento exequível e importante para a

compreensão da dinâmica do processo de digestão anaeróbia. A diferença de 13%

encontrada no “fechamento” do balanço de DQO é parcialmente explicada pela não

contabilização do metano dissolvido no efluente do UASB, fazendo com que a

diferença final seja de magnitude compatível com a margem de erro envolvido no

processo de cálculo do balanço (determinações de DQO, consideração do fator de

conversão de 1,14kgDQO/kgSST, determinação da massa de sólidos, etc).

- Os indicadores de estabilidade (pH, alcalinidades, ácidos voláteis e relação AI/AP)

mostraram-se eficientes no acompanhamento da digestão anaeróbia. Estes parâmetros

indicaram que a digestão, no interior do reator UASB está se processando de forma

estável, com capacidade de auto-regulação, superando acúmulos de ácido voláteis

momentâneos.

- O conjunto das ponderações anteriores apontam todas para a conclusão de que o UASB

piloto ainda não completou o seu processo de partida. Este fato é, aparentemente,

contraditório, tendo em vista que foi utilizado lodo de inóculo e o funcionamento do

reator já passa de 16 semanas. Uma das hipóteses que pode explicar este fato é de que

foi utilizado como lodo de inóculo, lodo de digestor da ETEB-norte que funciona em

condições ambientais diferentes das do reator UASB (por batelada, sem fluxo), que

pode ter levado a um conseqüente processo de seleção e adaptação da biomassa às

condições do reator.

- Assim como nos aspectos anteriores, a avaliação da biodegrabilidade, tanto aeróbia

como aneróbia deve-ser interpretadas à luz dos fatores condicionantes que envolveram

os ensaios. O objetivo principal desta avaliação foi de conhecer as potencialidades de

cada via de biodegradação do efluente do UASB. Os resultados indicaram que a via

aeróbia consegue melhores resultados. Este fato decorre da própria condição do

121

efluente do UASB, que é produto de um tratamento anaeróbio e, portanto, já havia sido

investido as suas qualidades para a degradação da matéria orgânica. É imperioso

ressaltar que os resultados devem ser tomados com restrição, tendo em vista o reduzido

número de ensaios validados (oito) e a grande variação de valores de biodegrabilidade

resultante destes ensaios.

- A conclusão complementar quanto à avaliação da biodegrabilidade é que o processos

anaeróbios ainda consegue digerir efluentes de UASB na faixa de 14% a 27% da DQO

residual, valores estes que não são desprezíveis, ou seja, constitui-se numa alternativa

válida para pós tratamento de reatores UASB. Na escolha da opção de pós-tratamento

as potencialidades de cada processo devem ser conjugadas a outros fatores, como os

financeiros, facilidade de operação, legislação ambiental, etc, para definir a opção mais

correta, que minimize os custos e maximize os benefícios.

Do conjunto de conclusões e reflexões mencionadas anteriormente, se desprende as

recomendações que passamos a descrever.

- Com referência ao balanço de DQO, é importante que se invista no desenvolvimento de

um modelo de simulação do mesmo que subsidie os projetos e operação de reatores

UASB. Neste modelo, idealmente, deverá estar contemplado outros fluxos de DQO,

como a produção de material flutuante e o metano dissolvido no efluente, entre outras

parcelas.

- No que concerne a biodegrabilidade do efluente de UASB, é necessário que se invista

na caracterização deste efluente de modo a identificar os correspondentes processos

mais adequados de pós tratamento.

- Quanto à instalação piloto montada para a pesquisa, recomenda-se o aprofundamento

da avaliação de suas características hidrodinâmicas, de maneira a certifica-la como

unidade piloto para utilização em investigações futuras que envolvam a tecnologia de

tratamento por meio de reatores UASB.

122

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