INSTITUTO FEDERAL DO ESPÍRITO SANTO CURSO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL
NATHALIA SOARES COVRE
AVALIAÇÃO DA SEDIMENTABILIDADE DO LODO BIOLÓGICO DE UM PROCESSO DE LODOS ATIVADOS
Vitória 2020
NATHALIA SOARES COVRE
AVALIAÇÃO DA SEDIMENTABILIDADE DO LODO BIOLÓGICO DE UM PROCESSO DE LODOS ATIVADOS
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado à Coordenadoria do Curso de Engenharia Sanitária e Ambiental como requisito parcial para obtenção do título de Graduação em Engenharia Sanitária e Ambiental.
Orientadora: Profª. Dra. Raquel Machado Borges Coorientadora: Enga. M.Sc. Cristal Coser de Camargo
Vitória 2020
Dados Internacionais de Catalogação-na-Publicação (CIP) (Biblioteca Nilo Peçanha do Instituto Federal do Espírito Santo) C873a Covre, Nathalia Soares.
Avaliação da sedimentabilidade do lodo biológico de um processo de lodos ativados /Nathalia Soares Covre– 2020.
92 f. : il. ; 30 cm
Orientadora: Raquel Machado Borges. Coorientadora: Cristal Coser de Camargo.
Monografia (graduação) – Instituto Federal do Espírito Santo,
Coordenadoria de Saneamento Ambiental, Curso Superior de Engenharia Sanitária e Ambiental, Vitória, 2020.
1. Esgotos – Tratamento. 2. Águas residuais – Purificação –
Tratamento biológico. 3. Lodo residual. 4. Engenharia sanitária. 5. Saneamento. 6. Gestão ambiental. . I.Borges, Raquel Machado. II. Camargo, Cristal Coser de. III. Instituto Federal do Espírito Santo. IV. Título.
CDD 21 – 628.3
AVALIAÇÃO DA SEDIMENTABILIDADE DO LODO BIOLÓGICO DE UM PROCESSO DE LODOS ATIVADOS
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado à Coordenadoria do Curso de Engenharia Sanitária e Ambiental como requisito parcial para obtenção do título de Graduação em Engenharia Sanitária e Ambiental.
Aprovado em 17 de Setembro de 2020.
COMISSÃO EXAMINADORA
Profª. Drª. Raquel Machado Borges Instituto Federal do Espírito Santo
Orientadora
Engª. M.Sc. Cristal Coser de Camargo RioVivo Ambiental
Coorientadora
Profª. Drª. Márcia Regina Pereira Lima Instituto Federal do Espírito Santo
Examinadora Interna
Engª. M.Sc. Tatiana Izato Assis Universidade Federal do Espírito Santo
RESUMO
A sedimentabilidade do lodo biológico das estações de tratamento de esgoto tem sido estimada por meio de ensaios do Índice Volumétrico de Lodo (IVL). Esta metodologia, no entanto, provê uma medição de baixo nível de sedimentabilidade, a qual representa somente um registro momentâneo do comportamento do lodo no processo de sedimentação. Para otimizar a operação e auxiliar na tomada de decisão, ganham importância métodos que permitem identificar diferentes regimes de sedimentação associados a diferentes condições operacionais que, por sua vez, impactam nas diferentes características de lodo biológico. Neste trabalho, implementou-se os testes de Limite de Floculação (TOF) e de Sedimentação em Batelada (Batch Settling) para avaliar a sedimentabilidade do lodo biológico de um sistema de lodos ativados, buscando-se correlacionar os resultados obtidos com as características do esgoto afluente, com as características do lodo biológico e com as condições operacionais adotadas na ETE. O estudo foi dividido em 3 campanhas de teste, sendo a primeira caracterizada predominantemente por clima seco e as duas últimas marcadas por sucessivos eventos chuvosos. Verificou-se que, as precipitações pluviométricas intensas, juntamente com os demais fatores apresentados, podem ter prejudicado a formação dos flocos biológicos, resultando em flocos com maior abundância de bactérias filamentosas, de estrutura difusa e de baixa densidade. As concentrações de TOF encontradas foram de 145 a 155 mg/L (campanha 1), 100 mg/L (campanha 2) e entre 60 e 100 mg/L (campanha 3). A campanha 1 obteve velocidades de sedimentação mais rápidas (média de 5,08 m/h) , enquanto as curvas de sedimentação das campanhas 2 e 3 mostraram um comportamento predominantemente compressivo, com velocidades mais baixas (médias de 3,42 e 2,49 m/h, respectivamente), evidenciando que a eficiência de compactação da manta de lodo foi consideravelmente melhor na primeira campanha, enquanto as demais apresentaram um lodo expansivo e com maior limitação à sedimentação.
Palavras-chave: Tratamento de Esgotos. Lodos Ativados. Teste de Sedimentabilidade. Decantador secundário.
ABSTRACT
The settleability of biological sludge at wastewater treatment plants (WWTP) has been estimated through Sludge Volumetric Index tests (SVI). This methodology, however, provides a low level of settleability measurement, which only represents a momentary recording of the sludge settling behavior. In order to optimize the operation and assist in decision-making, methods that allow the identification of different settling regimes associated with different operational conditions which, in turn, impact on the different characteristics of biological sludge, are gaining importance. In this work, the Threshold of Flocculation (TOF) and Batch Settling tests were implemented to assess the settleability of the biological sludge in an activated sludge system, seeking to correlate the results obtained with the characteristics of the influent sewage, the biological sludge and the operational conditions adopted in the WWTP. The study was divided into 3 measurement campaigns, the first characterized predominantly by dry weather and the last two marked by successive rainy events. It was found that the intense rainfall, along with the other factors presented, may have impaired the formation of biological flocs, resulting in flocs with a greater abundance of filamentous bacteria, diffuse structure and low density. The TOF concentrations found were between 145 to 155 mg/L (campaign 1), 100 mg/L (campaign 2) and between 60 to 100 mg/L (campaign 3). Campaign 1 obtained faster settling velocities (average of 5.80 m/h), while the sedimentation curves of campaigns 2 and 3 showed a predominantly compressive behavior, with lower velocities (average of 3.42 and 2.49 m/h, respectively), evidencing that the compaction efficiency of the sludge blanket was considerably better in the first campaign, while the others presented an expansive sludge with greater limitation to sedimentation.
Keywords: Wastewater Treatment. Activated Sludge. Settleability Test. Secondary Settler.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Etapas de tratamento de esgoto e suas finalidades ... 15
Figura 2 – Lodos ativados convencional ... 18
Figura 3 – Esquema de operação de uma ETE com sistema Unitank ... 20
Figura 4 – Aspectos que influenciam a sedimentabilidade do lodo ... 21
Figura 5 – Variação da velocidade sedimentação em zona (a) e do Índice Volumétrico de lodo (b) em função do pH ... 23
Figura 6 – Esquema de um floco de lodo ativado ... 24
Figura 7 – Floco ideal, grande e compacto (contraste de fase, 250x) ... 25
Figura 8 – Microscopia, ampliada em 100x, com contraste de fase, de Microflocos (a), Pontes entre os flocos (b) e Floco de estrutura difusa (c) ... 26
Figura 9 – Causas do crescimento de filamentos em lodos ativados ... 26
Figura 10 – Causas e efeitos de problemas relacionados à formação dos flocos em sistemas de lodos ativados ... 27
Figura 11 – IVL e concentração de SST do liquor misto durante 227 dias ... 28
Figura 12 – Evolução do diâmetro e IVL durante os dois períodos experimentais (a) e suas correlações (b) ... 29
Figura 13 – Alteração na vazão, temperatura e condutividade do esgoto e turbidez do efluente final devido a um longo evento chuvoso ... 32
Figura 14 – Comparação entre vazão e carga orgânica durante condições secas e úmidas nas ETE St. Petersburg ... 33
Figura 15 – Boxplot do comportamento do IVL em diferentes condições climáticas . 33 Figura 16 – Regimes de sedimentação ... 34
Figura 17 – Regiões de sedimentação de lodos ativados que ocorrem em um decantador secundário ilustradas em um cilindro graduado ... 35
Figura 18 – Esquema de representação dos intervalos de concentração nos quais ocorrem cada regime de sedimentação ... 36
Figura 19 – Interpretação dos resultados de IVL ... 38
Figura 21 – Curvas de limite de floculação para cada cenário ... 41 Figura 22 – Representação de três tipos de flocos e suas características de sedimentação ... 42 Figura 23 – Fases de uma curva de sedimentação em batelada ... 43 Figura 24 – (A) Curvas de sedimentação em batelada a diferentes concentrações de sólidos iniciais, indicando a máxima inclinação de cada curva. (B) A inclinação máxima representa uma medida da velocidade de sedimentação. ... 44 Figura 25 – Relação entre IVL e VSZ ... 44 Figura 26 – Características do esgoto bruto consideradas em projeto ... 46 Figura 27 – Vista geral das ETEs Mulembá (em destaque) e Mulembá Ampliação .. 47 Figura 28 – Esquema de representação do sistema de tratamento de Mulembá ... 48 Figura 29 – Proveta utilizada para o teste de TOF ... 54 Figura 30 – Indicação da interface sólido-líquido em diferentes tempos de sedimentação ... 56 Figura 31 – Microscopia ótica da estrutura dos flocos biológicos... 60 Figura 32 – Vazão e pluviometria ao longo das 3 campanhas ... 63 Figura 33 – IVL, tempo de descarte de lodo e pluviometria ao longo das 3 campanhas ... 65 Figura 34 – Concentração de SST, tempo de descarte, idade do lodo e pluviometria ao longo das 3 campanhas ... 66 Figura 35 – Concentrações de DBO, DQO e NT do esgoto bruto e pluviometria ao longo das 3 campanhas de testes ... 67 Figura 36 – Concentração de óleos e graxas do esgoto bruto e pluviometria ao longo das 3 campanhas ... 68 Figura 37 – Registros de entrada excessiva de gordura em 25/09/2019 (tanque anóxico) e 19/03/2020 (canal de entrada de esgoto bruto) ... 69 Figura 38 – Concentração de cloreto e pluviometria ao longo das 3 campanhas ... 70 Figura 39 – Curvas de limite de floculação e remoção de turbidez da Campanha 1 . 71 Figura 40 – Curvas de limite de floculação e remoção de turbidez da Campanha 2 . 71
Figura 41 – Curvas de limite de floculação e remoção de turbidez da Campanha 3 . 72 Figura 42 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 25/05/19 (Campanha 1) ... 75 Figura 43 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 15/06/19 (Campanha 1) ... 75 Figura 44 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 20/06/19 (Campanha 1) ... 76 Figura 45 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 07/12/19 (Campanha 2) ... 76 Figura 46 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 14/12/19 (Campanha 2) ... 77 Figura 47 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 28/12/19 (Campanha 2) ... 77 Figura 48 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 25/01/20 (Campanha 3) ... 78 Figura 49 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 01/02/20 (Campanha 3) ... 78 Figura 50 – Curvas de sedimentação (a) e de velocidade de sedimentação em zona (b) do ensaio realizado em 08/02/20 (Campanha 3) ... 79 Figura 51 – Curvas de velocidade de sedimentação zonal obtidas em cada campanha ... 80 Figura 52 – Curvas de sedimentação de 2600 mg/L das três campanhas ... 81
SUMÁRIO 1 INTRODUÇÃO ... 10 2 OBJETIVOS ... 13 2.1 OBJETIVO GERAL ... 13 2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ... 13 3 REVISÃO DE LITERATURA... 14
3.1 ETAPAS GERAIS DE TRATAMENTO DE ESGOTOS ... 14
3.1.1 Processos biológicos de tratamento... 16
3.2 SISTEMAS DE LODOS ATIVADOS ... 17
3.2.1 Lodos ativados do tipo Unitank ... 19
3.2.2 Fatores que interferem na sedimentabilidade do lodo ... 21
3.3 SEDIMENTABILIDADE DO LODO BIOLÓGICO ... 34
3.3.1 Índice Volumétrico de Lodo (IVL) ... 37
3.3.2 Teste de Limite de Floculação (TOF – Threshold of Flocculation) ... 39
3.3.3 Testes de sedimentação em batelada ... 43
4 METODOLOGIA ... 46
4.1 CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO ... 46
4.2 ESTUDO DAS CARACTERÍSTICAS DO ESGOTO AFLUENTE ... 50
4.3 ESTUDO DA SEDIMENTABILIDADE DO LODO ... 51
4.4 IDENTIFICAÇÃO DAS CARACTERÍSTICAS DO LIQUOR MISTO ... 51
4.5 IDENTIFICAÇÃO DAS CONDIÇÕES OPERACIONAIS DO PROCESSO EM ESTUDO ... 52
4.6 TESTE DE LIMITE DE FLOCULAÇÃO ... 53
4.6.1 Construção do protótipo e execução do teste de limite de floculação .... 53
4.6.2 Condições aplicadas para execução do TOF ... 54
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES ... 57
5.1 IDENTIFICAÇÃO DAS CARACTERÍSTICAS DO ESGOTO AFLUENTE ... 57
5.2 IDENTIFICAÇÃO DAS CARACTERÍSTICAS DO LIQUOR MISTO ... 58
5.3 IDENTIFICAÇÃO DAS CONDIÇÕES OPERACIONAIS E DE FATORES DE INFLUÊNCIA ... 61
5.4 RESULTADOS DOS TESTES DE SEDIMENTAÇÃO ... 70
5.4.1 Teste de limite de floculação ... 70
5.4.2 Teste de sedimentação em batelada ... 74
6 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES ... 84
REFERÊNCIAS ... 85
1 INTRODUÇÃO
O Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento – SNIS indicou que, em 2018, apenas 53,2% da população total dispunha de rede coletora de esgotos (BRASIL, 2019). Em áreas urbanas este índice foi de 60,9%. Destes 53,2% de esgotos coletados no país, 74,5% são tratados. Considerando ainda o total de esgotos gerados em todo o Brasil, incluindo esgotos coletados e não coletados, apenas 46,3% passa por algum tipo de tratamento.
O lançamento de esgotos e a poluição de corpos d’água estão intimamente relacionados, visto que a contaminação dos recursos hídricos pode ser resultado da insuficiência de ações de saneamento básico. É crescente a preocupação com o grau de tratamento de esgotos, sua destinação final, e suas consequências sobre o meio ambiente. Dessa maneira, frente à degradação intensa dos recursos hídricos, parte das águas residuárias de diversas cidades brasileiras vêm sendo tratadas em estações de tratamento de esgoto (ETEs), as quais operam com diferentes tecnologias. Nestes sistemas de tratamento a eficiência de remoção de demanda bioquímica de oxigênio (DBO) pode alcançar níveis acima de 90%, o que permite que o efluente retorne aos mananciais com um bom grau de pureza (VON SPERLING, 2012).
Dentre diversas tecnologias, o tratamento biológico de águas residuárias do tipo Lodos Ativados é muito utilizado no mundo todo, visto que é capaz de produzir um efluente de alta qualidade, que pode superar os padrões estabelecidos em lei, associado à pequena área requerida de implantação, se comparado às lagoas de estabilização, por exemplo (BENTO et al., 2005). No entanto, destaca-se como pontos questionáveis na implantação de estações de lodos ativados seus elevados custos operacionais, como energia elétrica, produtos químicos, análises laboratoriais e custos com a destinação final do lodo gerado (PETERLI, 2012).
Para se alcançar um bom desempenho no tratamento, é necessário o controle das condições operacionais ótimas, tais como o nível de oxigênio dissolvido (OD) no
tanque de aeração, a relação alimento/microrganismos (A/M), o tempo de detenção hidráulica, a idade do lodo, entre outros (VON SPERLING, 2012).
Em geral, esses sistemas consistem no tratamento de águas residuárias dado em duas etapas: a biodegradação e a separação da biomassa. Grande atenção foi dada à etapa de biodegradação e os resultados de diferentes estudos contribuíram para sua otimização e controle (PEREZ et al., 2006). No entanto, a separação da biomassa do efluente clarificado pela sedimentação por gravidade frequentemente se torna o estágio mais crítico do processo, devido aos diferentes problemas que afetam severamente a sedimentação e compactação do lodo (ERIKSSON et al., 1992).
Consequentemente, a baixa sedimentabilidade do lodo pode acarretar maior turbidez no efluente final, dificultando processos de desinfecção, tais como a desinfecção por radiação ultravioleta, bem como inviabilizar o reuso. Em casos extremos, a presença de sólidos sedimentáveis no efluente final pode resultar no não atendimento aos padrões legais de lançamento (RICHARD, 2003).
Atualmente, a sedimentabilidade do lodo biológico das estações de tratamento de esgoto tem sido estimada por meio de ensaios do Índice Volumétrico de Lodo (IVL). Esta metodologia, no entanto, provê uma medição de baixo nível de sedimentabilidade, a qual representa somente um registro momentâneo do comportamento do lodo no processo de sedimentação. Na realidade, o volume de uma amostra de lodo após 30 minutos de sedimentação dependerá tanto de seu regime zonal, quanto o de compressão, ambos influenciados por uma série de fatores como a composição do lodo ativado e distribuição de tamanho dos flocos. Dessa forma, duas amostras de lodo com diferentes comportamentos de sedimentação podem resultar em valores semelhantes para os parâmetros de sedimentabilidade do lodo (TORFS et al., 2016).
Dada a limitação do método IVL descrito acima, torna-se necessário o desenvolvimento de métodos mais detalhados que possam otimizar a operação e auxiliar tomadas de decisões em relação ao processo. Para tanto, ganham importância métodos que permitem identificar diferentes regimes de sedimentação (discreta, floculenta, em zona e por compressão) associados a diferentes condições
operacionais que, por sua vez, impactam nas diferentes características de lodo biológico.
Neste contexto, o presente estudo visa avaliar a sedimentabilidade do lodo biológico de um processo de lodos ativados, por meio do Teste de Sedimentação em Batelada e do Teste de Limite de Floculação (TOF – Threshold of Flocculation), os quais permitirão avaliar os efeitos de possíveis mudanças operacionais e das características do esgoto afluente sobre a qualidade do efluente tratado.
2 OBJETIVOS
2.1 OBJETIVO GERAL
Avaliar a sedimentabilidade do lodo biológico de uma estação de tratamento de esgoto do tipo Lodos Ativados.
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Analisar as características do esgoto afluente à estação de tratamento de lodos ativados a partir de dados secundários.
Analisar as características do liquor misto do processo de lodos ativados e as condições operacionais do processo em estudo.
Implementar o Teste de Limite de Floculação (TOF) para lodo biológico a partir da construção de um protótipo em escala de bancada.
Avaliar as curvas de sedimentação do lodo biológico por meio do Teste de Sedimentação em Batelada (Batch Settling).
Correlacionar os resultados obtidos por meio dos diferentes testes de sedimentabilidade com as características do esgoto afluente, com as características do lodo biológico e com as condições operacionais adotadas na ETE.
3 REVISÃO DE LITERATURA
3.1 ETAPAS GERAIS DE TRATAMENTO DE ESGOTOS
Von Sperling (2014) define os esgotos como sendo despejos líquidos advindos da água que tem sua qualidade alterada após utilização, sendo compostos por constituintes físicos, químicos e biológicos. Desde que não haja significativa contribuição de despejos industriais, a composição do esgoto doméstico ou sanitário é razoavelmente constante. Este efluente contém aproximadamente 99,9% de água, e apenas 0,1% de sólidos (VON SPERLING, 2014). É devido a essa fração de sólidos que ocorrem os problemas de poluição nas águas, trazendo a necessidade do tratamento.
A instalação de um sistema de coleta e tratamento de esgotos de eficiência promove a melhoria da saúde global e do saneamento, e por consequência, a redução da propagação de doenças de veiculação hídrica, o que ajuda a aliviar o sistema de saúde (MUGA et al., 2009). Dessa maneira, é necessário que todas as zonas urbanas possuam as unidades básicas que compõem um sistema de esgotamento sanitário, ou seja, unidades de coleta, bombeamento, tratamento, destino final e reuso.
A coleta dos esgotos se dá através de tubulações que recebem contribuições divididas por sub-bacias, convergindo a pontos de reunião de cotas baixas e direcionando às estações elevatórias, que recalcam o efluente bruto até a área de tratamento, mais afastada do centro urbano (OLIVEIRA JÚNIOR, 2013).
A estação de tratamento de esgoto (ETE) pode assumir características diferenciadas, em virtude da natureza do tratamento, volume e características das águas residuárias da cidade (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994). O tratamento ocorre por meio de processos físicos, químicos ou biológicos, e podem abranger diferentes níveis, denominados de tratamento preliminar, primário, secundário, terciário e, mais raramente, quaternário (METCALF; EDDY, 2016). A função de cada etapa está descrita na Figura 1.
Figura 1 – Etapas de tratamento de esgoto e suas finalidades
Fonte: Elaborado pela autora (2020)
O tratamento secundário pode ocorrer por meio de processos biológicos como, por exemplo, lodos ativados e sistema de lagoas ou de processos físico-químicos, como coagulação e floculação, precipitação e oxidação química, muito utilizados para tratar efluentes industriais (METCALF; EDDY, 1991). No terciário, pode-se citar como principais processos de desinfecção as lagoas de maturação e polimento, cloração, ozonização e radiação ultravioleta (VON SPERLING, 2014). Por sua vez, no nível quaternário tem-se, principalmente, os processos de oxidação avançada, de separação por membranas e eletrodiálise (SANTOS, 2012).
Os processos biológicos dependem da ação de microrganismos presentes nos esgotos, os quais transformam componentes complexos em compostos simples, tais como sais minerais, gás carbônico e outros. Esses processos reproduzem os fenômenos biológicos que ocorrem na natureza, porém em condições muito mais controladas, em dispositivos racionalmente projetados, condicionando-os em área e tempo economicamente justificáveis (JORDÃO; PESSÔA, 2014).
Por sua vez, os processos em que há utilização de produtos químicos são raramente adotados isoladamente. Por exemplo, a remoção de sólidos por simples sedimentação poderá alcançar níveis elevados se for auxiliada por uma adição de coagulantes,
• Remoção de sólidos grosseiros e areia (grades e desarenadores)
Tratamento preliminar
• Redução de sólidos suspensos e matéria biodegradável (processo físico, sedimentação em decantadores)
Tratamento primário
• Remoção de sólidos suspensos, matéria orgânica e nutrientes (processos biológicos ou físico-químicos)
Tratamento secundário
• Remoção de poluentes específicos, usualmente tóxicos ou compostos não biodegradáveis, desinfecção
Tratamento terciário
• Remoção de matéria orgânica, polimento para remoção de micronutrientes e de metais pesados, desinfecção
Tratamento quaternário
processo conhecido como Tratamento Primário Quimicamente Assistido. Como exemplo de processos químicos comumente adotados em tratamento de esgoto, pode-se citar coagulação e floculação, precipitação e oxidação química (JORDÃO; PESSÔA, 2014).
3.1.1 Processos biológicos de tratamento
A essência do tratamento secundário de esgotos domésticos é a inclusão de uma etapa biológica, na qual os processos de estabilização da matéria orgânica podem ocorrer através de atividades aeróbias, anóxicas ou anaeróbias. Nos processos aeróbios, o oxigênio dissolvido é utilizado pelas bactérias para oxidação da matéria orgânica, produzindo a mais alta quantidade de energia (Equação 1). Após a exaustão de oxigênio dissolvido (OD), as condições passam a ser anóxicas, onde os nitratos (NO3-) disponíveis no meio líquido são convertidos a nitrogênio gasoso (N2), processo chamado de desnitrificação (Equação 2). Quando não há mais nitratos disponíveis no meio, tem-se as condições anaeróbias, em que os sulfatos (SO4-) são reduzidos a sulfetos e o dióxido de carbono (CO2) e o ácido acético são convertidos a metano (CH4), (VON SPERLING, 2016).
C6H12O6 + 6 O2 → 6 CO2 + 6 H2O (condições aeróbias) (1)
2 NO3- -N + H+ → N2 + 2,5 O2 + H2O (desnitrificação) (2)
Dessa maneira, enquanto houver substâncias de maior liberação de energia, as inferiores não serão utilizadas. Pelo fato de ser liberada mais energia através das reações aeróbias que através das anaeróbias, os organismos aeróbios se reproduzem mais rapidamente e a estabilização aeróbia da matéria orgânica se processa a taxas mais rápidas que a anaeróbia, portanto a geração de lodo também é maior (VON SPERLING, 2016).
Cada sistema possui suas particularidades e deve ser analisado dependendo das características do afluente, dos aspectos climáticos, da eficiência desejada, dos
requisitos de área para implantação, dos custos de implantação e operação etc (VON SPERLING, 2014).
Normalmente, os sistemas aeróbios possuem valores de investimento para implantação e operação mais elevados, principalmente no que tange ao custo energético para aeração, necessidade de equipamentos tecnologicamente superiores e destinação do lodo, visto que sua produção tende a ser maior que nos sistemas anaeróbios. Como vantagem, em geral, os sistemas aeróbios apresentam maior eficiência de remoção de DBO quando comparados aos anaeróbios (ANDRADE, 2012).
Por sua vez, os sistemas anaeróbios trazem como vantagem a reduzida mecanização e baixo consumo energético, visto que não é necessária a injeção de ar no sistema. Além disso, a taxa de geração de lodo residual é menor e, em geral, os custos de implantação e operação são menores quando comparados aos sistemas aerados. Em contrapartida, deve-se considerar a possível ignição do biogás gerado, especialmente quando se trata de grandes unidades, possibilitando a queima e conversão do metano em gás carbônico, devido ao seu risco operacional e buscando mitigar a emissão de gases de efeito estufa (ANDRADE, 2012), visto que o primeiro é cerca de 25 vezes mais poluidor o gás carbônico, conforme indica o Painel Intergovernamental sobre Mudanças Climáticas (IPCC, 2007).
3.2 SISTEMAS DE LODOS ATIVADOS
O processo de lodos ativados convencional, que se constitui como um dos tipos de tratamento biológico aplicados em estações de tratamento de esgoto, consiste na estabilização da matéria orgânica por microrganismos aeróbios. No tanque de aeração ocorrem as reações bioquímicas de remoção de matéria orgânica, e a biomassa utiliza-se do substrato presente no esgoto bruto para se desenvolver. No
decantador secundário ocorre a sedimentação dos sólidos, permitindo que o efluente final saia clarificado (VON SPERLING, 2012).
Uma particularidade do processo de lodos ativados é o retorno do lodo biológico sedimentado no decantador secundário para o tanque de aeração (reator), de forma a aumentar a concentração de biomassa nesta unidade e assim manter em equilíbrio a relação alimento/microrganismo (A/M). Quanto maior for a concentração de bactérias em suspensão, maior deverá ser o consumo de substrato. A taxa de crescimento bacteriano, entretanto, deve ser controlada para que haja a remoção uniforme do substrato e não cause o desequilíbrio entre alimento e microrganismos (BRASIL, 2008). A Figura 2 apresenta o fluxograma típico do sistema de lodos ativados convencional e tratamento da fase sólida.
Figura 2 – Lodos ativados convencional
Fonte: Von Sperling (2012, f. 319)
Embora o conceito seja muito simples, o controle do processo de tratamento é bastante complexo, devido ao grande número de variáveis que podem afetá-lo, dentre eles, as alterações na quantidade de biomassa dos tanques de tratamento (AHANSAZAN et al., 2014).
No tanque de aeração, devido à entrada contínua de alimento, os microrganismos crescem e se reproduzem continuamente. Caso fosse permitido que a população dos mesmos crescesse de forma indefinida, eles tenderiam a alcançar concentrações excessivas no reator, dificultando a transferência de oxigênio a todas as células. Além
disso, o decantador ficaria sobrecarregado, e os sólidos não teriam mais condições de sedimentar satisfatoriamente, prejudicando a qualidade do efluente final (VON SPERLING, 2012).
Dessa maneira, para manter o equilíbrio do sistema, é necessário que se retire aproximadamente a mesma quantidade de biomassa que é aumentada por reprodução, configurando-se em lodo excedente, que deve receber outro tipo de tratamento, geralmente compreendendo adensamento, estabilização e desidratação (VON SPERLING, 2012).
Existem ainda tecnologias que utilizam o mesmo princípio de lodos ativados, entretanto possuem algumas particularidades, como é o caso do Unitank. Da mesma forma, essa tecnologia utiliza a aeração como princípio para a oxidação da matéria orgânica e a sedimentação para a fase de separação entre o efluente tratado e o lodo ativado, porém, agregando como diferencial o processo de desnitrificação (FORNARI, 2004). Esse sistema está detalhado no tópico 3.2.1 deste trabalho.
3.2.1 Lodos ativados do tipo Unitank
O sistema Unitank consiste em um tanque retangular subdividido em cinco compartimentos ligados hidraulicamente, sendo composto por um tanque anóxico, dois tanques de aeração e dois tanques de aeração/decantação, que alternam o funcionamento entre aerador e decantador conforme a fase de operação do sistema (PETERLI, 2012). Para o tratamento do lodo biológico, pode-se verificar, por exemplo, tanques digestores aeróbios e adensadores (Companhia Espírito Santense de Saneamento – CESAN, 2016). A Figura 3 representa o esquema de uma ETE Unitank em operação, similar à estação na qual este estudo será aplicado.
Figura 3 – Esquema de operação de uma ETE com sistema Unitank
Fonte: Cesan (2016, f. 23)
Seguindo o esquema anterior, após passar pelo tratamento preliminar (gradeamento e caixa de areia), o esgoto bruto adentra o tanque anóxico (Tanque 1) e segue por gravidade para o tanque de aeração/decantação (Tanque 2) seguido do tanque de aeração contínua (Tanque 3). Devido à presença de oxigênio dissolvido (OD) na massa líquida nos tanques aeradores, ocorre a reação de nitrificação, que consiste no processo microbiológico de oxidação do nitrogênio amoniacal a nitrito (NO2-) e, posteriormente, a nitrato (NO3-). A remoção do nitrogênio amoniacal tem fundamental importância na redução do impacto eutrofizante sobre os corpos hídricos receptores e na redução dos danos causados à biota aquática devido a sua toxicidade (HU et al., 2013).
Em seguida, o esgoto retorna ao tanque anóxico (Tanque 1) para que ocorra a desnitrificação, processo no qual os nitratos são utilizados por microrganismos heterotróficos como aceptores de elétrons na respiração, sendo reduzidos a nitrogênio gasoso (N2). A desnitrificação resulta, portanto, na remoção efetiva de nitrogênio da massa líquida, visto que o N2 é liberado para a atmosfera (VON SPERLING, 2007).
Como o esgoto previamente aerado misturou-se ao esgoto bruto no tanque anóxico, ele passa novamente por um tanque de aeração (Tanque 4) e, posteriormente, é deixado sedimentar no decantador (Tanque 5). Nesta etapa ocorre a separação do
lodo biológico e do efluente tratado, sendo que o efluente pode seguir para a desinfecção e o lodo passar por um tratamento específico para ser estabilizado (Tanque 6).
O Unitank introduziu o conceito de operação cíclica, configurando-se como um processo de fluxo contínuo e alternado. A alternância da operação unitária de aeração para sedimentação entre os dois reatores de aeração/decantação (Tanques 2 e 5) possibilitou o aperfeiçoamento da remoção biológica de nutrientes pelo processo de lodos ativados (FORNARI, 2004).
3.2.2 Fatores que interferem na sedimentabilidade do lodo
A separação de fases na etapa de sedimentação do processo de lodos ativados pode ser impactada por diversos fatores, sejam eles relacionados às condições operacionais ou ambientais. A Figura 4 mostra uma visão geral de aspectos que influenciam a sedimentabilidade do lodo, e serão melhor detalhados nos tópicos a seguir.
Figura 4 – Aspectos que influenciam a sedimentabilidade do lodo
A temperatura, por exemplo, afeta os aspectos bioquímicos e físicos do lodo ativado através do seu efeito sobre as taxas de reações, de adsorção de solutos e a viscosidade da água (CETIN; SURUCU, 1990). Nos estudos de Cetin e Surucu (1990) e Krishna e van Loosdrecht (1999), constatou-se que a temperatura influenciou a sedimentação e que à medida que ela aumentou de 10 a 35 ºC, os valores de IVL também aumentaram de 40 a 140 ml/g, enquanto a velocidade de sedimentação em zona diminuiu de 10,8 até 4,3 m/h. No trabalho de Yang, Zhao e Du (2017) verificou-se que, embora os três sistemas estudados mantivesverificou-sem bons níveis de remoção de demanda química de oxigênio (DQO) e nitrogênio, o bulking de lodo ocorria à medida que a temperatura aumentava do inverno para primavera.
Em contrapartida, Ramin et al. (2014), em seus resultados, concluiu ser insignificante o efeito direto de diferentes temperaturas na reologia do lodo ativado, enquanto Jones e Schuler (2010) verificaram que no tempo frio (abaixo de 21 ºC) a sedimentabilidade piorou significativamente, em relação ao verão (temperatura média de 26,1 ºC) , em três dos quatro sistemas estudados, concluindo que variações sazonais na sedimentação são comuns em plantas de escala real, mas não é possível afirmar que valores de IVL sejam tipicamente mais elevados no inverno do que no verão.
Por sua vez, existem evidências de que o pH em desequilíbrio afete a atividade enzimática e a taxa de crescimento microbiana. Segundo Sobrinho (1983), o pH no tanque de aeração tem grande influência no tipo de microrganismo que irá crescer no lodo ativado; os flocos considerados desejáveis no processo são observados em uma faixa ótima que varia de 6 a 9. Baixos valores de pH, provocados por uma carga de choque, devido a uma variação momentânea do afluente ao tanque de aeração causa a desfloculação do lodo ativado, formando os flocos dispersos (pin-point flocs) e aumentando, consequentemente, a turbidez no efluente final. Entretanto, quando o pH é mantido baixo no reator por longos períodos de tempo, observa-se a produção de um lodo predominantemente formado por organismos filamentosos, com más características de sedimentabilidade.
Cetin e Surucu (1990) verificaram que, à temperatura de 15°C, à medida que o pH dos reatores aumentou (de 5 para 10), aumentou-se a capacidade de floculação das bactérias e, consequentemente, também ocorreu o aumento de 900% na velocidade
de sedimentação em zona e de 80% na diminuição do IVL, conforme evidencia a Figura 5.
Figura 5 – Variação da velocidade sedimentação em zona (a) e do Índice Volumétrico de lodo (b) em função do pH
Fonte: Adaptado de Sobrinho (1983, f. 253)
3.2.2.1 Formação dos flocos biológicos
A eficiência do processo de tratamento de lodos ativados depende, dentre outros fatores, da capacidade de floculação da biomassa ativa e da composição dos flocos formados (BENTO et al., 2005), os quais impactam diretamente na sedimentação que ocorre no decantador secundário. Os flocos biológicos constituem um microssistema formado por diversos microrganismos, como bactérias, fungos, protozoários, rotíferos, nematóides, sendo as bactérias as principais responsáveis pela estabilização da matéria orgânica e formação dos flocos, por meio da conversão da matéria orgânica biodegradável em novo material celular, CO2, água e outros produtos inertes (JORDÃO; PESSÔA, 2014).
A estrutura do floco é dividida em dois níveis: macroestrutura e microestrutura. A macroestrutura é responsável pela estruturação do lodo, e é formada principalmente por bactérias filamentosas agregadas pelos seus polímeros extracelulares. Como
demonstra a Figura 6, nesta estrutura, agregam-se os microrganismos formadores de flocos, principalmente bactérias não filamentosas, constituintes da microestrutura. Esta, por sua vez, é a base para a formação do floco e é formada por bactérias formadoras de floco, fungos, protozoários e micrometazoários (SCHMIDELL et al., 2007).
Figura 6 – Esquema de um floco de lodo ativado
Fonte: Von Sperling (2016, f. 12)
Por serem muito suscetíveis às alterações do processo, os componentes da microfauna revelam tendências do processo, sendo portanto utilizados como parâmetros indicadores da qualidade de depuração, da eficiência de remoção de sólidos suspensos, do nível de aeração aplicado no sistema, das condições de sedimentação do lodo, da presença de componentes tóxicos, entre outros (GERARD, 2002).
Os flocos ideais são grandes, densos, compactos (Figura 7), de aspecto resistente, e devem ser formados por uma distribuição adequada de microrganismos formadores de flocos e filamentosos (SCHMIDELL et al., 2007). A escassa presença de filamentos (Figura 8a) pode gerar flocos sem resistência estrutural, que se quebram facilmente, gerando fragmentos pequenos que sedimentam lentamente, que são conhecimentos como microflocos (pin-point flocs) (JIN; WILÉN; LANT, 2003). Os flocos mais pesados e maiores sedimentam e compactam bem, mas o mesmo não ocorre com os de menor
tamanhos e mais leves. Embora o IVL seja até menor que 70 ml/g, o efluente costuma apresentar turbidez e sólidos suspensos em maior concentração (JORDÃO; PESSÔA, 2014).
Figura 7 – Floco ideal, grande e compacto (contraste de fase, 250x)
Fonte: Rossetti, Tandoi e Wanner (2017, f. 54)
Já os flocos com excesso de filamentos podem levar ao fenômeno conhecido como intumescimento do lodo (bulking filamentoso), podendo ocorrer a formação de uma rede de flocos agregados (Figura 8b). Esses flocos tendem a ser pouco compactos (Figura 8c) e pouco densos, o que resulta em uma sedimentação mais lenta (MARTINS et al., 2004). Para esses casos, Gray (2004) indica valores de IVL até acima de 150 ml/g como resultados típicos de testes de sedimentabilidade. Como consequências típicas do intumescimento filamentoso, pode-se citar a baixa concentração do lodo recirculado, a dificuldade em manter a concentração de lodo desejada nos reatores, más características de desidratação do lodo e arraste de sólidos, devido à má compactação da manta de lodo (WANNER, 1994). Os organismos filamentosos mais comuns em sistemas de lodo ativado e a possível causa de seu desequilíbrio estão listados na Figura 9.
Figura 8 – Microscopia, ampliada em 100x, com contraste de fase, de Microflocos (a), Pontes entre os flocos (b) e Floco de estrutura difusa (c)
Fonte: Jenkins, Richard e Daigger (2004, f. 6)
Figura 9 – Causas do crescimento de filamentos em lodos ativados
Fonte: Adaptado de Richard (2003, f. 9)
Quando há uma falha na microestrutura dos flocos, a qual impede a ligação dos microrganismos entre si, tem-se o caso de crescimento disperso. O mesmo é causado pela baixa produção de biopolímeros extracelulares ou ruptura da ponte desses polímeros que mantém os microrganismos unidos uns aos outros, o que impede a ocorrência de biofloculação (JENKINS; RICHARD; DAIGGER, 2004). Desta forma, os microrganismos permanecem dispersos no meio de cultura como células individuais ou como pequenos agregados, resultando numa sedimentação pouco eficiente (SCHMIDELL et al., 2007).
O crescimento disperso é geralmente observado em sistemas operados com baixos valores de idade de lodo e na fase inicial de operação do sistema. Essa ocorrência pode ser explicada pela elevada concentração de substratos rapidamente biodegradáveis no reator biológicos, não estimulando as bactérias a sintetizarem esses tipos de compostos ou, pela presença de algum composto tóxico ou inibitório no esgoto, provocando o bloqueio da síntese de biopolímeros (WANNER, 1994).
Ao contrário do crescimento disperso, o bulking viscoso, também conhecido como
bulking não filamentoso, é ocasionado pela produção excessiva de polímeros
extracelulares pelas bactérias formadoras de floco, os quais possuem características de colóides hidrofílicos, o que os tornam retentores de água (JENKINS; RICHARD; DAIGGER, 2004). Como consequência, os flocos tornam-se gelatinosos, com baixa massa específica, baixa velocidade de sedimentação e compressão ruim. Essa condição geralmente ocorre em sistemas com limitação de nutrientes ou quando o sistema opera com relação A/M muito elevada (ROSSETTI; TANDOI; WANNER, 2017). A Figura 10 apresenta um resumo das diversas condições de formação dos flocos biológicos apresentadas nesta seção.
Figura 10 – Causas e efeitos de problemas relacionados à formação dos flocos em sistemas de lodos ativados
Fonte: Adaptado de Jenkins, Richard e Daigger (2004, f. 2)
Govoreanu et al. (2003) estudaram a estrutura do floco e as propriedades de sedimentação, relacionando-as com a dinâmica populacional do lodo ativado de uma
planta piloto de tecnologia de reator de batelada sequencial durante 227 dias. Os autores observaram três estágios distintos na evolução das propriedades estruturais dos flocos. O primeiro correspondeu à presença predominante de bactérias formadoras de flocos (Figura 11-I), em que o IVL revelou boas propriedades de sedimentação. O segundo foi um período curto (dias 91 a 126), no qual os filamentos começaram a crescer, mas um equilíbrio entre as bactérias formadoras de flocos e as filamentosas resultou em boas propriedades de sedimentação (Figura 11-II). Por fim, no terceiro estágio, associado à formação de um grande número de organismos filamentosos, ocorreu o aumento da estrutura do floco e do IVL (Figura 11-III).
Figura 11 – IVL e concentração de SST do liquor misto durante 227 dias
Fonte: Adaptado de Govoreanu et al. (2003, f. 14)
Ainda como parte dos resultados, durante os dias 1 a 70 (Figura 12a-I), o aumento do diâmetro médio dos flocos correlacionou-se bem com uma diminuição no IVL (Figura 12b-I). No período de 154 a 227 dias (Figura 12a-II), observou-se que ocorreu o aumento da quantidade de filamentosas, resultando no aumento do tamanho médio dos flocos e aumento do IVL (Figura 12b-II). Segundo os autores, essas observações sugeriram que, em geral, uma correlação entre o tamanho do floco e as propriedades de sedimentação é altamente dependente do tipo de microrganismos presentes na estrutura do floco (GOVOREANU et al., 2003).
Figura 12 – Evolução do diâmetro e IVL durante os dois períodos experimentais (a) e suas correlações (b)
Fonte: Adaptado de Govoreanu et al. (2003, f. 13)
3.2.2.2 Precipitação pluviométrica
Em grande parte dos casos, as ETEs são projetadas para receber o volume de esgoto projetado para a população a ser atendida, considerando ainda as características físico-químicas e biológicas do efluente a ser tratado. Quando as tubulações pluviais são ligadas à rede de esgoto pode haver um excesso do volume coletado, levando ao extravasamento na rede, diluição dos esgotos e mau funcionamento da ETE (COMPANHIA SANEAMENTO DE JUNDIAÍ, 2016). Entretanto, pode ocorrer a entrada de água de chuva através de infiltração e de ligações irregulares na rede de esgotamento sanitário. Durante um intenso evento de precipitação pluviométrica, o escoamento de águas pluviais de áreas residenciais, urbanas e agrícolas pode ser contaminado com produtos químicos e microrganismos patogênicos (REEVES et al., 2004), além disso, a vazão pode aumentar consideravelmente, exceder a capacidade de tratamento das instalações e afetar o desempenho do tratamento (MCMAHAN, 2006).
As operações de tratamento de águas residuárias com menor tempo de retenção de lodo e tempo de detenção hidráulica (TDH) e menor concentração de sólidos em suspensão no liquor misto são mais vulneráveis aos fluxos de tempos chuvosos
(ROSE et al., 2004), no entanto, sistemas projetados para operar com vazões mais altas são mais capazes de manter um bom desempenho nessas condições (GRADY
et al., 1999).
As plantas de tratamento de lodos ativados estão sujeitas a condições operacionais transitórias. A carga hidráulica pode variar significativamente devido às variações diurnas e à infiltração de água durante eventos chuvosos, causando a diminuição do tempo de detenção hidráulica do sistema, a diluição do esgoto e afetando os processos físicos e bioquímicos (WILÉN et al., 2006).
Em um sistema de lodos ativados, as concentrações do liquor misto no tanque de aeração podem variar de 500 a 5000 mg SST/L, dependendo do projeto e das características operacionais da ETE. Se essa concentração se reduzir para valores abaixo do nível mínimo durante a operação, a capacidade do processo de desenvolver um floco de lodo de sedimentação adequada diminui (GRADY et al., 1999). Além disso, dependendo do prolongamento do período de clima seco antecedente, sedimentos acumulados podem ser levados para a estação de tratamento durante os eventos chuvosos (LARSEN et al., 1998). Dessa forma, a qualidade e propriedade do esgoto afetarão os processos biológicos tais como nitrificação, desnitrificação e degradação do material orgânico, fornecendo quantidades ou qualidades diferentes de doadores ou receptores de elétrons, mas também podem afetar as propriedades físicas dos flocos ou partículas do lodo na água (WILÉN et al., 2006).
O processo de floculação e adsorção de partículas e coloides das águas residuárias é um parâmetro crucial para a qualidade dos efluentes. Os flocos de lodo têm uma composição complexa, onde os componentes principais são células bacterianas incorporadas em uma matriz composta de substância poliméricas extracelulares (SPE) (FROLUND et al., 1996). A SPE é altamente carregada de polímeros que interagem com água e íons na fase aquosa e determina a carga superficial dos flocos (KEIDING et al., 2001). A ligação de pequenos componentes do floco, como células bacterianas, ou partículas adsorvidas das águas residuárias depende das propriedades da superfície, que podem mudar rapidamente, conforme as diferentes condições operacionais e as características do esgoto afluente, as quais podem ser alteradas devido às precipitações pluviométricas (NIELSEN; KEIDING, 1998).
Wilén et al. (2006) avaliaram o efeito dos eventos chuvosos sobre a dinâmica da qualidade do efluente de uma estação em escala real de lodos ativados. Os autores reforçaram que, devido a alterações sazonais e outras variações do desempenho do processo, é importante observar os eventos chuvosos durante um período mais limitado de tempo. Dessa maneira, os autores estudaram dois períodos, de aproximadamente 2 semanas cada, com alguns eventos chuvosos, e encontraram uma clara relação entre a o índice pluviométrico e os demais parâmetros, como a vazão afluente, a temperatura do efluente, a condutividade afluente e a turbidez do efluente.
A Figura 13 mostra o registro dos parâmetros considerando o período de ocorrência de um típico longo evento chuvoso de verão. Por ela é possível observar que a condutividade afluente diminuiu ao passo que a vazão de esgoto bruto (QB) teve um aumento de 280% e parte do esgoto precisou ser desviado após a sobrecarga hidráulica dos decantadores secundários. O primeiro pico de turbidez do efluente ocorreu 5h após o fluxo aumentar, e pode ser devido a sedimentos erodidos do esgoto que entraram na planta com compostos tóxicos ou uma carga extra de partículas que não são adsorvidas aos flocos. Isso também ocorreu aproximadamente um ciclo de TDH depois da ocorrência do pico de condutividade. A alteração na turbidez do efluente final não foi sempre proporcional à vazão ou à condutividade, mas seguiu um padrão similar. Segundo os autores, isso provavelmente se deve a diferenças nas características dos flocos de lodo (WILÉN et al., 2006).
Já a temperatura caiu de 18.9 °C para 17,2 °C e demorou várias horas para se recuperar. A queda de temperatura pode ter efeitos diferentes na estabilidade do floco, como diminuir a atividade microbiana ou diminuir a viscosidade da água, o que torna o processo de agregação e sedimentação menos eficiente, ao mesmo tempo em que os flocos são submetidos a forças de cisalhamento mais altas (WILÉN et al., 2006).
Figura 13 – Alteração na vazão, temperatura e condutividade do esgoto e turbidez do efluente final devido a um longo evento chuvoso
Fonte: Adaptado de Wilén et al. (2006, f. 207)
McMahan (2006) analisou a região de St. Petersburg, que conta com uma estação de lodos ativados, localizada na Flórida (Estados Unidos). O intuito do estudo foi de identificar se o tratamento de águas residuárias é prejudicado durante os períodos de aumento de chuva e comparar as políticas atuais que abordam esse problema.
O autor verificou que na ETE de St. Petersburg a vazão e a carga orgânica afluentes aumentaram significativamente durante condições úmidas (chuvas acima de 12,5 mm de chuva), conforme evidencia a Figura 14, enquanto a DBO e o SST afluentes não foram significativamente diferentes entres as condições secas e úmidas. Já em relação ao efluente final, verificou-se que as concentrações de DBO aumentaram significativamente durante os períodos de precipitação elevada. A vazão de projeto dessa ETE é de 876 L/s e, durante o período estudado, a instalação tratou entre 876 e 1752 L/s, com as maiores vazões durante as condições úmidas, dessa forma, tendo limitada a remoção de DBO em tais períodos (MCMAHAN, 2006). Ainda, segundo o autor, o aumento no fluxo do decantador secundário reduziu o tempo de detenção hidráulica, reduzindo a oportunidade de partículas finas sedimentarem.
Figura 14 – Comparação entre vazão e carga orgânica durante condições secas e úmidas nas ETE St. Petersburg
Fonte: Adaptado de McMahan (2006, f. 54)
No trabalho de Uliana (2018), buscou-se avaliar o IVL de uma estação de tratamento
Unitank, correlacionando as variáveis operacionais e os parâmetros que interferem na
sedimentabilidade do lodo. Foi observado que os valores de IVL variaram nas condições de tempo nublado para chuvoso e de chuvoso para ensolarado. Durante o período de clima chuvoso, os valores de IVL apresentaram a maior amplitude interquartis, indicando uma maior variabilidade de resultados nesta condição, conforme evidenciado na Figura 15.
Figura 15 – Boxplot do comportamento do IVL em diferentes condições climáticas
Fonte: Uliana (2018, f. 142)
Graveleau, Cotteux e Dechene (2005) também observaram que em 80% dos altos valores de IVL registrados podem estar associados a diluição do efluente por água de chuva ou variações de fluxo hidráulico.
3.3 SEDIMENTABILIDADE DO LODO BIOLÓGICO
O decantador secundário possui papel fundamental no processo de lodos ativados, sendo o principal responsável pela separação dos sólidos suspensos no reator, permitindo a produção de um efluente clarificado, e densificação dos sólidos suspensos no fundo do decantador, possibilitando o retorno de lodo com altas concentrações, mantendo a biomassa dentro do sistema (VON SPERLING, 2012). Dessa forma, a operação adequada de uma estação de tratamento de esgoto depende da etapa de sedimentação. Os decantadores secundários são comumente as últimas unidades do sistema antes do tratamento terciário, se houver, ditando a qualidade do efluente final em termos de sólidos em suspensão, demanda bioquímica de oxigênio e nutrientes (HIGA, 2005).
Como ilustra a Figura 16, o comportamento de sedimentação de uma suspensão, como lodo secundário, esgoto bruto ou lodo granular é governada por suas concentrações e tendências de floculação, e pode ser classificada em quatro regimes (Ekama et al., 1997).
Figura 16 – Regimes de sedimentação
Fonte: Adaptado de Ekama et al. (1997)
A sedimentação discreta ocorre em concentrações muito baixas, em que as partículas decantam individualmente. Este regime acontece na região superior do decantador
secundário (Figura 17) e, visto que a concentração é muito diluída, há pouco contato físico entre as partículas, portanto elas não influenciam o comportamento de sedimentação umas das outras. Cada partícula sedimenta com sua própria velocidade terminal, a qual depende de suas propriedades, como tamanho, porosidade, densidade e formato (LIN, 2007; TORFS et al., 2016).
Por sua vez, a sedimentação floculenta ocorre também em suspensão mais diluída de partículas, entretanto as mesmas interagem e passam a flocular durante a sedimentação, aumentando em massa e sedimentando mais rápido (GOVOREANU, 2004). Esse processo acontece na região média superior do decantador secundário (TORFS et al., 2016).
Aumentando a concentração da suspensão, na região média do decantador secundário, a sedimentação zonal acontece. Uma vez que existem forças de atração entre partículas, elas sedimentam em zona, com a mesma velocidade e direção. Devido à alta concentração de sólidos, o fluido tende a se mover para cima, enquanto a massa de lodo move-se para baixo, mostrando claramente o sobrenadante acima das partículas (MAZDEH, 2014).
Figura 17 – Regiões de sedimentação de lodos ativados que ocorrem em um decantador secundário ilustradas em um cilindro graduado
Em concentrações ainda maiores, os sólidos entram em contato físico e começam a formar uma camada de compressão na região inferior do decantador secundário. Devido ao contato mecânico, esse esforço comprime as partículas fazendo com que a água se mova para cima. Nesse regime a velocidade de sedimentação diminui com o tempo, devido ao aumento da resistência das partículas ao fluxo do fluido, sendo essa taxa de sedimentação muito menor do que na sedimentação em zona (LIN, 2007; MAZDEH, 2014).
A Figura 18 mostra um exemplo das faixas de concentração nas quais ocorrem cada regime de sedimentação. Este exemplo de resultado foi obtido por Covre (2018), após a aplicação dos testes de limite de floculação (seção 3.3.2) e de sedimentação em batelada (seção 3.3.3) em uma planta piloto de lodos ativados, localizada em Quebéc – Canadá.
Figura 18 – Esquema de representação dos intervalos de concentração nos quais ocorrem cada regime de sedimentação
Fonte: Adaptado de Covre (2018, f. 24)
A seguir serão apresentados alguns testes que podem ser utilizados para a determinação das características da sedimentação do lodo, incluindo os citados no exemplo acima.
3.3.1 Índice Volumétrico de Lodo (IVL)
Segundo Kinnear (2002), os métodos atuais de caracterização de sedimentação convencional, como o Índice Volumétrico de Lodo, são bons indicadores qualitativos de boa ou má sedimentação, entretanto não fornecem quantificação das propriedades de sedimentação. Isso se deve ao fato de o IVL ser amplamente centrado na sedimentação compressiva do lodo, portanto é um indicador bruto das propriedades de sedimentação e não pode ser relacionado à qualidade do efluente.
O IVL é a medida mais comumente utilizada para avaliar o processo de sedimentação de lodos ativados (JONES; SCHULER, 2010). Devido a sua simplicidade e facilidade de medição, o IVL foi amplamente adotado (KEINATH; WAHLBERG, 1988), e continua sendo utilizado como uma medição quantitativa das propriedades do lodo (BYE; DOLD, 1998).
Esse índice pode ser definido como o volume ocupado por 1 g de lodo após 30 minutos de sedimentação em um cilindro (APHA, 1992). Ele é obtido colocando-se uma amostra do liquor misto em um cilindro graduado com volume de 1 a 2 litros e medindo-se a altura da interface sólido-líquido após 30 minutos de sedimentação, bem como a posterior realização de análise de concentração de SST na amostra (METCALF; EDDY, 2016). A Equação 3 indica como é calculado esse índice.
𝐼𝑉𝐿30 = 𝑆𝑠𝑒𝑑30𝑆𝑆𝑇 × 1000 (3)
Onde:
IVL30 – Índice Volumétrico de lodo (mL/g);
Ssed30 – volume de lodo que sedimenta no cone após 30 min em repouso (mL/L); SST – sólidos suspensos totais do tanque de aeração (mg/L).
Como interpretação do índice, existem diferentes faixas de valores apresentadas de acordo com cada autor. Na Figura 19 observa-se os valores interpretados do resultado do teste de IVL por Von Sperling (2012) e Jordão e Pessôa (2014).
Figura 19 – Interpretação dos resultados de IVL
Fonte: Adaptado de Uliana (2018, f. 60)
Essa medição dá uma indicação de quão longe o processo de adensamento chegou após um tempo padrão de 30 min. Entretanto o teste define apenas um ponto da curva de sedimentabilidade do lodo aos 30 minutos do ensaio, dessa forma é possível que dois lodos apresentem o mesmo IVL, mas tenham características claramente diversas e diferentes propriedades de sedimentação (DICK; VESILIND, 1969; WANNER, 1994).
Dentre as principais críticas ao teste, pode-se citar o efeito de parede que influencia a sedimentação, devido ao cilindro graduado de 1 L ser muito estreito. Além disso, a concentração do lodo tem grande influência no ensaio. Em concentrações muito elevadas, o resultado não espelha um quadro real, por exemplo, uma amostra com concentração de SST de 10 g/L que após 30 minutos de sedimentação não houve sedimentação alguma. O valor de IVL para esta amostra será de 100 ml/g, caracterizando-se como “boa sedimentabilidade” (DICK; VESILIND, 1969).
Como modificações no método de IVL, de modo a minimizar as desvantagens do teste, podem ser citados os testes de IVL agitado (IVLA) e IVL diluído (IVLD). O primeiro consiste em realizar o mesmo tipo de ensaio, porém dotado de uma palheta giratória em seu interior para eliminar o efeito de parede e favorecer o efeito de compactação. Enquanto o segundo também realiza o mesmo ensaio de IVL, porém com diluições em série, utilizando o efluente do decantador como líquido de diluição, para minimizar a influência da concentração de sólidos em suspensão (JORDÃO et
3.3.2 Teste de Limite de Floculação (TOF – Threshold of Flocculation)
A avaliação da capacidade máxima de sólidos no reator e da floculação pode auxiliar na otimização de um decantador (MANCELL-EGALA, 2017). Assim, o TOF quantifica a concentração mínima de sólidos necessária para haver formação de flocos. Em outras palavras, é possível descobrir a concentração máxima na qual o comportamento de sedimentação permanece discreto, indicando que acima desta concentração as partículas começam a interagir e a flocular (COVRE, 2018).
O valor limite de floculação se correlaciona com a eficiência de colisão das partículas durante o processo de floculação (MANCELL-EGALA et al., 2017). Essa eficiência de colisão pode ser aumentada com o aumento do número de partículas ou com uma alteração na estrutura das partículas que aumente sua afinidade de floculação (WINCKEL et al., 2016). A curva de TOF é então uma visualização da quantidade de colisões bem sucedidas e se correlaciona diretamente com a dinâmica de floculação do lodo. O ponto limite de floculação em si (o valor referente ao TOF) pode ser adotado empiricamente como a concentração de sólidos em suspensão a partir da qual o percentual de SST no efluente decresceu em 10% do valor inicial, conforme trabalhos relacionados (MANCELL-EGALA, 2016; DE CLIPPELEIR et al., 2017).
A biomassa dos sistemas de lodos ativados convencionais possui densidade próxima à da água, portanto a agregação (biofloculação) da biomassa para formar um floco é necessária para aumentar o tamanho da partícula e, assim, a taxa de sedimentação. Dependendo do ambiente e da matriz de lodo, os sólidos se unem e transicionam de microflocos para macroflocos. Os flocos menores (ou partículas) tendem a ter baixa massa e baixa eficiência de remoção (BOLLER; BLASER, 1998).
O lodo que possui um valor mais alto de TOF apresenta partículas mais densas, que sedimentam melhor, em contrapartida, a qualidade do efluente final tende a ser pior, como ocorre nos sistemas de lodos ativados de alta taxa (MANCELL-EGALA et al., 2017). Por outro lado, à mesma concentração, um lodo que possui um TOF menor tende a formar flocos grandes e leves, os quais sedimentam mais devagar, porém produzem um efluente de melhor qualidade, visto que esses flocos carregam consigo
partículas menores durante a sedimentação (COVRE, 2018). A Figura 20 ilustra as diferenças entre lodos com alto e baixo valor de TOF.
Figura 20 – Exemplos entre lodos com alto e baixo valor de TOF
Fonte: Adaptado de Covre (2018, f. 12)
Em uma estação de tratamento de esgoto, o TOF permite determinar o quão estável se encontra o tratamento em relação às variações das condições ambientais, como eventos de precipitação ou redução do tempo de detenção hidráulica, devido ao aumento da vazão afluente. Essas situações podem alterar a concentração de sólidos suspensos totais (SST) na planta de tratamento e podem impactar na qualidade do efluente final devido a uma alteração no comportamento de sedimentação do lodo biológico. Em casos de TOF baixo, o sistema fica menos protegido contra esses eventos, pois os flocos tendem a ser menos densos e sedimentarem vagarosamente. (COVRE, 2018).
Existem diversos fatores que podem alterar o valor de TOF característico de uma amostra de esgoto e impactar na eficiência do decantador secundário, tais como a composição microbiológica do lodo ativado, o tempo de detenção hidráulica, a aeração aplicada no reator biológico, as características do esgoto afluente e as condições climáticas ambientais (COVRE, 2018).
No trabalho de Covre (2018), após a realização do TOF para diferentes cenários, obteve-se as curvas de limite de floculação, representadas na Figura 21. Nota-se que o ponto de TOF foi de aproximadamente 100 mg/L, independente do cenário, concentração a partir da qual as curvas decresceram consideravelmente. O referido estudo mostrou que o comportamento de sedimentação praticamente não foi alterado
com as mudanças operacionais aplicadas, o que poderia ser explicado visto que cada cenário foi simulado durante uma semana, e o TOF pode ser influenciado por efeitos a longo prazo, tais como mudanças estruturais nos flocos e na idade do lodo.
Figura 21 – Curvas de limite de floculação para cada cenário
Nota: Cenário 1 – cenário de referência; Cenário 2 - aumento do tempo de retenção de sólidos no decantador secundário (aumento da idade do lodo); Cenário 3 – aumento da aeração no reator (maior tensão de cisalhamento sob os flocos biológicos); Cenário 4 – desligamento da aeração de um dos reatores (menor tensão cisalhante).
Fonte: Adaptado de Covre (2018, f. 13)
Winckel et al. (2016), por sua vez, utilizaram, dentre outros parâmetros, o TOF para estudar o lodo de algumas estações em escalas real e piloto de Blue Plains e Lawrence (Estados Unidos). Dentre os tipos de lodos testados, cita-se o lodo granular, proveniente da tecnologia de lodos ativados de alta taxa. No estudo, um seletor externo foi utilizado no fluxo de lodo excedente para potencialmente selecionar um lodo que apresentasse melhor floculação e sedimentação mais rápida. Ao peneirar as amostras e aplicar energia mecânica externa para induzir a floculação do lodo, observou-se que o TOF reduziu drasticamente de 1545 mgSST/L da amostra não peneirada para 520 mgSST/L, otimizando a floculação. Segundo os autores, sistemas totalmente granulados não são ideais, pois geralmente precisam de pós-tratamento para garantir a qualidade do efluente, sendo necessária maior infraestrutura e demais gastos operacionais. Dessa forma, os autores defendem um bom equilíbrio entre
flocos e grânulos para aumentar a capacidade do sistema de tratamento (Winckel et
al., 2016).
No trabalho de Mancell-Egala et al. (2017) estudou-se o lodo de três ETEs. O primeiro foi um lodo secundário de alta taxa, que apresentou alto valor de TOF e de LOSS, sendo o último um indicador de sedimentação que representa a concentração a partir da qual o regime transiciona de floculento para o zonal. Esse lodo apresentou flocos muito pequenos que, apesar de sedimentarem rapidamente no regime zonal, deixaram uma grande quantidade de sólidos suspensos no efluente final. O segundo lodo foi proveniente de um sistema com remoção de nitrogênio, o qual apresentou baixo valor de TOF e alto valor de LOSS, com flocos grandes e compactos, de boa resistência e VSZ, resultando em um efluente de baixa turbidez. O último foi um lodo secundário de alta taxa com bioaumentação, que apresentou flocos grandes e difusos, caracterizados por um baixo valor de TOF e de LOSS, de baixa resistência. Esses flocos foram quebrados quando submetidos a regiões de alta turbulência e resultaram em um efluente com elevada turbidez. A Figura 22 esquematiza os tipos de flocos citados e suas respectivas características de sedimentação.
Figura 22 – Representação de três tipos de flocos e suas características de sedimentação
Fonte: Adaptado de Mancell-Egala (2016, f. 15) VSZ: Velocidade de sedimentação zonal
3.3.3 Testes de sedimentação em batelada
Diversos tipos de medições podem ser realizados por meio de testes de sedimentação em batelada. Essas medições variam desde experimentos simples, os quais fornecem uma indicação grosseira da sedimentabilidade geral da amostra (como o Índice Volumétrico de Lodo), até experimentos mais trabalhosos que medem a velocidade de sedimentação específica ou até determinam a relação entre a velocidade de sedimentação e a concentração de lodo. Tal relação é dada pela curva de sedimentação em batelada (TORFS et al., 2016).
Como pode-se observar da Figura 23, existem quatro fases distintas que marcam uma mudança no comportamento da manta de lodo em termos de sedimentação. Na fase de retardo (fase lag), o lodo ativado precisa recuperar-se dos distúrbios devido à turbulência causada pelo preenchimento da proveta. A próxima fase, de sedimentação em zona, é caracterizada pela velocidade constante de sedimentação das partículas devido ao equilíbrio entre as forças gravitacional, que causa a sedimentação das partículas, e de atrito hidráulico, que resiste ao movimento; nesta fase, portanto, a curva é linear (TORFS et al., 2016). A fase de transição, por sua vez, marca a mudança do comportamento de sedimentação zonal para o compressivo, quando há essa redução da velocidade de sedimentação, enquanto na última fase, as partículas aparecem em camadas compactadas e a velocidade de sedimentação diminui de forma constante (FRANÇOIS, 2016).
Figura 23 – Fases de uma curva de sedimentação em batelada
