Gonçalo Beirão Costa Cabral

Gonçalo Beirão Costa Cabral

Bioquímica

Ensaios de respirometria para a

calibração de modelos ASM e

validação dos equipamentos

Strathtox e ASP-CON

Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em Engenharia Química e Bioquímica

Orientador: Doutora Engenheira Ana Nobre, Águas de

Lisboa e Vale do Tejo, S. A.

Co-orientadores: Doutor Engenheiro Pedro Póvoa,

Águas de Lisboa e Vale do Tejo, S. A.; Prof. Doutor

Adrian Oehmen, FCT-UNL

Júri:

Presidente: Prof. Doutor Mário Fernando José Eusébio

Arguente: Prof. Doutora Maria Ascenção Carvalho Fernandes Miranda Reis Vogal: Doutora Engenheira Ana Nobre

Gonçalo Beirão Costa Cabral

Licenciatura em Ciências da Engenharia Química e Bioquímica

Ensaios de respirometria para a calibração de modelos ASM e

validação dos equipamentos Strathtox e ASP-CON

Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em Engenharia Química e Bioquímica

Orientador: Doutora Engenheira Ana Nobre, Águas de Lisboa e Vale do Tejo, S. A. Co-orientadores: Doutor Engenheiro Pedro Póvoa, Águas de Lisboa e Vale do Tejo, S. A.;

Prof. Doutor Adrian Oehmen, FCT-UNL

Júri:

Presidente: Prof. Doutor Mário Fernando José Eusébio

Arguente: Prof. Doutora Maria Ascenção Carvalho Fernandes Miranda Reis Vogal: Doutora Engenheira Ana Nobre

“[…] I had solved the case. My case. All of it. Who I am. Is it worth it? Saying that it never is would be a lie. Sometimes you get lucky. Sometimes, something good comes out of it. Something you know you wouldn't deserve in a million years. Something that gives you a

reason to go on.”

Copyright © Gonçalo Beirão Costa Cabral, Faculdade de Ciências e Tecnologias, Universidade Nova de Lisboa. Autorizo os direitos de copyright da presente tese de mestrado, denominada “Ensaios de respirometria para a calibração de modelos ASM e validação dos equipamentos Strathtox e ASP-CON”.

A Faculdade de Ciências e Tecnologia e a Universidade Nova de Lisboa têm o direito, perpétuo e sem limites geográficos, de arquivar e publicar esta dissertação através de exemplares impressos reproduzidos em papel ou de forma digital, ou por qualquer outro meio conhecido ou que venha a ser inventado, e de a divulgar através de repositórios científicos e de admitir a sua cópia e distribuição com objectivos educacionais ou de investigação, não comerciais, desde que seja dado crédito ao autor e editor.

Agradecimentos

Com a realização desta dissertação chega ao fim uma etapa dura mas gratificante. Apesar da maior parte dos momentos de avaliação ter sido de carácter individual, incluindo esta dissertação, o apoio de muitas pessoas ao longo da minha vida académica foi imprescindível para eu ter conseguido chegar até aqui.

Agradeço ao meu orientador e professor Adrian Oehmen pela experiência, conhecimento e disponibilidade de atendimento, e à professora Ascensão Reis pela atribuição do tema e confiança em mim depositada.

Ao pessoal do laboratório do grupo BioEng na FCT-UNL pela ajuda e companhia, em especial à Virgínia Carvalho, pela grande ajuda relativamente à primeira parte do trabalho.

Aos meus orientadores, Engenheira Ana Nobre e Engenheiro Pedro Póvoa, pela oportunidade e privilégio de realizar este estágio na Águas de Lisboa e Vale do Tejo, sob a sua orientação. Aos meus colegas de gabinete na ETAR de Alcântara pelo apoio e companhia durante o estágio, ao Engenheiro Paulo Inocêncio pela disponibilidade e partilha de conhecimentos, e à Rita Ribeiro, Carla Silva e o restante pessoal das ETAR de Frielas e de Beirolas pelo apoio prestado aos ensaios de laboratório.

Agradeço a todos os meus amigos da faculdade por todo o apoio e companhia ao longo dos anos do curso, em especial ao Bernardo Soares, João Lopes, João Pêcego, João Sequeira, Rodrigo Cortes, Rui Maciel e Tomás Ravasco, pela boa disposição e pelas noitadas na CdC. Outro especial agradecimento aos meus colegas de projecto, pelos bons tempos passados a fazer

o “cadeirão” do curso: Diogo Reis, Olga Sulim, Shahid Remtula e a Catarina Fernandes, que foi também uma grande companhia e colega durante a tese.

Resumo

A modelação do processo de uma ETAR, apoiada por respirometria, permite prever respostas do sistema a diferentes cenários e assim optimizar o processo. Este trabalho, desenvolvido em colaboração com a Águas de Lisboa e Vale do Tejo, nomeadamente a ETAR de Frielas, procurou colmatar necessidades da empresa na área da respirometria, tendo sido definidos os seguintes objectivos:

 Determinação de parâmetros cinéticos e estequiométricos através de ensaios de respirometria por métodos clássicos;

 Determinação de parâmetros cinéticos e estequiométricos usando um respirómetro da empresa para análises de toxicidade (Strathtox), definição do protocolo experimental para apoiar futuros ensaios, análise de sensibilidade a factores de logística, e propostas de adaptação do respirómetro para optimização dos ensaios;

 Validação da sonda de respirometria num tanque de arejamento da ETAR, ASP-CON.

A determinação dos parâmetros autotróficos revelou-se difícil devido à instabilidade da nitrificação na ETAR. Os valores para os parâmetros heterotróficos, YH (0,549 – 0.739 g/g), bH (1,066 – 4,81 dia-1_{) e μ}

H (4,7 – 13,369 dia-1) variaram nos períodos temporais em que foram medidos, e foram mais altos que os observados na literatura. Verificou-se também a sensibilidade do modelo de cálculos a diversos parâmetros utilizados. Concluiu-se que o Strathtox é adequado para fazer os ensaios pretendidos, podendo no entanto ser optimizados pelas adaptações sugeridas.

Os ensaios respirométricos para analisar o impacto de diversos factores de logística permitiram concluir que a realização de ensaios de respirometria com lamas recirculadas e com arejamento no transporte para o laboratório é o mais adequado. Verificou-se experimentalmente o forte efeito que a temperatura tem no consumo de oxigénio.

A análise dos dados da sonda ASP-CON, num período de Inverno e num período de Verão, indicou que os valores de consumo de oxigénio da sonda foram instáveis e alguns estavam desviados das experiências realizadas noutros períodos temporais. Recomendou-se uma análise mais detalhada a esta sonda.

Abstract

The modeling of the wastewater treatment process, supported by respirometry, allows for the prediction of responses of the system to different scenarios, thus supporting the optimization of the process. This work, developed in collaboration with Águas de Lisboa e Vale do Tejo, namely the WWTP of Frielas, addressed the needs of the company in the area of respirometry, namely with the following objectives:

 Determination of kinetic and stoichiometric parameters using classic methods of respirometry;

 Determination of kinetic and stoichiometric parameters using a respirometer of the company for toxicity analysis (Strathtox), definition of the experimental protocol to support future trials, sensitivity analysis to logistical factors, and proposals for adaptations to the respirometer to optimize the procedures;

 Validation of the online respirometer in an aeration tank of the WWTP, ASP-CON.

The determination of the autotrophic parameters proved challenging due to the unstable nitrification in the WWTP. The values determined for the heterotrophic parameters, YH (0,549 – 0.739 g/g), bH (1,066 – 4,81 day-1) and μH (4,7 – 13,369 day-1) varied during the time periods they were measured in, and were higher than those observed in literature. The sensitivity of the

calculations’ model was analyzed for some of the key parameters. It was concluded that the Strathtox is adequate for the intended tests, though they can be optimized with the suggested adaptations.

The respirometry tests that analyzed the impact of several logistical factors concluded that performing respirometry with recirculated sludge and aeration during the transportation to the laboratory is the most adequate. The strong effect of temperature in oxygen consumption was verified.

The data analysis of the ASP-CON probe, over time periods during both the winter and

summer, indicated that the probe’s values of oxygen consumption were unstable, and some deviated from the experiments performed at other time periods. Further work regarding this respirometer was recommended.

Lista de abreviaturas, siglas e símbolos

Siglas e acrónimos:

ADN Ácido desoxirribonucleico AdP Águas de Portugal

ARH Administração de Região Hidrográfica ASM1 Activated Sludge Model 1

ASM2 Activated Sludge Model 2 ASM3 Activated Sludge Model 3

ASP-CON Activated Sludge Plant Controller ATP Adenosina tri-fosfato

ATU n-aliltioureia

BioEng Grupo de Engenharia Bioquímica do REQUIMTE BOD Biochemical Oxygen Demand

COD Chemical Oxygen Demand

CBO Carência Bioquímica de Oxigénio (g/L)

CBO5 Carência Bioquímica de Oxigénio ao longo de 5 dias (g/L) CQO Carência Química de Oxigénio (g/L)

DO Dissolved Oxygen

DOUR Dissolved Oxygen Uptake Rate (g/(L.h)) E.P. Equivalente Populacional

EPAL Empresa Portuguesa das Águas Livres

ERSAR Entidade Reguladora de Serviços de Águas Residuais e Resíduos ETA Estação de Tratamento de Águas

ETAR Estação de Tratamento de Águas Residuais

FCT-UNL Faculdade de Ciências e Tecnologia – Universidade Nova de Lisboa IAWPRC International Association on Water Pollution Research and Control IWA International Water Association

LVT Águas de Lisboa e Vale do Tejo

MLSS Mixed Liquor Suspended Solids (g MLSS/L)

MLVSS Mixed Liquor Volatile Suspended Solids (g MLVSS/L)

OD Oxigénio Dissolvido

OUR Oxygen Uptake Rate (g/(L.h)) PAO Phosphorus accumulating organism

PENSAAR Uma nova Estratégia para o Sector de Abastecimento de Água e Saneamento de Águas Residuais

REQUIMTE Rede de Química e Tecnologia

Simtejo Saneamento Integrado Municípios do Tejo e Trancão SVI Sludge Volume Index (g/L)

SOUR Specific Oxygen Uptake Rate (g/(g sólidos.h)) SDT Sólidos Dissolvidos Totais (g SDT/L)

SSLM Sólidos Suspensos em Licor Misto (g SSLM/L) SST Sólidos Suspensos Totais (g SST/L)

SSV Sólidos Suspensos Voláteis (g SSV/L) SW4E Projecto Smart Water 4 Energy TSS Total Suspended Solids (g SST/L) TDS Total Dissolved Solid (g SDT/L) VSS Volatile Suspended Solids (g SSV/L)

UV Ultravioleta

Símbolos de letras latinas:

Taxa de consumo de substrato solúvel facilmente biodegradável (g/(L.h) em CQO)

Taxa de variação de azoto orgânico solúvel biodegradável (g/(L.h) em N)

Taxa de variação de azoto amoniacal sob a forma de NH3 e NH4+ (g/(L.h) em N)

Taxa de formação de azoto sob a forma de nitritos e nitratos (g/(L.h) em N)

Taxa de formação de biomassa autotrófica (g/(L.h) em CQO)

Taxa de formação de biomassa heterotrófica (g/(L.h) em CQO)

Taxa de variação de azoto orgânico particulado biodegradável (g/(L.h) em N)

Taxa de consumo de substrato particulado lentamente biodegradável (g/(L.h) em CQO)

Oxigénio total consumido para a degradação de substrato disponível (g/L)

Oxigénio total consumido para a nitrificação (g/L) bA Coeficiente de decaimento da biomassa autotrófica (h-1) bH Coeficiente de decaimento da biomassa heterotrófica (h-1)

b*H Coeficiente de decaimento da biomassa heterotrófica tradicional (h-1)

C Carbono

C5H7O2N Composição convencionada de material celular formado C6H12O6 Glucose

CO2 Dióxido de Carbono

CODdeg _{Concentração de matéria orgânica (CQO) degradada pela biomassa (g/L)} faero _{Fracção aeróbia do reactor}

fP Fracção da biomassa que origina produtos particulados

f’P Fracção da biomassa que origina produtos particulados, observada H Hidrogénio (elementar)

H+ _Hidrão

H2 Hidrogénio (molecular)

H2O Água

iNSI Massa de azoto/massa de CQO no material orgânico inerte solúvel (g N/g CQO no Si)

iNXI Massa de azoto/massa de CQO no material orgânico inerte particulado em suspensão (g N/g CQO no Xi)

iXB Massa de azoto/massa de CQO na biomassa (g N/g CQO na biomassa)

iXP Massa de azoto/massa de CQO nos produtos da biomassa (g N/g CQO na massa endógena)

ka Taxa específica de amonificação (L CQO/h)

kh Taxa máxima específica de hidrólise (g CQO lentamente biodegradável/(g CQO celular.h))

KLa Coeficiente de transferência de massa do oxigénio (g/(L.h))

KNH Coeficiente de meia-saturação em azoto amoniacal para a biomassa autotrófica (g N-NH4+/L)

KOA Coeficiente de meia-saturação em oxigénio para a biomassa autotrófica (g O2/L)

KOH Coeficiente de meia-saturação em oxigénio para a biomassa heterotrófica (g O2/L)

KS Coeficiente de meia-saturação para a biomassa heterotrófica (g CQO/L)

KX Coeficiente de meia-saturação para a hidrólise de substrato (g CQO lentamente biodegradável/g CQO celular)

N Azoto (elementar)

N2 Azoto (molecular)

N2O Óxido nitroso

NH3 Amoníaco

NH4+ Amónia

NO Óxido nítrico

NO2- Nitrito NO3- Nitrato

NTOTAL Azoto total no sistema (g N/L)

Nnit Quantidade de azoto amoniacal nitrificado (g N/L)

O Oxigénio (elemento)

O2 Oxigénio (molecular)

OH- _Hidróxido

P Fósforo

r0 ou rtot Taxa de respiração total da biomassa no líquido (g/(L.h)) rend Taxa de respiração endógena (g/(L.h))

rS Taxa de respiração do consumo de substrato ou exógena (g/(L.h)) Qin Caudal líquido de entrada (L/h)

Qout Caudal líquido de saída (L/h)

S Concentração de substrato afluente ao reactor (g CBO5/L) SALK Alcalinidade (molar)

Si Material orgânico inerte solúvel (g/L em CQO)

SS Substrato solúvel, rapidamente biodegradável (g/L em CQO) SND Azoto orgânico solúvel (g/L em N)

SNH Azoto amoniacal sob a forma de NH3 e NH4+ (g/L em N) SNO Azoto sob a forma de nitritos e nitratos (g/L em N) SO ou S0 Oxigénio solúvel (g/L em O2)

S/X Razão de substrato/biomassa (g CQO/g biomassa) VL Volume da fase líquida (L)

X Concentração de biomassa activa no reactor (g VSS/L) XBA Biomassa activa autotrófica (g/L em CQO)

XBH Biomassa activa heterotrófica (g/L em CQO)

XI Material orgânico inerte particulado em suspensão (g/L) XND Azoto orgânico particulado (g/L em N)

XP Material orgânico inerte particulado proveniente do decaimento da biomassa (g/L em CQO)

XS Substrato particulado, lentamente biodegradável (g/L em CQO)

YA Rendimento celular da biomassa autotrófica (g biomassa produzida/g substrato consumido)

YH Rendimento celular da biomassa heterotrófica (g biomassa produzida/g substrato consumido)

Símbolos de letras gregas:

ηg Factor de correcção de μH em condições anóxicas

ηh Factor de correcção da hidrólise em condições anóxicas

θH Tempo de retenção hidráulica (h)

θX Idade média das lamas ou tempo de retenção de sólidos (h ou dia)

μA Taxa de crescimento de biomassa autotrófica (h-1)

μH Taxa de crescimento de biomassa heterotrófica (h-1)

μAmax Taxa máxima específica de crescimento de biomassa autotrófica (h-1)

Índice Geral

Agradecimentos ... III Resumo ... V Abstract ... VII Lista de abreviaturas, siglas e símbolos ... IX Índice Geral ... XV Índice de Figuras ... XVII Índice de Tabelas ... XXI

1. Introdução... 2

1.1. Enquadramento do problema e âmbito do estudo ... 2

1.2. Objectivos... 4

2. Estado de arte ... 6

2.1. Enquadramento jurídico-institucional [6] [11] [12] _{... 6}

2.2. Descrição sumária de uma ETAR e do seu processo ... 8

2.3. Microbiologia ... 14

2.4. Processos bioquímicos dos organismos presentes no tratamento biológico... 19

2.5. Modelação do processo de lamas activadas ... 25

2.6. Respirometria ... 34

2.7. Equações e parâmetros utilizados... 40

3. Descrição da ETAR de Frielas ... 46

4. Deterrminação de parâmetros cinéticos e estequiométricos através de ensaios de respirometria por métodos clássicos... 54

4.1. Introdução... 54

4.2. Material utilizado e montagem experimental ... 54

4.3. Procedimento experimental ... 57

4.4. Determinação analítica de parâmetros ... 59

4.5. Resultados experimentais obtidos ... 60

4.6. Tratamento de resultados ... 69

4.7. Discussão de resultados ... 79

4.8. Análises de sensibilidade ... 82

5. Determinação de parâmetros cinéticos e estequiométricos com recurso a respirómetro para análises de toxicidade ... 86

5.1. Introdução... 86

5.2. Equipamento Strathtox ... 86

5.3. Definição de protocolo experimental ... 87

5.4. Ensaios para análise da sensibilidade de factores de logística ... 88

5.4.1. Procedimento experimental ... 89

5.4.2. Resultados ... 89

5.5. Ensaios para determinação de parâmetros cinéticos e estequiométricos ... 96

5.5.1. Resultados ... 96

5.5.2. Discussão dos resultados ... 98

5.6. Propostas de adaptação do respirómetro para optimização dos ensaios respirométricos ... 99

6. Validação da sonda ASP-CON... 102

6.1. Introdução... 102

6.2. Resultados e discussão ... 103

7. Conclusões e Perspectivas Futuras ... 106

Bibliografia ... 110

A. Anexo (placeholder) ... 116

B. Anexo (placeholder) ... 118

C. Anexo (placeholder) ... 120

D. Anexo (placeholder) ... 126

E. Anexo (placeholder) ... 128

F. Anexo (placeholder) ... 130

G. Anexo (placeholder) ... 137

H. Anexo (placeholder) ... 147

I. Anexo (placeholder) ... 158

J. Anexo (placeholder) ... 161

Índice

de Figuras

Figura 2.1 - Esquema genérico do processo de uma ETAR. [14] _{... 9}

Figura 2.2 - Várias configurações possíveis para o processo de lamas activadas. (1) Reactor convencional, regime mistura completa; (2) Reactor convencional, regime fluxo pistão; (3) Alimentação por etapa, regime fluxo pistão; (4) Estabilização por contacto, regime fluxo pistão; (5) Reactor de adição de oxigénio, regime fluxo pistão; (6) Processo Kraus, regime fluxo pistão; (7) Vala de oxidação, regime fluxo pistão; (8) Reactores descontínuos sequenciais. ... 12

Figura 2.3 - Imagem microscópica de E. coli. [21] _{... 15}

Figura 2.4 - Imagem microscópia do vírus da poliomielite. [22] _{... 16}

Figura 2.5 - Imagens microscópicas de exemplos de algas presentes em águas residuais. [25] _{.... 17}

Figura 2.6 - Imagem microscópica de um fungo presente em águas residuais. [26] _{... 18}

Figura 2.7 - Imagens microscópicas de organismos presentes em águas residuais: (a) Protozoários [27]_{, (b) Nemátodo} [28]_{, (c) Crustáceo} [29]_{, (d) Rotífero} [30]_{. ... 19}

Figura 2.8 - Imagens microscópicas das Nitrosomonas (1) [35] _{e Nitrobacter (2)} [36]_{. ... 24}

Figura 2.9 - Ciclo da transformação de material orgânico de carbono segundo o modelo morte-regeneração. [3] [6] [10] _{... 27}

Figura 2.10 - Ciclo da transformação de azoto amoniacal segundo o conceito morte-regeneração. [3] [6] ... 28

Figura 2.11 - Representação esquemática da transferência de oxigénio num processo biológico. [42] [43] _{... 35}

Figura 3.1 - Vista geral da ETAR de Frielas. [52] _{... 46}

Figura 3.2 - Elevação inicial (1) e parafusos de Arquimedes do 1º estágio da elevação inicial (2). [53]_{... 49}

Figura 3.3 - Desarenamento e desengorduramento. [53] _{... 49}

Figura 3.4 - Elevação intermédia com parafusos de Arquimedes (1) e tanque de equalização (2). [53]_{... 49}

Figura 3.5 - Tanque biológico 5, célula de saída (1) e pormenor da sonda ASP-CON (2). ... 50

Figura 3.6 - Tanque de decantação secundária (1) e pormenor da vala de recirculação (2). [53]_{.. 50}

Figura 3.7 - Vista geral da biofiltração (1) e da desinfecção por UV (2). [53] _{... 50}

Figura 3.8 - Espessadores de lamas (1) e flotador (2). [53] _{... 50}

Figura 3.9 - Digestor de lamas. [53] _{... 51}

Figura 3.10 - Gasómetro com ventilador (1) e queimador de biogás (2). [53] _{... 51}

Figura 4.1 - Montagem experimental da FCT, com reactores montados (1) e leitores de pH e temperatura (2). ... 56

Figura 4.2 - Representação esquemática da montagem experimental, sem incluir o controlo de pH. ... 57

Figura 4.3 - Interface do programa BioCTR. Os gráficos representados na figura não são representativos dos respirogramas obtidos. ... 58

Figura 4.5 - Gráfico do reactor sem ATU do dia 12 de Fevereiro – OUR, nitratos e amónia ao longo do tempo. ... 61 Figura 4.6 - Gráfico do reactor sem ATU do dia 12 de Fevereiro – temperatura ao longo do tempo. ... 62 Figura 4.7 - Gráfico do reactor sem ATU do dia 16 de Fevereiro _– OUR, nitratos e amónia ao longo do tempo. ... 62 Figura 4.8 - Gráfico do reactor sem ATU do dia 16 de Fevereiro _– temperatura ao longo do tempo. ... 63 Figura 4.9 - Gráfico do reactor com ATU do dia 16 de Fevereiro – OUR, nitratos e amónia ao longo do tempo. ... 63 Figura 4.10 - Gráfico do reactor com ATU do dia 16 de Fevereiro – temperatura ao longo do tempo. ... 64 Figura 4.11 - Gráfico do reactor com ATU do dia 18 de Fevereiro – OUR, nitratos e amónia ao longo do tempo. A concentração de amónia encontra-se nula por problemas de calibração do Skalar. ... 64 Figura 4.12 - Gráfico do reactor com ATU do dia 18 de Fevereiro – temperatura ao longo do tempo. ... 65 Figura 4.13 - Gráfico do reactor sem ATU do dia 18 de Fevereiro – OUR, nitratos e amónia ao longo do tempo. ... 65 Figura 4.14 - Gráfico do reactor sem ATU do dia 18 de Fevereiro _– temperatura ao longo do tempo. ... 66 Figura 4.15 - Gráfico de obtenção do b*H. ... 75 Figura 4.16 - Gráfico μH ao longo do tempo, dia 16 ... 80 Figura 4.17 - Gráfico μA ao longo do tempo, dia 16 ... 80 Figura 4.18 - Gráfico μH ao longo do tempo, dia 18 ... 81 Figura 5.1 - Sistema Strathtox e suportes com vials. Abaixo dos receptáculos onde se coloca o suporte dos vials estão outros dois receptáculos com stock flasks; o tapado é onde está a decorrer o ensaio enquanto o destapado é o recipiente de descarte. ... 87 Figura 5.2 - Lamas mantidas sob arejamento por uma bomba portátil. ... 88 Figura A.1 - Esquema da ETAR de Frielas (fase líquida) [53] [62] ... 116 Figura A.2 - Esquema da ETAR de Frielas (fase sólida) [53] [62] _{... 117} Figura F.1 - Gráfico de obtenção do b*H. ... 134 Figura G.1 - Gráfico da análise de sensibilidade ao Nnit _{baseada no dia 16 de Fevereiro. μ}

Índice de Tabelas

Tabela 1.1 - Volumes de águas residuais tratados em Portugal nos últimos anos. [3] _{... 2} Tabela 2.1 - Reacções envolvidas no metabolismo das bactérias. [15] ... 22 Tabela 2.2 - Variáveis de estado e respectivos processos do modelo ASM1. [8] _{... 30} Tabela 2.3 - Descrição dos parâmetros envolvidos nas equações das taxas de conversão. [8] _{... 33} Tabela 2.4 - Balanços mássicos ao oxigénio de um biorreactor. [45] ... 37 Tabela 2.5 - Valores típicos de parâmetros e coeficientes envolvidos no modelo ASM1. [8] [37] [51] ... 42 Tabela 3.1 - Objectivos de qualidade da ETAR de Frielas. [53] _{... 46} Tabela 4.1 - CQO fornecido pela ETAR e valor usado para os cálculos. ... 67 Tabela 4.2 - Resultados dos sólidos e pH para o dia 16 de Fevereiro. ... 68 Tabela 4.3 - Resultados dos sólidos e pH para o dia 18 de Fevereiro. ... 68 Tabela 4.4 - Cálculos dos SSV e SST, do dia 16 de Fevereiro. ... 69 Tabela 4.5 - Parâmetros de conversão de unidades do OUR. [54] [55] _{... 70} Tabela 4.6 - OUR em mg/L e SOUR para os organismos heterotróficos, do dia 16 de Fevereiro. ... 70 Tabela 4.7 - Cálculos do integral de oxigénio total para os organismos heterotróficos. ... 71 Tabela 4.8 - OUR do reactor sem ATU em mg/L, OUR dos organismos autotróficos, e

percentagem de organismos autotróficos. ... 72 Tabela 4.9 - SOUR dos organismos heterotróficos+autotróficos do reactor sem ATU do dia 16 de Fevereiro. ... 73 Tabela 4.10 - Cálculos do integral de oxigénio total para os organismos autotróficos. ... 73 Tabela 4.11 - Vários parâmetros utilizados nos cálculos. ... 74 Tabela 4.12 - Cálculos para o gráfico de obtenção do b*H. ... 74 Tabela 4.13 - Valores calculados de parâmetros referentes aos organismos heterotróficos. ... 75 Tabela 4.14 - μH calculado ao longo do tempo. ... 76 Tabela 4.15 - Valores calculados de parâmetros referentes aos organismos autotróficos. ... 76 Tabela 4.16 - μA calculado ao longo do tempo. ... 77 Tabela 4.17 - Resumo dos resultados obtidos nos três dias, e comparação com valores da

Tabela 5.1 - Resultados finais do ensaio de respirometria no Strathtox e comparação com os resultados dos ensaios na FCT. O valor do bA (a verde) é a média da gama de valores típicos do modelo ASM1, não foi determinado experimentalmente... 97 Tabela 6.1 - Valores de OUR e concentração de oxigénio da ASP-CON, SST da sonda Solitax e SOUR calculado com os OUR e os SST ... 103 Tabela B.1 - Matriz de Petersen. Constrói-se a equação diferencial (taxa de conversão

observada, ri) para um componente (i) somando todos as taxas dos processos envolvidos (ρj) com os coeficientes estequiométricos (vij) associados de acordo com a tabela. As fórmulas das taxas dos processos estão na tabela B.2. [8] [50] ... 118 Tabela B.2 -Taxas dos processos da matriz de Petersen. [8] [50] _{... 119} Tabela C.1 - Temperatura, amónia e nitratos experimentais obtidos do ensaio do dia 12/13 de Fevereiro (só reactor sem ATU). ... 120 Tabela C.2 - Declives de oxigénio experimentais obtidos do ensaio do dia 12/13 de Fevereiro (só reactor sem ATU). Os pontos a vermelho que foram ignorados no segundo dia foram por culpa da mistura reaccional ter evaporado, que pode ter dado problemas com o eléctrodo. ... 121 Tabela C.3 - OUR experimentais obtidos do ensaio do dia 16/17 de Fevereiro. A sonda teve problemas nos pontos a vermelho, pelo que se interpolou linearmente o consumo de oxigénio (ponto a verde) baseado nos pontos válidos anteriores, para se ter todo o intervalo de tempo. 122 Tabela C.4 - Temperatura, amónia e nitratos experimentais obtidos do ensaio do dia 16/17 de Fevereiro. ... 123 Tabela C.5 - OUR experimentais obtidos do ensaio do dia 18/19 de Fevereiro. ... 124 Tabela C.6 - Temperatura, amónia e nitratos experimentais obtidos do ensaio do dia 18/19 de Fevereiro. Os resultados a vermelho foram ignorados, apesar de poderem significar que não houve nitrificação. ... 125 Tabela D.1 - OUR do reactor sem ATU em mg/L, OUR dos organismos autotróficos, e

percentagem de organismos autotróficos, com os valores irregulares tirados. ... 126 Tabela D.2 - Cálculos do integral de oxigénio total para os organismos autotróficos. ... 126 Tabela D.3 - Vários parâmetros utilizados nos cálculos. ... 127 Tabela D.4 - Valores calculados de parâmetros referentes aos organismos autotróficos. ... 127 Tabela D.5 - μA calculado ao longo do tempo, valor máximo destacado a negrito. ... 127 Tabela E.1 - OUR do reactor sem ATU em mg/L, OUR dos organismos autotróficos, e

percentagem de organismos autotróficos, com os valores irregulares tirados. ... 128 Tabela E.2 - Cálculos do integral de oxigénio total para os organismos autotróficos. ... 128 Tabela E.3 - Vários parâmetros utilizados nos cálculos. ... 129 Tabela E.4 - Valores calculados de parâmetros referentes aos organismos autotróficos. ... 129 Tabela E.5 - μA calculado ao longo do tempo, valor máximo destacado a negrito. ... 129 Tabela F.1 - OUR do reactor com ATU em mg/L, e SOUR dos organismos heterotróficos. ... 130 Tabela F.2 - Cálculos dos SSV e SST, do dia 18 de Fevereiro. ... 130 Tabela F.3 - Cálculos do integral de oxigénio total para os organismos heterotróficos. ... 131 Tabela F.4 - OUR do reactor sem ATU em mg/L, OUR dos organismos autotróficos, e

Tabela F.11 - μA calculado ao longo do tempo, valor máximo destacado a negrito. ... 136 Tabela G.1 - Análise de sensibilidade ao Nnit_{, dia 16 de Fevereiro. Valor real a negrito. ... 137} Tabela G.2 - Análise de sensibilidade ao θX, dia 16 de Fevereiro. Valor real a negrito. 12 dias é o valor no Inverno, 6 dias é o valor no Verão. ... 137 Tabela G.3 - Análise de sensibilidade ao θH, dia 16 de Fevereiro. Valor real a negrito. ... 138 Tabela G.4 - Análise de sensibilidade ao b*H e bH, dia 16 de Fevereiro. Valor real a negrito. . 138 Tabela G.5 - Obtenção do CQO sem Si. ... 139 Tabela G.6 - Análise de sensibilidade ao CQO, dia 16 de Fevereiro. Valor real a negrito. ... 140 Tabela G.7 - Análise de sensibilidade ao efeito da temperatura nos OUR, dia 16 de Fevereiro. Valor real a negrito. Como a tendência de crescimento é sempre a mesma optou-se por não se representar em gráfico. ... 140 Tabela G.8 - Confirmação da análise de sensibilidade do efeito da temperatura com os dados calculados do dia 16. Os resultados seguem a mesma tendência. ... 141 Tabela H.1 - Quadro-resumo dos ensaios realizados no Strathtox. ... 156 Tabela I.1 - Dados dos sólidos suspensos totais dos ensaios de verificação da sensibilidade. . 158 Tabela I.2 - Resultados experimentais dos ensaios de verificação da sensibilidade no Strathtox, do dia 11 de Fevereiro. ... 158 Tabela I.3 - Resultados experimentais dos ensaios de verificação da sensibilidade no Strathtox, do dia 22 de Julho... 159 Tabela I.4 - Resultados experimentais dos ensaios de verificação da sensibilidade no Strathtox, do dia 29 de Julho... 160 Tabela J.1 - Dados experimentais obtidos do reactor dos organismos heterotróficos (com

inibidor). Os valores de CQO já contam com a diluição. O valor de CQO usado nos cálculos é a média dos dois valores determinados. ... 161 Tabela J.2 - Dados experimentais obtidos do reactor dos organismos autotróficos (sem inibidor). ... 161 Tabela J.3 - Dados experimentais obtidos do reactor dos organismos heterotróficos (com

inibidor), ensaio endógeno. O ensaio 0 foi lido para comparação e controlo com o ensaio no período exógeno. ... 161 Tabela J.4 - OUR do reactor com ATU em mg/L, e integral de oxigénio total pela regra do trapézio. ... 162 Tabela J.5 - OUR do reactor sem ATU em mg/L, OUR dos organismos autotróficos,

percentagem de respiração autotrófica e integral de oxigénio total pela regra do trapézio. ... 162 Tabela J.6 - Vários parâmetros utilizados nos cálculos. ... 162 Tabela J.7 - Cálculos para o gráfico de obtenção do b*H. O ponto a vermelho foi ignorado. ... 163 Tabela J.8 - Valores calculados de parâmetros referentes aos organismos heterotróficos. ... 163 Tabela J.9 - μH calculado ao longo do tempo, valor máximo destacado a negrito. ... 164 Tabela J.10 - Dados de nitrato e amónia de amostras do reactor sem ATU. ... 164 Tabela J.11 - Valores calculados de parâmetros referentes aos organismos autotróficos. Usou-se o Nnit _{para calcular o μ}

1.

Introdução

1.1. Enquadramento do problema e âmbito do estudo

A água cobre 71% do planeta mas só 0,7% está sob a forma de rios, lagos e lençóis freáticos e pode ser aproveitada para consumo humano. [1] _{Esta disponibilidade limitada,} combinada com a necessidade de protecção dos meios receptores, faz com que a água, apesar de ser um recurso renovável pelo ciclo da água [2]_{, seja tratada com normas cada vez mais estritas} com vista a assegurar a qualidade das reservas de água para o fornecimento ao público e preservação do ambiente, especialmente em regiões com propensão a seca.

Para esse efeito, a regulação às descargas de águas contaminadas cada vez mais estrita é regida por directivas europeias, que têm potenciado a indústria de tratamento de águas nos últimos tempos ao ponto do processo de tratamento de águas residuais ser considerado o maior processo industrial em termos de matéria-prima tratada, com tendência para crescimento; por exemplo, dados dos anos 90 apontam para o tratamento diário de 40 milhões de m3 _{de águas} residuais na Europa Ocidental. [3]

Durante muito tempo, o tratamento de águas em Portugal foi efectuado por várias empresas e tinha dificuldades em atingir os objectivos impostos pelas directivas europeias, até à criação do grupo Águas de Portugal (AdP) a 29 de Setembro de 1993 como empresa de capitais públicos de gestão e agregação dos serviços de abastecimento de água e saneamento numa única empresa nacional. [3] _{Desde então a situação tem progredindo consideravelmente - a cobertura} por sistemas de tratamento de águas residuais em 2009 era de 70% a nível nacional. A tabela 1.1 indica os progressos que têm sido feitos ao longo do tempo:

Tabela 1.1 - Volumes de águas residuais tratados em Portugal nos últimos anos. [3]

Ano 2006 2007 2008 2009 2010

Volume (106 _m3_{) 310,1 312,9 357,0 392,8 500,2}

Ao longo das últimas décadas, diversos planos estratégicos foram implementados para o abastecimento e tratamento de água, tendo como objectivos a sustentabilidade, produtividade e eficiência do sector (PEAASAR I de 2000 a 2006, PEAASAR II de 2007 a 2013 [3] [4]_{), sendo} que o programa actual (PENSAAR 2020) visa o desenvolvimento de novas soluções técnicas ou naturais para optimizar a operação, diminuir custos e respeitar as normas legais europeias relativas ao ambiente. [5]

exigente. [6] _{Um projecto desenvolvido pela Águas de Lisboa e Vale do Tejo (ex-Simtejo),} denominado Smart Water 4 Energy (SW4E), visa desenvolver um sistema inteligente de apoio à gestão e monitorização energética de várias das ETAR que servem Lisboa, em tempo real. [7]

A monitorização do processo de tratamento de águas residuais implica a modelação matemática do mesmo, usando modelos que descrevam a evolução das características físicas, químicas e biológicas das águas residuais a tratar, possibilitando a previsão da resposta dos sistemas a perturbações diversas, como alterações de caudal, ou composição dos afluentes a tratar ou do efluente tratado, e desenvolver estratégias de controlo desses cenários, melhorando o desempenho e eficiência do processo. [8] _{Potenciada pela regulamentação do sector, a} modelação tem vindo a ganhar importância e a tornar-se numa ferramenta mundialmente aceite para o desenho, operação e apoio à decisão de uma ETAR, fruto da recente evolução do conhecimento dos mecanismos biológicos envolvidos nos processos de tratamento. [8]

De facto, uma das etapas do processo mais dispendiosas é o tratamento biológico, representando entre 30% a 50% dos custos de energia da ETAR, devido aos custos energéticos associados aos sistemas de arejamento. [6] _{O controlo, monitorização e optimização deste passo} do processo é então indispensável para a optimização da ETAR.

Numa ETAR o controlo do processo é feito através de análises em laboratório a amostras provenientes de diversas etapas do tratamento, podendo em alguns casos ser complementado pelos dados de sondas para monitorização em tempo real. Estas análises são particularmente importantes para a apoiar a monitorização do tratamento biológico, através de parâmetros como a carência química de oxigénio, CQO, ou a carência bioquímica de oxigénio durante cinco dias, CBO5. [9]

A respirometria em sistemas de lamas activadas tem sido uma prática cada vez mais frequente, cuja utilidade advém da relação directa entre o consumo de oxigénio, crescimento da biomassa e consumo de substrato. [10] Os dados medidos pela respirometria podem ser usados para a compreensão dos processos biológicos envolvidos no tratamento secundário e determinação de parâmetros cinéticos, sendo assim um procedimento indispensável para a modelação do processo global de uma ETAR.

1.2. Objectivos

O objectivo principal desta dissertação foi estudar o uso da respirometria em sistemas de lamas activadas como ferramenta de apoio à modelação do processo das ETAR, no âmbito do projecto SW4E - Smart Water 4 Energy (QREN em Co-promoção, LISBOA-01-0202-FEDER-030366). Para tal, o trabalho foi focado na ETAR de Frielas e dividido em três etapas distintas.

A primeira etapa consistiu na realização de ensaios de respirometria por métodos clássicos, numa montagem laboratorial instalada no laboratório do grupo de Engenharia Bioquímica (BioEng/REQUIMTE) da FCT-UNL, para a determinação dos parâmetros cinéticos e estequiométricos necessários para calibrar os modelos matemáticos.

A segunda etapa do trabalho envolveu a utilização de um respirómetro comercial da ADLVT concebido para a realização de ensaios de toxicidade (Strathtox) e teve como objectivos a elaboração de um protocolo experimental para a determinação de parâmetros estequiométricos e cinéticos necessários para calibrar os modelos matemáticos, a realização de ensaios de respirometria no equipamento para comparação dos resultados com os dos ensaios realizados na primeira etapa na universidade, o estudo da sensibilidade das taxas de consumo de oxigénio em relação a vários factores logísticos, e sugestões de adaptações do respirómetro para optimização dos ensaios no equipamento.

2.

Estado de arte

2.1. Enquadramento jurídico-institucional[6] [11] [12]

O objectivo das ETAR é reduzir o teor de poluentes, designadamente o carbono, azoto e fósforo para cumprir as normas de descarga exigidas por lei, para minimizar dano e contaminações no meio receptor da descarga. Em Portugal, o Decreto-Lei nº 152/97, de 19 de Junho, alterado pelo Decreto-Lei nº 348/98, de 9 de Novembro, exige que a concentração máxima de azoto e fósforo dessa água seja de 15 mg N/L e de 2 mg P/L respectivamente, para a água residual urbana tratada numa ETAR com capacidade compreendida entre 10 000 e 100 000 e.p.(1) _{e descarregada em zonas sensíveis sujeitas a eutrofização, e de 10 mg N/L e de 1 mg P/L} para uma ETAR com capacidade superior.

Em alternativa, de acordo com o mesmo Decreto-Lei, podem-se quantificar o azoto e o fósforo por meio de percentagens de redução relativamente aos valores à entrada. As condições anteriores podem ser dispensadas se a percentagem mínima de redução de carga total de todas as estações de tratamento a descarregar numa zona sensível for de pelo menos 75% de fósforo total e azoto total.

Por outro lado, o Decreto-Lei 149/2004, de 22 de Junho, que introduz o nº 5 ao Artigo 6º do DL 152/97, de 19 de Junho, adverte que as descargas de águas residuais urbanas provenientes de aglomerações de dimensão inferior a 10 000 e.p., quando localizadas em zona sensível ou na respectiva área de influência, podem ser sujeitas aos requisitos aplicáveis às descargas de águas residuais de aglomerações de dimensão superior a 10000 e.p. sempre que, no contexto local em que se inserem, seja necessário cumprir outras directivas comunitárias e/ou objectivos de qualidade para o meio receptor fixados pela legislação vigente - princípio da precaução.

O Decreto-Lei 149/2004, de 22 de Junho, alterado pelo Decreto-Lei nº 198/2008, de 8 de Outubro, providencia também orientação na selecção do tipo de tratamento a instalar, uma lista de identificação das zonas sensíveis, e os critérios que determinaram essa identificação para cada zona. Assim, determina a obrigatoriedade de aplicar os requisitos a que devem obedecer as descargas de águas residuais urbanas provenientes de aglomerações de dimensão superior a 10 000 e.p., quando localizadas em zonas sensíveis a eutrofização.

Adicionalmente, o Decreto-Lei nº 236/98 de 1 de Agosto fixa as normas gerais de descarga que constam do seu Anexo XVIII, de acordo com as quais a concentração máxima de

1_{O Decreto-Lei nº 152/97 define um equivalente populacional (1 e. p.) ou habitante equivalente como a}

azoto total que pode ser descarregado é de 15 mg N/L (com um máximo de 10 mg NH4+/L – 7,8 mg N-NH4+/L e de 50 mg NO3-/L – 11.3mg N-NO3-/L), e a concentração máxima de fósforo é de 10 mg P/L (3 mg P/L em águas que alimentem lagoas ou albufeiras e 0,5 mg P/L quando os meios receptores são lagoas ou albufeiras). Estas aplicam-se à descarga de águas residuais em águas superficiais e do litoral, em águas territoriais, em águas subterrâneas, em colectores e no solo, quando tal seja expressamente referido. Não se aplica às águas residuais urbanas abrangidas pelo Decreto-Lei nº 152/97, de 19 de Junho, nem às águas residuais domésticas descarregadas no solo e provenientes de pequenas unidades isoladas que não estão ligadas a uma rede de esgotos e que se encontrem situadas fora das zonas de protecção das captações de água destinada ao consumo humano.

Devem-se efectuar análises, cujas especificações estão estabelecidas no Decreto-Lei nº 83/2011, de 20 de Junho, ao regime de escoamento do meio receptor, usos actuais e previstos (abastecimento, regra, recreio, vida aquática, uso industrial, etc.), capacidade de autodepuração e sensibilidade à eutrofização, tendo em consideração que os usos associados ao meio receptor podem obrigar a exigências de qualidade que obriguem a protecção superior à legislada. A avaliação do quadro de qualidade do meio receptor a efectuar no âmbito do projecto de uma ETAR requer a consulta da respectiva Administração de Região Hidrográfica (ARH) para definir a licença de descarga.

O Decreto-Lei nº 372/93, de 29 de Outubro, alterado pelo Decreto-Lei nº 92/2013 de 11 de Julho, define o regime de exploração e gestão dos sistemas de recolha, tratamento e rejeição de efluentes, entre outros. O Decreto-Lei nº 97/2008 de 11 de Junho define o regime económico e financeiro dos recursos hídricos. O Decreto-Lei nº 277/2009, de 2 de Outubro, reforça a regulação do sector da água, outrora estabelecida pelo Decreto-Lei nº 379/93 de 5 Novembro, alargando a responsabilidade das competências de intervenção da Entidade Reguladora de Serviços de Águas Residuais e Resíduos (ERSAR) a todas as entidades gestoras envolvidas nestes serviços.

O Decreto-Lei nº 58/2005, de 29 de Dezembro (Lei da Água), alterado pelo Decreto-Lei nº 130/2012, de 22 de Junho, transpôs para o direito interno a Directiva 2000/60/CE, de 23 de Outubro (Directiva-Quadro da Água), que visa lançar as bases de actuação das entidades gestoras da água e dos serviços para gestão sustentável das águas e dos serviços, e a protecção e prevenção da degradação dos recursos.

2.2. Descrição sumária de uma ETAR e do seu processo

A água é preciso ser tratada tanto para o consumo doméstico ou industrial, como para as descargas das águas residuais provenientes desse mesmo consumo. O tratamento de água para consumo faz-se numa estação de tratamento de águas (ETA), enquanto as águas residuais são tratadas numa estação de tratamento de águas residuais (ETAR) para que sejam descarregadas

num meio hídrico (mar, lagos, rios, ribeiras…) de acordo com os parâmetros exigidos por lei, para evitar poluição ou contaminações e assim minimizar o dano ao ambiente. A água para consumo destinada à cidade de Lisboa é tratada na Estação de Tratamento da Asseiceira; por outro lado, várias ETAR são responsáveis pelo tratamento das águas provenientes de Lisboa. [13]

Água residual, por definição, é a água que foi contaminada pelo uso humano. [14] [15] Consoante as suas fontes, as águas residuais podem ter uma composição bastante variável. Estas são classificadas da seguinte forma: [14]

 Domésticas: contêm principalmente resíduos humanos, animais e domésticos, podendo também conter emissões industriais e infiltrações freáticas;

 Sanitárias: contêm resíduos domésticos e quantidades significativas de emissões industriais, que podem requerer precauções ou pré-tratamentos para não comprometer os processos da ETAR;

 Industriais: vai variar consoante o tipo de indústria, mas em muitos casos a indústria irá preferir tratar os seus próprios resíduos por razões económicas e de segurança;  Pluviais: contêm lixo da rua, sal da estrada (em localidades com neve) e areia

arrastada pela água da chuva;

 Combinadas: constituídas por águas sanitárias e pluviais.

As águas residuais, recolhidas através dos esgotos, são encaminhadas para a ETAR por meio da gravidade, estações elevatórias com sistemas de bombagem de pressão ou, menos habitualmente, vácuo. A primeira fase deste tratamento é a gradagem, para remover o lixo de dimensão média-grande transportado pela água. [14]

Em seguida faz-se o desarenamento (grit removal) que remove não só areia mas também, por exemplo, sementes, pedaços de metal e outras impurezas de dimensão e dureza comparável. Vários processos podem ser usados neste passo: remoção por sedimentação de velocidade controlada ou gravítica, por arejamento, por centrifugador ou por ciclone. [14]

Após a remoção de areia segue-se a equalização, que visa a regularização dos caudais de afluente, especialmente importante para águas pluviais. A equalização pode estar a jusante ou a montante da decantanção primária. Podem também haver passos adicionais de preparação para as próximas fases, tais como pré-arejamento ou a adição de determinados químicos (tratamento físico-químico) que adicionem/removam nutrientes/organismos específicos, ajudem a sedimentação, removam gorduras, ajudem à coagulação ou neutralizem o pH. [14]

Os seguintes passos, de sedimentação e decantação primária, têm como objectivo remover os compostos orgânicos ou inorgânicos sedimentáveis, que serão a primeira fracção de lamas activadas e seguirão para a secção de lamas. É possível efectuar-se a fase da equalização depois da decantação primária.

A fase líquida desta decantação segue para o próximo passo, o tratamento secundário ou biológico, também chamado de processo de lamas activadas, onde se pretende remover toda a matéria orgânica dissolvida ou em suspensão. Isto é feito através de processos biológicos, onde microorganismos convertem a matéria orgânica em compostos inertes no seu ciclo metabólico. Devido à alta eficiência deste tratamento, é muito estudado e faz parte do processo da maioria das ETAR. [14]

Um processo de tratamento biológico inclui os seguintes componentes:

 Um reactor ou tanque biológico com arejamento, que mantém os microorganismos em suspensão e o meio aeróbio, diminui a carência bioquímica de oxigénio e remove compostos gasosos tóxicos como sulfureto de hidrogénio. O arejamento é fornecido mecanicamente ou por difusores. É neste tanque que começam os bioprocessos, ocorrendo a decomposição aeróbica, anóxica ou anaeróbica (com menos ou nenhum arejamento) da matéria orgânica. [14]

distintos, mas o tanque de decantação pode ter arejamento para reforço de oxigénio. Existem também tanques anaeróbios, que são tipicamente usados no tratamento de resíduos industriais. [14]

 Um sistema de recirculação e extracção de lamas provenientes da decantação para retornarem ao reactor biológico, que controla a concentração de microorganismos no reactor. Muitas vezes este sistema de extracção está instalado no tanque de arejamento. [8]

Figura 2.2 - Várias configurações possíveis para o processo de lamas activadas. (1) Reactor convencional, regime mistura completa; (2) Reactor convencional, regime fluxo pistão; (3) Alimentação por etapa,

regime fluxo pistão; (4) Estabilização por contacto, regime fluxo pistão; (5) Reactor de adição de oxigénio, regime fluxo pistão; (6) Processo Kraus, regime fluxo pistão; (7) Vala de oxidação, regime

fluxo pistão; (8) Reactores descontínuos sequenciais.

Outras opções para fazer o tratamento biológico por lamas activadas são os filtros biológicos (trickling filters) ou filtros biológicos rotativos, onde a água passa por um leito de pedras ou materiais sintéticos plásticos, ou filtros biológicos rotativos. [14]

risco de doenças. Esta é feita tipicamente por adição directa de cloro gasoso ou adição de hipocloritos. Em alternativa ou complemento, pode-se fazer irradiação ultravioleta, adição de ozono ou adição de cloreto de bromo. [14]

Existe também a opção de fazer tratamentos avançados para se conseguir água de qualidade ainda melhor, mas o seu uso vai depender de cada caso e da relação custo-benefício. Os tratamentos avançados que se podem fazer são: [14]

 Tratamento químico, para maior eliminação de resíduos;

 Micro-tamisagem, para retenção de sólidos à escala microscópica;  Sistemas de remoção de tratamento biológico:

o Nitrificação biológica, para conversão de amónia a nitrato gasoso, seguida de desnitrificação;

o Remoção biológica de fósforo;

 Adsorção em carvão activado de compostos orgânicos difíceis de eliminar convencionalmente;

 Aplicação de um efluente ao solo para aproveitar os processos biológicos que nele ocorrem - solução com menos consumo de recursos e mais ambientalmente favorável.

A fase sólida do processo da ETAR é o tratamento das lamas obtidas pelos processos biológicos e separadas da fase líquida, e consiste na maior remoção possível de água que ainda está nessas lamas (mais de 97% do peso das lamas pode ser água [14]_{). O primeiro passo é o} espessamento, usando espessadores gravíticos, de flotação ou de correia, que é uma primeira remoção do conteúdo líquido das lamas. [14]

O segundo passo é a estabilização ou condicionamento, em particular da matéria orgânica, para reduzir o volume das lamas e remover agentes patogénicos, facilitando a reutilização ou eliminação das lamas. Existem vários processos que se podem fazer para chegar a esse fim: [14]

 Digestão aeróbica ou anaeróbica;  Compostagem;

O terceiro passo do tratamento de lamas é a remoção de água, feito através de: [14]

 Filtração, usando um filtro de vácuo rotativo ou de pressão;  Centrifugação;

 Incineração;

 Secagem térmica, a qual pode ser solar.

A incineração é de facto um dos mais eficientes métodos de remoção da água e volume das lamas, mas pode ser bastante poluidora. Tipicamente usa-se uma fornalha de leito fluidizado ou de fornos múltiplos. [14] _{No final, as lamas tratadas (ou cinzas, no caso da incineração) são} tipicamente descartadas para um aterro, mas também podem ter fins ambientalmente favoráveis como a injecção num lote de solo para servir de fertilizante. Adicionalmente, novos processos estão a ser desenvolvidos para a obtenção de fósforo a partir de lamas, desenvolvimento de bactérias que criem bioplásticos, [17] _{obtenção de electricidade a partir de lamas} [18] _{ou obtenção} de hidrocarbonetos leves para substituir o carvão. [19]

2.3. Microbiologia

A preocupação primária do tratamento de águas é impedir os microorganismos de proliferar nesse meio, devido à transmissão de doenças e parasitas. Alguns dos microorganismos relevantes ao tratamento de águas são as bactérias, protozoários, rotíferos, vírus, algas, fungos, nemátodos e crustáceos microscópicos. [14]

As bactérias são o grupo de microorganismos mais comum na água e que tem maior variedade de espécies e simplicidade. São organismos unicelulares primitivos (mas que se podem aglomerar), normalmente sem núcleo definido, com uma variedade de formas (por exemplo, cocos, bacilos e espiroquetas) e necessidades nutricionais, e constituídas por 85% de água e 15% de cinzas ou minerais (que incluem enxofre, potássio, sódio, cálcio e cloro). [14]

Para prosperarem, a maior parte das bactérias prefere um ambiente relativamente quente e pH neutro. Precisam também de matéria orgânica presente na água, que será convertida em energia e CO2, e usada para fazer novas células. Também consomem materiais inorgânicos, como o fósforo e o azoto, para reacções de oxidação, podendo algumas espécies prosperar em águas poluídas com pouca ou nenhuma matéria orgânica. As bactérias podem precisar de oxigénio (bactérias aeróbicas), só crescer quando o oxigénio não está presente (bactérias anaeróbicas) ou ser capazes de crescer em ambientes aeróbicos e anaeróbicos (bactérias facultativas). [14]

fazer antisepsis para inibir o crescimento celular. As bactérias são relativamente fáceis de destruir, mas os esporos, estruturas formadas por algumas espécies, são muito mais difíceis. [14] Adicionalmente, as bactérias (e outros microorganismos) costumam organizar-se em colónias como agregados celulares ou, caso se fixem a uma superfície, em biofilme; desta maneira ganham resistência adicional a adversidades como toxinas. [20]

Uma das bactérias mais comuns é a E. coli, que em águas não tratadas pode tornar-se um perigo de saúde pública. No entanto, se por um lado há bactérias que provocam preocupações de saúde pública, por outro o tratamento biológico das águas residuais é feito graças a bactérias que destroem poluentes e estabilizam a matéria orgânica. [14]

Os outros organismos mais preocupantes em termos de saúde pública são os vírus, que não são considerados seres vivos mas sim partículas parasíticas, constituídas por uma cápsula proteica que pode ter formas variadas, com material genético no interior. Eles não têm mecanismos de obtenção de energia e necessitam de um hospedeiro para sobreviver. O principal problema é a grande dificuldade em destruí-los, obrigando a desinfecção mais extensa. A hepatite, gastroenterite viral e a poliomielite são algumas das doenças mais relevantes. [14]

As algas ou fitoplâncton prosperam em águas com excesso de nutrientes num corpo de água, estando portanto ligadas a problemas de eutrofização. Não são consideradas plantas, [23] mas realizam fotossíntese, pelo que concentram-se maioritariamente à superfície da água. Não são patogénicas mas podem causar problemas ambientais como o esgotamento do oxigénio dissolvido na água que outros seres vivos precisam para viver, e a produção de substâncias tóxicas; [24] _{também podem causar problemas nas estações de tratamento, como obstruções ao} escoamento. Podem ser micro ou macroscópicas, e podem aparecer em água fresca, poluída ou salgada. O crescimento de algas é controlado com sulfato de cobre. [14] _{Algumas espécies fixam} azoto molecular em heterocistos. [25]

À semelhança das algas, os fungos são organismos multicelulares, de tamanho relativamente grande e aspecto filamentoso. Costumam fixar-se ao substrato em redes de micelas, reproduzem-se por esporos, preferem pH baixo e são de importância relativamente baixa, mas podem causar obstruções em equipamentos. [14][26]

Os protozoários são organismos unicelulares heterotróficos, consomem bactérias e são maioritariamente aeróbicos ou facultativos, requerendo condições do meio semelhantes às das bactérias. Alguns são resistentes à desinfecção por cloração. Uma das doenças relacionadas com os protozoários é a disenteria causada por amebas. Há ainda os nemátodos, rotíferos e crustáceos, organismos multicelulares microscópicos ou visíveis a olho nu que também se alimentam de bactérias e estão presentes em meios aeróbicos, podendo mesmo melhorar a difusão de oxigénio, melhorando assim o processo de lamas activadas. Estes organismos tendem a fixar-se a um substrato em vez de nadarem livremente. [14]

Figura 2.7 - Imagens microscópicas de organismos presentes em águas residuais: (a) Protozoários [27], (b) Nemátodo [28], (c) Crustáceo [29], (d) Rotífero [30].

2.4. Processos bioquímicos dos organismos presentes no tratamento biológico

Para o seu desempenho e reprodução, um organismo tem de ter: carbono para sintetizar novo material celular; elementos inorgânicos (azoto, enxofre, potássio, cálcio, magnésio) para aminoácidos, bases de ADN e vitaminas; e energia. [15]

de transferência de electrões, em que os aceitadores finais serão compostos inorgânicos como NO2-, NO3-, SO42- ou oxigénio – nesse caso a respiração diz-se aeróbia. O ciclo converte a energia de ligações intramoleculares do substrato em ligações fosfato do ATP, que são de alta energia. A energia desta molécula será seguidamente usada para funções básicas das células como crescimento e reprodução. [10]

Os organismos podem classificar-se quanto à fonte de carbono que usam. Os organismos heterotróficos consomem matéria orgânica à base de carbono onde parte é oxidada para produzir energia e o resto será nova massa celular, produzindo dióxido de carbono pela respiração. Por outro lado, os organismos autotróficos usam compostos inorgânicos como a amónia, nitrito, nitrato, ferro ou sulfetos – organismos quimiotróficos –, ou luz – organismos fototróficos – para obter energia, e usam o dióxido de carbono como fonte de carbono. Estes fornecem matéria orgânica ao ambiente por decomposição, resultando num ciclo biológico de carbono. [14] [15] [31]

As reacções de oxidação-redução pelos organismos quimiotróficos envolvem um aceitador de electrões que será reduzido e um doador de electrões que será oxidado. O aceitador de electrões pode estar disponível dentro da célula (endógeno) e diz-se que o metabolismo desse organismo é a fermentação; ou pode ser obtido fora da célula (exógeno), e esse aceitador é depois incluído num transporte de electrões mediado por enzimas – este tipo de metabolismo é a respiração, e é mais rentável energeticamente que a fermentação. Dentro da respiração, se o oxigénio for o aceitador de electrões, a respiração diz-se aeróbica; se for outro elemento, diz-se anaeróbica. Há organismos que só podem viver em meios com ou sem oxigénio (obrigatórios) e outros que conseguem prosperar em ambas as situações. [15] _{Os organismos autotróficos que} fazem respiração aeróbica precisam de mais oxigénio que os heterotróficos. [10]

Os organismos heterotróficos, no caso de respiração aeróbia, fazem três reacções: oxidação de matéria orgânica para obtenção de energia, síntese de material celular usando essa energia, e respiração endógena para manutenção celular através da oxidação do próprio material celular, caso deixe de haver matéria orgânica no meio. Para o caso da glucose, estas reacções são, respectivamente, as seguintes: [15]

(equação 2.1)

(equação 2.2)

(equação 2.3)

Em vez da glicose, pode-se escrever as equações de oxidação e síntese para uma molécula orgânica genérica, através da resolução de um balanço aos átomos por sistema de equações:

(equação 2.4)

(equação 2.5)

Os organismos heterotróficos anaeróbicos podem efectuar as seguintes reacções: redução de sulfato, fermentação de matéria orgânica simples (e.g. álcoois) ou a metanogénese, produzindo metano. Dentro da respiração anaeróbica pode-se ainda considerar a respiração anóxica, se ocorrer o uso de nitritos ou nitratos como aceitadores de electrões por organismos heterotróficos facultativos, reduzindo estas espécies químicas para azoto gasoso num processo denominado desnitrificação. [15] _{De modo semelhante, considera-se que um meio aeróbico} contém oxigénio livre dissolvido, um meio anóxico não tem oxigénio suficiente para satisfazer a necessidade deste elemento [32] _{podendo no entanto o oxigénio estar contido em compostos,} como nitratos [33]. Um meio anaeróbico não tem oxigénio dissolvido ou tem em quantidades desprezáveis.

Tabela 2.1 - Reacções envolvidas no metabolismo das bactérias. [15]

Meio Organismos Reacção Fonte de carbono Dador de electrões Aceitador de electrões Produtos da reacção Rendimento celular (g SSV/g CQO) Aeróbico

Heterotróficos Oxidação aeróbica

Matéria orgânica

Matéria

orgânica Oxigénio

Novas células, CO2

e H2O

0,4

Autotróficos Nitrificação CO2

Amónia

ou nitrito Oxigénio

Novas células, H2O

e nitrito ou nitrato

0,12

Anaeróbico Heterotróficos

Fermentação ácida Matéria orgânica Matéria orgânica Matéria orgânica Novas

células 0,06

Metanogénese Matéria

orgânica Acetato

Dióxido de carbono

Novas células, CO2

e H2O

0,05

Anóxico Heterotróficos

facultativos Desnitrificação

Matéria orgânica Matéria orgânica Nitrito ou nitrato Novas células, CO2

e H2O

0,3

Pode-se constatar que os organismos autotróficos consomem mais energia comparativamente aos heterotróficos, resultando num rendimento inferior. [15] _{Este factor pode} ser colmatado no sistema de tratamento biológico por aumento do tempo de residência das lamas. Assim, a eficiência do processo de estabilização da matéria orgânica e da nitrificação aumenta e a competição com os organismos heterotróficos por oxigénio diminui. [6]

O azoto é encontrado na Terra em diversas moléculas:  N2, azoto molecular;

 NO3-, nitrato;

 NO2-, nitrito;

 NH3, amoníaco;

 NH4+, amónia.

Estas espécies têm várias origens, como a chuva (relâmpagos, dissolução de minerais), excreções de seres vivos, decomposição de matéria orgânica, e algumas actividades humanas (e.g. fertilizantes). [14]

A matéria azotada presente nas águas residuais não tratadas, normalmente na forma de azoto orgânico ou amoniacal, providencia alimento para as bactérias nitrificantes e desnitrificantes, levando a eutrofização. Adicionalmente, a amónia é tóxica para a vida marinha e reage com o cloro dissolvido na água, podendo assim comprometer a etapa de desinfecção. É então imperativa a redução da concentração destes compostos azotados na água, através de processos químicos como uma coluna de stripping ou cloração, ou por um processo biológico que contempla três passos: a amonificação ou assimilação, nitrificação e desnitrificação. [6]

O primeiro passo do processo biológico consiste na conversão do azoto orgânico a azoto amoniacal, pela realização de hidrólise por bactérias heterotróficas. No caso da assimilação ocorre também a incorporação deste azoto no tecido celular destas bactérias. [6]

A nitrificação ocorre por duas etapas consecutivas em condições aeróbias:

1. Conversão da amónia a nitrito (por exemplo, por bactérias do género Nitrosomonas):

(equação 2.6) 2. Oxidação do nitrito a nitrato (por exemplo, por bactérias do género Nitrospira ou

Nitrobacter):

(equação 2.7)

A primeira reacção é considerada o passo limitante da nitrificação, pois as Nitrosomonas têm uma taxa de síntese inferior às Nitrobacter devido à maior energia que a primeira reacção requer. Assim, previne-se a acumulação de nitrito no sistema, podendo no entanto haver acumulação de nitratos, especialmente no arranque da operação ou grande variação da carga orgânica a entrar. [6]

Figura 2.8 - Imagens microscópicas das Nitrosomonas (1) [35] e Nitrobacter (2) [36].

Depois da nitrificação, a desnitrificação visa a conversão de nitrato a azoto por bactérias heterotróficas, envolvendo uma sequência de reacções de redução do azoto oxidado até ao azoto elementar [15]_:

(equação 2.8) A reacção envolvida depende do tipo de substrato, mas mais uma vez pode-se escrever a reacção para um substrato genérico:

(equação 2.9) Em vez de se usar uma molécula de substrato genérica, os microorganismos também podem usar material celular (respiração endógena) [15]_:

(equação 2.10) A desnitrificação é afectada pela temperatura, pH (o pH óptimo está entre 7 e 9 [6]), concentração de carbono orgânico, de nitrato e de oxigénio dissolvido (não deve estar acima de 0,2 mg/L [6]). As bactérias desnitrificantes não são tão sensíveis à presença de toxinas que as nitrificantes, podendo mesmo proliferar nesse tipo de meio. Uma preocupação ambiental deste passo é a formação de óxido nitroso (N2O), que é um gás poluente que causa mais danos de efeito de estufa que o dióxido de carbono, e é favorecido pela idade das lamas, pH e reduzida fracção de C/N. [6]

grandes quantidades de fósforo, em termos estequiométricos (phosphorus accumulating organisms, PAO). [6]

Sendo a desnitrificação relativamente simples de implementar, ajuda a eliminar gases de estufa e ainda remove matéria carbonácea adicional, uma estação de tratamento que efectue a nitrificação deve também efectuar a desnitrificação.

2.5. Modelação do processo de lamas activadas

A modelação do processo de lamas activadas é uma parte integral da operação de uma ETAR. É usada no dimensionamento, controlo e simulação de cenários referentes ao processo, possibilitando a optimização dos custos, eficiência e impacto ambiental do processo. [6] [37]

Desde os anos 80, pela iniciativa da International Association on Water Pollution Research and Control (IAWPRC), actualmente International Water Association (IWA), tem-se investigado a modelação do processo de lamas activadas. O primeiro modelo ASM (activated sludge model), chamado ASM1 ou modelo IAWPRC, foi publicado em 1987; é um modelo com complexidade mínima, com um conjunto de valores padrão que dão resultados realísticos com mudanças mínimas nos parâmetros do modelo, e que tem servido de base à caracterização de águas residuais, modelação relacionada com o processo de lamas activadas e investigação de outros modelos. [37]

Desde a concepção do ASM1 já foram desenvolvidos outros modelos. O modelo ASM2 foca-se na remoção de fósforo biológico, tendo sido posteriormente expandido pelo modelo ASM2d que inclui os PAOs desnitrificantes. Foi ainda desenvolvido recentemente o ASM3, que complementa o modelo ASM1 com descobertas actuais, como o armazenamento interno de compostos pelos organismos. [37]

Os modelos ASM têm sido implementados em muitos softwares comerciais de modelação e simulação de processos biológicos e operação de estações de tratamento de águas residuais, como por exemplo os programas AQUASIM e GPS-X. [8]

O foco do modelo ASM1 é o tratamento de águas residuais onde se remove matéria orgânica à base de carbono e azoto, e inclui o fraccionamento da matéria orgânica, a produção de biomassa (heterotrófica e autotrófica), o comportamento hidráulico do reactor e as propriedades de sedimentação. O modelo representa os processos biológicos envolvidos numa matriz, facilitando a comunicação com modelos mais complexos. No entanto, a dificuldade em caracterizar o afluente e as variáveis que não podem ser medidas directamente ou determinadas analiticamente são obstáculos à calibração e implementação do modelo. [37]