Respirometria aplicada à modelação de uma ETAR descentralizada. Engenharia Química

Respirometria aplicada à modelação de uma ETAR

descentralizada

Nelson Filipe Malveiro Encarnação

Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em

Engenharia Química

Orientadora: Professora Doutora Helena Maria Rodrigues Vasconcelos Pinheiro

Co-Orientadora: Professora Doutora Carla Isabel Costa Pinheiro

Júri

Presidente: Professor Doutor Sebastião Manuel Tavares Silva Alves

Orientadora: Professora Doutora Helena Maria Rodrigues Vasconcelos Pinheiro

Vogal: Doutora Rita Cardoso Soares Ribeiro Santos

III

Agradecimentos

Gostaria de agradecer a realização da presente dissertação aos meus orientadores. À Prof.ª Helena Pinheiro, a experiência e conhecimento transmitido na estruturação da tese de mestrado e a disponibilidade que sempre teve desde o início até a entrega final, as quais contribuíram para a minha aprendizagem académica e científica. À Prof.ª Carla Pinheiro pela atribuição do tema e confiança em mim depositada.

Do Núcleo de Engenharia Sanitária (NES), do Laboratório Nacional de Engenharia Civil, ao Eng.º Sérgio Teixeira Coelho, atual chefe do núcleo, a oportunidade dada, à Engª Rita Ribeiro, responsável pela parte experimental do trabalho desenvolvido, a quem eu agradeço a orientação, o conhecimento científico transmitido, o rigor e disciplina exigido, as indicações e importantes conselhos dados.

Ao Eng.º Paulo Inocêncio pela disponibilização do caso de estudo do projeto DEMOCON. O trabalho desenvolvido contou com o apoio financeiro da empresa Simtejo S.A e da Fundação para a Ciência e a Tecnologia no âmbito do projeto PTDC/AAG-TEC/4124/2012.

Aos técnicos superiores João Vale e assistente Vítor Napier do NES, pela competência e apoio prestado na realização do trabalho experimental.

A todos os meus colegas do NES, Paula, Aisha, Maria, Bruno, Marta, Catarina, Guilherme e Rui pela amizade e companhia ao longo do tempo.

Por último, quero agradecer à minha família, em especial à minha mãe, pai, irmã e ao meu avô, pela enorme ajuda e apoio constante que começou desde cedo e que irão para além do percurso académico. Um muito obrigado a todos.

V

Resumo

Hoje em dia, a respirometria representa uma importante ferramenta de suporte à modelação de sistemas de tratamento biológico. A implementação de um modelo em lamas ativadas é potencialmente muito útil no controlo e otimização do tratamento das águas residuais em ETAR.

O objetivo principal da presente dissertação é a realização de ensaios de respirometria para avaliar o efeito de características específicas do afluente à uma unidade de tratamento biológico, através da observação e análise qualitativa do respirograma. A utilização de um modelo matemático para simulação dos processos biológicos, requer a atribuição de valores aos parâmetros que integram a sua estrutura, que, na maioria dos casos, não podem ser determinados diretamente por medidas analíticas optando, assim, pela introdução dos ensaios respirométricos.

A partir dos ensaios de respirometria foram obtidos valores para os seguintes parâmetros de modelação de sistema em lamas ativadas: YH (0.72 g O2biomassa/g O2substrato), μHmáx (0.22 h-1), kh (0.2 h-1) e bH (0.06

h-1_{). Por divisão das áreas do respirograma foram determinadas as frações de matéria orgânica}

presentes na composição das águas residuais afluentes à ETAR. Os valores estimados podem ser considerados como uma base para a atribuição de valores iniciais a parâmetros e variáveis do modelo ASM1, necessários ao processo de calibração.

Palavras-chave: respirometria; modelação de lamas ativadas; águas residuais; ASM1; tratamento

VII

Abstract

Nowadays, respirometry is an important supporting tool for modeling biological treatment systems. The implementation of a model for activated sludge is potentially very useful practice in the control and optimization of the treatment of wastewater treatment plants.

The aim of this thesis consisted in performing respirometric assays in order to obtain information about the characteristics of biodegradability of tributaries at the inlet of a decentralized wastewater treatment plant, and also on the capacity for development of heterotrophic biomass in the existing biological treatment. The use of this model requires assignment of values to the parameters that make up its structure, which in most cases cannot be directly determined by using analytical measurements, thus justifying respirometric assays.

Respirograms representing the evolution of heterotrophic biomass in the activated sludge system were built from the respirometric information, and values for the following modeling parameters were obtained: YH (0.72 g O2biomass/ g O2substrate) μHmax (0.22 h-1), kh (0.2 h-1) and bH (0.06 h-1). By dividing the respirogram

areas, fractions of COD present in the composition of raw wastewater were also determined. The estimated values may be considered as a basis for the assignment of initial values of the ASM1 model parameters necessary the calibration process.

IX

Índice

1. Introdução ... 1

1.1 Enquadramento do problema e âmbito do estudo ... 1

1.2 Objetivos ... 2

1.3 Estrutura da dissertação ... 3

2. Revisão do estado da arte ... 4

2.1 Tratamento Biológico ... 4

2.1.1 Enquadramento jurídico-institucional ... 4

2.1.2 Descrição sumária do funcionamento de estações de tratamento de águas residuais ... 4

2.1.3 O tratamento secundário e os diversos processos biológicos ... 6

2.1.4 Descrição geral do processo de lamas ativadas ... 7

2.1.5 Principais variáveis do sistema das lamas ativadas ... 8

2.1.6 Principais variáveis de controlo do sistema das lamas ativadas ... 10

2.2 Processos de depuração biológica ... 11

2.2.1 Introdução ... 11

2.2.2 Remoção de material orgânico ... 11

2.2.3 Remoção de material azotado ... 13

2.2.4 Remoção de material fosfatado ... 16

2.3 Modelação matemática de processos biológicos ... 17

2.3.1 Introdução ... 17

2.3.2 Modelo ASM1 ... 18

2.3.3 Modelação de processos biológicos, variáveis e parâmetros ... 20

2.3.4 Calibração do modelo ASM1 ... 21

2.4 Método respirométrico ... 22

2.4.1 Introdução ... 22

2.4.2 Exemplos de aplicação de respirometria a casos de estudo em Portugal e no estrangeiro ... 22

2.4.3 Condição experimental para a avaliação de respirograma ... 23

2.4.4 O respirómetro ... 23

2.4.5 Tipos de equipamento de respirometria ... 24

2.4.6 Descrição do cálculo da taxa de respiração em fase líquida ... 24

2.4.7 Descrição do cálculo da taxa de respiração em fase gasosa ... 25

2.4.8 Descrição dos processos biológicos a monitorizar ... 25

3. O projeto DEMOCON ... 28

3.1 Descrição sumária do projeto ... 28

3.2 Estudo de caso ... 29

3.3 Integração do trabalho de mestrado no projeto ... 29

3.4 A ETAR de Bucelas ... 30

4. Materiais e Métodos ... 33

4.1 Introdução ... 33

4.2 Colheita de amostras ... 33

4.3 Descrição do respirómetro utlizado ... 34

4.4 Protocolo experimental no laboratório ... 35

4.4.1 Preparação do ensaio respirométrico ... 35

X

4.4.3 Determinação de parâmetros analíticos na água residual ... 37

4.5 Trabalho experimental feito na ETAR ... 38

4.5.1 Aspetos Gerais ... 38

4.5.2 Operação da ETAR em dias de campanha ... 38

4.5.3 Medições na ETAR ... 39

4.5.4 Monitorização de OD ao longo das valas oxidação T7 ... 39

4.6 Obtenção dos valores da OUR para construção dos respirogramas ... 40

4.7 Estimativa de parâmetros de modelação de lamas ativadas a partir de respirogramas ... 42

4.7.1 Rendimento Heterotrófico YH ... 43

4.7.2 Taxa específica máxima de crescimento heterotrófico μHmáx ... 44

4.7.3 Taxa de decaimento de biomassa heterotrófica bH ... 44

4.7.4 Taxa específica máxima de hidrólise kh... 45

4.7.5 Estimativa da concentração biomassa heterotrófica XH ... 46

4.7.6 Estimativa das frações de substrato SS, Aoacetato, XS1 e XS2 ... 47

5. Resultados e Discussão ... 48

5.1 Nota introdutória ... 48

5.2 Respirogramas ... 48

5.2.1 Análise qualitativa dos respirogramas ... 48

5.2.2 Análise da evolução da taxa de respiração em função do tempo ... 51

5.3 Estimativa dos parâmetros de modelação do ASM1 ... 53

5.4 Análise as frações de CQO através de respirograma ... 62

6. Conclusões e Recomendações ... 65

7. Referências bibliográficas ... 67

Anexo I ETAR de Bucelas - Respirogramas & Determinação analítica das águas residuais ... 73

XI

Índice de figuras

Figura 1 – Fases do tratamento de uma ETAR ... 5

Figura 2 - Sistema de lamas ativadas ... 8

Figura 3 – Diferentes formas de azoto na Natureza em resultado da ação de bactérias. ... 14

Figura 4 - Ciclo de remoção de substrato orgânico biodegradável (conceito ASM1) (adaptado de Vanrolleghem, 2002). ... 19

Figura 5 - Ciclo da remoção de amónia conceito (ASM1) (adaptado de Deus, 2012). ... 20

Figura 6 - Diagrama geral sobre respirometria (adaptado de Canudas, 2005) ... 22

Figura 7 - Metodologia DEMOCON (Ribeiro, 2011) ... 28

Figura 8 - ETAR de Bucelas (fonte: www.simtejo.pt) ... 29

Figura 9 - Fases do projeto DEMOCON, enquadramento da tese de dissertação... 30

Figura 10 - Planta da ETAR de Bucelas (adaptado de Ribeiro 2014a) ... 31

Figura 11 – Visitas a ETAR: (a) poço afluente, (b) vala de oxidação, (c) decantador biológico, (d) filtro de areia, (e) filtro de prensa, (f) desarenador, (g) vista geral 32 Figura 12 - Figura 12- Locais de colheita: (a) ponto de descarga vala de oxidação, (b) canal de parshall... 33

Figura 13 - Instalação de respirometria ... 34

Figura 14 - Setup do programa DATALOG (aquisição de dados) ... 35

Figura 15 – (a) preparação de OUR, (b) disposição de sonda s::can ... 36

Figura 16 – Pontos de medição: vala de oxidação da ETAR (adaptado de Ribeiro, 2014a) 40 Figura 17 - Perfil de decréscimo de oxigénio registada na fase de desarejamento no respirómetro (adaptado de Kohler, 2008) ... 41

Figura 18 - Representação esquemática da utilização de substrato pelos microrganismos heterotróficos (adaptado de Spanjers et al., 1996)... 43

Figura 19 – Exemplo de respirogramas obtidos no presente trabalho ... 49

Figura 20 - Localização na curva respirométrica de alguns parâmetros de modelação... 53

Figura 21 – Resposta da biomassa heterotrófica a adição de acetato ... 54

Figura 22 - Pontos utilizados na estimativa de µHmáx ... 55

Figura 23 - Pontos utlizados na estimativa de bH ... 55

XII

Índice de quadros

Quadro 1 - Níveis de tratamento de fase líquida de ETAR (adaptado de Linsley et al.,

1992). ... 5

Quadro 2 - Classificação de processos intensivos de tratamento biológico (Linsley et al., 1992). ... 6

Quadro 3 - Principais reações nas águas residuais de acordo com as condições ambientais (Ferreira, 2006). ... 13

Quadro 4 - Taxa de reação e constante de rendimento das bactérias nitrificante a 20ºC (adaptado de Henze et al., 1997). ... 15

Quadro 5 - Descrição da campanha preliminar 1 (adaptado de Ribeiro, 2014a). ... 39

Quadro 6 - Valor de CQO adicionado aos OUR ... 43

Quadro 7 – Informação sobre ensaios respirométricos ... 48

Quadro 8 - Valores estimados de parâmetros e variáveis do modelo ASM1 ... 59

Quadro 9 - Valores típicos dos parâmetros cinéticos e estequiométricos do modelo ASM1, para pH neutro de águas residuais domésticas (adaptado de Henze et al., 1987) ... 61

Quadro 10 - Valores de CQO e eficiências de remoção ... 62

XIII

Índice de figuras Anexo I

Figura A I- 1 Respirogramas de Abril a Outubro de 2014, ensaios de AR (apresentados do lado esquerdo da página); ensaios de AR+LM (apresentados do lado direito da

página) ... 79

Índice de quadros Anexo I

Quadro A I- 2 Valores utlizados na preparação dos OUR 28-04-2014 ... 80

Quadro A I- 3 Valores utlizados na preparação dos OUR 14-05-2014 ... 80

Quadro A I- 4 Valores utilizados na preparação dos OUR 02-07-2014 ... 80

Quadro A I- 5 Valores utilizados na preparação dos OUR 16-07-2014 ... 81

Quadro A I- 6 Valores utlizados na preparação dos OUR 17-09-2014 ... 81

Quadro A I- 7 Valores utilizados na preparação dos OUR 07-10-2014 ... 81

Quadro A I- 8 - Valores utilizados na preparação dos OUR 15-10-2014 ... 81

Quadro A I- 9 Valores de SST e SSV da determinação analítica às amostras dos OUR e de licor misto da vala de oxidação nº1 ... 82

XV

Notações e Abreviaturas

Símbolos – letras latinas

Símbolo Significado Dimensão

bH Taxa de decaimento T-1

CBO5 Carência bioquímica em oxigénio M.L-3

CQO Carência química em oxigénio M.L-3

CQOt Carência química em oxigénio total M.L-3

CQOf Carência química em oxigénio filtrado M.L-3

fp Fração da biomassa que conduz s produtos particulados --

kh Taxa específica máxima de hidrólise T-1

kLa Taxa de transferência de oxigénio dissolvido T-1

KNH Coeficiente de meia saturação de azoto amoniacal para M.L-3

Biomassa autotrófica

KO,A Coeficiente de meia saturação de oxigénio para Biomassa M.L-3

autotrófica

KO,H Coeficiente de meia saturação de oxigénio para Biomassa M.L-3

Heterotrófica

KS Coeficiente de meia saturação para biomassa heterotrófica M.L-3

Qaf Caudal de águas residuais afluente M-3.T-1

Qef Caudal de efluente tratado M-3.T-1

Qle Caudal de lamas extraídas M-3.T-1

Qlm Caudal de lamas extraídas M-3.T-1

Qlr Caudal de lamas recirculadas M-3.T-1

ro Taxa de utilização de oxigénio M.L-3.T-1

rs Taxa volumétrica de consumo de substrato rapidamente M.L-3.T-1

biodegradável na suspensão celular

rend Taxa de respiração endógena M.L-3.T-1

S Substrato M.L-3

Sl Matéria orgânica inerte solúvel M.L-3

SNH Azoto amoniacal M.L-3

SND Azoto orgânico biodegradável solúvel M.L-3

SNO Azoto na forma nítrica M.L-3

So Oxigénio dissolvido M.L-3

So_sat Oxigénio dissolvido (concentração de saturação) M.L-3

Ss Substrato rapidamente biodegradável M.L-3

SST Sólidos suspensos totais M.L-3

SSV Sólidos suspensos voláteis M.L-3

T Temperatura T

V Volume L3

XA Biomassa autotrófica M.L-3

XH Biomassa heterotrófica M.L-3

Xl Material orgânico particulado inerte M.L-3

XND Azoto orgânico biodegradável particulado M.L-3

Xp Produtos particulados inertes resultantes do decaimento M.L-3

XS Substrato rapidamente biodegradável M.L-3

YH Rendimento para biomassa heterotrófica M.M-1

XVI

Símbolos – letras gregas

Ө Tempo de retenção hidráulico T

Өc Tempo retenção de sólidos T

µAmáx Taxa específica máxima de crescimento para biomassa T-1

autotrófica

µHmáx Taxa específica máxima de crescimento para biomassa T-1

heterotrófica

Siglas e acrónimos

ADP Águas de Portugal

ASM Activated Sludge Model

DEMOCON Metodologia Descentralizar Monitorização e Controlo ERSAR Entidade Reguladora de Serviços de Águas Residuais ETAR Estação de tratamento de águas residuais

IST Instituto Superior Técnico

FCT Fundação para a Ciência e a Tecnologia IWA Internacional Water Association

LNEC Laboratório Nacional de Engenharia Civil OD Oxigénio dissolvido

OUR Oxygen Uptake Rate

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

PEAASAR Plano Estratégico de Abastecimento de Água e Saneamento Residuais RASARP Relatório Anual dos Serviços de Águas e Resíduos em Portugal SimTejo Saneamento Integrado Municípios do Tejo e Trancão

SMM Sistemas Multimunicipais

Subscritos

ATU Aliltioureia

AR Águas residuais afluentes

1

1. Introdução

1.1 Enquadramento do problema e âmbito do estudo

A organização do setor ambiental em Portugal no final da década de 80 do século passado, a integração na hoje União Europeia, a posterior criação do grupo Águas de Portugal (AdP) e de um conjunto de Sistemas Multimunicipais (SMM), que são caracterizados pela elevada abrangência geográfica, determinaram a configuração do setor da água tal como a conhecemos hoje. Os dados estatísticos evidenciam que os níveis de atendimento em saneamento em Portugal e de cobertura dos serviços da água no território nacional tiveram melhorias contínuas desde 1993 (ERSAR, 2012). A análise aos recursos financeiros revela que a estrutura de financiamento das infraestruturas de serviços de águas apresentou grande dependência dos fundos comunitários, tendo sido dada prioridade, numa primeira fase, à construção de sistemas centralizados de tratamento de águas residuais. Foi privilegiado o investimento em sistemas de grande cobertura a nível do território nacional, de forma a atingir o equilíbrio entre custos per capita de população e a melhoria dos indicadores ambientais, para além da redução do número de descargas no meio hídrico recetor. Porém, importa referir que uma parte significativa da população reside em aglomerados de pequenas dimensão, vilas e aldeias do nosso país, e as necessidades existentes em particular nas zonas de povoamento disperso ou marcadamente rural, podem ser demasiado onerosas face à densidade populacional, colocando em causa as economias de escala caraterísticas dos próprios sistemas centralizados. Numa altura particular em que os conceitos de gestão sustentável e uso eficiente de água são denominadores comuns transversais a entidades gestoras, técnicos do setor e consumidores final, é colocada a possibilidade de contar com outras soluções alternativas. A aposta nos sistemas descentralizados que dispõem de uma diversidade de soluções técnicas ou o uso de soluções naturais que possibilitam o uso eficiente da água são exemplos que, integrados nos sistemas centralizados, podem constituir uma mais-valia para todos os intervenientes.

Contudo, a gestão local de soluções de saneamento de pequena dimensão é condicionada na maioria das vezes por questões operacionais e de problemas de sustentabilidade, associados a falta de economias de escala de pequenos sistemas, o que tem levado à opção pela integração em sistemas centralizados. Mas, esta perspetiva está a ser alterada recentemente e prova disso são as linhas orientadoras nos documentos: PENSAAR 2020, a nova estratégia nacional para os serviços da água. Anteriormente, no programa PEAASAR II, tinham sido estabelecidos as diretrizes para o período de 2007 a 2013, nos quais o conceito de sustentabilidade nas mais diversas vertentes é valorizado, tais como, os princípios de universalidade no acesso, de continuidade e qualidade do serviço. Em termos estatísticos a situação descrita faz parte do paradigma nacional levando a uma ausência de gestão e monitorização responsável em ETAR de pequena dimensão conduzindo, nalguns casos, a uma operação não controlada, e consequente não aproveitamento das potencialidades do ponto de vista da saúde pública, sustentabilidade financeira e gestão integrada de recursos naturais. A aposta de futuro

2 passa pela monitorização contínua, modelação com apoio à decisão e gestão avançada de sistemas, aproveitando o conhecimento científico e a disponibilidade de instrumentos tecnológicos.

As entidades gestoras responsáveis pelo funcionamento de ETAR têm como principal missão respeitar os parâmetros de qualidade da água e obedecer às normas legais europeias de segurança ambiental. A introdução de novas metodologias de gestão em sistemas urbanos de água de menor dimensão é uma inovação e um desafio tecnológico, com objetivos definidos, de se melhorar o próprio sistema e rentabilizar os custos de operação. O projeto DEMOCON é um exemplo prático que está a ser desenvolvido no sentido de se ter um domínio de controlo do sistema de tratamento de águas residuais com recurso a monitorização em linha das principais variáveis de controlo e posterior implementação de um modelo computacional, que permita descrever o comportamento dinâmico e hidráulico de ETAR descentralizadas (Ribeiro, 2011).

A ETAR de Bucelas serve um agregado populacional de cerca de 5.000 habitantes, tendo implementado o processo convencional por lamas ativadas com arejamento prolongado. Representa um exemplo das inúmeras ETAR de pequena dimensão existentes do nosso país, onde a depuração biológica das águas residuais urbanas depende de sistemas de arejamento mecânico e, como tal, apresentam um consumo energético importante. Os custos globais inerentes com o tratamento secundário representam metade dos custos totais de operação da ETAR e a maior parcela corresponde ao consumo de energia com os arejadores mecânicos, pelo que é de salientar que é considerado um importante parâmetro de otimização e de controlo do funcionamento da ETAR (WEF 2009, citados por Amand et al., 2012).

O controlo do processo de respiração dos microrganismos nos reatores de lamas ativadas é um dos principais fatores de equilíbrio e de manutenção do sistema. Por este motivo, é de assinalar que a aplicação de instrumentos relacionados com a monitorização de oxigénio dissolvido (e.g., respirometria) em sistema de lamas ativadas, tem vindo a consolidar-se na comunidade, como uma ferramenta de apoio à modelação e simulação em processos de lamas ativadas (Novák et al., 1994). Além disso, pode ter um papel essencial na estratégia de controlo e de tomada de decisão com base nos resultados experimentais, e, neste sentido, o presente trabalho de mestrado pretende contribuir para esse desígnio.

1.2 Objetivos

O objetivo do presente trabalho está relacionado com a compreensão da cinética de crescimento e de decaimento das bactérias heterotróficas associadas à remoção da carga orgânica presente nas águas residuais urbanas. Pretendeu-se reproduzir no laboratório condições experimentais que sejam semelhantes ao tratamento biológico existente no caso de estudo. A componente experimental do trabalho consistiu na realização de ensaios respirométricos à escala laboratorial, utilizando, para tal, um respirómetro instalado no Laboratório Nacional de Engenharia Civil (LNEC).

3 Resumidamente e de um modo geral, o trabalho desenvolvido no período da dissertação (aplicação do método experimental respirométrico) foi centrado nos seguintes aspectos:

 Avaliação da biodegrabilidade de águas residuais urbanas.

 Compreensão de processos microbiológicos envolvidos no processo de lamas ativadas.

 Avaliação do enfeito de características específicas do afluente à unidade de tratamento biológico, através da observação e análise qualitativa do respirograma.

1.3 Estrutura da dissertação

A tese de dissertação é composta por sete capítulos e o apêndice de anexo I, organizados conforme a seguinte estrutura:

Capítulo 1: Enquadramento do tema de dissertação e breve referência à evolução da história do saneamento em Portugal até ao presente. Perspetivas de outras soluções num futuro próximo. Definição dos objetivos da tese.

Capítulo 2: Revisão Bibliográfica, descrição do tratamento realizado em ETAR, os processos biológicos envolvidos no sistema por lamas ativadas. Breve introdução à modelação ASM1. A respirometria e a sua utilidade no cálculo de variáveis na fase calibração do modelo matemático de tratamento biológico. Capitulo 3: Descrição do caso de estudo - A ETAR de Bucelas. Parte do trabalho desenvolvido na dissertação integrado no projeto DEMOCON.

Capitulo 4: Matérias e Métodos, descrição do trabalho desenvolvido no LNEC. A aplicação do método respirométrico e a estratégia de cálculo utlizada na estimativa de alguns parâmetros de modelação, incluindo as frações orgânicas presentes na composição das águas residuais afluentes à unidade de tratamento biológico. Determinação de parâmetros analíticos da água residual.

Capitulo 5: Resultados e Discussão, apresentação dos resultados obtidos através da técnica de respirometria, avaliação destes e comparação com os valores da determinação analítica feita à água residual.

Capitulo 6: Apresentam-se as conclusões a respeito dos resultados obtidos e referidas perspetivas de trabalho futuro.

Capitulo 7: Referências Bibliográficas.

Anexo I: Apresenta-se a informação completa dos respirogramas, das condições experimentais, e da caracterização analítica de amostras.

4

2. Revisão do estado da arte

2.1 Tratamento Biológico

2.1.1

Enquadramento jurídico-institucional

Na publicação do Relatório Anual dos Serviços de Águas e Resíduos em Portugal (RASARP 2012), com dados referenciados a 31 de Dezembro de 2011, é feita uma caracterização dos serviços de abastecimento público de água, de saneamento de águas residuais urbanas e de gestão de resíduos sólidos urbanos. O decreto-Lei nº277/2009, de 2 de outubro, introduziu um reforço da regulação do setor, 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, independentemente do modelo de gestão se figurar em sistemas municipais, intermunicipais, multimunicipais ou com participação de capitais privados sob forma de concessão público-privada (estabelecido pelo Decreto-Lei nº 379/93) de 5 Novembro.

O enquadramento jurídico-institucional referente ao serviço de abastecimento público da água resulta da aprovação da Lei n.º58/2005 de 29 de Dezembro (Lei da Água), que transpôs para o direito interno a Diretiva-Quadro da Água (Diretiva 2000/60/CE) de 23 de Outubro de 2000, que visa lançar as bases de atuação das entidades gestoras (cerca de 500 em Portugal, incluindo as de resíduos), para garantir uma gestão sustentável das águas e dos serviços, por forma a evitar a degradação dos recursos e garantir a sua proteção a longo prazo (ERSAR, 2012).

Em 2008 foram publicados os seguintes despachos interpretativos relativos a aplicação do Regime Económico e Financeiro dos recursos hídricos (Decreto-Lei nº 97/2008) de 11 de junho, que define que o “regime de tarifas aplicável aos serviços públicos de águas está subordinado aos princípios genericamente estabelecidos pela Lei da Água e pelo presente diploma, devendo permitir a recuperação dos custos associados à provisão destes serviços, em condições de eficiência (…), garantir a transparência na formação da tarifa a pagar pelos utilizadores e assegurar o equilíbrio económico e financeiro de cada serviço prestado pelas entidades gestoras”. De acordo com o definido nos Decreto-Lei n.º 152/97 de 19 de Junho (transposição para o direito interno da Diretiva nº 91/271/CEE de 21 de Maio) e nº 236/98, de 1 de Agosto, são estabelecidos os objetivos de proteção das águas superficiais, dos efeitos provocados pelas descargas de águas residuais urbanas no meio aquático e definidos os requisitos de tratamento destas atendendo à sensibilidade do meio hídrico recetor.

2.1.2

Descrição sumária do funcionamento de estações de tratamento de

águas residuais

Uma estação de tratamento de águas residuais (ETAR) é uma instalação de depuração de águas residuais resultantes de consumo doméstico ou de atividade industrial, cuja função é cumprir com os

5 parâmetros exigidos na licença de descarga para posterior rejeição no meio hídrico recetor (mar, rios, lagoas, ribeiras ou águas subterrâneas) (Decreto-Lei nº152/97 e Decreto-Lei nº236/98).

No processo de operação de uma ETAR é identificado duas fases distintas de tratamento, associadas a fase líquida e a fase sólida, que corresponde, aos sólidos removidos das águas residuais da primeira fase, de acordo com a Figura 1. A sequência de tratamento da fase líquida em geral apresenta a seguinte ordem de etapas: preliminar, primário, secundário e terciário.

Figura 1 – Fases do tratamento de uma ETAR

Em cada fase do tratamento são utilizadas operações unitárias de natureza física, química ou biológica descrito no Quadro 1, consoante aspectos técnicos e de gestão da própria ETAR.

Quadro 1 - Níveis de tratamento de fase líquida de ETAR (adaptado de Linsley et al., 1992).

Nível de tratamento da

fase líquida Descrição Geral

Preliminar

Processos físicos de remoção de sólidos grosseiros, óleos e areias presentes nas águas residuais. Proteção de equipamento e evitar obstrução do circuito hidráulico.

Função das operações unitárias físicas: gradagem (material sólido de dimensão elevada), tamisador (sólidos grosseiros), tanque de desengorduramento (óleos) e desareanador (areias).

Primário

Processos físicos ou físico- químicos para reduzir os sólidos em suspensão (70% do total) e redução matéria orgânica (20 % em CBO5).

Operações unitárias físico-químicas: decantação/sedimentação e flotação.

Primário Avançado

Aumento da eficiência da etapa primária por via da adição química com o objetivo de alterar o estado físico dos sólidos em suspensão.

Operação unitária química: precipitação química.

Secundário

Processos biológicos de redução da matéria orgânica biodegradável na forma coloidal, dissolvida ou suspensa e remoção de nutrientes; de azoto e de fósforo.

Operações unitárias biológicas: biomassa suspensa (e.g., lamas ativadas) ou biomassa fixa (e.g., filtros percoladores).

Terciário

Função de completar as etapas anteriores do tratamento, eliminar microrganismos patogénicos e proceder a desinfeção.

Operações unitárias químicas: stripping (azoto), precipitação química (fósforo), adição ozono/cloro (desinfeção).

Operação unitárias físicas: filtração (sólidos em suspensão), radiação ultravioleta (desinfeção). Tratamento Preliminar Tratamento Primário Tratamento Secundário Tratamento Terciário

Tratamento final das lamas

Físico Físico ou

Físico-químico

Biológico _{Físico, Químico ou} Biológico

Físico, Químico, Biológico

6 Na fase sólida, os sólidos gerados do tratamento da fase líquida (etapa primária e secundária), apresentam um elevado índice de poluição. Procede-se à sua estabilização da carga orgânica e simultaneamente são reaproveitados os recursos endógenos, tais como, nutrientes e a matéria orgânica passíveis de transformar em produtos energéticos.

No tratamento das lamas são aplicados as seguintes operações unitárias:

1. As lamas acumuladas nos decantadores são extraídas do fundo dos mesmos e enviadas para um espessador gravítico. O espessamento tem por objetivo reduzir o volume de água por supressão de água intersticial (Metcalf & Eddy, 2004).

2. Estabilização das lamas, através da inibição da atividade microbiana e diminuição da putrescibilidade e de odores. Existem várias operações unitárias disponíveis, por via química ou via biológica, destacando-se a digestão anaeróbia, altamente valorizado pela produção de biogás.

3. Após a digestão das lamas, estas são submetidas a uma desidratação com o propósito de reduzir a humidade ao ponto de apresentar um aspeto compacto de sólido granular. É empregue na agricultura como fertilizante de solo, caso contrário, a sua deposição final é o aterro sanitário ou a incineração.

2.1.3

O tratamento secundário e os diversos processos biológicos

O tratamento biológico secundário em ETAR é baseado na criação de condições ambientais e físicas adequadas para promover o desenvolvimento de processos biológicos, por intermédio de microrganismos específicos que permitam converter rapidamente a carga orgânica em matéria estabilizada e, consequentemente, a sua remoção das águas residuais urbanas (Linsley et al., 1992). Estes podem ser classificados com crescimento em suspensão, em suporte ou mistos.

Apresentam-se no Quadro 2, diversos sistemas intensivos disponíveis para o tratamento de águas residuais. Segundo o relatório da ERSAR 2009 citado por Ribeiro (2011), não existe um tipo de sistema predominante instalado nas ETAR em Portugal. A escolha de solução depende na maioria das vezes, de condições específicas do aglomerado a servir.

Quadro 2 - Classificação de processos intensivos de tratamento biológico (Linsley et al., 1992).

Biomassa Suspensa Biomassa Fixa

Aeróbios Anaeróbios Aeróbios Anaeróbios

Lamas ativadas Digestão anaeróbia Filtro percolador Filtro Anaeróbio

Lagoas de estabilização Tanque Séptico Discos biológicos rotativos --

Digestão aeróbia UASB Leito bacteriano --

Vala de oxidação -- Biofiltro --

Os processos classificados como extensivos são outro conjunto diversificado de soluções, os quais, apresentam uma menor carga orgânica e a velocidade de tratamento é menor (e.g., leito de macrófitas). A aplicação de soluções naturais de tratamento no solo, plantas e em ambiente de zonas húmidas no tratamento de águas residuais constitui uma alternativa aos processos intensivos, incidindo numa

7 abordagem centrada na sustentabilidade operacional e de ambiente, cumprido objetivos de qualidade e baixos consumos de recursos, designadamente em termos de reagentes, matérias, energia e mão-de-obra (Amaral et al., 2011). A principal desvantagem das soluções de tratamento extensivo prende-se com a ocupação de grandes áreas de terreno e dependerem de especiais condições locais, nomeadamente, a topografia, clima, geologia, caraterísticas físico-químicas e hidráulicas do solo e de caraterísticas qualitativas e quantitativas das águas superficiais (Matos, 1985, citado por Amaral et al., 2011).

Apresenta-se, seguidamente, uma descrição do processo biológico por lamas ativadas e das principais variáveis de controlo do sistema.

2.1.4

Descrição geral do processo de lamas ativadas

O processo convencional instalado em ETAR com maior aplicação no tratamento biológico é o sistema por lamas ativadas e, por isso, também é um dos mais estudados a nível da dinâmica e ação de sistema de controlo (Vanrolleghem et al.,1999; Nuhoglu et al., 2005). A alta eficiência de rendimento verificada no tratamento biológico, a ausência de odores e a boa qualidade de sedimentação das lamas produzidas, são fatores favoráveis que estão na base da sua seleção. Dependendo da configuração do equipamento e do nível de tratamento estabelecido, é possível reduzir o conteúdo orgânico presente nas águas residuais, nomeadamente, a matéria carbonácea e promover os processos de nitrificação e desnitrificação, com vista a eliminar os nutrientes; de azoto e de fósforo.

O esquema geral do sistema de tratamento é constituído por um tanque de arejamento, onde se procede à alimentação da água residual na presença de uma cultura mista de microrganismos, de modo a promover a depuração biológica em condições maioritariamente aeróbias. Da atividade microbiana resulta a formação de vapor de água e dióxido de carbono e, produção de tecido celular, como parte, do material orgânico incorporado na nova biomassa. O arejamento é fornecido por via mecânica ou por difusores, viabilizando também o regime de mistura completa.

Ao fim de um período de tempo definido como tempo de retenção hidráulico (Ө), a massa líquida é encaminhada a um separador de fase sólido-líquido localizado a jusante do tanque de lamas ativadas. Do processo de decantação obtêm-se uma água clarificada que sai no topo e um caudal de lamas espessadas que sedimenta na base do decantador gravitacional. Os sólidos que se depositam na forma de flocos biológicos são constituídos, na sua maioria, por aglomerados de partículas orgânicas, inorgânicas e de células vivas de densidade superior (comparado) ao do efluente.

O desenvolvimento dos microrganismos no tanque de arejamento, por vezes, é condicionado por perturbações externas, fatores ambientais ou por sobrecargas hidráulicas. A afluência pluvial elevada, por exemplo, pode ter como efeito a origem de fenómenos de wash-out (arrastamento da biomassa ativa para fora do sistema de tratamento) ou o aumento do efeito de diluição. Para garantir a concentração elevada da biomassa ativa no tanque de arejamento, é feita a recirculação das lamas espessadas a partir do decantador secundário. O excesso de lamas produzidas associado ao crescimento da biomassa pode ser extraído do sistema de tratamento, através de uma purga no fundo do decantador, proporcionando a renovação e a melhoria na decantabilidade das lamas.

8

Variáveis: Legenda:

Qaf – caudal de águas residuais afluentes (m3_.h-1₎ Qef – caudal de efluente tratado (m3_.h-1₎ Qlm – caudal de licor misto (m3_.h-1₎ Qlr – caudal de lamas recirculadas (m3_.h-1₎ Qle – caudal de lamas extraídas (m3_.h-1₎

Caf – composição das águas residuais afluentes (g.m-3₎ Cef – composição do efluente tratado (g.m-3₎ Clm – composição do licor misto (g.m-3₎ Clr – composição das lamas recirculadas (g.m-3₎ Cle – composição das lamas extraídas (g.m-3₎

 – válvula de corte (comporta) ▼– sistema de bombagem

Figura 2 - Sistema de lamas ativadas

2.1.5

Principais variáveis do sistema das lamas ativadas

A operação de um sistema de tratamento biológico por lamas ativadas deve atender às variáveis, de seguida identificadas, de modo a minimizar a função custo que relaciona o grau de eficiência do tratamento biológico, com os gastos de manutenção e de operação em ETAR.

Os parâmetros operatórios mencionados de seguida têm um papel fundamental no funcionamento do sistema de tratamento:

 A carga mássica global ou razão de substrato/biomassa (razão S/X), representa um dado importante no dimensionamento do sistema por lamas ativadas, sendo um indicador da razão da disponibilidade de material orgânico (substrato), para uma determinada concentração de biomassa.

S X

=

So

ӨX (1)

So - Concentração de CQO afluente (g O2.m-3)

Ө – Tempo de retenção hidráulico (h ou d)

X – Concentração de biomassa ativa no tanque, MLSS (g SSV.m-3₎ Tanque de arejamento Decantador secundário

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

Q

C

9

 O tempo de retenção hidráulico (Ө), indicador do tempo de permanência das águas residuais brutas no reator biológico.

𝜃 =

V - Volume de licor misto no tanque de arejamento (m3₎

Q – Caudal afluente de água residual (m3_.h-1 _{ou m}3_.d-1₎

 A idade das lamas ou tempo de retenção de sólidos (Өc), indicador do tempo de permanência

média da biomassa ativa no reator biológico, desde que não se considere o caudal de lamas recirculadas.

𝜃

=

𝑙𝑒𝐶𝑙𝑟+𝑄𝑒𝑓𝐶𝑒𝑓 (3)

Qef - Caudal de efluente tratado a saída do decantador secundário (m3.h-1 ou m3.d-1)

Cef - Concentração de biomassa no efluente final tratado (g SSV.m-3)

Qle - Caudal de lamas em excesso extraídas após espessamento no decantador secundário (m3.h-1 ou m3.d-1)

Clr - Concentração de sólidos suspensos voláteis das lamas recirculadas (g SSV.m-3)

Estes sistemas de tratamento desempenham funções para diferentes características na composição de afluência à unidade de tratamento biológico, classificando-se, em sistemas de alta, média e baixa carga orgânica.

Os sistemas de tratamento denominados por arejamento prolongado ou de baixa carga, desenvolvem-se para um valor muito baixo de relação S/X e a rápida degradação de matéria orgânica por parte dos microrganismos presentes, obriga a que o metabolismo aeróbio destes, se efetue por intermédio da respiração endógena (auto-oxidação do próprio plasma microbiano). Além disso, é caracterizado por elevados tempos de retenção hidráulico (Ө), o que geralmente se concretiza pelo sobredimensionamento do tanque de arejamento na fase de projeto de construção da unidade. Ao nível do tratamento biológico, é traduzido numa maior robustez do sistema, tornando-o menos sensível a choques de carga orgânica e a nitrificação é altamente eficiente mas, em contrapartida, há um aumento do custo de investimento e uma relação maior de utilização de oxigénio por unidade de carga orgânica consumida (Ribeiro et al., 2012).

Os problemas de ineficiência podem surgir em períodos de baixa carga orgânica afluente, potenciando o aparecimento das bactérias filamentosas, responsáveis pelo aparecimento de problemas ao nível operacional em ETAR (“bulking filamentoso” ou “foaming filamentoso”), contudo, ainda há algumas dúvidas, sobretudo no que diz respeito aos fatores que favorecem o aparecimento das diversas espécies/tipos (Neto et al., 2010).

No tratamento em lamas ativadas, as lamas produzidas apresentam, normalmente, baixa carga, por isso não necessário proceder a sua estabilização da matéria orgânica (etapa de digestão), após a desidratação. Em geral, opta-se, por não instalar um decantador primário a montante do tratamento secundário, assim, o caudal afluente passa a ser encaminhado diretamente das unidades de tratamento físicas para unidade de tratamento biológico.

10 O parâmetro Өc tem um papel crítico no equilíbrio do sistema, uma vez que, afeta a variável S/X e,

consequentemente, a produção das lamas. A disposição dos reatores biológicos têm um importante papel na manutenção de biomassa ativa e no final do processo, o objetivo é efetivamente reduzir a produção das lamas.

2.1.6

Principais variáveis de controlo do sistema das lamas ativadas

A aplicação de ações de controlo a uma ETAR tem por objetivo ajustar a cada variável uma gama de valores que permitam o normal funcionamento do sistema de tratamento. Normalmente, são sujeitos a perturbações significativas relacionadas com fatores ambientais, nomeadamente, a afluência de caudais pluviais, variações sazonais de temperatura das águas residuais e de variações cíclicas no padrão de caudal e concentração dos seus constituintes (Ribeiro, 2011).

De entre as ações de controlo aplicáveis ao sistema de tratamento são de salientar as seguintes:

 Controlo da quantidade e do tempo de residência da biomassa no reator biológico, através da manipulação do caudal de extração de lamas. É necessário definir um valor mínimo de Өc, de

modo, a que se verifique a remoção da matéria orgânica presente na afluência e da concentração de lamas (Vanrolleghem, 2002).

 Controlo da concentração de oxigénio dissolvido no tanque de arejamento, através do ajuste de ar fornecido, em função do sistema de arejamento instalado em ETAR. Definição da quantidade de oxigénio dissolvido (OD) para as condições aeróbias, de modo, a viabilizar os processos biológicos (crescimento celular, respiração endógena e nitrificação). O fornecimento de oxigénio em condições inferiores ao OD (crítico) representa um fator limitante na capacidade de tratamento biológico. Em défice promove o crescimento das filamentosas e não completa a depuração biológica, em excedente, representa um custo acrescido de energia. A concentração no reator biológico deve variar entre 1,5 a 2 mg/l de OD (Ferreira, 2006).

 Controlo da altura do manto de lamas no decantador secundário, manipulando o caudal de recirculação de lamas, esta ação tem por objetivos; amortizar as sobrecargas hidráulicas, assegurar a distribuição de massa e sólidos ao longo do sistema de tratamento e minimizar o arrastamento da biomassa para fora deste, wash-out. Além disso, os problemas de sedimentação deficiente e de anaerobiose no decantador secundário irão diminuir (Ribeiro, 2011).

Os sólidos suspensos totais (SST), em concentração elevada no tratamento biológico representam uma limitação significativa pela disponibilidade de oxigénio e, também, na capacidade de separação e de recirculação de lamas no decantador secundário (Ferreira, 2006).

As águas residuais domésticas são ricas em uma variedade de componentes orgânicos e inorgânicos necessários ao crescimento bacteriano. No tratamento biológico, para que ocorra uma boa remoção de CBO5 é necessário ter uma razão de CBO5:N:P igual a 100:5:1 (Metcalf & Eddy, 2004).

11

2.2 Processos de depuração biológica

2.2.1

Introdução

O efluente à saída de uma ETAR, após ser tratado, é obrigatório que apresente na sua composição um baixo índice de compostos orgânicos, por forma, a evitar a depleção de oxigénio dissolvido no meio recetor onde é feita a rejeição. Caso contrário, pode potenciar os processos de biodegradação (mineralização e biotransformação), levando ao desaparecimento total de oxigénio no meio em causa. Contribuindo, assim, para a ocorrência de fenómenos de eutrofização e, também, para o aumento do risco de saúde pública.

Neste enquadramento, são efetuados determinações analíticas à CQO e CBO5 com águas residuais,

no sentido de quantificar a carência em oxigénio na massa líquida. A Carência Bioquímica em Oxigénio (CBO5), permite quantificar de forma indireta o consumo de oxigénio relacionado com a atividade

microbiana no processo de oxidação da matéria orgânica de origem carbonácea, durante 5 dias e a 20⁰ C.

A Carência Química de Oxigénio (CQO) é um parâmetro que representa todos os componentes de natureza orgânica susceptíveis de oxidação. A possibilidade de realizar uma medição a matéria orgânica presente nas águas residuais na forma de equivalente em carência de oxigénio, tem contribuído, significativamente, para a modelação matemática de sistemas de tratamento biológico (Wentzel et al., 1995).

2.2.2

Remoção de material orgânico

A comunidade microbiana num sistema de lamas ativadas é muito grande e variada, incluindo espécies de bactérias, protozoários, fungos, metazoários e algas (Metcalf & Eddy, 2004). Existe um grupo específico de bactérias (heterotróficas e autotróficas), que são responsáveis pelos processos biológicos de remoção da CQO presente nas águas residuais urbanas e de matéria azotada. Além disso, outro tipo de microrganismos designados por “consumidores” realiza a predação das bactérias dispersas ou pequenas partículas, não estabelecidas ao nível dos flocos biológicos. Neste grupo, são incluídos os protozoários e rotíferos, que contribuem para uma melhor qualidade do efluente e das condições de sedimentação das lamas no decantador secundário.

Os microrganismos utilizam a energia produzida na respiração celular para realizar as reações biocinéticas envolvidas na síntese celular.

As bactérias heterotróficas são responsáveis pela transformação da matéria orgânica em subprodutos (H2O, CO2, biomassa heterotrófica e matéria particulada inerte). No processo de oxidação aeróbia das

heterotróficas, a matéria orgânica é similarmente usada como fonte de carbono e de energia, uma parte desse substrato biodegradável é oxidado (4), o restante é incorporado no crescimento da biomassa por processo de assimilação celular (5), consumindo a energia libertada no catabolismo oxidativo (4). Em condições de anaeróbiose, por atividade das bactérias heterotróficas anaeróbias, podem ocorrer três processos de degradação biológica: a redução de sulfato, a fermentação de matéria orgânica facilmente

12 biodegradável (e.g., álcoois, acetato ou outras moléculas simples), resultando na produção de ácidos gordos voláteis, ou em alternativa, a metanogénese com a produção de metano (CH4). Esta reação não

ocorre em presença de oxigénio ou outro tipo recetor de eletrões (AGV). Pode, também, verificar-se o processo de respiração endógena (manutenção de atividade celular), que decorre na ausência de material exógeno disponível no meio, o metabolismo dos microrganismos recorre a auto-oxidação do próprio material celular (6).

As reações 4,5 e 6 correspondem, respetivamente, a oxidação, síntese e respiração endógena (Metcalf & Eddy, 2004). 𝐶𝑋𝐻𝑦𝑂𝑧+ (𝑥 +1₄𝑦 −1₂𝑧) 𝑂2 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝑥𝐶𝑂2+1₂𝑦𝐻2𝑂 + 𝑒𝑛𝑒𝑟𝑔𝑖𝑎 (4) 𝐶𝑥𝐻𝑦𝑂𝑧+ 𝑁𝐻3+ (𝑥 −1₄𝑦 −1₂𝑧 − 5) 𝑂2+ 𝑒𝑛𝑒𝑟𝑔𝑖𝑎 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝐶5𝐻7𝑂2𝑁 + (𝑥 − 5)𝐶𝑂2+1₂(𝑦 − 4)𝐻2𝑂 (5) 𝐶5𝐻7𝑂2𝑁 + 5𝑂2 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 5𝐶𝑂2+ 2𝐻2𝑂 + 𝑁𝐻3+ 𝑒𝑛𝑒𝑟𝑔𝑖𝑎 (6)

As bactérias autotróficas no que diz respeito a fonte de carbono celular utilizam o dióxido de carbono, a semelhança das plantas. Denominadas, de quimioautotróficas, obtêm a sua fonte de energia para o crescimento da biomassa, através da luz solar ou por reações de oxidação-redução de compostos orgânicos e inorgânicos, nitrato ou nitrito (nitrificação), e/ou enxofre ou sulfureto de hidrogénio (sulfuração). Em particular, num sistema de lamas ativadas, nas quais a concentração de matéria orgânica já for escassa no reator biológico e, se a espécie oxidante presente (aceitador de eletrões), for o oxigénio, então utilizam o nitrato e o nitrito como fonte energia (doador de eletrões), no processo de nitrificação.

Em condições anóxicas, na ausência de oxigénio, outro tipo de bactérias, designadas por heterotróficas facultativas, utilizam nitrato e o nitrito como espécie oxidante (aceitador de eletrões), reduzindo estes compostos na forma oxidada ao azoto molecular gasoso como produto final do processo reacional de redução de azoto das águas residuais, a desnitrificação.

13 No Quadro 3, é apresentado uma síntese das principais transformações da matéria orgânica na massa líquida em função das condições em que ocorrem, incluindo o tipo de bactéria, de reação, fonte de carbono e energia, aceitadores/doadores de eletrões, produtos formados e rendimento celular.

Quadro 3 - Principais reações nas águas residuais de acordo com as condições ambientais (Ferreira, 2006).

Em termos energéticos, os microrganismos autotróficos dispensam uma maior quantidade de energia no processo de assimilação celular comparativamente às heterotróficas. O maior consumo de energia, por parte das autotróficas, reflete-se numa menor taxa em rendimento celular, demonstrada na última coluna do Quadro 3, (biomass yield). No tratamento biológico, é um fator a considerar, que pode ser solucionado, por atuação no funcionamento do sistema de tratamento; no aumento do tempo da idade das lamas (entre 8 a 10 dias) e na recirculação das lamas mistas do sistema, e assim, aumentar a eficiência da estabilização da matéria orgânica, melhorar a nitrificação onde, essencialmente, atuam bactérias autotróficas, e também, minimizar a competição que ocorre entre estas e as heterotróficas pela mesma fonte de aceitador de eletrões (O2) (Ferreira, 2006).

2.2.3

Remoção de material azotado

O ciclo biológico do azoto é um dos mais importantes ciclos no ecossistema terrestre. Este elemento químico é encontrado na natureza em diversos estados de oxidação em equilíbrio com a atmosfera: N2

(azoto molecular), nitrato (NO3-), nitrito (NO2-), amónia (NH3) ou azoto amoniacal (NH4+). O

aparecimento destas espécies de compostos tem como fonte natural: fenómenos de pluviosidade, produtos de excreção de seres vivos ou de depósitos de matéria de origem animal e vegetal. A atividade humana também contribui, nomeadamente, em resultado, do uso de fertilizantes em terrenos agrícolas ou da produção de rações para animais (Schlegel, 1992).

Algumas bactérias têm a capacidade por fixação biológica, de capturar moléculas simples de azoto orgânico disperso na atmosfera e das modificar, convertendo-as, na forma de, NH3, NO3- ou NO2-.

14 Em relação a nitrificação e desnitrificação, representam um importante papel no tratamento biológico de uma ETAR, resultando na remoção de matéria azotada presente nas águas residuais. Em paralelo, a não redução de amónia no sistema de tratamento, pode levar a toxicidade do meio, quando liberto no meio hídrico recetor, além de reduzir o oxigénio presente na massa líquida.

Figura 3 – Diferentes formas de azoto na Natureza em resultado da ação de bactérias.

A amónia representa um risco para a vida marinha, nos cursos de água, devido ao efeito de toxicidade nos peixes. O efluente descarregado, contém normalmente uma concentração de azoto orgânico e azoto amoniacal. Em condições ambientais, tais como, temperatura elevada e pH superior a 7 são favorecidos os processos químicos de dissociação de amónia, de acordo com a equação 7.

𝑁𝐻4+↔ 𝑁𝐻3+ 𝐻+ (7) A remoção de azoto amoniacal pode ser feita através de tratamento químico por cloragem, ou através de processos de separação - coluna de stripping, por introdução de uma corrente de ar, arrastando a amónia solubilizada no caudal. No âmbito da tese, será dado enfâse ao processo de tratamento por via biológica.

A remoção de azoto orgânico, por tratamento biológico, é feita com a participação das batérias heterotróficas (aeróbias e facultativas) e autotróficas aeróbias, sendo eliminado das águas residuais urbanas, sob a forma de azoto molecular gasoso, através dos seguintes processos biológicos:

 Amonificação/Assimilação – O azoto orgânico é sujeito a hidrólise por baterias heterotróficas, originando azoto amoniacal (amonificação). No processo de assimilação, parte do azoto amoniacal é incorporado na biomassa heterotrófica, na forma de tecido celular.

 Nitrificação – Oxidação de azoto amoniacal a nitrato em condições aeróbias.

 Desnitrificação- Redução do nitrato a azoto molecular gasoso (em ausência de oxigénio e presença de nitrato).

Nitrificação

Na nitrificação, por ação de bactérias autotróficas, a amónia é convertida a nitrato, em duas etapas consecutivas, em condições aeróbias. As bactérias do género Nitrosomonas oxidam a amónia a nitrito,

N

NH

+

NO

-NO

-Fixação de N

Nitrificação

Desnitrificação

15 seguidamente, por ação de bactérias do género Nitrobacter que oxidam o nitrito a nitrato (Hulle et al., 2010). 𝑁𝐻4++ 1,5𝑂2 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝑁𝑂2−+ 2𝐻++ 𝐻2𝑂 + 275 𝑘𝑗 (8) 𝑁𝑂2−+ 0,5𝑂2 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝑁𝑂3+ 75 𝑘𝑗 (9)

Quadro 4 - Taxa de reação e constante de rendimento das bactérias nitrificante a 20ºC (adaptado de Henze et al., 1997).

Taxa de reação Nitrosomonas Nitrobacter Unidades

Taxa máxima específica de crescimento 0.6-0.8 0.6-1.0 d-1

Constante de meia saturação 0.3-0.7 0.8-1.2 g NH4-N.m-3

Constante de meia saturação 0.5-1.0 0.5-1.5 g O2.m-3

Constante máxima de rendimento 0.10-0.12 0.05-0.07 g SSV. NO3- g-1 N

Constante de decaimento 0.03-0.06 0.03-0.06 d-1

As bactérias do gênero Nitrobacter são responsáveis pela oxidação de nitrito, apresentam uma taxa de síntese superior em relação às Nitrosomonas devido a baixa energia envolvida na reação. A conversão de nitrito a nitrato é por isso mais rápido, impedindo a acumulação de nitrito no sistema. A nitritação é considerada a reação limitante da nitrificação.

A possibilidade de acumulação de nitrato no sistema de tratamento biológico pode ocorrer em cenários de arranque das operações ou em cenários de variação acentuada da carga orgânica afluente, por haver a necessidade das bactérias se adaptarem às novas condições ambientais (aclimatização). Por cada grama de NH4+ oxidado a NO3- são consumidos 4,57 g de oxigénio, destruídos 7,14 g de

alcalinidade (expressa em CaCO3) e produzidos 2 moles de H+ por mol de nitrato formado (Ferreira,

2006).

O potencial reprodutivo das bactérias nitrificantes é respeitante aos seguintes fatores ambientais: a concentração de oxigénio dissolvido deve ser superior a 2 mg/l; para valores inferiores a 0,5 mg/l ocorre inibição, temperatura entre 25-35 ºC (temperatura ideal para o crescimento das bactérias mesófilas), pH idealmente entre 7,5 e 8 e a alcalinidade na gama de 50 a 100 mg CaCO3/l, garantindo o efeito de

tampão (compensar a diminuição de pH durante a desnitrificação) (Ferreira, 2006).

Desnitrificação

A desnitrificação contempla, o último passo de remoção de azoto no sistema de tratamento biológico, ocorre em ambiente anóxico, através das bactérias heterotróficas que transformam o nitrato em azoto molecular gasoso, libertando energia e consumindo matéria orgânica rapidamente biodegradável (equação 10):

16 𝐶𝑥𝐻𝑦𝑂𝑧+ (4𝑥+𝑦−2𝑧₅ ) 𝐻++ (4𝑥+𝑦−2𝑧₅ ) 𝑁𝑂3−

𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠

→ 𝑥𝐶𝑂2+ (2𝑥+3𝑦−2𝑧₅ ) 𝐻2𝑂 + (4𝑥+𝑦−2𝑧₁₀ ) (10)

A desnitrificação integra uma sequência de reações de redução de azoto no estado oxidado (equação 11). Em primeiro, ocorre o mecanismo respiratório, o nitrato e o nitrito servem como recetores de eletrões, produzindo compostos intermediários em estado gasoso, tais como, óxido nitroso (N2O),

monóxido de azoto (NO) e azoto (N2). Estes três últimos são compostos gasosos e podem ser libertados

para a atmosfera.

𝑁𝑂3−→ 𝑁𝑂2−→ 𝑁𝑂 → 𝑁2𝑂 → 𝑁2 (11) A desnitrificação pode ser afetada pelos seguintes fatores ambientais: temperatura, pH, concentração de carbono orgânico e de nitrato ou de concentração de oxigénio dissolvido. Porém, o óxido nitroso (N2O) é um subproduto da desnitrificação, na qual é favorecida a sua formação, nas seguintes

condições: reduzida relação de C/N, idade das lamas ou pH. Uma vez tratar-se de um gás poluente, contribui para o efeito de estufa na atmosfera e, é em larga escala superior aos danos provocados pelo CO2. (Ferreira, 2006).

Por cada grama de NO3- reduzido a N2 são consumidos cerca de 2,86 g de oxigénio e recuperados

3,57 g de alcalinidade (expressa em CaCO3). O pH ótimo de desempenho da desnitrificação

encontra-se entre 7 e 9. As bactérias desnitrificantes são abundantes e menos encontra-sensíveis em preencontra-sença de substâncias tóxicas, comparativamente às nitrificantes. E a concentração de oxigénio não deverá exceder 0,2 mg/l (Ferreira, 2006).

2.2.4

Remoção de material fosfatado

O fósforo e os compostos fosfatados na forma ortofosfato (PO43-)ou polifosfato (P2O7) em meios

aquáticos têm contribuído para o crescimento das algas causando fenómenos de eutrofização. A eliminação de fosfato à semelhança do azoto no sistema de tratamento é feita através de processos químicos ou biológicos, optando-se em grande medida pela via biológica. A partir de 1980, o tratamento por precipitação química, a adição de sais de ferro e de alumínio, foi sendo substituído pela depuração biológica. Em resultado, verificou-se, melhorias na eficiência de remoção de CQO, de azoto e de fósforo, redução de turvação e remoção de sólidos suspensos totais (SST) nas águas residuais brutas, além de redução das lamas produzidas.

A remoção de fósforo é baseado num processo biológico que favorece o crescimento de microrganismos acumuladores de fósforo (bio-P-bactérias), capazes de armazenar quantidades de fósforo inorgânico muito superiores em relação à necessidade estequiométrica. Os microrganismos responsáveis por esta acumulação, designados (em terminologia anglo-saxónica, “phosphorus

accumulating organisms” – PAO), pertencem normalmente ao género Acinetobacter.

A configuração do sistema de tratamento deve incluir um reator anaeróbio inicial seguido de um reator aeróbio. Em condições anaeróbias, o fosfato é acumulado na forma de polifosfato na estrutura interna celular. Neste processo, os microrganismos consomem a energia obtida pela clivagem das ligações do polifosfato acumulado, libertando fósforo e outros compostos químicos em solução. Simultaneamente,

17 ocorre o consumo de matéria orgânica facilmente biodegradável (e.g., AGV), em resultado da fermentação de matéria orgânica lentamente biodegradável. Em condições aeróbias, o fósforo é acumulado na forma de polifosfato libertando-se energia, CO2 e H2O para a atmosfera (Ferreira, 2006).

No tratamento biológico, a remoção de fosfato das águas residuais à semelhança do que ocorre no processo biológico de remoção de azoto, onde se faz uma distinção entre a nitrificação e a desnitrificação, requer uma configuração específica separando a fase aeróbia da anaeróbia. No sistema de tratamento (e.g., lamas ativadas), a combinação de processos biológicos de remoção de fósforo e de azoto é usualmente considerado em fase de projeto de dimensionamento.

As reações de eliminação de fósforo são descritas estequiometricamente pelas seguintes equações 12 e 13, correspondendo a fase:  Anaeróbia 𝑃𝐴𝑂𝑠+ 𝑝𝑜𝑙𝑖𝑓𝑜𝑠𝑓𝑎𝑡𝑜 𝑎𝑟𝑚𝑎𝑧𝑒𝑛𝑎𝑑𝑜 + 𝑀𝑔2++ 𝐾++ 𝑔𝑙𝑖𝑐𝑜𝑔é𝑛𝑖𝑜 + 𝐴𝐺𝑉 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝑃𝐴𝑂𝑠+ 𝑏𝑖𝑜𝑝𝑜𝑙𝑖𝑚𝑒𝑟𝑜𝑠 𝑎𝑟𝑚𝑎𝑧𝑒𝑛𝑎𝑑𝑜 + 𝑀𝑔2+_{+ 𝐾}+_{+ 𝐶𝑂} 2+ 𝐻2𝑂 + 𝑃𝑂43− (12)  Aeróbia 𝑃𝐴𝑂𝑠+ 𝑏𝑖𝑜𝑝𝑜𝑙𝑖𝑚𝑒𝑟𝑜𝑠 𝑎𝑟𝑚𝑎𝑧𝑒𝑛𝑑𝑜 + 𝑀𝑔2++ 𝐾++ 𝑂2 𝑜𝑢 𝑁𝐻3− 𝑏𝑎𝑐𝑡é𝑟𝑖𝑎𝑠 → 𝑃𝐴𝑂𝑠+ 𝑝𝑜𝑙𝑖𝑓𝑜𝑠𝑓𝑎𝑡𝑜 𝑎𝑟𝑚𝑎𝑧𝑒𝑛𝑎𝑑𝑜 + 𝑀𝑔2+_{+ 𝐾}+_{+ 𝐶𝑂} 2+ 𝐻2𝑂 + 𝑔𝑙𝑖𝑐𝑜𝑔é𝑛𝑖𝑜 (13)

2.3 Modelação matemática de processos biológicos

2.3.1

Introdução

A modelação dinâmica do comportamento de ETAR, especificamente, aplicada no sistema de lamas ativadas representa um importante instrumento para melhorar o conhecimento dos processos biológicos e compreender a especificação de grande número de componentes e interações (Deus et

al., 2012). A implementação do modelo tem por objetivo, permitir efetuar um diagnóstico operacional

do sistema de tratamento, considerando diferentes cenários operacionais e para ações alternativas de controlo efetivas a introduzir, selecionar as que representam em maior benefício. Neste sentido, é de referir que, a modelação matemática é uma ferramenta de apoio à tomada decisão - conferido às entidades gestoras a possibilidade de criar um plano de gestão operacional, que minimize os custos económicos e o impacto ambiental das rejeições em meio hídricos sensíveis (Ribeiro, 2011).

A introdução do ASM1 “Activated Sludge Model nº1” impulsionou bastante a simulação dinâmica de sistemas por lamas ativadas, constitui a primeira opção, nos estudos de tratamento biológico, com águas residuais domésticas, onde se efetua, a remoção de matéria carbonácea e de azoto. O modelo ASM1 inclui na sua estrutura, o fracionamento da matéria orgânica, a produção da biomassa heterotrófica e autotrófica, comportamento hidráulico do reator biológico e as propriedades de sedimentação (Henze et al., 1987).

18 Os processos biológicos envolvidos podem ser representados numa estrutura matricial, simplificando sua aplicação (Petersen, 1965, citado por Henze et al., 2000). São encontrados diversos problemas na implementação de um modelo, principalmente na fase de calibração, por ser difícil em caracterizar o afluente, além de existir um número elevado de variáveis que não podem ser medidas diretamente ou determinadas por métodos analíticos. Para solucionar, foi considerado o método respirométrico que permite obter alguns parâmetros a incluir na fase de calibração do modelo de tratamento biológico (Spanjers e Vanrolleghem, 1995).

2.3.2

Modelo ASM1

Em 1983, a International Association on Water Pollution Research and Control - IAWPRC (atualmente

Internacional Water Association, IWA), formou um grupo de investigação com o objetivo de desenvolver

modelos matemáticos que permitam simular os processos biológicos na área do tratamento de águas residuais. O resultado dos estudos práticos em sistema de lamas ativadas conduziu a publicação do ASM1 (Henze et al., 1987).

O modelo matemático de lamas ativadas é formulado respeitando o princípio de conservação de massa. A cada componente envolvido na transformação biológica, corresponde uma equação de taxa de reação e uma equação de balanço de massa (Grau et al., 1982, citado por Henze et al., 2000). O modelo ASM1, reflete o consumo de oxigénio em termos da taxa de respiração, associado a fenómenos de oxidação de carbono orgânico e de matéria azotada, em processos de crescimento e de decaimento da biomassa heterotrófica e nitrificante (Kappeler e Gujer 1992). O balanço de massa ao elemento carbono é efetuado em termos da CQO, sendo o parâmetro consistente que traduz a utilização da matéria orgânica com o crescimento da biomassa e o oxigénio consumido em termos de um valor da CQO negativa. (Ferreira, 2006

).

O modelo ASM1 apresenta uma abordagem baseada no fracionamento em diferentes categorias da matéria orgânica. Os grandes grupos considerados são: a matéria orgânica biodegradável, a matéria orgânica não biodegradável e a biomassa ativa (Wentzel et al., 1995; Wentzel et al., 1999; Henze et

al., 2000; Marcela et al., 2010).

𝐶𝑂𝐷 = 𝑆𝑆+ 𝑋𝑆+ 𝑋𝐼+ 𝑆𝐼 (14) Ss - Substrato rapidamente biodegradável (g O2.m-3)

Xs - Substrato lentamente biodegradável (g O2.m-3)

XI - Material orgânico inerte particulado (g O2.m-3)

SI - Material orgânico inerte solúvel (g O2.m-3)

A matéria orgânica biodegradável, por sua vez, é dividida em duas frações: o substrato rapidamente biodegradável, (SS) considerado como solúvel, e do material lentamente biodegradável (XS),

considerado como particulado(Choi et al., 2006).

A taxa de biodegradação dos substratos orgânicos presentes em águas residuais é sobretudo um reflexo das caraterísticas físicas (solúvel ou particulada). O material orgânico na forma solúvel é facilmente transferido através da parede celular, ao invés de na forma particulada ou coloidal. A