Reatores com Biofilme - Apostilas - Engenharia Area Civil, Notas de estudo de Engenharia Civil

Baixe Reatores com Biofilme - Apostilas - Engenharia Area Civil e outras Notas de estudo em PDF para Engenharia Civil, somente na Docsity! 1 4 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS POR REATORES COM BIOFILME Ricardo Franci Gonçalves, Carlos Augusto de Lemos Chernicharo, Cícero Onofre de Andrade Neto Pedro Além Sobrinho, Mario Takayuki Kato, Rejane Helena Ribeiro da Costa, Miguel Mansur Aisse, Marcelo Zaiat 4.1 INTRODUÇÃO Tendências registradas nos últimos vinte anos apontam para um futuro próximo nos grandes centros urbanos do planeta, em que ETEs possuirão arquitetura privilegiando instalações compactas, de operação estável e de baixo impacto ambiental (inclusive odores, ruídos e impacto visual). Dentro deste contexto que se desenha, em muitos casos serão exigidos dos processos de tratamento alta capacidade de tratamento, remoção de nutrientes, eficiência e baixa produção de lodo. ETEs utilizando reatores com biofilme de última geração são compactas, passíveis de inserção em ambiente urbano com impactos relativamente baixos (Rogalla et al., 1992) e, sobretudo, altamente resistentes a choques de carga, de temperatura e de toxicidade (Arvin e Harremoes, 1991). A grande estabilidade operacional é de grande interesse no caso de pequenas ETEs, razão pela qual renascem na Inglaterra os “antigos” filtros biológicos e os biodiscos, como solução para o caso de comunidades com menos de 2.000 habitantes (Upton e Green, 1995). O mesmo acontece nos EUA com relação a comunidades de médio e grande porte, após o surgimento de processos combinando biomassa em suspensão com biomassa aderida sobre meios suporte (Parker et al., 1990). Tais vantagens renovaram o interesse por sistemas com biomassa aderida, alavancando o surgimento de uma grande variedade de processos a partir dos anos 70. Neste capítulo são apresentados os principais conceitos e aspectos técnicos relativos aos reatores com biofilme aplicados ao tratamento de esgotos sanitários e ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. A classificação dos principais tipos de reatores com biofilme em relação aos reatores com biomassa em suspensão é discutida, assim como o comportamento do biofilme e a influência dos fenômenos de transporte durante a depuração. Também são apresentadas as configurações mais usuais, as novas configurações para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios desenvolvidas nas pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, alguns exemplos de dimensionamento, os principais aspectos construtivos e os problemas operacionais mais comuns nos diferentes reatores. 4.2 CLASSIFICAÇÃO MODERNA DOS REATORES AERÓBIOS COM BIOFILME O entendimento dos mecanismos e processos envolvidos na depuração em reatores com biofilme acelerou o surgimento de novos reatores a partir dos anos 70 (ATKINSON, 1981). Melhorias no tocante ao misturamento de fases, à transferência de oxigênio e à separação de fases foram incorporadas aos processos, melhorando o desempenho, através do controle efetivo da espessura do biofilme e do incremento da transferência de massa. Num amplo esforço de detalhamento dos novos tipos de reatores com biomassa fixa, LAZAROVA e MANEM (1993) desenvolveram uma classificação alternativa, com base no estado de fixação da 2 biomassa (Figura 4.1). A maior diferença com relação às antigas classificações do gênero é o aparecimento do grupo de reatores híbridos, que misturam biomassa em suspensão e biomassa fixa no mesmo volume reacional. Os processos com biomassa em suspensão envolvem as diversas variantes de lodos ativados. Merecem citação, pelo caráter inovador, os sistemas de lodos ativados com poços profundos (Deep- shaft), os reatores biológicos seqüenciais em batelada e os sistemas de lodos ativados com clarificação por membranas filtrantes. Dentre os processos híbridos, surgem os com meio suporte agitado mecanicamente (OODEGARD et al., 1993) e os com suportes estruturados inseridos no tanque de aeração (BONHOMME et al., 1990). Ambos constituem-se numa variante dos sistemas de lodos ativados, na medida em que resultam da adição do suporte no tanque de aeração. Esta técnica tem sido utilizada para recuperar antigas ETEs sobrecarregadas, podendo até ser triplicada a carga orgânica aplicada no processo convencional (LESSEL, 1993). Figura 4.1 - Classificação moderna dos processos mecanizados de tratamentos aeróbios, com relação ao estado da biomassa (adaptado de LAZAROVA e MANEM, 1993) Os reatores com biomassa fixa, ou simplesmente com biofilme, passaram a incluir, além dos filtros percoladores e os biodiscos, diversos tipos de reatores com leito suporte fixo ou móvel. Os processos com leitos móveis possuem meio suporte em permanente movimento, tendo força motriz de origem hidráulica ou mecânica. Utilizam geralmente material de altíssima superfície específica, para a adesão da biomassa, podendo ser grãos de reduzido diâmetro (0,2 a 2 mm) ou material de grande porosidade (esponjas). Altas concentrações de biomassa são atingidas nestes processos (> 20 kg SST/m3), resultando numa elevada capacidade de depuração. Sua principal vantagem, com relação aos processos com leito fixo, é a ausência de colmatação do meio filtrante e suas principais desvantagens são os elevados custos operacionais (especialmente de energia) e os dispositivos sofisticados necessários à adequada distribuição de fluxo e aeração. Dentre os principais processos, destacam-se os leitos fluidizados bifásicos, contando com mais de 65 estações de tratamento em escala real operando nos EUA e na Europa (LAZAROVA e MANEM, 1993). Indicados para o tratamento de efluentes diluídos, seus custos de implantação chegam a ser 50% menores do que o de sistemas de lodos ativados, embora os custos de operação e manutenção sejam superiores (devido à saturação em O2 e bombeamento). 5 Entretanto, o caso mais comum no tratamento de esgotos sanitários é a penetração parcial de pelo menos um dos dois substratos em um biofilme espesso, causada por uma taxa volumétrica intrínseca de degradação elevada e uma grande resistência à difusão no biofilme (Figura 4.3). Neste caso, apenas a fina camada mais externa do biofilme será ativa com relação à reação em questão, restando biomassa inativa nas camadas mais profundas. Uma reação bioquímica intrinsecamente de ordem zero se transforma em ordem ½, diminuindo a taxa superficial de degradação global (HARREMÖES, 1982). No caso de sistemas com nitrificação, a relação crítica entre as concentrações de O2 e NH4 +, que determina o substrato limitante, situa-se entre 0,3 e 0,4 (GÖNENC e HARREMÖES, 1985). Isto faz do oxigênio o substrato limitante na maioria dos casos. Supondo por exemplo uma concentração de 2 mg/L de O2 na fase líquida do reator, a concentração limitante de amônia será de 0,6 mg/L. No caso da oxidação de matéria orgânica e nitrificação simultâneas, a competição entre as bactérias heterotróficas e autotróficas pelo O2 determina a estrutura do compartimento aeróbio do biofilme. Quando a relação O2/DQO é muito pequena, o compartimento aeróbio é inteiramente dominado pelas bactérias heterotróficas e a nitrificação não ocorre no biofilme (GÖNENC e HARREMÖES, 1990). A compreensão destes mecanismos de transferência de massa se reflete na configuração dos diversos processos com biofilme de última geração. No caso dos biofiltros aerados submersos, predominam os meios granulares com elevada superfície específica, que maximizam a área, para a transferência de massa, e a quantidade de biomassa no reator. Com o uso de meios granulares, idades de lodo bastante elevadas são obtidas sem necessidade de clarificação e recirculação de biomassa. Os resultados obtidos por TSCHUI et al. (1993), pesquisando biofiltros com diferentes meios suporte, ilustram claramente a importância da superfície específica na nitrificação terciária (Tabela 4.1). 6 Tabela 4.1- Taxas volumétricas máximas de nitrificação em BFs preenchidos com materiais granulares de superfícies específicas diferentes (TSCHUI et al., 1993) Tipo de BF Tipo de meio suporte Superfície específica do meio (m2/m3) Taxa máxima de nitrificação (10oC) (Kg N-NH4 +/m3.d) Ascendente Estruturado fixo 240 0,4 Descendente Granular fixo 1050 0,7 Ascendente Granular flutuante 1450 1,5 Por outro lado, as condições hidrodinâmicas severas nos biofiltros propiciam o desenvolvimento de um biofilme fino e muito ativo, sobretudo nas camadas do leito filtrante que não entram em contato com o esgoto decantado. Cargas hidráulicas de 2 m3/m2.h (esgoto) e 15 m3/m2.h (ar) são comumente praticadas no tratamento secundário, resultando num meio granular trifásico submetido a elevada turbulência. A associação da turbulência e da elevada velocidade do líquido controla a espessura do biofilme e diminui a resistência à difusão no filme líquido. Além disto, elevadas vazões de ar aumentam a concentração de oxigênio na fase líquida, facilitando a sua difusão no biofilme. A estabilidade do processo em face de choques de temperatura e de toxicidade é também uma decorrência da resistência à difusão no biofilme (ARVIN e HARREMÖES, 1991). A espessura ativa do biofilme aumenta quando a temperatura do líquido diminui, reduzindo significativamente a sensibilidade do processo a variações de temperatura (OKEY e ALBERTSON, 1987). No caso da nitrificação, dois fatores decorrentes da queda de temperatura contribuem para mascarar a queda de rendimento: o aumento da concentração de oxigênio dissolvido no líquido (aumenta a difusão) e a queda da atividade biológica (reduz a taxa de degradação). Em biofiltros com meio granular de superfície específica de 1200 m2/m3, coeficientes bastante pequenos de correção das taxas volumétricas de nitrificação e desnitrificação, em função da temperatura (Kt,n = 1,02 e Kt,d = 1,04 respectivamente), foram obtidos para temperaturas entre 6 e 21oC (GONÇALVES, 1995) (Figura 4.5). -0,3 -0,1 0,1 0,3 0,5 8 10 12 14 16 18 20 22 Temperatura (oC) Ln (r v) nitrificação denitrificação (1,41) (1,01) (1,03) (0,84) (0,90) (1,18) Kt,d Kt,n Figura 4.5 - Influência da temperatura nas taxas de nitrificação e desnitrificação em um BF granular com meio flutuante - Os valores entre parênteses correspondem às taxas volumétricas de remoção, em kg N/m3.dia (Fonte: GONÇALVES, 1995) 7 Quanto à resistência a choques de toxicidade, o processo se comporta de forma semelhante quando da queda de temperatura no esgoto. Se a concentração de um determinado composto tóxico ultrapassa subitamente o limite de inibição, o gradiente de concentrações através do biofilme atenua o seu impacto no tratamento. Mesmo se as camadas mais externas do biofilme são afetadas, as camadas internas continuam a degradar as concentrações reduzidas pela resistência à difusão (SAEZ et al., 1988). A grande capacidade de absorção de choques de carga, apesar dos reduzidos tempos de detenção hidráulica real do esgoto no meio granular dos BFs (≈ 20 min.), resulta da elevada concentração de biomassa no reator. Concentrações de biomassa superiores a 20 gSST/L são encontradas em biofiltros com meios granulares (superfície específica > 600 m2/m3), aplicados no tratamento secundário de esgoto sanitário (GONÇALVES, 1993). 4.4 FILTROS BIOLÓGICOS PERCOLADORES - FBP 4.4.1 Introdução Os filtros biológicos são sabidamente sistemas de tratamento de esgotos que podem encontrar uma elevada aplicabilidade no Brasil, tendo em vista, principalmente, a sua simplicidade e baixo custo operacional. Entretanto, estes sistemas não tem encontrado uma maior disseminação no Brasil, sendo muito poucas as unidades implantadas e atualmente em operação no território brasileiro. O primeiro filtro biológico percolador (FBP) entrou em operação em 1893 na Inglaterra. Sua origem está na evolução dos então chamados “filtros de contato”, que eram tanques preenchidos com pedras, que eram alimentados com esgoto, pela superfície, até completar o volume do tanque e, após certo período de tempo de contato entre esgoto e as pedras (tipicamente 6 horas), o tanque era drenado e o leito de pedras deixado em repouso por um período (normalmente também de 6 horas), antes de se repetir o ciclo. No tocante à utilização de filtros biológicos para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, uma instalação piloto foi construída na PUCPR, no ano de 1980, tratando esgotos de uma população de 500 habitantes (GOMES e AISSE, 1985). Em escala industrial, tem-se notícia de apenas três unidades em operação no Estado do Paraná, muito embora diversos novos projetos considerem essa alternativa de combinação de reatores anaeróbios e filtros biológicos percoladores. 4.4.2 Descrição da Tecnologia 4.4.2.1 Considerações preliminares Um filtro biológico consiste, basicamente, de um tanque preenchido com material de alta permeabilidade, tal como pedras, ripas ou material plástico, sobre o qual os esgotos são aplicados sob a forma de gotas ou jatos. Após a aplicação, os esgotos percolam em direção aos drenos de fundo. Esta percolação permite o crescimento bacteriano na superfície da pedra ou do material de enchimento, na forma de uma película fixa denominada biofilme. O esgoto passa sobre o biofilme, promovendo o contato entre os microrganismos e o material orgânico. Os filtros biológicos são sistemas aeróbios, pois o ar circula nos espaços vazios entre as pedras, fornecendo o oxigênio para a respiração dos microrganismos. A ventilação é usualmente natural. A aplicação dos esgotos sobre o meio é freqüentemente feita através de distribuidores rotativos, movidos pela própria carga hidrostática dos esgotos. O líquido escoa rapidamente pelo meio suporte. 10 mais comum para despejos com concentrações de DBO mais altas. Perdeu muito de sua aplicação com o desenvolvimento dos reatores UASB, que vêm sendo utilizado em detrimento aos filtros grosseiros. Um resumo das principais características dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores é apresentado na Tabela 4.2. As Figuras 4.7 a 4.9 mostram fluxogramas típicos de alguns tipos de FBP. Tabela 4.2- – Características típicas dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores Condições Operacionais Baixa Taxa Taxa Intermediária Alta Taxa Taxa Super Alta Grosseiro Meio suporte Pedra Pedra Pedra Pedra Pedra/Plástico Taxa de aplicação superficial (m3/m2.dia) 1,0 a 4,0 3,5 a 10,0 10,0 a 40,0 12,0 a 70,0 45,0 a 185,0 Carga orgânica volumétrica (kgDBO/m3.d) 0,1 a 0,4 0,2 a 0,5 0,5 a 1,0 0,5 a 1,6 Até 8 Recirculação Mínima Eventual Sempre** Sempre Sempre Moscas Muitas Variável Variável Poucas Poucas Arraste de biofilme Intermitente Variável Contínuo Contínuo Contínuo Profundidade (m) 1,8 a 2,5 1,8 a 2,5 0,9 a 3,0 3,0 a 12,0 0,9 a 6,0 Remoção de DBO* (%) 80 a 85 50 a 70 65 a 80 65 a 85 40 a 65 Nitrificação Intensa Parcial Parcial Limitada Ausente Fonte: Adaptado de METCALF & EDDY (1991) e WEF (1996) * Faixas de remoção de DBO típicas para alimentação do FBP com efluentes de decantadores primários. Para a alimentação do FBP com efluentes de reatores anaeróbios são esperadas eficiências menores ** Para efluentes de reatores anaeróbios, a recirculação é normalmente desnecessária Figura 4.7 – Fluxograma típico de um FBP de baixa taxa Figura 4.8 – Fluxograma típico de um FBP de alta taxa Figura 4.9 – Fluxograma típico de um FBP de taxa super alta 1 4 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS POR REATORES COM BIOFILME Ricardo Franci Gonçalves, Carlos Augusto de Lemos Chernicharo, Cícero Onofre de Andrade Neto Pedro Além Sobrinho, Mario Takayuki Kato, Rejane Helena Ribeiro da Costa, Miguel Mansur Aisse, Marcelo Zaiat 4.1 INTRODUÇÃO Tendências registradas nos últimos vinte anos apontam para um futuro próximo nos grandes centros urbanos do planeta, em que ETEs possuirão arquitetura privilegiando instalações compactas, de operação estável e de baixo impacto ambiental (inclusive odores, ruídos e impacto visual). Dentro deste contexto que se desenha, em muitos casos serão exigidos dos processos de tratamento alta capacidade de tratamento, remoção de nutrientes, eficiência e baixa produção de lodo. ETEs utilizando reatores com biofilme de última geração são compactas, passíveis de inserção em ambiente urbano com impactos relativamente baixos (Rogalla et al., 1992) e, sobretudo, altamente resistentes a choques de carga, de temperatura e de toxicidade (Arvin e Harremoes, 1991). A grande estabilidade operacional é de grande interesse no caso de pequenas ETEs, razão pela qual renascem na Inglaterra os “antigos” filtros biológicos e os biodiscos, como solução para o caso de comunidades com menos de 2.000 habitantes (Upton e Green, 1995). O mesmo acontece nos EUA com relação a comunidades de médio e grande porte, após o surgimento de processos combinando biomassa em suspensão com biomassa aderida sobre meios suporte (Parker et al., 1990). Tais vantagens renovaram o interesse por sistemas com biomassa aderida, alavancando o surgimento de uma grande variedade de processos a partir dos anos 70. Neste capítulo são apresentados os principais conceitos e aspectos técnicos relativos aos reatores com biofilme aplicados ao tratamento de esgotos sanitários e ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. A classificação dos principais tipos de reatores com biofilme em relação aos reatores com biomassa em suspensão é discutida, assim como o comportamento do biofilme e a influência dos fenômenos de transporte durante a depuração. Também são apresentadas as configurações mais usuais, as novas configurações para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios desenvolvidas nas pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, alguns exemplos de dimensionamento, os principais aspectos construtivos e os problemas operacionais mais comuns nos diferentes reatores. 4.2 CLASSIFICAÇÃO MODERNA DOS REATORES AERÓBIOS COM BIOFILME O entendimento dos mecanismos e processos envolvidos na depuração em reatores com biofilme acelerou o surgimento de novos reatores a partir dos anos 70 (ATKINSON, 1981). Melhorias no tocante ao misturamento de fases, à transferência de oxigênio e à separação de fases foram incorporadas aos processos, melhorando o desempenho, através do controle efetivo da espessura do biofilme e do incremento da transferência de massa. Num amplo esforço de detalhamento dos novos tipos de reatores com biomassa fixa, LAZAROVA e MANEM (1993) desenvolveram uma classificação alternativa, com base no estado de fixação da 2 biomassa (Figura 4.1). A maior diferença com relação às antigas classificações do gênero é o aparecimento do grupo de reatores híbridos, que misturam biomassa em suspensão e biomassa fixa no mesmo volume reacional. Os processos com biomassa em suspensão envolvem as diversas variantes de lodos ativados. Merecem citação, pelo caráter inovador, os sistemas de lodos ativados com poços profundos (Deep- shaft), os reatores biológicos seqüenciais em batelada e os sistemas de lodos ativados com clarificação por membranas filtrantes. Dentre os processos híbridos, surgem os com meio suporte agitado mecanicamente (OODEGARD et al., 1993) e os com suportes estruturados inseridos no tanque de aeração (BONHOMME et al., 1990). Ambos constituem-se numa variante dos sistemas de lodos ativados, na medida em que resultam da adição do suporte no tanque de aeração. Esta técnica tem sido utilizada para recuperar antigas ETEs sobrecarregadas, podendo até ser triplicada a carga orgânica aplicada no processo convencional (LESSEL, 1993). Figura 4.1 - Classificação moderna dos processos mecanizados de tratamentos aeróbios, com relação ao estado da biomassa (adaptado de LAZAROVA e MANEM, 1993) Os reatores com biomassa fixa, ou simplesmente com biofilme, passaram a incluir, além dos filtros percoladores e os biodiscos, diversos tipos de reatores com leito suporte fixo ou móvel. Os processos com leitos móveis possuem meio suporte em permanente movimento, tendo força motriz de origem hidráulica ou mecânica. Utilizam geralmente material de altíssima superfície específica, para a adesão da biomassa, podendo ser grãos de reduzido diâmetro (0,2 a 2 mm) ou material de grande porosidade (esponjas). Altas concentrações de biomassa são atingidas nestes processos (> 20 kg SST/m3), resultando numa elevada capacidade de depuração. Sua principal vantagem, com relação aos processos com leito fixo, é a ausência de colmatação do meio filtrante e suas principais desvantagens são os elevados custos operacionais (especialmente de energia) e os dispositivos sofisticados necessários à adequada distribuição de fluxo e aeração. Dentre os principais processos, destacam-se os leitos fluidizados bifásicos, contando com mais de 65 estações de tratamento em escala real operando nos EUA e na Europa (LAZAROVA e MANEM, 1993). Indicados para o tratamento de efluentes diluídos, seus custos de implantação chegam a ser 50% menores do que o de sistemas de lodos ativados, embora os custos de operação e manutenção sejam superiores (devido à saturação em O2 e bombeamento). 5 Entretanto, o caso mais comum no tratamento de esgotos sanitários é a penetração parcial de pelo menos um dos dois substratos em um biofilme espesso, causada por uma taxa volumétrica intrínseca de degradação elevada e uma grande resistência à difusão no biofilme (Figura 4.3). Neste caso, apenas a fina camada mais externa do biofilme será ativa com relação à reação em questão, restando biomassa inativa nas camadas mais profundas. Uma reação bioquímica intrinsecamente de ordem zero se transforma em ordem ½, diminuindo a taxa superficial de degradação global (HARREMÖES, 1982). No caso de sistemas com nitrificação, a relação crítica entre as concentrações de O2 e NH4 +, que determina o substrato limitante, situa-se entre 0,3 e 0,4 (GÖNENC e HARREMÖES, 1985). Isto faz do oxigênio o substrato limitante na maioria dos casos. Supondo por exemplo uma concentração de 2 mg/L de O2 na fase líquida do reator, a concentração limitante de amônia será de 0,6 mg/L. No caso da oxidação de matéria orgânica e nitrificação simultâneas, a competição entre as bactérias heterotróficas e autotróficas pelo O2 determina a estrutura do compartimento aeróbio do biofilme. Quando a relação O2/DQO é muito pequena, o compartimento aeróbio é inteiramente dominado pelas bactérias heterotróficas e a nitrificação não ocorre no biofilme (GÖNENC e HARREMÖES, 1990). A compreensão destes mecanismos de transferência de massa se reflete na configuração dos diversos processos com biofilme de última geração. No caso dos biofiltros aerados submersos, predominam os meios granulares com elevada superfície específica, que maximizam a área, para a transferência de massa, e a quantidade de biomassa no reator. Com o uso de meios granulares, idades de lodo bastante elevadas são obtidas sem necessidade de clarificação e recirculação de biomassa. Os resultados obtidos por TSCHUI et al. (1993), pesquisando biofiltros com diferentes meios suporte, ilustram claramente a importância da superfície específica na nitrificação terciária (Tabela 4.1). 6 Tabela 4.1- Taxas volumétricas máximas de nitrificação em BFs preenchidos com materiais granulares de superfícies específicas diferentes (TSCHUI et al., 1993) Tipo de BF Tipo de meio suporte Superfície específica do meio (m2/m3) Taxa máxima de nitrificação (10oC) (Kg N-NH4 +/m3.d) Ascendente Estruturado fixo 240 0,4 Descendente Granular fixo 1050 0,7 Ascendente Granular flutuante 1450 1,5 Por outro lado, as condições hidrodinâmicas severas nos biofiltros propiciam o desenvolvimento de um biofilme fino e muito ativo, sobretudo nas camadas do leito filtrante que não entram em contato com o esgoto decantado. Cargas hidráulicas de 2 m3/m2.h (esgoto) e 15 m3/m2.h (ar) são comumente praticadas no tratamento secundário, resultando num meio granular trifásico submetido a elevada turbulência. A associação da turbulência e da elevada velocidade do líquido controla a espessura do biofilme e diminui a resistência à difusão no filme líquido. Além disto, elevadas vazões de ar aumentam a concentração de oxigênio na fase líquida, facilitando a sua difusão no biofilme. A estabilidade do processo em face de choques de temperatura e de toxicidade é também uma decorrência da resistência à difusão no biofilme (ARVIN e HARREMÖES, 1991). A espessura ativa do biofilme aumenta quando a temperatura do líquido diminui, reduzindo significativamente a sensibilidade do processo a variações de temperatura (OKEY e ALBERTSON, 1987). No caso da nitrificação, dois fatores decorrentes da queda de temperatura contribuem para mascarar a queda de rendimento: o aumento da concentração de oxigênio dissolvido no líquido (aumenta a difusão) e a queda da atividade biológica (reduz a taxa de degradação). Em biofiltros com meio granular de superfície específica de 1200 m2/m3, coeficientes bastante pequenos de correção das taxas volumétricas de nitrificação e desnitrificação, em função da temperatura (Kt,n = 1,02 e Kt,d = 1,04 respectivamente), foram obtidos para temperaturas entre 6 e 21oC (GONÇALVES, 1995) (Figura 4.5). -0,3 -0,1 0,1 0,3 0,5 8 10 12 14 16 18 20 22 Temperatura (oC) Ln (r v) nitrificação denitrificação (1,41) (1,01) (1,03) (0,84) (0,90) (1,18) Kt,d Kt,n Figura 4.5 - Influência da temperatura nas taxas de nitrificação e desnitrificação em um BF granular com meio flutuante - Os valores entre parênteses correspondem às taxas volumétricas de remoção, em kg N/m3.dia (Fonte: GONÇALVES, 1995) 7 Quanto à resistência a choques de toxicidade, o processo se comporta de forma semelhante quando da queda de temperatura no esgoto. Se a concentração de um determinado composto tóxico ultrapassa subitamente o limite de inibição, o gradiente de concentrações através do biofilme atenua o seu impacto no tratamento. Mesmo se as camadas mais externas do biofilme são afetadas, as camadas internas continuam a degradar as concentrações reduzidas pela resistência à difusão (SAEZ et al., 1988). A grande capacidade de absorção de choques de carga, apesar dos reduzidos tempos de detenção hidráulica real do esgoto no meio granular dos BFs (≈ 20 min.), resulta da elevada concentração de biomassa no reator. Concentrações de biomassa superiores a 20 gSST/L são encontradas em biofiltros com meios granulares (superfície específica > 600 m2/m3), aplicados no tratamento secundário de esgoto sanitário (GONÇALVES, 1993). 4.4 FILTROS BIOLÓGICOS PERCOLADORES - FBP 4.4.1 Introdução Os filtros biológicos são sabidamente sistemas de tratamento de esgotos que podem encontrar uma elevada aplicabilidade no Brasil, tendo em vista, principalmente, a sua simplicidade e baixo custo operacional. Entretanto, estes sistemas não tem encontrado uma maior disseminação no Brasil, sendo muito poucas as unidades implantadas e atualmente em operação no território brasileiro. O primeiro filtro biológico percolador (FBP) entrou em operação em 1893 na Inglaterra. Sua origem está na evolução dos então chamados “filtros de contato”, que eram tanques preenchidos com pedras, que eram alimentados com esgoto, pela superfície, até completar o volume do tanque e, após certo período de tempo de contato entre esgoto e as pedras (tipicamente 6 horas), o tanque era drenado e o leito de pedras deixado em repouso por um período (normalmente também de 6 horas), antes de se repetir o ciclo. No tocante à utilização de filtros biológicos para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, uma instalação piloto foi construída na PUCPR, no ano de 1980, tratando esgotos de uma população de 500 habitantes (GOMES e AISSE, 1985). Em escala industrial, tem-se notícia de apenas três unidades em operação no Estado do Paraná, muito embora diversos novos projetos considerem essa alternativa de combinação de reatores anaeróbios e filtros biológicos percoladores. 4.4.2 Descrição da Tecnologia 4.4.2.1 Considerações preliminares Um filtro biológico consiste, basicamente, de um tanque preenchido com material de alta permeabilidade, tal como pedras, ripas ou material plástico, sobre o qual os esgotos são aplicados sob a forma de gotas ou jatos. Após a aplicação, os esgotos percolam em direção aos drenos de fundo. Esta percolação permite o crescimento bacteriano na superfície da pedra ou do material de enchimento, na forma de uma película fixa denominada biofilme. O esgoto passa sobre o biofilme, promovendo o contato entre os microrganismos e o material orgânico. Os filtros biológicos são sistemas aeróbios, pois o ar circula nos espaços vazios entre as pedras, fornecendo o oxigênio para a respiração dos microrganismos. A ventilação é usualmente natural. A aplicação dos esgotos sobre o meio é freqüentemente feita através de distribuidores rotativos, movidos pela própria carga hidrostática dos esgotos. O líquido escoa rapidamente pelo meio suporte. 10 mais comum para despejos com concentrações de DBO mais altas. Perdeu muito de sua aplicação com o desenvolvimento dos reatores UASB, que vêm sendo utilizado em detrimento aos filtros grosseiros. Um resumo das principais características dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores é apresentado na Tabela 4.2. As Figuras 4.7 a 4.9 mostram fluxogramas típicos de alguns tipos de FBP. Tabela 4.2- – Características típicas dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores Condições Operacionais Baixa Taxa Taxa Intermediária Alta Taxa Taxa Super Alta Grosseiro Meio suporte Pedra Pedra Pedra Pedra Pedra/Plástico Taxa de aplicação superficial (m3/m2.dia) 1,0 a 4,0 3,5 a 10,0 10,0 a 40,0 12,0 a 70,0 45,0 a 185,0 Carga orgânica volumétrica (kgDBO/m3.d) 0,1 a 0,4 0,2 a 0,5 0,5 a 1,0 0,5 a 1,6 Até 8 Recirculação Mínima Eventual Sempre** Sempre Sempre Moscas Muitas Variável Variável Poucas Poucas Arraste de biofilme Intermitente Variável Contínuo Contínuo Contínuo Profundidade (m) 1,8 a 2,5 1,8 a 2,5 0,9 a 3,0 3,0 a 12,0 0,9 a 6,0 Remoção de DBO* (%) 80 a 85 50 a 70 65 a 80 65 a 85 40 a 65 Nitrificação Intensa Parcial Parcial Limitada Ausente Fonte: Adaptado de METCALF & EDDY (1991) e WEF (1996) * Faixas de remoção de DBO típicas para alimentação do FBP com efluentes de decantadores primários. Para a alimentação do FBP com efluentes de reatores anaeróbios são esperadas eficiências menores ** Para efluentes de reatores anaeróbios, a recirculação é normalmente desnecessária Figura 4.7 – Fluxograma típico de um FBP de baixa taxa Figura 4.8 – Fluxograma típico de um FBP de alta taxa Figura 4.9 – Fluxograma típico de um FBP de taxa super alta 11 4.4.3 Critérios e Parâmetros de Projeto 4.4.3.1 Considerações preliminares Os critérios e parâmetros de projeto apresentados nesse item são originados, principalmente, da experiência da aplicação de filtros biológicos para o tratamento de efluentes primários, ou seja, após a passagem do esgoto por um decantador primário, ou equivalente. No caso da utilização de FPB para o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, os critérios clássicos recomendados para o projeto de FBP foram complementados com novos critérios e parâmetros, fruto dos resultados obtidos nas pesquisas desenvolvidas no âmbito do PROSAB – Edital 2 – Tema 2. 4.4.3.2 Taxa de aplicação superficial A taxa de aplicação hidráulica superficial refere-se à quantidade de esgotos aplicados diariamente ao FBP, por unidade de área do meio suporte. A Q qS = (4.1) na qual: qS: taxa de aplicação hidráulica superficial (m 3/m2.d) Q: vazão afluente ao FBP (m3/d) A: área da superfície livre do meio suporte (m2) Fruto das pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, com filtros biológicos de alta taxa utilizados para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, tem-se observado que os FBP são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO e sólidos suspensos, quando os mesmos são operados com taxas de aplicação hidráulica superficial máximas da ordem de 20 a 30 m3/m2.d. 4.4.3.3 Carga orgânica volumétrica A carga orgânica volumétrica refere-se à quantidade de matéria orgânica aplicada diariamente ao filtro biológico, por unidade de volume do meio suporte. V SQméd C av × = (4.2) na qual: Cv: carga orgânica volumétrica (kgDBO/m 3.d) Qméd: vazão média afluente ao FBP (m3/d) Sa: concentração de DBO do esgoto afluente ao FBP (kgDBO/m 3) V: volume ocupado pelo meio suporte (m3) Da mesma forma que para a taxa de aplicação superficial, as pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB tem indicado que os FBP são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são operados com cargas orgânicas volumétricas máximas da ordem de 0,5 a 1,0 kgDBO/m3.d. 12 4.4.3.4 Sistema de distribuição Para otimizar a eficiência de tratamento dos filtros biológicos, tanto o crescimento quanto a eliminação do biofilme que cresce em excesso, em função da carga orgânica aplicada, devem ocorrer de forma contínua e uniforme. Para se conseguir isso, o sistema de distribuição deve ser dimensionado de forma a possibilitar a aplicação adequada de esgotos sobre o meio suporte. A alimentação do FBP com esgoto pode ser realizada através de distribuidores fixos ou móveis (rotatórios). Os primeiros FBP eram dotados de sistemas de distribuição fixos, compostos por tubulação dotada de aspersores. Este tipo de sistema ainda hoje é utilizado, principalmente em instalações de pequeno porte. Entretanto, a maioria dos FBP projetados a partir de 1930 possuem formato circular, com um sistema rotatório de distribuição da alimentação. Sistemas fixos de distribuição Os sistemas de distribuição fixos são compostos por uma tubulação de distribuição principal e outra secundária (ou lateral), ambas situadas logo acima da superfície do meio granular. Os aspersores (bocais) são instalados na tubulação secundária, sendo dimensionados e espaçados de forma a se obter distribuição uniforme da alimentação. Em geral, os aspersores são constituídos por um orifício de seção circular e um defletor. A maioria dos sistemas fixos mais antigos previa uma alimentação intermitente do esgoto, através de um reservatório de carga. A vazão de descarga neste tipo de dispositivo é variável, devido à variação da lâmina de água no tanque de carga. No início do período de descarga, o esgoto é lançado a uma distância máxima de cada aspersor, que diminui à medida que o tanque se esvazia. O período entre cargas de esgoto varia de 0,5 a 5 minutos. A distribuição de esgoto, realizada através deste tipo de sistema de distribuição, sobre a superfície do meio granular, é relativamente boa. Com o surgimento dos meios suporte sintéticos, os sistemas fixos de distribuição voltaram a ser utilizados nos filtros profundos e nas biotorres. Nestes processos, o sistema de distribuição também é dotado de distribuidores principais e secundários, situados imediatamente acima do meio suporte, e a alimentação é realizada continuamente através de bombeamento. As principais desvantagens deste tipo de sistema de distribuição são: a não uniformidade da carga hidráulica sobre a superfície do FBP; as grandes extensões de dutos de distribuição; o entupimento freqüente dos aspersores; a dificuldade de manutenção dos aspersores em grandes FBP. Nos sistemas fixos, estima-se que, para se atingir a mesma distribuição alcançada através de distribuidores rotatórios, a vazão aplicada deve ser de 3 a 4 vezes superior. Sistemas rotatórios de distribuição O sistema rotatório de distribuição é composto por um ou mais dutos (braços) horizontais, engastados e girando em torno de uma coluna central (ver Figuras 4.10 e 4.11). 15 (a) (b) (c) (d) (e) (f) (a) anéis plásticos, (b)anéis plásticos ∅ 25 mm, (c) bloco horizontal HO, (d) bloco cros-flow 50º, (e) pedra, (f) grama artificial Fig. 4.12 – Tipos de meio suporte utilizados em FBP Fig. 4.13 - Meio suporte em pedra britada (ETE Caçadores – Cambé/PR) 4.4.3.6 Sistema de drenagem de fundo O sistema de drenagem de fundo de um filtro biológico consiste de uma laje perfurada, ou de grelhas confeccionadas em materiais resistentes, e de um conjunto de calhas localizadas na parte inferior do filtro. O sistema de drenagem tem a função de coletar, tanto o esgoto que percola através do filtro, quanto os sólidos que se desgarram do meio suporte, encaminhando-os ao decantador secundário. Todo o conjunto de drenagem de fundo do filtro deve ser resistente o suficiente para suportar os pesos do meio suporte, da biomassa aderida e do próprio esgoto que percola pelo filtro. A estrutura de fundo deve ter declividade entre 1 e 5%, suficiente para possibilitar o adequado escoamento do efluente para o centro ou para a periferia do filtro. As calhas de coleta do efluente devem ser dimensionadas para garantir uma velocidade mínima de 0,6 m/s, para a vazão média de alimentação do filtro. O sistema de drenagem de fundo deve ser aberto em ambas as extremidades, de forma a possibilitar a inspeção e a eventual limpeza com jatos de água, caso necessário. O sistema de drenagem de fundo é também responsável pela ventilação do filtro, conforme tratado no item seguinte. 4.4.3.7 Ventilação A ventilação dos FBP é importante para se manter as condições aeróbias necessárias para o efetivo tratamento dos despejos pela via aeróbia. Se propiciadas passagens adequadas para o ar, a diferença entre temperaturas do ar e do líquido é considerada suficiente para produzir a aeração necessária. Uma boa ventilação pelo fundo do filtro é desejável. Na prática, são adotados os seguintes cuidados para se ter uma ventilação natural adequada (METCALF & EDDY, 1991): • o sistema de drenagem e os canais coletores de efluente junto ao fundo da estrutura dos FBP devem permitir um fluxo livre do ar, que se escoa pelo filtro. Esses canais coletores de efluente não devem ter mais que 50% de sua altura ocupada por efluente; • deve-se prever a instalação de poços de ventilação em ambas as extremidades do canal central de coleta do efluente; 16 • os filtros de grandes diâmetros devem ser dotados de canais de coleta ramificados, dotados de poços ou tubos de ventilação ao longo do perímetro do filtro; • a área de vazios da laje para suporte do leito de enchimento deve ser superior a 15% da área superficial do filtro. A área aberta para passagem de ar pelo fundo do filtro (muitas vezes com o uso de tubos que vão até à superfície do filtro, para permitir o seu afogamento) deve ser superior a 1% (se possível cerca de 5%) da área superficial do filtro; • as aberturas das grelhas dos poços e tubos de ventilação devem possuir pelo menos 1,0 m2 de área livre para cada 250 m2 de área superficial do filtro. 4.4.3.8 Decantadores secundários pós FBP Os decantadores secundários utilizados a jusante dos filtros biológicos percoladores são normalmente do tipo convencional e são dimensionados pela taxa de escoamento superficial, uma vez que a concentração de sólidos suspensos no efluente do FBP é relativamente baixa. A Tabela 4.3 apresenta as taxas de escoamento superficial recomendadas para o projeto de decantadores secundários após FBP. Tabela 4.3 – Taxas de aplicação superficial para o projeto de decantadores secundários após FBP Taxa de aplicação superficial (m3/m2.dia)Nível de Tratamento para Qmédia para Qmáxima DBO = 20 a 30 mg/L - sem nitificação 16 a 32 40 a 48 DBO ≤ 20 mg/L - com nitrificação 16 a 24 32 a 40 Dependendo do porte da estação de tratamento de esgotos, os decantadores secundários podem ter sistemas de remoção de lodo mecanizado ou por pressão hidrostática . Na Figura 4.15, a seguir, apresenta-se uma vista geral de um decantador secundário com 18,0 metros de diâmetro, com sistema mecanizado de remoção de lodo. Figura 4.14 – Corte esquemático de um decantador secundário Figura 4.15 - Decantador secundário pós FBP (ETE Caçadores – Cambé/PR) 17 4.4.3.9 Eficiência de remoção de DBO em FBP Modelos matemáticos Vários modelos teóricos ou empíricos são disponíveis para o dimensionamento de filtros percoladores, para tratamento de esgoto decantado, e podem ser encontrados nos livros clássicos de tratamento de esgotos, sendo aqui apresentado apenas o modelo mais tradicional, desenvolvido pelo National Research Council - NRC (EUA). O modelo empírico do NRC foi desenvolvido para filtros com leito de pedras, a partir de dados operacionais obtidos em diversas plantas operando em instalações militares. O dimensionamento de um filtro único, ou o primeiro filtro de um sistema com duplo estágio, recebendo esgoto decantado pode ser realizado através da equação 4.3. F Cv E 443,01 1 + = (4.3) na qual: E: eficiência de remoção de DBO5 (%) Cv: carga orgânica volumétrica (kgDBO/m 3.d) F: fator de recirculação Nota: No caso da estimativa de eficiência de filtros biológicos aplicados ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, essa expressão deve ser utilizada com ressalvas, já que as informações para essas aplicações são ainda em limitadas. Resultados de algumas experiências práticas ETE Caçadores (Sanepar): A ETE Caçadores, projetada em 1994, com capacidade para 140 l/s em primeira etapa (27.000 habitantes), efetua o tratamento dos esgotos domésticos da localidade de Cambé/PR através de um reator anaeróbio tipo UASB (RALF), com pós-tratamento em um filtro biológico percolador. O FBP apresenta diâmetro de 20 m e altura do meio suporte de 2,0 m, sendo brita 4 o material de enchimento do filtro. O FBP tem operado, desde abril de 1998, com cargas orgânicas volumétricas na faixa de 0,5 a 1,0 kgDBO/m3.dia e taxas de aplicação superficial entre 20 e 30 m3/m2.d. Para essas condições operacionais e concentrações de DBO no efluente do reator anaeróbio na ordem de 65 mgDBO/L, o FBP têm apresentado eficiências de remoção de DBO na ordem de 65%, suficientes para manter as concentrações de DBO no efluente final usualmente abaixo de 30 mgDBO/L. Como o efluente do reator anaeróbio já apresenta DBO inferior a 100 mg/L, a recirculação de efluente final para a entrada do filtro não se faz necessária. Pesquisas do PROSAB: Os resultados das pesquisas desenvolvidas por CHERNICHARO & NASCIMENTO (2000), NASCIMENTO (2001) e AISSE et al. (2001a), em filtros biológicos percoladores em escala piloto utilizados para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, indicam que o efluente final do sistema geralmente apresenta concentrações de DBO inferiores a 30 mg/L, para taxas de aplicação superficial de até 30 m3/m2.d e cargas orgânicas volumétricas de até 1,0 kgDBO/m3.d. 20 4.4.6 Exemplo de dimensionamento Dimensionar um filtro biológico percolador de alta taxa para o pós-tratamento dos efluentes de um reator UASB, sendo conhecidos os seguintes elementos de projeto: a) Dados de entrada População: P = 50.000 hab Vazão afluente média: Qméd = 7.944 m 3/d Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 9.144 m 3/d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 12.744 m 3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 2.500 kgDBO/d DBO média afluente ao reator UASB: So-UASB = 315 mg/L Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DBO: COe-UASB = 750 kgDBO/d DBO média efluente do reator UASB: Se-UASB = 94,4 mg/L Concentração de DBO desejada para o efluente do FBP: Se-FBP < 30 mg/L Temperatura do esgoto: T = 23°C (média do mês mais frio) Coeficiente de produção de lodo no FBP: Y = 0,75 kgSST/kgDBOremov Concentração esperada para o lodo de descarte do decantador secundário: C = 1% Densidade do lodo: γ =1.020 kgSST/m3. b) Dimensionamento do filtro biológico percolador Adotar carga orgânica volumétrica (Cv) De acordo com a Tabela 4.4, os FBP de alta taxa devem ser projetados com Cv entre 0,5 e 1,0 kgDBO/m3.d. Valor adotado: Cv = 0,85 kgDBO/m3.d Cálculo do volume de meio suporte, de acordo com a equação 4.2 (V) V = (Qméd x Se-UASB) / Cv = (7.944 m 3/d x 0,094 kgDBO/m3) / (0,85 kgDBO/m3.d) = 882,4 m3 Adotar profundidade para o meio suporte De acordo com a Tabela 4.4, os FBP de alta taxa devem ser projetados com alturas de meio suporte entre 2,0 e 3,0 m. Valor adotado: H = 2,0 m Cálculo da área do FBP (A) A = V / H = (882,4 m3) / (2,0 m) = 441,2 m2 Verificação da taxa de aplicação hidráulica superficial no FBP (qS) Para Q média: qS = Qméd / A = (7.944 m 3/d) / (441,2 m2) = 18,0 m3/m2.d Para Q máxima diária: qS = Qmáx-d / A = (9.144 m 3/d) / (441,2 m2) = 20,7 m3/m2.d Para Q máxima horária: qS = Qmáx-h / A = (12.744 m 3/d) / (441,2 m2) = 28,9 m3/m2.d Verifica-se, de acordo com a Tabela 4.3, que os valores das taxas de aplicação hidráulica superficial ficaram compreendidos dentro das faixas recomendadas, para as três condições de vazões aplicadas Cálculo do diâmetro do FBP (D) Adotar 2 filtros, cada um com área de 220,6 m2 D = [(4 x A) / PI]0,5 = [(4 x 220,6 m2) / (PI)]0,5 = 16,8 m Estimativa da eficiência de remoção de DBO do FBP, de acordo com a Equação 4.3 E = 100 / [1 + 0,443 x (Cv/F)0,5] = 100 / [1 + 0,443 x (0,85/1)0,5] = 71 % 21 Estimativa da concentração de DBO no efluente final (Se-FBP) Se-FBP = Se-UASB x (1 – E/100) = 94,4 x (1 – 71/100) = 27,4 mg/L Avaliação da produção de lodo A produção esperada de lodo no FBP pode ser estimada a partir das Equações 4.4 e 4.5 Plodo = Y x DBOremov DBOremov = Qméd x (Se-UASB – Se-FBP) = 7.944 m 3/d x (0,0944 kgDBO/m3 – 0,0274 kgDBO/m3) DBOremov = 532,2 kgDBOremov/d Plodo = 0,75 kgSST/kgDBOremov x 532,2 kgDBOremov /d = 399,2 kgSST/d Considerando-se 75% de sólidos voláteis, tem-se: Plodo-volátil = 0,75 x 399,2 kgSST/d = 299,4 kgSSV/d Vlodo = Plodo / (γ x C) = (399,2 kgSST/d) /(1020 kg/m3 x 0,01) = 39 m3/d Pré-dimensionamento do decantador secundário De acordo com a Tabela 4.3, os decantadores devem ser projetados com uma taxa de escoamento superficial entre 20 e 30 m3/m2.d. Valor adotado qA=. 24m 3/m2.d A = Qmed /qA = (7.944 m 3/d) / (24m3/m2.d) = 331 m2 Adotar 2 decantadores circulares, mecanizados, com raspadores de lodo de tração periférica, que terão: Diâmetro = 15 m; profundidade útil junto à parede = 3,5 m; área superficial, por unidade = 177 m2 De acordo com a Tabela 4.3, a taxa de aplicação superficial máxima deverá estar situada entre 40 e 48 m3/m2.d e o valor calculado resultou: qA =Qmáx-h /A= (12.744 m 3/d) / (2 x 177 m2) = 36 m3/m2.d O lodo dos decantadores secundários irá para o poço de lodo e daí bombeado para a entrada dos reatores UASB. Para lodo removido com 1% de sólidos, tem-se: Vlodo = Plodo / (γ x C) = (563 kgSS/d) / (1020 kg/m3 x 0,01) = 55,2 m3/d Adotar 2 conjuntos moto-bombas submersas (1 para rodízio e reserva), com capacidade de 5 L/s, sendo que o tempo de operação será da ordem de 10 minutos por hora. Lodo para desaguamento - produção de lodo nos reatores UASB Plodo = Y x DBOaplicada = 0,28 kgSS/kgDBOaplicada x 2.500 kgDBO/d = 700 kgSS/d - produção total, incluindo o lodo secundário retornado aos reatores UASB, considerando-se 20% de redução do lodo volátil: Plodo = 700 kgSS/d + (399,2 – 0,20 x 299,4) = 1.039,3 kgSS/d 22 4.5 BIODISCOS 4.5.1 Introdução O primeiro reator comercial do tipo biodisco foi instalado na Alemanha Ocidental, em 1960. O desenvolvimento desse processo foi induzido pelo interesse no uso de meios suporte plásticos, e inicialmente apresentou muitas vantagens quando comparado aos antiquados filtros percoladores com leito de pedras e de baixa taxa. Na década da 70, sua aplicação foi ampliada, devido ao desenvolvimento de novos meios suportes e pelo fato de apresentar baixos requisitos de energia, quando comparado ao processo de lodos ativados. Devido a problemas estruturais com eixos e meios suporte, excessivo crescimento de biomassa aderida, rotações irregulares e outros problemas de baixa performance do processo, ocorreu uma certa rejeição desse tipo de processo por parte dos projetistas em décadas recentes. Entretanto, avanços em pesquisas tecnológicas e novos sistemas de meio suporte (tipo Biodrum) tornam sua aplicação viável em determinadas situações, como em pequenos sistemas. Apesar da simplicidade e estabilidade operacional, trata-se de um processo muito pouco utilizado no Brasil. Entretanto, nos últimos 5 anos, ETEs associando reatores UASB e biodiscos passaram a ser cotejadas como opção para o tratamento de esgotos sanitários de pequenas e médias aglomerações urbanas. 4.5.2 Descrição da Tecnologia O processo de biodiscos consiste em um tanque prismático, onde são instalados eixos horizontais com discos acoplados, igualmente espaçados (Figura 4.16). Os eixos são mantidos em rotação constante de 1 a 2 rpm, seja por ação mecânica (quando se trabalha com cerca de 40% do diâmetro submerso) ou por impulsão de ar (quando se trabalha com cerca de 90% de seu diâmetro submerso). Esse movimento de rotação expõe, alternadamente, os discos ao ar atmosférico e a matéria orgânica contida no meio líquido, facilitando, assim, a adesão e o crescimento de microorganismos em sua superfície, formando uma película de poucos milímetros de espessura, que chega a cobrir todo o disco. Em experiências práticas, o tempo para formação do biofilme e partida do processo ficou em torno de 1 a 2 semanas. Os discos geralmente são circulares e construídos de plástico de baixa densidade, são instalados de forma a ficarem parcialmente imersos, usualmente 40 %, e têm as seguintes funções no processo: • servir de meio suporte para o desenvolvimento do biofilme; • promover o contato do biofilme com o esgoto; • manter a biomassa desgarrada dos discos em suspensão nos esgotos; • promover a aeração do biofilme e do esgoto aderido ao mesmo e situado na parte inferior, devido à imersão dos discos. Existem casos em que os discos trabalham cerca de 90% submersos e, nestes casos, a introdução de ar se faz necessária para se ter oxigênio suficiente para o processo aeróbio. Quando o biofilme atinge uma espessura excessiva, ocorre o desprendimento de parte do mesmo. Esses organismos são mantidos em suspensão no meio líquido, devido ao movimento dos discos, aumentando a eficiência do sistema. Entretanto, a biomassa desprendida e outros sólidos suspensos são arrastados no efluente, necessitando o processo de um decantador secundário. Bem projetados, os Biodiscos 25 4.5.4.2 Características do esgoto afluente As características do esgoto afluente e os impactos na biodegradabilidade são considerações importantes no projeto de biodiscos. Altas concentrações de ácido sulfídrico (H2S) aceleram o crescimento de organismos tóxicos (prejudiciais) ao processo. Em efluentes com altas concentrações de H2S, deverão ser previstos sistemas de remoção a montante, como pré-aeração. 4.5.4.3 Temperatura do esgoto A literatura técnica indica que a eficiência do processo não é afetada, para temperaturas do esgoto acima de 13º C. Porém, como todo processo biológico, há redução na performance do processo para temperaturas mais baixas. 4.5.4.4 Controle do biofilme A espessura do biofilme é muito importante no processo de biodiscos. Portanto, a espessura total de biofilme e a espessura ativa são duas características que devem ser distinguidas. Dependendo das condições hidrodinâmicas, a espessura total do biofilme varia entre 0,07 a 4,0 mm. Entretanto, a parte do biofilme que contribui para a remoção de substrato, chamada de espessura de biofilme ativo, foi estimada entre 20 a 600 µm, a partir de estudos que relacionam espessura do biofilme com eficiência de remoção. A maioria desses estudos mostrou que devido a limitações de difusão de oxigênio ou substrato, existe uma espessura máxima de biofilme ativo a partir da qual a taxa de remoção não sofre acréscimos. Deverá ser prevista uma flexibilidade operacional suficiente para controle da espessura do biofilme. Devido à aplicação de uma taxa de aplicação orgânica maior nos primeiros estágios, os mesmos poderão apresentar um maior crescimento do biofilme. Dispositivos para medir o peso dos eixos podem ser aplicados para controlar o crescimento e acumulação da biomassa. As técnicas para controle da espessura do biofilme incluem: acréscimos na velocidade de rotação (forças cisalhantes), reversão periódica do sentido de rotação, uso de aeração suplementar, uso de chicanas removíveis e alimentação escalonada para redução da taxa de aplicação orgânica, ou, em último caso, uso de produtos químicos para remoção do biofilme. 4.5.4.5 Níveis de oxigênio dissolvido Uma das maiores causas de falha dos sistemas aeróbios é o nível inadequado de oxigênio dissolvido. A literatura indica o nível mínimo de OD de 2 mg/L, para sistemas de biodisco. Baixos níveis de OD para altas taxas levam a produção de H2S no interior do biofilme, o que aumenta o crescimento de organismos sulfo-oxidantes com Beggiatoa (bact. Filamentosa), gerando excesso de biomassa, aumento de peso e possível falha dos eixos ou meio suporte. Esses microorganismos competem com os organismos heterotróficos no consumo do oxigênio disponível e espaço no meio suporte, gerando acréscimo na espessura do biofilme e redução na eficiência de remoção de matéria orgânica. Já organismos nitrificantes são mais sensíveis a níveis de oxigênio dissolvido que organismos heterotróficos. Os níveis de OD necessários para nitrificação variam de 0,5 a 4,0 mg/L, e considera- se típico o valor de 2,0 mg/L. Em sistemas de biodisco aplicados para nitrificação, o nível de OD geralmente eleva-se nos últimos estágios. Combinado com baixos valores de DBO5, isto pode reduzir a eficiência de nitrificação, devido ao desenvolvimento de protozoários predadores das bactérias nitrificantes. Para evitar o crescimento de predadores, sugere-se OD máximo de 3,5 mg/L e DBOfiltrada entre 6 a 8 mg/L, nos estágios nitrificantes. O projeto deve prever meios de acréscimo do OD no sistema, tais como: controle de variação de velocidades, aeração suplementar, recirculação do 26 efluente, alimentação escalonada do afluente e uso de chicanas removíveis, principalmente nos estágios iniciais. 4.5.4.6 Flexibilidade operacional Os sistemas de biodisco devem ser providos de flexibilidade adequada para boa operação e manutenção. Devem ser observados os seguintes itens: • possibilidade de aeração suplementar em sistemas de rotação mecânica, visando possíveis sobrecargas dos primeiros estágios; • meios de remoção do crescimento de biofilme em excesso, tais como: “stripping” com ar, água ou aditivos químicos, controle de rotação, etc; • chicanas removíveis entre todos os estágios; • controle de alternativas para alimentação do reator; • recirculação de efluente do clarificador secundário; • equipamento de monitoramento de OD nos estágios; • fácil acesso a equipamentos que necessitam de inspeção, manutenção e substituição, tais como: eixos, material suporte, sopradores, etc; • drenagem dos tanques. 27 4.5.4.7 Resumo dos critérios e parâmetros de projeto As recomendações para dimensionamento de biodiscos são baseadas, principalmente, na taxa de aplicação de DBO por unidade de área de material suporte de biomassa disponível no biodisco, e também na taxa de aplicação hidráulica por superfície disponível para suporte da biomassa. A Tabela 4.5, adaptada de METCALF & EDDY (1991), pode ser utilizada como base para o dimensionamento de sistemas de biodiscos. Tabela 4.5 - Resumo dos parâmetros de dimensionamento de biodiscos Nível de tratamentoItem Secundário Secundário com nitrificação Nitrificação de efluente secundário Taxa de aplicação hidráulica (m3/m2.d) 0,08 a 0,16 0,03 a 0,08 0,04 a 0,10 Carga orgânica superficial (g DBOsolúvel/m 2.d) 3,7 a 9,8 2,4 a 7,3 0,5 a 1,5 Carga orgânica superficial (g DBO/m2.dia) 9,8 a 17,2 7,3 a 14,6 1,0 a 2,9 Máxima carga orgânica superficial no 1o estágio (g DBOsolúvel/m 2.d) 19 a 29 (14 *) 19 a 29 (14 *) - Máxima carga orgânica superficial no 1o estágio (g DBOl/m 2.d) 39 a 59 (30*) 39 a 59 (30*) - Carga orgânica superficial de N amoniacal (g N-NH4 +/m2.d) - 0,7 a 1,5 1,0 a 2,0 Tempo de detenção hidráulica (horas) 0,7 a 1,5 1,5 a 4,0 1,2 a 2,9 DBO do efluente (mg O2/L) 15 a 30 7 a 15 7 a 15 N-NH4 + efluente (mgN/L) - < 2 < 2 * cargas usualmente utilizadas em projeto 4.5.5 Produção e Características do Lodo dos Biodiscos A produção e características do lodo produzido nos biodiscos são basicamente as mesmas dos lodos produzidos nos filtros biológicos percoladores, ou seja, Y = 0,75 a 1,0 kgSS/kg DBO removida, com relação SSV/SS = 0,75 a 0,85. As Equações 4.4 e 4.5 podem ser utilizadas no dimensionamento das unidades de tratamento do lodo na ETE. 4.5.6 Aspectos Construtivos e Características do Meio Suporte Os biodiscos possuem um eixo que suporta e faz girar o meio plástico, que serve de suporte para o desenvolvimento do biofilme. Para biodiscos de polietileno de alta densidade, os comprimentos de eixo variam de 1,5 até 8,0 m e os diâmetros de 2,0 a 3,8 m. Existem vários padrões de superfície corrugada, que definem a sua área específica para suporte de biofilme. De acordo com o padrão da superfície corrugada, esses biodiscos podem ser classificados como: i) de baixa densidade (ou convencional), com cerca de 9.300 m2 por unidade, com comprimento de eixo da ordem de 8,0 m (7,26 m ocupado com o meio) e diâmetro de 3,8 m; ii) média ou alta densidade, com áreas de cerca de 11.000 a 16.700 m2 por unidade, com as mesmas dimensões referidas anteriormente. As unidades com área superficial chamadas de baixa densidade são normalmente utilizadas nos primeiros estágios, enquanto as de média e alta densidade são aplicadas nos estágios finais do sistema de biodiscos. Isso porque nos estágios iniciais, com concentrações de DBO maior, tem-se um maior crescimento de biomassa, o que poderia levar as unidades de alta densidade de área superficial a ter um peso excessivo, prejudicando a sua estrutura. 30 4.6 BIOFILTROS AERADOS SUBMERSOS 4.6.1 Introdução Os biofiltros aerados com leito filtrante constituem-se hoje em dia numa tecnologia madura, originando ETEs compactas que podem ser enterradas no sub-solo de estádios esportivos, parques e edifícios em pleno ambiente urbano. Uma das principais vantagens da tecnologia é a possibilidade de gerar estações com baixo impacto ambiental, passíveis de serem cobertas e desodorizadas com relativa simplicidade (ROGALLA, 1992). Outras vantagens são a compacidade, o aspecto modular, a rápida entrada em regime, a resistência aos choque de cargas, a ausência de clarificação secundária (PUJOL et al., 1992) e a resistência à baixas temperaturas do esgoto (GONÇALVES, 1994). Estações de tratamento com biofiltros submersos, com capacidade variando de 10.000 a 1.000.000 de habitantes, encontram-se em operação na Europa. Protótipos industriais foram estudados pelo órgão de saneamento da região parisiense, com vistas à adequação da estação de tratamento de Achères (5 milhões de hab.eq.) aos novos padrões europeus de qualidade de efluentes. Aproximadamente 50 unidades de menor porte operam atualmente no Japão, principalmente para tratamento de despejos industriais, e uma dezena na América do Norte. No Brasil, associados em série a reatores do tipo UASB, os biofiltros aerados submersos vêm recentemente sendo utilizados como solução para o tratamento de esgotos em pequenos e médios Municípios. Com inúmeras simplificações com relação aos processos similares da Europa, novos biofiltros surgidos no Brasil geram ETEs compactas, com baixos custos de implantação, operação e manutenção, que não demandam mão-de-obra qualificada e apresentam baixos consumo energético e produção de lodos (BOF et al., 2001). 4.6.2 Descrição da Tecnologia Na prática, um biofiltro aerado submerso é constituído por um tanque preenchido com um material poroso, através do qual esgoto e ar fluem permanentemente. Na quase totalidade dos processos existentes, o meio poroso é mantido sob total imersão pelo fluxo hidráulico, caracterizando-os como reatores trifásicos compostos por: • fase sólida: constituída pelo meio suporte e pelas colônias de microorganismos que nele se desenvolvem, sob a forma de um filme biológico (biofilme); • fase líquida: composta pelo líquido em permanente escoamente através do meio poroso; • fase gasosa: formada pela aeração artificial e, em reduzida escala, pelos gases subprodutos da atividade biológica. Os biofiltros aerados submersos com meios granulares, doravante neste texto denominados BFs, realizam, no mesmo reator, a remoção de compostos orgânicos solúveis e de partículas em suspensão presentes no esgoto. Além de servir de meio suporte para os microrganismos, o material granular constitui-se num eficaz meio filtrante. Neste tipo de processo são necessárias lavagens periódicas para eliminar o excesso de biomassa acumulada, reduzindo as perdas de carga hidráulica através do meio. Durante a lavagem, com a alimentação de esgoto interrompida ou não, são realizadas diversas descargas hidráulicas sequenciais de ar e água de lavagem. Por outro lado, os biofiltros submersos com leitos estruturados, doravante denominados filtros biológicos aerados submersos ou FBAS, caracterizam-se pelo enchimento do mesmo tipo do utilizado para os filtros biológicos percoladores (FBP). Por não possuírem enchimento do tipo granular, como nos BFs, não retém a biomassa em suspensão pela ação de filtração e necessitam de 31 decantadores secundários, pelo menos nas taxas de aplicação hidráulica usuais nos filtros percoladores. Os FBAS podem operar com fluxo ascendente ou descendente e, como necessitam de fornecimento de ar para aeração, este é feito através de difusores de bolhas grossas, colocados na parte inferior do filtro e alimentados por sopradores. A alimentação dos FBAS é semelhante à utilizada para os BFs. Quando operados sem recirculação de lodo, respondem de maneira próxima aos FBP (ainda que este esteja operando com recirculação de efluente final para diluir o afluente para cerca de 100 mg DBO/L) submetidos às mesmas taxas de aplicação orgânica por unidade de área superficial de enchimento ou por unidade de volume de enchimento do filtro. Os primeiros BFs, surgidos no início dos anos 80, foram concebidos para realizar a remoção de SS e a oxidação da matéria orgânica em esgotos domésticos. Um exemplo típico do fluxograma de uma destas ETEs é apresentado na Figura 4.18. Suas principais unidades componentes são: • pré-tratamento: gradeamento grosseiro, gradeamento fino e desarenação; • tratamento primário: decantadores convencionais ou lamelares; • tratamento secundário: BFs, no caso, com fluxo ascendente. • As duas fontes de geração de lodo são os decantadores primários e a lavagem dos BFs. O lodo de lavagem geralmente é recolhido em um tanque de estocagem, sendo bombeado para clarificação, no decantador primário, fora do horário de pico de vazões. Portanto, o lodo enviado para o tratamento é um lodo misto, composto por lodo primário e por lodo biológico. Para limitar a colmatação acelerada dos BFs com leito filtrante granular, a etapa de decantação primária é imperativa no tratamento de esgotos domésticos. A eliminação completa do tratamento primário só é possível no caso de esgotos muito diluídos, e mesmo assim com um pré-tratamento bastante eficiente (SS < 120 mg/L). Figura 4.18 - Fluxograma típico de uma ETE com BFs com meio granular, realizando o tratamento a nível secundário (GONÇALVES, 1995) 4.6.3 ETEs associando reatores UASB com BFs 4.6.3.1 Considerações preliminares Uma configuração de ETE associando em série reatores UASB e BFs foi desenvolvida por GONÇALVES et al. (1994), tendo sido objeto de pesquisa pela Universidade Federal do Espírito Santo, no âmbito do edital 2 do PROSAB, e tendo atingido a escala industrial a partir de 1997 32 (D’AL COL et al., 2001). A configuração proposta elimina a decantação primária, substituindo-a por reatores UASB, que removem cerca de 70% da DBO presente no esgoto (Figuras 4.19 a 4.22). O pós-tratamento do efluente anaeróbio é realizado nos biofiltros aerados submersos, objetivando a remoção de matéria orgânica e de sólidos suspensos remanescentes. Concomitantemente ao desenvolvimento desta configuração de ETE, inúmeras simplificações foram introduzidas nos biofiltros, com relação aos processos similares europeus. Três tipos de britas comerciais (dois, um e zero), de baixo custo e grande disponibilidade no mercado, foram utilizadas na composição do meio suporte nos biofiltros. O sistema de aeração envolve tubos Venturi, através dos quais uma bomba succiona o efluente aeróbio, capta ar nas imediações dos orifícios e injeta água e ar dissolvido na base dos biofiltros. O ar é captado nas imediações dos principais pontos de emissão de compostos odorantes (caixa de areia, elevatória, leito de secagem) e reintroduzido nos BFs, onde ocorre a biodesodorização, com aproximadamente 95% de remoção do H2S (MATOS, 2001). Os BFs são interligados na sua parte superior, o que permite a utilização do efluente tratado na operação de lavagem, que é realizada em fluxo descendente sem a injeção de ar. No sistema proposto, o lodo de excesso produzido nos biofiltros é recirculado para o reator UASB, onde ocorre a digestão e adensamento pela via anaeróbia. O excesso de lodo produzido no reator UASB, que apresenta elevado grau de estabilização e adensamento, é descartado por gravidade e disposto em leitos de secagem, para desidratação. Assim, o reator UASB é a única fonte de emissão de lodo. O lodo desidratado pode ainda ser reutilizado, após passar por etapas de estabilização e higienização com cal, ou pasteurização. Após a higienização, este lodo adquirirá características de um lodo classe “A”, podendo ser utilizado na agricultura sem restrições.(GONÇALVES, 2000) Figura 4.19 - Croqui de uma ETE do tipo UASB + BFs Figura 4.20 - Foto aérea da ETE Meaípe, UASB + BFs separados, 6.500 hab ou 13 L/s. Cortesia: CESAN Os reatores UASB e BFs podem ser construídos separadamente, como ilustram as Figuras 4.19 e 4.20, ou em um mesmo volume, como ilustram as Figuras 4.21 e 4.22. 35 Tabela 4.8 – Relação das ETEs compactas do tipo UASB + BFs e fontes de financiamento Local Cidade Capacidade (hab) Recursos Baixo Guandu Baixo Guandu (ES) 15.000 FUNASA Aimorés Aimorés (MG) 15.000 FUNASA João Neiva João Neiva (ES) 13.000 FUNASA Ecoporanga Ecoporanga (ES) 10000 FUNASA Bairro Santo Antônio Fundão (ES) 10.000 FUNASA Mantenópolis Mantenópolis (ES) 8.000 FUNASA São José do Calçado S. José do Calçado (ES) 8.000 FUNASA Meaípe Meaípe (ES) 6.500 FUNASA Água Doce do Norte Agua Doce do Norte (ES) 5.000 FUNASA Marilândia Marilândia (ES) 5.000 FUNASA Canivete Linhares (ES) 5.000 FUNASA Bebedouro Linhares (ES) 5.000 SAAE Interlagos II Linhares (ES) 5.000 FUNASA Alto Rio Novo Alto Rio Novo (ES) 4.000 FUNASA Itaguaçu Itaguaçu (ES) 4.000 FUNASA Apiacá Apiacá (ES) 3.000 FUNASA Bairro J. Nazareth Vitória (ES) 3.000 C.E.F. São Mateus São Mateus (ES) 3.000 FUNASA Santa Catarina Quissamã (RJ) 2.500 C.E.F. Vargem Alta Vargem Alta (ES) 2.500 FUNASA Jabaraí Guaraparí (ES) 2.000 FUNASA Itaperuna Itaperuna (RJ) 2.000 FUNASA Atílio Vivacqua Sede Atílio Vivacqua 2.000 FUNASA São Sebastião da Vala Aimorés (MG) 2.000 FUNASA Vila Capixaba Linhares (ES) 1.000 C.E.F. Patrimônio do Rádio Marilândia (ES) 1.000 FUNASA Piuma Piuma (ES) 1.000 C.E.F. Atílio Vivacqua Oriente Atílio Vivacqua 400 FUNASA Bairro Conceição Linhares (ES) 200 C.E.F. 4.6.4.3 Pontos-chave da tecnologia a) Sentido de fluxo hidráulico (ar e água) O sentido de fluxo hidráulico (ar e água) determina as principais características operacionais de um BF, influenciando diretamente nos seguintes pontos: retenção de SS, transferência gás – líquido de O2, evolução da perda de carga hidráulica, tipo de lavagem, gastos energéticos e a produção de odores. As diferentes opções para o sentido de fluxo hidráulico são apresentadas na Figura 4.23 (RICHARD e CYR, 1990). O fluxo de ar nos BFs só é viável no sentido ascendente, devido ao estado de permanente imersão do meio suporte. A corrente descendente de ar só é possível em meios granulares que não sejam submersos (caso dos filtros biológicos percoladores), o que limita as opções para o fluxo hidráulico em BFs à duas possibilidades: • co-corrente: com fluxos de ar e líquido ascendentes; • contra-corrente: com fluxo de líquido descendente e ar ascendente. 36 Figura 4.23 – Sentidos de fluxo hidráulico (ar / líquído) em reatores aeróbios com biofilme (RICHARD e CYR, 1990) Os diferentes processos são geralmente caracterizados com base no sentido de fluxo hidráulico: ascendente ou descendente. As principais vantagens e desvantagens de cada uma destas opções são relacionadas a seguir: • capacidade de retenção de sólidos: A capacidade de captura de SS é maior nos processos descendentes com meio granular pesado (d > 1) ou ascendentes com meio flutuante (d < 1). Neste caso, o fluxo de líquido se dá no sentido da compressão do leito filtrante, conferindo-lhe grande capacidade de filtração. Por outro lado, nos processos ascendentes com meio suporte pesado, o fluxo co-corrente produz uma expansão do leito filtrante, permitindo uma retenção de SS melhor distribuída ao longo da altura do BF. BFs com suporte estruturado necessitam de uma decantação secundária, pois possuem pequena capacidade de captura e estocagem de SS; • evolução da perda de carga: Devido à elevada eficiência na retenção de SS, a perda de carga evolui mais rapidamente nos BFs descendentes com leito granular pesado e nos BFs ascendentes com meio flutuante. Com uma evolução da perda de carga relativamente menos acentuada, os processos ascendentes com material pesado possuem leitos com altura podendo atingir até 3,00 m. A evolução da perda de carga é extremamente reduzida nos meios suporte estruturados (colméias), com corridas de filtração podendo durar vários dias; • comportamento hidráulico: Os processos descendentes (contra-corrente) podem favorecer a formação de bolhas de ar aprisionado no seio do meio granular (embolia). A desvantagem dos processos ascendentes estaria na possibilidade de haver má distribuição do afluente no meio granular, gerando curtos circuitos e queda de rendimento de depuração do BF; • demanda de aeração: Os fabricantes afirmam que os processos descendentes requerem menos ar e que a perda de carga é menor, devido à altura relativamente pequena do leito filtrante (SIBONY, 1983). Fabricantes de processos ascendentes alegam que, devido à maior altura do leito filtrante, a eficiência de transferência de oxigênio é elevadíssima – de 23 a 30% (STROHMEIER et al., 1993). Dados experimentais obtidos em ETEs reais indicam que esta eficiência atinge, no máximo, 10% nos dois tipos de processo (CANLER e PERRET, 1993); • detalhes construtivos: Nos processos descendentes, a tubulação de aeração só entra em contato com o esgoto tratado, sendo menos sujeita a entupimentos por sólidos presentes no esgoto decantado. Já no caso dos processos ascendentes, somente o esgoto tratado entra em contato com a atmosfera, eliminando problemas de odores. Os BFs ascendentes podem ainda ser auto- limpantes, quando a lavagem for realizada no sentido contra-corrente. ÿþýüûúûùþø÷ ÿÿ 37 b) Material suporte O meio suporte deve cumprir duas funções nos BFs: servir de suporte para a fixação dos microrganismos e reter fisicamente os SS presentes no esgoto. Quanto menor for a superfície específica disponível para a fixação das colônias de microrganismos, menor será também a capacidade de retenção de SS por filtração. Por outro lado, materiais com elevada superfície específica favorecem a rápida evolução da perda de carga, demandando maior frequência na lavagem do BF. A escolha das características do meio suporte deve portanto atender a um compromisso entre a qualidade do efluente tratado e a frequência de lavagem, dentro de limites economicamente razoáveis. Os suportes mais utilizados são compostos por material granular com seguintes características principais: • granulometria entre 2 e 6 mm, no caso de tratamento de esgotos domésticos em BFs descendentes (GILLES, 1990). Grãos com diâmetro efetivo entre 1 e 2 mm são adequados para a nitrificação terciária em BFs ascendentes, enquanto que, para a oxidação carbonácea, o diâmetro deve ser maior do que 2,5 mm (RYCHARD e CYR, 1990). No Brasil, BFs com enchimento composto por camadas de brita (brita 4, brita 2 e brita 0) têm sido utilizados com sucesso (BOF et al., 2001). A introdução de camadas de areia aumenta significativamente a clarificação do efluente tratado. Dentre os materiais granulares, os mais utilizados possuem superfície específica variando entre 200 e 600 m2/m3 de material. A título de comparação, os filtros biológicos percoladores são preenchidos com materiais cuja superfície específica é da ordem de 20 a 50 m2/m3 (pedras) ou 100 a 200 m2/m3 (plástico); • densidade da ordem de 1,5, para o caso dos materiais granulares aplicados ao tratamento secundário. Densidades superiores implicam em gastos energéticos elevados com a expansão do leito durante a lavagem. No caso do enchimento do processo BIOSTYR (OTV - França), bilhas de polestireno (d = 0,04) e superfície específica superior a 1000 m2/m3 são utilizadas. Materiais mais densos, como no caso de pedras britadas, podem ser utilizados nos casos de pós-tratamento de efluentes anaeróbios, quando a superfície específica média do leito filtrante não excede a 300 m2/m3; • granulometria homogênea, para evitar a colmatação dos interstíceos por partículas menores. Quando da utilização de leitos estratificados aplicados no tratamento secundário, densidades bem distintas devem ser adotadas entre as camadas de materiais diferentes; • o material deve ser inerte, não-biodegradável e indeformável, para que o suporte conserve as suas características de forma e de granulometria durante vários anos de operação da estação; • resistência à abrasão, para resistir à turbulência produzida pela lavagem do meio granular. A forma dos grãos não influencia significativamente o desempenho dos processos, sendo mais importantes as características de superfície, que facilitam a adesão da biomassa (principalmente a superfície específica e a rugosidade). Os materiais granulares de origem mineral são os mais utilizados nas ETEs em operação atualmente. Isto é consequência da predominância quase que exclusive deste tipo de suporte nos BFs durante a década de 80, quando as primeiras experiências em grande escala ocorreram. Grãos de argila calcinada ou xisto expandido da família dos silicatos são os mais comuns na Europa. Materiais ÿþýüûúûùþø÷ ÿÿ 40 Tabela 4.9 - Consumo de energia em várias ETEs com BFs granulares Demanda de energia (kWh/kg removido) DQO DBO5 Tipo de BFs (*) Nível de tratamento Observações Referências 0,94 1,05 D Secundário Consumo global Consumo nos BFs GILLES, 1990 1,30 A Secundário BIOFOR PARTOS et al., 1985 1,02 a 1,25 A/D Secundário Estudo em 12 ETEs CANLER 1993 1,41 1,98 D Secundário com nitrificação Ar para processo Consumo total nos BFs CONDREN, 1990 0,40 A UASB + BFs ETEs no ES / Brasil BOF et al., 2001 (*) D = descendente, A = ascendente No estudo realizado pelo CEMAGREF nas 12 ETEs francesas, as potências instaladas por volume unitário de leito granular e por posto de consumo foram em média 1430 W/m3 para os BFs ascendentes (PUJOL et al., 1992). Esta potência se divide em 130 W/m3 para a aeração do processo, 600 W/m3 para aeração na lavagem e 700 W/m3 para as bombas de lavagem. Para os BFs descendentes, as potências instaladas foram em média 1.250 W/m3, sendo divididas em 300 W/m3 para a aeração do processo, 650 W/m3 para aeração na lavagem e 300 W/m3 para as bombas de lavagem. No Brasil, as ETEs associando UASB + BFs em operação no ES apresentam um consumo médio de energia de 2 W/habitante. Deste montante, 50% corresponde ao consumo de energia na aeração dos BFs. A outra metade refere-se à iluminação e às bombas de esgoto e lodo. No tocante à remoção de matéria orgânica, a demanda energética média é de 0,4 kWh / kg DQO removido. Comparativamente aos outros dados da Tabela 4.9, este valor evidencia a importância do tratamento anaeróbio a montante dos BFs, na redução do consumo de energia na ETE. 4.6.5 Critérios e Parâmetros de Projeto 4.6.5.1 Considerações preliminares O dimensionamento de BFs e FBAS é realizado basicamente mediante a utilização de dados empíricos, obtidos através de experimentação em escala piloto ou em verdadeira grandeza. Os principais parâmetros de dimensionamento são muito semelhantes aos já descritos no ítem 4.4, referentes aos filtros biológicos percoladores. São eles: a) Taxa de aplicação superficial: Corresponde à quantidade de esgotos aplicados diariamente por unidade de área do meio suporte do biofiltro, em (m3/m2.d) (Equação 4.1). b) Carga orgânica volumétrica: Refere-se à quantidade de matéria orgânica aplicada diariamente ao biofiltro, por unidade de volume do meio suporte, em kgDBO/m3.d ou kgDQO/m3.d (Equação 4.2). Pesquisas do PROSAB, desenvolvidas por AISSE et al. (2001b), com FBAS em escala piloto, utilizados para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, indicam que o efluente final geralmente apresenta concentrações de DBO inferiores a 30 mg/L, para taxas aplicação superficial de até 30m³/m².d e cargas orgânicas volumétricas de até 1,0 kgDBO/m³.dia. Resultados de operação de 41 um FBAS operado em escala piloto, com material de enchimento estruturado, com área superficial específica de 138 m2/m3, tratando esgoto decantado, são apresentados na Tabela 4.10. Tabela 4.10 - Resultados de operação de um FBAS em escala piloto Condição operacionalParâmetro 1 2 3 4 5 Carga orgânica superficial (g DBO/m2.dia) 8,3 8,5 12,5 15,1 18,0 Taxa de remoção superficial (g DBO/m2.dia) 7,1 7,2 10,1 10,6 11,7 DBO afluente (mg/L) 114 151 164 122 155 DBO efluente (mg/L) 17 22 31 37 54 Eficiência de remoção de DBO ( %) 85 85 81 70 65 Carga orgânica superficial (g DQO/m2.dia) 14,2 13,7 18,4 27,1 33,0 Taxa de remoção superficial (g DQO/m2.dia) 8,9 9,6 12,0 16,3 19,5 DQO afluente (mg/L) 195 244 241 219 291 DQO efluente (mg/L) 73 72 84 87 119 Eficiência de remoção de DQO (%) 63 70 65 60 59 Fonte: Adaptado de MOTTA (1995) 4.6.5.2 Produção de lodo e suas características A produção específica de lodo no tratamento secundário em BFs ascendentes ou descendentes é da ordem de 0,4 kgSST/kgDQOremovida ou 0,8 a 1,0 kgSST/kgDBO5removida (PUJOL et al., 1992; RICHARD e CYR, 1990). O lodo em excesso removido pela lavagem do leito pode ser estimado em 1 kg SST / m3 de leito. Pelo fato de que, além do crescimento do biofilme, a lavagem remove SS retidos por filtração, o lodo de lavagem contém grandes quantidades de sólidos volateis (> 80%). Sua aptidão à decantação e adensamento é relativamente boa. No caso da associação UASB + BFs, a produção de lodo em BFs submetidos a cargas volumétricas de DQO inferiores a 3,5 kgDQO/m3leito.d é estimada em 0,25 kgSST/kgDQOremovida. Nestes casos, boa parte da DQO rapidamente biodegradável é removida na etapa anaeróbia do tratamento, facultando o desenvolvimento de um biofilme fino e com idade de lodo muito elevada no interior dos BFs. Teores de sólidos voláteis inferiores a 60% (SV/ST) são observados no lodo de descarte do BFs operando sob tais condições. Nos casos em que a carga orgânica supera 4,0 kgDQO/m3.d, a produção e as características do lodo no BF se assemelham à descrita para o tratamento secundário. A produção de lodo estimada para os FBAS e dimensionamento dos decantadores secundários após os FBAS são idênticos aos citados para os FBP (item 4.4). Considerando que os FBP requerem desníveis consideráveis para serem utilizados, quando se tem áreas planas para a implantação da ETE, os FBAS torna-se uma alternativa de tratamento biológico aeróbio bastante interessante para efluentes de reatores UASB. Ainda, esse tipo de filtro biológico, quando utilizando material de enchimento com elevado índice de vazios e elevada área superficial específica, pode permitir uma boa recirculação de lodo do decantador secundário, aumentando significativamente a biomassa no sistema, apresentando, no caso, maior potencial de remoção de matéria orgânica por unidade de volume do filtro biológico aerado submerso e também de nitrificação. Esta concepção, todavia, já implica em uso de um reator com possível predominância de biomassa em suspensão, não sendo o objetivo deste capítulo. 4.6.5.3 Taxas de aeração Alguns valores da taxa de aeração praticadas no tratamento secundário em BFs granulares são apresentados na Tabela 4.11. Fabricantes de BFs com meio granular afirmam que a transferência de O2 pode atingir eficiências da ordem de 20 a 25% no processo. Entretanto, campanhas rigorosas de 42 monitoramento, realizadas por um órgão técnico do Ministério de Agricultura da França (CEMAGREF), mostraram que em ETEs reais esta eficiência atinge no máximo 10% (CANLER e PERRET, 1993). Estes resultados são equivalentes aos obtidos por STENSEL et al. (1988) em um BF descendente do mesmo tipo. Para taxas de aeração de 10 a 40 Nm3ar/kgDBOaplicada, as eficiências de transferência de O2 variaram entre 9,2 e 5%. O consumo médio de O2 calculado neste experimento foi de 0,5 kgO2/kgDBOaplicada, sensivelmente inferior aos característicos dos lodos ativados convencionais (0,8 a 1,2 kgO2/kgDBOaplicada). Para os FBP, é recomendável que o afluente tenha DBO abaixo de cerca de 100 mg/L, devido principalmente à limitação de oxigênio, enquanto que, para os FBAS, tal limitação não se faz necessária. O fornecimento de ar para atender às necessidades de oxigênio do processo aeróbio, para se ter um efluente com DBO na faixa de 20 a 30 mg/L, não nitrificado, é de cerca de 35 a 40 m3ar/kgDBOaplicada. Tabela 4.11 - Taxas de aeração para tratamento secundário em BFs ascendentes e descendentes Taxa de aeração (Nm3/kg aplicado) DQO DBO5 Tipo de BFs (*) Observações Nível de tratamento Referência 20 D Sobre toda a ETE Secundário KLEIBER et al. 1993 32 D Sobre toda a ETE Secundário c/ 50% nitrificação ROGALLA et al. 1991 20 D No BFs (efic.=7,7% e 1,5 mgO2/L) Secundário STENSEL et al. 1988 56 D Sobre toda a ETE Secundário c/ nitrificação parcial CONDREN, 1990 35 A UASB + BFs Secundário DAL’ COL et al. 2001 (*) D = descendente, A = ascendente 4.6.5.4 Resumo dos critérios e parâmetros de projeto Os principais critérios e parâmetros utilizados para dimensionamento de ETEs associando reatores UASB e biofiltros aerados submersos do tipo BFs encontram-se na Tabela 4.12. Tabela 4.12 - Resumo do parâmetros de dimensionamento de ETEs do tipo UASB + BFs Parâmetro Reator UASB BFs Reator UASB + BFs Carga orgânica volumétrica (g DBO/m3.dia) 0,85 a 1,2 3,0 a 4,0 - Carga orgânica superficial (g DQO/m2.dia) 15,0 a 18,0 55 a 80 - Eficiência de remoção de DBO (%) 65 a 75 60 a 75 85 a 95 Eficiência de remoção de SS (%) 65 a 75 60 a 75 85 a 95 Eficiência de remoção de DQO (%) 60 a 70 55 a 65 80 a 90 Taxa de aeração (Nm3/kgDBOremovida) - 25 a 40 - Produção de lodo (kgST/kgDQOremovida) 0,15 a 0,20 0,25 a 0,40 - Teor de SV no lodo (% SV/ST) 0,50 a 0,60 0,55 a 0,80 - Eficiência de digestão do lodo aeróbio no UASB (% SV) 0,15 a 0,25 - - 45 Tabela 4.13 - Etapas componentes de uma operação de lavagem do BF Etapa Tempo (min) Objetivo Ações necessárias 1 2 interrupção do funcionamento cortar alimentação de esgoto e de ar (fechar as válvulas) 2 2 descarga intensa da fase líquida, sob taxas > 20 m3/m2.h abrir o registro de fundo do BF durante 2 minutos. 3 0,5 interrupção da descarga da fase líquida fechar o registro de fundo do BF. 4 2 aeração intensa, sob taxa superior a 50 m3/m2.h abrir o registro na rede de aeração do BF. 5 0,5 interrupção da aeração intensa fechar o registro na rede de aeração do BF. 6 15 repetir etapas 2, 3, 4 e 5, ordenadamente, mais 3 vezes. obedecer a sequência das ações descritas para cada etapa em questão. 7 1 reiniciar a operação do BF reiniciar alimentação do BF com esgoto e ar (abrir as válvulas). Tempo = 23 minutos Fonte: SANEVIX Enga Ltda (2000) - Manual de operação de ETEs do tipo UASB + BFs A tabela 4.14 resume os principais problemas e as possíveis soluções a serem adotadas por ocasião da operação de BFs com leito granular composto por pedras. 46 Tabela 4.14 - principais problemas e as possíveis soluções a serem adotadas por ocasião da operação de BFs com leito granular composto por pedras Problemas Possíveis causas Possíveis soluções − Perda de biofilme / deficiência da lavagem − Lavagens prolongadas do BF, lavar com mais frequência, aumentar cargas hidráulicas de ar e água durante lavagem − Perda de biofilme / toxicidade − Localizar e eliminar as fontes de emissão de compostos tóxicos Elevadas concentrações de sólidos suspensos no efluente − Elevadas concentrações de sólidos suspensos no afluente − Avaliar possibilidade de remoção de sólidos a montante do reator − Sobrecarga orgânica ou hidráulica − Localizar e eliminar as fontes de contribuição de matéria orgânica em excesso ou reduzir cargas, mediante diminuição da vazão afluente − Lavagem deficiente − Lavagens prolongadas do BF, lavar com mais frequência, aumentar cargas hidráulicas de ar e água durante lavagem − Distribuição de ar deficiente − Avaliar funcionamento do sistema de distribuição de ar (possível entupimento) Aumento excessivo da perda de carga hidráulica − Aeração em excesso − Reduzir taxa de aeração − Sobrecarga orgânica, elevadas concentrações de matéria orgânica no afluente − Localizar e eliminar as fontes de contribuição de matéria orgânica em excesso ou reduzir cargas, mediante diminuição da vazão afluente − Sobrecarga hidráulica, picos de vazões afluentes − Limitar vazões afluentes ao reator ou equalizar vazões em indústrias − Presença de compostos tóxicos no esgoto − Localizar e eliminar as fontes de emissão de compostos tóxicos Baixa eficiência na remoção de matéria orgânica (DBO, DQO e SS) − Baixas temperaturas do esgoto − Avaliar a possibilidade de cobrir o reator Fonte: SANEVIX Enga Ltda (2000) - Manual de operação de ETEs do tipo UASB + BFs 47 4.6.6 Exemplos de dimensionamento Dimensionar biofiltros aerados submersos (BFs e FBAS) para o pós-tratamento dos efluentes provenientes de reatores UASB, sendo observados os mesmos elementos de projeto do filtro biológico percolador (item 4.4.4) e do Biodisco (item 4.5.7). a) Dados População: P = 50.000 hab Vazão afluente média: Qméd = 7.944 m 3/d Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 9.144 m 3/d Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 12.744 m 3/d Carga orgânica afluente ao reator UASB, em termos de DQO: COa-UASB = 5.000 kgDQO/d Carga orgânica afluente ao reator UASB, em termos de DBO: COa-UASB = 2.500 kgDBO/d Carga de SST afluente ao reator UASB: COa-UASB = 3.000 kgSST/d Concentração média de DQO afluente ao reator UASB: Sa-UASB = 629 mgDQO/L Concentração média de DBO afluente ao reator UASB: Sa-UASB = 315 mgDBO/L Concentração média de SST afluente ao reator UASB: SSTa-UASB = 378 mg/L Eficiência de remoção de DQO esperada para o reator UASB: 65% Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DQO: COe-UASB = 1.750 kgDQO/d Carga orgânica efluente do reator UASB, em termos de DBO: COe-UASB = 750 kgDBO/d Carga de SST efluente do reator UASB: COe-UASB = 900 kgSST/d Coeficiente de produção de lodo no BFs e no FBAS: Y = 0,75 kgSST/kgDBOremov Concentração esperada para o lodo de descarte do decantador secundário: C = 1% Densidade do lodo: γ = 1.020 kgSST/m3 b) Alternativas a serem consideradas A. Uso de reator UASB seguido de BFs (leito de pedras) B. Uso de Reator UASB seguido de FBAS (leito de pedras). C. Uso de Reator UASB seguido de FBPAs com recheio de peças de plástico. c) Alternativa A: Pré-dimensionamento dos BFs (leito de pedras) Serão utilizados biofiltros aerados submersos, com fluxo ascendente, e enchimento de pedras com porosidade de aproximadamente 40% e a seguinte disposição: 1ª camada = 30 cm de brita 3 2ª camada = 30 cm de brita 2 3ª camada = 40 cm de brita 1 4ª camada = 100 cm de brita 0 O efluente final apresentará as seguintes características: DBO < 30 mg/L, DQO < 90 mg/L e SS < 30 mg/L Volume de BFs De acordo com a tabela 4.12, aplicando-se uma Cv = 4,0 KgDBO/m³.d, tem-se: V = COe-UASB / Cv = (750 kgDBO/d) / (4,0 kgDBO/m 3.d) V = 187,5 m³ Área dos BFs Considerando uma altura de leito filtrante de 2,0 metros: 50 - produção total, incluindo o lodo secundário retornado aos reatores UASB, considerando-se 20% de redução do lodo volátil: Plodo = 700 kgSS/d + (563 – 0,20 x 422) = 1.179 kgSS/d e) Alternativa C: Pré-dimensionamento dos FBAS com recheio de peças de plástico Serão utilizados filtros biológicos aeróbios submersos, com fluxo ascendente, com enchimento de peças de plástico dispostas aleatoriamente, com área superficial específica de cerca 130 m2/m3 e 95% de vazios. Adotar carga orgânica superficial (Cs) Para DBO efluente < 30 mg/L, será utilizada uma Cs de 14 gDBO/m2.d (0,014 kgDBO/m2.d) Cálculo da carga orgânica volumétrica (Cv) Cv = área superficial específica do meio de enchimento x Cs = 130 m2/m3 x 0,014 kgDBO/m2.d Cv = 1,8 kgDBO/m3.d. Cálculo do volume do FBAS (V) V = COe-UASB / Cv = (750 kgDBO/d) / (1,8 kgDBO/m 3.d) V = 417 m3 Área do FBAS Considerando uma altura de leito de pedras de 3,0 metros: A = V / h = (417 m3) / (3 m) A = 139 m² Serão utilizadas 2 unidades de 72 m2 cada, com 8,5 m x 8,5 m (VT = 434 m 3 de enchimento), ou 2 unidades circulares de 9,5 m de diâmetro cada. - altura da câmara de entrada = 0,8 m - altura de água sobre o material de enchimento = 0,5 m - altura útil total = 4,3 m. Demanda de ar (sem nitrificação) Necessidade de ar para aeração e sistema de fornecimento de ar: idêntico à Alternativa B Decantadores Secundários Idênticos à alternativa B Produção de lodo Idêntico à alternativa B Lodo para desaguamento Idêntico à alternativa B 51 4.7 REATORES DE LEITO FLUIDIZADO OU EXPANDIDO 4.7.1 Introdução Tendo em vista a similaridade de concepção e operação dos reatores de leito fluidizado (também denominados de leito fluidificado) ou expandido (fluidificação parcial), e incluindo o próprio histórico de seus desenvolvimentos, serão apresentados os itens a seguir sem distinção entre aeróbio e anaeróbio. Uma breve descrição adicional será apresentada no setor relativo a reatores anaeróbios, para os reatores tipo EGSB (leito de lodo granular expandido) e IC (recirculação interna), devido as algumas de suas especificidades tipicamente anaeróbias. Os reatores biológicos de leito fluidizado ou de leito expandido representam uma inovação na tecnologia de tratamento de esgotos. A imobilização dos microrganismos em pequenos suportes inertes, formando os biofilmes, permite: • reter uma grande concentração de biomassa no seu interior, devido à maior área superficial; • melhorar o contato da biomassa com o substrato; • operar com tempos de detenção hidráulica reduzidos; • melhorar a eficiência na remoção da carga orgânica; • diminuir a produção do lodo; • reduzir a área necessária para as reações biológicas. A fluidização supera problemas de operação, como colmatação do leito e queda de pressão, que podem ocorrer em outros tipos de reatores. A sua aplicação ao tratamento de esgotos passou a ter um grande desenvolvimento a partir da década de 70, principalmente na Inglaterra e nos Estados Unidos. Um dos eventos reportados como marcante para o desenvolvimento desse reator é atribuído à conferência na cidade de Manchester em 1980, organizada em conjunto pela universidade local e o Water Research Center (Stevenage), os quais eram os centros de pesquisa que vinham conduzindo experimentos há alguns anos até então. Nesta ocasião, o reator de leito fluidizado foi considerado como o desenvolvimento mais significativo no tratamento de esgotos, nos últimos cinquenta anos passados. Os reatores químicos de leito fluidizado já vinham sendo empregados desde a década de 30 e tiveram um desenvolvimento maior a partir do entendimento da cinética do processo, ao passo que os reatores biológicos tiveram semelhante desenvolvimento somente a partir da década de 40. A década de 50 foi marcada pelo melhor entendimento da hidrodinâmica nesses reatores. Os avanços, entretanto, estavam mais relacionados com o setor ligado à indústria de purificação de água, através do seu uso em clarificadores ou sedimentadores e em unidades de abrandamento da água. Para o tratamento de água, com fins de saúde pública, era importante a remoção de amônia e nitrato. Para tanto, o processo se desenvolveu, na Inglaterra, através do emprego de reatores biológicos de leito fluidizado. Um dos primeiros usos desses reatores nos Estados Unidos foi na década de 70 (JERIS et al., 1981). Três unidades piloto para vazões de 132 a 264 m3/dia foram operadas com sucesso para o tratamento de esgotos domésticos no condado de Nassau, Nova York. As unidades foram instaladas para a remoção da DBO carbonácea, para nitrificação e desnitrificação, e operadas com um valor de Θh total de menos de uma hora. No início dos anos 80, em função dos resultados em outra unidade 52 piloto, foi projetada uma estação em escala real, com reator de leito fluidizado aeróbio, com capacidade para 265 000 m3/dia, no mesmo local. SWITZENBAUM (1982) creditou a Cooper e Wheeldon, como uns dos primeiros responsáveis pelo renovado interesse pelo uso desses reatores, com o objetivo de tratamento de esgotos. O seu uso na época tinha sido voltado para a desnitrificação, para a oxidação aeróbia de matéria orgânica, para a nitrificação e para a fermentação anaeróbia. O próprio Switzenbaum, juntamente com Jewell e outros, foram alguns dos pioneiros no desenvolvimento de reatores anaeróbios de leito fluidizado e expandido para o tratamento de esgotos domésticos. No Brasil, CAMPOS e AKUTSU (1984) iniciaram estudos em escala piloto com um reator de leito fluidizado anaeróbio no tratamento de despejos líquidos de indústrias de conservas, mostrando a viabilidade técnica do seu emprego para efluentes de indústrias agro-alimentares. De acordo com IZA (1991), o desenvolvimento desses reatores em escala real e a nível industrial, envolve muitos equipamentos e acessórios patenteados. De qualquer maneira, reconhece-se que hoje já existem muitas aplicações, a maioria operada em condições aeróbias (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Encontram-se em operação, atualmente na França, cerca de quinze estações de tratamento (com população equivalente de 15.000 a 200.000 habitantes), como, por exemplo, a estação localizada em Sahurs, próxima a cidade de Rouen, que combina dois reatores de biomassa fixa em suporte móvel, um anaeróbio (para desnitrificação) e outro aeróbio (remoção do carbono e nitrificação). Esta ETE necessita de apenas 70 m2 de área para tratar uma vazão afluente de 180 m3/dia, produzindo um efluente dentro dos padrões de lançamento estipulados pela Legislação da Europa (MARIET, 1997). Cerca de 40 unidades operam no Japão, onde o processo é utilizado para tratamento de despejos industriais, preferencialmente. TANAKA et al. (2001) apresentam estudos com leitos fluidizados, em escala piloto, para remoção em contínuo de algas do Lago Kasumigaura . Na América do Norte, há cerca de uma dezena destas estações de tratamento (HOLST et al., 1997), tendo sidos os leitos fluidizados trifásicos os escolhidos para ampliação de uma série de ETEs na baía do rio Hudson, em Nova York (SEMONO et al., 1997 e ADAMSKI et al., 1999). No Brasil, sua aplicação encontra-se ainda em nível de pesquisas (DISTLER et al., 1995; BERGAMASCO et al., 1997; WOLFF et al., 1998; SILVA et al., 1999; HEIN DE CAMPOS, 2001). Porém, sabe-se que na cidade de Betim, situada a 25 km ao sul de Belo Horizonte, a FIAT, um dos maiores fabricantes de automóveis do país, possui um sistema de tratamento onde destaca-se a maior instalação de leitos fluidizados aeróbios do mundo, com duas séries de 4 reatores (sendo 1 de reserva), cada um com 8 m de altura, seção transversal de 35 m2 e volume de 1400 m3. O meio suporte utilizado é a areia. Uma das séries (linha 1) trata uma carga de 3.900 kg DQO/dia. A outra série (linha 2) trata uma carga de 2.600 kg DQO/dia. As duas séries produzem efluentes com menos de 90 mg DQO solúvel/L, estando dentro dos padrões de lançamento. Outro exemplo instalado é o reator de leito fluidizado de pequena escala, com 12 metros de altura, do Campus da USP em São Carlos (SP), para o tratamento de esgotos domésticos (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Algumas aplicações em escala real de reatores anaeróbios são voltadas para o tratamento de efluentes industriais de cervejarias, álcool, vinagre e fermento (IZA, 1991). Na Suécia, BOSANDER e WESTLUND (1999) relatam a utilização de 4 reatores de leito fluidizado para desnitrificação, com volume unitário de 230 m3 e área de 38,5 m2, operando em paralelo. Tratando uma carga de 2.600 kg N-NO3 /dia (vazão de 6000 m 3/dia), obtém-se uma taxa de redução de 1,7 kg N-NO3/m 3. dia. 55 configuração de reator, problemas como entupimentos, zonas mortas, fluxos preferenciais e curto- circuitos hidráulicos, comuns em reatores de leito fixo ou estacionário, podem ser superados. Se os dispositivos de retenção de lodo forem adequados, uma das vantagens características desses reatores é o menor tempo de detenção hidráulica necessário, uma vez que o contato é mais favorecido pela hidrodinâmica própria. Consequentemente, o volume do reator pode ser reduzido. O melhor contato, aliado com as melhores propriedades de transferência de massa, típico nesses reatores, são essenciais para efluentes diluídos, com menores concentrações de substrato disponíveis, favorecendo, portanto, a indicação desses reatores para o pós-tratamento, para a remoção de DQO remanescente em etapas anteriores. O melhor contato ainda é considerado essencial para um eficiente desempenho, em caso de operação de reatores biológicos em temperaturas mais baixas. Como em geral se obtém um elevada concentração de biomassa ativa nesses reatores, altas cargas orgânicas podem ser aplicadas. A característica de reator com maior altura, para um mesmo volume, significa menor área da base, o que pode ser interessante para a sua aplicabilidade em muitos casos, quando a disponibilidade de terreno for um fator limitante para a construção. Outra aplicabilidade potencial para esses reatores, de uma maneira combinada entre si ou com outros tipos de configurações, aeróbias e anaeróbias, seria para a remoção, com reatores em série, da matéria orgânica e de nitrogênio. A aplicação se estende para o tratamento ou pós-tratamento de efluentes de várias naturezas, com concentrações entre menos de 100 até 2000 mg/L de DQO ou mais. As cargas orgânicas que podem aplicadas em reatores de escala real têm sido relatadas entre 30 a 60 kg DQO/ m3.dia. Além da baixa produção de lodo, para cargas orgânicas aplicadas superiores àquelas dos processos convencionais, os leitos fluidizados podem também dispensar a etapa de clarificação secundária, quando bem operados, como relata ROVATTI et al. (1995). Algumas desvantagens associadas a esses tipos de reatores se referem ao maior custo de energia, devido à necessidade, em geral, de bombeamento do afluente e do efluente recirculado, para manter um grande fluxo ascensional do líquido, além da maior dificuldade no seu controle operacional, que requer maiores cuidados e pessoal mais qualificado, como relatam BOSANDER e WESTLUND (1999). 4.7.3 Considerações para Projeto 4.7.3.1 Considerações gerais Os reatores de leito fluidizado são fonte de estudo em relação à sua operação em grande escala, pois podem apresentar problemas de alimentação e distribuição das fases líquida e gasosa na base do reator. Para melhor compreender esse processo biológico, é necessário o conhecimento de alguns aspectos sobre a adesão microbiana, a formação do biofilme e seu desenvolvimento em suportes sólidos. É de grande interesse o conhecimento dos fatores que afetam a concentração da biomassa nesses reatores, uma vez que o aumento desta concentração permite reduzir o tamanho das instalações. O estudo de reatores fluidizados e expandidos até o presente ainda se tem restringido mais a unidades em escala de laboratório ou piloto, havendo algumas aplicações práticas, com uso desses reatores, em escala real, principalmente para tratamento de efluentes industriais. Apesar das reconhecidas vantagens relacionadas com o processo em si, atribui-se a falta de maior aplicação, na prática, às dificuldades inerentes aos aspectos de controle operacional. Entretanto, apesar desses fatores, e devido às suas potencialidades, algumas considerações podem ser estabelecidas visando o projeto desse tipo de reator. 56 Em termos de projeto, as considerações que podem ser seguidas ou recomendadas, para o caso de leitos fluidizados ou expandidos, são: • seleção do material suporte e suas dimensões; • (seleção do grau de expansão do leito e cálculo da velocidade ascensional; • cálculo das dimensões do reator (altura e diâmetro) e dos equipamentos necessários; • avaliação do efeito causado pelo crescimento bacteriano nas partículas de suporte (biofilme); • efeito da produção de biogás (para reator anaeróbio) ou da injeção de oxigênio (para reator aeróbio). Para se ter uma certa segurança para projeto, idealmente seria aconselhável a obtenção de dados cinéticos e hidráulicos de estudos anteriores em escala reduzida, sejam próprios ou de literatura, com o efluente a ser tratado. Estudos prévios permitem uma melhor avaliação das características do efluente e dos parâmetros cinéticos em situação próxima do real, bem como do tempo de detenção hidráulica necessário, que resultaria em uma operação confiável do reator. 4.7.3.2 Seleção do material de suporte Na seleção do material de suporte para a aderência dos microrganismos em reatores de leito fluidizado ou expandido, vários são os aspectos a serem considerados para o dimensionamento do reator e equipamentos, que influenciarão, tanto no processo biológico, como na operação do sistema. Além das diversas características físicas e químicas a serem consideradas para o material, o custo é um fator importante. Dependendo da aplicação, o material pode ser específico, influenciando significativamente na economia do sistema. Alguns materiais que podem ser utilizados são: areia, carvão ativado granular, poliuretano, bentonita, terra diatomácea, sepiolita, PVC, poliamida (CAMPOS e PEREIRA, 1999; IZA, 1991). As seguintes características físicas devem ser consideradas para o material de suporte: tamanho, forma, densidade, resistência e rugosidade. Segundo OGER (1984) o material suporte deve preferencialmente: • caracterizar-se por um estado de superfície essencialmente poroso, permitindo uma melhor aderência da biomassa; • apresentar superfície específica a maior possível; • permitir a adsorção das substâncias a serem degradadas, dos subprodutos resultantes da degradação e das enzimas extracelulares produzidas pelos microrganismos; • apresentar uma boa resistência mecânica; • possuir o tamanho ideal para as condições de funcionamento do reator. Em 1985, a empresa francesa Lyonnaise des Eaux, citada em COSTA (1989), apresentou as características exigidas para um material suporte: • o tamanho efetivo deve ser da ordem de 100 a 400 µm, para permitir maior superfície de adesão por volume de reator; • a densidade deve ser ligeiramente superior à da água, de modo que as biopartículas permaneçam no interior do reator; • os materiais muito lisos devem ser evitados; 57 • as partículas devem ser resistentes ao atrito; • o tamanho das partículas deve ser o mais uniforme possível (coeficiente de uniformidade < 1,5), para evitar problemas de segregação com a expansão do leito; • o material não deve ser solúvel ou biodegradável no líquido a ser tratado; o valor do teste de “perda em ácido” deve ser inferior a 2%. O tamanho influencia na disponibilidade de área superficial para a aderência do microrganismos, e também nas características de expansão ou fluidização e, em última instância, na transferência de massa. Quanto maior o diâmetro, menor a superfície específica e, dependendo do tipo de material, maior a velocidade ascensional, para obter-se a expansão ou fluidização desejada, consequentemente, maior o consumo de energia. Daí porque em geral se recomenda o uso de partículas de menores dimensões, entre 0,1 e 0,7 mm (IZA, 1991). Com partículas menores, o controle é mais difícil. A faixa do tamanho das partículas também não deve ser muito ampla, pelo mesmo motivo, embora comercialmente seja mais disponível e mais barato. Partículas de areia de tamanho médio de 0,2 mm foram utilizadas em experimentos anteriores em escala piloto (CAMPOS e PEREIRA, 1999). Partículas de materiais poliméricos sintéticos, com tamanhos entre 2 e 3 mm (PVC, poliestireno, resinas) e materiais naturais de 0,37 mm (quitina), também foram utilizadas com sucesso (TAVARES, 1992). Nos modelos matemáticos para esses reatores, em geral se consideram as partículas esféricas, ou corrigidas com um fator de esfericidade, definido como a relação entre a área superficial de uma esfera de igual volume e a área superficial da partícula real. Um valor típico para esse fator é 0,75 (IZA, 1991). Com o desenvolvimento de biofilme na superfície, assume-se, embora apenas aproximado, que a película se distribuirá uniformemente ao redor da partícula, com igual espessura e de forma esférica. A densidade da partícula influencia na hidrodinâmica do leito e também no consumo de energia. Em geral, o material das partículas é poroso, sendo preenchido pelo líquido e pelos microrganismos, reduzindo a densidade original. Quanto mais próximo o valor da densidade da partícula colonizada com o da densidade do líquido (em geral próximo de 1000 kg/m3), o controle operacional ou hidrodinâmico fica mais difícil, uma vez que, experimentalmente, pode ser comprovado que as velocidades ascensionais necessárias para diferentes graus de expansão do leito, são bem próximas. As partículas poliméricas de dimensões entre 1 e 7 mm têm a grande vantagem de serem mais leves, com densidade próxima à do despejo, exigindo menores taxas de recirculação do efluente para fluidização do leito, e, consequentemente, menor consumo energético. Os estudos em escala piloto desenvolvidos por diversos pesquisadores têm atestado sua eficácia (TAVARES et al., 1994; WOLFF et al., 1998; HAIBO et al., 1999; HEIN DE CAMPOS, 2001). Devido às características hidrodinâmicas desse tipo de reator, as partículas estarão sujeitas a um movimento contínuo e vigoroso no meio do leito, havendo choques entre si e com as paredes do reator. Desse modo, a sua resistência à abrasão e aos esforços cortantes deve ser avaliada, para que não ocorram quebras e formação de diminutas partículas, com diferentes características de expansão ou fluidização, podendo provocar a sua perda junto com o efluente, tornando, portanto, mais difícil o controle operacional do processo. A rugosidade da superfície da partícula é importante na fase inicial da colonização, para que a aderência e fixação dos microrganismos seja viabilizada e mantida, tendo em vista os choques entre as partículas ou as forças de cisalhamento provocadas pelo líquido. As superfícies mais rugosas são indicadas por causa da melhor aderência dos microrganismos em micro-poros, que, de certa forma, minimizam os efeitos dos choques e esforços do meio líquido. É importante o conhecimento e a 60 HEATH et al. (1990) apresentaram um modo simplificado para cálculo do volume de reatores de biofilmes, determinando J, através de curvas padrão, e relacionando com o consumo de substrato. Para os leitos trifásicos, de regime de fluxo turbulento (mistura completa), utiliza-se diretamente as curvas, em função de parâmetros cinéticos determinados previamente. Para os leitos fluidizados bifásicos, faz-se um cálculo iterativo para diferentes módulos do reator, considerando-se o regime de fluxo pistão, variando-se a concentração do efluente (S) para cada trecho considerado. A idade do lodo (θc) é o inverso do coeficiente específico de desprendimento do biofilme (bs), este definido por RITTMANN (1982) através da Equação 4.8: x ea M XQ bs × = (4.8) na qual: bs: coeficiente específico de desprendimento do biofilme (d-1) Qa: vazão afluente, sem recirculação (m 3/d) Xe: concentração da biomassa no efluente (kg/m 3) Mx : massa total de biofilme no interior do reator (kg) A concentração Xe pode ser determinada em termos de sólidos totais em suspensão (SST) ou de proteínas no efluente (PN susp). A produção específica de lodo (Y) é definida pela quantidade de biomassa produzida (Xe) e perdida na fase líquida, expressa em termos de SST ou PN susp, em relação à quantidade de substrato consumido (DBO5 ou DQO), determinada pela Equação 4.9. cons e S X Y = (4.9) na qual: Y: produção específica de lodo (kg/kg) Na prática, porém, utilizam-se critérios empíricos para o dimensionamento dos reatores, tais como: a carga orgânica volumétrica (kgDBO/m³.d), a carga superficial (kgDBO/m².d), o tempo de detenção hidráulica (TDH) e a carga hidráulica (m³/m².h). No entanto, os valores utilizados são baseados em situações particulares e não devem ser estendidos a todos os casos. 4.7.3.5 Sistema de distribuição do afluente O sistema de distribuição do afluente é um ponto chave em reatores desse tipo, influenciando diretamente no desempenho e comportamento do leito de lodo. Muitos reatores industriais possuem patentes no tocante aos detalhes desses sistemas. Para reatores de pequenos diâmetros, em geral se empregam tubos que conduzem o afluente do topo para baixo, de modo que o fluxo do líquido seja ascendente. Para o caso de reatores de maior porte, o uso comum é de um sistema de distribuição com tubulações dispostas no fundo formando uma rede, com peças distribuidoras nas extremidades direcionadas para o fundo, com o objetivo de provocar jatos com alta turbulência. Esta turbulência evita zonas mortas e induz a necessária agitação no leito para a mistura e contato entre os substratos 61 e os microrganismos. Deverá ser considerada a perda de carga no sistema de distribuição, tendo em vista a economia da operação, em termos de consumo de energia. 4.7.3.6 Sistema de bombeamento O bombeamento, além da influência direta na hidrodinâmica do reator, é importante em função dos custos operacionais. Isso implica em tentar reduzir, ao mínimo possível, a recirculação do efluente. Por outro lado, dois fatores devem ser considerados: o fator de diluição do afluente e o fator de recirculação necessário, para manter as condições hidrodinâmicas previstas em projeto. O compromisso com ambos os fatores pode ser traduzido pela relação entre a altura e o diâmetro do reator. Essa relação é importante porque influencia na taxa de recirculação necessária para manter a velocidade superficial e o grau de expansão e homogeneização desejados. Um panorama da interrelação entre esses fatores pode ser visualizado na Tabela 4.15. Tabela 4.15 - Interrelação entre alguns fatores de projeto e operação com a geometria do reator Relação H/D (altura/diâmetro) Diluição Bombeamento Distribuição Custo Área da base Alta Alta Menor Fácil Maior Pequena Baixa Baixa Maior Difícil Menor Grande Fonte: IZA (1991) A conexão entre o afluente e a recirculação também é um outro aspecto a ser considerado. Em geral, a vazão de recirculação, dependendo da geometria adotada, pode ser várias vezes maior que a do afluente. Neste caso, recomenda-se a conexão do afluente antes da bomba da recirculação, o que pode economizar energia em função da menor pressão, maior facilidade operacional para manter a expansão do leito de lodo, além de flexibilidade, no caso de sobrecargas hidráulicas. Outra alternativa pode ser também o bombeamento em linhas separadas, para dentro do reator, de afluente e de recirculação. A linha de recirculação pode ter origem em dois pontos do reator, uma no topo em derivação da linha do efluente descarregado, ou na parte inferior da zona de sedimentação, o que resultaria em menor velocidade nessa região. Uma recomendação para evitar a excessiva abrasão nos equipamentos de bombeamento, devido ao possível carreamento de partículas sólidas do leito para a recirculação, seria o uso de um dispositivo na própria linha para a sua retenção. Os valores das taxas de recirculação citados têm sido muito variáveis, entre 0,5 a 100 (CAMPOS e PEREIRA, 1999). A taxa de recirculação também pode ser determinada em função de necessidades do processo biológico aeróbio, de modo a garantir que o oxigênio não seja fator limitante ao processo. Assim, SHIEH e KEENAN (1986), consideraram que 1,0 kg de O2 era necessário para a remoção de 1 kg de DBO5 e que 4,3 kg de O2 eram necessários para a produção de 1,0 kg de NO3 - - N. 4.7.3.7 Separador gás-líquido-sólido Nos reatores de leito fluidizado ou expandido anaeróbios, pelas características próprias de sistemas de altas taxas de aplicação de cargas orgânicas e pela geometria, que usualmente propicia altas taxas hidráulicas, resulta em consequência, em alta produção de biogás. Considerando o requisito de se manter a biomassa retida, há, portanto, a necessidade de um eficiente sistema de separação dos gases 62 e de retenção dos sólidos. No caso de reatores aeróbios, a injeção de ar ou oxigênio também contribui para a formação de bolhas que ascendem ao topo do reator, que se assemelha muitas vezes à superfície de um recipiente com água fervente borbulhante. Portanto, o dispositivo de separação entre as fases, seja o reator aeróbio ou anaeróbio, deve ser adequado para as condições de alta taxa. Adicionalmente, no caso de efluentes contendo compostos surfactantes, pode-se provocar a formação de grande quantidade de espumas e escuma. Neste caso, poderá haver alguns problemas de entupimento das tubulações de retirada de gases ou da recirculação do efluente, ocasionalmente conduzindo também à deterioração da qualidade do efluente. Consequentemente, algum dispositivo, como jato de água para quebra de espuma ou o uso de agentes anti-espumante, pode ser recomendado. 4.7.4 Aspectos Construtivos de Reatores de Leito Fluidizado ou Expandido Em função das características geométricas do reator, de considerável altura e base menor, esta última deve naturalmente se apresentar suficientemente sólida, devido à maior carga estrutural por unidade de área. Por uma questão de flexibilidade operacional e de implantação, deve-se, sempre que possível, prever a modulação. Ainda em termos de implantação, para o caso de reatores pré- fabricados, deve-se prever o transporte que usualmente será o rodoviário. Consequentemente, poderá haver limitação em termos de altura do reator e peso, além das outras dimensões. Os reatores também poderão ser pré-fabricados em partes e montados no local. Os materiais mais comumente indicados para a construção desse reator têm sido o concreto, a chapa metálica e a fibra de vidro (CAMPOS e PEREIRA,1999). Para os dois primeiros, devido à possível formação de alguns compostos corrosivos, recomenda-se o revestimento interno especial para a proteção das paredes. O uso de reatores pré-fabricados implica necessariamente no uso de guindaste ou equipamentos similares para o içamento e acoplamento das partes, uma vez que a altura será considerável. Há ainda a possibilidade de uso combinado de materiais, tendo-se como exemplo o uso de fibra de vidro para a construção de separadores gás-líquido-sólido em reatores de concreto. Na Tabela 4.16 é apresentado um sumário comparativo de uso dos 3 materiais mais comuns para esse tipo de reator, de acordo com CAMPOS e PEREIRA (1999). Tabela 4.16 - Aspectos construtivos comparativos com uso de 3 materiais para reator fluidizado ou expandido Aspectos construtivos Material Chapa metálica Fibra de vidro Concreto Revestimento especial Necessário Não necessário Necessário Limitação de dimensões Sim Muito Não Peso Médio Menor Maior Fundação Requer atenção Requer atenção Requer muita atenção Fabricação em série Sim Sim Sim Disponibilidade de reator com dimensões para a vazão de projeto Nem sempre Nem sempre Sempre Custo de construção ou fabricação somente do reator Médio Maior Menor Içamento Necessário Necessário Não necessário 65 anaeróbios de leito expandido: o uso intencional do biogás produzido para auxiliar e melhorar o grau de agitação interna. A influência do gás na hidrodinâmica daqueles reatores tem sido reportada como possivelmente mais importante que a própria agitação provocada hidraulicamente, em função da velocidade ascensional do líquido. Já há similar aeróbio (patenteado), com uso de material suporte inerte para a aderência da biomassa, usado em tratamento de efluente de cervejaria. O reator IC se caracteriza pelo uso do biogás formado e que se acumula na parte superior em tanque apropriado e pressurizado, que força a circulação interna do líquido e de lodo, após atingir determinado nível de pressão. A retirada do gás em excesso é controlada, ocorrendo após acumulação limite. Em geral o reator IC possui duas zonas distintas, uma inferior formada pelo leito de lodo granular que se mantém em constante agitação e expansão, em função da vazão afluente e do líquido recirculado internamente, este através de tubulação central conectado ao tanque de gás. Considera-se que nesta zona a agitação se aproxima do regime de mistura completa. A segunda é a zona superior, separada da primeira por dispositivos que forçam a passagem ascensional do líquido, porém retém a maior parte do lodo na zona inferior de grande turbulência. Essas características o indicam para o uso em tratamento de efluentes diluídos, que requerem alto grau de contato, portanto, também para o pós-tratamento. Apesar das reconhecidas vantagens hidrodinâmicas e eficiência de tratamento, esses reatores requerem uma operação mais cuidadosa e pessoal mais treinado e experiente. 66 4.8 FILTROS ANAERÓBIOS 4.8.1 Introdução Os filtros anaeróbios são utilizados para tratamento de esgotos pelo menos desde a década de 1950, mas constituem ainda uma tecnologia em franco desenvolvimento. A busca de alternativas para o material de enchimento, que é responsável pela maior parcela dos custos e pelo volume, e o aperfeiçoamento de detalhes construtivos, incluindo o sentido do fluxo e a facilidade de remoção do lodo de excesso, são os aspectos que merecem maior atenção no desenvolvimento tecnológico dos filtros anaeróbios. Porem, o fato de ser uma tecnologia ainda em desenvolvimento não impede a aplicação dos filtros anaeróbios em escala real, com grande sucesso e ótimos resultados. No Brasil, o filtro anaeróbio tornou-se mais popular a partir de 1982, quando a NBR 7229, "Construção e Instalação de Fossas Sépticas e Disposição dos Efluentes Finais", da ABNT, incorporou diretrizes básicas para o projeto e construção dos filtros anaeróbios, incentivando o seu uso associado aos tanques sépticos, como unidade de pós-tratamento dos efluentes. O filtro da NBR-7229/82 causou vários problemas operacionais, principalmente quando o projeto não previa a remoção do lodo acumulado na pequena câmara inferior de entrada. Contudo, teve o mérito de difundir a alternativa e provocar sua evolução tecnológica. A nova norma da ABNT sobre pós-tratamento de efluentes de tanques sépticos (NBR 13969, setembro de 1997), também trata apenas de filtros ascendentes e é ainda bastante limitada no emprego de filtros anaeróbios para tratamento de esgotos. Mesmo assim, oferece uma contribuição para o aperfeiçoamento, a difusão e o incentivo ao uso de filtros anaeróbios. Evidentemente, o filtro anaeróbio não se presta apenas para pós-tratamento dos efluentes de pequenos tanques sépticos. Mais recentemente, os filtros anaeróbios vêm sendo aplicados no Brasil para pós-tratamento (polimento) de efluentes de grandes decanto-digestores e de reatores anaeróbios de manta de lodo, com vazões de até mais de 40 L/s. No âmbito do PROSAB, três instituições distintas estudam filtros anaeróbios. Na UNICAMP, vêm sendo realizadas pesquisas, em escala piloto, utilizando gomos de bambu (Bambusa tuldoides) de aproximadamente 4,0 cm de diâmetro e altura, inteiros e partidos em bandas, como enchimento de filtros anaeróbios de fluxo ascendente, com bons resultados. O bambu mantém as suas características iniciais, sem alterações aparentes, indicando que sua vida útil pode ser bem longa. Revelou-se um meio bastante interessante devido ao seu baixo custo, durabilidade, grande volume de vazios, grande área superficial específica e baixo peso, além do seu bom desempenho. Na UFMG, foi utilizado, como meio suporte de um filtro anaeróbio de fluxo ascendente piloto, um rejeito industrial obtido em siderúrgicas no processo de redução do minério de ferro: escória de alto- forno, tipo ácida, com granulometria selecionada entre 50 e 76 mm. Os resultados obtidos indicaram que os filtros anaeróbios foram capazes de complementar satisfatoriamente a redução de material orgânico particulado e dissolvido presente no esgoto afluente ao filtro (efluente de um reator UASB), produzindo um efluente final com concentrações médias de DQO, DBO E SST usualmente abaixo de 120 mgDQO/L, 60 mgDBO/L e 30 mgSST/L. Além da boa eficiência obtida no processo de tratamento, deve-se ressaltar que a escória é um material de baixo custo e abundante em regiões com indústrias siderúrgicas. Não houve entupimento, nem sinais de deterioração da escória (CHERNICHARO e MACHADO, 1998). 67 Na UFRN tem sido estudado o desempenho de filtros anaeróbios de fluxo descendente afogados, com volumes idênticos, mas com diferentes materiais de enchimento (brita comercial, brita no 4, seixo rolado classificado, tijolos cerâmicos vazados e anéis de eletroduto corrugado de plástico) e sob várias condições operacionais, com as seguintes conclusões: os vários tipos de pedras utilizados apresentaram eficiências muito próximas, resultando em efluentes com cerca de 20 mg/L de SS e 120 mg/L de DQO total; o filtro com enchimento de conduíte cortado apresentou um excelente desempenho, com médias no efluente de até 15 mg/L de SS e de DQO filtrada de até 78 mg/L; e o tijolo cerâmico de oito furos, usual na construção civil, mostrou-se uma opção viável para enchimento de filtros anaeróbios, embora a eficiência do filtro com este material de enchimento seja menor do que com os outros materiais experimentados (ANDRADE NETO et al., 2000). 4.8.2 Descrição da Tecnologia O filtro anaeróbio é um tanque contendo material de enchimento que forma um leito fixo. Na superfície de cada peça do material de enchimento ocorre a fixação e o desenvolvimento de microrganismos, que também agrupam-se, na forma de flocos ou grânulos, nos interstícios deste material. Os compostos orgânicos solúveis contidos no esgoto afluente entram em contato com a biomassa, difundindo-se através das superfícies do biofilme ou do lodo granular, sendo então convertidos em produtos intermediários e finais, especificamente metano e gás carbônico. São, portanto, reatores com fluxo através do lodo ativo e com biomassa aderida, ou retida, no leito fixo. Os filtros anaeróbios podem ter várias formas, configurações e dimensões, desde que se obtenha um fluxo bem distribuído através do leito. Os mais usuais têm fluxo ascendente ou descendente. Nos filtros de fluxo ascendente, o leito é necessariamente submerso (afogado). Os de fluxo descendente podem trabalhar afogados ou não. Geralmente são cobertos, mas podem ser implantados sem cobertura, quando não houver preocupação com a eventual emanação de maus odores. As Figuras 4.24 e 4.25 apresentam cortes esquemáticos de filtros anaeróbios ascendente e descendente afogado, onde podem ser observados os principais dispositivos que garantem o funcionamento da unidade de tratamento. Fig. 4.24 – Cortes esquemáticos de um filtro anaeróbio ascendente Fig. 4.25 – Cortes esquemáticos de um filtro anaeróbio descendente afogado A NBR 13969, da ABNT, define que o filtro anaeróbio (filtro anaeróbio de leito fixo com fluxo ascendente) “consiste de um reator biológico onde o esgoto é depurado por meio de microrganismos não aeróbios, dispersos tanto no espaço vazio do reator quanto nas superfícies do meio filtrante”, e apresenta desenhos de quatro modelos. Contém especificações e detalhes construtivos para todos. 70 na qual: θh: tempo de detenção hidráulica (h) V: volume do filtro anaeróbio (m3) Q: vazão média afluente ao filtro anaeróbio (m3/d) Fruto das pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, com filtros anaeróbios utilizados para o pós- tratamento de efluentes de tanques sépticos e reatores UASB, tem-se observado que os FA são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são operados com tempos de detenção hidráulica da ordem de 4 a 10 h. O acréscimo da taxa de remoção não é diretamente proporcional ao aumento do TDH. Evidentemente, devem ser levadas em consideração a configuração do reator e as concentrações no esgoto afluente. A determinação do tempo de detenção ainda exige certa sensibilidade e experiência do projetista, enquanto não se tem dados de pesquisa suficientes. O cálculo do volume é obtido multiplicando-se a vazão média diária pelo tempo de detenção hidráulica arbitrado, de acordo com a equação 4.10. 4.8.4.3 Meio suporte As finalidades meio suporte são: • permitir o acúmulo de grande quantidade de biomassa, com o conseqüente aumento do tempo de retenção celular; • melhorar o contato entre os constituintes do despejo afluente e os sólidos biológicos contidos no reator; • atuar como uma barreira física, evitando que os sólidos sejam carreados para fora do sistema de tratamento; e • ajudar a promover a uniformização do escoamento no reator. Pode-se dispor de uma grande variedade de materiais para enchimento de filtros anaeróbios. Evidentemente, deve-se preferir materiais que tenham as seguintes características principais (CAMPOS et al., 1999): • que sejam estruturalmente resistentes e suficientemente leves; • que sejam biológica e quimicamente inertes; • que facilitem a distribuição do fluxo e dificultem a obstrução; • que tenham preço baixo; • que sejam de fácil aquisição Atualmente, há entendimento entre vários autores de que, em filtros anaeróbios com leito submerso (afogado), a estabilização da matéria orgânica deve-se, principalmente, aos sólidos acumulados nos interstícios do material de enchimento. A capacidade do leito em acumular lodo ativo e distribuir o fluxo dentro do reator parece ser o fator de maior importância. Portanto, há que se atentar para o índice de vazios e a uniformidade do material de enchimento (ANDRADE NETO et al., 2000). 71 No Brasil, o material mais utilizado para enchimento dos filtros anaeróbios é a pedra britada nº 4, que é um material muito pesado e relativamente caro, devido à sua classificação granulométrica. Ademais, a brita no 4 tem um índice de vazios muito baixo, em torno de 50%, com implicações sobre o volume e a capacidade de acumular lodo ativo. Outros materiais já foram estudados e experimentados no enchimento de filtros anaeróbios no Brasil: gomos de bambu (COUTO & FIGUEIREDO, 1993; NOUR et al, 2000); escória de alto forno de siderúrgicas (CHERNICHARO, 1997); vários tipos e granulometria de pedras, tijolos cerâmicos vazados comuns e anéis de eletroduto corrugado de plástico (ANDRADE NETO et al., 2000). 4.8.4.4 Altura da camada de meio suporte A definição da altura do meio suporte e da relação entre a altura e a área horizontal do filtro constituem-se em uma das maiores preocupações dos projetistas. A relação entre a altura e a área do leito não constitui fator muito importante no desempenho do reator, conforme demonstram os resultados encontrados por vários pesquisadores, indicando pouca influência da altura da camada de meio filtrante na eficiência do filtro (CAMPOS et al., 1999). Porém, aspectos operacionais tem grande influência na relação entre altura e área do filtro. Em princípio, quanto maior a altura do leito filtrante maior a dificuldade de remoção do lodo em excesso, quando for realizado o esgotamento do filtro para desobstrução dos interstícios (limpeza). Por outro lado, dependendo do sentido de fluxo, dos dispositivos de entrada e saída e da maneira prevista para remoção do lodo em excesso (sucção, descarga de fundo, etc), uma grande área também pode dificultar essa remoção. Aspectos construtivos também orientam a determinação das dimensões dos filtros. Se o filtro for coberto, o custo da cobertura pode favorecer a opção por um filtro de maior altura e, se for enterrado e o solo apresentar dificuldades para escavação, é mais indicado que o filtro seja projetado com alturas menores. A NBR 13969 (ABNT, 1997) limita a altura máxima do leito filtrante a 1,20 m, sendo que, nos dois modelos que têm fundo falso, a altura do leito filtrante é limitada em 0,60 m. No entanto, com base na experiência brasileira e nas pesquisas desenvolvidas mais recentemente no âmbito do PROSAB, pode-se recomendar, para a maioria das condições de aplicação de filtros anaeróbios para o pós- tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, que a altura do meio suporte deve ficar compreendida entre 0,8 e 3,0 m. O limite superior de altura do meio suporte é mais adequado para reatores com menor risco de obstrução do leito, o que depende, principalmente, do sentido do fluxo, do tipo de material de enchimento e das concentrações do afluente. Um valor mais usual deve situar-se em torno de 1,5 m. Calculado o volume em função da vazão média e do TDH, as dimensões do reator dependem da altura arbitrada e do modelo a ser projetado. 4.8.4.5 Taxa de aplicação superficial A taxa de aplicação hidráulica superficial refere-se à quantidade de esgotos aplicados diariamente ao filtro anaeróbio, por unidade de área do meio suporte do filtro, calculada através da Equação 4.10 A Q qS = (4.10) na qual: qS: taxa de aplicação hidráulica superficial (m 3/m2.d) 72 Q: vazão média afluente ao FA (m3/d) A: área da superfície livre do meio suporte (m2) Fruto das pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, com filtros anaeróbios utilizados para o pós- tratamento de efluentes de reatores UASB, tem-se observado que os FA são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO e sólidos suspensos, quando os mesmos são operados com taxas de aplicação hidráulica superficial da ordem 6 a 15 m3/m2.d. 4.8.4.6 Carga orgânica volumétrica A carga orgânica volumétrica refere-se à quantidade de matéria orgânica aplicada diariamente ao filtro anaeróbio, por unidade de volume do filtro ou de volume do meio suporte, calculada através da Equação 4.11. V SQ Cv a × = (4.11) na qual: Cv: carga orgânica volumétrica (kgDBO/m 3.d) Q: vazão média afluente ao FA (m3/d) Sa: concentração de DBO do esgoto afluente ao FA (kgDBO/m 3) V: volume total do filtro ou volume ocupado pelo meio suporte (m3) Da mesma forma que para a taxa de aplicação superficial, as pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB têm indicado que os FA são capazes de produzir efluentes que atendem aos padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de concentração de DBO, quando os mesmos são operados com cargas orgânicas volumétricas da ordem de 0,15 a 0,50 kgDBO/m3.d, para o volume total do filtro, e de 0,25 a 0,75 kgDBO/m3.d, para o volume da camada de meio suporte. 4.8.4.7 Sistema de distribuição e coleta do efluente Um aspecto muito importante do projeto de filtros anaeróbios diz respeito ao detalhamento dos dispositivos de entrada e saída dos esgotos, já que a eficiência do sistema de tratamento depende substancialmente da boa distribuição do fluxo no leito filtrante, e esta está condicionada à correta previsão desses dispositivos de entrada e saída. No caso de filtros anaeróbios ascendentes, tem-se utilizado, na prática, um tubo de distribuição de vazão para cada 2,0 a 4,0 m2 de área de fundo do filtro. Nas Figuras 4.28 e 4.29 são mostrados o dispositivo de distribuição de esgotos, através de tubos perfurados, e a canaleta de coleta do efluente. Nessas figuras pode-se observar, ainda, os detalhes do fundo falso e da laje perfurada que sustentará o meio suporte. 75 4.8.6 Exemplo de dimensionamento Dimensionar um filtro anaeróbio para o pós-tratamento dos efluentes gerados em um reator UASB, sendo conhecidos os seguintes elementos de projeto: a) Dados ÿ População: P = 10.000 hab ÿ Vazão afluente média: Qméd = 1.478 m 3/d ÿ Vazão afluente máxima diária: Qmáx-d= 1.670 m 3/d ÿ Vazão afluente máxima horária: Qmáx-h = 2.246 m 3/d ÿ Carga orgânica afluente ao reator UASB: COA-UASB = 500 kgDBO/d ÿ DBO média afluente ao reator UASB: Sa = 338 mg/l ÿ Eficiência de remoção de DBO esperada para o reator UASB: 70% ÿ Carga orgânica afluente ao FA: COA-FA = 150 kgDBO/d ÿ DBO média afluente ao FA: Sa = 102 mg/L b) Solução: Adotar tempo de detenção hidráulica (θh) De acordo com a Tabela 4.17, os FA devem ser projetados com θh entre 3,0 e 10,0 horas. Valor adotado: θh = 8 horas (para Qméd) Cálculo do volume do filtro, de acordo com a equação 4.11 (V) V = (Q x θh) = [(1.478 m3/d) / (24 h/d)] x 8 h = 492,7 m3 Adotar profundidade para o meio suporte e para o filtro: De acordo com a Tabela 4.17, os FA devem ser projetados com alturas de meio suporte entre 0,80 e 3,00 m. Valor adotado para o meio suporte: h1 = 1,30 m Deve-se definir, ainda, a altura do fundo falso (h2) e da lâmina livre até a canaleta de coleta do efluente (h3). Valores adotados: h2 = 0,60 m e h3 = 0,30 m A profundidade total resultante para o filtro será: H = h1 + h2 + h3 = 1,30 + 0,60 + 0,30 = 2,20 Cálculo da área do FA (A) A = V / H = (492,7 m3) / (2,20 m) = 224,0 m2 Cálculo do volume da camada de meio suporte (Vsuporte) Vsuporte = A x h1 = 224,0 m 2 x 1,30 m = 291,2 m3 Verificação da taxa de aplicação hidráulica superficial (qS), de acordo com a equação 4.10 Para Q média: qS1 = Qméd / A = (1.478 m 3/d) / (224,0 m2) = 6,6 m3/m2.d Para Q máxima diária: qS2 = Qmáx-d / A = (1.670 m 3/d) / (224,0 m2) = 7,5 m3/m2.d Para Q máxima horária: qS3 = Qmáx-h / A = (2.246 m 3/d) / (224,0 m2) = 10,0 m3/m2.d Verifica-se, de acordo com a Tabela 4....., que os valores das taxas de aplicação hidráulica superficial ficaram compreendidos dentro das faixas recomendadas, para as três condições de vazões aplicadas. Verificação da carga orgânica volumétrica média aplicada ao FA e à camada de meio suporte (Cv), de acordo com a equação 4.11 Cv1 = (Q x Sa) / V = [(1.478 m 3/d) x (0,102 kgDBO/m3)] / (492,7 m3) = 0,31 kgDBO/m3.d Cv2 = (Q x Sa) / Vsuporte = [(1.478 m 3/d) x (0,102 kgDBO/m3)] / (291,2 m3) = 0,52* kgDBO/m3.d (*) Na prática, observa-se que uma grande parte da carga orgânica afluente é removida na parte inferior (fundo falso) do filtro anaeróbio, fazendo com que a cargas orgânicas volumétricas aplicadas ao meio suporte sejam bem inferiores. Determinação das dimensões do filtro Adotar 2 filtros de seção Quadrada, cada um com área de 112,0 m2 (10,60 m x 10,60 m) 76 4.9 BIBLIOGRAFIA ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas, NBR 7229 - Construção e Instalação de Fossas Sépticas e Disposição dos Efluentes Finais. 37p., 1982. 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