ANDRE PINHEIRO | comentários
Arquivado no curso de Engenharia - Grande Área Cívil na Unip - SP
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
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 2.0 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 DOSREATORES 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 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 (Deepshaft), 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 relaçãoa oe stadod ab iomassa (adaptadod eL AZAROVA 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 m) 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).
4.3 FORMAÇÃO, ESTRUTURA E COMPORTAMENTO DE BIOFILMES NA DEPURAÇÃO
Em todos os reatores com biomassa fixa os processos metabólicos de conversão ocorrem no interior do biofilme. O transporte de substratos se realiza através de processos de difusão, inicialmente através do filme líquido na interface líquido/biofilme e, em seguida, através do próprio biofilme (Figuras 4.2 e 4.3). Os produtos das reações de oxiredução são transportados no sentido inverso, ao exterior do biofilme. Tanto o substrato doador quanto o receptor de elétrons devem penetrar o biofilme para que a reação bioquímica se processe.
Figura 4.2 - Mecanismos e processos envolvidos com o transporte e a degradação de substratos em biofilmes
Figura 4.3 - Distribuição de concentração de dois compostos substratos envolvidos numa reação de oxiredução no biofilme (O2 e DQO)
Neste contexto, a quantificação das limitações à transferência de massa assume importância significativa para que se possa projetar reatores que apresentem melhor desempenho. Esse desempenho está diretamente relacionado com a minimização dessas limitações, pois a velocidade global de reação nesses sistemas heterogêneos pode ser reduzida devido à transferência de massa entre as fases (ZAIAT, 1996).
Em muitos sistemas aeróbios, a velocidade de transferência de oxigênio para as células é o fator limitante, que determina a velocidade de conversão biológica. A disponibilidade de oxigênio para os microrganismos depende da solubilidade e da transferência de massa, bem como da velocidade com que o oxigênio dissolvido é utilizado. Em reatores com biofilme, utilizados para pós-tratamento de efluentes anaeróbios, os mecanismos de transporte envolvem oxigênio e nitrogênio amoniacal (O2 e
- 4NHN ), além de intermediário ( - - 2NON )e produto final ( -
- 3NON ). As principais etapas envolvidas são as seguintes:
• transferência do oxigênio da fase gasosa para o meio líquido;
• transferência do oxigênio, do nitrogênio amoniacal e do nitrato da fase líquida para o suporte de gel;
• transferência dentro do suporte do oxigênio, do nitrogênio amoniacal e do nitrito e;
Aeróbio Anaeróbio CDQO
CO2 Limitante
• transferência do produto intermediário ( -
- 2NON) e do produto final ( - - 3NON) para o meio líquido.
Segundo CHISTI (1989), o oxigênio, por ser pouco solúvel em água, torna-se freqüentemente o fator limitante em processos aeróbios. As principais etapas de transporte de oxigênio são ilustradas na Figura 4.4, na qual são identificadas oito possíveis estruturas resistivas à transferência de massa.
Bolhad ea r Fase líquida
Co nce ntração
Figura 4.4 - Diagrama esquemático das etapas envolvidas no transporte de oxigênio. (Adaptado de BAILEY e OLLIS, 1986 por FAZOLO, A., 2000)
As resistências consideradas nos sistemas trifásicos estão:
1 - no filmeg asoso dentro dab olha,e ntre o seio do gás na bolhaeai nterface gás-líquido; 2 - na interface gás-líquido; 3 - no filme líquido, próximo à interface gás-líquido, entre essa interface e o meio líquido; 4 - no meio líquido; 5 - no filme líquido, entre o meio líquido e a interface líquido-sólido (resistência externa); 6 - na interface líquido-sólido; 7 - na fase sólida (resistência interna); 8 - nos sítios de reação bioquímica (dentro dos microrganismos).
A magnitude relativa dessas resistências depende da hidrodinâmica da bolha, da solubilidade do oxigênio, da temperatura, da atividade celular, da composição da solução e de fenômenos interfaciais (BAILEY e OLLIS, 1986). Portanto, a profundidade de penetração da dupla redox de substratos no biofilme é de fundamental importância na determinação da taxa global de degradação no reator. A situação ideal corresponde a um biofilme completamente penetrado pelos dois substratos, resultando numa reação limitada exclusivamente pela taxa máxima da reação bioquímica.
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 eN H4+,q ue 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
2m g/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,
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,eaq uantidaded eb iomassan o reator.C om 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).
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).
L n (rv )
nitrificação denitrificação
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)
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
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.