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COPPE/UFRJCOPPE/UFRJ
REMOÇÃO DE NITROGÊNIO AMONIACAL EM FILTRO BIOLÓGICO
PERCOLADOR PÓS-TRATANDO EFLUENTE DE REATOR UASB.
Marcelo Ferreira da Fonseca
Dissertação de Mestrado apresentada ao
Programa de Pós-graduação em Engenharia
Civil, COPPE, da Universidade Federal do Rio
de Janeiro, como parte dos requisitos necessários
à obtenção do título de Mestre em Engenharia
Civil.
Orientadores: José Paulo Soares de Azevedo
Isaac Volschan Junior
Rio de Janeiro
Março de 2009
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REMOÇÃO DE NITROGÊNIO AMONIACAL EM FILTRO BIOLÓGICO
PERCOLADOR PÓS-TRATANDO EFLUENTE DE REATOR UASB.
Marcelo Ferreira da Fonseca
DISSERTAÇÃO SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DO INSTITUTO ALBERTO
LUIZ COIMBRA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA DE ENGENHARIA
(COPPE) DA UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE
DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE
EM CIÊNCIAS EM ENGENHARIA CIVIL.
Aprovada por:
________________________________________________
Prof. José Paulo Soares de Azevedo, Ph.D.
________________________________________________
Prof. Isaac Volschan Junior, D.Sc.
________________________________________________
Prof. Eduardo Pacheco Jordão, Dr. Eng.
________________________________________________
Prof. Roque Passos Piveli, D.Sc.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
MARÇO DE 2009
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iii
Fonseca, Marcelo Ferreira da
Remoção de Nitrogênio Amoniacal em Filtro
Biológico Percolador Pós-Tratando Efluente de Reator
UASB/ Marcelo Ferreira da Fonseca. – Rio de Janeiro:
UFRJ/COPPE, 2009.
X, 118 p.: il.; 29,7 cm.
Orientador: José Paulo Soares de Azevedo
Isaac Volschan Junior
Dissertação (mestrado) – UFRJ/ COPPE/ Programa de
Engenharia Civil, 2009.
Referências Bibliográficas: p. 98-104.
1. Remoção de Nitrogênio Amoniacal. 2. Filtro
Biológico Percolador. 3. Pós-Tramento de Efluentes de
Reatores UASB. I. Azevedo, José Paulo Soares et al. II.
Universidade Federal do Rio de Janeiro, COPPE,
Programa de Engenharia Civil. III. Titulo.
iv
AGRADECIMENTOS
Em primeiro lugar a Deus, que me deu forças para superar todos os obstáculos.
Em especial aos meus pais, Sandra e Wilson, não só pela a ajuda financeira mas
também pelo o apoio e incentivo. Tudo que sou hoje devo a vocês.
Aos meus avós, Dayse e João, que me receberam com carinho em sua casa durante a
realização deste trabalho.
À minha namorada Renata, pela compreensão e confiança.
Ao orientador e amigo Isaac Volschan, por estar presente em todos os momentos da
dissertação e pela confiança depositada ao longo de todo o trabalho. Muito obrigado
Isaac!
Ao professor e orientador José Paulo Soares de Azevedo, pelas palavras de incentivo e
pela oportunidade concedida de cursar o mestrado em Recursos Hídricos e Saneamento
da COPPE/UFRJ. Obrigado também por se preocupar em fazer um pré-defesa comigo.
Ao professor e “orientador” Eduardo P. Jordão, pelos comentários e observações
relevantes que contribuíram para enriquecer o trabalho. É um orgulho poder ter
convivido com você todos esses dias.
Ao professor Geraldo Lippel Sant’Anna Jr., que com paciência e dedicação sempre
esclareceu minhas dúvidas.
A todos os professores e funcionários do DRHIMA e do LHC, que de alguma forma
contribuíram na realização deste trabalho.
A todos os profissionais do LEMA, pelo o impenho e dedicação na realização das
análises.
v
Aos amigos e operadores do CETE Paulinho e Marcelo, sempre dispostos a ajudar da
melhor maneira possível.
Ao “fiel escudeiro” Daniel Minegatti, pelo companherismo que construímos no CETE.
Às amigas Iene e Ana Silvia, pelos momentos descontraídos que ajudaram a aliviar a
tensão do mestrado.
Aos bolsistas Gabriel, Juliana e Izabel pela ajuda na coleta de amostras.
Ao amigo e parceiro Paulo G. S. Almeida da UFMG, que em 2004 me apresentou
bibliografias da área de saneamento e me incentivou a seguir nesta área. Minha escolha
profissional pela área de saneamento deve-se muito a você.
Ao CNPq, pela bolsa de mestrado e ao PROSAB e ao CT-Hidro, por permitirem o
desenvolvimento dessa pesquisa.
vi
Resumo da Dissertação apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos
necessários para a obtenção do grau de Mestre em Ciências (M.Sc.)
REMOÇÃO DE NITROGÊNIO AMONIACAL EM FILTRO BIOLÓGICO
PERCOLADOR PÓS-TRATANDO EFLUENTE DE REATOR UASB
Marcelo Ferreira da Fonseca
Março/2009
Orientadores: José Paulo Soares de Azevedo
Isaac Volschan Junior
Programa: Engenharia Civil
O enfoque principal deste trabalho é
investigar a remoção de nitrogênio
amoniacal num Filtro Biológico Percolador (FBP), preenchido com meio plástico do
tipo anel randômico, pós-tratando efluente de reator UASB. Entretanto, adicionalmente,
outros poluentes de interesse ambiental foram também investigados como: DQO, DBO,
SST, NTK e outros. As condições operacionais do FBP ao longo da pesquisa
diferenciaram-se através da prática de recirculação e utilização de distintas taxas de
aplicação superficial (10m
3
/m
2
.d + razão de recirculação = 1, 10m
3
/m
2
.d e 5m
3
/m
2
.d).
O desempenho de nitrificação do FBP foi discutido levando em consideração a
influência de múltiplos fatores como: eficiência de molhamento do meio suporte, cargas
aplicadas de DBO e NH
4
+
-N, configuração geométrica do reator e diversos fatores
ambientais (OD, NH
4
+
-N, SST, DBO, temperatura, predadores, toxicidade, pH e
alcalinidade).
vii
Abstract of Dissertation presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the
requirements for the degree of Master of Science (M.Sc.)
REMOVING AMMONIA IN TRICKLING FILTER POST-TREATMENT
EFFLUENT FROM UASB REACTOR.
Marcelo Ferreira da Fonseca
March/2009
Advisors: José Paulo Soares de Azevedo
Isaac Volschan Junior
Department: Civil Engineering
The main focus of this work is to investigate the ammonia removal in Trickling
Filter (TF), filled with a plastic random media, post-treatment of UASB reactor effluent.
In addition, other pollutants of environmental interest were also investigated as COD,
BOD, TSS, TKN and others. The operating conditions of the TF along the search
differentiated through the practice of recirculation and use of different hydraulic loads
(10m
3
/m
2
.d + ratio of recirculation = 1, 10m
3
/m
2
.d e 5m
3
/m
2
.d). The nitrification
performance of the TK was discussed taking into account the influence of multiple
factors such as efficiency of wetting of the media, applied loads of BOD and NH
4
+
-N,
geometric configuration of the reactor and various environmental factors (DO, NH
4
+
-N,
TSS , BOD, temperature, predators, toxicity, pH and alkalinity).
viii
SUMÁRIO
1
INTRODUÇÃO .............................................................................................................. 1
2
OBJETIVOS ................................................................................................................... 4
2.1
Objetivo geral .......................................................................................................... 4
2.2
Objetivos Específicos .............................................................................................. 4
3
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ....................................................................................... 5
3.1
Aspectos Gerais sobre Nitrificação .......................................................................... 5
3.2
Descrição da Tecnologia FBP .................................................................................. 8
3.3
Parâmetros de Dimensionamento, Classificação e Desempenho. ......................... 15
3.4
Fatores Físicos e Ambientais que Exercem Influência sobre as Taxas de
Remoção de N-amoniacal. ................................................................................................ 23
3.4.1
Limitações de Oxigênio e Amônia ................................................................. 23
3.4.2
Interferência de Sólidos em Suspensão .......................................................... 30
3.4.3
Interferência da Matéria Orgânica. ................................................................. 31
3.4.4
Interferência da Taxa de Aplicação Superficial (TAS) .................................. 33
3.4.5
Interferência da Recirculação ......................................................................... 35
3.4.6
Interferência do Meio Suporte ........................................................................ 37
3.4.7
Influência de Predadores ................................................................................ 37
3.4.8
Interferência da Temperatura. ......................................................................... 38
3.4.9
Inteferência do pH e da Alcalinidade ............................................................. 40
3.4.10
Interferência de Inibidores .............................................................................. 41
4
MATERIAIS E MÉTODOS ......................................................................................... 44
4.1
Descrição do Aparato Experimental ...................................................................... 44
4.1.1
Grade de Barras e Desarenador ...................................................................... 44
4.1.2
Reator UASB .................................................................................................. 45
4.1.3
Filtro Biológico Percolador ............................................................................ 47
4.1.4
Decantador Secundário ................................................................................... 50
ix
4.1.5
Tubulação de Recirculação ............................................................................. 51
4.2
Plano de Amostragem e Parâmetros Físico-Químicos Avaliados ......................... 52
4.3
Fases Experimentais e Condições Operacionais da Pesquisa ................................ 55
4.4
Testes Estatísticos .................................................................................................. 57
5
RESULTADOS E DISCUSSÃO ................................................................................. 58
5.1
Avaliação da Eficiência de Molhamento do Meio Suporte. .................................. 58
5.2
Análise de Desempenho de SST, DQO e DBO ..................................................... 59
5.3
Influência das Cargas Superficiais de Contato de DBO e NH
4
+
-N e das Cargas
Superficiais de Contato Efetivas de DBO e NH
4
+
-N sobre o Desempenho de
Remoção de NH
4
+
-N. ....................................................................................................... 67
5.4
Avaliação da Produção de N-Nitrito e N-Nitrato. ................................................. 73
5.5
Análise de Desempenho de NTK ........................................................................... 74
5.6
Influência de Fatores Ambientais sobre as Taxas de Remoção e Taxas de
Remoção Efetivas de NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d) em FBPs. ............................................... 78
5.6.1
Influência do N-amoniacal sobre as Taxas de Remoção e Taxas de
Remoção Efetivas de NH
4
+
-N ...................................................................................... 79
5.6.2
Influência do OD sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N ...................................................................................................... 79
5.6.3
Influência da DBO sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N. ..................................................................................................... 82
5.6.4
Influência dos SST sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N. ..................................................................................................... 84
5.6.5
Influência da Alcalinidade e do pH sobre as Taxas de Remoção e Taxas de
Remoção Efetivas de NH
4
+
-N. ..................................................................................... 85
5.6.6
Influência da Temperatura do Esgoto sobre as Taxas de Remoção e Taxas
de Remoção Efetivas de NH
4
+
-N. ................................................................................. 87
5.6.7
Efeitos de Toxicidade sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N. ..................................................................................................... 89
5.6.8
Interferência de Predadores ............................................................................ 90
x
5.7
Discussão sobre a Influência da Configuração Geométrica do FBP sobre a
Eficiência de Remoção de NH
4
+
-N .................................................................................. 90
6
CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES .................................................................... 97
7
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ......................................................................... 98
8
ANEXO A .................................................................................................................. 105
1
1 INTRODUÇÃO
A utilização de reatores Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) no tratamento de
esgotos domésticos vem tendo grande aplicabilidade nos últimos anos em nosso país,
face às inúmeras vantagens apresentadas pelo sistema como: (i) baixo custo de operação
e manutenção, (ii) simplicidade operacional, (iii) pequena produção de lodo e (iv)
reduzido consumo energético. No entanto, é de conhecimento que tal tecnologia não é
capaz de atender, na maioria das vezes, os padrões usuais de lançamento de efluentes.
Desta forma, projetos de engenharia que adotam reatores UASB costumam prever
algum tipo de pós-tratamento.
Pode-se dizer, de modo geral, que a associação de reatores UASB e pós-tratamento é
extremamente benéfica. Segundo CHERNICHARO (2006), a eficiência global do
sistema é usualmente similar à que seria alcançada se o processo de pós-tratamento
fosse inteiramente aplicado ao esgoto bruto. Entretanto, o autor destaca que os
requisitos de área, volume e energia, bem como a produção de lodo, são bem menores.
A combinação UASB e Filtro Biológico Percolador (FBP) é atualmente considerada
uma alternativa vantajosa e promissora. CHERNICHARO (2006) destaca que o reator
UASB pode substituir com vantagens o decantador primário de um FBP, uma vez que o
lodo gerado no sistema pode ser adensado e digerido no próprio reator UASB. Além do
mais, FBPs apresentam características em consonância com as dos Reatores UASB,
podendo-se manter simplicidade e baixo custo operacional no sistema como um todo.
Diversas pesquisas, no âmbito do Edital 2 do PROSAB , estudaram tecnologias de pós-
tratamento para reatores UASB, dentre as quais os FBPs. Os estudos que contemplaram
a seqüência UASB e FBP constataram excelentes resultados de remoção de DBO, DQO
e SST. No entanto, as pesquisas com este tipo de tecnologia deram até hoje maior
atenção à remoção de matéria orgânica e pouco se avaliou sobre a remoção
concomitante de matéria orgânica e nitrogênio amoniacal em FBP quando precedido de
reator UASB.
2
Do ponto de vista ambiental, o lançamento de nitrogênio amoniacal nos corpos
receptores não deve ser tratado de forma negligente, visto os diversos impactos
negativos que esta substância pode causar:
• A amônia livre NH
3
é um tóxico bastante restritivo à vida dos peixes, sendo que
muitas espécies não suportam concentrações acima de 5mg/l.
• Ao ser oxidada biologicamente, a amônia provoca consumo de oxigênio
dissolvido das águas naturais, constituindo a chamada demanda bioquímica de
oxigênio de segundo estágio.
• A oxidação biológica da amônia produz íons H
+
no meio líquido provocando
consumo de alcalinidade e possível redução de pH.
Em termos de atendimento à legislação ambiental, a escolha de tecnologias aplicadas ao
tratamento de esgotos, em muitos casos, deve levar em conta a capacidade do sistema
em desempenhar nitrificação.
A resolução CONAMA 357, promulgada em 17 de março de 2005, é a legislação
federal que dispõe sobre a classificação dos corpos d’água e diretrizes ambientais para
seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de
efluentes. A mesma, recentemente, sofreu algumas alterações por meio da resolução
397, promulgada em 3 de abril de 2008. A partir desta data, o lançamento de efluentes
de esgotos domésticos deixou de ter que atender à exigência de 20mg/l de nitrogênio
amoniacal total. Entretanto, as concentrações máximas de nitrogênio amoniacal a serem
mantidas nos corpos receptores continuam sendo as mesmas estabelecidas pela
CONAMA 357. A Tabela 1 a seguir ilustra as concentrações máximas permitidas para
este parâmetro em função do enquadramento em classes do corpo receptor.
Segundo JORDÃO & PESSÔA (2005) as concentrações de nitrogênio amoniacal em
esgotos domésticos podem alcançar valores de até 50mg/l. Assim, o uso de tecnologias
de tratamento que contemplam a nitrificação deverá ser adotado sempre que o corpo
receptor apresentar capacidade de diluição insuficiente para garantir as concentrações
máximas permitidas de nitrogênio amoniacal apresentadas na Tabela 1.
3
Tabela 1 – Concentrações máximas permitidas nos corpos d’água para nitrogênio
amoniacal total expresso em mgN/l para diferentes classes de corpos receptores.
Águas doces (salinidade ≤ 0,5‰)
Classes 1 e 2
3,7 mgN/l p/ pH ≤ 7,5
2,0 mgN/l p/ 7,5 < pH ≤ 8,0
1,0 mgN/l p/ 8,0 < pH ≤ 8,5
0,5 mgN/l p/ pH > 8,5
Classe 3
13,3 mgN/l p/ pH ≤ 7,5
5,6 mgN/l p/ 7,5 < pH ≤ 8,0
2,2 mgN/l p/ 8,0 < pH ≤ 8,5
1,0 mgN/l p/ pH > 8,5
Classe 4 sem restrições
Águas salinas (salinidade ≥ 30‰) e salobras (30‰ > salinidade > 0,5‰)
Classe 1 0,4 mgN/l
Classe 2 0,7 mgN/l
Classe 3 sem restrições
Nota: Corpos d’água de classe especial não aparecem na tabela em virtude da proibição
do lançamento de qualquer efluente nestes corpos receptores.
Neste sentido, o presente trabalho procura discutir e avaliar a remoção concomitante de
matéria orgânica e nitrogênio amoniacal num FBP pós-tratando o efluente de um reator
UASB. Para tanto, o FBP será submetido a diferentes fases operacionais com diferentes
taxas de aplicação superficiais (TAS) (m
3
/m
2
.d) propiciando a aplicação de distintas
cargas de nitrogênio e matéria orgânica ao longo da pesquisa.
4
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo geral
Avaliar o desempenho de um Filtro Biológico Percolador aplicado ao pós-tratamento de
reator UASB dando-se ênfase à remoção de NH
4
+
-N.
2.2 Objetivos Específicos
• Avaliar a eficiência de molhamento do meio suporte.
• Avaliar o desempenho de remoção de SST, DQO e DBO
• Avaliar a influência das cargas superficiais de contato e de contato efetiva de
DBO e NH
4
+
-N sobre o desempenho de remoção de NH
4
+
-N.
• Avaliar a produção de N-Nitrito e N-Nitrato
• Avaliar o desempenho de remoção de NTK
• Conhecer a interferência de fatores ambientais sobre as taxas de remoção e taxas
de remoção efetivas de NH
4
+
-N
• Conhecer a influência da configuração geométrica do FBP sobre seu
desempenho.
5
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 Aspectos Gerais sobre Nitrificação
A nitrificação pode ser definida como um processo bioquímico de duplo estágio que
ocorre em condições aeróbias. Num primeiro momento, a amônia é convertida a nitrito
pela a ação de bactérias oxidadoras de amônia (BOA). Posteriormente, o nitrito gerado
na primeira etapa é transformado em nitrato pela a ação de bactérias oxidadoras de
nitrito (BON).
Ao contrário dos seres heterotróficos que oxidam material orgânico para obtenção de
energia, as BOA e as BON oxidam material inorgânico (amônia e nitrito
respectivamente) para a mesma finalidade, podendo assim serem classificadas como
seres autotróficos, ou ainda quimioautotróficos, uma vez que usam dióxido de carbono
(CO
2
) como fonte de carbono.
Das BOA destaca-se a do gênero Nitrosomonas (JORDÃO & PESSÔA, 2005). Outros
gêneros pertencentes ao grupo de BOA (ALMEIDA, 2007) são: Nitrosoccocus,
Nitrosospira, Nitrosovibrio e Nitrosolobulus. Com relação às BON, JORDÃO &
PESSÔA (2005) destacam a do gênero Nitrobacter enquanto outras bibliografias
(RITTMANN E MCCARTY, 2001; KOOPS e POMMERENINGRÖSER, 2001)
preferem ressaltar a do gênero Nitrospira. Outros gêneros pertencentes ao grupo de
BON (ALMEIDA, 2007) são: Nitrospina, Nitrococcus e Nitrocystis.
As equações estequiométricas que descrevem o processo de nitrificação são as seguintes
(HENZE et al., 1997):
Oxidação do N-Amoniacal (Equação 1)
80,7NH
4
+
+ 114,55O
2
+ 160,4HCO
3
-
→ C
5
H
7
NO
2
+ 79,7NO
2
-
+ 82,7H
2
O +155,4H
2
CO
3
Oxidação do Nitrito (Equação 2)
134,5NO
2
-
+ NH
4
+
+ 62,25O
2
+ HCO
3
-
+ 4H
2
CO
3
→ C
5
H
7
NO
2
+ 134,5NO
3
-
+ 3H
2
O
6
Reação global (Equação 3)
NH
4
+
+ 1,86O
2
+ 1,98 HCO
3
-
→ 0,02C
5
H
7
NO
2
+ 0,98NO
3
-
+ 1,88 H
2
CO
3
+1,04H
2
O
As equações estequiométricas propostas por HENZE et al. (1997) revelam um baixo
rendimento celular de 0,10gSSV/gNH
4
+
-N e 0,06gSSV/gNO
2
—
N para BOA e BON
respectivamente. Estes valores encontram-se dentro de uma faixa estipulada por EPA
(1993) que indica valores da ordem de 0,06 a 0,2gSSV/gNH
4
+
-N para as duas etapas da
nitrificação juntas.
Em função do baixo rendimento celular é comum o processo de nitrificação ser
expresso por equações estequiométricas que desprezam a síntese celular. A equação
global do processo neste caso passa a ser:
NH
4
+
+ 2O
2
→ NO
3
-
+ 2H
+
+ H
2
O (Equação 4)
Da estequiometria do processo, chama-se a atenção para o elevado consumo de
alcalinidade (expresso em CaCO
3
) e oxigênio (O
2
). A estequiometria aponta uma
destruição teórica de aproximadamente 7,1gCaCO
3
/gNH
4
+
-N oxidada. Com relação ao
consumo de O
2
, seriam necessários 59,5gO
2
para oxidar 14g NH
4
+
-N, ou seja,
4,25g O
2
/g NH
4
+
-N oxidada.
Outras considerações importantes que merecem comentário dizem respeito à cinética do
processo de nitrificação. As taxas de remoção de substrato e as taxas de crescimento dos
microorganismos nitrificantes podem ser descritas a partir das Equações 5 e 6 propostas
por Monod. De modo que estas equações possam ser discutidas, valores usualmente
atribuídos aos parâmetros cinéticos destas equações são apresentados logo a seguir na
Tabela 2.
Taxa de crescimento de microorganismos (Equação 5):
dX/dt = {(
µ
máx
SX)/[(K
s
+S)]} – K
d
X
7
Onde:
dX/dt = Taxa de crescimento (mg/l/d.)
µ
máx
= Taxa de crescimento específico máxima (d
-1
)
S = Concentração do substrato ou nutriente limitante (mg/l)
X = Concentração de microorganismos (mg/l)
Ks = Constante de saturação (mg/l)
K
d
= Coeficiente de respiração endógena (d
-1
)
Taxa de consumo de substrato (Equação 6):
- dS/dt = (
µ
máx
SX)/[Y(K
s
+S)]
Onde:
dS/dt = Taxa de consumo de substrato (mg/l/d.)
µ
máx
= Taxa de crescimento específico máxima (d
-1
)
S = Concentração do substrato ou nutriente limitante (mg/l)
X = Concentração de microorganismos (mg/l)
Ks = Constante de saturação (mg/l)
Y = Coeficiente de produção celular
Tabela 2 - Parâmetros cinéticos para pH = 8 e temperatura = 20°C.
Microorganismo µ
máx
Y K
s
K
d
Nitrosomonas 0,77 (d
-
1
) 0,147 (g/gNH
4
+
-N) 0,73 (mgNH
4
+
-N/l) 0,048 (d
-
1
)
Nitrobacter 1,08 (d
-
1
) 0,042 (g/gNO
2
-
-N) 1,29 (mgNO
2
-
-N/l) 0,048 (d
-
1
)
Heterotróficos 1,2 - 6,0 (d
-
1
) 0,4 - 0,8 (g/gDBO) 25 - 100 (mgDBO/l) 0,06 - 0,08 (d
-
1
)
Fonte: Adaptado de WIESMANN (1994) e METCALF & EDDY (1991)
Com relação à taxa de crescimento de microorganismos, os reduzidos valores de µ
máx
apresentados pelos nitrificantes os tornam seres com lenta taxa de crescimento se
comparados aos heterotróficos. Entretanto, ao analisar os valores de Ks atribuídos aos
seres heterotróficos, pode-se dizer que sua taxa de crescimento é bastante influenciada
pela concentração de DBO. Em casos de baixa concentração deste substrato, a taxa de
crescimento destes seres reduz-se significativamente. Já a taxa de crescimento das BOA
8
e BON parece ser pouco influenciada pelas concentrações respectivas de NH
4
+
-N e
NO
2
-
-N.
Os distintos valores de Ks apresentados pelos seres nitrificantes e heterotróficos
também exerce grande influência sobre as taxas de remoção de substrato desses
microorganismos. Por apresentar reduzidos valores de Ks, as taxas de remoção de
substrato apresentadas pelas BOA e BON parece ser pouco influenciada pelas
concentrações respectivas de NH
4
+
-N e NO
2
-
-N. Já a taxa de remoção apresentada pelos
heterotróficos é bastante influenciada pela concentração de DBO devido aos maiores
valores de Ks a eles atribuídos.
3.2 Descrição da Tecnologia FBP
A estrutura física de um FBP é constituída basicamente de um tanque dotado de um
meio suporte inerte em seu interior, sobre o qual os esgotos são aplicados
continuamente por meio de distribuidores rotativos na forma de gotas ou jatos. Após a
aplicação, os esgotos percolam este meio suporte, em sentido descendente, na direção
de drenos localizados no fundo do tanque, de modo que a unidade não fique inundada
(GONÇALVES et al., 2001). A Figura 1 ilustra uma seção de FBP e seus componentes.
Figura 1- Seção típica de um FBP e seus componentes (NASCIMENTO, 2001).
Os meios suporte comumente utilizados em FBPs são a pedra britada e os meios
plásticos do tipo blocos Crossflow (verticais, 45 e 60°), blocos Vertical Flow e anéis
9
randômicos. A Figura 2 ilustra os tipos de meio suporte normalmente utilizados em
FBPs. Além destes, outros materiais de enchimento alternativos vêm sendo testados
como a escória de alto-forno. Outros materiais de enchimento recentemente testados em
pesquisas são reportados da literatura por ALMEIDA (2007) como eletrodutos
corrugados (fracionados em pedaços de 4 cm de comprimento), blocos de plástico
corrugado (em fase de teste) e concepções do sistema Downflow Hanging Sponge. Os
meios suporte alternativos comentados encontram-se ilustrados na Figura 3.
Em seguida, as principais características desses meios suportes são descritas na Tabela
3. Nesta Tabela, deve-se atentar para a grande diferença existente entre a superfície
específica e o índice de vazios dos meios suportes. Em geral, pode-se dizer que meios
suportes de maior área específica, embora sejam mais caros, permitem uma maior
aplicação de esgoto por volume reacional de FBP tornando-os mais compactos. Já o
maior índice de vazios facilita o fluxo de ar dentro do reator (WEF, 1992). Maiores
detalhes sobre a ventilação de FBPs são apresentados logo a seguir.
Figura 2 – Tipos de meio suporte normalmente utilizados em FBP. (A) Pedra Britada
(B) Bloco Crossflow 60° (C) Bloco Crossflow 45°, (D) Bloco Vertical Flow, (E) Anel
Randômico (Ø 84mm) e (F) Anel Randômico (Ø 48mm). Fonte: Santos (2005) ;
Almeida (2007). Fonte: Adaptado de ALMEIDA (2007)
10
Figura 3 – Tipos de meio suporte alternativos utilizados em FBP: (A) Escória de alto-
forno, (B) DHS (“curtain-type”), (C) DHS (“random-packing”), (D) DHS
(“arrayedpacking”), (E) conduíte corrugado (Ø 25,4 mm) e (F) Rotopac. Fonte:
Adaptado de ALMEIDA (2007)
Tabela 3- Principais características de meios suporte empregados em FBP
Material
Peso específico
(Kg/m
3
)
Superfície
Específica
(m
2
/m
3
)
Índice de
vazios
(%)
Pedra britada 800-1400 50 - 70 ~ 50
Bloco Cross-Flow 60° 30 98 95
Bloco Cross-Flow 45° 30 98 95
Bloco Vertical Flow 30 88 97
Anel Randômico (Ø 84mm) - 80 -
Anel Randômico (Ø 48mm) 50 105 92
Escória de alto forno ~1110 40 ~ 50
DHS (“sponge-cube”) - 405 80
DHS (“curtain-type”) - - 80
Conduíte corrugado (Ø 84
mm)
- 220 95
Fonte: Adaptado de SANTOS (2005) e ALMEIDA (2007).
Ao contrário de outras tecnologias aeróbias que utilizam equipamentos mecanizados
para aeração, os FBPs obtêm fornecimento de oxigênio por fenômenos naturais. A
percolação dos esgotos provoca diferenças de temperatura entre as partes externa e
11
interna do FBP fazendo com que o ar dentro da unidade tenha uma densidade distinta
daquela encontrada do lado de fora, gerando assim um fluxo de ar natural que pode ser
ascendente ou descendente. A Figura 4 a seguir apresenta diferentes situações de
ventilação a partir da diferença de temperatura de ar entre as partes externa e interna do
FBP, sendo que os valores positivos e negativos apresentados para velocidade e fluxo de
ar representam sentidos ascendentes e descendentes da ventilação (WEF, 2000).
Figura 4 – Efeito da temperatura na ventilação de um FBP (WEF, 2000).
Tanto WEF (2000) quanto JORDÃO & PESSÔA (2005) concordam que a inversão do
sentido do fluxo ocorre quando a diferença de temperatura entre as partes externa e
interna é de 2°C. Salienta-se ainda que o FBP possa ficar submetido a uma baixa
ventilação quando esta diferença de temperatura estiver situada em torno de 2°C.
Segundo JORDÃO & PESSÔA (2005) a coleta de dados tem demonstrado que até a
temperatura do ar de 28 °C, aproximadamente, a temperatura do esgoto é geralmente
um pouco superior que a temperatura ambiente, mesmo no inverno, uma vez que o
esgoto gerado nas casas é levemente aquecido, e escoa protegido por uma tubulação
enterrada. Acima daquele valor a situação se inverte.
A ventilação e o aporte de matéria orgânica e nutrientes presentes nos esgotos tornam o
interior do FBP um ambiente propício para o desenvolvimento de microorganismos na
forma de um biofilme aderido ao meio suporte como mostra a Figura 5.
12
Figura 5- Esquema de desenvolvimento de microorganismos
(GONÇALVES et al., 2001).
À medida que o esgoto vai sendo degradado novas células de microorganismos vão
sendo geradas proporcionando incrementos na espessura do biofilme. O crescimento
excessivo do biofilme é controlado pela taxa de aplicação superficial que provoca
tensões de cisalhamento na superfície do biofilme. Segundo GULLICKS e CLEASBY
(1986), quando o biofilme alcança espessuras superiores a 150 µm o oxigênio
dissolvido encontra dificuldade para alcançar as camadas mais internas. Nestas regiões,
devido às condições de anaerobiose, ocorre a formação de gases que provocam o
desprendimento de toda a biomassa do meio suporte. A este fenômeno dá-se o nome de
“sloughing”.
Conseqüentemente, decantadores secundários são usualmente previstos a jusante dos
FBPs de modo que a biomassa desprendida do meio suporte possa ser removida do
efluente final (VON SPERLING, 2005). Do contrário, a presença da biomassa em
elevadas concentrações no efluente final poderia influenciar significativamente as
concentrações efluentes de NTK e DBO. Segundo WEF (2005), aproximadamente 12%
em massa da constituição celular de uma bactéria é formada por nitrogênio. Assim, para
cada 10mg/l de SST no efluente estima-se uma contribuição de 1mg/l de NTK. Já a
porcentagem em massa de carbono em uma bactéria é estimada em 50%. Desta forma,
sem dúvida, a presença da biomassa em elevadas concentrações no efluente final
influenciaria também significativamente as concentrações de DBO.
13
Em todos os reatores com biomassa fixa os processos metabólicos de conversão
ocorrem no interior do biofilme. Segundo IWAI e KITAO (1994), a ação de três
fenômenos garante o transporte de substratos para dentro do biofilme: adsorção,
hidrólise dos sólidos coloidais e suspensos, e difusão. A difusão se dá inicialmente
através de um filme líquido existente junto ao biofilme e em seguida através do próprio
biofilme. Os produtos das reações de oxiredução são transportados no sentido inverso,
ao exterior do biofilme. A Figura 6 ilustra os mecanismos e processos envolvidos com o
transporte e a degradação de substratos em biofilmes.
Figura 6 - Mecanismos e processos envolvidos com o transporte e a degradação de
substratos em biofilmes (GONÇALVES et al., 2001)
A difusão de substratos, tanto no filme líquido quanto no próprio biofilme, pode ser
descrita segundo a Equação 7 (WILLIAMSON e McCARTY, 1976; GULLICKS e
CLEASBY, 1986).
J = -A D (∂S/∂Z) (Equação 7) Onde:
J = Fluxo de substrato na direção Z (mg/d)
A = Área transversal ao fluxo (cm
2
)
D = Coeficiente de difusão do substrato (cm
2
/d)
∂S/∂Z = Concentração gradiente do substrato na direção Z (mg/cm
4
)
OBS: A direção Z se dá no sentido de fora para dentro do biofilme
14
Durante o processo de difusão, a concentração do substrato se reduz inicialmente de S
o
no esgoto percolado para S
s
na interface filme líquido/biofilme. Em seguida, a
concentração do substrato continua decaindo à medida que penetra no biofilme. A
Figura 7 a seguir apresenta um típico perfil de substrato ao longo de uma estrutura de
biofilme.
Figura 7 – Perfil de substrato no interior do biofilme
(WILLIIAMSON e McCARTY, 1976).
Reporta-se da literatura que o consumo do substrato dentro do biofilme ocorre segundo
a equação de Monod (WILLIIAMSON e McCARTY, 1976; GULLICKS e CLEASBY,
1986). Admite-se, portanto, que taxas máximas de degradação podem ser obtidas
quando a dupla redox de substratos alcança concentrações muito superiores a seus
respectivos Ks ao longo de toda a profundidade do biofilme. Neste caso, a taxa de
degradação do reator estaria limitada exclusivamente pela taxa máxima da reação
bioquímica.
Área unitária
Biomassa
inativa
Biofilme
Substrato na
solução aquosa
Concentração de substrato, S
Interface líquido-biofilme
Interface meio suporte-biofilme
Biomassa ativa
15
Entretanto, o caso mais comum no tratamento de esgotos sanitários é a penetração
parcial de pelo menos um dos dois substratos da dupla redox no biofilme
(WILLIIAMSON e McCARTY, 1976; GULLICKS e CLEASBY, 1986). O oxigênio
por ser pouco solúvel em água, raramente consegue penetrar totalmente o biofilme,
formando dois compartimentos em seu interior: uma porção aeróbia na parte externa do
biofilme e outra anaeróbia ou anóxica localizada próxima ao meio suporte. A Figura 8
ilustra a formação destes dois compartimentos.
Figura 8 – Representação esquemática de um biofilme (VON SPERLING, 1996).
3.3 Parâmetros de Dimensionamento, Classificação e Desempenho.
Os parâmetros normalmente utilizados no dimensionamento de FBPs são a taxa de
aplicação superficial (TAS) e a taxa de aplicação orgânica volumétrica, também
conhecida como carga orgânica volumétrica. A TAS pode ser definida como a razão
entre a vazão aplicada (m
3
/d) e a área superficial do FBP (m
2
). Já a taxa de aplicação
orgânica volumétrica pode ser definida como a razão entre a carga orgânica aplicada
(kgDBO/d) e o volume do FBP (m
3
).
Entretanto, para o caso de nitrificação, o dimensionamento da unidade é feito com base
na carga superficial de contato. O conceito de carga superficial de contato pode ser
definido como a razão entre a carga aplicada de um determinado substrato (gDBO/d,
por exemplo) e a área superficial total de meio suporte dentro do reator (m
2
). O
16
desempenho da unidade é avaliado com base na eficiência de remoção. Esta pode ser
definida como a razão entre a taxa de remoção de um substrato qualquer e a carga
superficial de contato aplicada deste mesmo substrato, conforme demonstra a Equação
8. A taxa de remoção de um substrato também é calculada levando em consideração a
área superficial de meio suporte e pode ser definida como a razão entre a carga
removida de um determinado substrato (gNH
4
+
-N/d, por exemplo) e a área superficial
total de meio suporte dentro do FBP (m
2
).
Ef (%) Rem. = (Taxa de Remoção)/(Carga Superficial de Contato Aplicada)
(Equação 8)
Segundo JORDÃO & PESSÔA (2005) os FBPs podem ser classificados em 3 classes:
Baixa, intermediária e alta taxa. A classificação dos FBPs é feita com base na carga
hidráulica e na carga orgânica a que são submetidos. A Tabela 4 apresenta um resumo
das principais características das 3 classes de FBPs.
Tabela 4 – Características típicas dos diferentes tipos de filtros biológicos percoladores.
Condições
Operacionais
Baixa Taxa
Taxa
Intermediária
Alta Taxa
Meio Suporte Pedra Pedra Pedra Plástico
Taxa de Aplicação
Superficial (m
3
/m
2
.d)
1-4 4-10 10-40 10-75
Taxa de Aplicação
Orgânica
(kgDBO/m
3
.d)
0,07-0,22 0,24-0,48 0,4-2,4 0,6-3,2
Razão de Recirculação 0 0-1 1-2 1-2
Moscas Muitas Variável Poucas Poucas
Arraste de Biofilme Intermitente Intermitente Contínuo Contínuo
Profundidade (m) 1,8-2,5 1,8-2,5 0,9-3,0 3,0-12,2
Remoção de DBO (%)
(efluente de decantador primário)
80-90 80-85 80-90 80-90
Remoção de DBO (%)
(efluente de Reator UASB)
55 - 45-65 -
Nitrificação Intensa Parcial Parcial Variável
Fonte: Adaptado de ALMEIDA (2007); SANTOS (2005); JORDÃO & PESSÔA
(2005).
No caso de FBPs que desempenham nitrificação, a classificação pode ainda ser feita
com base em duas possíveis configurações: único estágio e duplo estágio. Nos FBPs de
único estágio, a matéria orgânica é removida na parte superior do reator, enquanto a
17
nitrificação acontece nas camadas inferiores. Já na configuração de duplo estágio, dois
FBPs são utilizados em série, sendo que a matéria orgânica é removida no primeiro FBP
e a nitrificação ocorre apenas no FBP de segundo estágio (JORDÃO & PESSÔA,
2005). Segundo WEF (2000), um FBP pode ser classificado como de segundo estágio
quando a concentração de DBO afluente é inferior a 20mg/l ou a relação DBO/NTK
afluente é inferior a 1.
As recomendações de dimensionamento para alcance de elevadas eficiências de
nitrificação variam bastante dependendo da configuração comentada. Por esse motivo,
elas serão apresentadas através da discretização dessas possíveis configurações. No caso
de FBP de segundo estágio, o dimensionamento é feito com base na carga superficial de
contato de NH
4
+
-N. Segundo OKEY e ALBERTSON (1989a), eficiências de remoção
de NH
4
+
-N superiores a 90% são alcançadas quando aplicadas cargas superficiais de
contato inferiores a 1,2gNH
4
+
-N/m
2
.d.
Já os FBPs de único estágio que tratam efluentes de decantador primário têm sido
dimensionados com base na carga orgânica superficial de contato. Segundo METCALF
& EDDY (2003) a aplicação de 2,4gDBO/m
2
.d é capaz de garantir uma eficiência de
remoção de NH
4
+
-N de 90%. Entretanto, essa recomendação pode ser vista com
ressalvas. Conforme ilustra a Tabela 5 a seguir, alguns estudos vão ao encontro da
recomendação sugerida, entretanto, outros não, como os casos apresentados por HUI et
al. (1983) e PARKER e RICHARDS (1986).
18
Tabela 5 - Influência da aplicação da carga orgânica superficial de contato (gDBO/m
2
.d)
nas eficiências de remoção de amônia.
Fonte
Configuração do FBP
Carga Org. Superficial
de Contato
(gDBO/m
2
.d)
Ef. (%)
Rem. Amônia
Meio Suporte Altura (m)
BROWN &
CALDWELL
(EPA, 1980)
Pedra
(49m
2
/m
3
)
-
2,4 90
6,5 50
Crossflow
(89m
2
/m
3
)
-
2,4 90
6,5 50
HUI et. al.
(1983)
Crossflow
(98m
2
/m
3
)
6,1
2,4 60
6,5 20
PARKER & RICHARDS
(1986)
Crossflow
(98m
2
/m
3
)
4,9
2,4 90
6,5 50
Meio vertical
(98m
2
/m
3
)
4,9
2,4 60
6,5 25
OKEY e ALBERTSON (1991) propõem que o dimensionamento de FBPs de único
estágio seja feito com base nas taxas de remoção de NTK, que por sua vez é
influenciada pela relação DBO/NTK afluente. Dados coletados em 4 FBPs, preenchidos
com meios plásticos, permitiram aos autores demonstrar a existência dessa correlação, e
ainda, o desenvolvimento de uma equação que pudesse prever a taxa de remoção de
NTK média a ser alcançada para uma dada relação DBO/NTK afluente. A Equação
comentada pode ser identificada no texto como Equação 9 e os dados coletados que
geraram essa equação econtram-se ilustrados na Figura 9. WEF (2000), entretanto,
sugere que a taxa de remoção de NTK adotada em projeto seja o valor encontrado na
Equação 9, porém decrescida de 0,175 (-1 desvio padrão) de modo a se obter maior
segurança.
Uma vez prevista a taxa de remoção de NTK para uma dada relação DBO/NTK
afluente, torna-se possível calcular a carga superficial de contato de NTK que deve ser
aplicada para alcance de uma determinada eficiência conforme ilustra a Equação 8
anteriormente apresentada.
Tx. Remoção NTK (gNTK/m
2
.d.) = 1,086 (DBO/NTK)
-0,44
(Equação 9)
19
Figura 9 – Influência da relação DBO/NTK sobre as taxas de remoção de NTK
(OKEY e ALBERTSON, 1991).
Pode-se dizer que FBPs que tratam efluentes de reatores UASB não devem ser
considerados como de segundo estágio, pois efluentes de reatores UASB certamente não
apresentarão concentrações de DBO inferiores a 20mg/l. Por isso, a utilização da carga
superficial de contato de 1,2gNH
4
+
-N/m
2
.d não deve ser utilizada como parâmetro de
dimensionamento. Por ora, deve-se saber que a DBO em elevadas concentrações
deprecia as taxas de remoção de NH
4
+
-N, e por esse motivo elevadas eficiências de
remoção não poderiam ser obtidas. O efeito da matéria orgânica sobre as taxas de
remoção de NH
4
+
-N será melhor comentada no item 3.4.3.
Embora não possa ser classificado como de segundo estágio, o FBP que faz pós-
tratamento de efluente de reator UASB também não deve ser dimensionado a partir da
carga superficial de contato de 2,4gDBO/m
2
.d. Embora reatores UASB e decantadores
primários não sejam capazes de reduzir as concentrações de NH
4
+
-N presentes no
esgoto, pode-se dizer que os reatores UASB são capazes de gerar efluentes com
concentrações de DBO inferiores à de um decantador primário, e portanto tais efluentes
apresentarão uma menor relação DBO/NH
4
+
-N. Por esse motivo, a aplicação da carga
superficial de contato de 2,4gDBO/m
2
.d pode resultar na aplicação de uma elevada
carga superficial de contato de NH
4
+
-N, o que impediria certamente a obtenção de uma
elevada eficiência de remoção de NH
4
+
-N.
Taxa Remoção gNTK/m
2
.d
Relação DBO
5
/NTK
20
As cargas superficiais de contato de DBO e NH
4
+
-N que poderiam garantir elevada
eficiência de remoção de NH
4
+
-N nos FBPs que tratam efluentes de reatores UASB não
são consolidadas e nem sequer conhecidas. De qualquer forma, pode-se dizer que a
redução simultânea de ambas, ou de apenas uma, deverá garantir incrementos na
eficiência de remoção de NH
4
+
-N.
ALMEIDA (2007) foi o único trabalho encontrado na literatura que apresentou
resultados de um FBP pós-tratando efluente de reator UASB com condições
operacionais apropriadas para desempenhar nitrificação, ou seja, reduzidas cargas
superficiais de contato de DBO e NH
4
+
-N. O estudo foi realizado num FBP com 4
compartimentos reacionais de mesmo volume preenchidos com diferentes meios suporte
do tipo “downfllow hanging sponge”, anel randômico, escória de alto forno e aparas de
conduíte. Duas condições operacionais foram impostas à unidade. Primeiramente foi
utilizada uma TAS = 20m
3
/m
2
.d e uma COV = 0,43kgDBOm
3
.d. Em seguida, foram
adotadas uma TAS = 10m
3
/m
2
.d e uma COV = 0,24kgDBO/m
3
.d. A Figura 10 ilustra as
concentrações de N-amoniacal e a distribuição percentual das concentrações de cada
fase experimental. Em seguida, a Tabela 6 apresenta as cargas superficiais de contato de
N-amoniacal aplicadas e as eficiências e taxas de remoção obtidas em cada fase.
Figura 10 - Concentrações de N-amoniacal e distribuição percentual das concentrações
(ALMEIDA, 2007)
21
Tabela 6 – Cargas superficiais de contato, taxas de remoção e eficiências de remoção
médias de N-amoniacal nos FBPs (ALMEIDA, 2007).
O autor comenta que somente as condições operacionais da fase 2 puderam garantir
concentrações de N-amoniacal satisfatórios em relação ao antigo padrão de lançamento
da resolução CONAMA 357/2005 (20mgNH
4
+
/l). Ressalta-se que as concentrações
medianas e médias de N-amoniacal estiveram abaixo de 20mg/l e a distribuição
percentual indicou que as concentrações efluentes de N-amoniacal dos FBPs estiveram
abaixo de 20 mg/L em praticamente 100% dos casos, com exceção do FBP preenchido
por aparas de conduíte corrugado, que atendeu ao padrão de lançamento em 80% dos
casos (veja Figura 10).
Embora o trabalho quantifique a carga orgânica aplicada em termos de volume do
reator, o a Tabela 6 apresenta a área específica de cada meio suporte, bem como o
volume reacional de cada compartimento, o que permite calcular a carga superficial de
contato de DBO aplicada em cada meio suporte em ambas as fases experimentais.
O cálculo das cargas superficiais de contato de DBO e as cargas superficiais de contato
de N-amoniacal indicadas na Tabela 6 demonstram que cargas superficiais de contato
inferiores a 2,4gDBO/m
2
.d e 1,2gNH
3
-N/m
2
.d não foram capazes de garantir eficiências
de remoção superiores a 50%, o que corrobora para o entendimento de que estas
recomendaçãoes não garantem a obtenção de elevadas eficiências de remoção de
N-amoniacal em FBPs que tratam efluentes de reatores UASB. A Tabela demonstra
também, com exceção das aparas de conduíte, que os materiais de enchimento passaram
a apresentar maior eficiência de remoção de N-amoniacal quando reduzidas as cargas
22
superficiais de contato de DBO e N-amoniacal. Dessa forma, é possível que cargas
superficiais de contato inferiores às que foram apresentadas na Tabela 6 possam vir a
proporcionar maiores eficiências de remoção.
Com relação à aplicabilidade da Equação 9 como critério de dimensionamento pode-se
dizer que as médias das taxas de remoção de NTK obtidas foram em parte condizentes
com esta equação. Na fase 1, a relação DBO/NTK de 1,25 promoveria a obtenção de
uma taxa de remoção média de NTK de 0,98gNTK/m
2
.d. Nesta fase, as taxas de
remoção obtidas para os meios escória, anel, DHS e conduíte foram respectivamente de
1,46, 1,0, 1,25 e 0,54gNTK/m
2
.d. Na fase 2, a relação DBO/NTK de 1,83 garantiria uma
taxa de remoção de 0,83gNTK/m
2
.d. Nesta fase, as taxas de remoção verificadas para os
meios escória, anel, DHS e conduíte foram respectivamente de 0,78, 0,37, 0,70 e
0,13gNTK/m
2
.d.
Chama-se a atenção, entretanto, para a grande variabilidade das taxas de remoção de
NTK apresentada por todos os materiais de enchimento em ambas as fases conforme
ilustram as Figuras 11 e 12 a seguir. Com base na Equação 8 pode-se dizer que esta
variabilidade provocaria uma grande alternância das eficiências de remoção de NTK, o
que é indesejável. Assim, a utilização dessa equação também deve ser vista com
ressalvas.
Figura 11- Box & Whiskers das taxas de remoção de NTK da fase 1 (gNTK/m
2
.d)
23
Figura 12 - Box & Whiskers das taxas de remoção de NTK da fase 2 (gNTK/m
2
.d)
A taxa de remoção de NTK envolve a remoção de N-orgânico e N-amoniacal. A
literatura (WEF, 2000) explica que uma série de fatores físicos e ambientais pode
exercer influência sobre as taxas de remoção de N-amoniacal. Assim, possivelmente,
estes fatores devem ter sidos os responsáveis pela grande variabilidade das taxas de
remoção de NTK encontradas.
3.4 Fatores Físicos e Ambientais que Exercem Influência sobre as Taxas de
Remoção de N-amoniacal.
3.4.1 Limitações de Oxigênio e Amônia
As taxas de remoção de NH
4
+
-N num FBP variam segundo a disponibilidade de
oxigênio e amônia presentes nos esgotos. A baixa solubilidade do oxigênio em água e o
elevado requerimento estequiométrico deste elemento na nitrificação (4,25g O
2
/g
NH
4
+
-N oxidada) tornam o oxigênio o substrato limitante na maioria dos casos.
Alguns pesquisadores (WILLIAMSON e McCARTY, 1976; GÖNENC e
HARREMÖES, 1985; GULLICKS e CLEASBY, 1986) relatam que as taxas de
nitrificação em sistemas com biofilmes assumem uma cinética de ordem zero para
amônia quando a Equação 10 é satisfeita.
24
S
n
> (S
o
D
o
)/(V
n
D
n
) (Equação 10) Onde:
Sn, So = Concentrações de amônia (NH
4
+
-N) e OD no esgoto percolado (mg/l).
Dn, Do = Coeficientes de difusão para amônia (NH
4
+
-N) e OD (cm
2
/d).
Vn = Requerimento estequiométrico de O
2
na reação bioquímica (gO
2
/gNH
4
+
-N
oxidada)
A partir de um exemplo numérico demonstrado a seguir é possível constatar que as
taxas de remoção de NH
4
+
-N assumem uma cinética de ordem zero em relação à amônia
para baixas concentrações deste substrato e que a relação crítica entre as concentrações
de O
2
e NH
4
+
-N que determina o substrato limitante situa-se em torno de 0,4.
Dados admitidos:
S
o
= 9,0 mg/l (concentração de saturação de OD p/ temperatura de 20 °C)
D
o
= 2,2 cm
2
/d (temperatura de 20°C - WILLIAMSON e McCARTY, 1976)
D
n
= 1,3 cm
2
/d (temperatura de 20°C - WILLIAMSON e McCARTY, 1976)
V
n
= 4,25 (adotado a partir da Equação 4)
S
n
> (9*2,2)/(4,25*1,3)
S
n
> 3,6 mg/l
PARKER et. al. (1995) investigou a influência da concentração de amônia nas taxas de
remoção. O autor coletou amostras no topo ( 2,4 < H < 3,6m), no meio (1,2 < H <
2,4) e na base (0 < H < 1,2) de um FBP de segundo estágio (DBO afluente < 20mg/l) e
verificou que as taxas de remoção apresentavam uma cinética de ordem zero sempre
que a concentração de amônia ultrapassava 5 mg/l . A Figura 13 ilustra os dados
encontrados pelo o autor.
25
Figura 13 – Influência da concentração de amônia (mgNH
4
+
-N/l)
nas taxas de remoção de amônia (gNH
4
+
-N/m
2
.d) (PARKER et al., 1995)
DUDDLES et al. (1974), buscou investigar de que forma as concentrações de amônia
(NH
4
+
-N) e nitrato (NO
3
-
) poderiam variar ao longo de um FBP de segundo estágio
26
(DBO afluente < 20 mg/l). O autor identificou que a concentração de amônia sofria um
decréscimo linear até alcançar 4mg/l conforme pode ser notado na Figura 14. Entende-
se, portanto, que uma taxa constante de remoção de amônia (cinética de ordem zero) se
estabeleceu ao longo do FBP até que a concentração de 4mg/l pudesse ser alcançada.
Figura 14 – Perfil das concentrações de amônia (NH
4
+
-N) e nitrato (NO
3
-N)
(DUDDLES et al., 1974).
Diversos outros estudos propõem uma cinética de ordem zero para as taxas de remoção
de amônia quando a concentração de amônia ultrapassa uma faixa de 3 a 5 mg/l
(WILLIAMSON e McCARTY, 1976; GÖNENC e HARREMÖES, 1985; GULLICKS e
CLEASBY, 1986; BOLLER & GUJER, 1986; PARKER et al., 1989; OKEY &
ALBERTSON, 1989a; OKEY & ALBERTSON, 1989b; BOLLER et al., 1994;
BOLLER et al., 1997). Cabe ainda ressaltar que não foi encontrado durante a revisão
bibliográfica qualquer artigo que dissesse algo ao contrário, parecendo assim ser esta
uma questão consolidada. Desta forma, a literatura retrata que o substrato amônia não
provoca qualquer incremento ou decréscimo nas taxas de remoção de NH
4
+
-N em FBPs
a menos que o sistema alcance reduzidas concentrações dessa substância dentro do
reator.
Com relação ao OD, GÖNENC e HARREMÖES (1985) através de uma pesquisa com
Biodiscos perceberam que taxas de remoção de NH
4
+
-N com cinética de ordem zero
para amônia apresentavam incrementos com o aumento da concentração de OD. O autor
Entrada Saída
27
conseguiu obter uma elevada taxa de remoção de 5gNH
4
+
-N/m
2
.d para uma
concentração de OD de 29 mg/l.
OKEY e ALBERTSON (1989a) estudaram dados de 5 plantas de FBP de segundo
estágio (DBO afluente < 20mg/l) em escala piloto. A Tabela 7 descreve algumas
condições operacionais impostas a estas unidades.
Tabela 7- Condições operacionais dos FBPS de segundo estágio (em escala piloto)
estudados por OKEY & ALBERTSON (1989a)
Local do Estudo
Taxa de Aplicação Superficial
(TAS = m
3
/m
2
.d)
Meio
Suporte
Temperatura
(°C)
Afluente Recirculação Total
Arizona Nuclear Pilot Plant
(ANPP)
47 0 47 MVC 28-32
Arizona Nuclear Pilot Plant
(ANPP)
47 29 76
MVC
28-32
Arizona Nuclear Pilot Plant
(ANPP)
59 29 88
MVC
28-32
Midland, Mich 88 34 122 - 16-18
Midland, Mich 59 40 98 - 17-19
Sunnyvale, Calif. 71 94 165 - 13-20
Bloom Township, III 71 94 165 - 7-23
Garland (Duck Creek), Tex. - - 67 Crossflow 16-29
Nota: MVC (Meio Vertical Corrugado)
Os autores observaram a partir de dados coletados de Arizona Nuclear Pilot Plant
(ANPP) e Garland (Duck Creek), Tex. que as taxas de remoção de amônia variaram em
função da concentração de OD encontrada no esgoto efluente. Também se observou que
as taxas de remoção de amônia não eram influenciadas pelas cargas superficiais de
contato de NH
4
+
-N em situações com a mesma concentração de OD no efluente. De
modo geral, verificou-se um incremento nas taxas de remoção de amônia de
aproximadamente 0,25 gNH
4
+
-N/m
2
.d para cada incremento de 1 mg/l de OD no
efluente. A nível de informação, as cargas superficiais de contato de NH
4
+
-N foram
calculadas com base na TAS total e portanto levam em consideração a TAS utilizada na
recirculação. As Figuras 15, 16, 17 e 18 demonstram as correlações obtidas.
28
Figura 15 – Concentração efluente de amônia NH
4
+
-N de Arizona Nuclear Pilot Plant
(TAS total = 47m
3
/m
2
.d; Temperatura = 28 a 32 °C). (OKEY & ALBERTSON, 1989a)
Figura 16 – Concentração efluente de amônia NH
4
+
-N de Arizona Nuclear Pilot Plant
(TAS total = 76m
3
/m
2
.d; Temperatura = 28 a 32 °C). (OKEY & ALBERTSON, 1989a)
Tx. Remoção NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d) Tx. Remoção NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Carga Superficial de Contato NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
OD (mg/l)
OD (mg/l)
Carga Superficial de Contato NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
29
Figura 17 – Concentração efluente de amônia NH
4
+
-N de Arizona Nuclear Pilot Plant
(TAS total = 88m
3
/m
2
.d; Temperatura = 28 a 32 °C). (OKEY & ALBERTSON, 1989a)
Figura 18 – Concentração efluente de amônia NH
4
+
-N de Duck Creek Pilot Plant
(TAS total = 67m
3
/m
2
.d; Temperatura = 28 a 32 °C). (OKEY & ALBERTSON, 1989a)
OKEY e ALBERTSON (1989a) ao correlacionar as taxas de remoção de NH
4
+
-N com
as cargas superficiais de contato de NH
4
+
-N de todas as unidades piloto, identificaram
que as taxas de remoção apresentaram ótima correlação com as cargas superficiais de
contato de até 1,2gNH
4
+
/m
2
.d, obtendo-se sempre remoções próximas de 100%,
conforme ilustra a Figura 19. Entretanto, nenhuma correlação pôde ser estabelecida
quando as cargas superficiais de contato foram superiores a 1,2 gNH
4
+
/m
2
.d. Os autores
concluíram que cargas superficiais de contato inferiores a 1,2 gNH
4
+
-N/m
2
.d não estão
Tx. Remoção NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Carga Superficial de Contato NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Tx. Remoção NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Carga Superficial de Contato NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
OD (mg/l)
OD (mg/l)
30
sujeitas a limitações de OD e que duas cargas superficiais de contato idênticas
superiores 1,2 gNH
4
+
-N/m
2
.d poderão propiciar diferentes taxas de remoção
dependendo da concentração de OD encontrada no efluente.
Deve-se ressaltar que as eficiências próximas de 100% obtidas para as cargas
superficiais de contato de até 1,2 gNH
4
+
/m
2
.d foram alcançadas a partir de FBPs de
segundo estágio. Neste caso, o afluente normalmente apresenta reduzida concentração
de DBO. A influência da matéria orgânica na remoção de amônia é discutida no item
3.4.3.
Figura 19 – Correlação entre taxas de remoção e cargas superficiais de contato de
NH
4
+
N (OKEY e ALBERTSON, 1989a)
3.4.2 Interferência de Sólidos em Suspensão
Segundo BOLLER et al. (1990) a concentração de sólidos em suspensão no afluente
exerce um impacto negativo considerável sobre as taxas de remoção de NH
4
+
-N em
sistemas com biofilme, pois dificultam a difusão do substrato amônia. A Figura 20
ilustra que as taxas máximas de remoção de NH
4
+
-N em afluentes com concentração de
SST superior a 15mg/l são consideravelmente inferiores a aquelas encontradas em
afluentes com concentração de SST inferior a 15mg/l. No primeiro caso (SST > 15mg/l)
a média das taxas máximas de remoção encontradas pelo o autor foi de 1,8gNH
4
+
-
N/m
2
.d, enquanto no segundo caso (SST < 15mg/l) a média verificada foi de
2,68gNH
4
+
-N/m
2
.d. Os resultados foram alcançados em unidades de biodiscos e o a
Tx. Remoção NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Carga Superficial de Contato NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Linha de 100%
de remoção
31
afluente a estas unidades era previamente tratado. Neste pré-tratamento, além da
remoção da matéria orgânica, reduzidas concentrações afluentes de SST, inferiores a
15mg/l, puderam ser alcançadas através da utilização de filtros.
Figura 20 – Impacto dos SST sobre as Taxas de Remoção de Amônia
3.4.3 Interferência da Matéria Orgânica.
A presença da matéria orgânica no esgoto serve para promover o crescimento de
microorganismos heterotróficos que passam a disputar oxigênio e espaço no meio
suporte com os nitrificantes. Por possuírem taxas de crescimento muito superiores aos
microorganismos nitrificantes, a biomassa heterotrófica compete com sucesso por
oxigênio e espaço no meio suporte podendo assim impedir a presença da biomassa
nitrificante no biofilme (WEF, 2005).
A inibição da nitrificação pela presença da matéria orgânica é claramente evidenciada
através de perfis de concentração ao longo da profundidade do reator. O perfil de
concentração ilustrado na Figura 21, retirado de um estudo realizado por
PRESSINOTTI (2006), mostra que no topo do FBP ( 3m < H < 3,9m) a degradação de
DQO filtrada ocorre sem que haja qualquer oxidação de amônia. A oxidação da amônia
somente pode ser percebida quando as concentrações de DQO filt se tornaram inferiores
a 35mg/l. Com base nas equações de Monod, entende-se que a redução da concentração
de DQO filt. causa a diminuição da taxa de crescimento dos microorganismos
32
heterotróficos propiciando condições à biomassa nitrificante de disputar oxigênio e
espaço no meio suporte.
Figura 21 – Perfil das concentrações de NH
4
+
-N e DQO filt. (PRESSINOTTI, 2006)
Outras literaturas especializadas também comentam a inibição do desenvolvimento da
biomassa nitrificante devido à presença de matéria orgânica. WEF (2005) comenta que
a biomassa no interior do FBP passa a ter uma porção significante de microorganismos
nitrificantes quando a DBO e a DBO solúvel não ultrapassam respectivamente 20 e
15mg/l no interior do reator. Segundo WANNER & GUJER (1984) e PARKER e
RICHARDS (1986) Nitrosomonas e Nitrobacter não conseguem se desenvolver a
menos que a concentração de DBO solúvel no interior do reator torne-se inferior a
20mg/l.
A correlação entre a carga orgânica superficial de contato e a taxa de remoção de NH
4
+
-
N pode ser interpretada da seguinte forma. O perfil vertical da concentração de DBO de
um FBP submetido a reduzida carga orgânica superficial de contato tende a apresentar
valores inferiores ao perfil vertical de um mesmo FBP em que se aplique elevada carga
orgânica superficial de contato. Dessa forma, o FBP com menor carga orgânica
superficial de contato provavelmente apresentará maior quantidade de biomassa
nitrificante, pois segundo a equação de Monod quanto menor a concentração de DBO
mais reduzida é a taxa de crescimento dos heterotróficos. A maior quantidade de
biomassa nitrificante por sua vez implica na obtenção de maiores taxas de remoção de
NH
4
+
-N o que colabora para ocorrência de maiores eficiências de remoção de NH
4
+
-N.
33
Assim, adotar uma estratégia para obtenção de baixas concentrações de DBO efluente,
indiretamente se torna uma forma de se obter efluentes melhor nitrificados.
HARREMÖES (1981) correlacionou a eficiência de nitrificação com a concentração de
DBO efluente e constatou que baixas eficiências são alcançadas quando as
concentrações de DBO efluente são superiores a 20mg/l. O estudo também mostra que
as eficiências de remoção de amônia são incrementadas à medida que a concentração de
DBO efluente diminui. As conclusões do autor são contempladas pela Figura 22.
Figura 22 – Eficiência de nitrificação a partir da DBO (mg/l) efluente
(HARREMÖES, 1981).
3.4.4 Interferência da Taxa de Aplicação Superficial (TAS)
Segundo algumas fontes (PEARCE,2004; WEF,2000; PARKER et al.,1997;
PARKER,1995; WEF,1992; PARKER et al. 1990; CRINE et al., 1990 e MALINA et
al., 1971) a utilização de reduzidas TAS podem comprometer a eficiência de
molhamento dos meios suporte com elevada superfície específica acarretando a
obtenção de reduzidas taxas de remoção de NH
4
+
-N, pois regiões não umedecidas não
formam biofilme e portanto não contribuem na degradação do esgoto. Além disso,
regiões não umedecidas favorecem o aparecimento de moscas (Psychoda) que podem
exercer uma ação predatória ao biofilme nitrificante. O efeito adverso da predação sobre
as taxas de remoção de NH
4
+
-N é discutido no item 3.4.7.
34
WEF (2000) comenta que as taxas de remoção de NTK esperadas a partir da utilização
da Equação 9 somente são verificadas quando aplicadas TAS de aproximadamente 0,5
vezes a superfície específica do meio suporte.
CRINE et. al. (1990) investigou um FBP no qual o meio suporte plástico permaneceu
apoiado sobre uma base subdividida em 293 seções quadradas com 9cm
2
de área. Esta
subdivisão possibilitou investigar a distribuição do líquido dentro do reator através do
monitoramento do fluxo em cada uma dessas seções. Quando utilizadas reduzidas TAS
observou-se a inexistência de fluxo em diversas seções da base, evidenciando que a área
total de meio suporte deixava de ser totalmente umedecida.
CRINE et. al. (1990) reporta da literatura uma fórmula que permite avaliar a eficiência
de molhamento de meio suporte e encontra-se apresentada logo abaixo na Equação 11.
Entretanto, esta equação foi desenvolvida em FBPs com distribuidor fixo de esgoto.
Portanto, a aplicabilidade desta equação em distribuidores rotativos deve ser pesquisada.
Quanto ao valor que deve ser atribuído para a constante “Г”, o autor com base em dados
de seu experimento e de outros autores (ECKENFELDER et al., 1972; BRUCE and
MERKENS, 1973; HUTCHINSON, 1975; VAN DER GRAAF et al., 1977) sugere a
aplicação de um valor médio de 0,113.
Ef (%) = TAS/[TAS+ (Гx A
s
)] (Equação 11) Onde:
Ef (%) = Eficiência de molhamento
TAS = Taxa de aplicação superficial total (inclui recirculação) (m
3
/m
2
.d)
Г = Taxa de fluxo periférico (m
2
/d)
A
s
= Superfície específica do meio suporte (m
2
/m
3
)
Entretanto, como conciliar a aplicação de reduzidas cargas superficiais de contato de
DBO e NH
4
+
-N com TAS que possam garantir eficiências adequadas de molhamento do
meio suporte? Segundo WEF (1992) o problema pode ser resolvido com o uso de
recirculação e utilização de FBP com maiores alturas (7 a 12m). Deve-se atentar, porém,
que a utilização de maiores alturas é justificada apenas quando utilizados meios suporte
que apresentem elevado índice de vazios e reduzido peso específico. Do contrário, o
FBP poderá vir a ter problemas de ventilação e custos elevados de construção civil. A
fonte comenta também que a utilização de FBP de maior altura tem proporcionado
35
benefícios ao desempenho do processo somente em casos onde ocorre
comprometimento da eficiência de molhamento.
3.4.5 Interferência da Recirculação
ALMEIDA (2007) reporta da literatura diversos benefícios que a recirculação do
efluente pode proporcionar aos FBPs em termos de taxa de remoção de NH
4
+
-N. As
vantagens citadas são:
• Efetuar a diluição do esgoto a ser tratado ;
• Garantir o umedecimento adequado do biofilme mesmo nas horas de reduzida
vazão e o maior aproveitamento da superfície do meio suporte utilizado como
material de enchimento;
• Controlar o crescimento do biofilme;
• Promover o incremento de concentrações de oxigênio dissolvido no afluente;
• Possibilitar um novo contato entre o substrato e a biomassa;
• Reintrodução de microorganismos nitrificantes ao FBP quando a recirculação
praticada é do tipo Accelo.
Segundo JORDÃO & PESSÔA (2005), os tipos de recirculação praticados em FBPs
comumente adotam um dos três arranjos citados a seguir.
• Sistema de recirculação do tipo Biofiltro: Este sistema de recirculação foi
desenvolvido pela Companhia Dorr-Oliver e preconiza a recirculação do
efluente do FBP para o afluente do decantador primário (Arranjo A);
• Sistema de recirculação do tipo Aerofiltro: Retorna o efluente do decantador
secundário para o afluente do FBP (Arranjo B);
• Sistema de recirculação do tipo Filtro Accelo: Foi desenvolvido pela companhia
Infilco e adota recircular o efluente do FBP para o afluente do próprio filtro
(Arranjo C).
A Figura 23 ilustra os três tipos de arranjo de recirculação (A, B e C) comentados
36
Figura 23 – Principais Arranjos de recirculação praticados em FBP.
(JORDÃO & PESSÔA, 2005)
O principal parâmetro de controle da recirculação é denominado razão de recirculação
(R) e é expressa a partir da Equação 12
37
R = Qr/Qa (Equação 12), Onde:
R = Razão de Recirculação
Qr = Vazão do esgoto recirculado
Qa = Vazão do esgoto afluente à unidade.
3.4.6 Interferência do Meio Suporte
Segundo PARKER e RICHARDS (1986) a configuração geométrica do meio suporte
pode exercer influência sobre as taxas de remoção de NH
4
+
-N. Os autores demonstram o
caso de dois FBPs que submetidos às mesmas condições operacionais apresentaram
distintas eficiências de remoção de NH
4
+
-N. Os FBPs estudados estavam preenchidos
com meios plásticos do tipo “blocos vertical flow” e “blocos cross flow”, sendo o
último material aquele que apresentou melhor resultado. É possível que o “bloco
vertical flow” tenha garantido um menor tempo de contato entre o líquido e a biomassa
e que esta tenha sido a causa da menor eficiência apresentada (WEF, 2000).
A interferência da configuração do meio suporte também pode ser percebida no trabalho
de ALMEIDA (2007). Analisando a Figura 10 e a Tabela 6 percebe-se que as aparas de
conduíte é o meio suporte de maior superfície específica e portanto foi submetido às
menores cargas superficiais de contato de DBO e N-amoniacal. Entretanto foi aquele
que menor eficiência apresentou. Os anéis e os sistemas DHS também podem ser
comparados. Embora estejam submetidos a semelhantes cargas superficiais de contato
de DBO e N-amoniacal, por possuírem superfícies específicas próximas, nota-se
que o sistema DHS apresentou uma eficiência quase 50% superior aos anéis. Por fim,
cabe ressaltar que a melhor eficiência obtida aconteceu com a escória de alto forno,
justo aquele meio suporte com menor superfície específica.
3.4.7 Influência de Predadores
Diversos estudos têm relatado a presença de predadores de biofilme em FBPs. GUJER
& BOLLER (1986), observaram a presença de moscas (psychoda) e vermes numa
unidade em escala piloto. Num outro estudo, PALSDOTTIR & BISHOP (1997)
identificaram lesmas no biofilme. Lesmas, vermes e moscas (psychoda) foram também
observadas por PARKER et al. (1989). ANDELL et al. (1993) (citado por ANDERSON
38
et al., 1994), identificou 11 espécies de microfauna num biofilme de FBP sendo os
vermes das famílias Nadidae e Enchytraeidae as espécies dominantes (indivíduos/m
2
).
Neste mesmo estudo, moscas (psychoda), lesmas e insetos também foram identificados.
A presença de moscas (psychoda), vermes, lesmas e insetos em biofilmes de FBPs é
comentada também por outros autores (METCALF & EDDY, 1991; JORDÃO &
PESSÔA, 2005 e WEF,1992).
A literatura discute que tais predadores podem exercer efeitos extremamente adversos
às taxas de remoção de NH
4
+
-N. Segundo LEE e WELANDER (1994) e WEF (1992), a
população de nitrificantes pode ser depreciada pela presença destes predadores, o que
ocasiona uma subseqüente perda na capacidade de nitrificação. Eles podem também
provocar grande variabilidade das taxas de remoção de NH
4
+
-N (ALMEIDA , 2007).
Algumas técnicas têm sido propostas no intuito de controlar o crescimento de moscas.
BOLLER e GUJER (1986) inspecionaram o interior de um FBP e constataram que a
carga hidráulica de 48 m
3
/m
2
.d não garantia uma boa eficiência de molhamento da área
superficial de um meio suporte com superfície específica de 230m
2
/m
3
. As moscas
aproveitavam-se então dessas regiões do meio suporte não umedecidas para depositarem
seus ovos. Os autores ao incrementar a carga hidráulica para 72 m
3
/m
2
.d observaram
que o número de ovos por m
2
reduziram-se de 26 para quantidades negligenciáveis e um
aumento na taxa de remoção de amônia conseqüentemente ocorreu.
Outras técnicas no intuito de reduzir o aparecimento de moscas tem tido sucesso.
JORDÃO & PESSÔA (2005) recomendam inundar o meio suporte durante, no mínimo,
24 horas, considerando-se que o intervalo de cada inundação é estabelecido pelas
observações da proliferação periódica de moscas. PARKER et al. (1989) também
recomenda esta técnica para controle de moscas.
3.4.8 Interferência da Temperatura.
A discussão sobre o impacto das variações de temperatura nas taxas de remoção de
NH
4
+
-N em sistemas com biofilmes é complexa, pois diferentes efeitos ela poderá
causar. De modo resumido, três aspectos merecem destaque: a correlação entre
temperatura e a taxa de crescimento específico máxima (µ
máx
), o impacto da
39
temperatura nos coeficientes de difusão das espécies reagentes e o impacto da
temperatura nas concentrações de oxigênio.
Correlação entre temperatura e as taxas de crescimento específica (µ)
As taxas de crescimento específico máxima (µ
máx
) de organismos nitrificantes
apresentam incrementos com o aumento da temperatura. No EPA (1993) encontram-se
valores para nitrosomonas de 0,3 d
-1
para 10 °C, 0,65 d
-1
para 20°C e 1,2 d
-1
para 30°C.
Considerando que a velocidade de consumo de substrato aumenta diretamente
proporcional com o incremento de µ
máx
,
pode-se considerar que o aumento da
temperatura traz benefícios ao processo de nitrificação.
Impacto da temperatura nos coeficientes de difusão
Segundo OKEY e ALBERTSON (1989,b) os coeficientes de difusão do oxigênio e da
Amônia (NH
4
+
-N) tendem a aumentar com o incremento da temperatura conforme
ilustra a Figura 24. Deve-se relembrar que a Equação 7 demonstra que o transporte de
substrato no biofilme aumenta diretamente proporcional com o incremento do
coeficiente de difusão. Assim, o incremento da temperatura é benéfico ao processo de
nitrificação.
Figura 24 – Correlação entre temperatura e coeficientes de difusão para oxigênio
e amônia (NH
4
+
-N) (OKEY e ALBERTSON, 1989b).
40
Impacto da temperatura nas concentrações de oxigênio dissolvido.
A solubilidade do oxigênio tende a decrescer com o aumento da temperatura (JORDÃO
& PESSÔA, 2005). Considerando ser o OD o substrato limitante ao processo de
nitrificação, na maioria dos casos, entende-se que o aumento da temperatura produz um
efeito adverso ao processo de nitrificação.
Percebe-se, portanto, que o incremento da temperatura pode provocar ao mesmo tempo
efeitos benéficos e adversos às taxas de remoção de NH
4
+
-N em sistemas com
biofilmes. Na literatura, percebe-se discordâncias entre autores sobre o efeito da
temperatura nas taxas de remoção de NH
4
+
-N.
De um modo geral, WEF (1992) comenta que o incremento da temperatura tem
proporcionado benefícios em casos de FBPs que normalmente apresentam elevadas
taxas de remoção de amônia. Entretanto, efeitos não têm sido verificados em FBPs que
apresentam menores taxas de remoção de amônia. A mesma fonte comenta que fatores
como disponibilidade de OD, competitividade da biomassa heterotrófica, ciclos de
“sloughing”, predadores, eficiência de molhamento e substâncias tóxicas podem
obscurecer a avaliação do efeito da temperatura em sistemas de tratamento com
biofilme.
Para EPA (1998), a temperatura do esgoto não tem influência sobre o desempenho de
FBPs quando valores superiores a 15°C são observados. Um estudo realizado por
PRESSINOTTI (2006) vai ao encontro da conclusão de EPA (1998). Após operar um
FBP com esgoto a temperatura de 25°C, o autor não encontrou diferenças de
desempenho em relação a outros estudos com temperaturas próximas a 10°C.
3.4.9 Inteferência do pH e da Alcalinidade
A literatura especializada tem demonstrado em testes realizados com culturas puras e
em sistemas de tratamento com biomassa dispersa, como lodos ativados, que o pH
exerce uma enorme influência no processo de nitrificação. JORDÃO & PESSÔA (2005)
citam que a nitrificação praticamente cessa quando valores de pH tornam-se inferiores a
41
6,3. Os mesmos autores recomendam que a faixa ideal de pH encontra-se entre 7,2 e
8,6. Para CULP et al. (1980) o valor ideal de pH é 8,4.
No caso de sistemas com biofilme, o efeito do pH sobre as taxas de remoção de amônia
é muito pouco comentado na literatura. De um modo geral, nestes sistemas de
tratamento a nitrificação parece não ser tão influenciada por valores de pH.
BIESTENFELD et al. (1992) observaram que as taxas de remoção de amônia não
apresentaram boa correlação com uma variação de pH que oscilou entre 7 e 7,5.
Entretanto, é recomendável a manutenção de pH próxima a neutralidade evitando-se a
conversão de íon amônio (NH
4
+
-N) em amônia livre (NH
3
-N) e a conversão de nitrito
(NO
2
-
-N) em ácido nitroso (HNO
2
-N), pois tais substâncias são potencialmente tóxicas à
biomassa nitrificante. O efeito adverso destas substâncias é mais bem comentado no
item 3.4.9.
Conforme já discutido no item 3.1, a nitrificação exerce uma demanda teórica de
aproximadamente 7,1gCaCO
3
/gNH
4
+
-N oxidada. Isto significa dizer que uma redução
de 30 mgNH
4
+
-N/l na massa líquida provocaria um decréscimo de alcalinidade de
aproximadamente 213 mg CaCO
3
/l. Segundo LOEWENTHAL e MARAIS (1977)
quando a alcalinidade cai abaixo de 40 mg CaCO
3
/l há sérios problemas de redução
drástica de pH. Já WEF (2005) recomenda que a alcalinidade seja mantida numa faixa
entre 50 e 100 mg CaCO
3
/l no mínimo, a fim de evitar a depreciação do pH.
Segundo VON SPERLING (2005) a alcalinidade dos esgotos domésticos varia numa
faixa que vai de 100 a 250 mg CaCO
3
/l. Sendo assim, é possível que em muitos casos
seja necessário adicionar alcalinidade ao esgoto a fim de se obter elevadas eficiências de
nitrificação.
3.4.10 Interferência de Inibidores
Segundo FERREIRA (2000) determinadas substâncias inorgânicas, incluindo alguns
metais, são inibitórios para as nitrificadoras. Os metais pesados, em concentrações da
ordem de 10 a 20mg/l pode ser bem tolerados pelas nitrificadoras numa faixa de pH de
7,5 a 8,0. Os compostos inorgânicos identificados como inibidores potenciais da
nitrificação são os seguintes: Zinco, cianetos, percloratos, cobre, mercúrio, cromo,
42
níquel, prata, cobalto, tiocianatos, azida de sódio, hidrazina, cromato de potássio,
cádmio, arsênico trivalente, fluoretos, chumbo e sulfetos.
Das substâncias inorgânicas citadas acima, chama-se a atenção para o sulfeto caso o
FBP estiver desempenhando o papel de pós-tratamento de um algum sistema anaeróbio.
Deve-se lembrar que tecnologias anaeróbias formarão sulfeto sempre que existir sulfato
no afluente. Segundo AESOY et al. (1998) uma concentração de sulfeto superior a 0,5
mg/l pode causar efeitos consideravelmente negativos para a atividade nitrificante.
Deve-se ressaltar também que os microorganismos nitrificadores são sensíveis a certas
formas de nitrogênio, como amônia não ionizada ou amônia livre (NH
3
-N) e ácido
nitroso (HNO
2
-
-N). Segundo FERREIRA (2000) a amônia livre começa a inibição das
Nitrossomonas em concentrações de 10 – 150 mg/l e da Nitrobacter a partir de 1,0 mg/l.
O ácido nitroso inicia a inibição das Nitrossomonas e Nitrobacter na faixa de
concentração de 0,22 – 2,8 mg/l. As concentrações tanto do ácido nitroso como da
amônia livre são diretamente dependentes do pH e da temperatura, e das concentrações
respectivas de amônia ionizada (NH
4
+
-N) e nitrito (NO
2
-
-N) conforme demonstra as
Equações 13 e 14 (ANTHONISEN, 1976 e WIESMANN, 1994).
- Concentração de amônia livre (Equação 13)
S
NH3
= [(S
NH3
+ S
N
) x 10
pH
] / {[e
6344/(273 + t)
] + 10
pH
} Onde:
S
NH3
= Concentração de amônia livre (NH
3
-N)
S
N
= Concentração de amônio (NH
4
+
-N)
t = Temperatura em graus Celcius (°C)
- Concentração de ácido nitroso (Equação 14)
S
HNO2
= S
NO2
/ {[e
-2300/(273 + t)
] x 10
pH
} Onde:
S
HNO2
= Concentração de ácido nitroso (HNO
2
-N)
S
NO2
= Concentração de nitrito (NO
2
-N)
t = Temperatura em graus Celcius (°C)
43
Os organismos nitrificadores são suscetíveis também a vários inibidores orgânicos. A
Tabela 8 a seguir mostra uma lista de substâncias orgânicas que causam algum grau de
inibição.
Tabela 8- Compostos orgânicos inibidores da nitrificação
Composto Concentração que gera 50% inibição, mg/l
Acetona 2000
Dissulfeto de carbono 38
Clorofórmio 18
Etanol 2400
Fenol 5,6
Etileno diamina
17
Hexametileno diamina
85
Anilina <1
Monoetanolamina <200
Fonte: FERREIRA (2000)
44
4 MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 Descrição do Aparato Experimental
A pesquisa foi conduzida no Centro Experimental de Tratamento de Esgotos da
Universidade Federal do Rio de Janeiro (CETE/UFRJ). O aparato experimental da
pesquisa foi composto por grade de barras, desarenador, reator UASB, Filtro Biológico
Percolador e decantador secundário. Um dispositivo para recirculação do efluente do
FBP foi ainda implantada de modo que fosse possível praticar a modalidade de
recirculação do tipo Accelo. A Figura 25 ilustra o fluxograma das unidades de
tratamento utilizadas no experimento. Em seguida, cada item deste aparato é comentado
com maiores detalhes.
Figura 25 – Fluxograma do aparato experimental
4.1.1 Grade de Barras e Desarenador
O esgoto passava inicialmente por uma fase preliminar de tratamento composta por uma
grade de barras e um desarenador, ambos localizados dentro de um mesmo canal. A
grade de barras era do tipo média, com dimensões de ¼” por 2” e espaçamento de 1”. Já
o desarenador, do tipo canal, apresentava as seguintes dimensões: 0,40m de largura e
2,5m de comprimento. Semanalmente, manualmente, os resíduos retidos na grade e no
desarenador eram removidos de modo a garantir o bom funcionamento da etapa
preliminar. A Figura 26 a seguir ilustra o canal dotado de grade de barras e desarenador.
Recirculação
45
Figura 26 - Tratamento preliminar: grade de barras e desarenador
4.1.2 Reator UASB
Após passar pelo tratamento preliminar, o esgoto era encaminhado por gravidade a uma
estação elevatória de onde se realizava a alimentação do reator UASB. O recalque era
feito continuamente por uma bomba submersível modelo ABS Robusta 400, e o
controle de vazão era realizado por meio de um registro instalado na tubulação de
alimentação. A Figura 27 ilustra a estação elevatória e a tubulação de alimentação com
o registro de controle de vazão. O reator UASB apresentava um volume útil de 22m
3
e
tinha capacidade para atender a uma população da ordem de 500 habitantes. A Figura
28 ilustra a vista do reator UASB e, em seguida, a Tabela 9 apresenta as principais
características deste reator.
Gradeamento
Desarenador
Canalização de entrada
do esgoto bruto
46
Figura 27 - Vista da estação elevatória e da tubulação de alimentação
do reator UASB provida de registros para controle de vazão
Figura 28 -Vista do reator UASB
Tabela 9 - Características do reator UASB
Material Fibra de vidro
Diâmetro interno (m) 2,5
Altura total (m) 5,0
Volume útil (m
3
) 22,0
Estação
Elevatória
Tubulação de
Alimentação
Registros Desarenador
47
O esgoto então era recalcado desde a elevatória para parte superior do reator onde
existia uma caixa de distribuição composta de três vertedores Thompson nos quais era
possível verificar a vazão afluente à unidade. A Figura 29 ilustra a caixa de distribuição
(a) e os vertedores Thompson (b)
Figura 29 - Vista do topo do reator e detalhe da caixa e do sistema de distribuição
do esgoto afluente (a) e vertedores Thompson (b).
4.1.3 Filtro Biológico Percolador
O efluente do reator UASB era encaminhado por gravidade a uma segunda estação
elevatória de onde se procedia a alimentação do FBP. O recalque do esgoto para a parte
superior do FBP era feito por uma bomba da marca “NEMO” NETZSCH modelo
NM021BY01L06B , e o controle de vazão era realizado através de um inversor de
freqüência da marca WEG modelo CFW08 0040 B 2024 PSZ – 4A – T – IP20. Os
detalhes (a) e (b) da Figura 30 ilustram esse sistema de recalque.
(a) (b)
Figura 30 - Detalhes do sistema de recalque do Filtro Biológico Percolador
48
O esgoto, após ser recalcado ao topo do reator, era distribuído igualmente sobre o meio
suporte por meio de um sistema de distribuição do tipo fixo, construído a partir de
várias tubulações de pvc perfuradas com diâmetro de 25mm. A cada dois dias, a
alimentação do FBP era interrompida por cinco minutos para limpeza do sistema
distribuidor, de modo a evitar a ocorrência de entupimentos. A Figura 31 ilustra o
sistema de distribuição utilizado em funcionamento. Em seguida, a Figura 32 fornece
uma vista do FBP destacando seus principais detalhes construtivos e a Tabela 10
apresenta suas principais características.
Figura 31 - Sistema de distribuição do FBP em funcionamento
Tabela 10 - Características do FBP
Material Fibra de vidro
Área superficial (m
2
) 1,0 (1m x 1m)
Altura útil (m) 3,0
Volume útil (m
3
) 3,0
Janelas de ventilação (unid.) 4
49
Figura 32 - Vista do FBP e seus principais detalhes construtivos
O meio suporte utilizado ao longo da pesquisa foi do tipo anel randômico, fornecido
pela empresa AMBIO. Sua superfície específica era de 80m
2
/m
3
e seu índice de vazios
era de 95%. O produto entre a superfície específica do meio suporte e o volume útil do
reator indicou uma área superficial total de meio suporte de 240m
2
no interior do reator
A Figura 33 ilustra o anel randômico utilizado.
50
Figura 33 - Meio suporte do tipo anel randômico da empresa AMBIO
4.1.4 Decantador Secundário
Após percolar o meio suporte, o esgoto era encaminhado a um decantador secundário
através de um dreno de fundo localizado na base do FBP conforme já ilustrado
anteriormente na Figura 32.
O decantador secundário utilizado era estruturado em fibra
de vidro com seção superficial quadrada de lado igual a 1,7m e volume tronco-piramidal
com profundidade total de 2,2m, sendo 0,40m correspondentes ao volume de
sedimentação. A Tabela 11 a seguir apresenta as principais características do decantador
secundário. Em seguida, a Figura 34 ilustra a unidade de decantação secundária do FBP.
Tabela 11 - Características do decantador secundário
Material Fibra de vidro
Comprimento (m) 1,7
Largura (m) 1,7
Altura (m) 2,2
Volume útil (m
3
) 2,7
51
Figura 34- Decantador secundário do FBP
4.1.5 Tubulação de Recirculação
Do dreno de fundo do FBP era derivada uma tubulação que permitia recircular o esgoto
efluente do FBP de volta para a elevatória de alimentação desta unidade, sem que
passasse pelo decantador secundário, caracterizando portanto a modalidade de
recirculação como do tipo Accelo.
A tubulação de recirculação dispunha de três registros, de modo que fosse possível
controlar a vazão de recirculação do FBP. Fechando-se o registro n° 3 e abrindo-se o
registro n° 2, era possível mediante medição volumétrica, quantificar a vazão de
recirculação praticada. Já o controle de vazão era realizado por meio do ajuste no
registro n° 1. Uma vez ajustado, fechava-se o registro n°2 e abria-se novamente o
registro n°3, de modo que o esgoto recirculado voltasse a ser encaminhado para a
elevatória. Os detalhes (a) e (b) da Figura 35 ilustram a tubulação de recirculação e os
três registros de controle.
52
(a) (b)
Figura 35 - Sistema de recirculação do efluente do FBP
4.2 Plano de Amostragem e Parâmetros Físico-Químicos Avaliados
O plano de amostragem definiu três pontos fixos para coleta de amostras do esgoto
bruto afluente ao reator UASB (PC1) e do afluente (PC2) e do efluente (PC3) do FBP,
conforme ilustram os detalhes (a), (b) e (c) da Figura 36. Como é possível notar, o
esgoto bruto era coletado na canalização de entrada do tratamento preliminar, o afluente
do FBP coletava-se junto ao sistema distribuidor, localizado na parte superior do reator,
e o efluente do FBP era coletado na canaleta do decantador secundário.
(a) (b) (c)
Figura 36 – Pontos de coleta das amostras do esgoto bruto, afluente e efluente do FBP
53
O esgoto bruto, o afluente e o efluente do FBP foram caracterizados por amostras
compostas, coletadas de hora em hora, entre as 8:00 e 15h, com freqüência de
amostragem de uma vez por semana. Durante o período da coleta, as amostras eram
armazenadas em frascos plásticos de 1 litro, sob refrigeração a 4
o
C, no intuito de
preservar suas características físico-químicas. Ao fim da coleta, estas amostras eram
transportadas para o Laboratório de Engenharia do Meio Ambiente (LEMA) onde eram
processadas as análises de DQO, DBO, SST, NTK, NH
4
+
-N, NO
2
-
-N, NO
3
-
-N, pH,
alcalinidade e sulfetos. A Tabela 12 apresenta as metodologias utilizadas para a
avaliação de cada um desses parâmetros. Concentrações de amônia livre e ácido nitroso
também foram respectivamente calculadas com base nas Equações 13 e 14
anteriormente apresentadas.
Tabela 12 – Metodologias usadas para determinação de parâmetros físico-químicos
Parâmetro Métodologia Referência
DQO
Método 5220D – Refluxo Fechado
Colorimétrico
AWWA, 1998
DBO Método 5210B – Incubação 5 dias AWWA, 1998
SST
Método 2540D – Secagem 103 a 105 °C –
Parte 2
AWWA, 1998
NTK
Método 4500 – N-org. – C – Método
Semi-Micro Kjeldahl – Parte 4
AWWA, 1998
NH
4
+
-N
Método 4500 – NH
3
F – Método do
Indofenol
AWWA, 1998
NO
2
-N
Método 4500 – NO
2
D – Método
Colorimétrico – Parte 4
AWWA, 1998
NO
3
-N
Método 8171 (Cadmium Reduction
Method)
HACH, 2000
pH
Método 4500B – Potenciométrico – Parte
4
AWWA, 1998
Alcalinidade
Método MF – 441 R1 – Titulometria com
Indicador
FEEMA, 1983
Sulfeto Método 8131 - Azul de Metileno HACH, 2000
54
Além destes parâmetros foram também mensuradas a temperatura e a concentração de
OD (mg/l) do efluente do FBP bem como a temperatura do ar atmosférico. Tais
parâmetros foram analisados “in loco” através da utilização de um oxímetro de campo,
modelo DO 5510 da marca LUTRON, conforme ilustram os detalhes (a) e (b) da Figura
37. O detalhe (a) ilustra uma situação na qual está sendo realizada a medição de
temperatura e OD (mg/l) de uma amostra coletada do efluente do FBP. Já o detalhe (b)
caracteriza uma situação de medição da temperatura do ar atmosférico.
Figura 37 – Medição “in loco” de OD (mg/l) e temperatura
A temperatura e o OD eram ambos medidos duas vezes por dia, sempre às 10h e às 13h,
nos mesmos dias em que foram realizadas as coletas das amostras enviadas ao LEMA.
Durante a elaboração do plano de amostragem, entendeu-se que a canaleta do
decantador secundário não era o ponto de coleta mais apropriado para caracterização da
concentração de OD do efluente do FBP, pois a ação de ventos no local poderia
superestimar este resultado. Optou-se então por realizar a coleta a partir da tubulação de
recirculação do FBP, por meio do fechamento do registro número 3 e da abertura do
registro número 2, conforme ilustra a Figura 38. Como a medição de temperatura e OD
ocorriam simultaneamente no oxímetro, enfatiza-se que a temperatura do efluente do
FBP foi mensurada na mesma amostra coletada para análise de OD.
55
Figura 38 – Procedimento de coleta do efluente do FBP
para análise de OD e temperatura
Ressalta-se, entretanto, que todos os outros parâmetros analisados no efluente do FBP
referiram-se a amostras coletadas na canaleta do decantador secundário, conforme já
discutido e ilustrado através do detalhe (c) da Figura 36.
4.3 Fases Experimentais e Condições Operacionais da Pesquisa
O interior do FBP foi preenchido com os anéis randômicos no dia 13 de dezembro de
2007 e neste mesmo dia o sistema entrou em operação com uma TAS de 10m
3
/m
2
.d,
dando-se início à primeira fase da pesquisa (FB-1). Nesta, praticou-se também
recirculação do tipo Accelo com uma razão de recirculação igual a 1. Já o reator UASB
vinha sendo operado com um tempo de detenção hidráulico de 5 horas desde 30 de
março de 2005. Estas condições operacionais foram mantidas por 105 dias dando-se por
encerradas em 26 de março de 2008.
56
No dia 27 de março de 2008 foi iniciada a segunda fase da pesquisa (FB-2), por meio da
nova condição operacional, excluindo-se a manobra de recirculação do efluente do FBP.
Já o tempo de detenção hidráulico do reator UASB e a TAS do FBP foram mantidos em
5 horas e 10m
3
/m
2
.d, respectivamente. Estas condições operacionais foram mantidas por
91 dias dando-se por encerradas em 25 de junho de 2008.
Por fim, no dia 26 de junho de 2008 foi iniciada a terceira e última fase da pesquisa
(FB-3). Nesta fase a TAS do FBP foi reduzida para 5m
3
/m
2
.d e nenhum tipo de
recirculação foi praticada. Em relação ao reator UASB, o tempo de detenção hidráulico
permaneceu inalterado em 5 horas. Estas condições operacionais foram mantidas por 42
dias dando-se por encerradas em 6 de agosto de 2008.
As diferentes TAS aplicadas ao FBP ao longo da pesquisa resultaram em diferentes
tempos de detenção hidráulico e diferentes TAS no decantador secundário. Durante as
fases FB-1 e FB-2, o decantador secundário recebeu uma TAS de 3,46m
3
/m
2
.d,
originando um tempo de detenção hidráulico de 6 horas e 28 minutos. Já na fase FB-3, a
TAS aplicada foi de 1,73m
3
/m
2
.d o que gerou um tempo de detenção hidráulico de
12horas e 56 minutos. A seguir a Tabela 13 apresenta uma síntese das condições
hidráulicas operacionais praticadas ao longo das diferentes fases da pesquisa.
Tabela 13 – Síntese das fases experimentais e respectivas condições operacionais
Fase Período
Duração
(d)
UASB FBP Decantador Sec.
TDH
(h)
TAS
(m
3
/m
2
.d)
Razão de
Recirculação
(R)
TAS
(m
3
/m
2
.d)
TDH
(h)
FB-1 Dez/07 – Mar/08 105 5 10 1 3,46 6h 28'
FB-2 Mar/08 – Jun/08 91 5 10 - 3,46 6h 28'
FB-3 Jul/08 – Ago/08 42 5 5 - 1,73 12h 56'
Ao longo da pesquisa, distintas cargas superficiais de contato de DBO, NTK e N-
amoniacal foram de fato aplicadas, o que também colaborou para diferenciar as fases
FB-1, FB-2 e FB-3. Ressalta-se que na Fase FB-1 as concentrações afluentes ao FBP
foram oriundas da mistura entre o efluente do reator UASB e o efluente recirculado do
FBP, e neste sentido, as cargas superficiais de contato aplicadas foram calculadas
considerando-se a razão de recirculação, ou seja, a TAS utilizada foi de 20m
3
/m
2
.d. A
57
Tabela 14 ilustra as médias das cargas superficiais de contato de DBO, NTK e N-
amoniacal aplicadas nas diferentes fases operacionais.
Tabela 14 – Médias das cargas superficiais de contato de DBO, NTK e N-amoniacal
aplicadas nas diferentes fases operacionais.
Fase Período
Duração
(d)
Carga Superficial
de Contato de
DBO
(gDBO/m
2
.d)
Carga Superficial
de Contato de
NTK
(gNTK/m
2
.d)
Carga Superficial
de Contato de
NH
4
+
-N
(gNH
4
+
-N/m
2
.d)
FB-1 Dez/07 – Mar/08 105 3,4 3,4 2,0
FB-2 Mar/08 – Jun/08 91 1,7 2,0 1,5
FB-3 Jul/08 – Ago/08 42 1,0 1,1 0,8
4.4 Testes Estatísticos
Foram realizados testes estatísticos de hipóteses, não paramétricos, do tipo Kruskal-
Wallis, para a investigação da existência de diferenças significativas entre os resultados
das diferentes fases da pesquisa. Estes foram realizados com o auxílio do programa
Statistica 6.0 da Statsoft.
A escolha pela utilização de testes do tipo não paramétrico baseou-se em publicações
que têm demonstrado que as concentrações afluentes e efluentes de estações de
tratamento de esgotos seguem uma distribuição log-normal (METCALF & EDDY,
2003; OLIVEIRA, 2006).
58
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 Avaliação da Eficiência de Molhamento do Meio Suporte.
De acordo com a revisão bibliográfica (PEARCE,2004; WEF,2000; PARKER et
al.,1997; PARKER,1995; WEF,1992; PARKER et al. 1990; CRINE et al., 1990 e
MALINA et al., 1971) a elevada superfície específica dos meios suporte plásticos pode
não ser totalmente umedecida quando aplicadas reduzidas TAS. A Equação 11, proposta
por CRINE et al. (1990), foi utilizada para a construção do gráfico apresentado na
Figura 39. Este gráfico correlaciona a TAS com a eficiência de molhamento do meio
suporte utilizado na pesquisa, permitindo assim estimar a porcentagem da área total de
meio suporte que foi efetivamente umedecida em cada fase experimental. Além disso,
os cálculos da eficiência de molhamento nas fases FB-1, FB-2 e FB-3 são também
apresentados a seguir.
Figura 39 - Influência da TAS (m
3
/m
2
.d) sobre a eficiência de molhamento
do anel randômico (superfície específica = 80m
2
/m
3
)
• Eficiência de molhamento na Fase FB-1
Ef(%) = TAS/[TAS+(Гx A
s
)] = 20/[20+(0,113x80)] = 68%
• Eficiência de molhamento na Fase FB-2
Ef(%) = TAS/[TAS+(Гx A
s
)] = 10/[10+(0,113x80)] = 52%
59
• Eficiência de molhamento na Fase FB-3
Ef(%) = TAS/[TAS+(Гx A
s
)] = 5/[5+(0,113x80)] = 35%
De fato, os cálculos apresentados acima demonstram que as TAS utilizadas nas fases
FB-1, FB-2 e FB-3 não foram suficientes para promover o molhamento eficiente de toda
a superfície de meio suporte e que no presente caso totalizava a superfície disponível de
240m
2
. Estima-se que as TAS das fases FB-1 (10m
3
/m
2
.d + 100% rec.), FB-2
(10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (5m
3
/m
2
.d) tenham respectivamente permitido o molhamento de
apenas 68, 52, e 35% da superfície total, o que corresponderia ao uso efetivo de 163,
125 e 84m
2
.
Como apenas nas áreas umedecidas ocorre formação de biofilme, entende-se que seria
interessante avaliar o comportamento da unidade levando-se apenas estas em
consideração. Assim, no presente trabalho, foram criados os conceitos de carga
superficial de contato efetiva e taxa de remoção efetiva. A carga superficial de contato
efetiva pode ser definida como a razão entre a carga aplicada de um determinado
substrato (gNH
4
+
-N/d por exemplo) e a área superficial de meio suporte efetivamente
umedecida dentro do reator. Já a taxa de remoção efetiva pode ser expressa como a
razão entre a carga removida de um determinado substrato (gNH
4
+
-N/d, por exemplo) e
a área superficial de meio suporte efetivamente umedecida dentro do reator .
5.2 Análise de Desempenho de SST, DQO e DBO
As Figuras 40, 41 e 42 ilustram respectivamente as séries históricas das concentrações
de SST, DQO e DBO do esgoto bruto e do afluente e do efluente do FBP. Logo a
seguir, a Tabela 16 apresenta a estatística descritiva destas concentrações e as Figuras
43, 44 e 45 demonstram os respectivos percentis.
60
Figura 40 - Série histórica de SST (mg/l) do esgoto bruto e afluente e efluente do FBP
Figura 41 - Série histórica de DQO (mg/l) do esgoto bruto e afluente e efluente do FBP
Figura 42 - Série histórica de DBO (mg/l) do esgoto bruto e afluente e efluente do FBP
61
Tabela 16 - Estatística descritiva das concentrações de SST, DQO e DBO (mg/l) do
esgoto bruto e afluente e efluente do FBP
Parâmetro
N
o
dados Média D. Padrão Coef. Var.
FB-1
FB-2
FB-3
FB-1
FB-2
FB-3
FB-1
FB-2
FB-3
FB-1
FB-2
FB-3
SST
Esgoto 6 11 4 268 372
307 116 177 239 0,43 0,48 0,78
Afl. 6 12 5 58 39 35 25,20 16,40 10,14 0,43 0,42 0,29
Efl. 7 12 5 11 13 6 7,81 7,62 4,30 0,71 0,58 0,72
DQO
Esgoto 6 10 5 369 471
375 185,35 213,55 275,12 0,50 0,45 0,73
Afl. 6 12 5 108 105
104 51,66 50,99 46,34 0,48 0,49 0,45
Efl. 7 11 4 40 44 69 15,59 17,57 32,89 0,39 0,40 0,48
DBO
Esgoto 8 11 5 170 209
161 90,00 127,50 97,55 0,53 0,61 0,61
Afl. 5 10 5 40 40 48 16,68 11,32 14,98 0,41 0,27 0,32
Efl. 5 10 5 15 18 17 2,82 4,28 6,30 0,19 0,24 0,36
Figura 43 - Box & Whiskers de SST (mg/l) do esgoto bruto, afluente e efluente do FBP
Figura 44 - Box & Whiskers de DQO (mg/l) do esgoto bruto, afluente e efluente do FBP
62
Figura 45 - Box & Whiskers de DBO (mg/l) do esgoto bruto, afluente e efluente do FBP
Ao analisar a Tabela 16 percebe-se nas fases FB-1, FB-2 e FB-3 a obtenção de
reduzidas concentrações médias efluentes de respectivamente 11, 13 e 6 mg/l de SST,
40, 44 e 69 mg/l de DQO e 15, 18 e 17 mg/l de DBO. Testes estatísticos de Kruskal-
Wallis não identificaram diferenças significativas (α=5%) entre as concentrações
afluentes e entre as concentrações efluentes de SST, DQO e DBO. Portanto, é possível
que o desempenho de remoção do FBP em relação a estes parâmetros tenha sido o
mesmo independentemente das TAS aplicadas nas fases FB-1 (TAS =10m
3
/m
2
.d + R.
Rec. =1), FB-2 (TAS =10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (TAS = 5m
3
/m
2
.d).
Entretanto, quando analisado o percentil de 90% das concentrações de DQO e SST
percebe-se certa diferença de desempenho quando comparada a fase FB-3 em relação às
demais. Com relação à DQO, a fase FB-3 apresentou concentração de 101mg/l, para o
respectivo percentil, enquanto nas fases FB-1 e FB-2 apresentaram concentrações de 55
e 61mg/l. Estes resultados indicam que o FBP com meio plástico não deve ser operado
com TAS inferior a 10m
3
/m
2
.d. Já o percentil de 90% de SST da fase FB-3 foi de
11mg/l enquanto as fases FB-1 e FB-2 apresentaram respectivamente para o mesmo
percentil 21 e 22mg/l. Deve-se neste caso, entretanto, chamar a atenção que a TAS
aplicada no decantador secundário durante a fase FB-3 (1,73m
3
/m
2
.d) foi 50% inferior a
aquela aplicada durante as fases FB-1 e FB-2 (3,46m
3
/m
2
.d).
Diferentemente de outros Estados da Federação, as eficiências mínimas e as
concentrações máximas permitidas de DBO e SST estabelecidas pela DZ-215.R-3
63
variam em função da carga orgânica bruta gerada. A Tabela 17 apresenta as diferentes
eficiências mínimas requeridas e concentrações máximas efluentes permitidas de SST e
DBO em função da carga orgânica bruta gerada. Ressalta-se que a presente legislação
não faz restrições ao parâmetro DQO.
Tabela 17 – DZ-215.R-3: Diretriz de Controle de Carga Orgânica Biodegradável em
Efluentes Líquidos de Origem não Industrial
Carga Orgânica Bruta (C)
(KgDBO/d)
Eficiência Mín.
de Remoção (%)
Concentrações Máx. Permitidas (mg/l)
SST DBO
C ≤ 5 30 180 180
5 < C ≤ 25 60 100 100
25 < C ≤ 80 80 60 60
C > 80 85 40 40
Fonte: FEEMA
O desempenho do processo quando avaliado em relação ao padrão de lançamento de
esgotos sanitários do Estado do Rio de Janeiro (DZ-215.R-3), demonstrou um
atendimento de 100% dos resultados em relação às concentrações mais restritivas de
40mgSST/l e 40mgDBO/l pois concentrações máximas efluentes de SST e DBO não
ultrapassaram respectivamente 26 e 27 mg/l ao longo de todo o experimento.
As combinações entre as diferentes TAS utilizadas e as respectivas concentrações
afluentes ao FBP originaram a aplicação de distintas cargas orgânicas superficiais de
contato e superficiais de contato efetivas. A Figura 46 ilustra a série histórica das cargas
orgânicas superficiais de contato e superficiais de contato efetivas aplicadas ao FBP.
Logo a seguir, a Tabela 18 apresenta a estatística descritiva destas cargas e a Figura 47
demonstra os respectivos percentis.
64
Figura 46 - Série histórica das cargas orgânicas superficiais de contato
e superficiais de contato efetivas (gDBO/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Tabela 18 - Estatística descritiva das cargas orgânicas superficiais de contato e
superficiais de contato efetivas (gDBO/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Parâmetro
Carga Orgânica Superficial
de Contato
Carga Orgânica Superficial
de Contato Efetiva
FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3
N
o
Dados 5 10 5 5 10 5
Média 3,4 1,7 1,0 4,9 3,2 2,8
D. Padrão 1,39 0,47 0,31 2,04 0,91 0,89
Coef. Var. 0,41 0,28 0,32 0,41 0,28 0,32
Figura 47 - Box & Whiskers das cargas orgânicas superficiais de contato
e superficiais de contato efetivas (gDBO/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Testes estatísticos do tipo Kruskal-Wallis indicaram haver diferença significativa (α =
5%) entre as cargas orgânicas superficiais de contato aplicadas nas fases FB-1 e FB-3.
65
Embora a literatura afirme que a redução das cargas orgânicas superficiais de contato
propicia a obtenção de menores concentrações efluentes de DBO, isto não pôde ser
verificado entre as fases da pesquisa através da aplicação dos testes estatísticos.
Esta incoerência pode estar relacionada com a eficiência de molhamento do meio
suporte, pois quando avaliado o comportamento da unidade por meio das cargas
orgânicas superficiais de contato efetivas aplicadas nas distintas fases operacionais,
diferenças significativas (α = 5%) entre estas não foram verificadas quando aplicado o
teste estatístico de Kruskal-Wallis. Neste sentido, parece ser mais coerente estudar o
comportamento do FBP também em termos da área umedecida do meio suporte.
Os resultados de DBO obtidos nas três fases operacionais da pesquisa foram ainda
consolidados e confrontados a outros dados obtidos por SANTOS (2005) neste mesmo
FBP em condições operacionais de alta taxa (TAS=65m
3
/m
2
.d) e pós-tratando efluente
de reator UASB. Cabe ressaltar, entretanto, que durante a aplicação da TAS de
65m
3
/m
2
.d o interior do FBP esteve preenchido com meio suporte do tipo crossflow
com superfície específica de 160m
2
/m
3
.
A estatística descritiva das cargas orgânicas superficiais de contato e superficiais de
contato efetivas obtidas nos FBPs de alta e baixa taxa é apresentada na Tabela 19. Em
seguida a Tabela 20 apresenta a estatística descritiva das concentrações afluentes e
efluentes de DBO obtidas nos FBPs de alta e baixa taxa.
Tabela 19: Estatística descritiva das cargas orgânicas superficiais de contato e
superficiais de contato efetivas aplicadas ao FBPs de alta e baixa taxa
Parâmetro
Carga Orgânica Superficial
de Contato
Carga Orgânica Superficial
de Contato Efetiva
Alta taxa Baixa taxa Alta Taxa Baixa taxa
N
o
Dados 22 20 22 20
Média 5,6 1,9 7,17 3,6
D. Padrão 2,10 1,16 2,69 1,46
Coef. Var. 0,38 0,6 0,38 0,41
66
Tabela 20: Estatística descritiva das concentrações de DBO dos afluentes e efluentes
dos FBPs de Alta e baixa taxa
Parâmetro
Afluente FBP Efluente FBP
Alta taxa Baixa taxa Alta taxa Baixa taxa
N
o
Dados 22 20 22 20
Média 41 42 22 17
D. Padrão 15,53 13,29 9,90 4,53
Coef. Var. 0,38 0,32 0,44 0,26
Os testes estatísticos de Kruskal-Wallis indicaram haver diferença significativa (α =
5%) entre as cargas orgânicas superficiais de contato e entre as cargas orgânicas
superficiais de contato efetivas aplicadas nos FBPs de alta e baixa taxa. Entretanto,
diferenças significativas (α = 5%) entre as concentrações efluentes de DBO não
puderam ser observadas. A premissa de que a redução da carga orgânica aplicada
propicia a obtenção de menores concentrações efluentes de DBO somente pôde ser
observada quando comparados os percentis das concentrações efluentes de DBO dos
FBPs de alta e baixa taxa ilustrados na Figura 48. Nesta, observam-se concentrações
efluentes de 36 e 27mgDBO/l para os respectivos percentis de 90 e 75% no FBP de alta
taxa enquanto no FBP de baixa taxa concentrações efluentes de 22 e 20mgDBO/l são
observados para os mesmos percentis.
Figura 48 - Box & Whiskers das concentrações afluentes e efluentes de DBO (mg/l)
para FBPs de alta e baixa taxa
67
5.3 Influência das Cargas Superficiais de Contato de DBO e NH
4
+
-N e das
Cargas Superficiais de Contato Efetivas de DBO e NH
4
+
-N sobre o
Desempenho de Remoção de NH
4
+
-N.
A Figura 49 ilustra a série histórica das concentrações de NH
4
+
-N afluente e efluente do
FBP. Logo a seguir, a Tabela 21 apresenta a estatística descritiva das concentrações e
eficiências de remoção de NH
4
+
-N para as diferentes fases operacionais FB-1, FB-2 e
FB-3. Além disso, os percentis das eficiências de remoção de NH
4
+
-N das três fases
operacionais são complementarmente apresentados na Figura 50.
Figura 49 - Série histórica das concentrações de NH
4
+
-N (mg/l)
afluente e efluente do FBP
Tabela 21- Estatística descritiva das eficiências médias (%) de remoção de NH
4
+
-N e
das concentrações médias (mg/l) afluentes e efluentes do FBP
Parâmetro
Afluente FBP Efluente FBP Ef(%) Rem. NH
4
+
-N
FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3
N
o
Dados 11 12 6 12 12 6 9 12 6
Média 24 37 39 21 28 31 17 25 22
D. Padrão 8,21 4,07 4,94 6,21 5,20 6,70 8,65 13,18 8,17
Coef. Var. 0,34 0,11 0,13 0,30 0,19 0,22 0,51 0,54 0,37
68
Figura 50 - Box & Whiskers das eficiências (%) de remoção de NH
4
+
-N
A combinação entre as TAS utilizadas nas fases FB-1 (TAS = 10m
3
/m
2
.d + R. Rec. =
1), FB-2 (TAS = 10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (TAS = 5m
3
/m
2
.d) e as respectivas concentrações
afluentes de NH
4
+
-N ao FBP originaram a aplicação de distintas cargas superficiais de
contato e superficiais de contato efetivas de NH
4
+
-N. A Figura 51 ilustra a série
histórica das cargas superficiais de contato e superficiais de contato efetivas de NH
4
+
-N
aplicadas ao FBP. Logo a seguir, a Tabela 22 apresenta a estatística descritiva destas
cargas e a Figura 52 demonstra os respectivos percentis.
Figura 51 - Série histórica das cargas superficiais de contato e superficiais
de contato efetivas de NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d) aplicadas ao FBP
69
Tabela 22 - Estatística descritiva das cargas superficiais de contato e superficiais de
contato efetivas de NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Parâmetro
Carga Superficial
de Contato NH
4
+
-N
Carga Superficial
de Contato Efetiva de NH
4
+
-N
FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3
N
o
Dados 11 12 6 11 12 6
Média 2,0 1,5 0,8 3,0 3,0 2,3
D. Padrão 0,68 0,17 0,10 1,01 0,33 0,29
Coef. Var. 0,34 0,11 0,13 0,34 0,11 0,13
Figura 52 - Box & Whiskers das cargas superficiais de contato e superficiais
de contato efetivas de NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Na Tabela 21 observa-se a obtenção de eficiências médias de remoção de NH
4
+
-N de
17, 25 e 22%, respectivamente nas fases FB-1, FB-2 e FB-3. Pode-se dizer que estas
eficiências foram limitadas e insatisfatórias, e conseqüentemente acarretaram a obtenção
de elevadas concentrações médias efluentes de 21mgNH
4
+
-N/l na fase FB-1,
28mgNH
4
+
-N/l na fase FB-2 e 31mgNH
4
+
-N/l na fase FB-3.
Como discutido anteriormente no item 5.2, diferenças significativas (α=5%) entre as
cargas superficiais de contato de DBO nas fases FB-1 e FB-3 foram observadas e
indicaram que a carga superficial de contato de DBO da fase FB-3 foi inferior a da fase
FB-1. No presente caso, os testes estatísticos de Kruskal-Wallis também identificaram
diferenças significativas (α=5%) entre a carga superficial de contato de NH
4
+
-N
aplicada na fase FB-3 em relação a aquelas aplicadas nas demais fases.
70
Em princípio, esperava-se que a maior eficiência de remoção de NH
4
+
-N ocorresse na
fase FB-3, pois segundo a literatura a redução das cargas superficiais de contato de
DBO e NH
4
+
-N propicia a obtenção de melhores eficiências de remoção de NH
4
+
-N.
Entretanto, isto não pôde ser verificado por meio da aplicação dos testes estatísticos de
Kruskal-Wallis, pois diferenças significativas (α=5%) entre as eficiências de remoção
de NH
4
+
-N não puderam ser observadas.
Uma das possíveis explicações para o fato da fase FB-3 não ter apresentado maior
eficiência de remoção de NH
4
+
-N é a de que algum fator ambiental (OD, NH
4
+
-N,SST,
DBO, Temperatura, predadores, toxicidade, pH e alcalinidade) tenha exercido um
impacto negativo de maior magnitude sobre a taxa de remoção de NH
4
+
-N desta fase. A
Tabela 23 apresenta a estatística descritiva das taxas de remoção de NH
4
+
-N obtidas nas
três fases operacionais. Em seguida a Figura 53 ilustra os respectivos percentis.
Tabela 23 – Estatística descritiva das taxas de remoção de N-amoniacal (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Fase N
o
Dados Média D. Padrão Coef. Var.
FB-1 9 0,37 0,21 0,57
FB-2 12 0,38 0,23 0,59
FB-3 6 0,17 0,05 0,27
Figura 53 - Box & Whiskers das taxas de remoção de N-amoniacal (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Testes estatísticos de Kruskal-Wallis então realizados apontaram diferenças
significativas (α=5%) entre as taxas de remoção de N-amoniacal das fases FB-2 e FB-3.
Cabe ainda ressaltar que diferenças significativas entre as fases FB-3 e FB-1 também
71
puderam ser observadas quando admitida significância α = 10%. Neste sentido, é
possível supor que um ou mais de um fator ambiental (OD, NH
4
+
-N,SST, DBO,
Temperatura, predadores, toxicidade, pH e alcalinidade) tenham depreciado com mais
intensidade a taxa de remoção de NH
4
+
-N da fase FB-3. Chama-se a atenção também
para a grande variabilidade apresentada pelas taxas de remoção de NH
4
+
-N das fases
FB1 e FB-2, fato esse que também pode ser atribuído a influência de um ou mais de um
fator ambiental.
Entretanto, quando levado em consideração as eficiências de molhamento, recorda-se
que diferenças significativas (α=5%) entre as cargas superficiais de contato efetivas de
DBO não foram identificadas quando comparadas as três fases. Da mesma forma, os
testes estatísticos de Kruskal-Wallis também não identificaram diferenças significativas
(α=5%) entre as cargas superficiais de contato efetivas de NH
4
+
-N aplicadas nas três
fases. Assim, caso admitida a hipótese de que as cargas superficiais de contato efetivas
de DBO e NH
4
+
-N não tenham se diferenciado ao longo da pesquisa, é natural que as
eficiências de remoção de NH
4
+
-N também não apresentassem diferenças significativas.
As hipóteses de que as cargas superficiais de contato efetivas de DBO e NH
4
+
-N e
as eficiências de remoção de NH
4
+
-N tenham sido as mesmas ao longo da pesquisa,
obrigatoriamente leva a crer que as taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N, obtidas nas
fases FB-1, FB-2 e FB-3, também não tenham se diferenciado. De fato, diferenças
significativas entre estas não puderam ser observadas quando aplicado o teste estatístico
de Kruskal-Wallis (α=5%). A Tabela 24 apresenta a estatística descritiva das taxas de
remoção efetivas de NH
4
+
-N. Além disso, a Figura 54 ilustra os percentis obtidos.
Tabela 24 – Estatística descritiva das taxas de remoção efetivas de N-amoniacal
(gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Fase N
o
Dados Média D. Padrão Coef. Var.
FB-1 9 0,55 0,31 0,57
FB-2 12 0,74 0,44 0,59
FB-3 6 0,49 0,13 0,27
72
Figura 54- Box & Whiskers das taxas de remoção efetivas
de N-amoniacal (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Ressalta-se que assim como as taxas de remoção de NH
4
+
-N, as taxas de remoção
efetivas de NH
4
+
-N também apresentaram grande variabilidade conforme ilustra a
Figura 54. Por causa desta , as cargas superficiais de contato efetivas de NH
4
+
-N e as
eficiências de remoção de NH
4
+
-N não puderam apresentar boa correlação conforme
ilustra a Figura 55. Entende-se que a variabilidade das taxas de remoção efetivas possa
também ser atribuída à influência de um ou mais fatores ambientais (OD, NH
4
+
-N,SST,
DBO, Temperatura, predadores, toxicidade, pH e alcalinidade).
Figura 55 - Correlação entre as cargas superficiais de contato efetivas
e as eficiências de remoção de NH
4
+
-N.
73
5.4 Avaliação da Produção de N-Nitrito e N-Nitrato.
A Figura 56 ilustra a série histórica das concentrações geradas de NO
2
-
-N, NO
3
-
-N e
NO
2
-
-N + NO
3
-
-N. Estas concentrações foram calculadas pela diferença entre as
concentrações efluentes e afluentes ao FBP. Logo a seguir, a Tabela 25 apresenta a
estatística descritiva das concentrações geradas de NO
2
-
-N + NO
3
-
-N e a Figura 57
demonstra os respectivos percentis.
Figura 56 - Série histórica das concentrações geradas de NO
2
-
-N, NO
3
-
-N
e NO
2
-
-N + NO
3
-
-N (mg/l)
Figura 57 - Box & Whiskers das concentrações geradas de NO
2
-
-N + NO
3
-
-N (mg/l)
74
Tabela 25 – Estatística descritiva das concentrações médias
geradas de
NO
2
-
-N+ NO
3
-
-N (mg/l)
Fase N
o
Dados Média D. Padrão Coef. Var.
FB-1 8 5,3 1,74 0,33
FB-2 6 7,6 2,71 0,36
FB-3 4 3,9 1,08 0,28
A Tabela 25 indica ter havido a produção média de 5,3 mg/l de NO
2
-
-N + NO
3
-
-N na
fase FB-1, 7,6 na fase FB-2 e 3,9 na fase FB-3. Embora os resultados indiquem que o
FBP tenha apresentado um melhor desempenho na fase FB-2, testes estatísticos de
Kruskal-Wallis não identificaram diferenças significativas (α = 5%) entre estas
concentrações. Portanto, é possível que o reator tenha apresentado desempenho de
nitrificação equivalente em todas as fases da pesquisa.
5.5 Análise de Desempenho de NTK
A Figura 58 ilustra a série histórica das concentrações de NTK afluente e efluente do
FBP. Logo a seguir, a Tabela 26 apresenta a estatística descritiva das concentrações e
eficiências de remoção de NTK para as diferentes fases operacionais FB-1, FB-2 e FB-
3. Além disso, os percentis das eficiências de remoção de NTK das três fases
operacionais são complementarmente apresentados na Figura 59.
Figura 58 - Série histórica das concentrações de NTK (mg/l) afluente e efluente do FBP
75
Tabela 26- Estatística descritiva das eficiências médias (%) de remoção de NTK e das
concentrações médias (mg/l) afluente e efluente do FBP
Parâmetro
Afluente FBP Efluente FBP Ef(%) Rem. NTK
FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3
N
o
Dados 8 11 5 8 11 5 7 11 5
Média 41 49 54 37 41 44 9 17 18
D. Padrão 6,69 7,62 2,90 5,60 7,01 5,01 4,25 4,96 6,40
Coef. Var. 0,16 0,16 0,05 0,15 0,17 0,11 0,47 0,29 0,35
Figura 59 - Box & Whiskers das eficiências (%) de remoção de NTK
A combinação entre as TAS utilizadas nas fases FB-1 (TAS = 10m
3
/m
2
.d + R. Rec. =
1), FB-2 (TAS = 10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (TAS = 5m
3
/m
2
.d) e as respectivas concentrações
afluentes de NTK ao FBP originaram a aplicação de distintas cargas superficiais de
contato e superficiais de contato efetivas de NTK. A Figura 60 ilustra a série histórica
das cargas superficiais de contato e superficiais de contato efetivas de NTK aplicadas ao
FBP. Logo a seguir, a Tabela 27 apresenta a estatística descritiva destas cargas e a
Figura 61 demonstra os respectivos percentis.
76
Figura 60 - Série histórica das cargas superficiais de contato e superficiais
de contato efetivas de NTK (gNTK/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Tabela 27 - Estatística descritiva das cargas superficiais de contato e superficiais de
contato efetivas de NTK (gNTK/m
2
.d) aplicadas ao FBP
Parâmetro
Carga Superficial
de Contato NTK
Carga Superficial
de Contato Efetiva NTK
FB-1 FB-2 FB-3 FB-1 FB-2 FB-3
N
o
Dados 8 11 5 8 11 5
Média 3,4 2,0 1,1 5,0 3,9 3,2
D. Padrão 0,56 0,32 0,06 0,82 0,61 0,17
Coef. Var. 0,16 0,16 0,05 0,16 0,16 0,05
Figura 61 - Box & Whiskers das cargas superficiais de contato e superficiais
de contato efetivas de NTK (gNTK/m
2
.d) aplicadas ao FBP
A Tabela 26 indica eficiências médias de remoção de NTK de 9, 17 e 18% para as
respectivas fases FB-1, FB-2 e FB-3, as quais podem ser consideradas bastante
limitadas. Testes estatísticos de Kruskal-Wallis identificaram diferenças significativas
77
(α = 5%) entre a eficiência de remoção da fase FB-1 em relação às demais. Diferenças
significativas (α = 5%) entre as eficiências das fases FB-2 e FB-3 não foram
observadas.
Testes estatísticos do tipo Kruskal-Wallis indicaram haver diferença significativa (α =
5%) entre a carga superficial de NTK aplicada na fase FB-1 em relação as demais
cargas aplicadas nas fases FB-2 e FB-3. Já diferenças significativas (α = 5%) entre as
cargas das fases FB-2 e FB-3 não foram observadas. Portanto, pode-se supor que a
menor eficiência obtida na fase FB-1 seja devido a aplicação de maior carga de NTK
nesta fase da pesquisa.
Testes estatísticos do tipo Kruskal-Wallis também indicaram haver diferença
significativa (α = 5%) entre as cargas superficiais efetivas de NTK aplicadas nas fases
FB-1 e FB-3. Entretanto, quando assumido uma significância α = 10%, os testes
também indicaram diferenças entre as cargas das fases FB-1 e FB-2. Portanto, pode-se
novamente afirmar que a menor eficiência obtida na fase FB-1 se deve a aplicação de
maior carga de NTK nesta fase da pesquisa. Conseqüentemente, entende-se que para a
obtenção de maiores eficiências de remoção de NTK seria necessário reduzir ainda mais
as cargas superficiais de contato ou superficiais efetivas de contato efetiva de NTK.
De acordo com a literatura, a capacidade de remoção de NTK do FBP, avaliada em
termos de taxa de remoção ou remoção efetiva de NTK, é dependente da relação
DBO/NTK afluente. Segundo OKEY e ALBERTSON (1991) as taxas de remoção de
NTK decrescem à medida que a relação DBO/NTK aumenta. A Tabela 28 a seguir
apresenta a estatística descritiva da taxas de remoção e remoção efetiva de NTK obtidas
nas três fases operacionais e indica a relação DBO/NTK afluente encontrada em cada
fase.
Tabela 28 – Estatística descritiva das taxas de remoção e remoção efetivas de NTK
(gNTK/m
2
.d) do FBP e apresentação das relações médias DBO/NTK afluente
Parâmetro
Tx. de Remoção de NTK Tx. de Remoção Efetiva de NTK
FB-1
DBO/NTK = 1,0
FB-2
DBO/NTK = 0,9
FB-3
DBO/NTK = 0,9
FB-1
DBO/NTK = 1,0
FB-2
DBO/NTK = 0,9
FB-3
DBO/NTK = 0,9
N
o
Dados 7 11 5 7 11 5
Média 0,32 0,34 0,20 0,47 0,66 0,58
D. Padrão 0,19 0,10 0,07 0,28 0,18 0,19
Coef. Var. 0,59 0,28 0,32 0,59 0,28 0,32
78
Da Tabela 28 pode-se perceber que as relações médias DBO/NTK afluentes foram
praticamente as mesmas durante as três fases da pesquisa. Isto impossibilitou a
verificação da influência da relação DBO/NTK afluente sobre as taxas de remoção e
remoção efetivas de NTK. De qualquer forma, espera-se que estas taxas apresentassem
valores similares, uma vez que a relação DBO/NTK praticamente manteve-se constante.
De fato, diferenças significativas (α = 5%) não foram identificadas entre as taxas de
remoção de NTK e entre as taxas de remoção efetivas de NTK das fases FB-1, FB-2 e
FB-3, quando aplicado o teste estatístico de Kruskal-Wallis.
De acordo com a Equação 9 apresentada no capítulo Revisão Bibliográfica, a relação
DBO/NTK próxima de 1 deve garantir uma taxa de remoção de aproximadamente
1,0gNTK/m
2
.d. Por outro lado, observa-se que as médias das taxas de remoção e das
taxas de remoção efetivas de NTK apresentadas na Tabela 28 mostraram-se muito
inferiores ao valor sugerido pela a Equação 9. Destaca-se que as taxas de remoção de
NTK obtidas por ALMEIDA (2007) em FBP com anel randômico também não foram
condizentes com a Equação 9. Assim, recomenda-se a utilização criteriosa da referida
Equação face a estes resultados.
5.6 Influência de Fatores Ambientais sobre as Taxas de Remoção e Taxas de
Remoção Efetivas de NH
4
+
-N (gNH
4
+
-N/m
2
.d) em FBPs.
Conforme comentado no item 5.3 os testes estatísticos de Kruskal-Wallis indicaram
haver diferenças significativas entre as taxas de remoção de NH
4
+
-N das fases FB-2 e
FB-3 quando admitido uma significância α=5%, e diferenças significativas entre a fase
FB-3 e as demais puderam ser apontadas quando admitido uma significância α=10%.
Por outro lado, não foram observadas diferenças significativas entre as taxas de
remoção efetivas. Constatou-se também que tanto as taxas de remoção quanto as taxas
de remoção efetivas de NH
4
+
-N apresentaram grande variabilidade.
Entende-se que diversos fatores ambientais podem exercer influência sobre a remoção
de NH
4
+
-N. Neste sentido, este item da pesquisa busca investigar o porquê da grande
variabilidade apresentada pelas taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-
N, e também o motivo das diferenças significativas apresentadas entre as taxas de
remoção de NH
4
+
-N.
79
5.6.1 Influência do N-amoniacal sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N
Ao longo de todo o experimento as concentrações efluentes de NH
4
+
-N mantiveram-se
superiores a 10mg/l, conforme ilustra a série histórica apresentada na Figura 49.
Considerando que as taxas de remoção de amônia respondem a uma cinética de ordem
zero para concentrações de nitrogênio amoniacal superiores a uma faixa de 3 a 5mg/l
(WILLIAMSON e McCARTY, 1976; GÖNENC e HARREMÖES, 1985; GULLICKS e
CLEASBY, 1986; BOLLER & GUJER, 1986; PARKER et al., 1989; OKEY &
ALBERTSON, 1989a; OKEY & ALBERTSON, 1989b; BOLLER et al., 1994;
BOLLER et al., 1997), entende-se que o nitrogênio amoniacal disponível não tenha
exercido qualquer influência sobre as taxas de remoção de NH
4
+
-N.
5.6.2 Influência do OD sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção Efetivas
de NH
4
+
-N
A Tabela 29 apresenta a estatística descritiva das concentrações de OD encontradas nos
efluentes do FBP. Em seguida, a Figura 62 ilustra os percentis obtidos das
concentrações de OD.
Tabela 29 – Estatística descritiva das concentrações médias diárias de OD (mg/l).
Fase N
o
Dados Média D. Padrão Coef. Var.
FB-1 11 5,5 1,24 0,23
FB-2 12 4,9 1,42 0,29
FB-3 6 3,9 0,66 0,17
Figura 62 - Box & Whiskers das concentrações médias diárias
de OD (mg/l) efluente do FBP
80
Testes estatísticos do tipo Kruskal-Wallis identificaram diferenças significativas entre
as concentrações de OD das fases FB-1 e FB-3. Assim, em princípio, a diferença entre
as taxas de remoção de NH
4
+
-N das Fases FB-1 e FB-3 pode então ser atribuída à
diferença entre as concentrações médias de OD respectivamente disponíveis. Entretanto,
o mesmo não se pode dizer em relação às fases FB-2 e FB-3.
De modo que fosse possível evidenciar ainda mais a influência da disponibilidade de
OD sobre as taxas de remoção de NH
4
+
-N, o gráfico da Figura 63 ilustra a correlação
entre ambos nas três fases operacionais. Observa-se que as taxas de remoção de NH
4
+
-N
são incrementadas à medida que as concentrações de OD crescem. Conforme ilustra a
Figura 62, as concentrações de OD apresentaram grande variabilidade, podendo-se
também admitir que o OD tenha sido responsável pela variabilidade apresentada pelas
taxas de remoção de NH
4
+
-N.
Figura 63: Correlação entre a disponibilidade de OD e a taxa de remoção de NH
4
+
-N
Embora os testes estatísticos indiquem o OD como um possível responsável pelas
diferenças estatísticas (α=10%) entre as taxas de remoção de NH
4
+
-N das fases FB-1 e
FB-3, percebe-se na Figura 63 que as taxas de remoção de NH
4
+
-N da fase FB-3 são
inferiores às demais quando comparadas segundo a mesma disponibilidade de OD. Por
exemplo, para uma concentração de OD de 4,5mg/l, identifica-se na Figura 63 uma taxa
de remoção correspondente de aproximadamente 0,2gNH
4
+
-N/m
2
.d para a fase FB-3 e
de 0,35gNH
4
+
-N/m
2
.d para as demais fases. Assim, entende-se que além do OD, outro
81
fator ambiental possa também ter contribuído para a depreciação das taxas de remoção
da fase FB-3.
Com relação às taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N, a variabilidade apresentada por
estas pode também ser atribuída à variação da disponibilidade de OD. Assim como no
caso das taxas de remoção de NH
4
+
-N, a Figura 64 ilustra que as taxas de remoção
efetivas de NH
4
+
-N são incrementadas à medida que as concentrações de OD crescem.
Figura 64 - Correlação entre a disponibilidade de OD
e a taxa de remoção efetiva de N-amoniacal (gNH
4
+
-N/m
2
.d)
Como comentado no capítulo Revisão Bibliográfica, a aeração do esgoto em FBPs
depende da intensidade de ventilação da unidade que por sua vez é controlada pela
diferença de temperatura do ar entre as partes externa e interna do FBP (rever Figura 4).
Além diso,WEF (2000) e JORDÃO & PESSÔA (2005) concordam que ocorre uma
estagnação da ventilação quando este gradiente de temperatura alcança 2
o
C.
No presente estudo constatou-se que a concentração de OD do esgoto efluente
apresentou certa correlação com a diferença de temperatura entre o ar atmosférico e o
esgoto conforme ilustra a Figura 65. Entende-se, portanto, que a concentração de OD
presente no esgoto tenha sido influenciada pela intensidade de ventilação ocorrida no
FBP. Ressalta-se ainda que as equações das correlações, ilustradas no gráfico da Figura
65, indicaram que as menores concentrações de OD ocorreriam para um gradiente de
temperatura de 1,1
o
C ao invés de 2
o
C.
82
Figura 65 – Correlação entre a concentração de OD (mg/l) e o gradiente de temperatura
definido pela diferença entre a temperatura do ar atmosférico e do esgoto.
5.6.3 Influência da DBO sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N.
Conforme apresentado na Revisão Bibliográfica a presença da matéria orgânica serve
para promover o crescimento de microorganismos heterotróficos que passam a disputar
oxigênio e espaço no meio suporte com os nitrificantes. Por possuírem taxas de
crescimento muito superiores aos microorganismos nitrificantes, a biomassa
heterotrófica compete com sucesso por oxigênio e espaço no meio suporte, podendo
assim reduzir a presença da biomassa nitrificante no biofilme, o que conseqüentemente
reduz as taxas de remoção e as taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N. Entretanto, a
Equação 5 proposta por Monod revela que a taxa de crescimento dos heterotróficos é
sensível à concentração de DBO e que reduz-se à medida que decresce a concentração
deste substrato.
No item 5.2 discutiu-se que testes estatísticos de Kruskal-Wallis não apontaram
diferenças significativas (α=5%) entre as concentrações afluentes e entre as
concentrações efluentes de DBO nas fases FB-1, FB-2 e FB-3. Assim, é possível que o
perfil vertical da concentração de DBO dentro do reator tenha apresentado um
comportamento similar em todas as fases operacionais. Uma vez admitida esta hipótese,
pode-se dizer que a taxa de crescimento dos microorganismos heterotróficos ao longo
da profundidade do reator tenha sido equivalente durante as três fases da pesquisa, e
consequentemente afirmar que o efeito adverso da matéria orgânica sobre as taxas de
83
remoção de NH
4
+
-N tenha sido similar nas três fases operacionais. Desta forma, não é
possível afirmar que a matéria orgânica tenha sido o fator ambiental que provocou a
ocorrência da menor taxa de remoção de NH
4
+
-N na fase FB-3.
A tentativa de correlacionar as taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-
N, com as concentrações efluentes de DBO não apresentou bom resultado conforme
pode ser percebido nos gráficos das Figuras 66 e 67. A grande dispersão de dados
apresentada em ambos os gráficos leva a crer que a matéria orgânica exerceu menor
influência sobre a variabilidade das taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de
NH
4
+
-N quando comparada a outros fatores ambientais, tais como o OD.
Figura 66 – Correlação entre a concentração de DBO efluente do FBP (mg/l)
e a taxa de remoção de NH
4
+
-N
Figura 67 - Correlação entre a concentração de DBO efluente do FBP (mg/l)
e a taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N
84
5.6.4 Influência dos SST sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N.
Segundo BOLLER et al. (1990) a concentração de sólidos em suspensão no afluente
pode exercer um importante impacto negativo sobre as taxas de remoção de amônia. No
presente trabalho, já discutiu-se no item 5.2 que testes estatísticos de Kruskal-Wallis
não identificaram diferenças significativas (α =5%) entre as concentrações afluentes de
SST das três fases operacionais. Desta forma, também não é possível afirmar que os
SST tenham sido o causa da menor taxa de remoção de NH
4
+
-N da fase FB-3.
A tentativa de correlacionar as taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N
com as concentrações afluentes de SST não apresentou bom resultado conforme pode
ser percebido nos gráficos das Figuras 68 e 69. Da mesma forma que a DBO, a grande
dispersão apresentada em ambos os gráficos leva a crer que os SST exerceram menor
influência sobre a variabilidade das taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de
NH
4
+
-N quando comparados a outros fatores ambientais, tais como o OD.
Figura 68 - Correlação entre a concentração de SST afluente do FBP (mg/l)
e a taxa de remoção de NH
4
+
-N
85
Figura 69 - Correlação entre a concentração de SST afluente do FBP (mg/l)
e a taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N.
5.6.5 Influência da Alcalinidade e do pH sobre as Taxas de Remoção e Taxas de
Remoção Efetivas de NH
4
+
-N.
Descartou-se a possibilidade das taxas de remoção terem variado em função de algum
déficit de alcalinidade. WEF (2006) recomenda que a alcalinidade seja mantida, no
mínimo, numa faixa entre 50 e 100mgCaCO
3
/l, a fim de evitar a depreciação do pH.
Como demonstram os gráficos da Figura 70, foi mantida a alcalinidade acima de
100mgCaCO
3
/l ao longo de todo o experimento. Conseqüentemente, também não se
observa na Figura 70 a redução dos valores de pH quando comparados o afluente e o
efluente. Destaca-se ainda que o pH foi mantido acima de 7 em 89% do tempo.
Investigou-se também a possibilidade dos diferentes valores de pH terem exercido
influência sobre as taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N. Para tanto,
tentou-se estabelecer correlações entre ambos conforme ilustram os gráficos das Figuras
71 e 72. Percebe-se a inexistência de boa correlação em ambos os gráficos o que
permite deduzir que o pH não exerceu grande influência sobre as taxas de remoção e
taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N.
Pode-se portanto afirmar que a alcalinidade e o pH não foram os responsáveis pela
variabilidade das taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N, assim como
86
também não faz sentido atribuir a estes parâmetros a causa da reduzida taxa de remoção
de NH
4
+
-N da fase FB-3.
Os resultados obtidos reforçam a teoria de que a nitrificação em sistemas com biofilme
não são fortemente influenciadas pelo pH (BIESTENFELD et al. ,1992). Entretanto,
cabe ressaltar que valores afastados da neutralidade podem formar amônia livre ou
ácido nitroso em concentrações tóxicas ao seres nitrificantes e conseqüentemente
influenciar o desempenho da unidade.
Figura 70 - Série histórica dos valores de alcalinidade carbonato (mg/l) e Ph
Figura 71 - Correlação entre o pH efluente do FBP (mg/l)
e a taxa de remoção de NH
4
+
-N.
87
Figura 72 - Correlação entre pH efluente do FBP
e a taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N.
5.6.6 Influência da Temperatura do Esgoto sobre as Taxas de Remoção e Taxas
de Remoção Efetivas de NH
4
+
-N.
A influência da temperatura do esgoto sobre as taxas de remoção e taxas de remoção
efetivas de NH
4
+
-N também foi analisada tentando-se estabelecer correlações entre
ambas conforme ilustram as Figuras 73 e 74.
Figura 73 – Correlação entre a temperatura do esgoto (
o
C)
e a taxa de remoção de NH
4
+
-N.
88
Figura 74 - Correlação entre a temperatura do esgoto (
o
C)
e a taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N.
Ao analisar as Figuras acima, percebe-se que na Fase FB-2 a taxa de remoção e a taxa
de remoção efetiva de NH
4
+
-N não demonstraram boa correlação com a temperatura. Já
nas fases FB-1 e FB-3, alguma correlação pode ser observada em ambas as Figuras. Em
princípio, pode-se admitir que estas correlações obtidas não sejam coerentes, pois
indicam que a taxa de remoção e a taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N foram
incrementadas a partir do decaimento da temperatura. Possivelmente, a interferência de
outros fatores ambientais, tais como o OD, possa ter provocado a imposição desta falsa
correlação.
De fato, ao correlacionar estes dados de temperatura com a disponibilidade de OD pôde-
se obter uma boa correlação, conforme ilustra a Figura 75. Assim, pode-se concluir que
a disponibilidade de OD tenha sido responsável pela falsa impressão de que as taxas de
remoção de amônia tenham sido incrementadas em função do decréscimo da
temperatura.
89
Figura 75 – Correlação entre os dados de temperatura (
o
C) das Figuras 73 e 74
com a concentração de OD do efluente do FBP (mg/l).
Pode-se portanto admitir que a temperatura não tenha sido responsável pela
variabilidade das taxas de remoção e taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N, assim como
também não faz sentido dizer que tenha sido ela a responsável pela reduzida taxa de
remoção de NH
4
+
-N da fase FB-3. Estes resultados reforçam a teoria de que a
temperatura não exerce grande influência sobre a remoção de NH
4
+
-N (WEF,2000;
EPA,1998; PRESSINOTTI,2006).
5.6.7 Efeitos de Toxicidade sobre as Taxas de Remoção e Taxas de Remoção
Efetivas de NH
4
+
-N.
Os detalhes (a) e (b) da Figura 76 ilustram respectivamente as concentrações de amônia
livre (NH
3
-N) e ácido nitroso (HNO
2
-N) contidas no efluente do FBP ao longo do
experimento. Observa-se que em 100% do tempo as concentrações de amônia livre e
ácido nitroso mantiveram-se inferiores a 0,52 e 0,003 mg/l. De acordo com FERREIRA
(2000) a amônia livre inibe a ação das nitrossomonas segundo concentrações
compreendidas entre 10 e 150 mg/l e da nitrobacter a partir de 1,0 mg/l. Por outro lado
o ácido nitroso inibe a ação das nitrossomonas e nitrobacter segundo concentrações
compreendidas entre 0,22 e 2,8 mg/l. Desta forma, descartou-se qualquer possibilidade
das taxas de remoção terem variado em função de algum efeito tóxico por parte destas
substâncias.
90
Apenas três análises de sulfeto foram realizadas. Todas as três dizem respeito ao
afluente do FBP durante a fase FB-3 e indicaram concentrações de 3, 1,9 e 2,1 mg/l.
Segundo AESOY et al. (1998), concentrações de sulfeto superiores a 0,5 mg/l podem
causar efeitos consideravelmente negativos para a atividade nitrificante. Assim, é
possível que o sulfeto tenha contribuído para a depreciação da taxa de remoção e da
taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N. Infelizmente a quantidade de análises foi limitada e
todas foram realizadas numa única fase da pesquisa, o que não permite a avaliação de
que esta substância tenha sido responsável pela menor taxa de remoção de NH
4
+
-N
obtida na fase FB-3, ou ainda, pelas variabilidades apresentadas pela taxa de remoção e
pela taxa de remoção efetiva de NH
4
+
-N.
(a) (b)
Figura 76: Série histórica das concentrações de amônia livre (NH
3
-N)
e ácido nitroso (HNO
2
-N) do efluente FBP (mg/l).
5.6.8 Interferência de Predadores
Ao longo de todo o experimento, porém de forma intermitente, foi possível observar a
presença de moscas no topo do reator. Estes seres possam talvez ter exercido efeitos
predatórios ao biofilme e consequentemente terem prejudicado o desempenho da
unidade em termos de remoção de NH
4
+
-N. Talvez, possam também ser responsáveis
pela variabilidade das taxas de remoção e remoção efetiva de NH
4
+
-N, em função da
presença ou ausência das moscas. Entretanto, a quantidade e a periodicidade da
presença destes organismos não foi avaliada, e por isso, atribuir a eles qualquer
influência sobre o desempenho do reator deve ser visto com ressalvas.
91
Ressalta-se ainda que de acordo com a revisão bibliográfica a presença de moscas
durante o experimento pode ser considerada um indício de que as taxas de aplicação
superficiais utilizadas não foram suficientes para promover o umedecimento de toda a
área superficial do meio suporte. Segundo GUJER e BOLLER (1986) e PARKER et al.
(1989) estes seres aproveitam-se de regiões do meio suporte não umedecidas para
depositarem seus ovos.
5.7 Discussão sobre a Influência da Configuração Geométrica do FBP sobre a
Eficiência de Remoção de NH
4
+
-N
Considerando que as reduzidas TAS utilizadas nas fases FB-1 (TAS = 10m
3
/m
2
.d + R.
Rec. = 1), FB-2 (TAS = 10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (TAS = 5m
3
/m
2
.d) tenham sido insuficientes
para umedecer toda a área superficial de meio suporte, entende-se que a configuração
geométrica do reator possa exercer uma grande influência sobre o seu desempenho. De
forma que esta premissa seja discutida, é suposto que o FBP, segundo o mesmo volume,
passasse a apresentar diferente configuração geométrica, na qual sua área superficial
fosse alterada de 1m
2
para 0,25m
2
e sua altura elevada de 3m para 12m.
Admitindo-se que a vazão afluente a ser tratada em cada fase da pesquisa fosse mantida,
a nova configuração geométrica implicaria na utilização de TAS de 40m
3
/m
2
.d + R.
Rec. =1 na fase FB-1, 40m
3
/m
2
.d na fase FB-2 e 20m
3
/m
2
.d na fase FB-3.
Entende-se que as maiores TAS utilizadas para esta configuração de FBP pudessem
proporcionar melhor eficiência de molhamento do meio suporte. Também com base na
equação de CRINE et al. (1990) (Equação 11), estima-se que as novas TAS
apresentadas garantiriam eficiências de molhamento de 90, 82 e 69%, as quais
corresponderiam a usos efetivos de 216, 197 e 166m
2
, resultando nas seguintes
eficiências de molhamento:
• Eficiência de molhamento na Fase FB-1
Ef(%) = TAS/[TAS+(Гx As)] = 80/[80+(0,113x80)] = 90%
• Eficiência de molhamento na Fase FB-2
Ef(%) = TAS/[TAS+(
Гx As)] = 40/[40+(0,113x80)] = 82%
92
• Eficiência de molhamento na Fase FB-3
Ef(%) = TAS/[TAS+(Гx As)] = 20/[20+(0,113x80)] = 69%
Para estas novas áreas efetivas de meio suporte, calculadas para a altura de 12m de meio
suporte, procedeu-se então o cálculo das novas cargas superficiais de contato efetivas de
DBO e NH
4
+
-N. Assim, a Tabela 30 confronta as médias das cargas superficiais de
contato efetivas de DBO e NH
4
+
-N para as alturas de 3 e 12 metros.
Tabela 30: Comparação das médias das cargas superficiais de contato efetivas de DBO
e NH
4
+
-N nos FBP com alturas de 3 e 12 metros
Fase
Carga Superficial de Contato
Efetiva DBO (g/m
2
.d.)
Carga Superficial de Contato
Efetiva NH
4
+
-N (g/m
2
.d.)
H = 3m H = 12m H = 3m H = 12m
FB-1 4,94 3,73 3,00 2,27
FB-2 3,24 2,05 2,96 1,88
FB-3 2,83 1,43 2,30 1,17
Observa-se que as cargas superficiais de contato efetivas para a altura de 12 metros
decresceram 25, 37 e 50%, respectivamente nas Fases FB-1, FB-2 e FB-3, quando
comparadas as alturas de meio suporte de 3 e 12 metros.
Com base na literatura, admite-se que a redução das cargas superficiais de contato
efetivas de NH
4
+
-N não influencia as taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N, a menos
que concentrações efluentes inferiores a uma faixa de 3 a 5mg/l de NH
4
+
-N venham a
ser alcançadas (WILLIAMSON e McCARTY, 1976; GÖNENC e HARREMÖES,
1985; GULLICKS e CLEASBY, 1986; BOLLER & GUJER, 1986; PARKER et al.,
1989; OKEY & ALBERTSON, 1989a; OKEY & ALBERTSON, 1989b; BOLLER et
al., 1994; BOLLER et al., 1997). Com base nesse princípio, entende-se que a mesma
taxa de remoção efetiva obtida no experimento, para a altura de meio suporte de 3m,
seja mantida no exercício de simulação para a altura de 12m. Portanto, dividindo-se as
novas cargas superficiais de contato efetivas de NH
4
+
-N, calculadas para a altura de
12m, pelas taxas de remoção efetivas obtidas para a altura de meio suporte de 3m,
entende-se que é possível descobrir as eficiências de remoção de NH
4
+
-N a serem
obtidas no FBP com 12 metros de altura. A rotina de cálculo encontra-se apresentada na
Tabela 31. Os cálculos efetuados em cada coluna são previamente explicados.
93
Coluna 1: Indica as fases da pesquisa.
Coluna 2: Indica os dias em operação do experimento
Coluna 3: Indica as concentrações efluentes do reator UASB. Vale lembrar que na fase
FB-1 as concentrações apresentadas contemplam o efluente recirculado do FBP
Coluna 4: Indica as concentrações efluentes do FBP.
Coluna 5: Indica as taxas de remoção efetivas de NH
4
+
-N obtidas durante a pesquisa.
Vale lembrar que para realização destes cálculos as TAS a serem adotadas nas fases FB-
1, FB-2 e FB-3 são 20m
3
/m
2
.d, 10m
3
/m
2
.d e 5m
3
/m
2
.d respectivamente. Já as áreas de
meio suporte devidamente umedecidas nas três fases foram de 163, 125 e 84m
2
.
Coluna 6: Indica as cargas superficiais de contato efetivas de NH
4
+
-N supostamente
aplicadas no FBP com altura de 12 metros. Vale lembrar que para realização destes
cálculos as TAS a serem adotadas nas fases FB-1, FB-2 e FB-3 são 80m
3
/m
2
.d,
40m
3
/m
2
.d e 20m
3
/m
2
.d respectivamente. Já as áreas de meio suporte devidamente
umedecidas nas três fases foram de 216, 197 e 166m
2
.
Coluna 7: Indica as eficiências de remoção de NH
4
+
-N esperadas no FBP com altura de
12 metros. O cálculo é realizado dividindo os resultados da coluna 5 pelos da coluna 6.
Coluna 8: Indica as concentrações efluentes de NH
4
+
-N esperadas no FBP com altura
de 12 metros. O cálculo é realizado a partir da expressão (1- Coluna 7) x Coluna 3.
Percebe-se que nenhuma concentração efluente de NH
4
+
-N inferior a 3mg/l foi obtida, o
que em princípio valida os cálculos realizados.
94
Tabela 31- Eficiências hipotéticas de remoção de NH
4
+
-N num FBP com 12 metros de altura
Coluna
1
Coluna 2 Coluna 3 Coluna 4 Coluna 5 Coluna 6 Coluna 7 Coluna 8
Fase
Dias de
Operação
Conc. Afl.
FBP Obtida
(H=3m)
Conc. Efl.
FBP Obtida
(H=3m)
Tx. Rem.
Efetiva
Carga Sup. de
Contato Efetiva
Hipotética
(H=12m)
Ef. (%) Rem.
Hipotética
(H=12m)
Conc. Efl.
Hipotética
(H=12m)
FB-1
1 - - - - - -
7 - - - - - -
14 - - - - - -
21 - - - - - -
28 - 12,3 - - - -
35 - 18,3 - - - -
42 25,9 17,2 1,06 2,40 0,44 9,60
49 20,8 - - 1,93 - -
56 - - - - - -
63 19,6 17,4 0,28 1,82 0,15 14,75
68 21,0 15,6 0,66 1,94 0,34 10,34
69 28,4 22,3 0,75 2,63 0,28 15,9
70 21,0 18,0 0,37 1,94 0,19 14,56
71 10,4 - - 0,97 - -
72 23,4 20,3 0,38 2,16 0,17 16,8
79 - - - - - -
84 43,9 36,3 0,93 4,06 0,23 28,0
91 - 21,7 - - - -
97 28,5 26,1 0,31 2,64 0,12 23,0
105 26,4 24,8 0,20 2,44 0,08 22,7
FB-2
112 34,1 27,4 0,54 1,73 0,31 18,8
119 29,8 22,3 0,6 1,51 0,40 13,5
126 31,6 23,7 0,64 1,60 0,40 14,3
133 - - - - - -
139 39,0 25,0 1,12 1,98 0,57 10,8
147 36,8 31,7 0,41 1,87 0,22 24,7
154 43,7 36,4 0,58 2,22 0,26 26,9
160 40,7 29,6 0,88 2,06 0,43 16,9
168 38,9 18,5 1,63 1,98 0,83 3,2
175 41,6 24,1 1,41 2,11 0,67 8,1
182 36,5 32,9 0,29 1,85 0,16 27,8
189 36,0 32,4 0,28 1,83 0,16 27,4
196 35,0 29,0 0,48 1,78 0,27 21,2
FB-3
203 47,6 40,7 0,41 1,43 0,29 29,0
210 33,7 22,5 0,67 1,02 0,66 7,6
217 39,0 31,7 0,43 1,17 0,37 20,1
224 37,3 28,9 0,50 1,12 0,44 16,1
231 34,9 24,6 0,61 1,05 0,58 10,3
238 39,9 34,7 0,31 1,20 0,26 25,8
95
Quando comparadas as concentrações efluentes obtidas experimentalmente para a altura
de 3m (coluna 4) com as concentrações efluentes hipoteticamente esperadas para a
altura de 12m (coluna 8), verifica-se o melhor desempenho da unidade em função do
arranjo geométrico que induziu a aplicação de TAS mais elevadas as quais
proporcionaram maiores eficiências de molhamento de meio suporte.
Complementarmente, a Tabela 32 apresenta a suposta estatística descritiva das
eficiências de remoção estimadas para a altura de 12 metros e as confronta com aquelas
obtidas experimentalmente para a altura de 3 metros de altura. Em seguida, a Figura 77
ilustra os percentis das eficiências de remoção de NH
4
+
-N para as alturas de 3 e 12
metros.
Tabela 32: Comparação das eficiências de remoção de NH
4
+
-N nos FBPs para alturas de
3 e 12 metros
Parâmetro
Eficiência (%) Remoção NH
4
+
-N
FB-1
(H = 3m)
FB-1
(H = 12m)
FB-2
(H = 3m)
FB-2
(H = 12m)
FB-3
(H = 3m)
FB-3
(H = 12m)
N
o
Dados 9 9 12 12 6 6
Média 17 22 25 39 22 43
D. Padrão 8,65 11,46 13,18 20,77 8,17 16,14
Coef. Var. 0,51 0,51 0,54 0,54 0,37 0,37
Figura 77: Box & Whiskers das eficiências de remoção de NH
4
+
-N
para FBPs com alturas de 3 e 12 metros.
Complementarmente, percebe-se na Tabela 32 os incrementos nas eficiências de
remoção de amônia de 17% para 22% na fase FB-1, de 25% para 39% na fase FB-2 e de
22% para 43% na fase FB-3 o que também comprova a influência da configuração
96
geométrica sobre o desempenho da unidade. Por fim, ressalta-se que o decréscimo das
cargas superficiais de contato efetivas de DBO, em função da elevação da altura de
meio suporte para 12 metros, pode também favorecer a obtenção de taxas de remoção
efetivas de NH
4
+
-N ainda mais elevadas.
97
6 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
• As reduzidas TAS aplicadas ao FBP nas fases FB-1(TAS = 10m
3
/m
2
.d + Razão
de Recirculação =1), FB-2 (TAS = 10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (TAS = 5m
3
/m
2
.d),
propiciam limitadas eficiências de molhamento de meio suporte da ordem de
68%, 52% e 35%.
• As reduzidas TAS aplicadas ao FBP nas fases FB-1(TAS = 10m
3
/m
2
.d + Razão
de Recirculação =1), FB-2 (TAS = 10m
3
/m
2
.d) e FB-3 (TAS =
5m
3
/m
2
.d)garantem a obtenção de concentrações efluentes médias de 15, 18 e 17
mgDBO/l, 40, 44 e 69 mgDQO/l e 11, 13 e 6 mgSST/l.
• O FBP preenchido com anel randômico e precedido de reator UASB não
apresenta boa eficiência de remoção de NH
4
+
-N ainda que aplicadas reduzidas
cargas superficiais de contato de 1,0gDBO/m
2
.d e 0,8gNH
4
+
-N/m
2
.d. Entende-
se, portanto, que o mesmo não é econômico para desempenhar nitrificação.
• O desempenho de remoção de NH
4
+
-N do FBP é influenciado pelas
concentrações de OD presentes no efluente. Por isso, recomenda-se que o
dimensionamento de FBPs para desempenhar nitrificação deve prever boa
ventilação.
• Recomenda-se que outros trabalhos investiguem o desempenho de FBPs com
maiores alturas no intuito de alcançar melhor eficiência de molhamento do meio
suporte. Espera-se que esta proposta de configuração geométrica possa
incrementar as eficiências de remoção de NH
4
+
-N.
• Recomenda-se que outros trabalhos realizem um estudo mais consistentes sobre
a influência de sulfetos sobre a remoção de NH
4
+
-N em FBPs.
• Recomenda-se que outros trabalhos investiguem a aplicabilidade da equação de
eficiência de molhamento citada no presente trabalho.
98
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105
ANEXO A
Resultados das Análises Físico-Químicas das Amostras Coletadas no CETE/UFRJ.
106
Resultados das concentrações de DBO (mg/l)
Fase Data Dia Operacional Esgoto Bruto
Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 239 17
16/01/08 35 73 13
23/01/08 42 90 60 16
13/02/08 63 77 41 18
05/03/08 84 181 52
10/03/08 89 294 29 11
18/03/08 97 133 19
26/03/08 105 273
FB-2
02/04/08 112 175 43 18
09/04/08 119 117 39 17
29/04/08 139 70 28 11
07/05/08 147 180 46 18
14/05/08 154 223 44 20
20/05/08 160 345 68 27
28/05/08 168 131 37 16
04/06/08 175 513
11/06/08 182 134 35 21
18/06/08 189 136 31 14
25/06/08 196 277 33 19
FB-3
02/07/08 203 322 45 8
09/07/08 210 185 44 20
23/07/08 224 90 26 22
30/07/08 231 96 66 23
06/08/08 238 113 56 14
107
Resultados das concentrações de DQO (mg/l)
Fase Data Dia Operacional Esgoto Bruto
Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 605 38
16/01/08 35 159 51
23/01/08 42 290 182 43
29/01/08 48 215 95 60
13/02/08 63 125 36
05/03/08 84 574 136
10/03/08 89 72 43
18/03/08 97 368 35 10
FB-2
02/04/08 112 407 74 27
09/04/08 119 297 118 43
16/04/08 126 285 49 27
29/04/08 139 235 101 59
07/05/08 147 475 108 61
14/05/08 154 718 201 76
20/05/08 160 688 207 58
28/05/08 168 490 96 43
04/06/08 175 80
11/06/08 182 841 101 46
18/06/08 189 270 62 22
25/06/08 196 59 27
FB-3
02/07/08 203 844 80 75
09/07/08 210 399 92 49
23/07/08 224 225 60
30/07/08 231 192 181 112
06/08/08 238 213 106 38
108
Resultados das concentrações de SST (mg/l)
Fase Data Dia Operacional Esgoto bruto Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 264
16/01/08 35 174 23
23/01/08 42 127 80 6
30/01/08 49 42 2
13/02/08 63 56,6 20
05/03/08 84 368
10/03/08 89 434 94 12
18/03/08 97 240 25 6
26/03/08 105 51 8
FB-2
02/04/08 112 530 25 13
09/04/08 119 272 19 1
16/04/08 126 159 43 12
29/04/08 139 102 19 7
07/05/08 147 497 65 26
14/05/08 154 578 64 22
20/05/08 160 420 56 13
28/05/08 168 398 45 11
04/06/08 175 582 25 4
11/06/08 182 408 34 20
18/06/08 189 142 40 20
25/06/08 196 29 8
FB-3
02/07/08 203 650 30 13
09/07/08 210 282 38 2
23/07/08 224 111 23 7
30/07/08 231 184 50 4
06/08/08 238 32 4
109
Resultados das concentrações de NH
4
+
-N (mg/l)
Fase Data Dia Operacional Esgoto bruto Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 15,0 12,3
16/01/08 35 21,6 18,3
23/01/08 42 19,3 25,9 17,2
29/01/08 48 23,3 20,8
13/02/08 63 16,1 19,6 17,4
18/02/08 68 22,3 21,0 15,6
19/02/08 69 30,2 28,4 22,3
20/02/08 70 18,9 21,0 18,0
21/02/08 71 10,5 10,4
22/02/08 72 21,0 23,4 20,3
05/03/08 84 38,3 43,9 36,3
10/03/08 89 21,7
18/03/08 97 32,7 28,6 26,1
26/03/08 105 21,3 26,4 24,8
FB-2
02/04/08 112 29,5 34,1 27,4
09/04/08 119 24,4 29,8 22,3
16/04/08 126 26,1 31,6 23,7
29/04/08 139 27,3 39,0 25,0
07/05/08 147 27,0 36,8 31,7
14/05/08 154 38,5 43,7 36,4
20/05/08 160 33,1 40,7 29,6
28/05/08 168 30,8 38,9 18,5
04/06/08 175 34,7 41,7 24,1
11/06/08 182 36,8 36,5 32,9
18/06/08 189 35,1 36,0 32,4
25/06/08 196 32,5 35,0 29,0
FB-3
02/07/08 203 38,4 47,6 40,7
09/07/08 210 29,2 33,7 22,5
16/07/08 217 32,3 39,0 31,7
23/07/08 224 37,4 37,3 28,9
30/07/08 231 33,3 34,9 24,6
06/08/08 238 38,2 39,9 34,7
110
Resultados das concentrações de NTK (mg/l)
Fase Data Dia Operacional
Esgoto bruto
Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28
16/01/08 35 49,0 43,4
23/01/08 42 54,6 43,4
29/01/08 48 39,2 33,6 32,2
13/02/08 63 39,2
19/02/08 69 58,8 44,8 39,2
20/02/08 70 42,0 37,8 35,0
21/02/08 71 43,4 46,2 39,2
22/02/08 72 46,2 37,8 36,4
05/03/08 84 63,0 50,4 44,8
26/03/08 105 39,2 30,8 28,0
FB-2
02/04/08 112 43,4 40,6 36,4
09/04/08 119 33,6 35,0 25,2
16/04/08 126 37,8 39,2 32,2
29/04/08 139 54,6 56,0 44,8
07/05/08 147 44,8 46,2 39,2
14/05/08 154 49,0 50,4 43,4
20/05/08 160 50,4 54,6 47,6
28/05/08 168 56,0
04/06/08 175 54,6 57,4 46,2
11/06/08 182 50,4 51,8 43,4
18/06/08 189 51,8 53,2 42,0
25/06/08 196 56,0 54,6 47,6
FB-3
02/07/08 203 55,0 58,8 50,4
09/07/08 210 50,4 53,2 44,8
23/07/08 224 54,6 53,2 44,8
30/07/08 231 50,4 51,8 36,4
06/08/08 238 50,4 51,8 43,4
111
Resultados das concentrações de NO
2
-N (mg/l)
Fase Data Dia Operacional Esgoto bruto Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 0,0 2,8
16/01/08 35 0,1 2,1
23/01/08 42 0,1 1,1 2,3
29/01/08 48 0,1 0,8 1,5
13/02/08 63 0,0 1,7 2,9
20/02/08 70 0,1 1,1 2,6
05/03/08 84 0,0 0,7 1,6
10/03/08 89 0,0 2,1 3,8
18/03/08 97 0,0 1,4 2,5
26/03/08 105 0,0 1,4 1,2
FB-2
02/04/08 112 0,2 0,0 2,5
09/04/08 119 0,3 0,1 2,3
16/04/08 126 0,0 0,0 2,4
07/05/08 147 0,0 0,0 1,6
14/05/08 154 0,1 0,0 1,2
20/05/08 160 0,1 0,0 3,2
11/06/08 182 0,0 0,0 1,0
18/06/08 189 0,0 0,0 2,2
25/06/08 196 0,4 0,1 1,3
FB-3
02/07/08 203 0,0 0,0 1,6
09/07/08 210 0,1 0,0 1,4
16/07/08 217 0,0 0,0 1,5
23/07/08 224 0,1 0,1 1,0
06/08/08 238 0,0 0,0 0,9
112
Resultados das concentrações de NO
3
-N (mg/l)
Fase Data Dia Operacional
Esgoto bruto
Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 0,2 1,0 4,4
16/01/08 35 0,9 7,3 13,3
23/01/08 42 0,4 3,8 9,0
29/01/08 48 0,3 3,1 5,2
13/02/08 63 0,4 5,0 8,3
18/02/08 68 0,5 2,9 7,4
20/02/08 70 0,6 4,6 9,8
21/02/08 71 0,4 7,0
22/02/08 72 0,4 6,7
05/03/08 84 0,6 4,6 8,8
10/03/08 89 0,5 3,7 9,7
18/03/08 97 0,3 2,2 6,8
26/03/08 105 0,4 3,5 6,8
FB-2
09/04/08 119 0,6 0,6 8,0
16/04/08 126 0,5 0,6 8,6
29/04/08 139 0,3 0,3 8,3
07/05/08 147 0,6 0,6 8,7
14/05/08 154 0,2 7,0
28/05/08 168 0,3 0,1 6,3
04/06/08 175 0,1 0,8 6,6
11/06/08 182 0,2 0,2 3,8
18/06/08 189 1,6 1,5 6,2
25/06/08 196 1,5 0,1 3,2
FB-3
02/07/08 203 0,3 1,4 4,5
16/07/08 217 0,9 1,2 4,7
23/07/08 224 1,0 0,7 3,2
30/07/08 231 0,3 0,3 2,1
06/08/08 238 0,5 0,9 2,8
113
Resultados das concentrações de OD (mg/l) do Efluente FBP
Fase Data
Dia
Operacional
OD - 10:00 hs
Efluente
FBP
OD - 13:00 hs
Efluente
FBP
OD (média)
Efluente
FBP
FB-1
13/12/07
1
19/12/07
7
26/12/07
14
02/01/08
21
09/01/08 28 7,8 7,8
16/01/08 35 7,8 4,4 6,1
23/01/08 42 6,7 6,7
29/01/08 48 4,0 4,0
13/02/08 63 6,2 4,8 5,5
19/02/08 69 6,0 6,0
20/02/08 70 5,4 5,4
21/02/08 71 5,3 5,3
22/02/08 72 3,2 3,2
05/03/08 84 3,5 6,5 5
10/03/08 89 5,4 5,2 5,3
FB-2
02/04/08 112 4,8 1,6 3,2
09/04/08 119 5,0 5
16/04/08 126 6,5 2,1 4,3
29/04/08 139 7,0 7
07/05/08 147 4,0 5,0 4,5
14/05/08 154 6,2 6,6 6,4
20/05/08 160 7,4 2,8 5,1
28/05/08 168 6,3 4,1 5,2
04/06/08 175 8,6 6,4 7,5
11/06/08 182 1,1 4,9 3
18/06/08 189 3,3 4,7 4
25/06/08 196 4,0 4
FB-3
02/07/08 203 3,5 4,5 4,0
09/07/08 210 6,0 4,0 5
16/07/08 217 3,5 3,5
23/07/08 224 6,8 1,2 4
30/07/08 231 6,6 1,4 4
06/08/08 238 4,2 1,8 3
114
Resultados da Temperatura do Ar Atmosférico (
o
C)
Fase Data
Dia
Operacional
Temperatura
10:00 hs
Ar
Atmosférico
Temperatura
13:00 hs
Ar
Atmosférico
Temperatura
(média)
Ar
Atmosférico
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 28,0 28,0
16/01/08 35 28,0 36,0 32,0
23/01/08 42 24,3 24,3
29/01/08 48 25,0 25,0
13/02/08 63 28,1 30,2 29,1
19/02/08 69 25,0 25,0
20/02/08 70 26,8 26,8
21/02/08 71 26,5 26,5
22/02/08 72 27,6 27,6
05/03/08 84 26,4 26,8 26,6
10/03/08 89 26,5 27,2 26,8
FB-2
02/04/08 112 26,9 31,3 29,1
09/04/08 119 26,5 26,5
16/04/08 126 26,1 28,2 27,1
29/04/08 139 30,0 30,0
07/05/08 147 22,1 22,7 22,4
14/05/08 154 22,1 23,7 22,9
20/05/08 160 25,1 29,1 27,1
28/05/08 168 25,0 26,1 25,5
04/06/08 175 23,4 25,3 24,3
11/06/08 182 24,6 22,8 23,7
18/06/08 189 22,0 23,9 22,9
25/06/08 196 19,6 19,6
FB-3
02/07/08 203 27,5 24,6 26,0
09/07/08 210 23,0 25,0 24,0
16/07/08 217 27,5 27,5
23/07/08 224 27,0 30,7 28,8
30/07/08 231 24,0 29,8 26,9
06/08/08 238 25,5 31,0 28,2
115
Resultados da Temperatura do Efluente FBP (
o
C)
Fase Data
Dia
Operacional
Temperatura
10:00 hs
Efluente
FBP
Temperatura
13:00 hs
Efluente
FBP
Temperatura
(média)
Efluente
FBP
FB-1
13/12/07 1
19/12/07 7
26/12/07 14
02/01/08 21
09/01/08 28 29,5 29,5
16/01/08 35 30 30 30
23/01/08 42 26 26
29/01/08 48 25,5 25,5
13/02/08 63 29,3 30,5 29,9
18/02/08 68
19/02/08 69 26,5 26,5
20/02/08 70 27,9 27,9
21/02/08 71 27,6 27,6
22/02/08 72 28 28
05/03/08 84 27 28,5 27,75
10/03/08 89 27,6 28,2 27,9
FB-2
02/04/08 112 27,6 28,2 27,9
09/04/08 119 27,5 27,5
16/04/08 126 27,5 27,4 27,45
29/04/08 139 29,5 29,5
07/05/08 147 23 23,5 23,25
14/05/08 154 23,5 25,2 24,35
20/05/08 160 26,8 28 27,4
28/05/08 168 26,3 26,8 26,55
04/06/08 175 25,2 26,3 25,75
11/06/08 182 23,1 23,6 23,35
18/06/08 189 22 24,8 23,4
25/06/08 196 20,3 20,3
FB-3
02/07/08 203 27,5 25 26,25
09/07/08 210 24 25,3 24,65
16/07/08 217 27,9 27,9
23/07/08 224 27,8 28 27,9
30/07/08 231 25,5 26,5 26
06/08/08 238 26 28 27
116
Resultados de pH
Fase Data Dia Opercaional Esgoto Bruto
Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07
1
19/12/07
7
26/12/07
14
02/01/08
21
09/01/08
28 7 7,4
16/01/08
35 7 7,5
23/01/08
42 7 7 7,5
29/01/08
48 7 7,3 7,6
13/02/08
63 7 7 7,6
20/02/08
70 6,5 6 7,2
05/03/08
84 6,5 6,8 7,2
10/03/08
89 6,4 6,6 7,1
18/03/08
97 6,5 7 7,5
26/03/08
105 6,8 6,8 7,2
FB-2
02/04/08
112 6,5 6,7 7,2
09/04/08
119 6,5 6,6 7
16/04/08
126 6,5 6,7 6,7
29/04/08
139 6,5 6,6 6,3
05/07/08
147 6,5 6,6 7,1
14/05/08
154 6,4 6,6 7,1
20/05/08
160 6,5 6,7 7,1
28/05/08
168 6,4 6,7 7
04/06/08
175 6,3 6,8 7
11/06/08
182 6,6 6,8 7,1
18/06/08
189 6,4 6,7 7
25/06/08
196 6 6,6 7
FB-3
02/07/08
203 6,4 6,4 7
09/07/08
210 6,3 6,7 7,1
16/07/08
217 6,9 6,8 7
23/07/08
224 6,2 7 6,7
30/07/08
231
06/08/08
238 6,6 6,9 7,1
117
Resultados das concentrações de alcalinidade carbonato (mgCaCO
3
/l)
Fase Data Dia Opercaional Esgoto Bruto
Afluente FBP
Efluente FBP
FB-1
13/12/07
1
19/12/07
7
26/12/07
14
02/01/08
21
09/01/08
28 300 230
16/01/08
35 300 210
23/01/08
42 350 215 175
29/01/08
48 320 205 240
13/02/08
63 300 230 200
20/02/08
70 320 250 240
05/03/08
84 270 260 220
10/03/08
89 410 340 220
18/03/08
97 400 255 240
26/03/08
105 280 250 250
FB-2
02/04/08
112 340 400 360
09/04/08
119 300 300 280
16/04/08
126 240 300 290
29/04/08
139 320 270 280
05/07/08
147 360 330 310
14/05/08
154 210 280 270
20/05/08
160 230 250 230
28/05/08
168 350 330 280
04/06/08
175 200 200 270
11/06/08
182 300 300 320
18/06/08
189 250 250 210
25/06/08
196 200 160 250
FB-3
02/07/08
203 280 250 260
09/07/08
210 280 280 230
16/07/08
217
23/07/08
224 250 250 280
30/07/08
231 370 350 300
06/08/08
238 250 230 320
118
Resultados das concentrações de sulfeto (mg/l)
Fase Data Dia Opercaional Afluente FBP
FB-3
23/07/08
224 3
30/07/08
231 1,9
06/08/08
238 2,1
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