Quím. Tratamento de Esgostos

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TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
MSc Jackson Conceição de Matos 
Email: Jackson.matos@uol.com.br 
TEL: (92) 91811636 
 
 
 
 
 2 
Manaus, 2010 
 
 
TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO 
 
 
 
1 Características dos esgotos, necessidades de tratamento e concepção 
das estações 
 
1.1 Características dos Esgotos 
 
Os esgotos sanitários variam no espaço, em função de diversas variáveis desde 
o clima até hábitos culturais. Por outro lado, variam também ao longo do tempo, 
o que torna complexa sua caracterização. Metcalf & Eddy (1991) classificam os 
esgotos em forte, médio e fraco, conforme as características apresentadas na 
Tabela 1: 
 
Tabela 1: Características físico-químicas dos esgotos. Metcalf & Eddy (1991) 
Característica Forte Médio Fraco 
DBO5,20 (mg/L) 400 220 110 
DQO (mg/L) 1.000 500 250 
Carbono Org. Total (mg/L) 290 160 80 
Nitrogênio total – NTK (mg/L) 85 40 20 
Nitrogênio Orgânico (mg/L) 35 15 08 
Nitrogênio Amoniacal (mg/L) 50 25 12 
Fósforo Total (mg/L) 15 08 04 
Fósforo Orgânico (mg/L) 05 03 01 
Fósforo Inorgânico (mg/L) 10 05 03 
Cloreto (mg/L) 100 50 30 
Sulfato (mg/L) 50 30 20 
Óleos e Graxas (mg/L) 150 100 50 
 
 3 
No Brasil, mesmo que não se tenha informação segura com base local, 
costuma-se adotar contribuições “per capita” de 54 e 100 g/habitante.dia para a 
DBO de cinco dias e para a DQO, respectivamente. 
Em termos de vazão, pode-se afirmar que os esgotos estão sujeitos às mesmas 
variações relativas ao consumo de água, variando de região para região, 
dependendo principalmente do poder aquisitivo da população. Apenas a título de 
referência, pode-se considerar a contribuição típica de 160 L/habitante.dia, 
referente ao consumo “per capita” de água de 200 L/habitante.dia e um 
coeficiente de retorno água/esgoto igual a 0,8. Para a determinação das vazões 
máximas de esgotos, costuma-se introduzir os coeficientes k1 = 1,2 (relativo ao 
dia de maior produção) e k2 = 1,5 (relativo à hora de maior produção de 
esgotos). Consequentemente, a vazão de esgotos do dia e hora de maior 
produção é 1,8 vezes, ou praticamente o dobro da vazão média diária. Deve ser 
lembrado que as características dos esgotos são afetadas também pela 
infiltração de água subterrânea na rede coletora e pela possível presença de 
contribuições específicas, como indústrias com efluentes líquidos ligados à rede 
pública de coleta de esgotos. 
Os esgotos sanitários possuem excesso de nitrogênio e fósforo. Isto faz com 
que, ao ser submetido a tratamento biológico, haverá incorporação desses 
macronutrientes nas células que tomam parte do sistema, mas o excesso deverá 
ser ainda grande. Esta é uma importante preocupação em termos de tratamento 
de esgotos, exigindo tratamento avançado quando se tem lançamento em 
situações mais restritivas, sobretudo em represas utilizadas para o 
abastecimento público de água potável, onde o problema da eutrofização poderá 
ter consequências drásticas. Na Tabela 2 são apresentados concentrações 
típicas das diversas frações de sólidos em esgotos: 
 
Tabela 2: Concentrações de sólidos em esgotos. Fonte: Metcalf & Eddy (1991) 
Característica Forte Médio Fraco 
Sólidos Totais (mg/L) 1.200 720 350 
Sólidos Dissolvidos (mg/L) 850 500 250 
Sólidos Dissolvidos Fixos (mg/L) 850 500 250 
Sólidos Dissolvidos Voláteis (mg/L) 525 300 145 
Sólidos em Suspensão Totais (mg/L) 350 220 100 
 4 
Sólidos em Suspensão Fixos (mg/L) 75 55 20 
Sólidos em Suspensão Voláteis (mg/L) 275 165 80 
Sólidos Sedimentáveis (mL/L) 20 10 05 
Na Tabela 3 são apresentadas algumas características biológicas dos esgotos, 
importantes para referenciar as necessidades de desinfecção. Embora a 
legislação seja restrita aos índices de coliformes, aplicações dos esgotos como, 
por exemplo, na agricultura, podem exigir o controle de outros indicadores. 
 
Tabela 3: Concentrações de organismos em esgotos. Metcalf & Eddy (1991) 
Característica Valor Médio 
Bactérias Totais (/100 mL) 109 - 1010 
Coliformes Totais (NMP/100 mL) 107 - 108 
Coliformes Fecais (NMP/100 mL) 106 - 107 
Estreptococus Fecais (NMP/100 mL) 105 - 106 
Salmonella Typhosa (/100 mL) 101 - 104 
Cistos de Protozoários (/100 mL) 102 - 105 
Vírus (/100 mL) 103 - 104 
Ovos de Helmintos (/100 mL) 101 - 103 
 
 
1.1 Aspectos Legais 
Apresentam-se, em seguida, alguns padrões de emissão de esgotos em águas 
naturais constantes na legislação do Estado de São Paulo, o Decreto 8468 que 
regulamenta a lei 997 de 1976, como na legislação federal, a Resolução 
357/2005 do CONAMA (Conselho Nacional de Meio Ambiente). 
 
Padrões de emissão de esgotos – Decreto Nº 8468 
 pH: entre 5 e 9 
 Temperatura: inferior a 40oC 
 Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1 mL/L 
 DBO5,20: inferior a 60 mg/L ou 80% de redução 
 
Padrões de emissão de esgotos – Resoluçã0 357 do CONAMA 
 pH: entre 5 e 9 
 5 
 Temperatura: inferior a 40oC 
 Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1 mL/L 
 Amônia total: inferior a 20 mg/L 
Pode ser observado que o padrão de emissão de 20 mg/L para amônia não 
pode ser atendido mediante a grande maioria dos processos de tratamento 
biológicos, exceto os aeróbios com idade do lodo elevada. 
Apresentam-se a seguir, a título de ilustração, alguns padrões de qualidade 
estabelecidos nas legislações para uma água natural classe 2, que pode ser 
utilizada para abastecimento público, após tratamento: 
 
Padrões de qualidade – Águas Classe 2 – Decreto Estadual N° 8468 
 
 Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5 mg/L 
 DBO5,20: inferior a 5 mg/L 
 Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL 
 Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL 
 
Padrões de qualidade – Águas Doces Classe 1 Resolução CONAMA 357/2005 
 
 pH: entre 6 e 9 
 Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5 mg/L 
 DBO5,20: inferior a 5 mg/L 
 Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL 
 Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL 
 
 Amônia total: 
 
 3,7 mg-N/L para pH ≤ 7,5 
 2,0 mg-N/L para 7,5 < pH ≤ 8,0 
 1,0 mg-N/L para 8,0 < pH ≤ 8,5 
 0,5 para pH > 8,5 
 
 6 
Os limites de amônia são estabelecidos em função do pH em vista que quanto 
mais elevado, maior é a parcela de amônia gasosa, NH3, que é mais tóxica. O 
íon amônio, NH4+, menos tóxico, predomina em faixas mais baixas de pH. 
 
 Fósforo Total: 
 
 0,02 mgP/L para ambientes lênticos, 
 0,025 mgP/L para ambientes intermediários, com tempo de residência 
entre 2 e 40 dias e tributários diretos de ambiente lêntico e 
 0,1 mgP/L para ambiente lótico e tributários de ambientes intermediários. 
 
Uma dificuldade frequente no atendimento à legislação federal, refere-se ao 
padrão para fósforo, bastante restritivo. Pode ser observado também que 
dificilmente se terá uma condição de diluição dos esgotos tratados no corpo 
receptor que dispense a desinfecção final dos esgotos antes do lançamento. É 
possível que mesmo empregando-se tratamento físico-químico à base de 
coagulante após o tratamento biológico, não se alcance condições para o 
enquadramento. 
 
1.3 Concepção das estações de tratamento de esgoto 
 
O tratamento de esgoto é desenvolvido, essencialmente, por processos 
biológicos, associados à operações físicas de concentração e separação de 
sólidos. Processos físico-químicos, como os a base de coagulação e floculação, 
normalmente não são empregados por resultarem em maiores custos 
operacionaise menor eficiência na remoção de matéria orgânica biodegradável. 
Porém, em algumas situações, notadamente quando se tem condições bastante 
restritivas para as descargas de fósforo, o tratamento físico-químico pode ser 
aplicado isoladamente ou, principalmente, associado aos processos biológicos. 
O tratamento biológico pode ser subdividido em dois grandes grupos, processos 
aeróbios e anaeróbios. Observou-se uma tendência histórica em se comparar 
tais modalidades, enfatizando-se vantagens e desvantagens de cada grupo, hoje 
é consenso o interesse em associá-los, obtendo-se com isso importantes 
vantagens técnicas e econômicas. 
 
 7 
Os processos biológicos podem ser classificados também em função do tipo de 
reator, que pode ser de crescimento em suspensão na massa líquida ou de 
biomassa aderida. Nos reatores de crescimento em suspensão, não há suporte 
inerte para a aderência dos microrganismos, que crescem geralmente floculados 
e em suspensão na massa líquida. No caso dos reatores aeróbios, o próprio 
sistema de aeração acumula essa função complementar de manter os sólidos 
biológicos em suspensão. Nos reatores de biomassa aderida, há introdução de 
material de enchimento como areia, pedras ou plástico, dentre outros, que 
podem se manter fixos ou móveis no reator, garantindo a aderência da biomassa 
que cresce sob a forma de biofilme aderido ao meio inerte. 
 
Os processos biológicos podem ser classificados ainda em função da retenção 
ou não de biomassa, entendendo-se por biomassa os microrganismos 
responsáveis pela degradação de matéria orgânica dos esgotos. Nos processos 
em que não se pratica retenção de biomassa, o tempo de detenção hidráulica, 
que é o tempo de passagem do esgoto pelo sistema, é equivalente ao tempo 
médio de residência celular, também conhecido por idade do lodo, que 
representa o tempo de permanência dos microrganismos no sistema. Assim, se 
é desejado que os microrganismos permaneçam durante determinado período 
no reator, os esgotos deverão ser retidos pelo mesmo período, o que torna as 
dimensões do sistema relativamente elevadas. É o caso, por exemplo, das 
lagoas aeradas mecanicamente de mistura completa. Nos sistemas com 
retenção de biomassa, este mecanismo deverá ser produzido de alguma forma. 
Quando se empregam reatores de crescimento em suspensão na massa líquida, 
como são os tanques de aeração dos processos de lodos ativados, a retenção 
de biomassa é feita recirculando-se o lodo sedimentado nos decantadores 
posicionados à jusante do reator biológico. Já nos reatores de biomassa aderida, 
sejam de leito fixo ou móvel, a retenção de biomassa é garantida pela própria 
aderência dos microrganismos ao meio suporte formando os biofilmes. Os 
reatores com retenção de biomassa compõem os chamados sistemas de 
tratamento compactos que, por permitirem maior concentração de 
microrganismos ativos, possuem maior capacidade de recebimento de carga de 
esgotos quando se compara com mesmo volume de reator onde não se procede 
a retenção do lodo. 
 
 8 
O processo de lodos ativados convencional é composto das seguintes etapas 
(Figura 1): 
 
 Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
 Decantadores primários 
 Tanques de aeração 
 Decantadores secundários 
 Adensadores de lodo 
 Digestores de lodo 
 Sistema de desidrat 
 
PROCESSO DE LODOS ATIVADOS 
CONVENCIONAL
Grade Caixa de areia
Decantador
Primário
Tanque de
Aeração
Decantador
Secundário
Adensamento
Digestão
Secagem Lodo “Seco”
Rio
Água 
retirada
do 
lodo
 
Figura 1: Processo de lodo ativado convencional 
 
Os decantadores primários providenciam uma redução da carga orgânica 
afluente ao tratamento biológico. O lodo separado nos decantadores 
secundários retorna para o tanque de aeração, mas há a necessidade de 
descarte do lodo excedente para o controle do processo biológico. Ambos os 
lodos, produzidos nos decantadores primários e secundários, podem ser 
encaminhados para uma digestão biológica conjunta. 
 
 9 
Na variante do processo de lodos ativados conhecida por aeração prolongada, 
não se empregam decantadores primários e o tratamento biológico é 
dimensionado de forma a produzir um excesso de lodo mais mineralizado, de 
forma a se dispensar a necessidade de qualquer tipo de digestão complementar 
de lodo. Dispensando os decantadores primários e digestores de lodo, as 
principais etapas do sistema de lodos ativados com aeração prolongada são 
(Figura 2): 
 
 Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
 Tanques de aeração 
 Decantadores secundários 
 Adensadores de lodo 
 Sistema de desidratação de lodo 
 
PROCESSO DE LODOS ATIVADOS 
COM AERAÇÃO PROLONGADA
Grade Caixa de areia
Tanque de
Aeração
Decantador
Secundário
Adensamento
Secagem Lodo “Seco”
Rio
Água 
retirada
do 
lodo
 
Figura 2: Processo de lodo ativado com aeração prolongada 
 
Em situações onde ocorrem grandes flutuações de população e, 
consequentemente, de carga orgânica, a variante com aeração prolongada pode 
operar sob o regime de bateladas sequenciais. Não se empregam também os 
decantadores secundários, sendo a função de separar o lodo do efluente final 
também atribuída aos tanques de aeração. Estes, são alimentados na forma de 
 10 
rodízio e a operação de sedimentação poderá ocorrer em tanques que não 
estejam sendo alimentados por esgotos em períodos pré-estabelecidos de forma 
sincronizada. Assim, um sistema de lodos ativados com aeração prolonga 
operando em bateladas, fica reduzido a (Figura 3): 
 
 Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
 Tanques de aeração e decantação 
 Adensadores de lodo 
 Sistema de desidratação de lodo 
 
PROCESSO DE LODOS ATIVADOS 
COM AERAÇÃO PROLONGADA 
EM BATELADA
Grade Caixa de areia
Tanque deAeração
Decantador Secundário
Adensamento
Secagem Lodo “Seco”
RioÁgua 
retirada
do 
lodo
 
Figura 3: Processo de lodo ativado com aeração prolongada em bateladas 
 
Note-se que não estão sendo incluídas as unidades correspondentes às outras 
necessidades de tratamento, como a desinfecção final ou a remoção de 
nutrientes por processos físico-químicos, dentre outras. 
 
Um sistema de lagoas aeradas mecanicamente pode ser entendido como um 
processo de lodos ativados sem recirculação de lodo. As principais unidades 
que o compõem, são (Figura 4): 
 
 Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
 11 
 Lagoas aeradas mecanicamente 
 Lagoas de decantação 
SISTEMAS DE LAGOAS AERADAS 
MECANICAMENTE SEGUIDAS DE 
LAGOAS DE DECANTAÇÃO
Grade Caixa de areia Lagoas aeradas
Lagoas de
decantação
Rio
 
Figura 4: Sistema de lagoas aeradas mecanicamente. 
 
Não foram incluídas aqui as necessidades de remoção e tratamento do lodo 
separado das lagoas de decantação. 
 
As lagoas aeradas mecanicamente foram concebidas para resolver problemas 
de sobrecargas em sistemas de lagoas de estabilização. Nestes as unidades 
centrais são as lagoas facultativas, desprovidas de aeradores mecânicos, sendo 
a aeração obtida da ventilação superficial e da fotossíntese de algas. São 
chamadas de facultativas por que ocorre sedimentação de partículas no fundo 
que entram em decomposição anaeróbia. As lagoas facultativas podem ou não 
ser precedidas de lagoas anaeróbias, que provocam um alívio de carga, e 
sucedidas de lagoas de maturação, cujo principal objetivo é aumentar o grau de 
desinfecção dos esgotos. O chamado sistema australiano de lagoas de 
estabilização é composto de (Figura 5): 
 
 Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
 Lagoas anaeróbias 
 Lagoasfacultativas fotossintéticas 
 Lagoas de maturação 
 12 
SISTEMAS DE LAGOAS 
DE ESTABILIZAÇÃO
Grade Caixa de areia Lagoa anaeróbia
Lagoa 
facultativa
Rio
•Sistema australiano
•Lagoa facultativa primária
Grade Caixa de areia Lagoa facultativa
Lagoa de 
maturação
Rio
Lodo Lodo
Lodo Lodo
Lagoa de 
maturação
 
Figura 5: Sistemas de lagoas de estabilização 
 
Voltando à concepção do processo de lodos ativados convencional, podemos 
entender um sistema de tratamento por filtros biológicos aeróbios, simplesmente 
substituindo-se as unidades principais do sistema, os tanques de aeração, pelos 
filtros biológicos. Porém, neste caso, normalmente não há necessidade de 
retorno de lodo. Assim, um sistema de tratamento de esgotos por filtros 
biológicos aeróbios é composto das seguintes unidades principais (Figura 6): 
 
 Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
 Decantadores primários 
 Filtros biológicos aeróbios 
 Decantadores secundários 
 Adensadores de lodo 
 Digestores de lodo 
 Sistema de desidratação de lodo 
 
 13 
SISTEMAS DE FILTROS 
BIOLÓGICOS AERÓBIOS
Grade Caixa de areia
Decantador
Primário
Filtros 
Biológicos
Decantador
Secundário
Adensamento
Digestão
Secagem Lodo “Seco”
RioÁgua 
retirada
do 
lodo
 
Figura 6: Sistemas de filtros biológicos aeróbios 
 
Uma das principais tendências atuais do tratamento de esgotos sanitários reside 
na inclusão de uma etapa inicial de tratamento anaeróbio. O reator anaeróbio 
que mais tem se consolidado em nosso meio é o reator conhecido por UASB 
(upflow anaerobic sludge blanket). Estes sistemas mistos são constituídos de 
tratamento preliminar e dos reatores UASB, que podem ter os seus efluentes 
complementarmente tratados por um dos seguintes processos alternativos: 
 
 Lodos ativados 
 Lagoas aeradas mecanicamente 
 Lagoas de estabilização 
 Filtros biológicos aeróbios 
 Tratamento físico-químico 
 
Na Figura 7 observa-se o arranjo de um sistema constituído de reator UASB 
seguido de lodo ativado. Dentre as vantagens dessa associação podem ser 
destacados: o reator UASB promove uma redução de carga de DBO bem 
superior à do decantador primário (65% contra 30%); o lodo ativado pode 
trabalhar na faixa convencional com digestão complementar do excesso de lodo 
no próprio reator UASB, eliminando-se a necessidade de um digestor específico 
 14 
de lodo; o UASB promove o adensamento do lodo, eliminando também a 
necessidade desta etapa. Como desvantagens, podem ser relacionados: 
necessidade de controle de odores ofensivos emanados do processo anaeróbio 
e falta de carbono orgânico para a desnitrificação do esgoto, quando esta é 
necessária e posicionada (câmaras anóxicas de pré-desnitrificação) entre o 
reator UASB e o processo de lodo ativado, recebendo o lodo nitrificado 
retornado deste último. Neste caso é necessário desviar parcela da vazão de 
esgotos do reator UASB, enviando-a diretamente para a a entrada da câmara de 
pré-desnitrificação. Essa parcela pode chegar a 50% da vazão de esgoto, 
reduzindo bastante o aproveitamento dos reatores UASB. 
 
As principais vantagens da inclusão de um reator anaeróbio antes de um aeróbio 
concentram-se na operação do sistema, permitindo a redução substancial no 
consumo de energia elétrica e na produção de lodo pelo sistema de tratamento. 
Sistema UASB + Lodos Ativados
Tratamento 
Preliminar
Reator 
UASB
Tanque de 
Aeração
Decantador 
Secundário
Desidrata
ção final
Lodo 
“Seco”
Filtrado
Retorno de Lodo
Excesso de Lodos Ativados
 
Figura 7: Sistema com reator UASB seguido de lodo ativado 
 
Na Figura 8, apresenta-se o fluxograma de um sistema constituído de reator 
UASB seguido de filtro biológico aeróbio. A avaliação das vantagens e 
desvantagens desta concepção é bem parecida com a anteriormente feita para o 
arranjo com reator UASB seguido de lodo ativado. 
 
 15 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 8: Sistema com reator UASB e filtro biológico aeróbio 
 
Os filtros biológicos aeróbios podem operar como leitos percoladores, sem 
afogamento com os esgotos e sob ventilação natural, ou como aerados de leitos 
submersos, afogados e com aeração forçada. Neste último caso, pode-se 
proceder o retorno de lodo do decantador para o tanque de aeração e obter-se a 
nitrificação do esgoto. 
 
 
1.4 Custos de implantação e de operação dos sistemas 
 
Em um importante estudo desenvolvido pelo PROSAB, Programa de Pesquisa 
em Saneamento Básico (Chernicharo, 2000), foram identificadas as seguintes 
características dos esgotos tratados pelos diversos processos e composição de 
custos de implantação e operacionais: 
 
 Processo de Lodos Ativados Convencional. A operação sob alta taxa ocorre 
com idade do lodo (c) inferior a três dias, sem que seja esperada a 
nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos 
em suspensão) inferiores a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal 
(Namon) superior a 15 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 35 
a 40 g SSS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado 
entre R$ 100,00 e R$ 130,00 por habitante, para populações entre 200 e 600 
PHD-2411 Saneamento I 18
SISTEMAS DE FILTROS 
BIOLÓGICOS AERÓBIOS
Grade Caixa de areia
Reator
UASB
Filtros 
Biológicos
Decantador
Secundário
Secagem
Lodo “Seco”
Rio
Lodo
Retorno de Lodo
 16 
mil habitantes. O consumo de energia para aeração é estimado em 12 
kwh/hab.ano. A operação sob taxa convencional ocorre com idade do lodo 
(c) entre 4 e 7 dias, ocorrendo a nitrificação dos esgotos. Os esgotos 
tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 20 mg/L 
e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O 
excesso de lodo produzido é da ordem de 30 a 35 g SS / Hab.dia, sendo 
estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 120,00 e R$ 
160,00 por habitante, para populações entre 200 e 600 mil habitantes. O 
consumo de energia para aeração é estimado em 20 kwh/hab.ano. 
 
 Processo de Filtros Biológicos Aeróbios de Alta Taxa. Os esgotos tratados 
apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 30 mg/L e 
concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superiores à 15 mg/L. O 
excesso de lodo produzido é da ordem de 35 a 40 g SS / Hab.dia, sendo 
estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 100,00 e R$ 
130,00 por habitante. 
 
 Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada. A operação sob alta 
taxa ocorre com idade do lodo (c) na faixa de 20 a 30 dias, com nitrificação 
dos esgotos. Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L, SS 
(sólidos em suspensão) inferior a 40 mg/L e concentração de nitrogênio 
amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. O excesso de lodo produzido é da 
ordem de 40 a 45 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado aerobiamente, mais 
difícil de desidratar. O custo de implantação é estimado entre R$ 60,00 e R$ 
80,00 por habitante, para populações entre 50 e 150 mil habitantes. O 
consumo de energia para aeração é estimado em 35 kwh/hab.ano. 
 
 Processo com Reator UASB seguido de Lodos Ativados. A operação da 
etapa de lodos ativados sob alta taxa ocorre com idade do lodo (c) inferior a 
três dias, sem que seja esperada a nitrificação dos esgotos. Os esgotos 
tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L e SS (sólidos em suspensão) 
inferior a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superior 
a 20 mg/L. O excesso de lodo produzido é inferior à 20 g SSS / Hab.dia, 
sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$50,00 e R$ 
 17 
80,00 por habitante, para populações entre 50 e 500 mil habitantes. O 
consumo de energia para aeração é estimado em 6 kwh/hab.ano. A 
operação sob taxa convencional ocorre com idade do lodo (c) entre 4 e 7 
dias, esperando-se a nitrificação dos esgotos. Os esgotos tratados 
apresentam DBO5 inferior à 20 mg/Le SS (sólidos em suspensão) inferior a 
30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) inferior à 5 mg/L. 
O excesso de lodo produzido é da ordem de 22 a 27 g SS / Hab.dia, sendo 
estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 70,00 e R$ 100,00 
por habitante, para populações entre 50 e 500 mil habitantes. O consumo de 
energia para aeração é estimado em 15 kwh/hab.ano. 
 
 Processo com reator UASB seguido de Filtro Biológico de Alta Taxa. Os 
esgotos tratados apresentam DBO5 e SS (sólidos em suspensão) inferiores a 
30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal (Namon) superiores à 20 
mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 25 a 30 g SS / Hab.dia, 
sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$ 
80,00 por habitante, para populações entre 20 e 200 mil habitantes. 
 
 Processo com reator UASB seguido de Filtro Biológico Aerado Submerso. Os 
esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 20 mg/L e SS (sólidos em 
suspensão) inferior a 30 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal 
(Namon) superior à 20 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 25 
a 30 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado. O custo de implantação é estimado 
entre R$ 80,00 e R$ 100,00 por habitante, para populações entre 20 e 200 
mil habitantes. Energia para aeração: 6 kwh/hab.ano. 
 
 Processo de Lagoas Aeradas Aeróbias seguidas de Lagoas de Decantação. 
Os esgotos tratados apresentam DBO5 inferior a 30 mg/L e SS (sólidos em 
suspensão) inferior a 40 mg/L e concentração de nitrogênio amoniacal 
(Namon) superior à 25 mg/L. O excesso de lodo produzido é da ordem de 15 
a 25 g SS / Hab.dia, sendo estabilizado e removido a cada 4 a 5 anos. O 
custo de implantação é estimado entre R$ 50,00 e R$ 70,00 por habitante, 
para populações entre 30 e 200 mil habitantes. Energia para aeração: 22 
kwh/hab.ano. 
2 Tratamento Preliminar de Esgotos 
 
2.1 Considerações Iniciais 
 
O tratamento preliminar de esgotos visa, basicamente, a remoção de sólidos 
grosseiros. Não há praticamente remoção de DBO, consiste em uma preparação 
dos esgotos para o tratamento posterior, evitando obstruções e danificações em 
equipamentos eletro-mecânicos. 
 
O tratamento preliminar é constituído de gradeamento e desarenação. O 
gradeamento objetiva a remoção de sólidos bastante grosseiros como materiais 
plásticos e de papelões constituintes de embalagens e a desarenação a 
remoção de sólidos com características de sedimentação semelhantes à da 
areia, que se introduz nos esgotos principalmente devido `a infiltração de água 
subterrânea na rede coletora de esgotos. 
 
 
2.2 Gradeamento 
 
Os dispositivos de remoção de sólidos grosseiros (grades) são constituídos de 
barras de ferro ou aço paralelas, posicionadas transversalmente no canal de 
chegada dos esgotos na estação de tratamento, perpendiculares ou inclinadas, 
dependendo do dispositivo de remoção do material retido. As grades devem 
permitir o escoamento dos esgotos sem produzir grandes perdas de carga. 
 
As grades podem ser classificadas de acordo com o espaçamento entre as 
barras, conforme a tabela 4: 
 
Tabela 4: Classificação das grades. Fonte: Jordão e Pessoa (1995) 
 
tipo espaçamento (cm) 
grade grosseira 4 - 10 
grade média 2 - 4 
grade fina 1 - 2 
 2 
É conveniente quando se tem a necessidade de recalque dos esgotos para a 
estação de tratamento, que o tratamento preliminar seja posicionado à montante 
da estação elevatória, visando a proteção dos rotores das bombas de corrosão 
por abrasão. No entanto é prática mais usual apenas a instalação de uma grade 
grosseira à entrada da elevatória, posicionando-se uma grade média ou fina já 
no canal de entrada da ETE, normalmente de 1,5; 1,9 ou 2,5 cm de 
espaçamento entre barras. 
 
Dimensões das Barras e Inclinações das Grades 
 
As barras das grades são construídas pelos fabricantes segundo dimensões 
padronizadas, sendo que a menor dimensão da secção, que é posicionada 
frontalmente ao escoamento, varia em média de 5 a 10 mm e a dimensão maior, 
paralela ao escoamento, varia entre 3,5 e 6,5 cm, aproximadamente. 
As grades com dispositivo de remoção mecanizada de material retido são 
implantadas com inclinações que variam de 70 a 90o, enquanto que as de 
remoção manual possuem inclinações variando geralmente na faixa de 45 a 60o 
(ângulo formado pela grade e o fundo do canal a jusante. A Norma Brasileira NB 
– 12.209/90 da ANBT impõe que para vazões de dimensionamento superiores a 
250 L/s as grades deverão possuir dispositivo de remoção mecanizada do 
material retido. 
 
Dispositivos de Remoção 
 
Nas estações de grande porte, as grades devem possuir dispositivo mecanizado 
de remoção do material retido, que é constituído de um rastelo mecânico tipo 
pente cujos dentes se entrepõem nos espaços entre barras da grade. O rastelo 
é acionado por um sistema de correntes sendo que a remoção se dá no sentido 
ascendente e na parte superior o material é depositado sobre esteira rolante que 
o descarrega em caçamba. 
 
Nas grades manuais, o operador remove o material retido através de ancinho, 
quando a secção obstruída atinge cerca de 50% do total. O material removido é 
depositado em tambores ou caçambas possuindo orifícios no fundo para o 
escoamento da água. 
 3 
 
A quantidade de material retido nas grades chega a atingir na prática cerca de 
0,04 litros por m3 de esgoto. Na tabela 5 relaciona-se a quantidade de material 
retido com o espaçamento entre barras das grades: 
 
Tabela 5: Quantidade de material retido nas grades. Jordão e Pessoa (1995) 
 
Espaçamento (cm) 2,0 2,5 3,0 4,0 
Quantidade (L/m3) 0,038 0,023 0,012 0,009 
 
Para a grade de 2,5 cm de abertura, bastante utilizada, a quantidade média 
encontrada é de 0,02 L / m3 e a máxima é de 0,036 L / m3. 
 
O material retido pode sofrer processo de lavagem, secagem e adição de 
substâncias químicas antes do envio a aterros sanitários ou incineradores. 
 
Dimensionamento das Grades 
 
As grades são projetadas para que ocorra uma velocidade de passagem entre 
0,6 e 1,0 m/s, tomando-se por referência a velocidade máxima horária de 
esgotos sanitários. A obstrução máxima admitida é de 50% da área da grade, 
devendo-se adotar como perdas de cargas mínimas os valores de 0,15 m para 
grades de limpeza manual e 0,10 m para grades de limpeza mecanizada. 
Para o cálculo da perda de carga nas grades, pode-se utilizar a fórmula de 
Metcalf & Eddy: 
 
H = 1,43 . (v2 - vo2) /2g , onde v é a velocidade de passagem pela grade e vo 
é a velocidade de aproximação. 
A relação entre a área da secção transversal do canal e a área útil da grade é 
dada por: 
 
S = Au . (a + t) /a , onde: 
 
S = área da secção transversal do canal, até o nível de água. 
 4 
Au = área útil da grade. 
a = espaçamento entre as barras. 
t = espessura das barras. 
 
A relação a / (a + t) é chamada de eficiência (E) da grade e representa a fração 
de espaços vazios em relação à área total. 
 
Fixando-se a velocidade de passagem, pode-se determinar a área útil da grade 
através da equação da continuidade, Au = Qmáx / v. Obtendo-se a área útil, pode-
se calcular a área da secção transversal do canal (S). Escolhendo-se a 
espessura e o espaçamento entre barras determina-se a eficiência E e S = Au/E.Obtendo-se a área da secção transversal, a largura do canal da grade pode ser 
determinada através do conhecimento da lâmina líquida decorrente do 
posicionamento da calha Parshall a jusante., conforme será mostrado. 
 
Além das grades anteriormente descritas, as grades de barras curvas, as 
peneiras estáticas e as peneiras rotativas podem também serem usadas para a 
remoção de sólidos grosseiros dos esgotos sanitários. As peneiras estáticas são 
bastante utilizadas no pré-condicionamento de esgotos antes do lançamento em 
emissários submarinos e também no tratamento de efluentes de matadouros e 
frigoríficos, dentre outras aplicações. As peneiras rotativas também são bastante 
utilizadas no tratamento de efluentes líquidos industriais. Quando se empregam 
o tratamento por reatores anaeróbios do tipo UASB, as peneiras são preferíveis, 
reduzindo substancialmente o acúmulo de escuma na superfície destes reatores. 
 
Para a observação de detalhes a respeito do projeto e construção dos sistemas 
de gradeamento, recomenda-se consultar a NB - 569 e a NB – 12.209/90 da 
ABNT. 
 
Na Figura 9 mostra-se uma fotografia de um sistema de tratamento preliminar 
com a grade em primeiro plano e dois canais desarenadores com velocidade 
controlada por calha Parshall à jusante (que não aparece na foto). 
 
 
 5 
 
 
Figura 9: Grade de limpeza manual e caixa de areia de velocidade constante 
 
Na Figura 10 mostra-se uma fotografia de grade mecanizada instalada na ETE 
Piçarrão (SANASA – Campinas/SP) 
 
 
Figura 10: Grade mecanizada 
 
 6 
2.3 Desarenação (caixas de retenção de areia) 
 
Características do Material Removido 
 
A "areia" que infiltra no sistema de esgotos sanitários e que danifica 
equipamentos eletromecânicos é constituída de partículas com diâmetro de 0,2 
a 0,4 mm e massa específica  = 2,54 ton/m3. Estas partículas sedimentam-se 
individualmente nas caixas com velocidade média de 2 cm/s. 
 
Dispositivos de Remoção de Areia 
 
De acordo com a NB - 12.209/90, as caixas de areia de sistemas com remoção 
manual, devem-se ser projetados dois canais desarenadores paralelos, 
utilizando-se um deles enquanto que o outro sofre remoção de areia. Na 
remoção mecanizada utilizam-se bandejas de aço removidas por talha e 
carretilha, raspadores, sistemas de air lift, parafusos sem fim, bombas, etc. A 
"areia" retida deve ser encaminhada para aterro ou ser lavada para outras 
finalidades. Para redes de esgotos novas e não imersas no lençol freático a 
quantidade de areia retida é estimada em 30 litros por 1000 m3 de esgotos. Para 
situações desfavoráveis recomenda-se adotar 40L/1000m3. 
 
 Características Operacionais 
 
As caixas de areia são projetadas para uma velocidade média dos esgotos de 
0,30 m/s. Esta velocidade é mantida aproximadamente constante apesar das 
variações de vazão, através da instalação de uma calha Parshall a jusante. 
Velocidades baixas, notadamente as inferiores a 0,15 m/s provocam depósito de 
matéria orgânica na caixa, indicado pelo aumento da relação SSV/SST do 
material retido e que provoca exalação de maus odores devido à decomposição. 
Velocidades superiores a 0,40 m/s provocam arraste de areia e redução da 
quantidade retida. 
 
Na Figura 11 mostra-se a operação de dois canais desarenadores pela manobra 
de comportas. 
 7 
 
Figura 11: Caixa de areia da ETE de São Lourenço da Serra/SP (SABESP) 
 
Dimensionamento 
 
O comprimento (L) da caixa de areia é determinado considerando-se a 
velocidade dos esgotos de 0,30 m/s e a velocidade de sedimentação da areia de 
2 cm/s. 
 
Para que a partícula que passe sobre a caixa na linha de corrente mais alta 
atinja a câmara de estocagem de areia, é preciso que percorra H na vertical 
enquanto percorre L na horizontal: 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
v2, t2 
v1 t1 
L 
 8 
 
Para v1 = 0,3 m/s e v2 = 0,02 m/s, tem-se L = 15.H 
 
Costuma-se introduzir um coeficiente de segurança de 1,5 devido ao efeito de 
turbulência e considerar-se L = 22,5.H ou L = 25 x H. 
 
A NB – 12.209/90 recomenda que a taxa de escoamento superficial com base 
na vazão máxima resulte na faixa de (700 a 1300) m3/m2.d. 
 
Controle da velocidade através de calha Parshall 
 
 
 
 
 
 
Para se manter a mesma velocidade na caixa de areia tipo canal com velocidade 
constante controlada por calha Parshall, para Qmín e Qmáx, tem-se: 
 
 
Fórmula da calha Parshall: 
Q = K.HN, em que: 
Q = vazão (m3/s) 
H = altura de água (m) 
 
2
2
1
1 t
Hvx
t
Lv 
LvHv
v
H
v
Ltt .. 21
21
1 
ZH
ZH
Q
Q
máx
mín
máx
mín



.
.'
.
 H Y HJ HM 
 Z 
 9 
Valores de K e N 
 
Largura 
Nominal 
N K Capacidade (L/s) 
 Mín. Máx.. 
3" 1,547 0,176 0,85 53,8 
6" 1,580 0,381 1,52 110,4 
9" 1,530 0,535 2,55 251,9 
1' 1,522 0,690 3,11 455,6 
1 1/2' 1,538 1,054 4,25 696,2 
2' 1,550 1,426 11,89 936,7 
 
Exemplo do Dimensionamento 
 
Dados: 
Ano População 
Atendida (hab) 
Qmín (L/s) Qméd (L/s) Qmáx (L/s) 
2007 45.000 41,67 83,33 150,00 
2017 54.200 50,19 100,38 180,00 
2027 68.350 63,29 126,58 227,83 
 
a) Escolha da Calha Parshall: 
 
Para atender vazões de 41,67 L/s a 227,83 L/s a C. Parshall recomendada é a 
de LN = 9". 
 
Fórmula da Calha Parshall com LN = 9": 
 
Q = 0,535.H1,53 
 
Para Qmín = 41,67 L/s  Hmín = 0,189m 
 
Para Qmáx = 227,83 L/s  Hmáx = 0,572 m 
 
 10 
 
b) Cálculo do rebaixo Z à entrada da Calha Parshall: 
 
c) Cálculo da grade 
 
c.1. Eficiência (E) 
 
 
c.2. Área útil (Au) 
 
Adotando-se a velocidade de passagem v = 0,8m/s, tem-se: 
 
 
c.3. Área da Secção do Canal (S) 
 
 
c.4. Largura do canal da grade (b) 
 
 
c.5. Verificações para vazões intermediárias: 
 
mZ
Z
Z
ZHmáx
ZHmín
Qmáx
Qmín
1033,0
572,0
189,0
83,227
67,41
.
.
.
.














mmaoespaçament
mmtespessura
ferrodebarras
adotadosdados
15)(.
5)(.
.
75,0
515
15





ta
aE
2
3
285,0
/8,0
/22783,0 m
sm
sm
v
QAu máx 
238,0
75,0
285,0 m
E
AuS 
m
ZH
Sb
máx
81,0
1033,0572,0
38,0





 11 
Q 
(l/s) 
H 
(m) 
(H-Z) 
(m) 
S=b(H-Z) 
(m2) 
Au=S.E 
(m2) 
V=Qmáx 
 Au 
(m/s) 
V0=Qmáx 
 S 
(m/s) 
227,83 0,572 0,469 0,380 0,285 0,800 0,600 
180,67 0,492 0,389 0,315 0,236 0,766 0,574 
150,00 0,436 0,333 0,270 0,203 0,739 0,555 
63,29 0,248 0,145 0,117 0,088 0,719 0,541 
50,19 0,213 0,110 0,089 0,067 0,749 0,564 
41,67 0,189 0,086 0,070 0,053 0,786 0,595 
 
Observa-se que para vazões intermediárias as velocidades não se alteram 
significativamente. 
 
 
c.6. Perda de Carga na Grade 
 
 
 
 
d) Cálculo da caixa de areia 
 
d.1) Cálculo da área da secção transversal (A) 
 
Adotando-se a velocidade sobre a caixa, v = 0,3 m/s, tem-se: 
 
 
g
vvH
2
43,1
2
0
2 

m
x
H 02,0
81,92
)6,0()8,0(
43,1:limpa Grade
22



m
x
xHobstruídaGrade 16,0
81,92
)6,0()8,02(
.43,1:%50
22



27594,0
3,0
22783,0 m
v
QA máx 
 12 
d.2.) Cálculo da largura (B): 
 
 
d.3) Verificação: 
 
 
d.4) Cálculo do comprimento (L) 
 
d.5) Taxa de escoamento superficial resultante: 
 
 
d.6) Cálculo do rebaixo da caixa de areia 
 
Para a taxa de 30L/1000m3 e para vazão média de final de plano, Q = 126,58 Ls, 
tem-se o seguinte volumediário de areia retida na caixa: 
 
V = 0,03 L/m3 x 126,58 l/s x 86,4 = 328 L 
 
 
Portanto, para um rebaixo de 20cm tem-se um intervalo de limpeza da caixa de 
aproximadamente 10 dias. 
 
Na Figura 12 mostra-se uma situação típica de implantação do tratamento 
preliminar elevado, permitindo a continuidade do caminhamento do esgoto por 
mB
ZH
AB
máx
62,1
1033,0572,0
7594,0





smv
mxA
mZH
mHslQPara
mín
mínmín
/3,0
1388,0
04167,0
1388,062,10857,0
0857,01033,0189,0
189,0/67,41
2




  mLxZHxL máx 55,101033,0572,05,22)(5,22 
diamm
x
x
A
Q
S
./1152
62,155,10
4,8683,227 23
m
x
hcaixanaacumuladaareiadediáriaaltura 02,0
62,155,10
328,0

 13 
gravidade para a continuidade do tratamento e facilitando a remoção da areia 
retida na caixa. 
 
 
Figura 12: Caixa de areia com fundo tronco-piramidal (Campo Grade/MS) 
 
Outros tipos de caixas de areia 
 
Nas ETEs de maior porte, notadamente acima de 250 L/s, é recomendável o uso 
de caixas de areia de seção quadrada em planta com removedor mecanizado da 
areia retida, transportador e lavador. Também neste caso, a taxa de escoamento 
superficial deverá ser mantida na faixa entre 600 e 1.300 m3/m2.dia, com base 
na vazão máxima horária de esgoto, devendo-se definir corretamente o número 
de caixas para que esta condição seja atendida em todo o período de 
funcionamento da ETE. 
 
Nas ETEs de porte ainda maior são utilizadas as caixas de areia aeradas, em 
que os bocais de aeração são posicionados de forma a induzir um movimento 
helicoidal no escoamento ao longo da caixa, de forma a acelerar a deposição 
das partículas por força centrífuga. Com este dispositivo, o comprimento 
necessário da caixa de areia torna-se menor. 
 
 14 
Na Figura 13 mostra-se uma caixa de areia de seção quadrada em planta, com 
dispositivo de remoção mecanizada da areia retida. 
 
Figura 13: caixa de areia de seção quadrada e remoção mecanizada, vazia. 
 
Na Figura 14, mostra-se a caixa de areia mecanizada em operação. 
 
 
Figura 14: Caixa de areia mecanizada em operação 
 15 
3 Decantadores de esgoto 
 
3.1 Considerações iniciais 
 
No tratamento de esgoto, o que ocorre como concentração de fase sólida, 
removida na forma de lodo. Remover-se sólidos grosseiros no sistema de 
gradeamento e sólidos facilmente sedimentáveis nas caixas de areia. Nos 
decantadores primários, sob as condições de escoamento normalmente 
adotadas em seus projetos, ocorre remoção de 40 a 60% de sólidos em 
suspensão dos esgotos sanitários, correspondendo a cerca de 30 a 40% da 
DBO. Até mesmo no tratamento biológico onde se conta com a mineralização 
dos compostos orgânicos, o efeito preponderante é a floculação da matéria em 
estado coloidal tornando possível sua remoção por sedimentação nos 
decantadores secundários. É típico para o processo de lodos ativados tratando 
esgotos sanitários em coeficiente de produção celular da ordem de 0,6. Isto 
indica que de cada 100 kg de DBO removida no processo biológico acarretará 
uma produção de 60 kg de SSV, ou seja, apenas 40% da matéria orgânica dos 
esgotos foi de fato mineralizada e a maior parte apenas convertida em flocos. 
Desta forma, justifica-se plenamente o emprego de unidades de separação de 
sólidos, geralmente a base de sedimentação. Quando não são usados 
decantadores formais de concreto armado, são utilizadas lagoas de decantação 
ou a sedimentação ocorre no próprio reator biológico. Mais recentemente tem-se 
estudado o emprego da flotação com ar dissolvido em algumas aplicações, 
especialmente associada ao tratamento físico-químico. 
 
No campo do tratamento de esgotos sanitários, a aplicação mais consolidada da 
flotação com ar dissolvido está no adensamento de excesso de lodos ativados, 
onde o lodo bem floculado é bastante propício para o aprisionamento de bolhas 
de ar e são produzidos graus mais elevados de adensamento do lodo do que por 
gravidade, mesmo sob taxas de aplicação bem mais elevadas. 
 
3.2 Sedimentação no tratamento de esgoto 
 
O processo de sedimentação é governado principalmente pela concentração das 
partículas em suspensão. Quanto mais concentrado for o meio, maior é a 
 16 
resistência à sedimentação. Em suspensões bastante diluídas prevalece a 
sedimentação do tipo I (individual ou discreta). Neste caso as partículas 
sedimentam-se individualmente sem ocorrer interrelações, segundo uma 
velocidade constante ao longo da profundidade do tanque. É o tipo de 
sedimentação predominante nas caixas de areia. Neste caso, a velocidade de 
sedimentação pode ser calculada através do equilíbrio de forças atuantes sobre 
a partícula na direção vertical (força gravitacional, para baixo, e empuxo mais 
força de atrito, para cima), do qual resulta a lei de Stokes. 
 
Aumentando-se a concentração de sólidos em suspensão, passa a prevalecer a 
sedimentação do tipo II, também chamada de sedimentação floculante. Neste 
caso, a maior concentração de partículas permite a formação de emaranhados 
ou flocos de maior velocidade de sedimentação ao longo de suas trajetórias, 
fazendo com que a velocidade de sedimentação aumente com a profundidade. É 
o que tipicamente ocorre nos decantadores das ETAs, também nos 
decantadores primários de esgotos onde a relativa e elevada concentração de 
sólidos em suspensão permite tais interações. A partir deste caso, não é mais 
válida a lei de Stokes, devendo-se proceder ensaios em colunas de 
sedimentação para a obtenção de parâmetros para o projeto das unidades. 
 
Aumentando-se ainda mais a concentração da suspensão, passa a prevalecer a 
sedimentação do tipo III (também chamada de sedimentação por zona, 
retardada ou impedida). Neste caso, a concentração de sólidos é muito elevada 
e passa a ocorrer dificuldade de saída de água em contra-corrente para 
possibilitar a sedimentação dos sólidos. Assim, a velocidade de sedimentação 
diminui ao longo da profundidade do decantador, sendo bastante baixa no fundo 
onde a concentração de sólidos é muito elevada. Este tipo de sedimentação 
predomina em decantadores secundários de processo de lodos ativados, que é 
alimentado pelo lodo concentrado do tanque de aeração. Neste caso é nítida a 
ocorrência de interface lodo/líquido sobrenadante. Quando o lodo é colocado em 
proveta, o deslocamento desta interface pode ser cronometrado ao longo do 
tempo e através de interpretação gráfica pode-se calcular a velocidade de 
sedimentação por zona (VSZ) importante para a interpretação da condição 
operacional de um processo de lodos ativados. O resultado final, após 30 
minutos de sedimentação, é utilizado para o cálculo do IVL. 
 17 
A sedimentação do tipo IV, também chamada de sedimentação por compressão, 
ocorre no fundo dos decantadores secundários e nos adensadores de lodo. 
Neste caso, a suspensão é tão concentrada que a "sedimentação" dá-se pelo 
peso de uma partícula sobre a outra, provocando a liberação de água intersticial. 
 
3.2 Tipos de decantadores 
 
Existem, basicamente, dois tipos de decantadores de esgotos: os de secção 
retangular em planta e de escoamento longitudinal, e os de secção circular, que 
mais comumente são alimentados pelo centro e a coleta do esgoto decantado é 
feita nas bordas dos decantadores, ao longo da linha da circunferência. Existem 
também os decantadores circulares de alimentação periférica. 
 
Alguns autores preconizam que como decantadores primários devem ser 
utilizados preferivelmente os de secção retangular, melhores para a assimilação 
das variações de vazão de esgotos e, como decantadores secundários podem 
serutilizados os de secção circular, pois nesta situação a variação de vazão de 
alimentação é menor e os decantadores circulares são de implantação mais 
barata. Por isso, pode-se também empregar decantadores circulares como 
primários, atribuindo-lhe menor eficiência na remoção de DBO. Deverá ser feita 
análise econômica para subsidiar a escolha do tipo de decantador a ser 
empregado em uma ETE. Os removedores mecanizados de lodo e a estrutura 
em concreto armado são os principais componentes de custo. Os raspadores 
mecanizados são equipamentos de custo elevado, tanto os rotativos dos 
decantadores circulares como especialmente os que são movidos por pontes 
rolantes que tansladam ao longo do comprimento do decantador. Os 
decantadores de secção circular são também favorecidos com relação aos 
custos da estrutura em concreto armado. 
 
Os decantadores retangulares possuem o fundo ligeiramente inclinado para que 
o lodo raspado seja direcionado ao poço de lodo, posicionado no início do 
decantador, de onde é removido através de bombeamento ou pressão 
hidrostática. No trecho final do decantador estão posicionadas, à superfície, as 
canaletas de coleta do esgoto decantado cujas funções são as de reduzir a 
velocidade dos esgotos na região de saída evitando-se a ressuspensão de lodo. 
 18 
Nestes decantadores pode ser observada também uma tubulação transversal de 
coleta de escuma superficial identificada por Skimmer. As comportas de 
distribuição dos esgotos no canal de entrada do decantador, têm a função de 
evitar escoamentos preferenciais. 
 
Para o tratamento de alguns efluentes industriais são necessários removedores 
de lodo através de aspiração. Este processo mais sofisticado se justifica quando 
os sólidos sedimentados são tão leves que podem ser ressuspensos pela ação 
dos raspadores. 
 
Nas estações de pequeno porte pode-se optar pelo emprego de decantadores 
sem raspador mecânico de lodo, derivados dos chamados decantadores 
Dortmund. 
 
O decantador Dortmund é de secção circular em planta mas com o fundo em 
tronco de cone invertido com paredes bem inclinadas, permitindo que todo o 
lodo convirja para um único "poço de lodo" de onde o lodo sedimentado pode 
ser removido por pressão hidrostática. 
 
São posicionados anteparos na região de entrada dos esgotos para direcionar o 
fluxo de sólidos para baixo e na região de saída para a retenção de escuma. 
Uma tubulação com derivação horizontal é posicionada para a remoção do lodo 
sedimentado por pressão hidrostática. 
 
Podem também ser utilizados os decantadores desprovidos de remoção 
mecanizada de lodo de secção quadrada em planta, de fundo com o formato de 
tronco de pirâmide invertida. Destes, derivaram os de seção retangular em 
planta com fundos múltiplos tronco-piramidais. 
 
Estes decantadores são baratos para serem implantados por não possuírem os 
removedores mecanizados de lodo, o que também dispensa a manutenção de 
equipamento eletro-mecânica. Consomem mais concreto armado para a 
construção dos fundos múltiplos e são mais profundos, o que aumenta os 
problemas de escavação. Este fato tem restringido o emprego deste tipo de 
 19 
decantador em apenas pequenos sistemas, inclusive com dimensões limitadas 
pela NB-12.209/90. 
 
Na Figura 15 mostra-se a fotografia de um decantador primário de seção 
retangular. Observa-se o dispositivo de remoção e o poço de lodo 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 15: Decantador primário da ETE Barueri/SP (SABESP) 
 
Na Figura 16 mostra-se um decantador primário em operação 
 
Figura 16: Decantador primário em operação 
 20 
3.4 Dimensionamento de decantadores primários de esgoto 
 
De acordo com a NB-12.209/90, os decantadores primários devem ser 
dimensionados com base na vazão máxima horária de esgotos sanitários e para 
vazões de dimensionamento superiores a 250 L/s deve-se empregar mais de um 
decantador. 
 
Para a determinação da área de decantação deve-se utilizar como parâmetro a 
taxa de escoamento superficial. Na literatura internacional são recomendadas 
taxas na faixa de 30 a 60 m3/m2.dia 
 
A NB-570 impõe três condições para a adoção da taxa de escoamento 
superficial para decantadores primários de esgotos: 
 
a) até 60 m3/m2.dia, só tratamento primário 
b) até 80 m3/m2.dia, seguido de filtros biológicos 
c) até 120 m3/m2.dia, seguido de lodos ativados 
 
Costuma-se adotar taxa da ordem de 60m3/m2.dia para decantadores primários 
de sistemas de filtros biológicos e de até 90m3/m2.dia em sistemas de lodos 
ativados. 
 
O tempo de detenção hidráulico situa-se entre 1,5 e 3,0 horas, de acordo com a 
literatura internacional sobre decantadores primários. 
 
A NB-570 recomenda tempo de detenção superior a 1,0 hora, com base na 
vazão máxima de esgotos e inferior a 6,0 horas, com base na vazão média. 
 
Determina-se a área de decantação através da taxa de escoamento superficial e 
o volume do decantador através do tempo de detenção. Obtendo-se área e 
volume, pode-se obter a profundidade útil dos decantadores. 
Para decantadores retangulares a relação comprimento largura deve ser 
superior a 2:1, sendo típicos valores na faixa de 3:1 a 4:1, ou mais. 
 
 21 
As profundidades dos decantadores variam de 2,0 a 4,5 m, sendo mais comuns 
na faixa de 3,0 a 4,0 m. A NB – 12.209/90 impõe que os decantadores devem 
possuir profundidade superior a 2,0 m. 
 
Um parâmetro importante a ser observado no dimensionamento de 
decantadores é a taxa de escoamento nos vertedores de saída. A NB-570 
recomenda valores inferiores a 720m3/m2.dia, mas na prática são usados valores 
bem inferiores, principalmente quando são usados decantadores de seção 
circular. 
 
No caso de decantadores retangulares, deve-se manter o comprimento de 
canaletas vertedoras compatível com a taxa de escoamento, sem que as 
mesmas avancem além de 1/4 do comprimento do decantador. 
 
3.5 Exemplo de dimensionamento - decantador primário 
 
a) Dados para o Dimensionamento 
Ano População (hab.) Qméd(L/s) Qmáx (L/s) 
2007 45.000 83,33 150,00 
2017 54.200 100,37 180,67 
2027 68.350 126,57 227,83 
 
b) Taxa de escoamento superficial adotada inicialmente: 
 
c) Área superficial necessária de decantadores primários (2020): 
 
 
 
 
 
diammq máxA ./60
23
, 
2
23
3
328
./60
/)4,8683,227( m
dmm
dmxA
A
Qq S
S
máx
Amáx

 22 
Serão utilizados 04 decantadores primários de secção circular em planta. 
 
 
Os decantadores deverão portar removedores mecanizados de lodo. 
 
d) Profundidade útil dos decantadores: 
 
Volume útil mínimo necessário: 
 
 
 
Implantação: 3 dec - 2007 (p/ atender até 2017) 
 1 dec - 2017 (p/ atender até 2027) 
 
e) Taxa de escoamento nos vertedores de saída: 
 
 
 
f) Verificação para três decantadores em 2017: 
 
 
mxADDAmADEC 2,10
8244
4
82
4
328 22 






mHu
mxxV
tdQVQVtdhtd
máxQ
5,2
328
2,820
2,8200.16,383,227
./0.1,
3



horas
x
td
horas
x
td
mxVmHuPara
méd
máx
Q
Q
16,2
6,357,126
984
2,1
6,383,227
984
9843280,30,3 3



dmm
x
xLQ máx ./1542,10
4/)4,8683,227(/ 3

 23 
 
 
 
g) Alternativa: 2 decantadores 
 
 
h) Alternativa: Decantadores retangulares com fundos tronco-piramidais sem 
removedor mecanizado de lodo 
 
Deverão ser usados quatro decantadores de (3,7 x 22,2)m, com relação 
comprimento/largura = 6/1 
 
Profundidade do trecho prismático: 
 
 
Cálculo da Produção de LodoValores adotados: 
Produção per capita de lodo primário: 60gSS/hab.dia 
Eficiência do decantador primário na remoção de sólidos em suspensão: 60% 
 
Produção de lodo: PL = 0,06 x 0,6 x 68.350 = 2.461 kgSST/dia (ano 2027) 
Teor de sólidos no lodo descarregado: 1% 
Massa específica do lodo: 1,020 kg/m3 
 
Vazão de lodo: QL = 2.461 / (0,01 x 1.020) = 241 m3/dia 
 
dmm
x
xq máxA ./5,63823
4,8667,180 23
, 
m
x
D 5,142
3284



m
xx
Hu 5,2
2,227,34
2,820

 24 
4 Processo de lodo ativado 
 
4.1 Considerações Iniciais 
 
O processo de lodo ativado pode ser enquadrado como tratamento aeróbio, de 
crescimento em suspensão na massa líquida e com retenção de biomassa. A 
introdução de oxigênio pode ser feita através de diferentes formas, como por 
meio de aeradores superficiais, sistemas com difusores, até mesmo oxigênio 
puro pode ser introduzido diretamente nos tanques. Os sólidos biológicos 
crescem na forma de flocos e são mantidos em suspensão pelo equipamento de 
aeração, não há meio suporte de biomassa, como os materiais inertes (pedras, 
plástico, etc.) introduzidos nos sistemas de filtros biológicos. A retenção de 
biomassa é feita através de recirculação do lodo separado nos decantadores 
acoplados aos reatores biológicos. 
 
O resultado da interação entre microrganismos e matéria orgânica nos tanques 
de aeração é a formação de flocos. Polímeros extracelulares produzidos pelos 
microrganismos são os principais agentes. Para a ocorrência de flocos densos é 
necessário que as principais condições ambientais dentro dos reatores estejam 
controladas. Uma das condições desejáveis é meio neutro em termos de pH, o 
que é característico do esgoto doméstico. Fora da faixa neutra, o número de 
grupos de microrganismos que se desenvolvem é menor, dando maior 
oportunidade para desequilíbrios e predominância de microrganismos maus 
formadores de flocos. A presença dos principais nutrientes, sobretudo 
compostos de nitrogênio e fósforo, deve ser bem administrada. Para esgoto 
doméstico, sabe-se que há nitrogênio e fósforo em excesso, não havendo 
necessidade de adição artificial de nutrientes. O problema, na verdade, é como 
melhor removê-los. O efeito da deficiência do meio nos principais nutrientes é 
também no sentido de proporcionar a prevalência indesejável de certos grupos 
de microrganismos. O oxigênio deve ser adicionado em quantidade suficiente 
para garantir o processo metabólico dos microrganismos que se desenvolvem 
no tanque reator e manter um pequeno saldo, segurança contra a ocorrência de 
anaerobiose. Estes podem também ser influenciados negativamente pela 
presença de substâncias tóxicas ou potencialmente inibidoras, que podem ser 
descarregadas pelos efluentes industriais. Problemas em tratamentos biológicos 
 25 
foram responsabilizados pela presença em quantidade excessiva de compostos 
fenólicos ou de óleos e graxas, por exemplo. 
 
Se os fatores ambientais externos estiverem sob controle, há que se planejar e 
manter adequadamente condições de funcionamento tais como a relação 
alimento/microrganismos e o tempo médio de residência celular. 
 
Uma boa floculação é necessária para que se tenha recuperação de sólidos 
elevada no decantador secundário e um efluente final com baixa concentração 
de sólidos em suspensão. A perda de sólidos em suspensão juntos com o 
esgoto tratado é inevitável, o ajuste operacional do processo de lodos ativados 
consiste essencialmente em procurar encontrar as condições ambientais que 
levem à melhor floculação possível, reduzindo-se a perda de sólidos com o 
efluente final e obtendo-se maior eficiência na remoção de matéria orgânica 
biodegradável. 
 
O excesso de lodo biológico descartado continuamente do sistema deverá ou 
não sofrer digestão bioquímica complementar, dependendo das condições 
operacionais. Quando se mantêm maiores tempos de residência celular, o 
excesso de lodo resultante é melhor digerido. Estas característica é uma das 
principais que difere a variante com aeração prolongada dos processos 
convencionais, conforme será discutido. 
 
 Figura 17: Aspecto do lodo ativado 
 26 
4.2 Aspectos de microbiologia 
 
Um verdadeiro ecossistema é formado no tanque de aeração de um sistema de 
lodos ativados. As bactérias são os principais decompositores de matéria 
orgânica dos esgotos por assumirem grandes massas em intervalos de tempo 
mais reduzidos do que os outros microrganismos heterotróficos. Quando as 
condições ambientais são adequadas, surgem as zoogleas, flavobactérias, 
aerobacter, pseudomonas e alcalígenes, responsáveis por boa biofloculação. 
Quando não, podem predominar excessivamente bactérias filamentosas como 
Sphaerotillus natans, nocárdia e outras bactérias responsáveis pelo 
intumescimento filamentoso do lodo, que leva à sua flutuação nos decantadores. 
Além das bactérias, protozoários são importantes organismos em sistemas de 
lodos ativados, pois, além de também consumirem matéria orgânica, consomem 
bactérias mal floculadas, dando polimento ao efluente tratado. Aparecem mais 
rapidamente protozoários fixos e, sucessivamente os ciliados cuja presença 
indica boas condições do lodo biológico. De fato, a presença de protozoários é 
determinante para o bom andamento do processo, que evolui em direção ao 
aparecimento de micrometazoários como os rotíferos, cuja presença excessiva 
pode indicar lodo com idade demasiadamente elevada. 
 
 
4.3 Tempo Médio de Residência Celular (Idade do Lodo) 
 
O tempo médio de residência celular, também conhecido por idade do lodo, é a 
relação entre a massa de células no reator e a massa de células descarregadas 
por dia, ou seja: 
 
 massa de células (KgSSV) no tanque de aeração 
c =  
 massa de células (KgSSV) descarregadas por dia 
 
Descarregando-se mais lodo do sistema por dia o tempo de residência celular 
será menor e vice-versa. Esta é a principal manobra operacional visando a 
obtenção do equilíbrio do processo. 
 
 27 
 V . X 
c =  
 Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe 
 
Desprezando-se as perdas com o efluente final: 
 
 V . X 
c =  
 Qd . Xr 
 
Considerando-se a retirada de lodo diretamente do tanque de aeração: 
 
 V . X V 
c =   c =  
 Qd . X Qd 
 
Observa-se que, retirando-se o lodo diretamente do tanque de aeração, apesar 
de se ter maior volume de lodo a ser descartado em virtude da sua menor 
concentração em relação ao lodo sedimentado no decantador, não é preciso 
análise de SSV em nenhum ponto do sistema. 
 
 
4.4 Balanços de massa de substrato e de microrganismos em sistemas de 
lodos ativados: equações que governam o processo 
 
 
Considere-se o esquema do processo de lodos ativados, incluindo-se o tanque 
de aeração, o decantador secundário e o sistema de retorno e descarte de lodo. 
Pode-se definir como limites do sistema apenas o tanque de aeração, apenas o 
decantador secundário ou o conjunto tanque de aeração/decantador secundário 
e desenvolver-se balanços de massa de substrato ou de microrganismos. Para 
cada expressão imposta para a taxa de crescimento celular ou para a taxa de 
utilização do substrato, obtém-se uma relação que governa o processo, 
podendo-se associar principalmente tempos de detenção hidráulico e de 
 28 
residência celular, com a concentração de microrganismos no tanque de 
aeração e de substrato solúvel no efluente tratado. Serão desenvolvidos,a título 
de exemplo, dois balanços de massa que resultam em importantes equações 
que representam o processo de lodos ativados. 
 
 Decantador 
Secundário 
 
 Q, So, Xo (Q+Qr) 
 (Q+Qr) Q-Qd 
 Xe, Se 
 X, Se 
 (Q+Qr), Xr 
 Qr, Xr, Se 
 
 Retorno de Lodo 
 Qd, Xr, Se 
 
Balanço de massa de substrato em torno do tanque de aeração: 
 
Será considerado regime estabilizado, em que não há acúmulo de massa do 
sistema e assim pode-se escrever: 
 
Q . So + Qr . Se - (Q + Qr) . Se - V . S/t = 0 
 
Definindo-se a taxa específica de utilização do substrato, U: 
 
 massa de substrato (KgDBO) consumido por dia 
U =   
 massa de células (KgSSV) no reator 
 
 S/t 
U =   S/t = U . X 
 X 
Tanque de 
Aeração 
 
V, X, Se 
 29 
 Q . So + Qr . Se - Q . Se + Qr . Se - V . U . X = 0  
 
 
 Q . (So - Se) 
U =   
 V . X 
 
A taxa específica de utilização do substrato, U, representa a massa de substrato 
removida por unidade de tempo e por unidade de massa de microrganismos, 
constituindo fator de dimensionamento do processo, visando a obtenção dos 
volumes dos tanques de aeração. Relaciona-se com o parâmetro empírico, 
relação alimento/microrganismos, definida por: 
 
 Q . So 
(A/M) =   
 V . X 
 
 So 
(A/M) =  
 td . X 
 
Observe-se que a taxa específica de utilização do substrato envolve a carga de 
substrato removida, enquanto que a relação alimento/microrganismos considera 
a carga aplicada. Portanto, é a eficiência do tratamento na remoção do substrato 
que associa os valores destas variáveis entre si. 
 
 ( So - Se ) 
E =  . 100 
 So 
 
 (A/M) . E 
 U =  
 100 
 
 30 
A relação alimento/microrganismos pode também ser usada como fator de 
dimensionamento do tanque de aeração. Um terceiro fator também costuma ser 
usado, chamado “fator de carga” (f), cuja única diferença da relação 
alimento/microrganismos é que esta é determinada com base na concentração 
de sólidos em suspensão voláteis no tanque de aeração (Xv), enquanto que na 
composição do fator de carga de usa a concentração de sólidos em suspensão 
totais (Xt). 
 
 Q . So 
(A/M) =  
 V . Xv 
 
 Q . So 
f =  
 V . Xt 
 
Uma forma de interpretação do processo de lodos ativados pode ser 
estabelecida imaginando-se um experimento em que se varia a relação 
alimento/microrganismos aplicada ao sistema e se observa o efeito sobre a 
floculação biológica através de outro parâmetro empírico, o índice volumétrico 
de lodo (IVL). O IVL representa o volume ocupado por determinada massa de 
lodo, sendo obtido através de: 
 
 Sólidos Sedimentáveis aos 30 minutos (mL/L) 
IVL =  x 1.000 
 Sólidos em Suspensão Totais (mg/L) 
 
Pode-se deduzir que, quando o lodo encontra-se bem formado, os valores do 
IVL são baixos e vice-versa. 
 
Pode ser observado que existe uma faixa de relação alimento/microrganismos 
que conduz a uma melhor floculação biológica e a valores mais baixos de IVL 
Corresponde à faixa de operação dos sistemas de lodos ativados convencionais. 
Pode se observado também que, reduzindo-se a relação 
 31 
alimento/microrganismos há prejuízo para a floculação biológica pela maior 
incidência de fase endógena e os valores de IVL são mais elevados. Ë a faixa 
operacional dos sistemas com aeração prolongada, em que ocorrem maior 
perda de sólidos com o efluente final. Apesar disso, os sistemas com aeração 
prolongada resultam em maior eficiência na remoção de matéria orgânica 
biodegradável dos esgotos, uma vez que os sólidos perdidos são mais digeridos. 
Na tabela comparam-se as eficiências na remoção de DBO e sólidos em 
suspensão dos sistemas convencionais com os sistemas com aeração 
prolongada. 
 
Tabela 6: Eficiências típicas do processo de lodos ativados. Hespanhol (l986). 
 
Processo/Parâmetro DBO 
Carbonácea (%) 
DBO 
Nitrogenada (%) 
Sólidos em 
Suspensão (%) 
Lodos Ativados 
Convencionais 
90 40 87 
Lodos Ativados com 
Aeração Prolongada 
95 85 94 
 
Observa-se que os sistemas com aeração prolongada promovem maior grau de 
nitrificação dos esgotos, podendo ocorrer oxidação total de amônia quando se 
introduz no tanque de aeração cerca de 3,0 kgO2/kgDBO. É um dos raros 
processos biológicos capazes de atender ao rigoroso padrão de emissão de 20 
mg/L para nitrogênio amoniacal, imposto na Resolução N° 357 do CONAMA. 
Nos sistemas convencionais o grau de nitrificação dos esgotos é menor, 
reduzindo-se com o decréscimo da idade do lodo. Já a remoção de sólidos em 
suspensão é menor nos sistemas com aeração prolongada. 
 
 Balanço de massa de microrganismos no sistema de lodo ativado 
 
Fazendo-se o balanço de massa de microrganismos (SSV) no sistema de lodo 
ativado como um todo (tanque de aeração e decantador secundário, mais o 
sistema de retorno/descarte de lodo), tem-se, no regime estabilizado: 
 
 32 
Q . Xo – [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . X/t = 0 
 
Onde X/t representa o crescimento global de microrganismos. 
Define-se  , taxa específica de crescimento biológico, através de: 
 
 massa de células (KgSSV) produzidas por dia 
 =  
 massa de células (KgSSV) no reator 
 
Porém, em um sistema de lodos ativados, nem todas as células se encontram 
em fase de crescimento, devendo-se descontar o decaimento via metabolismo 
endógeno, cuja taxa específica é representada por kd: 
 
 massa de células (KgSSV) destruídas por dia 
kd =   
 massa de células (KgSSV) no reator 
 
A taxa de crescimento microbiano líquida, , é dada por:  =  - kd . A 
taxa global de crescimento é obtida multiplicando-se a taxa específica pela 
concentração celular, X: 
 
 X / t = (  - kd ) . X 
 
E, portanto, desprezando-se a concentração de microrganismos presentes no 
próprio esgoto, Xo, por ser bem inferior a X, tem-se: 
 
 – [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . X . (  - kd ) = 0 
 
 [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] 
 - kd =   1 / c =  - kd 
 V . X 
 
A taxa específica de crescimento, , relaciona-se com a utilização de substrato, 
U, pelo coeficiente de síntese celular, ou seja: 
 33 
 = Y . U  1 / c = Y . U - kd 
 
Mas, conforme obtido ainteriormente, 
 
 So - Se 
U =   
 td . X 
 
 So - Se 
1 / c = Y . - kd 
 td . X 
 
Esta equação permite a determinação dos coeficientes Y e kd. Operando-se um 
sistema de lodos ativados sob diversas idade do lodo, tem-se para cada uma um 
valor estabilizado de Se e X, de forma que cada condição representa um ponto 
da reta em que Y é o coeficiente angular e kd o parâmetro linear. 
 
4.5 Modelo de Monod 
 
Monod adaptou as relações de Michaelis-Menten da microbiologia com culturas 
puras para o tratamento de esgotos. Verificou experimentalmente que em 
sistemas de lodos ativados a taxa específica de crescimento celular, , não é 
constante e sim variável com a concentração de substrato até certo ponto em 
que o alimento e o crescimento tornam-se ilimitados. Depende de um valor 
máximo, máx, que é a taxa de crescimento quando não há limitação de 
substrato, da concentração de substrato, Se, e do coeficiente de velocidade ou 
constante de saturação, Ks, que é o valor da concentração de substrato para a 
qual a taxa de crescimento dos microrganismos é igual à metade da máxima. 
 
 máx. . Se 
 =  
 Ks + Se 
 
Mas,  = Y . U e, por tanto, tem-se: 
 34 
 máx. . Se 
Y . U =  
 Ks + Se 
 
 máx. . Se 
U =  
 Y . ( Ks + Se ) 
 
Chamando-se de k a relação entre coeficientes cinéticos máx/Y, k representará 
a taxa máxima de utilização de substrato por unidade de microrganismos. 
 k . Se 
U =  
 ( Ks + Se ) 
 
E, conforme já definido: 
 
 So - Se 
U =  
 td . X 
 
Tem-se que: 
 
 So - Se k . Se 
  =  
 td . X ( Ks + S ) 
 
 td . X Ks 1 1 
  =  .  +  
 So - Se k Se k 
 
Esta equação permite a determinação dos coeficientes cinéticos k e Ks e, como 
máx= Y.k, podem assim ser obtidos os cincos coeficientes cinéticos que 
governam o processo de lodos ativados, Y, kd, máx, Ks e k. Na Tabela 7 são 
apresentados valores típicos dos coeficientes cinéticos. 
 35 
 
Tabela 7 : Valores típicos dos coeficientes cinéticos para o processo de lodos 
ativados aplicado ao tratamento de esgoto sanitário. Metcalf & Eddy (1991 ) 
 
Coeficiente Unidade Faixa Valor Típico 
k d-1 2 - 10 5 
Y mgSSV/mgDBO5 0,4 – 0,8 0,6 
mgDBO5 25 - 100 60 ks 
mgDQO 15 - 70 40 
kd d-1 0,025 – 0,075 0,06 
 
Exercício de aplicação: Operou-se 5 sistemas de lodos ativados em escala de 
laboratório, em paralelo, tendo-se obtido os seguintes resultados após a 
estabilização: 
 
Idade do lodo 
c (dias) 
2 4 6 8 10 
SSVTA 
X (mg/L) 
1.380 1.922 2.215 2.344 2.456 
DBO5,20 (filtrada) 
Se (mg/L) 
60 32 16 11 09 
 
Todos os reatores foram alimentados com o mesmo esgoto com DBO5,20 = 300 
mg/L e tempo de detenção hidráulico de 04 horas. Variou-se a idade do lodo de 
um sistema para o outro, através do descarte de diferentes quantidades médias 
de lodo por dia. Determinar os valores dos coeficientes cinéticos Y, kd, Ks, k e 
máx e analisar os resultados obtidos. 
 
 
4.6 Variantes do processo de lodo ativado 
 
Existem diversas variantes do processo de lodos ativados. Cabe inicialmente 
caracterizar e estabelecer as diferenças entre os sistemas convencionais e os 
com aeração prolongada. A idéia fundamental é a de que nos sistemas 
 36 
convencionais, as condições no tanque de aeração são planejadas para que 
ocorra a floculação biológica sob maior fator de carga e menor idade do lodo. 
 
Com isso, os volumes necessários de tanques reatores são menores porém, o 
grau de digestão do excesso de lodo descartado é baixo e é necessária uma 
estabilização bioquímica complementar antes da secagem, ou seja, a digestão 
do lodo. Nos sistemas com aeração prolongada, contrariamente, permite-se 
maior incidência de metabolismo endógeno mantendo-se no tanque baixa 
relação alimento/microrganismos e idade do lodo alta. 
 
Desta forma, o volume necessário de tanque de aeração é maior, mas o lodo 
descartado apresenta grau de mineralização (SSV/SST) mais elevado, 
dispensando-se a digestão complementar. Em geral, nos sistemas com aeração 
prolongada não se utiliza decantador primário, evitando-se completamente a 
necessidade de digestão de lodos em troca da exigência de um volume de 
tanque de aeração cerca de 30% maior. 
 
A substituição dos decantadores primários por reatores anaeróbios como o 
UASB, tem demonstrado as vantagens de maior alívio de carga orgânica 
afluente ao tratamento aeróbio, bem como proporcionar um digestor de lodo na 
própria linha de tratamento dos esgotos. Com isso, pode-se operar o processo 
de lodos ativados na faixa dos sistemas convencionais, enviando o excesso de 
lodo desta etapa de volta aos reatores UASB para aumentar a mineralização. Os 
volumes de tanques de aeração são substancialmente menores nesses arranjos. 
 
Na Tabela 8 apresentam-se faixas típicas de parâmetros para os sistemas 
convencionais e com aeração prolongada. 
 
 
 
 
 
 
 37 
Tabela 8: Faixas típicas de parâmetros para sistemas de lodos ativados 
convencionais e com aeração prolongada (Fonte: adaptado de Metcalf & Eddy – 
1991e NBR – 12.209/90) 
Parâmetro / Variante Sistemas Convencionais Aeração Prolongada 
 
 
Fluxo de pistão Mistura completa 
 Faixa típica NBR - 570 Faixa típica NB – 12.209 
Tempo de detenção 
hidráulico (horas) 
4 a 8 > 1 18 a 36 
Idade do lodo (dias) 3 a 10 20 a 30 
Concentração SSVTA 
(mg/L) 
1.500 a 
3.000 
 3.000 a 
6.000 
 
Relação (A/M) 
(kgDBO5/kgSSV.dia) 
0,2 a 0,5 0,05 a 0,15 
Fator de carga (f) 
(kgDBO5/kgSS.dia) 
0,16 a 0,4 0,05 – 0,10 
Fator de recirculação de 
lodo 
(Qr / Q) 
0,5 a 0,75 0,75 a 1,5 
Necessidade de oxigênio 
(kgO2/kgDBOaplicada) 
 > 1,5 > 1,5 
Densidade de potência no 
Tanque de Aeração (w / 
m3) 
 >10 >10 
 
 
O processo de lodo ativado em bateladas 
 
O processo em bateladas constitui uma moderna modalidade operacional dos 
sistemas de lodos ativados. Introduzido no Brasil pela Nestlé, tem sido 
intensamente utilizado para o tratamento de esgotos sanitários, especialmente 
quando há grande variação de carga como em cidades litorâneas. Neste 
processo, o tanque de aeração acumula a função de decantação, suprimindo-se 
o decantador secundário e o sistema de retorno de lodo. Normalmente, utiliza-se 
 38 
mais de um tanque de aeração, que são alimentados sob o regime de bateladas 
sequenciais, isto é, enquanto os esgotos são descarregados em um dos tanques 
de aeração, nos outros ocorrem, de forma sincronizada, outras operações 
necessárias como aeração, decantação e descarga do esgoto tratado. É 
necessário um grau elevado de automação do sistema para o controle destas 
operações. METCALF & EDDY (1991) recomendam as seguintes distribuições 
percentuais das atividades dentro de cada ciclo. 
 
 Alimentação com aeração: 
 Aeração sem alimentação (reação): 
 Sedimentação: 
 Descarga do tratado: 
 
Um exemplo de esquema operacional com ciclo de duração total de 6 horas, 
utilizando-se quatro tanques-reatores é o seguinte: 
 
 Alimentação com aeração: 1hora + 30 minutos 
 Aeração sem alimentação (reação): 2 horas + 30 minutos 
 Sedimentação: 40 minutos 
 Descarga do tratado: 1 hora + 20 minutos 
 
Caso sejam usados apenas três tanques, o esquema operacional do ciclo de 
seis horas de duração