APOSTILA - TRATAMENTO DE ESGOTOS - Prof Roque Piveli

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TRATAMENTO DE ESGOTOS SANITÁRIOS 
 
Roque Passos Piveli 
 
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. Fonte: 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 
 
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 
 2
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 
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. Fonte: 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 
 
 
1.2. Aspectos Legais 
 
Tanto a legislação do Estado de São Paulo, o Decreto 8468 que regulamenta a lei 997 de 
1976 como a legislação federal, a resolução 20 do CONAMA (Conselho Nacional de 
Meio Ambiente), passam por processo de revisão. Apresentam-se, em seguida, alguns 
padrões de emissão de esgotos em águas naturais de ambas as legislações: 
 
Padrões de emissão de esgotos – Decreto 8468 
 
• pH: entre 5 e 9 
• Temperatura: inferior a 40oC 
• Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1,0 mL/L 
• DBO5,20: inferior a 60 mg/L ou 80% de redução 
 
Padrões de emissão de esgotos – Resoluçã0 20 do CONAMA 
 3
 
• pH: entre 5 e 9 
• Temperatura: inferior a 40oC 
• Sólidos Sedimentáveis: inferior a 1,0 mL/L 
• Amônia: inferior a 5,0 mg/L 
 
Pode ser observado que o padrão de emissão de 5,0 mg/L para amônia não pode ser 
atendido mediante a grande maioria dos processos de tratamento biológicos, exceto os 
aeróbios com aeração prolongada (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 – Decreto 8468 
 
• Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5,0 mg/L 
• DBO5,20: inferior a 5,0 mg/L 
• Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL 
• Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL 
 
Padrões de qualidade – Resolução 20 do CONAMA 
 
• pH: entre 6 e 9 
• Oxigênio Dissolvido: não inferior a 5,0 mg/L 
• DBO5,20: inferior a 5,0 mg/L 
• Coliformes Totais: não superior a 5.000 / 100 mL 
• Coliformes Fecais: não superior a 1.000 / 100 mL 
• Amônia não ionizável: inferior a 0,02 mg/L 
• Fosfato Total: inferior a 0,025 mgP/L 
 
Uma dificuldade frequente no atendimento à legislação federal, refere-se ao padrão para 
fósforo, bastante restritivo independentemente da velocidade da água do corpo receptor. 
Sabe-se que o problema de crescimento excessivo de algas decorrentes da eutrofização só 
ocorre de forma expressiva em águas de baixas velocidades como em represas. 
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. 
 
 
1.3. Concepção das Estações de Tratamento de Esgotos 
O tratamento de esgotos é desenvolvido, essencialmente, por processos biológicos, 
associdos 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 operacionais e 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 historica em se comparar tais modalidades, 
 4
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. 
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 emsuspensão. 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. 
O processo de lodos ativados convencional é composto das seguintes etapas: 
 
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
• Decantadores primários 
• Tanques de aeração 
• Decantadores secundários 
• Adensadores de lodo 
• Digestores de lodo 
• Sistema de desidratação de lodo 
 
Os decantadores primários providenciam uma redução da carga orgânica afluente ao 
tratamento biológico. O lodo separado nos decantadores secundários retornam para os 
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. 
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 
 5
e digestores de lodo, as principais etapas do sistema de lodos ativados com aeração 
prolongada são: 
 
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
• Tanques de aeração 
• Decantadores secundários 
• Adensadores de lodo 
• Sistema de desidratação de lodo 
 
 
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 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 
batelas, fica reduzido a: 
 
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
• Tanques de aeração e decantação 
• Adensadores de lodo 
• Sistema de desidratação de lodo 
 
 
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: 
 
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
• Lagoas aeradas mecanicamente 
• Lagoas de decantação 
 
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 particulas 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: 
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
• Lagoas anaeróbias 
• Lagoas facultativas fotossintéticas 
• Lagoas de maturação 
 
 6
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: 
 
• Tratamento preliminar: gradeamento e desarenação 
• Decantadores primários 
• Filtros biológicos aeróbios 
• Decantadores secundários 
• Adensadores de lodo 
• Digestores de lodo 
• Sistema de desidratação de lodo 
 
 
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 
 
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 (θc) 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 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 (θc) 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 lodoproduzido 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 
 7
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 (θc) 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 (θc) 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$ 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 (θc) 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. 
 
Classificação das Grades 
 
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 
 
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 geralemnte na faixa de 45 a 60o (ângulo formado pela grade e o 
 2
fundo do canal a jusante. O projeto de Norma Brasileira PNB - 570 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 posuir 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. 
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. Fonte: 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 médiaencontrada 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. 
Au = área útil da grade. 
a = espaçamento entre as barras. 
t = espessura das barras. 
 
 3
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. 
Para a observação de detalhes a respeito do projeto e construção dos sistemas de 
gradeamento, recomenda-se consultar a NB - 569 e a NB – 570 da ABNT. 
 
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 ρ = 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-570, 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. 
 
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. 
 4
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: 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
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-570 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: 
 
v2, t2 
v1 t1 
L 
2
2
1
1 t
Hvx
t
Lv ==
LvHv
v
H
v
Ltt .. 21
21
1 =⇒=⇒=
HLsmvesmvpara .15/02,0/3,0 21 =⇒==
ZH
ZH
Q
Q
máx
mín
máx
mín
−
−=
.
.'
.
 H Y HJ HM 
 Z 
 5
Fórmula da calha Parshall: 
Q = K.HN, onde 
Q = vazão (m3/s) 
H = altura de água (m) 
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 
1/2' 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) 
2000 45.000 41,67 83,33 150,00 
2010 54.200 50,19 100,38 180,00 
2020 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 
 
 
b) Cálculo do rebaixo Z à entrada da Calha Parshall: 
 
c) Cálculo da grade 
mZ
Z
Z
ZHmáx
ZHmín
Qmáx
Qmín
1033,0
572,0
189,0
83,227
67,41
.
.
.
.
=⇒−
−=
−
−=
 6
 
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: 
 
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 



=
=•
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 =−=−=
 7
 
 
 
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: 
 
 
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 = 126,58l/s, tem-se o 
seguinte volume diário de areia retida na caixa: 
V = 0,03 l/m3 x 126,58 l/s x 86,4 = 328 l 
 
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 ===
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==
 8
 
Portanto, para um rebaixo de 20cm tem-se um intervalo de limpeza da caixa de 
aproximadamente 10 dias. 
 
 
3. Decantadores de esgotos 
 
3.1. Considerações Iniciais 
No tratamento de esgotos, 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 Esgotos 
 
O processo de sedimentação é governado principalmente pela concentração das partículas 
em suspensão. Quanto mais concentrado for o meio, maior é a 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 
m
x
hcaixanaacumuladaareiadediáriaaltura 02,0
62,155,10
328,0 ==•
 9
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. 
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. 
 
3.3. 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 ser utilizados 
preferivelmente os de secção retangular, melhores para a assimilação das variações de 
vazão de esgotos e, como decantadores secundários podem ser utilizados os de secção 
circular, pois nesta situação a variação de vazão de alimentação são menores 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. 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 escoamento 
preferenciais.10
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 possuirem 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 decantador em apenas pequenos sistemas, 
inclusive com dimensões limitadas pela NB-570. 
 
3.4. Parâmetros para o Dimensionamento de Decantadores Primários de Esgotos. 
 
De acordo com a NB-570, 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. 
 11
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-570 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) 
2000 45.000 83,33 150,00 
2010 54.200 100,37 180,67 
2020 68.350 126,57 227,83 
 
b) Taxa de escoamento superficial adotada inicialmente: 
 
c) Área superficial necessária de decantadores primários (2020): 
Serão utilizados 04 (quatro) decantadores primários de secção circular em planta. 
Os decantadores deverão portar removedores mecanizados de lodo. 
d) Profundidade útil dos decantadores: 
Volume útil mínimo necessário: 
 
diammq máxA ./60
23
, =
2
23
3
328
./60
/)4,8683,227( m
dmm
dmxA
A
Qq S
S
máx
Amáx
==⇒=
mxADDAmADEC 2,10
8244
4
82
4
328 22 =Π=Π=⇒
Π===
mHu
mxxV
tdQVQVtdhtd
máxQ
5,2
328
2,820
2,8200.16,383,227
./0.1,
3
=≥
=≥
=⇒==
 12
Implantação: 3 dec - 2000 (p/ atender até 2000) 
 1 dec - 2010 (p/ atender até 2020) 
 
e) Taxa de escoamento nos vertedores de saída: 
 
f) Verificação para três decantadores em 2010: 
 
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: 
 
 
4. Processo de Lodos Ativados 
 
4.1. Considerações Iniciais 
 
O processo de lodos ativados 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. 
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
xLQmáx ./1542,10
4/)4,8683,227(/ 3== π
dmm
x
xq máxA ./5,63823
4,8667,180 23
, ==
m
x
D 5,142
3284
=Π=
m
xx
Hu 5,2
2,227,34
2,820 ==
 13
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 efluentesindustriais. Problemas em tratamentos 
biológicos 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. 
 
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 
 14
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 
θc =  
 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. 
 V . X 
θc =  
 Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe 
 
Desprezando-se as perdas com o efluente final: 
 
 V . X 
θc =  
 Qd . Xr 
 
Considerando-se a retirada de lodo diretamente do tanque de aeração: 
 
 V . X V 
θc =  ⇒ θc =  
 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 
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. 
 
 15
 
 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 . δS/δt = 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 
 
 δS/δt 
U =  ⇒ δS/δt = U . X 
 X 
 
∴ 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 
Tanque de 
Aeração 
 
V, X, Se 
 16
 
 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 
 
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 determinadamassa 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 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 
 17
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. Fonte: 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 5 mg/L para nitrogênio amoniacal, 
imposto na Resolução no. 20 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 substrato em torno do tanque de aeração 
 
Fazendo-se o balanço de massa de microrganismos (SSV) no sistema de lodos ativados 
como um todo (tanque de aeração e decantador secundário, mais o sistema de 
retorno/descarte de lodo), tem-se, no regime estabilizado: 
 
Q . Xo – [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] + V . δX/δt = 0 
 
Onde δX/δt representa o crescimento global de microrganismos. 
Define-se µ , taxa específica de crescimento biológico, através de: 
 
 massa de células (KgSSV) produzidas por dia 
µ =  
 
 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, µ′, é dada por: µ′ = µ - kd . A taxa 
global de crescimento é obtida multiplicando-se a taxa específica pela concentração 
celular, X: 
 
 δX / δt = ( µ - kd ) . X 
 18
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 . ( µ - kd ) = 0 
 
 [ Qd . Xr + (Q - Qd) . Xe ] 
µ - kd =  ⇒ 1 / θc = µ - kd 
 V . X 
 
A taxa específica de crescimento, µ, relaciona-se com a utilização de substrato, U, pelo 
coeficiente de síntese celular, ou seja: 
 
µ = Y . U ⇒ 1 / θc = Y . U - kd 
 
Mas, conforme obtido ainteriormente, 
 So - Se 
U =  ⇒ 
 td . X 
 
 So - Se 
1 / θc = 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, µ, 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, µmáx, 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. 
 
 µmáx. . Se 
µ =  
 Ks + Se 
 
Mas, µ = Y . U e, por tanto, tem-se: 
 
 µmáx. . Se 
Y . U =  
 Ks + Se 
 
 
 
 19
 µmáx. . Se 
U =  
 Y . ( Ks + Se ) 
 
Chamando-se de k a relação entre coeficientes cinéticos µmáx/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 µmáx= Y.k, 
podem assim ser obtidos os cincos coeficientes cinéticos que governam o processo de 
lodos ativados, Y, kd, µmáx, Ks e k. Na Tabela 7 são apresentados valores típicos dos 
coeficientes cinéticos. 
 
Tabela 7 : Valores típicos dos coeficientes cinéticos para o processo de lodos ativados 
aplicado ao tratamento de esgoto sanitário. Fonte: 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 
θc (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 
 
 20
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 µmáx e analisar os resultados obtidos. 
 
4.6. Variantes do Processo de Lodos Ativados 
 
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 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 antesda 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. 
 
Tabela 8: Faixas típicas de parâmetros para sistemas de lodos ativados convencionais e 
com aeração prolongada (Fonte: adaptado de Metcalf & Eddy – 1991e NBR - 570) 
Parâmetro / Variante Sistemas Convencionais Aeração Prolongada 
 
 
Fluxo de pistão Mistura completa 
 Faixa típica NBR - 570 Faixa típica NBR - 570 
Tempo de detenção 
hidráulico (horas) 
4 a 8 > 1 18 a 36 
Idade do lodo (dias) 5 a 15 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 0,4 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) 
0,25 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 
 21
 
 
 O processo de lodos ativados 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 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 total pode ser alterado para: 
 
• Alimentação com aeração: 2 horas 
• Aeração sem alimentação (reação): 2 horas 
• Sedimentação: 40 minutos 
• Descarga do tratado: 1 hora + 20 minutos 
 
Pode ser observado que em ambos os esquemas ocorre perfeito sincronismo, terminando-
se a descarga do esgoto tratado exatamente quando deverá ocorrer o início da 
alimentação de um dado tanque, controlando-se o sistema pelo tempo reservado para 
cada etapa, independentemente do volume recebido naquele ciclo. 
Além das operações descritas, há também a necessidade de remoção do excesso de lodo, 
controlada pelo tempo de residência celular desejado. 
Na maioria dos sistemas implantados, opera-se na faixa com aeração prolongada 
utilizando-se aeradores superficiais ou, preferivelmente, ar difuso. Considera-se que o 
processo é bem adequado para as situações em que ocorrem grandes variações de carga, 
pois é possível variar os ciclos operacionais e o número de tanques na alta e na baixa 
estações. O resultado do tratamento é um efluente bastante clarificado, apto a receber 
desinfecção final, caso seja necessária. Estudos têm sido conduzidos no sentido de se 
modificar a operação destes sistemas, objetivando maximização na remoção de 
 22
nutrientes, como é o caso do estudo com enchimento anóxico (sem aeração) proposto por 
Samudio (1998). 
 
Outras Variantes do Processo 
 
Existem várias outras modificações dos sistemas de lodos ativados, visando benefícios 
específicos. Nos sistemas com alimentação escalonada, o esgoto afluente é distribuído ao 
longo de um reator que tenha tendência a fluxo de pistão, de forma a manter-se uma 
relação alimento/microrganismos mais constante ao longo do tanque de aeração. Nos 
sistemas com aeração proporcional, a quantidade de ar é introduzida de forma 
decrescente ao longo do tanque de aeração, procurando-se acompanhar a curva de 
remoção de DBO e com isso racionalizar o uso de energia. Nos sistemas de estabilização 
por contato, o tanque de aeração é dividido em dois; o primeiro tanque é dimensionado de 
forma bastante forçada ocorrendo apenas a floculação. No segundo, ocorre a aeração 
apenas do excesso de lodo, para aumentar seu grau de mineralização. Com isso, ocorre 
ganho substancial no volume necessário de tanques de aeração. No processo Krauss, 
recirculam-se sobrenadantes de digestores anaeróbios de lodo para o tanque de aeração, 
objetivando a recuperação de nutrientes, especialmente para efluentes industriais 
deficientes em nitrogênio ou fósforo. 
 
 Sistemas com Poços Profundos ( “Deep-Shaft”) 
 
Nestes sistemas constroem-se tanques de aeração tubulares de profundidades elevadas, 
120 m, por exemplo, recorrendo-se à pressão que ocorre em altas colunas de líquido para 
o favorecimento da dissolução das bolhas de ar. O sistema é bastante compacto e 
eficiente na remoção de DBO. 
 
4.7. Sistemas de Aeração 
 
Os sistemas de aeração mais comuns em sistemas de lodos ativados são os que recorrem 
aos aeradores superficiais e os sistemas com ar difuso. Em ambos os casos, a 
transferência de oxigênio é dificultada pela presença de sólidos e pela salinidade dos 
esgotos, além de que, nas condições críticas de campo, as temperaturas acima de 20oC e 
altitudes acima do nível médio do mar fazem com que, no conjunto, sejam obtidas 
reduções da ordem de 40% nos valores resultantes de testes de transferência de oxigênio 
em água limpa. 
 
4.8. Câmaras Anóxicas 
 
Recentemente, têm-se incorporado ao sistemas de lodos ativados as chamadas câmaras 
anóxicas, onde em um compartimento misturado porém não aerado, introduz-se o esgoto 
e o lodo de retorno, a montante do trecho aerado. O objetivo é a desnitrificação do 
efluente final, sendo que o volume da câmara anóxica representa em um acréscimo em 
torno de 30% de volume do tanque de aeração. Resulta também em combate ao 
crescimento excessivo de organismos filamentosos. 
 
4.9. Exercício de Dimensionamento – Processo de Lodos Ativados Convencional 
 
1) Dados de população, vazão e carga de DBO: 
 
 23
Vazão média de 
esgotos 
 População Atendida 
(hab.) 
m3/d L/s 
Carga de DBO 
(kg/dia) 
1ª ETAPA 224.933 53.482 619 14.752 
2ª ETAPA 233.877 57.000 660 17.017 
 
 
2) Volume necessário de tanquesde aeração: 
 
Considerando-se a instalação de decantadores primários com eficiência estimada em 30% 
na remoção de DBO, a carga afluente aos tanques de aeração será (2ª etapa): 
 
Carga DBO = 0,7 x 17.017 = 11.912 kg/d 
 
Nota: Não serão considerados neste excercício, acréscimos de vazões e cargas 
decorrentes das recirculações provenientes da linha de tratamento de lodo. 
 
Considerando-se o fator de carga f = 0,22 kgDBO/kgSS.dia, correspondente à relação 
(A/M) = 0,28 kgDBO / kgSSV.d e a concentração de 3,2 kg SS / m3 no tanque de 
aeração, correspondente à concentração de SSV de 2,56 kg/m3, tem-se o seguinte volume 
necessário de tanques de aeração: 
 
VTA = 11.912 / (3,2 x 0,22) = 16.920 m3 
 
Será considerado o emprego de quatro tanques de aeração, objetivando-se a modulação 
da implantação do sistema. Cada tanque possuirá 16.920 / 4 = 4.230 m3. 
 
3) Sistema de aeração: 
 
• Necessidade de oxigênio 
 
Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,0 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade 
de oxigênio será: 
 
NECO2 = (2,0 x 11.912) / 24 = 993 kgO2/hora 
 
 
• Emprego de aeradores superficiais de baixa rotação: 
 
Será considerada a capacidade de transferência de oxigênio de 0,9 kgO2/Cvxhora, nas 
condições de campo. 
 
Potência necessária: 
 
PNEC = 993 / 0,9 = 1.103 CV ou 1.103 /4 = 276 CV por tanque 
 
Dimensões dos tanques de aeração: 
 
Será considerado o emprego de 06 (seis) aeradores de 50 CV por tanque de aeração, 
dispostos em série. Dimensões dos tanques: 
 
 24
Comprimento: 81,0 m 
Largura: 13,5 m 
Profundidade útil: 4,0 m 
Profundidade total: 5,0 m 
 
Volume útil resultante: 
 
Vu = 4,0 x 13,5 x 81,0 = 4.374 m3 por tanque ou 4.274 x 4 = 17.496 m3 (total) 
 
Fator de carga resultante: 
 
f = 11.912 / (17.496 x 3,2) = 0,21 kgDBO/kgSSxdia 
 
Densidade de potência resultante: 
 
dp = (300 x 735) / 4.374 = 50 w / m3 
 
Tempo de detenção hidráulico resultante: 
 
td = 17.496 / (57.000 /24) = 7,4 horas 
 
Alternativa para o sistema de aeração 
 
Caso se utilize sistema de aeração por ar difuso, considerando-se a massa específica do ar 
igual a 1,2 kg/m3, a porcentagem de O2 no ar de 23,2 % e o rendimento do soprador de 
8%, a vazão necessária de ar será: 
 
QAR = 993 / (1,2 x 0,232 x 0,08 x 60) = 743 m3 ar / minuto 
 
O soprador deverá possuir pressão suficiente para vencer a carga correspondente à 
profundidade útil do tanque mais cerca de 0,5 m de perda de carga na linha de ar. 
 
4) Verificação das condições de funcionamento com apenas três tanques na primeira 
etapa: 
 
• f = (0,7 x 14.752) / (3,2 x 3,0 x 4.374) = 0,25 kgSS/kgDBO.d, correspondente à 
A/M = 0,31 kgDBO/kg SSV.d 
 
• Nec O2 = (2,0 x 10.326) / 24 = 860 kg O2 / hora 
 
• PNEC = 860 / 0,9 = 956 CV 
 
• td = (3 x 4.237) / (53.482 /24) = 5,9 horas 
 
5) Vazão de retorno de lodo 
 
A vazão de retorno de lodo será estimada considerando-se que o lodo estará sedimentado 
no fundo do decantador secundário a uma concentração de 8,0 kg/m3 (dado típico). 
Fazendo-se um balanço de massa de sólidos em suspensão no decantador secundário, 
desprezando-se a perda com o efluente final, tem-se: 
 
 25
( Q + Qr ) . X = Qr . Xr 
 
Dividindo-se por Q e fazendo-se r = Qr / Q, tem-se: 
 
( 1 + r ) . X = r . Xr 
 
Para X = 3,2 kg/m3 e Xr = 8,0 kg/m3, tem-se r = 0,67e Qr = 0,67x 660 = 440 L/s ou 
110 L/s por módulo, na segunda etapa. 
 
6) Produção de excesso de lodo biológico: 
 
∆X = 0,65 kg SS / Kg DBO 
 
∆X = 0,65 x 11.912 = 7.743 kg SS / dia 
 
Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3, a vazão de excesso de lodo 
será: 
 
 7.743 
Qlodo =  = 958 m3/d 
 0,008 x 1010 
 
Idade do lodo resultante: 
 
θc = V.X / ∆X = (17.496 x 3,2) / 7.743 = 7,2 dias 
 
7) Decantadores secundários: 
 
• Área superficial de decantadores secundários 
 
Adotando-se a taxa de aplicação de sólidos GA = 4,0 kg SS / m2 . h, tem-se a seguinte 
área superficial necessária de decantadores secundários: 
 
 ( Q + Qr ) . X 
GA =  
 As 
 
 
 ( Q + Qr ) . X 
As =  
 GA 
 
 
 1, 67x57000x3,2 
As =  = 3.173 m2 ou 3.173 / 4 = 793 m2 por decantador. 
 4,0 x 24 
 
Utilizando-se quatro decantadores secundários com 32 m de diâmetro, tem-se a área 
superficial de 804,25 m2 por decantador e área total de 3.217 m2. 
 
A taxa de aplicação de sólidos resultantes será: 
 26
 1, 67x57000x3,2 
GA =  = 3,95 kg SS / m2 x hora 
 3.217 x 24 
 
A taxa de escoamento superficial resultante será: 
 
 Q 
qA =  = 57.000 / 3.217 = 17,7 m3/m2.d 
 As 
 
• Volume útil dos decantadores secundários: 
 
Para a profundidade útil Hu = 3,5 m, tem-se: 
 
Vu = 3,5 x 804,25 = 2.815 m3 por decantador (volume total de 11.260 m3) 
 
Tempo de detenção hidráulico resultante: 
 
td = (11.260 x 24) / 57.000 = 4,7 horas 
 
• Taxa de escoamento nos vertedores de saída: 
 
qL = 57.000 / (4 x π x 32) = 142 m3/m2/d 
 
• Verificação das condições de funcionamento com apenas três decantadores na 
primeira etapa: 
 
Taxa de aplicação de sólidos: 
 
 1, 67x53482x3,2 
GA =  = 4,9 kg SS / m2 x hora 
 3 x 804,25 x 24 
Taxa de escoamento superficial: 
 Q 
qA =  = 53482 / 3 x 804,25 = 22,2 m3/m2.d 
 As 
 
Tempo de detenção hidráulico: 
 
td = (3 x 2815 x 24) / 53482 = 3,8 horas 
 
 
Exercício de Dimensionamento –Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada 
de Fluxo Contínuo 
 
Dados: 
 
População atendida: 68352 habitantes 
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s 
Carga de DBO: 3691 kg/d 
 
 27
1) Volume necessário de tanques de aeração: 
 
Carga DBO = 3691 kg/d 
 
Considerando-se o fator de carga f = 0, 08 kgDBO / kgSS.d e a concentração de 4,0 kg 
SS / m3 TA, tem-se o seguinte volume necessário de tanques de aeração: 
 3.691 
VTA =  = 11.534 m3 
 0,08 x 4,0 
 
2) Necessidade de oxigênio 
 
Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,5 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade 
de oxigênio será: 
 
NEC O2 = 2,5 x 3.691 = 9.228 kg O2 
 
Considerando-se que o sistema de aeração deverá funcionar 24 horas por dia, tem-se: 
 
NEC. O2 = 9.228 /24 = 385 kgO2/h 
 
Considerando-se o emprego de aeradores superficiais de baixa rotação, com capacidade 
de transferência de oxigênio de 0,9 kg O2 / CV x hora, já nas condições de campo, tem-se 
a seguinte potência total a ser instalada nos tanques: 
 
PNEC = 385 / 0,9 = 427 CV ou 427 / 4 = 107 CV por tanque (foram considerados 
quatro tanques de aeração) 
 
Dimensões dos tanques de aeração: 
 
Será considerado o emprego de 04 (quatro) aeradores de 30 CV por tanque de aeração, 
dispostos em série. Dimensões dos tanques: 
 
Comprimento: 54,0 m 
Largura: 13,5 m 
Profundidade útil: 4,0 m 
Profundidade total: 5,0 m 
 
Volume útil resultante: 
 
Vu = 4,0 x 13,5 x 54,0 = 2.916 m3 por tanque ou 2.916 x 4 = 11.664 m3 (total) 
 
Fator de carga resultante: 
 
f = 3.691 / (11.664 x 4,0) = 0,079 kgDBO/kgSSxdia 
 
Densidade de potência resultante: 
 
dp = (120x 735) / 2.916 = 30 w / m3 
 
Tempo de detenção hidráulico resultante: 
 
 28
td = 11.664 / (126,6 x 3,6) = 25,6 horas 
 
3) Vazão de retorno de lodo 
 
A vazão de retorno de lodo será estimada considerando-se que o lodo estará sedimentado 
no fundo do decantador secundário a uma concentração de 8,0 kg/m3 (dado típico). 
Fazendo-se um balanço de massa de sólidos em suspensão no decantador secundário, 
desprezando-se a perda com o efluente final, tem-se: 
 
( Q + Qr ) . X = Qr .Xr 
 
Dividindo-se por Q e fazendo-se r = Qr / Q, tem-se: 
 
( 1 + r ) . X = r . Xr 
 
Para X = 4,0 kg/m3 e Xr = 8,0 kg/m3, tem-se r = 1 e Qr = 126,6 L/s 
(31,65 L/s por módulo) 
 
5) Decantadores secundários 
 
• Área superficial: 
 
Adotando-se a taxa de aplicação de sólidos GA = 4,0 kg SS / m2 . h, tem-se a seguinte 
área superficial necessária de decantadores secundários: 
 
 ( Q + Qr ) . X 
GA =  
 As 
 
 ( Q + Qr ) . X 
As =  
 GA 
 
 2x126,6x3,6x4,0 
As =  = 911,5 m2 
 4,0 
 
Deverão ser usados 04 (quatro) decantadores com 17 m de diâmetro. 
A taxa de escoamento superficial resultante será: 
 Q 
qA =  = 126,6 x 3,6 / 911,5 = 12 m3/m2.d 
 As 
 
• Volume útil dos decantadores: 
 
Adotando-se a profundidade útil, Hu = 3,5 m tem-se: 
 
Vu = 911,5 x 3,5 = 3.189 m3 
 
Tempo de detenção hidráulico resultante: 
 
 29
td = 3.189 / (126,6 x 3,6) = 7,0 horas 
 
6) Produção de excesso de lodo biológico: 
Admitindo-se o coeficiente de produção de lodo ∆X = 0,6 kgSS / Kg DBO, tem-se: 
 
∆X = 0,6 x 3.691 = 2215 kg SS / dia 
 
Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3, a vazão de excesso de lodo 
será: 
 2.215 
Qlodo =  = 274 m3/d 
 0,008 x 1010 
 
Idade do lodo resultante: 
 
θc = V.X / ∆X = (11.664 x 4,0) / 2.215 = 21dias 
 
Exercício de Dimensionamento – Processo de Lodos Ativados com Aeração Prolongada 
em Bateladas Sequenciais 
 
Dados: 
 
População atendida: 68352 habitantes 
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s 
Carga de DBO: 3691 kg/d 
 
Será considerado o emprego de 04 (quatro) tanques de aeração/decantação. 
 
1) Volume necessário de tanques de aeração/decantação: 
 
O volume necessário de tanques de aeração pode ser calculado pela soma do volume 
ocupado pelo lodo sedimentado com o volume necessário para receber e tratar os esgotos. 
 
• Volume ocupado pelo lodo: 
 
Carga de DBO = 3.691 kg/dia 
 
Considerando-se o fator de carga f = 0, 08 kgDBO / kgSS.d, tem-se a seguinte quantidade 
(massa) de lodo necessária nos reatores (V.X): 
 
 3.691 
V. X =  = 46.138 kg SSTA 
 0,08 
 
Considerando-se que o lodo estará sedimentado a uma concentração de 8,0 kg/m3, o 
volume ocupado pelo lodo sedimentado será: 
 
VLodo = 46.138 / 8,0 = 5767 m3 ou 5.767 / 4 = 1.442 m3 por tanque 
 
• Volume destinado a receber e tratar os esgotos 
 
 30
Será considerado um ciclo com 06 (seis) horas de duração total, obedecendo ao seguinte 
esquema operacional: 
 
- Alimentação com aeração: uma hora e trinta minutos 
- Aeração sem alimentação (reação): duas horas e trinta minutos 
- Sedimentação: quarenta minutos 
- Descarga do esgoto tratado: uma hora e vinte minutos 
 
A situação mais desfavorável corresponde à alimentação de um tanque durante uma hora 
e trinta minutos com a vazão máxima horária e , portanto: 
 
VEsg = 1,5 x (1,8 x 126,6) x 3,6 = 1.230 m3 
 
Conclui-se que cada tanque de aeração deverá possuir volume útil de 1.442 + 1.230 = 
2.672 m3. Além disso, costuma-se reservar uma altura adicional de 0,60 m para que a 
retirada do esgoto decantado não ocorra até a superfície do lodo sedimentado. 
 
• Profundidade útil dos tanques de aeração/decantação : 4,0 m 
• Área dos tanques: (1.442 + 1.230) / 3,4 = 786 m2 
• Relação comprimento/ largura 4/1 ⇒ (14 m x 56 m) = 784 m2 
• Volume útil: 784 x 4 = 3.136 m3 
• Concentração SSTA (X): X = V.X / V = 46.138 / (3.136 /4) = 3,7 kg / m3 
 
2) Necessidade de oxigênio 
 
Considerando-se a necessidade de oxigênio igual a 2,5 kgO2 / kgDBOapl., a necessidade 
de oxigênio será: 
 
NEC. O2 = 2,5 x 3.691 = 9.228 kg/dia 
 
Considerando-se que o sistema de aeração deverá funcionar 16 horas por dia, tem-se: 
 
NEC. O2 = 9.228 / 16 = 577 kgO2/h 
 
Considerando-se o emprego de aeradores superficiais de baixa rotação, com capacidade 
de transferência de oxigênio de 0,9 kg O2 / CV x hora, já nas condições de campo, tem-se 
a seguinte potência total a ser instalada nos tanques: 
 
PNEC = 577 / 0,9 = 641 CV ou 641 / 4 = 160 CV por tanque (foram considerados 
quatro tanques de aeração) 
 
 
6) Produção de excesso de lodo biológico: 
 
Admitindo-se o coeficiente de produção de lodo ∆X = 0,6 kgSS / Kg DBO, tem-se: 
 
∆X = 0,6 x 3.691 = 2215 kg SS / dia 
 
Para lodo com 8,0 kgSS/m3 e massa específica 1010 kg/m3, a vazão de excesso de lodo 
será: 
 
 31
 2.215 
Qlodo =  = 274 m3/d 
 0,008 x 1010 
 
Idade do lodo resultante: 
 
θc = V.X / ∆X = 46.138 / 2.215 = 21dias 
 
 
5. Sistemas de Lagoas Aeradas Mecanicamente Seguidas de Lagoas de Decantação 
 
5.1.Considerações Iniciais 
 
As lagoas aeradas mecanicamente podem ser classificadas como reatores de crescimento 
em suspensão na massa líquida, sem retenção de biomassa. Da mesma forma que no 
processo de lodos ativados, ocorre a floculação biológica como resultado da interação 
entre microrganismos e matéria orgânica, sendo os flocos mantidos em suspensão pela 
aeração mecânica, que tem por objetivo principal o suprimento de oxigênio para as 
reações bioquímicas de decomposição de matéria orgânica. Porém, no sistema de lagoas 
aeradas não há recirculação de biomassa e, desta forma, não há necessidade de 
decantadores de concreto armado com removedores mecânicos de lodo. Empregam-se 
como unidades separadoras de sólidos as lagoas de decantação, meras escavações 
taludadas que têm também por objetivo o armazenamento e a digestão do lodo durante o 
período entre limpezas, o que ocorre geralmente a cada dois anos ou mais. As próprias 
lagoas aeradas são também escavações que podem ser revestidas com concreto magro 
para impedir processos erosivos dos taludes e do solo sob os aeradores. O sistema de 
aeração pode ser constituído de aeradores superficiais de alta rotação flutuantes ou de ar 
soprado e difuso distribuído ao longo do fundo das unidades. Deve ser notado que, não 
havendo reciclagem de células, a concentração de sólidos em suspensão é bem menor do 
que a dos processos de lodos ativados, o que faz com que as lagoas aeradas sejam 
proporcionalmente bem maiores que os tanques de aeração dos sistemas de lodos 
ativados, uma vez que a idade do lodo é praticamente igual ao tempo de detenção 
hidráulico. 
O sistema é composto pelo tratamento preliminar, gradeamento e desarenação, seguido 
das lagoas aeradas mecanicamente e das lagoas de decantação. É necessária a previsão de 
dispositivos de remoção e secagem do lodo acumulado nas lagoas de decantação. 
Obedecendo à tendência atual do tratamento de esgotos, é possível a aplicação de 
tratamento anaeróbio antes das lagoas aeradas, reduzindo-se os custos de energia elétrica 
para a aeração. Na literatura são descritas duas modalidades de lagoas aeradas 
mecanicamente: as de mistura completa e as facultativas. Para a ocorrência de mistura 
completa do conteúdo da lagoa, é necessária a disponibilização de uma densidade de 
potência de pelo menos 4 w/m3. Empregando-se densidades menores parte do lodo se 
sedimenta na própria lagoa aerada, entrando em decomposição anaeróbia e tornando-a 
facultativa. Esta última alternativa não será abordada mais detalhadamente, por 
apresentar condições operacionais mais desfavoráveis. 
Os sistemas de lagoas aeradas mecanicamente seguidas de lagoas de decantação 
demonstram-se viáveis para a aplicação em uma faixa ampla de tamanho de municípios, 
de pequeno a médio portes. Seus custos de implantação são mais baixos e a operação é 
mais simples que a dos sistemas de lodos ativados. Por outro lado, ocupam menor área 
que os sistemas que envolvem lagoas fotossintéticas. É um tratamentobastante objetivo, 
removendo eficientemente DBO carbonácea, podendo-se obter 90% após a separação de 
 32
sólidos nas lagoas de decantação. A nitrificação dos esgotos ocorre muito pouco, bem 
como a eficiência na remoção de coliformes fecais dos esgotos é igualmente baixa. 
Os custos do tratamento podem ser reduzidos pela introdução de reator anaeróbio antes 
da lagoa aerada. Também é possível a interrupção do sistema de aeração durante três 
horas por dia, que deverá coincidir com o período de ponta de consumo de energia. Neste 
caso a potência ser instalada deverá ser acrescida do fator 24/21 e recomenda-se, por 
precaução, que neste período não haja descarga da lagoa aerada, devendo-se prever a 
elevação de alguns centímetros da lâmina líquida (Said, 1998). 
Na Tabela 9 são apresentadas as principais características dos sistemas de lagoas aeradas 
mecanicamente seguidas de lagoas de decantação (Alem Sobrinho, 1998). 
 
Tabela 9: características dos sistemas de lagoas aeradas. Fonte: (Alem Sobrinho, 1998). 
 
Características Lagoa aerada aeróbia Lagoa aerada facultativa 
Controle de sólidos Todos os sólidos sem com o 
efluente. Necessária 
separação posterior. 
Não se tem controle. Parte 
sedimenta e parte sai com o 
efluente final. 
Concentração de SST na 
lagoa 
100 - 360 50 – 150 
Relação SSV / SST 0,70 a 0,80 (0,75) 0,60 a 0,80 
Tempo de detenção 
hidráulica 
< 5 dias 5 a 12 dias 
Idade do lodo < 5 dias Alta, devido à sedimentação 
de parte do lodo. 
Eficiência na remoção de 
DBO 
50 a 60% só lagoa aerada. 
90% com pós-separação de 
sólidos. 
70 a 80 % 
Nitrificação Praticamente nula Praticamente nula 
Remoção de coliformes Muito pobre Pobre 
Profundidade da lagoa 2,5 a 5,0 m 2,5 a 5,0 m 
Densidade de potência 
mínima 
> 3 watts/m3 para impedir a 
sedimentação 
> 0,75 watts/m3 para garantir 
difusão uniforme de O2 
 
 
5.2. Cinética do Processo 
 
As lagoas aeradas mecanicamente podem ser classificadas como reatores de mistura 
completa sem recirculação de biomassa. Fazendo-se um balanço de massa de substrato ao 
longo da lagoa, considerando-se regime estabilizado, tem-se: 
 
Q.So + Q.Se - V.δS / δt = 0 ou: 
 
δS / δt = (So - Se).Q/V 
 
Mas δS / δt = K.X.Se / (Ks + Se) (Modelo de Monod), onde K representa a máxima taxa 
de utilização de substrato por unidade de massa de microrganismos e de tempo ( em 
tempo-1) e Ks é a constante de saturação, isto é, a concentração de substrato para a qual a 
taxa de utilização de substrato por unidade de massa de microrganismos é a metade de K 
(massa/volume). 
 
E portanto, (So - Se).Q/V = K.X.Se / (Ks + Se) 
 33
 
Sendo Q/V o tempo de detenção hidráulica, td, tem-se: 
 
 So - Se K.Se 
  =  
 td . X Ks + Se 
 
Considerando-se Ks >>> Se, tem-se: 
 
 So - Se K.Se 
  =  
 td . X Ks 
 
Fazendo-se K/Ks = k, onde k representa o coeficiente da taxa específica de remoção de 
substrato (expresso em L/mg.dia), tem-se: 
 
 So - Se 
  = k.Se ou: 
 td . X 
 
 So - Se 
  = k.X.Se 
 td 
 
Fazendo-se k′ = k.X (k′ é o coeficiente da taxa global de remoção de substrato (em 
tempo –1), tem-se: 
 
 So - Se 
  = k′.Se 
 td 
 
Fazendo-se um balanço de massa de microrganismos (SSV) em torno da lagoa aerada, 
considerando-se regime estabilizado (δX/δt = 0), tem-se: 
 
V.δX/δt = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V - Q.X 
 
Nesta equação, Y representa o coeficiente de síntese celular e kd o coeficiente de 
respiração endógena. 
 
0 = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V - Q.X 
 
 Q.X = Y.Q.(So - Se) - kd.X.V 
 
 Y.(So - Se) 
∴ X =  
 1 + kd.t 
 
Combinando-se esta equação com a anteriormente obtida através do balanço de massa de 
substrato, 
 
 
 34
 So - Se 
  = k.Se , tem-se: 
 td . X 
 
 1 + kd.t 
Se =  ou 
 Y.k.t 
 
 1 
t =  
 Y.k.Se - kd 
 
Na Tabela 10 são apresentados valores de parâmetros determinados para lagoas aeradas 
tratando esgotos sanitários: 
 
Tabela 10: Valores típicos dos coeficientes cinéticos para lagoas aeradas tratando esgoto 
doméstico a 20oC (Alem Sobrinho, 1998). 
 
Autor k 
(L/mg.dia) 
 
k′ = k.Xv 
(dia-1) 
 
Y 
(kgSSV/kgDBOremov.) 
kd 
(dia-1) 
METCALF & 
EDDY 
 2 - 10 0,4 – 0,8 0,025 – 0,1 
0,025 – 0,04
McKINNEY 0,08 0,5 0,2 
VALÊNCIA 0,49 – 0,64 0,005 
YÁNEZ 0,35 – 0,65 0,08 – 0,14 
CRWR (*) 0,21 8,0 0,65 0,075 
BALASHA 0,031 6,7 0,60 0,06 
ARCEIVALA 0,017 - 0,038 0,5 – 0,7 0,075 – 
0,0125 
ALEM & 
MUNÕZ 
0,052 0,7 0,08 
(*) Center for Research in Water Resource – Austin – Texas 
 
Necessidade de oxigênio 
 
A necessidade de oxigênio para a oxidação do substrato e para satisfazer o metabolismo 
endógeno, pode ser expressa globalmente por: 
 
NecO2 = a.Q.(So - Se), onde a é o coeficiente global de utilização de oxigênio, variando 
entre 1,0 e 1,3 kgO2/kgDBO 
 
Estimativa da temperatura da lagoa aerada 
 
A temperatura do líquido da lagoa aerada pode ser estimada em função das suas 
dimensões, da temperatura dos esgotos e da temperatura do ar, através de: 
 
 A.f.Ta + Q.T 
TL =  , onde: 
 A.f + Q 
 
 35
t: tempo de detenção (dias) 
h: profundidade da lagoa (m) 
A: área superficial da lagoa (m2) 
Q: Vazão de esgotos (m3/dia) 
T: temperatura do esgoto afluente (oC) 
Ta: temperatura média mensal do ar (oC) 
TL: temperatura da lagoa (oC) 
f: coeficiente de troca de calor (m/dia). Para lagoas aeradas, o valor de f utilizado é 0,49 
m/dia. 
 
As estimativas devem ser feitas para o mês mais frio do ano em que, no Estado de São 
Paulo, a temperatura dos esgotos é da ordem de 20oC. 
 
5.3. Exemplo de Dimensionamento: Sistema com Lagoa Aerada Aeróbia Seguida de 
Lagoa de Decantação 
 
População atendida: 68.350 habitantes 
Carga de DBO: 3.691 kg/dia 
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s 
 
A-) Lagoas Aeradas Aeróbias 
 
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico de 3,0 dias, o volume útil necessário de 
lagoas aeradas é: 
 
VL.AER =3,0 x 126,6 x 86,4 = 32.815 m3 
 
Serão considerados dois módulos em paralelo de lagoas aeradas seguidas de lagoas de 
decantação. O volume útil necessário de lagoa aerada por módulo será: 
 
VL.AER = 32.815 / 2 = 16.408 m3 
 
Sistema de Aeração 
 
A necessidade de oxigênio é estimada em 1,3 kg O2 / kg DBO. Considerando-se o 
funcionamento dos aeradores durante 24 horas por dia, tem-se: 
 
NECO2 = 1,3 x 3.691 / 24 = 200 kg O2 / hora 
 
Será considerado o emprego de aeradores flutuantes de alta rotação, com capacidade de 
transferência de oxigênio, em condições de campo, estimada em 0,65 kg O2 / CV x hora. 
 
Potência Necessária: 
 
PNEC = 200 / 0,65 = 308 CV (total) ou 154 CV por lagoa 
 
Profundidade útil adotada: Hu = 4,0 m 
 
Área à meia profundidade de cada lagoa: A1/2Prof = 16.804 / 4,0 = 4.102 m2 
 
Cada lagoa deverá portar 06 (seis) aeradores de 25 CV de potência do motor cada, 
perfazendo uma potência instalada de 150 CV por lagoa e potência total de 300 CV. 
 36
 
Considerando-se duas fileiras com três aeradores em cada lagoa, a relação 
comprimento/largura das lagoas aeradas será de 1,5 / 1,0. 
 
Dimensões à meia profundidade: 
 
Comprimento: 78,50 m 
Largura: 52,30 m 
Borda livre: 0,60 m 
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H) 
 
Principais dimensões das lagoas aeradas aeróbias: 
 
Dimensão Comprimento (m) Largura (m) 
Terreno 88,90 62,70 
Espelho de água 86,50 60,30 
Meia profundidade 78,50 52,30 
Fundo 70,50 44,30 
 
 
B-) Lagoas de Decantação 
 
Adotando-se o tempode detenção hidráulico de dois dias tem-se: 
 
VL.DEC = 2,0 x 126,6 x 86,4 = 21.876 m3 
 
Considerando-se o emprego de duas lagoas de decantação: 
 
VL.DEC = 21.876 / 2 = 10.938 m3 (cada lagoa) 
 
Profundidade útil adotada: Hu = 3,50 m 
 
Área de cada lagoa de decantação: A1/2Prof = 10.938 / 3,50 = 3.125 m2 
 
Dimensões à meia profundidade: 
 
Comprimento: 79,00 m 
 
Largura: 39,50 m 
 
Borda livre: 0,60 m 
 
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H) 
 
Principais dimensões das lagoas de decantação 
 
Dimensão Comprimento (m) Largura (m) 
Terreno 88,40 48,90 
Espelho de água 86,00 46,50 
Meia profundidade 79,00 39,50 
Fundo 72,00 32,50 
 37
6. Sistemas de Lagoas de Estabilização 
 
6.1. Considerações Iniciais 
 
As lagoas de estabilização são tanques construídos em terra de forma a receber os esgotos 
continuamente, garantindo elevados tempos de retenção destes e propiciando mecanismos 
naturais para a degradação de matéria orgânica e para a redução da concentração de 
microrganismos. Não há introdução artificial de oxigênio ou aeração eletro-mecânica. 
As lagoas de estabilização podem ser classificadas em anaeróbias, facultativas e de 
maturação. As lagoas anaeróbias são escavações mais profundas, com altura útil variando 
na faixa de 3 a 5 metros, retendo os esgotos durante 4 a 6 dias. Nestas condições, garante-
se a anaerobiose, uma vez que a penetração de luz e a sobrevivência de algas só é 
possível e de forma bastante limitada apenas em estreita camada superficial. Por outro 
lado, a taxa de aplicação de matéria orgânica é forçada, provocando o rápido esgotamento 
do oxigênio que por ventura esteja presente nos esgotos afluentes. Para as nossas 
condições de temperatura e para as demais anteriormente citadas, obtêm-se eficiências na 
remoção da DBO5 dos esgotos da ordem de 40 a 60 %. 
As lagoas facultativas são escavações mais rasas, com profundidades típicas na faixa de 
1,5 a 2,0 m e áreas de espelho de água relativamente maiores do que as das anaeróbias. 
Os sólidos sedimentáveis presentes nos esgotos depositam-se no fundo das lagoas 
facultativas, entrando em decomposição anaeróbia. A matéria orgânica solúvel mantém-
se na massa líquida, sofrendo decomposição aeróbia pela ação de microrganismos 
heterotróficos, que aproveitam o oxigênio liberado pela fotossíntese de algas bem como 
decorrente da ventilação superficial. O gás carbônico resultante da decomposição da 
matéria orgânica é utilizado como matéria prima para o processo fotossintético, fechando 
o ciclo da simbiose que caracteriza o processo. Estas lagoas, em condições normais 
deoperação, são capazes de propiciar eficiências na remoção de DBO5 superiores a 80 %. 
As lagoas de estabilização começaram a ser usadas nos Estados Unidos no início do 
século XX. No Brasil, o primeiro sistema construído data de 1965, em São José dos 
Campos/SP. 
Como vantagens do emprego de sistemas de lagoas de estabilização podem ser listados: 
O baixo custo de implantação do sistema, exceto se a área for muito valorizada ou se 
houver necessidade de substituição de solo; a operação é bastante simples, sendo bastante 
adequados para pequenas populações onde as companhias possuem menores recursos; o 
projeto é bastante simples e o terreno reaproveitável. Como principais desvantagens 
podem ser listadas a exigência de áreas relativamente grandes, a presença de elevadas 
concentrações de algas no efluente final e a exalação de maus odores pelas lagoas 
anaeróbias. 
Dois principais arranjos podem ser utilizados. O denominado sistema australiano é 
constituído do tratamento preliminar, seguido de lagoas anaeróbias, facultativas e de 
maturação. No sistema com lagoa facultativa primária, não se inclui lagoas anaeróbias. 
Com isso o sistema ocupa maior área, mas evita-se as possibilidades de exalação de maus 
odores das lagoas anaeróbias. 
 
6.2. Lagoas Anaeróbias 
 
São escavações com profundidade útil na faixa de 3 a 5 metros, recebendo carga contínua 
de esgoto de modo a manter condições de anaerobiose. A matéria orgânica é convertida 
primeiramente por bactérias facultativas a ácidos voláteis, como o ácido acético, e depois 
é definitivamente oxidada a metano e gás carbônico por bactérias anaeróbias estritas. O 
nitrogênio orgânico é oxidado a nitrogênio amoniacal e o nitrato pode ser reduzido a 
nitrogênio molecular, N2 gasoso. Os fosfatos orgânicos são oxidados a ortofosfatos. A 
 38
geração de maus odores ocorrem com a redução de sulfato a sulfeto, promovendo a 
liberação do gás sulfídrico, H2S. 
No dimensionamento das lagoas anaeróbias, recomendam-se tempos de detenção 
hidráulicos na faixa de 3 a 6 dias, dependendo da temperatura local. A taxa de aplicação 
volumétrica de DBO deverá situar-se entre 0,1 e 0,4 kg DBO /m3 x dia e a taxa de 
aplicação superficial de DBO deverá ser superior a 1000 kg DBO / ha x dia, para que se 
garanta anaerobiose. Nestas condições, eficiências na remoção de DBO na faixa de 40 a 
60 % podem ser esperadas. 
Nos projetos, deve-se garantir a distribuição das entradas e das saídas dos esgotos, 
dificultando-se a ocorrência de caminhos preferenciais. O rebaixo adicional do fundo da 
lagoa até cerca de ¼ de seu comprimento resulta em um ganho de volume para acúmulo 
de lodo. A inclinação dos taludes a ser estabelecida depende dos estudos geotécnicos a 
serem feitos preliminarmente. 
 
6.3. Lagoas Facultativas Fotossintéticas 
 
As lagoas facultativas são escavações com profundidades úteis na faixa de 1,5 a 2,0 
metros, permitindo a penetração de luz e a produção de oxigênio via fotossíntese em 
quase toda sua extensão, utilizado pelos microrganismos heterotróficos na decomposição 
de matéria orgânica. Parte dos sólidos dos esgotos se sedimenta e entra em decomposição 
anaeróbia no fundo da lagoa, o que a torna facultativa. A ação de ventos sobre a 
superfície das lagoas também é importante para a oxigenação, o que torna desejável a 
manutenção de uma área livre em torno das lagoas. Na figura a seguir representam-se os 
principais mecanismos que ocorrem nas lagoas facultativas fotossintéticas. 
 
Dimensionamento das Lagos Facultativas 
 
Muitas formulações são propostas na literatura para o dimensionamento de lagoas. Porém 
muitas são experimentais e provenientes de regiões diferentes como Estados Unidos, 
Austrália e África do Sul. Tais fórmulas remetem a resultados diferentes, sendo preferível 
o uso de critérios com base local. No Brasil, a CETESB desenvolveu uma adaptação da 
fórmula de Mc Garry & Pescod, a partir de levantamentos em sistemas de lagoas 
existentes no Estado de São Paulo, chegando a relações específicas para lagoas 
facultativas primárias ou secundárias. 
 
Dimensionamento de Lagoas Facultativas Primárias 
 
Taxa de aplicação superficial limite de DBO (λL): 
 
λL = 20 x T - 60 
 
onde T representa a temperatura média do ar do mês mais frio do ano. 
 
A profundidade típica das lagoas facultativas primárias é de 1,80 m, podendo-se 
acrescentar um rebaixo de 0,5 m no quarto inicial do comprimento para acúmulo de lodo, 
uma vez que neste arranjo não se incluem lagoas anaeróbias `a montante. A relação 
comprimento/largura varia normalmente na faixa de 3/1 a 5/1, embora esses limites 
possam ser ultrapassados. 
 
 Dimensionamento de Lagoas Facultativas Secundárias 
 
 
 39
Taxa de aplicação superficial limite de DBO (λL): 
 
λL = 14 x T - 40 
 
A profundidade típica das lagoas facultativas secundárias é de 1,50 m. 
 
Eficiência dos Sistemas de Lagoas de Estabilização 
 
Até as lagoas facultativas, os sistemas apresentam eficiências na remoção de DBO5 
ligeiramente superiores a 80%, com DBO5 dos efluentes inferiores a 60 mg/L. A 
eficiência típica na remoção de coliformes fecais é de 99%, com efluentes com 
concentrações da ordem de 105 CF/100 mL. A concentração de nitrogênio amoniacal 
pode ser superior à 10 a 15 mg/L e a defósforo total superior a 3 mgP/L Devido aos 
tempos de retenção elevados, o processo é bioquimicamente estável. Porém, os efluentes 
das lagoas facultativas sofrem variações de qualidade devido às mudanças na direção dos 
ventos e consequências sobre o acúmulo de algas na região da saída da lagoa. 
 
6.4. Lagoas de Maturação 
 
São escavações com profundidades inferiores a 1,0 m, permitindo elevados tempos de 
detenção dos esgotos e o decaimento dos coliformes devido à incidência da radiação 
ultravioleta da luz solar. Os efluentes das lagoas facultativas são mais clarificados e assim 
ocorre boa penetração de luz. A baixa concentração de matéria orgânica biodegradável 
contribui para o decaimento por metabolismo endógeno. Promove boa nitrificação dos 
esgotos e pequeno aumento na remoção de DBO5. Obtém-se normalmente eficiências na 
remoção de coliformes fecais superiores a 99,99%, com efluentes com concentrações de 
coliformes fecais inferiores a 103CF/100 mL. Em áreas densamente habitadas pode ser 
difícil a existência de área suficiente para a implantação de lagoas de maturação. Um 
tempo de detenção típico é de 7 dias para a obtenção das eficiências mencionadas, 
devendo-se recorrer aos modelos de decaimento de coliformes e aos padrões do corpo 
receptor para a definição do tempo de detenção hidráulico necessário. 
 
Modelos de Decaimento de Coliformes 
 
O modelo mais simples para as estimativas de redução dos índices de coliformes é o de 
mistura completa. Considerando-se a reação de inativação de primeira ordem, tem-se: 
 
N = No / ( 1 + kb x t ), onde: 
 
N : Concentração de coliformes nos efluentes da lagoa; 
No: Concentração de coliformes nos esgotos afluentes à lagoa; 
t: Tempo de detenção hidráulico; 
kb: Constante da velocidade da reação 
 
Um valor típico de kb a 20oC é 2,61 d-1. Para outras temperaturas tem-se: 
 
kbToC = kb20oC x 1,07(T – 20) 
 
Avaliação da Eficiência de Lagoas de Estabilização pelo Modelo de Carga Parcialmente 
Dispersa 
 
 
 40
 
 4 . a . e1/2d 
N / No =  , onde: 
 ( 1 + a )2 . ea/2d - ( 1 - a )2 . e-a/2d 
 
a = ( 1 + 4.k.t.d )1/2 , onde: 
 
k: constante da velocidade da reação, em d-1 
t: tempo de detenção hidráulico, em dias 
d: fator de dispersão, adimensional 
 
Uma das proposições para o cálculo do fator de dispersão foi feita por Yánez (1993): 
 
 ( L / B ) 
d =  , onde: 
 - 0,261 + 0,254 .(L/B) + 1,014.(L/B)2 
 
 
L: comprimento da lagoa 
B: largura da lagoa 
 
Para a remoção de DBO em lagoas facultativas têm-se proposto k variando entre 0,13 e 
0,17 d-1 a 20oC, propondo-se para a correção de k em função da temperatura: 
 
kToC = k20oC . 1,035(T – 20) 
 
Para a remoção de coliformes, recomenda-se k variando entre 0,2 e 0,4 d-1 para lagoas 
facultativas e entre 0,3 e 0,8 d-1 para lagoas de maturação. Para outras temperaturas, 
corrigir o valor de k através de: 
 
kToC = k20oC . 1,07(T – 20) 
 
6.5. Exemplo de Dimensionamento: Sistemas de Lagoas de Estabilização 
 
Dados: 
 
População atendida: 68.350 habitantes 
Carga de DBO: 3.691 kg/dia 
Vazão média de esgotos: 126,6 L/s 
 
A-) Sistema Australiano 
 
A-1) Lagoas Anaeróbias: 
 
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico, com base na vazão média de esgotos, igual 
a 4 dias, tem-se o seguinte volume útil necessário de lagoas anaeróbias: 
 
Qméd = 126,6 L/s 
 
td = 4 dias ⇒ VL.AN. = 4,0 x 126,6 x 86,4 = 43.753 m3 (total de lagoas) 
 
 41
Considerando-se três módulos de lagoas operando em paralelo, em função da disposição 
do terreno e da etapalização da implantação do sistema de tratamento, tem-se: 
 
VL. AN = 43.753 / 3 = 14.584 m3 (cada lagoa) 
 
Profundidade útil adotada: 4,0 m 
Área à meia profundidade: A1/2Prof = 14.584 / 4 = 3.646 m2 
Relação comprimento/largura adotado: L/B = 2/1 
Dimensões à meia profundidade: (85,4 x 42,7) m 
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H) (adotado em função das características do terreno) 
Borda livre adotada: 0,60 m 
 
Principais dimensões das lagoas anaeróbias: 
 
Dimensão Comprimento (m) Largura (m) 
Terreno 95,8 53,1 
Espelho de água 93,4 50,7 
Meia profundidade 85,4 42,7 
Fundo 77,4 34,7 
 
Taxa de aplicação volumétrica de DBO resultante: 
 
λV = 3.691 / 43.753 = 0.085 kg DBO/m3.dia 
 
Taxa de aplicação superficial de DBO resultante: 
 
λS = 3.691 x 104 / 3,0 x 93,4 x 50,7 = 2.598 kg DBO / ha.dia 
 
Eficiência na remoção de DBO: 50% 
Carga de DBO residual para as lagoas facultativas: 
Carga DBO = 0,5 x 3.691 = 1.846 kg/dia 
 
A-2) Lagoas Facultativas Fotossintéticas: 
 
Taxa de aplicação superficial limite de DBO: 
 
λL = 14 . T - 40 
 
Considerando-se T = 15oC ⇒ λL = 170 kgDBO/haxdia 
Área mínima necessária de lagoas facultativas: 
 
AL.FAC = 1.846 / 170 = 10,86 ha 
 
Número de lagoas facultativas: 03 (em paralelo) 
Área do espelho de água por lagoa: 
AL.FAC = 3,62 ha (por lagoa) 
Relação comprimento/largura adotada em função das características da área: L/B = 3/1 
Comprimento do espelho de água: 330 m 
Largura do espelho de água: 110 m 
Borda livre: 0,6 m 
Inclinação dos taludes: 1 (V) / 2 (H) 
 42
 
Principais dimensões das lagoas facultativas secundárias: 
 
Dimensão Comprimento (m) Largura (m) 
Terreno 332,40 112,40 
Espelho de água 330,00 110,0 
Meia profundidade 327,00 107,00 
Fundo 324,00 104,00 
 
A-3) Lagoas de maturação 
 
Adotando-se o tempo de detenção hidráulico de 7,0 dias, tem-se o seguinte volume útil 
necessário de lagoas de maturação: 
 
Vu = 7,0 x 126,6 x 86,4 =76.568 m3 (três lagoas de 25.523 m3 cada) 
 
Adotando-se a profundidade útil de 1,0 m, á área à meia profundidade será: 
 
A1/2Prof = 25.523 m2 
 
Considerando-se relação comprimento/largura de 5/1, tem-se as seguintes dimensões das 
lagoas facultativas à meia profundidade: 
 
Comprimento: 357,5 m 
Largura: 71,5 m 
Borda livre: 0,60 m 
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H) 
 
Principais dimensões das lagoas de maturação: 
 
Dimensão Comprimento (m) Largura (m) 
Terreno 361,90 75,90 
Espelho de água 359,50 73,50 
Meia profundidade 357,50 71,50 
Fundo 355,50 69,50 
 
 
B) Lagoas Facultativas Primárias 
 
Carga de DBO: 3.691 kg/dia 
Taxa de aplicação superficial limite de DBO: 
 
λL = 20.T – 60 
Para T = 15oC ⇒ λL = 240 kg DBO/ha.dia 
Área superficial mínima necessária: 
 
As = 3.691 / 240 = 15,4 ha ou As = 15,4 / 3 = 5,1 ha (cada lagoa) 
 
Relação comprimento/largura adotada: L/B = 3/1 
Dimensões do espelho de água: 
Comprimento: 392,20 m 
 43
Largura: 130,70 m 
Borda livre: 0,60 m 
Inclinação dos taludes: 1(V) / 2(H) 
 
Principais dimensões das lagoas facultativas fotossintéticas primárias: 
 
Dimensão Comprimento (m) Largura (m) 
Terreno 394,60 132,900 
Espelho de água 392,20 130,70 
Meia profundidade 388,60 127,10 
Fundo 385,00 123,50 
 
 
 
7. Filtros Biológicos Aeróbios 
 
7.1. Considerações Iniciais 
 
Os filtros biológicos aeróbios podem ser classificados como reatores de leito fixo e com 
retenção de biomassa. São preenchidos com um meio inerte, geralmente pedra ou 
material plástico, sobre a superfície dos quais a biomassa responsável pela depuração do 
esgoto cresce aderida. Desta forma, garante-se a diferenciação entre o tempo de retenção 
hidráulica, que é de apenas algumas horas, do tempo de residência celular, mantido na 
ordem de dias. 
O esgoto é recalcado para a superfície dos filtros, onde se posiciona o distribuidor 
rotativo, cuja função é garantir o umedecimento uniforme de toda a área do filtro. Em 
seguida, percola sobre o material de enchimento, sem provocar afogamento. Utiliza-se 
brita No 4 ou material plástico, que pode ser na forma deblocos estruturados ou de anéis 
lançados aleatoriamente nos filtros. A matéria orgânica dos esgotos pode penetrar na 
película biológica (ou biofilme) que se forma em torno do enchimento, conjuntamente 
com o ar que circula em contra-corrente a partir de janelas para a ventilação posicionadas 
na parte inferior do filtro. O material de enchimento apóia-se sobre um fundo falso, 
constituído de lajotas perfuradas, que garante a drenagem do esgoto tratado. Há a 
necessidade de separação de sólidos que se desprendem do biofilme, mediante a 
passagem dos efluentes do filtro por decantadores secundários. Não há necessidade de 
retorno de lodo e sim de efluente tratado para a entrada dos filtros, evitando a 
proliferação de moscas (Psychoda Alternata) e que o biofilme perca excessivamente a 
umidade nos períodos noturnos de baixa vazão. 
A concepção tradicional envolvendo o emprego de filtros biológicos aeróbios é 
semelhante à do processo de lodos ativados convencional. O sistema é constituído do 
tratamento preliminar, grade e caixa de areia, decantadores primários, filtros biológicos 
substituindo os tanques de aeração, decantadores secundários e a linha de tratamento de 
lodo, adensamento digestão e secagem. Após o advento dos reatores anaeróbios de fluxo 
ascendente e manto de lodo (reatores UASB), estas unidades passaram a constituir-se em 
opção importante em substituição aos decantadores primários, podendo também receber o 
excesso de lodo dos filtros biológicos para complementar a mineralização, dispensando 
os digestores de lodo. 
Recentemente foram desenvolvidas novas modalidades de filtros, os chamados biofiltros 
aerados de leito submerso. Estes filtros diferem dos tradicionais principalmente pela 
manutenção do leito afogado e pela inclusão de sistema de aeração por meio de soprador 
e difusores de bolha grossa ou tubos perfurados. Além de eficiência elevada na remoção 
da matéria orgânica carbonácea dos esgotos, as unidades podem ser dimensionadas de 
 44
forma a garantir bons níveis de nitrificação dos esgotos. Complementando o trata,mento 
de efluentes de reatores UASB, os biofiltros aerados podem representar alternativa com 
boas possibilidades de ser viabilizada para o atendimento à comunidades de diferentes 
portes. Os esgotos tratados são bem clarificados e esta condição garante eficiência na 
desinfecção final através de cloração ou de aplicação de radiação ultravioleta, dentre 
outras técnicas. 
 
7.2. Bioquímica e Microbiologia 
 
À medida que o esgoto percola pelo filtro, ocorre a penetração do substrato e do oxigênio 
no biofilme, onde ocorrem as reações de decomposição de matéria orgânica, sendo os 
subprodutos lançados em contra-corrente. Em função do alimento consumido, dá-se o 
crescimento celular e o da espessura da película biológica, o que faz com que os 
microrganismos mais internos sofram limitações no suprimento de alimento ou de 
oxigênio, entrando em fase endógena ou anaerobiose. Assim, perdem a capacidade de 
aderência ao meio suporte, de forma a provocar o desprendimento de pedaços de 
biofilme, gerando o excesso de lodo biológico e mantendo o equilíbrio da película. 
O processo é essencialmente aeróbio e a reação de decomposição da matéria orgânica 
pode ser simplificadamente expressa por:: 
 
(CH2O)X + O2 → CO2 + H2O + (CH2O)Y 
 
Onde (CH2O)X representa a matéria orgânica biodegradável dos esgotos e (CH2O)Y o 
crescimento celular resultante. Assim como no processo de lodos ativados convencional, 
a produção de lodo nos sistemas de filtros biológicos é da ordem de 0,75 kg SS / kg DBO 
aplicada. Na parte interna do biofilme ocorre anaerobiose, representada 
simplificadamente por: 
 
 
(CH2O)X → CH4 + CO2 + H2O + (CH2O)Y + H2 + H3C-COOH + ⋅⋅⋅ 
 
Os grupos de microrganismos que participam do processo de filtros biológicos são 
semelhantes aos dos sistemas de lodos ativados. Na parte externa do biofilme 
predominam bactérias boas formadoras de flocos como aerobacter, flavobacter, 
pseudomonas e alcalígenes. Na parte interna do biofilme, predominam microrganismos 
que, em sistemas de lodos ativados, seriam causadores de má floculação como 
sphaerotilus natans, nocárdia e beggiatoa. As bactérias nitrificadoras, Nitrossomonas e 
Nitrobacter podem aparecer na parte baixa dos filtros descendentes, onde se verificam 
baixa DBO carbonácea e elevada concentração de oxigênio dissolvido (uma vez que a 
ventilação dá-se em contra-corrente), requisitos essenciais para a nitrificação. Fungos 
como o Mucor, Penicillium e Fusarium também tormam parte do processo. 
Complementam o ecossistema de filtros biológicos protozoários como os ciliados 
Opercularia, Epystilis e Vorticella, além de micrometazoários como os rotíferos. Algas 
podem aparecer na parte superior do filtro, aberta e exposta à luz solar. Alí também se 
hospedam verrnes, caramujos e larvas de insetos. 
 
7.3. Equações que Governam o Processo 
 
Nos filtros biológicos aeróbios convencionais, a DBO dos esgotos decresce 
exponencialmente ao longo da profundidade, dependendo principalmente da taxa de 
aplicação e das características do material de enchimento. As formulações que 
representam esta transformação têm por concepção geral: 
 45
 
Sh / So = 10-k.h.(A/Q)^n 
 
Onde: 
 
Sh e So : Concentração de substrato (DBO) à profundidade h e à entrada do filtro, mg/L 
k : Constante da velocidade de remoção de substrato, d-1 
h : Profundidade do leito, m 
A : Área do filtro,m2 
Q : Vazão afluente aos filtros, m3/d 
n : Característica do material de enchimento, n = 0,44 para pedras e 0,67 para anéis 
plásticos. 
 
A constante da velocidade de remoção de substrato (k) varia entre 0,12 e 0,2 d-1 para 
esgoto sanitário a 20oC. Para outras temperaturas corrige-se k através de: 
 
kToC = k20oC * 1,08(T – 20) 
 
Para a obtenção da constante da velocidade de degradação de determinado substrato 
poder-se-ia conduzir experimento em unidade de fluxo contínuo, determinando-se o valor 
médio da DBO em diferentes pontos ao longo da profundidade do filtro. Escrevendo-se a 
equação anterior de forma invertida: 
 
So / Sh = 10k.h.(A/Q)^n 
 
Extraindo-se o logarítmo de ambos os membros da equação acima, tem-se: 
 
log (So / Sh) = k.h.(A/Q)n 
 
Portanto, lançando-se em gráfico log (So / Sh) contra h.(A/Q)n tem-se uma reta cujo 
coeficiente angular corresponde ao valor de k. 
 
Eckenfelder propôs a inclusão da influência da área superficial específica do material de 
enchimento, através de: 
 
Sh / So = 10-K.h.(Sa^m).(A/Q)^n 
 
Onde: 
 
K: Constante da velocidade da reação, m/d 
h: profundidade do leito, m 
Q: Vazão, m3/d 
A: Área superficial do filtro, m2 
Sa : Área superficial específica do material de enchimento, m2/m3 
m e n : Características do material de enchimento. Metcalf & Eddy recomendam usar m 
= n = 1, caso não se tenham dados mais específicos. 
 
Existem fórmulas que se revestem de importância apenas histórica, como a do NRC – 
National Research Council, desenvolvida a partir dos resultados operacionais de filtros 
biológicos usados pelo exército americano, válida para esgoto doméstico preenchido com 
pedras, a 20oC: 
 
 46
a) Sem recirculação de esgoto tratado à entrada do filtro: 
EDBO (%) = 100 / [1 + 0,433 * (W/V)1/2] 
 
Onde: 
 
EDBO (%) = Eficiência na remoção de DBO, em porcentagem 
W = Carga de DBO aplicada ao filtro, em kg/dia 
V = Volume do filtro, em m3 
 
b) Com recirculação: 
 
EDBO (%) = 100 / [1 + 0,433 * (W / V*F)1/2] 
 
Onde: 
 
F = ( 1 + r ) / ( 1 + 0,1*r2 ) onde r = Qr / Q 
EDBO (%) = Eficiência na remoção de DBO, em porcentagem 
W = Carga de DBO aplicada ao filtro, em kg/dia 
V = Volume do filtro, em m3 
 
7.4. Classificação dos Filtros Biológicos Aeróbios 
 
Os filtros biológicos aeróbios são classificados de acordo com as taxas de aplicação 
orgânica ou hidráulica. Na Tabela 11 são apresentadasas principais características de 
cada uma das categorias de sistema de filtros biológicos: 
 
Tabela 11: Classificação dos filtros biológicos aeróbios. Fonte: Alem Sobrinho (1986). 
 
Característica Baixa Taxa Taxa 
Intermediária 
Alta Taxa Torre Biológica 
(taxa superalta) 
Taxa de Aplic. 
Hidráulica 
(m3/m2/dia) 
1 - 4 4 - 10 10 - 40 40 – 200 
Taxa de Aplic. 
Vol. de DBO 
(kgDBO/m3/dia) 
0,08 – 0,32 0,24 – 0,48 0,32 – 1,00 0,8 – 6,0 
Profundidade 
do 
Leito (m) 
1,5 – 3,0 1,25 – 2,25 1,0 – 3,0 4,5 – 12,0 
Material de 
Enchimento 
pedra pedra pedra/plástico plástico 
Fator de Reciclo 
( r = Qr / Q) 
0 0 - 1 1 - 3 1 - 4 
Consumo de 
Energia (W/m3) 
2 – 4 2 - 8 6 - 10 10 - 20 
Problemas com 
Moscas 
grande pequeno raro nenhum 
 
Os filtros de alta taxa são os que apresentam maior oportunidade de uso, sendo 
competitivos com os sistemas de lodos ativados. Quando preenchidos com pedras, tem-se 
procurado manter taxas de aplicação volumétrica da ordem de 0,8 kgDBO/m3/dia e taxas 
 47
de aplicação hidráulica da ordem de 20 m3/m2/dia, com base na vazão média de esgotos. 
Quando preenchidos com material plástico, costuma-se admitir até 1,2 a 1,3 
kgDBO/m3/dia e até cerca de 30 m3/m2/dia. Isto significa que os filtros preenchidos com 
material plástico são proporcionalmente menores do que os prenchidos com pedras, além 
de poderem ser construídos com estruturas mais leves, o que certamente deverá ser 
levado em consideração nos estudos de alternativas. Isto se deve às melhores 
características do enchimento plástico, como maior área superficial específica, maior 
porosidade e menor massa específica, conforme relatado por Metcalf & Eddy (1991): 
 
Tabela 11: Características do material de enchimento. Fonte: Metcalf & Eddy (1991) 
 
Característica/ 
Material 
Área superficial 
específica (m2/m3) 
Massa específica 
(kg/m3) 
Porosidade 
Pedras 50 - 70 800 - 1450 40 - 60 
Plástico 100 - 200 30 - 100 94 - 97 
 
A área superficial específica do material de enchimento é uma característica muito 
importante para o estabelecimento das cargas admissíveis e para a definição das 
respectivas eficiências que podem ser esperadas. A forma conceitualmente mais correta 
de previsão das cargas afluentes aos filtros é a partir da sua relação com a área total 
disponível para a formação de biofilme. Para a manutenção de eficiências elevadas na 
remoção de matéria orgânica, admite-se a aplicação de 15 a 18 gDBO/m2/dia. 
 
7.5. Recirculação de esgoto tratado para a entrada dos filtros biológicos 
 
Visando a uniformização da carga hidráulica afluentes aos filtros biológicos de alta taxa, 
deve-se proceder a recirculação de parte da vazão de esgoto tratado para a entrada dos 
filtros. Em estudos realizados pela CETESB, concluiu-se que o fator de recirculação a ser 
utilizado é aquele que conduza a uma DBO de entrada nos filtros da ordem de 100 mg/L. 
 
Balanço de massa na entrada do filtro: 
 
Q * So + Qr * Se = ( Q + Qr ) * Si 
 
Onde: 
 
So = DBO do esgoto afluente ao filtro biológico, antes da mistura com o reciclo 
Se = DBO do efluente final, após o decantador secundário 
Si = DBO do esgoto afluente ao filtro biológico, depois da mistura com o reciclo 
Q = Vazão média de esgoto sanitário 
Qr = Vazão de recirculação de esgoto tratado 
 
Dividindo-se pela vazão média de esgotos (Q): 
 
So + r * Se = Si * ( 1 + r ) 
 
Si = ( So + r * Se ) / ( 1 + r ) 
 
Para esgotos com DBO em torno de 300 mg/L, após o decantador primário a DBO será 
um pouco superior a 200 mg/L e, para que seja diluído a 100 mg/L com o efluente final 
que possui DBO na faixa de 20 a 30 mg/L, o fator de recirculação será da ordem de 1, ou 
seja, a vazão de recirculação é aproximadamente igual à vazão média de esgotos. 
 48
Deve ser observado que, quando os filtros biológicos são precedidos de tratamento 
anaeróbio como, por exemplo, por reator UASB, a DBO dos esgotos à entrada dos filtros 
biológicos já é da ordem de 100 mg/L e, segundo este critério, deve-se dispensar a vazão 
de recirculação de efluente final. 
 
7.6. Exercício de Dimensionamento – Filtro Biológico Aeróbio de Alta Taxa 
 
Dados: 
• População atendida: 38.900 hab 
• Carga de DBO dos esgotos: 2100 kg/dia 
• Vazão média de esgotos: 101,7 L/s = 366m3/h = 8789 m3/dia 
 
a) Determinação da vazão de recirculação 
 
Admitindo-se a DBO dos esgotos à entrada dos filtros, após a mistura com o fluxo de 
recirculação, Si = 100 mg/L e a DBO dos efluentes finais, Se = 20 mg/L, tem-se: 
 
Si = ( So + r * Se ) / ( 1 + r ) 
 
100 = ( So + r * 20 ) / ( 1 + r ) 
 
DBO dos esgotos: 2.100 / 8789 = 0,239 kg/m3 = 239 mg/L 
Eficiência dos decantadores primários na remoção de DBO: 30% 
DBO dos esgotos à entrada dos filtros: So = 0,7 x 239 = 167 mg/L 
Portanto, 
r = 0,84 ⇒ Qr = 85,2L/s = 307 m 3/h = 7.361 m3/dia 
 
b) Determinação da carga de DBO afluente aos filtros: 
Carga DBO = ( Q + Qr ) * Si = ( 8789 + 7361 ) * 0,1 kg/m3 = 1617 kg/dia 
 
c) Determinação do volume útil 
 
Considerando-se enchimento de plástico, será usada a taxa de aplicação volumétrica de 
DBO de 1,2 kg/m3/d. O volume útil de filtros necessário será: 
 
VF.B. = 1617 / 1,2 = 1348 m3 
 
Considerando-se a profundidade do útil de 2,70 m, a área necessária será: 
 
AF.B. = 1348 / 2,70 = 500 m2 
 
Deverão ser utilizados dois filtros de 18 m de diâmetro, perfazendo a área de 254,5 m2 e 
volume de 687 m3 por filtro. 
 
d) Verificação da taxa de escoamento superficial, com base na vazão média de esgotos: 
 
Qméd. / As = (8789 + 7361) / 509 = 31,8 m3/m2/d 
 
 
e) Área necessária de aberturas para ventilação: 
 
 49
Aabert = 0,01 * AF.B. = 0,01 * 254,5 = 2,55 m2 
 
f) Área de drenagem dos esgotos à saída do filtro: 
 
Adren = 0,15 * AF.B. = 0,15 * 254,5 = 38,2m2 
 
 
8. Tratamento Anaeróbio de Esgotos 
 
 
8.1. Considerações Iniciais 
 
O tratamento anaeróbio de esgoto vem sendo utilizado há muito tempo na forma de 
fossas sépticas ou de lagoas. Além disso, registra-se o emprego de digestores anaeróbios 
de lodo, principalmente tratando excesso de lodos ativados. Todos esses reatores são 
desprovidos de mecanismo de retenção de biomassa, o que significa que são necessários 
grandes volumes para que se consiga eficiência razoável no tratamento de grandes vazões 
de esgotos. Para tornar o sistema competitivo com os aeróbios no tratamento de esgotos e 
não apenas excesso de lodo, havia que se desenvolver tal mecanismo, o que começou a 
ocorrer mais intensamente a partir dos anos 70. Uma idéia foi implantar o sistema de 
“lodos ativados anaeróbio”, acoplando-se o decantador ao reator anaeróbio que recebe 
lodo retornado a partir do fundo do decantador. O sistema, conhecido por processo 
anaeróbio de estabilização por contato, funciona razoavelmente bem, conforme 
resultados obtidos no tratamento de efluentes de indústrias alimentícias nos Estados 
Unidos, com eficiências na remoção de DBO superiores à 80%. A flutuação de lodo nos 
decantadores, devido ao aprisionamento das bolhas de gases resultantes da digestão 
anaeróbia, originou a necessidade de instalação de desgaseificador entre o reator 
anaeróbio e o decantador. Cedo percebeu-se, porém, que o caminho do tratamento 
anaeróbio de águas residuárias deveria rumar para os reatores de leito fixo, tendo surgido 
o filtro anaeróbio de fluxo ascendente. Este reator preenchido com brita, hoje encontra-se 
consolidado no tratamento de efluentes de fossas sépticas, permitindo remoções de DBO 
superiores à 80%. Outra descoberta, quase acidental, foi o fenômeno da granulação do 
lodo em reatores anaeróbios de fluxo ascendente sem enchimento para suporte de 
microrganismos na forma de biofilme. Sob certas condições de distribuição dos esgotos à 
entrada (fundo) do reator e de velocidade ascensional, observou-se a formaçãode 
grânulos, às vezes apenas flocos, que ao entrar em contato com a matéria orgânica 
proporcionava sua degradação devido à expressiva atividade biológica encerrada nas 
partículas do manto. O chamado reator anaeróbio de fluxo ascendente e manto de lodo 
(UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket), previa adicionalmente apenas a separação, 
coleta e queima da gás produzido, além de uma etapa de recuperação de grânulos na 
parte superior, externa e acima do coletor de gás, uma zona de sedimentação que permite 
maior clarificação dos efluentes do reator. Hoje, reconhece-se aqui no Brasil que este 
reator é capaz de promover redução de DBO de cerca de 65%, com tempos de detenção 
dos esgotos de apenas oito horas. Este reator tem se consolidado em nosso mercado e de 
muitos outros países, como pré-tratamento e digestor de lodo de outros processos 
biológicos e até físico-químicos. Os reatores de leito fluidizado e de leito expandido 
representaram certo arrojo tecnológico à época de suas invenções, preenchidos com areia 
“fluidizada” ou “expandida” pelo próprio escoamento dos esgotos e, devido às diminutas 
dimensões dos grãos, a grande área total para desenvolvimento de biofilme permitia a 
aplicação de elevadas taxas e a obtenção de bons resultados. A dificuldade de se manter a 
expansão adequada do leito, mesmo com as variações de vazão dos esgotos, foi superada 
introduzindo-se a recirculação de esgoto tratado. Em seguida muitos outros modelos de 
 50
reatores foram desenvolvidos, os filtros anaeróbios descendentes e horizontais, os 
reatores compartimentados ou de chicanas, dentre outros. 
 
8.2. Tratamento Aeróbio Versus Tratamento Anaeróbio 
 
Os reatores anaeróbios para o tratamento de esgotos possuem boa possibilidade de uso 
em nosso País, que apresenta temperatura elevada em grande parte de seu território e em 
praticamente o ano todo. Mesmo na região sul, mais fria, a Companhia de Saneamento do 
Estado do Paraná, a SANEPAR, foi quem mais investiu nesta modalidade de tratamento, 
tanto na capital quanto no interior. Em Curitiba encontra-se uma das maiores estações de 
tratamento de esgotos do mundo envolvendo emprego de reatores anaeróbios. Foram 
previstos 24 reatores UASB de 2.000 m3 cada um para o final de plano. 
Mesmo nessa região, os reatores operam à temperatura ambiente. Reconhece-se que às 
temperaturas mais elevadas as reações de decomposição de matéria orgânica ocorrem 
mais rapidamente, mas a situação é diferente dos países do hemisfério norte que possuem 
temperaturas muito baixas em boa parte do ano, necessitando de reatores aquecidos. O 
aquecimento, mesmo recorrendo-se ao próprio metano resultante da digestão anaeróbia 
não é simples de se viabilizar, pela necessidade de implantação de uma usina para a 
purificação do metano. 
Os custos de implantação dos reatores anaeróbios podem ser considerados baixos, mas é 
na operação que reside a principal vantagem devido a não necessidade de aeração. A 
produção de lodo é mais baixa do que as que decorrem de processos aeróbios como lodos 
ativados ou filtros biológicos. A produção de gás pode ser considerada um benefício, pela 
possibilidade de purificação e emprego do metano como fonte de energia, mas isto não se 
viabiliza facilmente. Ao contrário, o gás resultante do processo anaeróbio constitui uma 
das principais limitações operacionais, devido à produção de pequenas quantidades de 
gás sulfídrico, H2S, suficientes para produzir grandes incômodos às populações 
circunvizinhas pela proliferação de mau odor. Além disso, o gás sulfídrico provoca 
corrosão e consequentes prejuízos à conservação das instalações. Muito se investe hoje 
em dia em termos de pesquisa visando o controle do H2S, mas é difícil ainda hoje a 
garantia de odor zero o tempo todo na área em torno da ETE. 
A eficiência na remoção da DBO dos esgotos é mais baixa do que a dos processos 
aeróbios, demandando tratamento complementar, e a nitrificação é nula. As associações 
com processos aeróbios de polimento são recomendáveis, podendo-se empregar lagoas 
fotossintéticas, lagoas aeradas mecanicamente, lodos ativados, filtros biológicos ou 
mesmo processos físico-químicos como os à base de coagulação e floculação com 
separação posterior de sólidos por sedimentação ou flotação. 
Essas associações são vantajosas técnica e economicamente, ganhando-se na produção de 
lodo e na eficiência de remoção de nitrogênio e fósforo, principalmente. 
De acordo com estudos feitos pelo PROSAB, Programa de Pesquisa de Saneamento 
Básico, podem ser esperados os seguintes custos e resultados das associações entre 
reatores anaeróbios e aeróbios: 
 
8.3. Microbiologia e Bioquímica 
 
Com o desenvolvimento dos novos modelos de reatores para o tratamento de esgotos, a 
microbiologia e a bioquímica dos processo anaeróbios evoluiram muito. As bactérias 
anaeróbias estritas, metanogênicas, difíceis de serem isoladas em meios de cultura, 
passaram a ser identificadas como as do gênero Methanotrix sp e Methanosarcina sp. 
Além disso, houve maior conhecimento dos metabolismos de bactérias facultativas 
formadoras de ácidos orgânicos e das redutoras de sulfato. Teses de que o envolvimento 
 51
entre bactérias do tipo cocus com as do tipo bastonete eram responsáveis pela formação 
dos grânulos em reatores UASB. 
O caminho bioquímico tradicional pelo qual bactérias facultativas transformam os 
compostos orgânicos dos esgotos em compostos intermediários conhecidos como ácidos 
orgânicos voláteis, para subsequente conversão destes em metano e gás carbônico pelas 
bactérias metanogênicas, foi alterada, incorporando-se principalmente uma fase inicial de 
hidrólise de baixa velocidade e o conhecimento de que o metano é produzido em boa 
parte a partir de CO2 e H2 e não com grande predominância da fonte a partir da quebra 
direta do ácido acético, o mais importante dos ácidos voláteis. 
 
8.4. Condições Ambientais e Controle dos Reatores 
 
Uma condição ambiental de grande importância no tratamento anaeróbio de esgotos é a 
temperatura. Aquí aproxima-se bem a idéia da regra empírica de Van′t Hoff de que um 
aumento de dez graus na temperatura praticamente dobra a velocidade da reação. Existem 
duas faixas de temperatura em que o processo anaeróbio pode se apresentar com 
vantagem. A faixa termofílica, com centro em torno de 35oC, é a melhor faixa para a 
ocorrência da digestão anaeróbia, devendo ser procurada quando se deseja aquecer o 
reator, principalmente digestores de lodo. A faixa termofílica, em torno de 60oC, também 
é interessante porém, ocorre maior decaimento endógena e deve ser utilizada 
principalmente nos casos de efluentes industriais produzidos a quente. Além da faixa de 
temperatura em que ocorre o processo anaeróbio, também as variações bruscas de 
temperatura afetam o processo, negativamente, devido a alta sensibilidade das bactérias 
metanogênicas. 
O pH no interior do reator é uma condição ambiental de extrema relevância. A faixa 
ótima de pH para o processo anaeróbio, segundo diversos autores, situa-se entre 6,6 e 7,6; 
idealmente entre 7,0 e 7,2. Isto não significa que não seja possível o tratamento anaeróbio 
de efluentes industriais fora da faixa neutra. Mas deve-se conduzir estudos em escala 
piloto que garantam tal aplicação; é bastante provável que, no mínimo, o tratamento seja 
menos estável pela menor diversificação de grupos de microrganismos que se adaptam a 
tal condição desfavorável. 
 Muitos autores reconhecem que ocorre produção de alcalinidade nos reatores anaeróbios 
estáveis, pela formação de sais de ácidos voláteis e, desta forma, o pH dos esgotos à saída 
do reator é superior ao de entrada. 
A condição de pH, além de influir decisivamente no funcionamento do processo, 
representa importante indicador do desequilíbrio. É o conceito mais tradicional da 
digestão anaeróbia o de que quando um reator se desequilibra, ocorre maior prejuízo da 
metanogênesecom relação à acidificação, já que as metanobactérias são mais sensíveis às 
perturbações ambientais. Com isso, ocorre acúmulo de ácidos voláteis no reator e o pH 
cai. Deve-se, em tais situações corrigir imediatamente o pH antes que se reduza 
drasticamente e provoque o colapso do sistema. A barrilha é preferível por conferir efeito 
tampão, isto é, maior resistência às futuras quedas, caso o reator continue desequilibrado. 
Deve ser enfatizado que, se o fator de desequilíbrio prolongar-se, somente a correção de 
pH não permitirá a operação estável do reator indefinidamente, é necessária a correção do 
fator de desequilíbrio. 
Embora a determinação de pH seja fácil e rápida, os parâmetros acidez e alcalinidade 
determinados através de reação de neutralização ácido-base providenciam uma 
informação quantitativa mais segura. Pode ser demonstrado, em função da curva típica de 
variação de pH com a alcalinidade que, enquanto o valor de pH cai de 7,2 a 6,8, por 
exemplo, não causando maior preocupação, o consumo de alcalinidade correspondente 
pode ser superior a 1.000 mgCaCO3/L, ampliando a dimensão do problema. 
 52
Um reator estável apresenta concentração baixa de ácidos voláteis, pois os mesmos são 
imediatamente consumidos à medida que são produzidos. Quando o reator se 
desequilibra, ocorre consumo de alcalinidade para a neutralização dos ácidos voláteis 
acumulados. Assim, a relação alcalinidade de bicarbonatos/ácidos voláteis constitui 
conceitualmente, a principal forma de avaliação da estabilidade do processo anaeróbio. 
Um reator estável, chega a apresentar concentração de ácidos voláteis tão baixa quanto 
100 mgCaCO3/L e uma alcalinidade de bicarbonatos superior a 1.000 mgCaCO3/L, ou 
seja, relação superior a 10/1. Quando este valor tende a diminuir, a correção artificial é 
necessária, pois se reduzir-se excessivamente, chegando próximo a 1/1, o reator tenderá 
ao colapso e a nova partida poderá ser complicada. 
A presença dos principais nutrientes nos despejos deve ser garantida para o equilíbrio do 
processo anaeróbio. Costuma-se indicar a relação mínima DQO/N/P de 350/7/1, embora 
esse valor possa ser alterado em função das características dos despejos que influenciam 
na configuração do sistema biológico. Os autores consideram que o enxofre é necessário 
em quantidades tão grandes quanto o fósforo. Por outro lado, se na forma de sulfato, este 
reduz-se a sulfeto no meio anaeróbio, que é tóxico às metanobactérias. Este fato 
demonstra a importância do controle desse elemento em sistemas anaeróbios. 
Além dos macronutrientes, elementos exigidos em menores quantidades pelas células 
podem limitar o tratamento anaeróbio, conforme indicado na literatura. O ferro é 
excelente estruturador de flocos, grânulos ou biofilmes; as necessidades de níquel e de 
cobalto também são reconhecidas. Metais alcalinos e alcalino-terrosos também são 
necessários, embora em concentrações excessivas inibam o processo. 
Dentre os elementos tóxicos ao processo, destacam-se os metais pesados que, presentes 
em frações de mg/L podem inibir o processo. Apesar disso, a ausência completa destes 
pode também representar insuficiência nutricional no meio. O íon sulfeto é inibidor da 
metanogênese, sendo necessárias concentrações de pelo menos dezenas de mg/L de 
sulfato nos efluentes para que esse efeito ocorra significativamente. Além da ação tóxica, 
as bactérias redutoras de sulfato competem com as metanogênicas pelo substrato, os 
ácidos voláteis. Metais pesados e sulfeto são contaminantes antagônicos, uma vez que se 
precipitam mutuamente. 
A ausência de oxigênio é necessária para a metanogênese, o que faz com que os reatores 
anaeróbios sejam fechados ou que se force a carga orgânica para que ocorra rápido 
esgotamento do oxigênio presente nos efluentes. 
A amônia também traz inibição ao processo, mas são necessárias concentrações bastante 
elevadas. Diversos compostos orgânicos são listados como tóxicos, principalmente os de 
estrutura molecular mais complexa. 
 
8.5. Reatores UASB – critérios e parâmetros para o dimensionamento 
 
Pesquisas desenvolvidas na CETESB na década de 80 com reator UASB tratando esgoto 
sanitário, levaram ao estabelecimento de critérios e parâmetros muito úteis para o seu 
dimensionamento bem como para avaliação de condições operacionais. 
 
Vazão de esgotos de projeto 
 
Os reatores UASB são empregados à jusante apenas do tratamento preliminar, o que o 
torna desprotegido das variações de vazão de esgotos, uma vez que os tempos de 
detenção utilizados são relativamente pequenos. Desta forma, costuma recomendar-se 
que o reator apresente condições de atender `a situação mais desfavorável, isto é, vazão 
máxima horária de esgotos. 
 
Tempo de detenção dos esgotos no reator 
 53
 
De acordo com os estudos da CETESB, tempos de detenção hidráulicos da ordem de 
apenas 6 horas, com base na vazão máxima horária de esgotos, são suficientes para 
garantir uma eficiência média na remoção de DBO dos esgotos em torno de 65%. Alguns 
autores sugerem a adoção de tempo de detenção hidráulico de 8 horas, com base na vazão 
média de esgotos sanitários. 
 
Taxa de aplicação de substrato 
 
Como os esgotos sanitários são relativamente diluídos, os reatores UASB têm o seu 
limite de capacidade definido pela taxa de aplicação hidráulica, que resulta em 
determinada velocidade que poderá ou não ser suficiente para provocar o arraste de parte 
do manto de lodo, descontrolando o processo. No tratamento de efluentes industriais mais 
concentrados, os reatores UASB são limitados pela aplicação de matéria orgânica, em 
geral na faixa de 5 a 10 kg DQO/m3.dia, embora tenham sido registradas taxas de até 20 
kg/m3.dia com bons resultados no tratamento. 
 
Velocidade ascencional na zona de manto de lodo 
 
A manutenção de determinada faixa de velocidade ascensional dos esgotos ao longo do 
corpo do reator é importante para garantir grau adequado de expansão da manta de lodo, 
sem que haja arraste excessivo para a zona de decantação. Recomenda-se a faixa de 0,7 a 
1,0 m/h para reatores UASB tratando esgoto sanitário. 
 
Velocidade de passagem da zona de manto de lodo para a zona de decantação 
 
Lodos bem granulados resistem ao arraste com velocidades de passagem de até 10 m/h. 
Mas como ocorrem situações em que o lodo não granula, apenas flocula e mesmo assim o 
reator mantém boa eficiência na remoção de DQO, recomenda-se limitar a velocidade 
ascensional à 4 m/h. 
 
Taxa de escoamento superficial na zona de decantação 
 
A parte superior do reator UASB, externa ao “chapéu” coletor de gás, funciona como 
decantador, permitindo a recuperação de grânulos escapados da zona de manto de lodo. 
Recomendam-se taxas de escoamento superficial inferiores à 1,25 m3/m2.dia para a 
garantia do retorno de parte significativa do lodo para a zona de manto. A inclinação das 
abas do chapéu (ângulo com a horizontal), deverá ser superior a 55º. 
 
Distribuição dos esgotos à entrada (fundo) do reator 
 
A distribuição dos esgotos à entrada do reator é fundamental para garantir um 
funcionamento integral da zona de manto de lodo, sem escoamentos preferenciais ou 
curtos-circuitos que podem reduzir o tempo de detenção e o contato dos esgotos com o 
lodo ativo. Recomenda-se pelo menos duas a três entradas por m3 de fundo de reator. As 
extremidades dos tubos de alimentação deverão distar cerca de 30 cm do fundo do reator. 
 
Produção de lodo nos reatores UASB 
 
De acordo com os resultados dos estudos da CETESB anteriormente mencionados, pode 
ser esperada uma produção de lodo de 0,2 kg SS / kg DQO aplicada. 
 54
 
Produção de gás 
 
Ainda de acordo com os estudos da CETESB, deve ser esperada uma produção de 0,12 
Nm3 gás / kg DQO aplicada. O gás deverá possuir cerca de 65 a 75% de metano. 
 
8.6. Critérios para a partida e operação dos reatores UASB vazão de esgotos de projetoLodo de inóculo 
 
Havendo possibilidade de obtenção de lodo de inóculo, a partida do reator poderá ocorrer 
mais rapidamente. É preferível lodo granulado proveniente de outro reator UASB 
utilizado no tratamento de efluente semelhante. Quanto maior a quantidade de inóculo, 
maior será a vazão de partida, chegando-se mais rapidamente à vazão de projeto. Porém, 
há que se considerar os custos com o transporte de lodo. O lodo introduzido no reator 
deverá ser caracterizado em termos de volume e concentração de sólidos em suspensão 
voláteis, para que se possa obter a massa de SSV introduzida. 
 
Caracterização dos efluentes 
 
Os efluentes deverão ser caracterizados, principalmente em termos de vazão e 
concentrações de DQO, Nitrogênio Total Kjeldhal, Fósforo Total, pH e Temperatura 
Estas características deverão ser corrigidas, caso seja necessário. A presença de 
substâncias potencialmente inibidoras do tratamento deverá ser previamente investigada. 
 
Vazão de alimentação de partida e evolução da carga 
 
O reator deverá ser alimentado com os efluentes segundo uma vazão que resulte na 
aplicação de 0,1 kg DQO / kg SSV . dia. Essa vazão deverá ser aumentada quando 
ocorrer estabilização da eficiência na remoção de DQO e demais características 
operacionais do processo. Eventuais desequilíbrios poderão ser enfrentados mediante a 
introdução de barrilha no reator, sempre que o pH em seu interior tenda a cair abaixo de 
6,5. 
 
Controle analítico do reator 
 
Deverá ser empreendido um controle analítico sobre os esgotos à entrada e à saída do 
reator e do lodo em pontos de amostragem em diferentes profundidades. As principais 
variáveis de controle dos esgotos são a DQO (e a DBO, por tratar-se de parâmetro da 
legislação), pH, temperatura, concentração de ácidos voláteis e alcalinidade de 
bicarbonatos. Controle de pH e temperatura deve ser feito pelo menos uma vez por dia, 
enquanto que as demais características devem ser analisadas pelo menos uma a duas 
vezes por semana. Do lodo, é importante o controle da concentração de sólidos em 
suspensão voláteis ao longo da profundidade da zona de manto. 
 
 
8.6. Exemplo de Dimensionamento – Reator UASB 
 
Dados: 
 
• População atendida: 25.815 habitantes 
 55
• Vazão média de esgotos:27.815 x 0,16 m3/hab.dia = 4450,4 m3/dia 
• Vazão máxima horária de esgotos: 1,2 x 1,5 x 4.450,4 / 86,4 = 92,72 L/s 
• Carga de DBO: 0,054 x 27.815 = 1.502 kg/dia 
 
- Tempo de detenção dos esgotos no reator: 6,0 horas (p/ Qmáx.) 
- Volume útil dos reatores: 92,72 x 6,0 x 3,6 = 2.003 m3 
 
Deverão ser utilizados 04 (quatro) reatores UASB de 525,7 m3 cada, com 14,80 m de 
comprimento, 7,40 m de largura e 4,80 m de profundidade útil total (zona de manto + 
zona de decantação). 
 
- Volume dos 4 reatores: 4 x 525,7 = 2.102,8 m3 
- Tempo de detenção hidráulico resultante: 
 
td = 2.102,8 / (92,72 x 3,6) = 6,3 h (p/ Qmáx.) 
 
- Velocidade ascensional na zona de manto de lodo: 
 
Vasc. = (92,72 x 3,6) / (7,14 x 14,8 x 4 ) = 0,76 m/h 
 
- Velocidade de passagem para a zona de decantação: 
 
Vp = (92,72 x 3,6) / ( 4 x 0,4 x 4 x 14,8) = 3,5 m/h 
(obs: consideradas quatro aberturas de 0,40 x 14,80 por reator) 
 
- Velocidade de escoamento à superfície da zona de decantação: 
 
qA = (92,72 x 3,6) / (4 x 14,8 x 5,2) = 1,08 m3 / m2.h 
(obs: A largura efetiva de cada reator na zona de decantação reduziu-se de 7,4 m para 5,2 
m, devido aos espaços ocupados pelo chapéu.) 
 
- Sistema de alimentação 
 
Considerando-se uma entrada a cada 3 m2 de fundo de reator, o número de tubos 
alimentadores será: (7,4 x 14,8 ) / 3 = 37 tubos por reator. 
 
-Produção de lodo 
 
Considerando-se a produção de lodo igual a 0,2 kg SS / kg DQO aplicada, tem-se: 
 
- Carga DQO = 1,85 Carga DBO ⇒ Carga DQO = 1,85 x 1502 = 2.779 kg DQO/dia 
 
- Produção de lodo: 0,2 x 2.779 = 556 kg SS / dia 
 
- Produção de gás: 
 
Considerando-se a produção de 0,12 Nm3 gás / kg DQO Aplicada, tem-se: 
 
Prod. Gás = 0,12 x 2.779 = 333,5 Nm3 / dia (gás com 75% CH4) 
 
- Eficiência do reator: 
 56
 
65% em DBO. 
 
- Carga de DBO Residual: 
 
0,35 x 1502 = 525,7 kg DBO / dia 
 
 
9. Tratamento de Lodo 
 
9.1. Considerações Iniciais 
 
O tratamento de esgotos, em última instância, culmina com concentração da fase sólida. 
Lodos são separados principalmente em decantadores primários ou secundários. Até 
mesmo no tratamento biológico, onde efetivamente ocorre degradação biológica de 
matéria orgânica, conta-se com a separação do excesso de lodo concentrado no fundo dos 
decantadores secundários de sistemas de lodos ativados ou filtros biológicos. Aliás, a 
produção de lodo constitui importante diferencial na escolha do sistema de tratamento. 
Enquanto que sistemas exclusivamente aeróbios como lodos ativados ou filtros 
biológicos de alta taxa podem produzir de 0,6 a 0,8 kg SS / kg DBO aplicada, a produção 
de lodo em um reator UASB é de apenas cerca de 0,2 kg SS/ kg DQO aplicada. Mesmo o 
sistema misto anaeróbio/aeróbio leva a uma menor produção de lodo que um sistema 
exclusivamente aeróbio. Essa vantagem é muito importante nos dias de hoje, uma vez 
que além de reduzir as necessidades de tratamento, principalmente as dificuldades com a 
disposição final do lodo costumam ser muito grandes. 
 
9.2. Etapas do tratamento de lodo 
 
O tratamento de lodo pode ser subdivido em três etapas principais, embora dependendo 
do sistema de tratamento de esgotos adotado, algumas delas podem ser suprimidas. É o 
caso, por exemplo, do sistema de lodos ativados com aeração prolongada, onde o 
processo opera em uma faixa em que a digestão do excesso de lodo pode ser dispensada. 
Os lodos descartados de reatores UASB também dispensam adensamento e digestão 
complementar. O adensamento de lodo pode não ser obrigatório em sistemas de lodos 
ativados ou filtros biológicos aeróbios mas, exceto em sistemas de pequeno porte, sua 
inclusão se viabiliza pelos benefícios trazidos às unidades posteriores de tratamento de 
lodo. Quando o tratamento de esgotos é feito por processos de lagoas, aí o sistema opera 
de forma que os lodos adensam e digerem nos próprios fundos das lagoas de estabilização 
ou de decantação, no caso dos sistemas de lagoas aeradas mecanicamente. O problema 
passa a ser como produzir mecanismos de remoção de lodo e para a desidratação final 
antes de ser enviado para disposição. 
Dependendo do uso a ser feito do lodo a ser retirado da estação de tratamento de esgotos, 
outras etapas de tratamento podem ser necessárias, como a sua desinfecção para 
aplicação em solo agrícola. 
O Objetivo do adensamento de lodo é reduzir o seu teor de umidade, remover água e 
assim reduzir volume e aumentar o teor de sólidos. Os lodos descartados de decantadores 
“secundários” de sistemas de lodos ativados com aeração prolonga possuem teor de 
sólidos inferior a 1% e quando um adensador o eleva para 2%, tem-se uma redução de 
volume de lodo de 100% a ser desidratado. Em um sistema de lodos ativados 
convencional ou de filtros biológicos aeróbios, o lodo é misto, primário e secundário, é 
gerado com teor de sólidos entre 1,0 e 1,5% e sua elevação para cerca de 4% permite uma 
 57
redução de volume ainda maior, podendo-se comprovar a vantagem de incorporá-lo ao 
sistema, em vista do volume necessário bem menor de digestores anaeróbios de lodo. 
O objetivo da digestão de lodo é complementar a sua estabilização bioquímica, isto é 
aumentar o grau de mineralização. Os lodos gerados em sistemas de lodos ativados 
convencional e de filtros biológicos aeróbios apresentam relação SSV/SST elevadas (0,8, 
por exemplo) e assim não permitem boas condições de desidratação natural ou mecânica. 
Como o que prevalece em uma etapa de digestão de lodo é metabolismo endógeno com 
destruição de SSV, essa relação se reduz (a 0,4, por exemplo) e o lodo mais mineralizado 
possui melhores condiçõespara a desidratação final. 
O objetivo da desidratação final é a remoção de água de forma a atingir-se teores de 
sólidos superiores a 20%, reduzindo-se assim drasticamente o volume de lodo a ser 
transportado e compatibilizando-o com aplicações tais como disposição em aterros ou na 
agricultura. 
 
 
9.3. Adensamento de lodo 
 
O adensamento de lodo pode ser feito por três processos principais alternativos. O 
adensamento por gravidade, é aplicável tanto para lodos de decantadores primários como 
para lodos de decantadores secundários, ou seja, excesso de lodos biológicos, bem como 
para lodos mistos primários e secundários. O adensamento por flotação com ar dissolvido 
pode ser uma alternativa interessante para o adensamento de excesso de lodos biológicos. 
Resultam em teores de sólidos superiores aos dos lodos adensados por gravidade e podem 
ser aplicadas maiores cargas de lodo por área superficial de adensadores, resultando na 
necessidade de menores áreas de adensadores. A estrutura, no entanto, é bem mais 
complexa. Parte do efluente final da ETE, isto é, do esgoto tratado, alimenta o tanque de 
pressurização onde o ar é injetado e, à pressão da ordem de 4,0 kgf/cm2, dissolve-se no 
líquido na forma de micro-bolhas. Em seguida, é misturado com o lodo à entrada pelo 
fundo da câmara de flotação, com remoção por raspagem do lodo adensado na parte 
superior e do líquido subnadante para retornar à entrada da ETE. Recentemente, têm-se 
desenvolvido máquinas para o adensamento mecânico de lodos. São máquinas projetadas 
para providenciar apenas uma desidratação parcial do lodo, em torno de 4 a 5 %, para 
posterior desidratação final que também poderá ser mecanizada. Pesquisas recentes têm 
demonstrado a possibilidade de se obter vantagens interessantes mediante o 
condicionamento químico de lodos previamente ao seu adensamento. Neste texto, será 
dada maior ênfase ao adensamento por gravidade. 
 
Adensamento por gravidade 
 
Os adensadores por gravidade são unidades semelhantes aos decantadores de seção 
circular em planta, sendo alimentados com o lodo pelo centro e na parte superior, no 
interior de um anteparo que o direciona para o fundo, de onde é removido após sofrer 
adensamento. Enquanto isso, o líquido sobrenadante escoa pelos vertedores perimetrais 
posicionados à superfície do adensador, podendo ser recirculados à entrada da ETE. 
 
Dimensionamento dos adensadores por gravidade 
 
O principal fator de dimensionamento dos adensadores por gravidade é a taxa de 
aplicação de sólidos, que é o fluxo de massa de sólidos aplicados por unidade de área 
superficial dos adensadores. Depende do tipo de lodo a ser adensado, sendo propostas as 
seguintes faixas de valores: 
 
 58
Tabela 12: Taxa de aplicação de sólidos em função do tipo de lodo. Fonte: Hespanhol 
(1986) 
Tipo de Lodo Taxa de Aplicação de 
Sólidos 
(kgSS/m2.dia) 
Teor de Sólidos no Lodo 
Adensado 
(%) 
Primário 100 – 150 6 – 12 
Filtro Biológico 40 – 50 4 – 10 
Lodos Ativados 20 – 40 1,5 – 4,0 
Primário + Filtro Biológico 60 – 100 4 – 10 
Primário + Lodos Ativados 40 - 80 3 - 10 
 
A taxa de aplicação de sólidos deverá ser o fator mais restritivo na determinação da área 
superficial dos adensadores porém, a taxa de escoamento superficial, vazão de lodo 
aplicada por unidade de área superficial dos adensadores, deverá ser mantida dentro de 
certos, ou seja, qA = Q / As < 16 m3/m2.dia. 
A NB – 570 da ABNT faz recomendações adicionais, tais como profundidade útil 
mínima dos adensadores igual a 3,0 m , tempo de detenção hidráulico máximo de 24 
horas e obrigatoriedade de remoção mecanizada de lodo quando se utilizam diâmetros 
superiores a 3,0 m. O limite máximo de tempo de detenção do lodo no adensador deve-se 
à possibilidade de entrar em decomposição anaeróbia e exalar maus odores. Quando 
resulta do dimensionamento tempos de detenção superiores a 24 horas, pode-se recircular 
uma parcela do esgoto tratado, o efluente final da ETE, com vazão calculada para garantir 
o atendimento ao valor limite. 
 
Exemplo de Dimensionamento 
 
Dados: 
• Tipo de lodo: Primário + Lodos Ativados 
• Produção de lodo: ∆X = 2254 kg SS / dia 
• Massa específica do lodo: 1020 kg/m3 
• Teor de sólidos do lodo: 1% 
• Vazão de lodo: Q = 2254 / (0,01 x 1020) = 221 m3/dia 
 
Taxa de aplicação de sólidos: 60 kg SS / m2 .dia (adotada) 
Área necessária do adensador: 
 
AAD = 2254 / 60 = 37,6 m2 (diâmetro D = 6,9 m) 
 
Adotando-se o diâmetro D = 7 m, a área do adensador será de 38,5 m2 e a taxa de 
aplicação de sólidos resultante será 2254 / 38,5 = 58,5 kg SS / m2.dia 
 
Profundidade útil adotada: Hu = 4 m 
 
Volume útil resultante: Vu = 4 x 38,5 = 154 m3 
 
Tempo de detenção hidráulico: td = V / Q = 154 / 221 = 0,7 d = 16,7 h 
 
Taxa de escoamento superficial: qA = Q / As = 21 / 38,5 = 5,7 m3/m2.dia 
 
Teor de sólidos no lodo adensado: 4% (estimado) 
 
 59
Vazão de lodo adensado, para massa específica de 1030 kg / m3: 
 
QL.AD = 2254 / (0,04 x 1030) = 54, 7 m3/dia 
 
Vazão de Recirculação: 221 – 54,7 = 166,3 m3/dia 
 
O adensador deverá possuir removedor mecanizado de lodo. 
 
 
9.4. Digestão de Lodo 
 
Dependo do tipo de tratamento de esgotos e de suas condições operacionais, o lodo 
proveniente das unidades de separação de sólidos podem necessitar de estabilização 
bioquímica complementar. Para isso podem ser empregados digestores aeróbios ou 
anaeróbios, sendo que em ambos os casos deseja-se a redução do teor de voláteis do lodo 
via metabolismo endógeno. Os digestores aeróbios são tanques providos de sistema de 
aeração tais quais os usados nos reatores de lodos ativados. Tendo em vista o crescimento 
mais rápido destes microrganismos em relação aos anaeróbios, pode-se entender que os 
volumes de reatores são relativamente menores, podendo levar a custos de implantação 
mais reduzidos do que o daqueles, mesmo necessitando-se dos equipamentos de aeração. 
Porém, para a aeração de lodos concentrados, o consumo de energia elétrica é bastante 
elevado e a diferença entre os custos operacionais tem levado ao uso bastante difundido 
de digestores anaeróbios em sistemas de lodos ativados e de filtros biológicos aeróbios. 
Por esse motivo, será dada aqui maior ênfase para a digestão anaeróbia de lodos. 
 
Digestores Anaeróbios de Lodo 
 
De acordo com a NB – 570, os digestores anaeróbios podem ser classificados em baixa 
taxa, quando não possuem nem sistema de homogeneização nem de aquecimento do lodo, 
convencionais, quando possuem sistema de homogeneização mas não possuem sistema 
de aquecimento e alta taxa, quando possuem tanto sistema de homogeneização quanto de 
aquecimento. 
De acordo com a NB –570 da ABNT, o volume útil dos digestores anaeróbios deve ser 
determinado com base na taxa de aplicação de sólidos em suspensão voláteis e no tempo 
de detenção hidráulico, devendo-se obedecer certos limites, estabelecidos em função do 
tipo de digestor, conforme apresentado na tabela 12: 
 
Tabela 12: Taxas de aplicação de SSV e tempos de detenção hidráulicos em função do 
tipo de digestor anaeróbio. Fonte: NB – 570 
 
 
 
Taxa de Aplicação de SSV 
(kg SSV / m3 . dia) 
 
Tempo de Detenção 
Hidráulico 
(dias) 
Baixa Taxa < 0,5 > 45 
Convencional < 1,2 > 30 
Alta Taxa < 6,0 > 15 
 
Podem ser usados digestores de segundo estágio, para armazenamento do lodo e remoção 
de sobrenadante. O volume do digestor de segundo estágio é de cerca de 1/3 do volume 
de primeiro estágio, determinado pelos critérios apresentados. 
 
 60
Exemplo de Dimensionamento de um Digestor Anaeróbio de Baixa Taxa 
 
Dados: 
 
• Produção de lodo: ∆X = 2254 kg SS / dia 
• Fração Volátil: ∆Xv = 1757 kg SSV / dia 
• Teor de sólidos do lodo: 4% 
• Vazão de lodo: Q = 54,7 m3/dia 
 
Taxa de Aplicação de SSV : 0,5 kg SSV / m3 . dia (adotada) 
 
Volume necessário de digestores anaeróbios:VDIG.AN = 1757 / 0,5 = 3.514 m3 
 
Para atender o tempo de detenção mínimo de 45 horas, tem-se: 
 
VDIG.AN = 45 X 54,7 = 2.461,5 m3 
 
Deverão ser adotados três digestores de 1.200 m3 cada, perfazendo um volume útil total 
de 3.600 m3. 
 
9.5. Desidratação de Lodo 
 
O objetivo da desidratação de lodo é elevar o teor de sólidos geralmente acima de 20%, 
de modo a reduzir o volume a ser transportado e a permitir a sua disposição final em 
aterros, agricultura, etc.. Pode ser feita via natural ou mecanizada. A secagem natural 
pode ser feita em leitos de secagem ou lagoas de lodo. As lagoas de lodo não devem ser 
consideradas soluções definitivas muito adequadas. Os leitos de secagem de lodos devem 
ser empregados de forma mais vantajosa em pequenos sistemas de tratamento. A área de 
leitos necessária é relativamente grande, da ordem de 0,1 m2 por habitante. O custo de 
sua estrutura, as dificuldades operacionais com a remoção do lodo desidratado e a 
presença excessiva de águas de chuva podem inviabilizar o seu uso, principalmente em 
grandes sistemas de tratamento. As máquinas desaguadoras têm o seu emprego crescido 
nos últimos anos, principalmente filtros-prensa de placas ou de esteira, bem como os 
decanters centrífugos. Apesar do custo relativamente alto dessas máquinas, a facilidade 
operacional tem viabilizado a sua adoção. Para aplicação nas máquinas, necessita-se do 
condicionamento prévio do lodo. No Brasil é prática corrente o condicionamento químico 
com cloreto férrico e cal, em progressiva prática de substituição pelo uso de 
polieletrólitos. 
 
Leitos de secagem de lodo 
 
Os leitos de secagem de lodo são estruturas compostas de tijolos, dispostos dois a dois e 
com juntas preenchidas com areia grossa. Sob os tijolos, são dispostas camadas de areia 
grossa e britas de granulometrias crescentes em direção ao fundo, uma laje impermeável 
de onde o líquido que infiltra é drenado e retornado à entrada da ETE. O lodo é disposto 
sobre os tijolos, secando por infiltração de água no leito e por evaporação ao sol. Os 
leitos são alimentados sob a forma de rodízio, a partir de canais com comportas. Um ciclo 
típico de operação de leitos de secagem, comumente adotado em projetos em nossa 
região, é de 30 dias de duração total, sendo 20 dias reservados para a desidratação do 
 61
lodo e 10 dias para a remoção do lodo seco e para rearranjo do leito. Podem ser esperados 
teores de sólidos no lodo desidratado superiores a 30%. 
Para a determinação da área necessária de leitos de secagem, a NB – 570 da ABNT 
preconiza como critério a taxa de aplicação de sólidos, que não poderá ultrapassar a 15 kg 
SS / m2 x ciclo. Em nossa região são utilizadas taxas da ordem de 10 a 12 kg SS / m2 x 
ciclo. Determinada a área total de leitos, a mesma é subdivida em um certo número de 
leitos que não deverão ser muito grandes para diminuir as dificuldades operacionais. 
 
Exemplo de Dimensionamento de Leitos de Secagem de Lodo 
 
Dados: 
 
• Produção de lodo: ∆X = 2254 kg SS / dia 
• Fração Volátil: ∆Xv = 1757 kg SSV / dia 
 
Considerando-se que, anteriormente à secagem, o lodo sofrerá redução de 55% dos 
sólidos voláteis devido à digestão anaeróbia, tem-se: 
 
∆Xv,RED = 0,55 x 1757 = 966 kg SSV / dia 
∆Xp/secagem = 2254 – 966 = 1288 kg SS / dia 
∆Xp/secagem = 1288 x 365 = 470120 kg SS / ano 
 
Adotando-se 12 ciclos de secagem por ano, tem-se: 
 
∆Xp/secagem = 470120 / 12 = 39177 kg SS / ciclo 
 
Adotando-se a taxa de 12,5 kg SS / m2 x ciclo, tem-se a seguinte área necessária de leitos 
de secagem de lodo: 
 
AL.SEC = 39.177 / 12,5 = 3.134 m2 
 
São propostos 27 leitos de secagem de lodo de (6,0 x 20,0)m de dimensões em planta 
cada um. 
 
Desidratação mecânica de lodo 
 
Os principais tipos de máquina disponíveis no mercado são os filtros-prensa de placas, 
filtros-prensa contínuos de esteira, os filtros a vácuo e os decanters centrífugos. 
Quando se empregam filtros-prensa de placa em estações de lodos ativados, são exigidas 
dosagens de cloreto férrico, FeCl3 , de 7 kg / 100 kg SS e de cal hidratada, Ca(OH)2 , de 
15 kg / 100 kg SS, o que torna esta etapa da ETE dispendiosa, aumenta o volume de lodo 
e dificulta a disposição agrícola do lodo. Quando são usados somente polieletrólitos, 
dosagens da ordem de 0,5 a 0,6 kg / 100 kg SS normalmente são necessárias. O tipo de 
condicionamento do lodo e as dosagens dependem fundamentalmente do estado em que o 
lodo é gerado, principalmente seu grau de mineralização, sendo que lodos pouco 
mineralizados são de desidratação mais difícil. 
 
Exemplo de Dimensionamento de um Filtro-Prensa de Placas 
 
V = 100 (SS) / N . P . ρ 
 
 62
V: Volume do filtro-prensa (Litros) 
(SS): carga de sólidos em suspensão (kg/dia) 
N: número de prensagens por dia 
P: Teor de sólidos da torta (%) 
ρ: Massa específica da torta (kg/L0 
 
Dados: 
 
∆X = 6825 kg SS / dia 
N = 4 
P = 30% 
ρ = 1,06 
 
Volume do filtro-prensa: 
 
V = (100 x 6825) / (4 x 30 x 1,06) = 5.366 L 
 
Utilizando-se placas de (1,5 m x 1,5 m) e 3 cm de espessura, tem-se: 
 
Vcâmara = 1,5 x 1,5 x 0,03 = 0,0675 m3 = 67,5 L 
 
Número de placas = 5.366 / 67,5 = 80 
 
Exemplo de dimensionamento de um filtro prensa contínuo de esteira 
 
Dados: 
 
• ∆X = 8212 kg SS / dia 
• ρ = 1030 kg / m3 
• Teor de sólidos: 5% 
• Vazão de lodo: QLODO = 8212 / (0,05 x 1030) = 160 m3/dia 
 
Utilizando-se a taxa de aplicação de 300 kg SS / m x h e dois filtros de 1 m de largura de 
esteira, tem-se o seguinte número de horas diárias de funcionamento: 
 
No. horas/dia = 8.212 / (300/2) = 14 
 
Consumo de polieletrólito: 
 
Médio: 6 kg / 1000 kg SS 
Máximo: 8 kg / 1000 kg SS 
 
Teor de sólidos no lodo desidratado: 30% 
 
Volume de lodo desidratado, com ρ = 1060 kg / m3 e 90% de captura de sólidos 
 
Vlodo seco = (0,9 x 8212) / (0,3 x 1060) = 23 m3/dia 
 
 
Dimensionamento alternativo de um decanter centrífugo 
 
 63
Escolhendo-se uma centrífuga com capacidade de alimentação de 10 m3/hora, tem-se o 
seguinte número de horas diárias de funcionamento: 
 
No. Horas/dia = 160 / 10 = 16 
 
Considerando-se o lodo desidratado a 20% de sólidos, ρ = 1060 kg / m3 e 90% de captura 
de sólidos, tem-se a seguinte vazão de lodo desidratado: 
 
Vlodo seco = (0,9 x 8212) / (0,2 x 1060) = 35 m3/dia 
 
 
10. Referências Bibliográficas 
 
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Considerações Sobre Projeto”. IV Curso Curso Internacional Sobre Controle da 
Poluição das Águas. Japan International Cooperation Agency - CETESB/São Paulo, 
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